Miljöteknisk bedömning och hantering av sulfidjordsmassor

FORSKNINGSRAPPORT Miljöteknisk bedömning och hantering av sulfidjordsmassor Kerstin Pousette

Miljöteknisk bedömning och hantering av sulfidjordsmassor Kerstin Pousette Luleå tekniska universitet Institutionen för Samhällsbyggnad Avdelningen för Geoteknologi

Förord Denna rapport har tagits fram i ett projekt finansierat av Trafikverket (tidigare Banverket och Vägverket). Målet med projektet var att utifrån dagens kunskap ta fram en handledning med råd och rekommendationer för hantering av sulfidjordsmassor. Handledningen publicerades 2007 (Pousette, 2007 b). Denna rapport är en bakgrundsrapport till handledningen och omfattar en kunskapssammanställning som på ett mer utförligt sätt än i handledningen beskriver sulfidjordars försurningsegenskaper, olika klassificerings- och bedömningssystem, samt hur sulfidjord kan hanteras på ett miljömässigt bra sätt. Rapporten innehåller också en sammanställning och utvärdering av 102 prover som har undersökts och bedömts enligt det bedömningssystem som föreslås i handledningen. Rapporten ska ses som ett komplement till handledningen för dem som vill veta mer om sulfidjordars miljötekniska egenskaper. Övriga medverkande i projektet har varit Josef Mácsik, LTU/Ecoloop och Sven Knutsson, LTU. Projektledare från tidigare Banverket och Vägverket har varit Ingrid Södergren och Åsa Lindgren. Ett stort tack riktas till Lars Eriksson, MRM Konsult AB, som har utvecklat den lakmetodik bedömningssystemet grundar sig på, samt tillhandahållit resultat från lakförsök. Kerstin Pousette Luleå, juni 2010. i

ii

Sammanfattning Denna rapport är en kunskapssammanställning om sulfidjordars försurningsegenskaper, hur de kan undersökas och bedömas, samt hur sulfidjordsmassor kan hanteras på ett miljömässigt bra sätt. Arbetet är en del i ett projekt finansierat av Trafikverket (tidigare Banverket och Vägverket) där en handledning med råd och rekommendationer för hantering av sulfidjordsmassor har tagits fram (Pousette, 2007 b). Problem med försurning fås när sulfidjord utsätts för luftens syre och oxiderar. Detta har skett, och sker, naturligt pga landhöjning varvid sulfidjordssediment hamnar ovanför havsytan. Problem med försurning fås även när sulfidjord grävs upp och exponeras för luft. Oxidationsprocesserna leder till att ph i jorden sjunker och metaller kan lakas ut. ph-värden kring 3 är inte ovanliga. Så länge sulfidjord är anaerob (syrefri), vilket den är under lägsta grundvattennivån, ligger ph över 7 och jorden är harmlös vad gäller utlakning. I rapporten redovisas flera exempel på sulfidjordsprofiler och hur förhållandena varierar med djupet, vad gäller bl a ph, redoxpotential och metallhalter. Olika metoder för att bestämma sulfidjordars försurningsegenskaper beskrivs, liksom olika bedömningssystem. Ett nytt bedömningssystem har tagits fram, som bygger på tidigare föreslagna och använda system. Bedömningssystemet utgår från lakförsök utförda med upprepade aeroba laksteg där provet väts mellan varje steg. 102 lakförsök utförda enligt denna lakmetodik har utvärderats för att studera vilka parametrar som påverkar försurningsegenskaperna. Svavelhalten är en viktig parameter, eftersom det är oxidation av svavlet i jorden som resulterar i att H + -joner frigörs. Men det räcker inte med att enbart analysera svavelhalten för att bedöma en sulfidjords försurningsegenskaper eftersom även jordens buffertförmåga påverkar vilken ph-sänkning som fås vid oxidation. Genom att utföra lakförsök med upprepade cykler av torkning och vätning kan försurningsförloppet studeras, både vad avser den hastighet som ph sjunker med och det lägsta ph-värdet som uppnås. Båda dessa parametrar är viktiga för bedömningen och ger information om jordens buffertförmåga. Lakmetodiken med upprepade aeroba lakförsök är ett relativt enkelt och snabbt sätt för att bestämma sulfidjordars försurningsegenskaper, normalt tar försöket 10 dygn. Metoden kan särskilja sulfidjord av olika typ vad avser hur fort ph sjunker och vilket lägsta ph-värde som kan erhållas. I de utvärderade lakförsöken varierade uppmätta ph-min.värden mellan 2,6 och 6,3. För 37 % av proverna sjönk ph aldrig under 4. För proverna där ph sjönk under 4, varierade antalet aeroba laksteg till dess att ph understeg 4 mellan 2 och 13. Huvudparametrarna i det föreslagna bedömningssystemet är svavelhalten, ph-min.värdet vid lakförsök med upprepade aeroba laksteg och antalet aeroba laksteg till dess att ph < 4. I rapporten beskrivs bedömningssystemet i sin helhet och det finns flera exempel som visar hur det ska användas. En genomgång av olika åtgärdsprinciper för sulfidjord har utförts och åtgärderna prioriteras med avseende på försurningsegenskaper. Eftersom anaerob sulfidjord är harmlös är det bästa ur försurningssynpunkt att inte gräva upp sulfidjord. Grävs den upp är det bästa alternativet att lägga den under grundvattenytan så att oxidation förhindras och jorden förblir anaerob. Läggs sulfidjorden upp ovan jord är det viktigt att minimera kontakten med luftens syre. Det kan göras genom att lägga ut ett täckskikt med tillräcklig tjocklek. Viktigt att tänka på vid uppläggning ovan jord är förhållandena på uppläggningsplatsen. Bäst är att lägga upp jorden på ett område som består av sulfidjord där marken och vattendragen redan är påverkade av iii

försurning från sulfidjord. iv

Abstract This report presents and discusses how the acidification properties of sulfide soils can be investigated, analysed and assessed. In the report it is also described how sulfide soils can be managed in an environmentally sound manner. The report is a result of a project granted by the Swedish Railway and Road Administration, nowadays Traffic Administration. Within the project a handbook with guidelines for management of sulfide soil has also been published (Pousette, 2007 b). Problems with acidification occur when sulfide soils are exposed to oxygen and acidity is produced from the oxidation of sulfides. As a consequence of isostatic land uplift, a natural process, sulfide rich sediments once deposited in the sea are brought above the sea level and exposed to oxygen. Problems with acidification also occur when sulfide soils are drained or excavated, as a consequence of human activities. The oxidation processes leads to a decrease of ph in the soil and a corresponding release of metals. ph values around 3 are not uncommon. When sulfide soils are anaerobic (oxygen-free), i.e. when they are below the lowest groundwater level, ph is above 7 and then the soils are harmless in terms of leaching. Several examples are presented in the report regarding sulfide soil profiles, and how conditions can vary with depth, in terms of ph, redox potential and metal content. Different methods to determine sulfide soils acidification properties are described, as well as different classification systems for assessment of the acidification properties. Based upon previously proposed and used classifications systems, a new classification system has been developed. The assessment is based on leaching tests performed with a series of aerobic leaching steps where the sample is rewetted between each step. 102 leaching tests performed according to this method were evaluated to study parameters having an impact on the acidification properties of sulfide soil. The sulfur content is one important parameter, since it is oxidation of sulfur that results in a release of H + ions in the soil. However, it is not enough to only analyse the sulfur content in order to assess a sulfide soils acidification properties. The buffer capacity of the soil also affects the decrease of ph obtained at oxidation. By performing leaching tests with repeated cycles of drying and wetting, the acidification processes can be studied. This is done in two ways: 1) the decreasing rate of ph and 2) the finally reached ph value. Both parameters are valuable for the assessment and provide good information about the soils buffer capacity. The leaching method with a series of aerobic leaching steps is a relatively simple and quick method. Normally the test takes 10 days. The leaching method can distinguish sulfide soils of different types with regard to: 1) decrease rate of ph and 2) the lowest ph value obtained. In the evaluated and presented leaching tests the lowest ph value obtained ranged from 2.6 to 6.3. For 37 % of the samples ph never reached values below 4. For the samples that reached a ph value below 4, the number of aerobic leaching steps until ph was below 4 ranged from 2 to 13. The main parameters of the proposed classification system is the sulfur content, the minimum ph value reached in the leaching test and the number of aerobic leaching steps until ph is lower than 4. The report describes in detail the classification system and how it is used to assess sulfide soils acidification properties. Some examples of the use of the system are also included. A review of different management strategies for sulfide soils has been performed and they are v

described and ranked after the acidification impact on the environment. Since anaerobic sulfide soil is harmless, the best principle to avoid problems with acidification is to not excavate the soil. Then it remains anaerobic. If the soil is, or has to be, excavated the best option is to place the excavated soil below the groundwater table. In this way, oxidation is prevented and the soil can remain anaerobic. If the soil is excavated and piled up above the ground, it is important to minimise the contact with oxygen in the atmosphere. This can be done by covering the soil with a protection layer of adequate thickness. If the soil is piled up above ground it is important to keep in mind the environmental condition on the site. It is then best if the site consists of sulfide soil as the ground and water streams then already are affected by acidification from the sulfide soil. vi

Innehållsförteckning Förord Sammanfattning Abstract Innehållsförteckning i iii v vii 1 Inledning 1 1.1 Bakgrund 1 1.2 Syfte 1 1.3 Omfattning och rapportens upplägg 2 1.4 Avgränsningar 2 2 Sulfidjord 3 2.1 Vad är problemen med sulfidjord? 3 2.2 Sulfidjord, sur sulfatjord, några definitioner 4 2.3 Utbredning och bildning 4 2.3.1 Sverige och Finland 4 2.3.2 Internationellt 5 2.4 Försurningsegenskaper 6 2.5 Typiska sulfidjordsprofiler 9 2.6 Effekter av oxiderad sulfidjord på vattendrag 13 2.7 Geotekniska egenskaper 15 2.8 Geoteknisk klassificering, Sverige 16 2.8.1 Okulär granskning - Benämning 16 2.8.2 Organisk halt 20 2.9 Klassificering/identifiering sur sulfatjord, internationellt 21 3 Lakförsök 23 3.1 Inledning 23 3.2 Standardiserade lakförsök 23 3.3 Lakförsök enligt Australiska riktlinjer för sulfidjord 25 3.3.1 Översikt 25 3.3.2 Bestämning av försurningsegenskaper genom lakning och titrering 25 3.3.3 Bestämning av försurningsegenskaper utifrån svavel- och 27 kalcium/magnesiumhalter 3.4 Exempel och resultat från olika lakförsök på sulfidjord 27 3.4.1 Skakförsök med kontinuerlig tillförsel av luft och bestämning av NNP 27 3.4.2 Lakmetodik för fältprovning och bestämning av NNP 28 3.4.3 Upprepade laksteg genom tratt, aeroba prover 28 3.4.4 Lakförsök och oxidering genom torkning och befuktning 29 3.5 LTU:s lakmetod 30 3.6 MRM:s lakmetod 33 vii

3.7 Jämförelse mellan LTU:s och MRM:s lakmetod 36 3.7.1 Anaerobt laksteg 36 3.7.2 Aerobt laksteg 36 3.7.3 Jämförelse av resultat 36 3.8 MRM:s lakmetod, faktorer i försöksutförandet som påverkar resultatet 38 3.8.1 Temperatur vid torkning av jordprov 38 3.8.2 Lakningsförhållanden, L/S-kvot 40 4 Utvärdering av lakförsök utförda enligt MRM:s lakmetod 43 4.1 Omfattning 43 4.2 Undersökta jordprov 44 4.2.1 Järn- och svavelhalt, Fe/S-kvot 44 4.2.2 Provtagningsdjup 46 4.2.3 Okulär granskning 46 4.2.4 Vattenkvot 46 4.2.5 Glödgningsförlust 47 4.3 Resultat lakförsök 48 4.3.1 Anaerob lakning 48 4.3.2 Aerob lakning 48 4.3.3 Samband mellan ph och redoxpotential 52 4.4 Parametrar som påverkar försurningsegenskaperna 54 4.4.1 Försurningseffekt och Spearmans korrelationskoefficient 54 4.4.2 Fe/S-kvot 54 4.4.3 Glödgningsförlust, organisk halt 55 4.4.4 Svavelhalt 57 4.4.5 Järnhalt 58 4.4.6 Rester av snäckskal 58 4.5 Slutsatser 59 5 Bedömningssystem för sulfidjordars 60 försurningsegenskaper 5.1 LTU:s bedömningssystem 60 5.2 MRM:s bedömningssystem 61 5.3 Andra bedömningssystem 62 5.4 Förslag till nytt bedömningssystem 64 5.4.1 Utgångspunkt 64 5.4.2 Parametrar 65 5.4.3 Bedömningssystem 65 5.4.4 Två exempel 68 6 Hantering av sulfidjordsmassor 71 6.1 Åtgärdsprinciper 71 6.1.1 Översikt 71 6.1.2 Urgrävning 72 6.1.3 Uppläggning av sulfidjordsmassor 72 viii

6.2 Skyddsåtgärder för att minska försurning från upplagd sulfidjord 74 6.2.1 Täckskikt 74 6.2.2 Kalkning 75 6.2.3 Utformning av ett upplag ovanför grundvattenytan 76 6.3 Praktikfall, uppläggning ovanför grundvattenytan 76 6.3.1 Södra Sunderbyn, terrängmodellering 76 6.3.2 Botniabanan, upplag Gideälven 77 6.3.3 Botniabanan, planerat upplag Stöcke 77 7 Diskussion 78 8 Slutsatser 82 Referenser 83 Bilagor Bilaga 1 Metodbeskrivning - Lakförsök sulfidjord, LTU (2000) Bilaga 2 Metodbeskrivning - Lakförsök sulfidjord, LTU (2005-08-23) Bilaga 3 Metodbeskrivning - Lakförsök sulfidjord, MRM (2005-08-23) Bilaga 4 Metodbeskrivning - Lakförsök sulfidjord, MRM (jan 2007) Bilaga 5 Redoxpotential som funktion av antal laksteg vid lakförsök enligt LTU:s och MRM:s lakmetodik Bilaga 6 Sammanställning av lakförsök utförda enligt MRM:s lakmetod, inklusive bedömning Bilaga 7 Spearmans korrelationskoefficient, r s Bilaga 8 Utvärdering av försurningsegenskaper i några sulfidjordsprofiler ix

x

1 Inledning 1.1 Bakgrund Idag råder en osäkerhet om hur sulfidjordsmassor ska klassificeras och hanteras. Det gäller i första hand de stora aktörerna som Vägverket och Banverket men även tillsynsmyndigheter på lokal såväl som regional och nationell nivå. Dessutom råder osäkerhet bland aktörer som konsulter och entreprenörer. Sulfidjord är en problemjord i många avseenden. Den har ofta högt vatteninnehåll och hög organisk halt, vilket gör den mycket sättningsbenägen vid belastning och ger den dålig bärighet. Att bygga på en sådan jord medför ofta att den måste förstärkas eller grävas bort. Miljömässigt uppstår problem när sulfidjord utsätts för syre, vilket sker när sulfidjordsmassor grävs upp eller vid grundvattensänkning. Sulfid oxiderar då till sulfat, vilket får till följd att ph sänks och metaller kan lakas ut (Eriksson m fl, 2005; Palko 1994; Åström & Björklund 1995). Idag finns inga riktlinjer för hur uppgrävda sulfidjordsmassor ska tas omhand, utan det bedöms från fall till fall. I vissa fall kan sulfidjord bedömas som så miljöstörande att den måste deponeras med mycket höga kostnader som följd. På deponier är en kostnad på över 1000:- per ton deponerat material inte ovanligt. Att lägga massorna på deponi är således ingen bra lösning. Det finns alternativ som i många fall är bättre. I projektet Handledning - Råd och rekommendationer för hantering av sulfidjordsmassor har en handledning tagits fram för att sprida kunskap om hur sulfidjord kan klassificeras och bedömas för att kunna ta fram den bästa hanteringsmetoden (Pousette, 2007 b). Som grund för handledningen genomfördes en kunskapssammanställning om hur sulfidjord kan bedömas miljögeotekniskt och hur sulfidjordsmassor kan hanteras. Denna rapport är resultatet av kunskapssammanställningen. I projektet ingick även att ordna ett antal seminarier, dels för att informera om projektet och dels för att ta in synpunkter från olika aktörer, till exempel miljömyndigheter, för att sedan slutligen informera om den färdiga handledningen och hur den kan användas. En sammanställning från det första seminariet är publicerad (Åkerlund, 2005). Projektet har finansierats av Banverket och Vägverket. 1.2 Syfte Syftet med arbetet som presenteras i denna rapport är att sammanställa kunskap om: - hur sulfidjord kan bedömas miljötekniskt - hur sulfidjordsmassor kan hanteras på ett miljömässigt bra sätt. Kunskapssammanställningen har använts som bakgrundsmaterial för att ta fram handledningen Råd och rekommendationer för hantering av sulfidjordsmassor (Pousette, 2007 b). 1

1.3 Omfattning och rapportens upplägg Rapporten omfattar en kunskapssammanställning om sulfidjord, lakförsök, bedömningssystem för sulfidjordars försurande egenskaper och hanteringsmetoder för sulfidjordsmassor. Resultat från lakförsök utförda enligt en lakmetodik utvecklad av MRM Konsult AB har sammanställts och utvärderats. Ett nytt bedömningssystem föreslås utifrån kunskapssammanställningen och utförda utvärderingar av resultat från lakförsök. Kapitel 2 beskriver problemen med sulfidjord, hur den har bildats, hur olika sulfidjordstyper ser ut och kan klassificeras. Sulfidjordars egenskaper tas upp med särskilt fokus på försurningsegenskaperna. I kapitel 3 beskrivs olika typer av lakförsök, allt ifrån standardiserade metoder till metoder speciellt framtagna och anpassade för att undersöka sulfidjordars försurningsegenskaper. Resultat från undersökningar på sulfidjord med olika lakmetoder redovisas också. I kapitel 4 redovisas en sammanställning och utvärdering av resultat från lakförsök (102 st) utförda enligt MRM:s lakmetodik. I kapitel 5 beskrivs några olika bedömningssystem som har tagits fram för att bedöma sulfidjordars försurningsegenskaper. I kapitlet redovisas och kommenteras även det nya bedömningssystem som föreslås. Kapitel 6 beskriver olika åtgärdsförslag för uppgrävda sulfidjordsmassor. Metodernas fördelar, nackdelar och begränsningar anges. Principer för val av åtgärd tas också upp, samt några praktikexempel på åtgärder. Rapporten avslutas med ett diskussionskapitel och slutsatser. 1.4 Avgränsningar Arbetet har utförts med utgångspunkten att det skulle baseras på tidigare utförda försök. Att genomföra nya försök har således inte varit en huvudpunkt, vilket inte utesluter att sådana har genomförts. Det nya bedömningssystemet som tagits fram bygger på denna kunskapssammanställning och på resultat från lakförsök utförda i andra projekt. 2

2 Sulfidjord I kapitlet beskrivs problemen med sulfidjord, hur den har bildats, hur olika sulfidjordstyper ser ut och klassificeras. Sulfidjordars egenskaper tas upp med särskild fokus på försurningsegenskaperna och typiska sulfidjordsprofiler beskrivs. Begreppen anaerob, aerob sulfidjord och sur sulfatjord definieras. 2.1 Vad är problemen med sulfidjord? Sulfidjord är en problemjord i många avseenden. Den har ofta högt vatteninnehåll och hög organisk halt, vilket gör att den i många fall orsakar geotekniska problem på grund av att den är: - mycket sättningsbenägen vid belastning - mycket lös, har låg skjuvhållfasthet och därmed dålig bärighet. Att bygga på en sådan jord innebär att åtgärder måste vidtas för att en konstruktion ska fungera väl. Det finns olika jordförstärkningsmetoder som kan användas eller så kan sulfidjorden grävas bort och ersättas av bättre massor. Grävs sulfidjorden upp måste den tas om hand på ett lämpligt sätt så att den inte ger miljömässiga problem till följd av försurning. Miljömässiga problem kan fås om sulfidjord grävs upp och läggs upp ovanpå marken, varvid den utsätts för luftens syre. Syret gör att sulfider i jorden oxiderar till sulfat, vilket leder till försurning; ph kan då sänkas till under 3. Kemiska processer och sura förhållanden lakar ut metaller och svavel från jordens mineral och ger förhöjda värden av t ex svavel, järn, aluminium, kadmium, nickel, zink och koppar i det dräneringsvatten som kommer från jorden. De urlakade ämnena och den sura miljön påverkar vattenkvalitén i vattendrag vilket kan skada växtlighet och i värsta fall orsaka fiskdöd. Det finns flera dokumenterade fall av fiskdöd i vattendrag som avvattnar sulfidjordsområden (Hartikainen & Yli-Halla, 1986; Palko, 1994; Yli-Halla m fl, 1999; Powell & Martens, 2005, Erixon, 2009). Samma effekt och problem fås vid grundvattensänkning, då syre kommer i kontakt med jord som tidigare varit vattenmättad och legat under grundvattenytan. Grundvattensänkning sker naturligt när sulfidjordssediment kommer ovanför havsytan pga av landhöjningen, men kan också orsakas av människan vid dränering och dikning av sulfidjordsområden (Joukainen & Yli-Halla, 2003; Åström & Spiro, 2000). Andra problem som kan fås vid grundvattensänkning och oxidation av sulfidjord är: - utfällning av järnhydroxider i dräneringsledningar vilket orsakar igensättning av dessa och därmed försämrar/tar bort deras dräneringsfunktion - korrosion på järn och betong pga av lågt ph. Upplagd sulfidjord som utsätts för syre och oxiderar är en dålig grogrund för växter och om inga åtgärder vidtas kommer det att ta lång tid innan någon växtlighet etablerar sig. 3

2.2 Sulfidjord, sur sulfatjord, några definitioner Kännetecknande för sulfidjord är att den har bildats under reducerande förhållanden och att problem med försurning fås när jorden tillåts oxidera. I Sverige har sulfidjord bildats som sediment i botten på Litorinahavet. Sulfidjord innehåller järnsulfid (FeS 2, pyrit och FeS, järnmonosulfid) och vid kontakt med syre oxiderar svavlet genom flera processer till svavelsyra och jorden blir försurad. Längs Norrlandskusten dominerar monosulfid, som är svart, varför dessa jordar även kallas svartmocka. Internationellt kallas denna typ av jord för acid sulfate soil, ASS (sur sulfatjord) och det är även den benämning som används av geologer. Det mesta av den forskning som har utförts internationellt använder benämningen sur sulfatjord. Dent & Pons (1995) kallar sur sulfatjord den otrevligaste jorden nastiest soil i världen, pga den försurning som kan fås och de effekter det kan leda till. I den här rapporten kommer i huvudsak benämningen sulfidjord att användas, vilket är den svenska benämningen som vanligen används av geotekniker. En jordprofil i sulfidjord som pga landhöjning kommit över havsytan består av tre zoner, överst en oxiderad zon, underst en zon med reducerande förhållanden och mellan dem en övergångszon där förhållandena varierar mellan oxiderande och reducerande förhållanden. Sulfidjord kan delas in i aerob (oxiderad) och anaerob (reducerad) sulfidjord. De internationella benämningarna för dessa två typer av sulfidjord är actual acid sulfate soil, AASS (verklig sur sulfatjord) och potential acid sulfate soil, PASS (potentiell sur sulfatjord). De olika definitionerna sammanfattas i tabell 2.1. Används enbart benämningen sulfidjord avses vanligen anaerob sulfidjord och används benämningen sulfatjord eller sur sulfatjord avses vanligen AASS, verklig sur sulfatjord i den oxiderade zonen. Tabell 2.1 Indelning och benämning av sulfidjord respektive sur sulfatjord. Zon Förhållanden med avseende på syretillgång Förhållanden med avseende på vattenmättnadsgrad Geoteknisk benämning Geologisk och internationell benämning Ej definierad Sulfidjord ASS oxiderad zon aeroba omättade aerob sulfidjord AASS övergångszon aeroba/anaeroba reducerad zon anaeroba vattenmättade anaerob sulfidjord PASS ASS = acid sulfate soil, sur sulfatjord, AASS = actual acid sulfate soil, verklig sur sulfatjord, PASS = potential acid sulfate soil, potentiell sur sulfatjord. 2.3 Utbredning och bildning 2.3.1 Sverige och Finland Sulfidjord återfinns i Sverige främst längs Norrlandskusten, men förekommer också i Mälardalen. I Finland återfinns sulfidjord längs västra kusten. I Sverige uppskattas det att det finns ca 1400 km 2 av sulfidjord (Öborn, 1989) och i Finland ca 430-1300 km 2 (Yli-Halla m fl, 1999). Uppskattningen är grov eftersom den bygger på provtagning som är begränsad, kvartärgeologiska kartor och olika definitioner av vad som är sulfidjord. I Sverige har sulfidjord hamnat under benämningen gyttja, gyttjehaltig jord eller sjö- och havssediment i kvartärgeologiska kartor. Viktigt att notera är att alla dessa jordar inte är sulfidjord. Det finns 4

Figur 2.1 Litorinahavets utbredning för ca 7000 år sedan (Lundegård m fl, 1978). ingen ordentlig, samlad kartering över var sulfidjord finns. I Finland har utbredningen uppskattats från provtagning av de översta jordlagren och uppmätta låga ph i den oxiderade, försurade jorden. Sulfidjorden har bildats som sediment på botten i Litorinahavet för ca 7000-4000 år sedan. Litorinahavet var näringsrikt och klimatet var gynnsamt för en hög bioproduktion. Aeroba bakterier som bröt ner organiskt material som ansamlades på bottnarna förbrukade mer syre än vad som tillfördes. Det medförde att bottnarna blev syrefria, förhållandena blev reducerande och järnsulfider kunde bildas (FeS, järnmonosulfid, och FeS 2, pyrit). Figur 2.1 visar utbredningen av Litorinahavet för 7000 år sedan. Landhöjningen, som fortfarande pågår, gör att sediment bildade på havsbottnen kommer ovanför havsytan. Det är i området mellan Litorinahavets kustlinje och dagens, som sulfidjordar återfinns. Sulfidjordsbildning pågår även idag i havsvikar där sediment avlagras och där det finns tillgång på organiskt material, järn och svavel, samt en syrefri miljö. Detta utgör sammantaget en gynnsam miljö för bildning av järnsulfider. 2.3.2 Internationellt Det finns enligt Van Breemen (1980) uppskattningsvis i världen ca 120 000-140 000 km 2 där det ytligaste jordlagret är allvarligt försurat pga av att sulfidjord oxiderat eller kommer att bli försurat om det dräneras och jorden tillåts oxidera. Till detta kommer att det kan finnas lika mycket sulfidjord till, som ligger under ett tunt lager torv eller annan jord. Senare siffror gör gällande att det finns mer; 240 000 km 2 (Sullivan, 2004) och 171 000 km 2 (Andriesse, W. & van Mensvoort, M.E.F., 2006). Många av dessa områden med sulfidjord ligger i tropiska och subtropiska kustområden i sydöstra Asien, Västafrika, Australien och Sydamerika. I många fall återfinns sulfidjord i sumpmark och mangroveträsk, i andra fall är det sediment som bildats i bräckt vatten. Kännetecknande för sulfidjord är att den har bildats under reducerande 5

förhållanden och att problem med försurning fås när jorden tillåts oxidera. Detta blir ofta följden då markområden exploateras för att kunna användas som odlingsmark. Då dräneras ofta jorden med påföljande grundvattensänkning och oxidation av jorden. Dent & Pons (1995) ger många exempel på områden där sulfidjord finns och där försurning skapat stora problem: Sierra Leone, Senegal, Orinoco deltat (Venezuela), Mekong deltat (Sydostasien), Malaysia, Holland, mm. I Australien har stora resurser lagts ner på sulfidjordsproblematiken. Det återspeglas i hur uppskattningen av mängden sulfidjord successivt har ökat allteftersom mer provtagning och inventering har utförts. 1998 uppskattades mängden till 30 000 km 2, 2003 till 40 000 km 2 och 2007 till 95 000 km 2 varav 74 000 km 2 tidvis ligger ovanför havsytan pga tidvattnet (Hicks m fl, 1999; Thomas m fl, 2003; EPA Guidelines, 2007). Dvs ju mer undersökningar som har utförts desto fler områden har hittats. Det är precis samma förhållanden som gäller för förorenade markområden. Med tanke på det, är troligen den uppskattade totala mängden sulfidjord i världen för lågt räknat. I Australien har även kartor tagits fram över var sulfidjord kan finnas, Atlas of Australian Acid Sulfate Soils. Den är publicerad på nätet av Australian Soil Resource Information System (ASRIS), 2008. Sulfidjorden finns längs kusterna, främst i nordöst, öst och sydöst och i områden med sumpmark och mangroveträsk, från havsnivå och upp till 5 m över havsnivån. Sulfidjorden i Australien innehåller i huvudsak pyrit. 2.4 Försurningsegenskaper Anaerob sulfidjord innehåller järnsulfid i varierande proportioner som FeS 2 (pyrit) och FeS (järnmonosulfid). I Mellansverige (Mälardalen) dominerar ofta pyrit, medan järnmonosulfid dominerar längs Norrlandskusten. När anaerob (syrefri) sulfidjord utsätts för syre oxiderar svavlet via fritt svavel till H 2 SO 4 (svavelsyra), varvid ph kan sjunka till så låga värden som 2-3. ph sänkningen är ofta störst längs Norrlandskusten på grund av att järnmonosulfid oxiderar snabbare än pyrit och att jordarna ofta är mer siltiga än de från Mellansverige, vilket medför att syre lättare kan tränga in i jorden (Eriksson m fl, 2005). Oxidationen av sulfider är en komplex process som innehåller flera reaktioner av både kemisk oxidation och biologisk oxidation där olika arter av svavelbakterier är verksamma. Flera faktorer påverkar vilka rektioner som sker: mängd syre och Fe 3+, temperatur, ph, kornstorleksfördelning och närvaro av bakterier (Ward, 2004). Vanligen sammanfattas reaktionerna enligt: Pyrit: 2 4 + 15 7 FeS2 + O2 + H 2O Fe(OH) 3 + 2SO 4H (Ekv. 2.1) 4 2 + 2 4 + Järnmonosulfid: 2 18 FeS + O + 5H O 2Fe(OH) + 2SO 4H (Ekv. 2.2) 4 2 2 Samma mängd H + -joner fås vid oxidation av en mol FeS 2 molekyl som av två mol FeS. 1 mol S ger 2 mol H +. Det kan även noteras att både tillgång på syre och vatten behövs för att oxidationen ska ske. I den första delen av pyritoxidationen bildas ferrojoner (Fe 2+ ) enligt: 3 + 2+ 2 4 7 FeS2 + O2 + H2O Fe + 2SO + 2H (Ekv. 2.3) 2 + 6

Den lösliga ferrojonen (Fe 2+ ) kan därefter oxidera till Fe 3+ (ferrijon) enligt: 2+ 3+ Fe + 1 O H Fe 1 2 + + H2O 4 + 2 (Ekv. 2.4) Fe 2+ kan även transporteras vidare till ett vattendrag där följande reaktion kan inträffa varvid löst syre i vattnet åtgår, järn fälls ut som goethit FeOOH, mer syra produceras och ph i vattnet sänks. 2+ Fe + 1 3 O2 + H2O FeOOH(s) + 2H 4 2 + (Ekv. 2.5) Beroende på olika ph kan olika järnutfällningar fås. Om ph är större än 4 är järnhydroxid Fe(OH) 3 en järnutfällning som kan fås från Fe 3+ enligt: 3+ Fe + 3H 2O Fe(OH) 3(s) + 3H + (Ekv. 2.6) Om ph är mindre än 4 kan Fe 3+ förbli i löst form och accelerera oxidationen av pyrit i en reaktion som inte kräver syre enligt: FeS 2 3+ 2+ 2 4 + 14Fe + 8H O 15Fe + 2SO + 16H 2 + (Ekv. 2.7) Reaktionen resulterar i en avsevärd mängd syra och det kan noteras att denna reaktion inte kräver tillgång på syre. Däremot kan den enbart fortgå så länge det finns tillgång på Fe 3+ -joner. När dessa är slut krävs syre för att mer Fe 3+ -joner ska bildas och reaktionen ovan ska komma igång igen. Oxidationen av järnmonosulfid (FeS) börjar troligen med en hydrolys där vätesulfid bildas enligt: FeS + H2 O Fe(OH) 2(s) + H 2S (Ekv. 2.8) Vätesulfid har en karakteristisk lukt ( ruttna ägg ) och den är kännetecknande för upptagna färska jordprover av anaerob sulfidjord. Vätesulfid oxiderar sedan vidare i flera steg till SO 4 2- varvid ph sjunker och ferrohydroxiden Fe(OH) 2 börjar hydrolyseras, se ekvation 2.9-2.11. H + + (Ekv. 2.9) 1 2S O 2 2 H2O S0(s) + + 2 4 3 S 0(s) + H 2O + O2 2H SO (Ekv. 2.10) 2 Fe(OH) 2(s) Fe 2 + + 2OH (Ekv. 2.11) Fe 2+ kan sedan oxidera vidare till Fe 3+ (Ekv. 2.4) eller transporteras till ett vattendrag och där fällas ut som goethit (Ekv. 2.5). Fe 3+ kan t ex fällas ut som Fe(OH) 3(s) varvid syra produceras enligt Ekv. 2.6. Goethit är en rostfärgad utfällning och kan ses i diken/vattendrag som avvattnar sulfidjordsområden. Rostfärgade fällningar i vattendrag är ett tecken på att marken innehåller sulfidjord, se figur 2.2. 7

Figur 2.2 Rostutfällning i ett dike som avvattnar ett sulfidjordsområde i Södra Sunderbyn, 15 km nordväst om Luleå. Det finns många andra ämnen som oxidation av järnsulfid kan ge upphov till, t ex mineralet jarosit som är gult och kan förekomma fläckvis i oxiderad sulfidjord. Jarosit är relativt stabilt vid ph 3-4, men kan även långsamt lösas upp och då orsaka försurning. Oxidationsprocesserna frigör även andra metaller än järn. Det låga ph-värdet gör att vittringsprocesser påverkar jorden och metaller frigörs. Dessa kan sedan lakas ut till ytvattendrag eller fällas ut längre ner i jordprofilen i den s k övergångszonen, där ph är högre än i den oxiderade zonen. Förhöjda värden av t ex Zn, Ni och Co har uppmätts i övergångszonen i sulfidjord från västra Finland (Åström, 1998). Den försurningseffekt som fås vid oxidation av sulfidjord beror på mängden syra som produceras och jordens buffertkapacitet. Jordens buffertkapacitet är dess förmåga att naturligt motstå en ph-sänkning, dvs att ta hand om H + -joner. Lera med hög katjonutbyteskapacitet (CEC cation exchange) och jord med organiskt material ger en viss buffertförmåga. Stor buffertförmåga ger kalcium- och magnesiumkarbonat (t ex i skalrester från snäckor som ibland kan förekomma i sulfidjord). Försurningspotentialen kan definieras som mängden syra (H + -joner) som kan produceras, även benämnd syrabildningspotential. Buffertförmågan kan även benämnas syraneutraliseringskapacitet. Nettoförsurningen kan med hjälp av detta och jordens aktuella försurning beräknas (Ahern m fl, 2004), se vidare kapitel 3.3. Sulfidjord som är oxiderad, kan om den blir vattenmättad och syrefri igen, reduceras och åter bli anaerob sulfidjord. Detta sker med hjälp av anaeroba bakterier. 8

2.5 Typiska sulfidjordsprofiler I Sverige och Finland har sulfidjord bildats som sediment på havsbottnen i syrefri miljö i bräckt vatten. I och med landhöjningen hamnar sedimenten ovanför havsytan och det ytligaste jordlagret påverkas av klimatet (torka, regn, tjäle, mm) varvid det utsätts för luftens syre. Jorden kommer därmed att oxidera och det bildas vad som brukar kallas en torrskorpa som blir försurad. Figur 2.3 illustrerar hur en typisk sulfidjordsprofil ser ut. Den består av tre zoner, överst en omättad zon, sedan en övergångszon där förhållandena kan vara antingen omättade eller vattenmättade och därunder en vattenmättad zon. Den vattenmättade zonen ligger under lägsta grundvattennivån och här är jorden anaerob (syrefri), vilket medför att det råder reducerande förhållanden; ph är > 7 och redoxpotentialen är < 0 mv. Jorden kallas här anaerob sulfidjord eller potentiell sur sulfatjord (PASS). Över högsta grundvattennivån är jorden omättad och aerob (syre finns), vilket medför att det råder oxiderande förhållanden. Beroende på jordens försurningsegenskaper och hur länge den varit påverkad av oxiderande förhållanden kan ph sjunka ner till 2-4 och redoxpotentialen stiga till +300 - +500 mv (Mácsik, 1994). Jorden kallas här aerob sulfidjord eller verklig sur sulfatjord (AASS). Ofta används för denna jord enbart benämningen sur sulfatjord (ASS). högsta GVY omättad zon oxiderande förhållanden aerob sulfidjord ph < 4 redox > +200 mv verklig sur sulfatjord Actual Acid Sulfate Soil AASS lägsta GVY övergångszon vattenmättad zon reducerande förhållanden anaerob sulfidjord ph > 7 redox < 0 mv potentiell sur sulfatjord Potential Acid Sulfate Soil PASS Figur 2.3 Typisk sulfidjordsprofil och olika benämningar på sulfidjord. ph redoxpotential [mv] Fe, S [mg/kg TS] 0 3 5 7-200 0 200 400 0 0 0 20000 40000 oxiderad zon Fe Djup [m] 1 2 övergångszon Djup [m] 1 2 Djup [m] 1 2 S reducerad zon 3 3 Figur 2.4 Principskiss över järn- och svavelhalt, ph och redoxpotential i en sulfidjord med oxiderad torrskorpa och en lägsta grundvattennivå på 1,8 m. 3 9

Figur 2.4 visar hur ph, redoxpotentialen och järn- och svavelhalten varierar i en typisk sulfidjordsprofil. I den oxiderade zonen är ph-värdet lågt och redoxpotentialen hög. Sulfat-, H + - och järnjoner, samt andra metaller lakas ut när ytvatten perkolerar igenom den oxiderade zonen vid regn. Svavel- och järnhalten minskar successivt för varje utlakningssteg och blir lägre än i den ursprungliga reducerade jorden. Försurningsprocesserna fortsätter så länge det finns svavel kvar som kan oxideras till sulfat. Järnet utlakas i mindre mängd och kan även fällas ut, vilket kan ses som rostutfällningar i sprickor i de övre jordlagren, se figur 2.5. I övergångszonen ökar ph, minskar redoxpotentialen och ökar järn och svavelhalten med djupet. I den reducerande zonen där ph är större än 7 och redoxpotentialen mindre än 0 mv sker ingen nämnvärd utlakning och jorden kan betraktas som i stort sett inert och harmlös. Många områden där sulfidjord återfinns används som åkermark. Marken har då kalkats i flera omgångar för att höja ph och förbättra odlingsförutsättningarna. Därför är det vanligt att ph stiger allra närmast markytan. Kalkning ökar hastigheten på oxidationsprocesserna som frigör sulfat, dvs. påskyndar urlakningen av svavel, samtidigt som bildad H + neutraliseras av kalken (Eriksson m fl, 2005). Figur 2.5 Rostutfällningar i den oxiderade zonen i en sulfidjordsprofil från Södra Sunderbyn, 15 km nordväst om Luleå. Figur 2.6 visar uppmätta resultat från en sulfidjordsprofil från Ängesbyn (Öborn, 1989). Ängesbyn ligger 20 km norr om Luleå och undersökningen utfördes på ett markområde som används för odling av gräs. Grundvattenytan låg vid provtagningstillfället 1,1 m under markytan. Svavelhalten är totalsvavelhalten i jorden och den minskar mot markytan vilket beror på att svavlet urlakats. På djupet 2,1 m ligger halten kring 9000 mg/kg TS (0,9 %) för att sedan åter minska på djupet 2,75. Denna minskning beror antagligen på en variation i sulfidjordens sammansättning. ph mättes dels i färsk jord som blandades med avjoniserat vatten i förhållandet 1:2,5, detta benämns i figuren som ph H20, och dels i prover som fick lufttorka i 20ºC i en vecka och sedan vattenmättades, ph lufttorkat. I zonen över grundvattenytan gav dessa två mätningar i stort sett samma resultat, se figur 2.6. I zonen under grundvattenytan, är värdena från de olika 10

bestämningarna olika. ph-värdet för de lufttorkade proverna är betydligt lägre än för de färska. Detta visar tydligt effekten av att lufta anaerob sulfidjord varvid den utsätta för syre och oxiderar. Att ph ökar mot markytan är en effekt av att åkermarken har kalkats. ph Svavelhalt [mg/kg TS] 0 2 4 6 8 0 0 5000 10000 Djup [m] 0,5 1 1,5 2 GVY Djup [m] 0,5 1 1,5 2 GVY 2,5 2,5 3 3 ph H20 ph lufttorkat Figur 2.6 ph och total svavelhalt i en jordprofil från Ängesbyn, 20 km norr om Luleå (efter resultat från Öborn, 1989). Figur 2.7 visar uppmätt ph och redoxpotential i en jordprofil från Mustasaari i Österbotten i västra Finland (Joukainen & Yli-Halla, 2003). Mätningarna utfördes med hjälp av elektroder i upptagna färska jordprov. Området har dränerats genom dräneringsrör som lades ner i slutet av 1960-talet på 1,1 meters djup. De satte igen och 1998 ersattes de med nya rör som lades på djupet 1 m. Det höga ytliga ph-värdet, > 6, beror på kalkning. Under plöjningsdjupet, på ca 0,3 m, ligger ph kring 4 och på 1,3 meters djup börjar ph öka kraftigt för att på drygt 1,6 meters djup vara > 7. Det omvända gäller för redoxpotentialen som under plogningsdjupet ligger kring +400 mv för att vid djupet ca 1,2 m börja minska kraftigt och vid djupet 1,6 m vara < 0 mv. Värdena visar att under 1,6 m råder fullt reducerande förhållanden och jorden är anaerob. Mellan 1,2 och 1,6 m ligger övergångszonen och över 1,2 meter ligger den oxiderade zonen. 11

Figur 2.7 Redoxpotential och ph i en jordprofil från Mustasaari i Österbotten i västra Finland (från Joukainen & Yli-Halla, 2003). Figur 2.8 visar uppmätt ph, redoxpotential och järn- svavel och aluminiumhalt i grundvattenprover som tagits på olika djup i en sulfidjordsprofil i Sunderbyn, 15 km nordväst om Luleå (Pousette, 2007 a). I provlokalen är BAT-spetsar installerade på fem olika djup och de används även för portrycksmätning. Grundvattenprovtagningen sker i provrör som har evakuerats på luft och även sköljts med kvävgas för att undvika att vattenproven kommer i kontakt med luftens syre. Med hjälp av det skapade vakuumet sugs grundvattnet genom en dubbelsidig kanyl som vid provtagningen penetrerar ett gummimembran i BAT-spetsen och ett i provrörets kork, se figur 2.9. Grundvattenytans läge har utvärderats med hjälp av portrycksmätning. Den anaeroba sulfidjorden i området har en total svavelhalt inom intervallet 6 000-18 000 mg/kg TS (0,6-1,8 %). Den ytligaste provtagningspunkten ligger strax under grundvattenytan. Här är grundvattnet kraftigt påverkat av oxidation, ph är 3,5 och redoxpotentialen +400 mv. Oxidationen ger höga halter av järn, svavel och aluminium i grundvattnet vilka kan lakas ur jorden. Svavelhalten ligger kring 400 mg/l, järnhalten kring 100 mg/l och aluminiumhalten mellan 50 och 80 mg/l. Detta kan jämföras med grundvattnets kvalité i den anaeroba reducerade zonen vilken återfinns någon meter under grundvattenytan. Här är ph > 7, redoxpotentialen kring 0 och järn-, svavel- och aluminiumhalterna är obetydliga. (Fe 0,2-12 mg/l, S 0,4-16 mg/l och Al 0,002-1,3 mg/l). De högsta av dessa värden har uppmätts i en provpunkt som ligger ca 1,5 m under grundvattenytan. Här är grundvattnet något påverkat av oxidation, vilket även kan ses på att redoxpotentialen ligger över 0 (+50 - +150 mv). 12

ph 3 4 5 6 7 8 0 Redoxpotential [mv] -200 0 200 400 0 0 Fe, S [mg/l] 0 200 400 600 0 Al [µg/l] 0 50000 100000 Djup under markytan [m] 1 2 3 4 5 6 7 8 GVY 2006-05-16 2006-09-19 Djup under markyta [m] 1 2 3 4 5 6 7 8 GVY 2006-05-16 2006-09-19 Djup under markyta [m] 1 2 3 4 5 6 7 8 GVY S 2006-05-16 S 2006-09-19 Fe 2006-05-16 Fe 2006-09-19 Djup under markyta [m] 1 2 3 4 5 6 7 8 GVY 2006-05-16 2006-09-19 Figur 2.8 ph, redoxpotential och järn- svavel och aluminiumhalter uppmätta i grundvattnet från en sulfidjordsprofil i Södra Sunderbyn, 15 km nordväst om Luleå (från Pousette, 2007 a). Figur 2.9 BAT-spets för provtagning av grundvatten. 2.6 Effekter av oxiderad sulfidjord på vattendrag De oxiderande processer som sker i sulfidjord är naturliga och har pågått i många hundra år, alltsedan sedimenten kom ovanför havsytan. Många områden som består av sulfidjord används idag som jordbruks- och åkermark. Dessa marker har ofta dikats och dränerats för att sänka grundvattennivån. Det har bidragit till att opåverkad anaerob sulfidjord hamnat ovanför lägsta grundvattennivån och utsatts för oxiderande processer vilket orsakat ytterligare försurning. Denna sänkning av grundvattnet har skett under relativt kort tid, jämfört med den naturliga landhöjningen, som beroende på lokal kan vara mellan 4-9 mm/år, dvs 0,4-0,9 m på hundra år. En dränering av sulfidjord kan bidra till att försurningen går snabbare, vilket leder till en större belastning på vattendrag i dessa områden (Boman, m fl, 2008). 13

Det har utförts många undersökningar på vattenkvalitén i områden som består av sulfidjord (Åström & Björklund, 1995, 1996; Åström & Corin, 2000; Åström & Spiro, 2000; Åström, 2001). De visar att ph i vattnet kan bli lågt och halterna av Al, Co, Ni, Zn, Mn och SO 4 2- mycket förhöjda. Det sker speciellt i samband med snösmältning och kraftiga höstregn när stora mängder vatten perkolerar genom jorden. Av betydelse är också om det förekommer längre perioder av torka vilket medför att grundvattenytan sänks och de ytliga jordlagren torkar och spricker upp. Det medför att syre har möjlighet att tränga ner i jorden till större djup än normalt, varvid större mängd jord kommer att oxideras under en längre tid. När sedan ett kraftigt regn kommer sköljer det med sig ämnen/metaller som frigjorts i jorden vid försurningsreaktioner eller som pga det låga ph-värdet mobiliserats från jorden genom vittringsprocesser. Vattenkvalitén i vattendrag som avvattnar sulfidjordsområden varierar därför under ett år och även mellan olika år (Österholm & Åström, 2008; Erixon, 2009). Variationerna hänför sig till omfattningen av torrsprickor, grundvattennivå, nederbördsperioder, nederbördsmängd, snösmältning, mm. När vattenkvalitén är särskilt mycket påverkad av försurning, dvs ph-värdet är mycket lågt och metallhalterna mycket höga kan förhållandena bli så dåliga att det leder till att fiskar dör. Men det sker inte alla år. I Södra Sunderbyn, 15 km nordväst om Luleå, har under 5 år ph, redoxpotential, konduktivitet, svavel- och metallhalter analyserats i vattnet från ett dike som avvattnar ett sulfidjordsområde. Diket har ingen större vattenomsättning på vintern då det är istäckt. Vattenprover har tagits vid flera tillfällen under året. De visar på skillnader under året och skillnader mellan olika år (Pousette, 2008). ph varierar från 3,2 till 7, där de lägsta värdena uppmätts på sommaren och hösten. Även Al- och Ni-halterna varierar under året och de är låga när ph är högt (Al 0,02 mg/l, Ni 4µg/l) och höga när ph är lågt (Al 40-50 mg/l med ett extremvärde på 177 mg/l, Ni 300-350 µg/l). Variationen av ph, Al och Ni under de 3 första åren av mätperioden visas i figur 2.10. Här har för klarhetens skull en linje ritats in mellan punkterna för att illustrera att kurvorna till stora delar är inverser av varandra. Linjen mellan punkterna betyder inte att det inte har funnits högre eller lägre värden mellan punkterna utan utgör enbart ett stöd för läsaren. Halterna av S, Co, Mn och Zn i vattnet från diket visar samma beroende av ph, dvs högre halter när ph är lågt och lägre halter när ph är högt. 14

60 50 177 Al ph 8 7 Al -halt [mg/l] 40 30 20 6 5 4 ph 10 3 0 2 2004-12-01 2005-12-01 2006-12-01 2007-12-01 Ni-halt [µg/l] 400 350 Ni 300 ph 250 200 150 100 50 0 2004-12-01 2005-12-01 2006-12-01 2007-12-01 8 7 6 5 4 3 2 ph Figur 2.10 ph, Al- och Ni-halter uppmätta i ett dike som avvattnar ett sulfidjordsområde i Södra Sunderbyn, 15 km nordväst om Luleå (efter Pousette, 2008). 2.7 Geotekniska egenskaper En sulfidjords sammansättning och spänningshistoria bestämmer på samma sätt som för andra jordar vilka egenskaper den har. Av betydelse är kornstorleksfördelning, kemisk sammansättning, järn- och svavelinnehåll, organiskt innehåll, vattenkvot och överkonsolideringsgrad. Många sulfidjordar har hög vattenkvot och flytgräns, pga hög organisk halt och i vissa fall stort lerinnehåll. Dessa jordar är mycket sättningskänsliga och lösa till mycket lösa (τ fu = 10-20 kpa), samt har låg permeabilitet (hydraulisk konduktivitet). Ska de belastas, t ex av en väg/järnväg, krävs ofta att jordförstärkningsåtgärder vidtas. Den låga skjuvhållfastheten, höga vattenkvoten och låga permeabiliteten gör det även svårt att hantera uppgrävda massor. Det är svårt att packa dem, om det alls går, och upplagda massor har i stort sett ingen bärighet. Ju finkornigare en jord är desto lägre är jordens permeabilitet. En grov uppskattning av permeabiliteten kan göras utifrån en jords kornstorleksfördelning. En lera har en permeabilitet 10-9 m/s och en silt omkring 10-7 m/s (Förslag till geotekniska laboratorieanvisningar, del 8, 1972). Permeabiliteten har också betydelse för hur fort luftens syre kan tränga in i en jord. Det betyder att sulfidlera oxiderar långsammare än en sulfidsilt, eftersom den har lägre permeabilitet och det tar längre tid för luftens syre att tränga in i jorden. 15

2.8 Geoteknisk klassificering, Sverige 2.8.1 Okulär granskning - Benämning Vid okulär granskning bedöms jordens kornstorlek och utseende/struktur. Utrullningsförsök, skakförsök och bryt- och tryckförsök är tre enkla försök för att bedöma silt- och lerhalten (Geotekniska laboratorieanvisningar, del 2, 1984). Det organiska innehållet i sulfidjord kan ge något missvisande resultat, eftersom det organiska materialet har likartade egenskaper som lera. Det leder till att lerhalten överskattas med gängse metoder för okulär granskning. Anaerob sulfidjord Provets färg används för att bedöma sulfidjordshalten. Färgen är egentligen inte kopplad till svavelhalten, men det är den som idag används för att okulärt bedöma sulfidjordsinnehållet. Bedömning och benämning utförs enligt tabell 2.2 (SGF/BGS beteckningssystem, 2001). Tabell 2.2 Benämning av sulfidjord efter färg och struktur. Färg Benämning Exempel på benämning svart sulfidjord Su sulfidlera siltig sulfidlera gråsvart sulfidjordshaltig su sulfidjordshaltig siltig lera sulfidjordshaltig silt mörkgrå något sulfidjordshaltig (su) något sulfidjordshaltig lera något sulfidjordshaltig lerig silt SuLe Si SuLe su si Le su Si (su) Le (su) le Si Struktur Benämning Exempel på benämning sulfidjordsskikt su siltig lera med sulfidjordsskikt si Le su tunnare skikt av sulfidjord (su) lera med tunna skikt av Le (su) sulfidjord varvig v varvig sulfidlera v SuLe Sulfidjord kan vara bandad (varvig), finnas i skikt (med olika tjocklek och regelbundenhet) eller i mer oregelbundet mönster (flammig) och fläckig. Alla dessa varianter täcks inte in av beteckningssystemet. Då kan beteckningen kompletteras med en beskrivande text. Aerob, oxiderad sulfidjord Ovanför en anaerob svart sulfidjord finns en torrskorpa som ofta består av oxiderad sulfidjord. Den är gråbrunfärgad och innehåller ofta rostutfällningar. Eftersom den inte är svart benämns den normalt inte som sulfidjord. Lämplig benämning är oxiderad torrskorpa (oxid T) eller oxiderad sulfidjord (oxid Su). Bilder Exempel på olika sulfidjordstyper visas i figur 2.11-2.13. Proverna är tagna med ostörd provtagning i plasttuber, med en provdiameter på 50 mm. Proverna har förseglats med gummilock omedelbart efter upptagningen. 16

a) b) c) Figur 2.11 Finbandad sulfidjord från Kalixtrakten. Den grå zonen längs kanterna är en effekt av att jorden oxiderat. Bild c visar till höger ett nyskuret prov och till vänster hur provet ser ut efter att det legat framme i rumstemperatur i ett par timmar. Figur 2.11 visar finbandad relativt svart sulfidjord från Kalixtrakten. Banden är från ca 0,5 till några mm tjocka. De visar att förhållandena har varit varierande när sedimenten har bildats på havsbottnen och att variationen i sammansättning i djupled kan vara mycket stor. Den grå zonen som kan ses längs kanterna av proverna är en effekt av att jorden oxiderat sedan de tagits upp, vilket här rör sig om för ca en vecka sedan. Bild c visar ett nyskuret prov och hur provet ser ut när det har oxiderat efter att ha legat framme i rumstemperatur i ett par timmar. Där framgår även att de olika skikten oxiderar olika snabbt och att en del redan blivit svagt rostfärgade. 17

a) b) c) d) Figur 2.12 a och b) Fläckig, bandad sulfidjord där 50 % eller mindre består av svart sulfidjord. c) Fläckig/flammig sulfidjord som till största delen består av svart sulfidjord. d) Gråsvart sulfidjord med svaga tjocka band. Alla prover är från Kalixtrakten. Figur 2.12 a och b visar fläckig, bandad sulfidjord där 50 % eller mindre består av sulfidjord. Här visas tydligt att förhållandena har varit mycket olika vid bildningen och att det tidvis inte alls bildats sulfidjord. Figur 2.12 c är en fläckig/flammig sulfidjord där huvuddelen av jorden består av svart sulfidjord. Figur 2.12 d är en mer gråsvart sulfidjord och skulle klassificeras som en sulfidjordshaltig jord. Alla proverna kommer från Kalixtrakten. 18

a) b) c) Figur 2.13 Svart sulfidjord från Norra Sunderbyn som oxiderat olika länge. Figur 2.13 visar bilder på svart sulfidjord från Norra Sunderbyn, 20 km nordväst om Luleå. När proverna togs upp var jorden helt svart. Figur 2.13 a visar hur jorden oxiderat kring en spricka. I figur 2.13 b har jorden oxiderat längs kanterna. Prov 2.13 c har förvarats i något år och här har oxidationen gått betydligt längre. Ytterst är provet rostfärgat och lite hårt pga rostutfällningar. Provet har förvarats i en förseglad provtub i ett kylskåp vid en temperatur på ca +5ºC. I provets nedre del är det en skarp gräns mellan den svarta sulfidjorden och den grå/bruna oxiderade zonen. När gummilocken sätts på provtuberna kan det finnas lite luft kvar i provtuben. Speciellt gäller det om provet har blivit lite uttänjt vid upptagningen och inte fyller upp provtuben helt, vilket inte är ovanligt. Det kan då finnas en liten springa mellan jorden och provtubens vägg, se figur 2.14. Locken kanske inte heller är 100 % täta och därför rekommenderas att locken tejpas runt om vid provtagning av sulfidjord, för att eliminera ett eventuellt inläckage av luft. Figur 2.14 Jordprov som har blivit uttänjt vid provtagning så att det bildats ett hålrum mellan provtub och jord, ostörd provtagning från Lampen, Kalix kommun, Norrbotten. 19

a) b) c) Figur 2.15 a och b) Överst nästan helt oxiderad sulfidjord därunder anaerob sulfidjord, tydlig oxidationsfront, Södra Sunderbyn, 15 km nordväst om Luleå. c) Lerig sulfidjord från Mälardalen (foto Erik Jonsson). Figur 2.15 a och b visar skruvprovtagning i upplagd svart och bandad sulfidjord där det är en tydlig gräns vid oxidationsfronten där jorden ovanför är rostfärgad och uttorkad. Figur 2.15 c visar en lerig sulfidjord från Mälardalen. Den är plastisk och mörkgrå till färgen. 2.8.2 Organisk halt Inom geotekniken används glödgningsförlust, g, (Förslag till geotekniska laboratorieanvisningar, del 3, 1974) för att bedöma och få en grov uppskattning av organiska halten i en jord. Vid bestämning av glödgningsförlust, där ett torkat prov upphettas till +800 C (Svensk standard +950 C, SS 027105), avgår inte bara organiskt material utan även vatten som är hårt bundet till lera och därtill eventuella karbonater. De flesta svenska finkorniga jordarna innehåller låga halter av karbonater med undantag av jordar i framförallt Skåne där berggrunden innehåller kalkrika bergarter. Överslagsmässigt kan den organiska halten, g 0, beräknas enligt ekvation 2.12 (Förslag till geotekniska laboratorieanvisningar, del 3, 1974): g 0 = g - 0,05 lerhalt (%) (Ekv. 2.12) Exempel: En lerhalt på 40 % ger enligt ekvation 2.12 att organiska halten är glödgningsförlusten minus 2 % -enheter (0,05 40 % = 2 %). Dessa 2 % -enheter kommer från hårt bundet vatten som avgår från leran när den glödgas i +800 C. Jord indelas i olika jordartsgrupper utifrån organiska halten enligt tabell 2.3 (Geotekniska laboratorieanvisningar, del 2, 1984). 20

Tabell 2.3 Indelning av jordarter efter organiska halten och exempel på benämningar. Jordartsgrupp Organisk halt Exempel på benämningar [vikt-% av TS] organiska mineraljordarter 2-6 gyttjig lera gy Le mineraliska organiska jordarter 6-20 siltig gyttja si Gy organiska jordarter >20 gyttja Gy Inom EU rekommenderas att en temperatur på +500 till +550ºC används vid glödgningsförlust. Vid den temperaturen avgår inte karbonater. Det förs en diskussion inom Sverige om temperaturen vid glödgningsförlust ska ändras och anpassas till EU:s rekommendationer. Det finns även andra metoder för bestämning av organisk halt i jord, kolorimetermetoden och bestämning av TOC (Total Organic Carbon totalt organiskt kol). Dessa används i mindre omfattning vid geoteknisk rutinprovning, men är tänkbara alternativa metoder för bestämning av organisk halt i jord. Larsson, m fl (2007) rekommenderar att halten organiskt kol i sulfidjord bestäms med t ex kolorimetermetoden. 2.9 Klassificering/identifiering sur sulfatjord, internationellt Den första internationella konferensen om sur sulfatjord First international acid sulfate soil conference hölls 1973 i Holland (Sullivan, 2004). Sedan dess har det hållits 6 internationella konferenser om ASS. Enligt Soil Taxonomy (Soil Survey Staff, 1999) klassificeras jord som sur sulfatjord om den innehåller svavel och har ett ph < 3,5 (AASS) eller får ett ph < 4 (PASS) efter oxidation i 8 veckor. För identifiering av sur sulfatjord rekommenderas att ph mäts i fält i en blandning 1:1 av jord och avjoniserat vatten. ph mäts på prover som tagits upp med ett avstånd på djupet på 0,25 m mellan provpunkterna. Identifiering sker enligt schemat i figur 2.15. Är ph mätt i fält < 3,5 eller finns gula fläckar av jarosit klassificeras jorden som AASS (verklig sur sulfatjord). För att bestämma om jorden är en PASS (potentiell sur sulfatjord) mäts hur ph förändras vid oxidering i fuktig miljö för att förhindra att provet torkar (fuktkammarförsök), med tillgång till luft och i rumstemperatur. Provet ska bestå av ett skikt som är 1 cm tjockt. En bit prov tas ut varannan vecka och blandas med avjoniserat vatten i förhållandet 1:1 och ph mäts. Uppnått ph-värde efter 8 veckor används för att klassificera om jorden är en PASS. Är ph < 4 är jorden en PASS som är mycket försurande, ligger ph mellan 4 och 6 och totalsvavelhalten är > 2 % är jorden en PASS som är något försurande och är ph > 6 är jorden inte en PASS eller så har den så stor buffringskapacitet att ett högt ph kan bibehållas. 21

Är ph < 3,5 eller finns gula fläckar av jarosit NEJ JA AASS Verklig sur sulfatjord Är ph < 4 efter oxidering i 8 veckor (ph sjunker mer än 0,5 enheter till ph < 4) NEJ JA PASS Potentiell sur sulfatjord Mycket försurande Är ph mellan 4 och 6 efter oxidering i 8 veckor (ph sjunker mer än 1 enhet till ph = 4-6 och total svavelhalt > 2% NEJ JA PASS Potentiell sur sulfatjord Något försurande ph > 6 Ej sur sulfatjord eller tillräckligt med buffrande material finns (vanligen snäckskal eller kalciumkarbonat) för att bibehålla högt ph Figur 2.15 Identifiering och klassificering av sur sulfatjord enligt Soil Taxonomy (efter Soil Survey Staff, 1999). 8 veckor är en lång tid för att klassificera om en jord är en potentiell sur sulfatjord. Det har därför tagits fram och används andra laboratoriemetoder för att istället kvantifiera mängden försurande och buffrande ämnen och utifrån det beräkna nettoförsurningskapaciteten. I Australien finns det handledningar om sur sulfatjord som tar upp både laboratoriemetoder och jordprovtagning. Laboratoriemetoder finns mycket väl beskrivna i Acid Sulfate Soils Laboratory Methods Guidelikes (Ahern m fl, 2004). Utifrån laboratorieförsök beräknas mängden svavel som kan oxidera (%) och mol H + -joner/ton som produceras. Dessa metoder mäter dock inte hur lång tid försurningsprocesserna tar, vilket är av väsentlig betydelse för att bedöma försurningsegenskaperna. Den sura sulfatjorden i Australien innehåller i huvudsak järnsulfid i form av pyrit och återfinns i sumpmark och mangroveträsk. Laboratoriemetoderna är framtagna i huvudsak för bestämning av svavel i pyrit och det är tveksamt om de är lämpliga att använda på svenska sulfidjordar som innehåller mer järnmonosulfid (FeS). FeS oxiderar snabbt och därför rekommenderas att analyser görs på naturfuktiga prov och att proven ej torkas i ugn (Ahern m fl, 2004). Det finns även rekommendationer att proven ska frysas direkt efter provtagning och sedan frystorkas, för att undvika att jorden oxiderar före analys (Ahern m fl, 1998). EPA Guidelines (2007) listar upp ett antal punkter som indikerar att marken består av verklig sur sulfatjord (AASS): - omfattande rostutfällningar i dräner, diken och vattendrag - ph i vattnet < 4 i diken, grundvatten eller pölar på markytan - ph i jorden < 3,5-4 - fläckar av gul jarosit och rostutfällningar i jorden - korrosion på betong- och stålkonstruktioner. 22

3 Lakförsök I det här kapitlet ges en översikt av standardiserade lakmetoder. Därefter beskrivs kortfattat australiska riktlinjer för bestämning av sulfidjordars försurningsegenskaper, samt olika lakmetodiker som har använts för att studera sulfidjordars försurningsegenskaper och några resultat från dessa. Sedan beskrivs ingående två lakmetoder som tagits fram och utvecklats vid LTU respektive av MRM Konsult AB. Dessa två metoder är speciellt framtagna för att undersöka sulfidjordars försurningsegenskaper när de oxiderar. Metoderna jämförs och en diskussion förs om olika faktorer som påverkar lakresultaten. 3.1 Inledning Det finns många typer av lakförsök och lakstandarder som kan användas för olika ändamål. De vanligaste är skakförsök och perkolationsförsök som främst tagits fram för att karakterisera avfall. Utifrån resultaten klassificeras avfall i en av de tre deponeringsgrupperna; inert, icke-farligt avfall och farligt avfall. Mottagningskriterier på deponier utgår från resultat från lakförsök och beroende på avfallstyp ställs olika krav på deponiutformning, där farligt avfall har de hårdaste kraven (NV, 2006 a). När de gäller riskbedömning av förorenad jord, enligt den metodik som Naturvårdsverkat tagit fram (MIFO), anges föroreningsnivån utifrån innehållet av farliga ämnen angett som en halt i mg/kg TS, total mängd förorening i kg och total volym förorenade massor (NV, 1999). Det är alltså inte lakbarheten av föroreningarna som bedöms. Det kan vara ett mer försiktigt sätt att bygga en riskbedömning på, men det gör det samtidigt svårare att klassificera jord efter avfallstyp. Det har därför blivit allt vanligare att även använda lakförsök för att karakterisera jord, men det finns idag inte standardiserat hur det ska göras och vilka lakförsök som ska användas. Ett förslag på detta, samt en genomgång av olika lakförsök och hur resultat från dem kan tolkas har tagits fram inom kunskapsprogrammet Hållbar sanering (NV, 2006 b). Sulfidjord är speciell i och med att den förändras med tiden om den tillåts oxidera. En anaerob sulfidjord i reducerande förhållanden är i stort sett inert och harmlös. Problem uppstår först när jorden oxiderar, pga av landhöjning, dränering av jorden eller att jorden grävs upp och läggs upp på markytan. I en naturlig jordprofil är det den oxiderade zonen och övergångszonen som ger problem till följd av försurning. För att undersöka en sulfidjords lakningsegenskaper måste den tillåtas oxidera och det kan behövas att oxideringen får pågå under längre tid om försurningsprocesserna går långsamt. Konventionella skakförsök och perkolationsförsök ger inte tillräckligt oxiderande förhållanden och är ej lämpliga att använda om effekten av oxidering på lakningsegenskaperna ska undersökas. 3.2 Standardiserade lakförsök Det finns framtaget ett flertal standardiserade lakförsök med metodbeskrivning, se tabell 3.1. Lakförsök där inte vatten används som lakvätska brukar kallas extraktionsförsök. Vid extraktionsförsök används en lakvätska som startar och påskyndar en process för att simulera en naturlig variation. Vilka resultat som fås från lakförsök beror på flera faktorer där ph är en av de viktigare eftersom lösligheten för metaller är ph-beroende. Andra viktiga faktorer är; L/S-kvot (förhållandet mellan mängden lakvätska och mängden fast material), temperatur, tid och om förhållandena är oxiderande eller reducerande. 23

Tabell 3.1 Översikt lakförsök. Laktest Metod Typ Perkolationstest (kolonntest) SIS-CEN/TS 14405 Vattenlakning i kolonn, L/S 0,1 - L/S 10 Tvåstegs skaktest SS-EN 12457-3 Vattenlakning skaktest, L/S 2 och L/S 10 Enstegs skaktest SS-EN 12457-1,2,4 Vattenlakning skaktest, L/S 2 eller L/S 10 Extraktionstest Metod Typ Tillgänglighetstest NT ENVIR 003 Lakvatten justerat till ph 7 och 4, L/S > 100 Oxiderande tillgänglighetstest NT ENVIR 006 Som ovan, med tillsats av oxidationsmedel ph statisk lakning pren 14997 Laktest där ph justeras till olika bestämda nivåer ANC, acid neutralisation capacity (pren 14429) EN-standard planerad Skaktest med olika tillsatser av syra och bas Sekventiell extraktion Ej standardiserad Serie med laktester med allt aggressivare laklösningar I perkolationsförsök (kolonnförsök) efterliknas processen då regnvatten filtrerar genom materialet, dock med större genomströmningshastighet. Materialet packas in i en kolonn och vattnet som strömmar igenom samlas upp och analyseras efter olika L/S-kvoter upp till L/S 10. Metoden är långsam och kan ta ca 1-2 månader, beroende på materialets täthet. Det används för att karakterisera avfall i olika avfallskategorier. Enklast och snabbast är skakförsök där materialet som ska undersökas skakas med avjoniserat vatten och sedan analyseras innehållet i vattnet. Skakningen utförs i två steg med en L/S-kvot på 2 respektive 10. Försöket tar bara ett dygn, men motsvarar sällan de förhållanden som råder i verkligheten. Försöket är främst framtaget för utlakning av föroreningar från avfall för att karakterisera avfallet. Det används då som komplement till perkolationsförsök om försöken visar på överensstämmelse. Skakförsök kan även utföras som enstegs skakförsök. Ett annat försök som krävs vid deponering av farligt avfall är ANC (acid neutralising capacity), materialets syraneutraliserande förmåga, vilket är ett mått på förmågan att motstå förändring av ph när det utsätts för försurningspåverkan. Någon europastandard finns inte ännu, men det diskuteras att en variant av pren14429 ska användas, en ph-statisk test där syra/bas tillförs initialt. Detta kan vara en användbar metod för att bestämma buffringsförmågan i sulfidjord. Tillgänglighetstest och oxiderande tillgänglighetstest är metoder som ger totalt utlakbara mängder. Vid oxiderande tillgänglighetstest tillsätts väteperoxid för att förhållandena ska vara oxiderande hela tiden. Det kan vara en användbar metod för att bestämma totala utlakbara mängder av metaller i sulfidjord, men den säger inget om hur utvecklingen av försurningsprocesserna sker i jorden. Vid ph-statisk lakning justeras ph till olika värden vid lakningen och resultatet visar ph-beroendet hos ämnen som utlakas. 24

3.3 Lakförsök enligt Australiska riktlinjer för sulfidjord 3.3.1 Översikt I Australien har, som tidigare nämnts, en handledning tagits fram om laboratoriemetoder för att bestämma sulfidjordars försurningsegenskaper (Ahern m fl 2004). Laboratoriemetoderna används för att bestämma jordens aktuella försurning, potentiella försurning om den oxideras, samt buffringsförmåga. Med hjälp av en syra-bas-beräkning ( ABA = acid base acount ) kan sedan jordens resulterande surhet bestämmas enligt Ekv. 3.1. (Ekv. 3.1) resulterande surhet = potentiell försurning + aktuell försurning - syraneutraliseringsförmåga. Undersökningarna kan göras enligt två olika spår, ett där direkt mätning av försurning och syraneutraliseringsförmåga görs genom olika titreringar och ett där olika bestämningar av svavelhalten och kalcium/magnesiumhalt görs och sedan beräknas försurningen och buffertförmågan genom stökiometriska samband. Metoderna är framtagna för jord som i huvudsak innehåller pyrit (FeS 2 ). I handledningen poängteras att statiska laboratorieförsök inte kan förväntas förutsäga exakt vad som händer i verkligheten i olika miljöer, men de ger en indikation på ett troligt beteende. En bättre uppskattning fås om t ex fuktkammarförsök utförs under några månader där försurningsprocesserna får utvecklas i egen takt och inte påtvingas genom titrering eller snabba lakförsök. Fuktkammarförsök tar emellertid lång tid och är inte realistiska att utföra som standard. Faktorer som påverkar vad som sker i verkligheten är regn, temperatur, porositet, syretillgänglighet, våta och torra perioder, ph, permeabilitet, svavelinnehåll, typ av svavelföreningar, bakterier, mineraler i jorden, neutraliserande material (t ex snäckskal och storleken på dem), bildning av olika föreningar, utfällningar, mm. Alla dessa faktorer går inte att simulera i laboratorieförsök (Ahern m fl 2004). Här följer en kort beskrivning av försöksutförandet i de två spåren och hur de utvärderas. Försöken görs på torkade och finmalda prover. För utförligare beskrivning hänvisas till Ahern m fl (2004). 3.3.2 Bestämning av försurningsegenskaper genom lakning och titrering Försöken utförs på torkade och finmalda prov. Det som bestäms är försurningsförmågan uttryckt i mol H + /ton jord. Försurningsförmågan delas upp i titrerbar aktuell försurning (TAA) och titrerbar väteperoxidförsurning (TPA). Om lakning med väteperoxid (H 2 O 2 ), som oxiderar provet, ger ett ph (OX) > 6.5, görs först en titrering med HCl för att lösa upp eventuella karbonater som kan verka buffrande och förhindra oxidering. I det fallet beräknas syraneutraliseringsförmågan (a-anc E ) enligt: a-anc E = HCl titrering - TPA titrering. Vid bestämning av TAA (aktuell försurning) lakas provet i 1M KCl lösning vid L/S 40. Provet skakas i 4 timmar och får sedan stå i 12-16 timmar innan ph (KCl) mäts. Därefter titreras provet med en NaOH lösning upp till ph 6,5. Utifrån mängden NaOH som har gått åt vid titreringen och jordprovets torra vikt kan TAA beräknas som mol H + /ton jord. Om ph (KCl) > 6,5 görs ingen titrering, TAA = 0 och jorden är inte försurad. Vid bestämning av TPA (titrerbar väteperoxidförsurning) oxideras provet först i två omgångar med 10 ml 30 % väteperoxid. Provet får stå på ett varmt vattenbad (80-90ºC). Avjoniserat vatten tillsätts till en volym på 50 ml. Provet får svalna innan ph (OX) mäts. 25

Om ph (OX) < 6,5 tillsätts lite CuCl 2 så att överskott av H 2 O 2 förbrukas. En KCl lösning tillsätts så förhållandet blir 1 M KCl och L/S 40. ph (TPA) mäts innan titrering utförs med en NaOH lösning upp till ph 6,5. Därefter görs en sista oxidering av provet med H 2 O 2 och en ytterligare titrering med NaOH om ph < 6,5. Titreringen görs upp till ph 6,5. Utifrån mängden NaOH som har gått åt vid titreringen och jordprovets torra vikt kan TPA beräknas som mol H + /ton jord. Om ph (OX) > 6,5 görs först en titrering med HCl för att lösa upp eventuella karbonater som kan verka buffrande och förhindra oxidationsprocesserna. Titreringen görs ner till ph 4 och utifrån mängden HCl som går åt och jordprovets torra vikt kan mängden som tillsats beräknas som mol H + /ton jord. 30 % H 2 O 2 tillsätts och provet får oxidera på varmt vattenbad. Därefter prepareras och titreras provet på samma sätt som prov som har ett ph (OX) < 6,5. Med hjälp av TAA och TPA kan titrerbar sulfidförsurning (TSA) beräknas enligt: TSA = TPA TAA (Ekv. 3.2) Har titrering med HCl utförts beräknas istället syraneutraliseringsförmågan (a-anc E ) enligt: a-anc E = HCl titrering - TPA titrering (Ekv. 3.3) Är a-anc E > 0 så är buffringsförmågan större än försurningsförmågan och TPA sätts till 0. Är a-anc E < 0 så är buffringsförmågan mindre än försurningsförmågan, a-anc E sätts till 0 och TPA till absolutvärdet av Ekv. 3.3. En sammanfattning av metoden redovisas i tabell 3.2. Tabell 3.2 Bestämning av försurningsegenskaper genom lakning och titrering. 1. Bestämning av ph (KCl) och titrerbar aktuell försurning (TAA) - Bestäm ph (KCl), 1 M KCl, 1 dygn, L/S 40 - Bestäm TAA, Titrera med NaOH till ph 6,5, beräkna mol H + /ton jord Om ph (KCl) > 6,5, titrering ej nödvändig, TAA = 0, Dvs provet är ej försurat 2. Bestämning av ph (ox) och titrerbar väteperoxidförsurning (TPA) - Bestäm ph (ox) Oxidera med 30 % H 2 O 2 i två omgångar, varmt vattenbad - Bestäm TPA Tillsätt CuCl för att förbruka överskott av H 2 O 2 Titrera med NaOH till ph 6,5, beräkna mol H + /ton jord - Om ph (ox) > 6,5 Titrera med 0,5 M HCl till ph 4 för att lösa upp karbonater som kan påverka oxidationen Beräkna mängden mol H + /ton jord som tillsats Oxidera med 30 % H2O2 igen - Bestäm TPA enligt ovan 3. Bestämning av titrerbar sulfidförsurning (TSA) TSA = TPA - TAA, anges i mol H + /ton jord 4. Bestämning av syraneutraliseringsförmågan (a-anc E ) för prover som har titrerats med HCl a-anc E = HCl titrering - TPA titrering, anges i mol H + /ton jord 26

3.3.3 Bestämning av försurningsegenskaper utifrån svavel- och kalcium/magnesiumhalter Svavel finns i olika former i sulfidjord och alla av dessa är inte försurande. Genom att använda totalhalten av svavel, anta att allt svavel förekommer som FeS 2 samt att oxidationen är fullständig, kan ett värde på maximal försurningspotential beräknas från stökiometriska samband i mol H + /ton jord. I handledningen rekommenderas att en analysmetod där halten kromreducerande svavel bestäms (Ahern m fl, 2004). Den analysmetoden tar inte med svavel som är organiskt bundet eller bundet i mineraler som inte är försurande (t ex gips). Det ska ge ett riktigare värde på försurningspotentialen än totalhalten svavel. Nackdelen är att kromlösningen som används i analysen måste tas omhand, eftersom den klassas som miljöfarlig. Även andra metoder att bestämma svavelhalten tas upp. Om halten svavel är högre än 0,03 % (300 mg/kg TS) kan det vara aktuellt med åtgärder. Då ska vidare undersökningar göras av TAA, enligt tidigare beskrivning och syraneutraliseringsförmågan bestämmas genom att analysera halten inorganiskt kol eller analysera halten kalcium och magnesium i provlösningarna från bestämningarna av TAA och TPA. Utifrån analysresultaten beräknas sedan syraneutraliseringsförmågan med hjälp av stökiometriska samband. Därefter kan jordens resulterande surhet bestämmas med hjälp av en syra-bas-beräkning (ABA, acidbase-acount ), enligt ekvation 3.1. Att bestämma försurningsegenskaper på basis av halter och sen räkna om till resulterande surhet går bra så länge reaktionerna som sker är desamma som beräkningarna grundar sig på. Det förutsätter också att analyserna görs på ett ändamålsenligt sätt. Försurningsprocesserna i sulfidjord är komplexa, även bakterier bidrar till oxidationen, det finns mellanprodukter som bildas och olika processer kan ske med olika hastighet. En sak att tänka på, som Ahern m fl (2004) påpekar, är att analyserna görs på torkade, finmalda prov. Finns lite större skalrester som inte plockas bort utan mals ner så kan det öka tillgången på buffrande karbonater och en felbedömning göras av syraneutraliseringsförmågan. 3.4 Exempel och resultat från olika lakförsök på sulfidjord 3.4.1 Skakförsök med kontinuerlig tillförsel av luft och bestämning av NNP Wennerberg (2005) undersökte sulfidjord från två lokaler i Uppsalatrakten, Kungsängen och Kvarteret Gerd. Proven lakades i skaktest under samtidig tillförsel av luft som fick bubbla genom provet. Lakningen utfördes på 20 g fuktig (ej torkad) sulfidjord (i några försök 10 g) och avjoniserat vatten vid L/S 10. Flera lakförsök utfördes på varje prov. Försöken lakades upp till drygt 100 dygn. Lakförsöken avbröts efter olika tidpunkter och lakvattnet analyserades med avseende på ph, alkalinitet, svavelhalt och metaller. Vid bestämning av alkalinitet och metaller centrifugerades och filtrerades proverna först. Jordproven analyserades även med avseende på svavelhalt (totalsvavel och reducerbart oorganiskt svavel) och karbonathalt (med Passons apparat och genom bestämning av oorganiskt kol). Vid beräkning av karbonathalten användes resultat från försök med Passons apparat eftersom bestämningen av oorganiskt kol gav andra och orealistiska värden. Jordproven från kvarteret Gerd hade en svavelhalt på 0,29-0,8 % och en karbonathalt (Passons apparat) på 5-9,2 % medan jordproven från Kungsängen hade en svavelhalt på 0.97-1,47 % och en karbonathalt på 0-0,7 %. Lakförsöken visade att för proven från Kungsängen sjönk ph under försökets gång ner till knappt 3 som uppnåddes efter ca 30 dygn. Värdet var sedan konstant resten av försökstiden. Halterna av framförallt Cd, Mn, Co, Ni, Ca och As ökade i lakvattnet när ph sjönk. För proven från kvarteret Gerd skedde ingen nämnvärd minskning av 27

ph under försökets gång utan det låg stabilt på knappt under 8. Inte heller var utlakningen av metaller nämnvärd. Det visar på att karbonathalten i provet kan buffra den försurning som fås när sulfidjorden oxiderar. Proven från Kungsängen har ingen eller mycket låg karbonathalt vilket gör att försurningen blir stor när jorden oxiderar. Jorden från de två provlokalerna visade båda att en stor del av svavlet i jorden lakades ut under försökets gång. Utifrån analysresultaten på jordproven har nettoneutralisationspotentialen NNP beräknats uttryckt i enheten kg CaCO 3 /ton enligt Ekv. 3.4. NNP = NP - AP (kg CaCO 3 /ton) (Ekv. 3.4) där NP är neutralisationspotentialen beräknad från bestämning av karbonathalten (Passons apparat) och AP är försurningspotentialen beräknad utifrån svavelhalten och antagandet att allt svavel oxiderar och förekommer som pyrit. NNP blev större än 0 (35-78 kg CaCO 3 /ton) för jorden från kvarteret Gerd, dvs NP > AP och ingen försurning fås. För jorden från Kungsängen var NNP < 0 (-27 till -57 kg CaCO 3 /ton), dvs NP < AP och jorden försuras. Det stämmer väl med de resultat som erhölls från lakförsöken. 3.4.2 Lakmetodik för fältprovning och bestämning av NNP Golder Associates (2006) provade en fältmetod för lakning av sulfidjord och jämförde den med lakförsök utförda på laboratorium samt beräkningar av NNP. Jord från 4 provlokaler inom Uppsala undersöktes, Fyrisvall, Bärbyleden, Kungsängen och Kvarngärdet. Vid lakmetodiken i fält slammades 15 ml fältfuktig jord upp i 100 ml destillerat vatten. ph mättes efter 1, 2, 24 och 96 timmar och efter varje mätning samt var 48:e timme skakades provet i 30 sek, luftades 30 min och skakades sen igen 30 sek. Då ingen förändring av ph uppmättes efter 96 timmar fortsatte försöket och ph mättes även efter 30 och 80 dygn. Vid lakförsöken utförda på laboratoriet lakades 10 g lufttorkat prov (+35ºC) med vatten vid L/S 5. Försöken utfördes i ett öppet kärl med omrörare för ökad lufttillförsel. Mätning av ph gjordes efter 4, 24 och 96 timmar. Ingen nämnvärd förändring av ph skedde under lakförsöken och i ca hälften av fallen ökade ph med tiden, största ökning var (+1,1) och största minskning (-0,6). Lakförsöken enligt fältmetodiken och de utförda på laboratorium visade på likvärdiga resultat, men eftersom ph-förändringen var liten är det svårt att utvärdera resultaten. Beräkning av NNP gav värden på mellan -56 och +267 g CaCO 3 /kg TS. Det konstateras att någon direkt korrelation mellan förändring av ph och beräknad NNP föreligger inte. Det kan bero på flera saker; felaktigheter i bestämning av NNP (sulfider kan ha stört de analysmetoder som användes för att bestämma NP) eller, mycket troligt, att lakförsöken inte gav tillräckligt oxiderande förhållanden så att all sulfid oxiderade. Det är tveksamt om den undersökta fältmetoden är användbar för att bedöma sulfidjordars försurningsegenskaper. 3.4.3 Upprepade laksteg genom tratt, aeroba prover I en undersökning av Hartikainen &Yli-Halla (1986) utfördes lakning av sulfidjord i flera steg, där varje steg tog 1 vecka. Vid lakningen användes en Büchnertratt. Trattens botten täcktes av syratvättad sand. På den lades 50 ml av det naturfuktiga jordprovet ut, sönderdelat i bitar om 2 till 5 mm i diameter. Provet täcktes med grus. För att separera lagren och förhindra att de blandade sig lades ett plastnät mellan dem. Proverna förvarades i +20 eller +5ºC. 85 ml avjoniserat vatten hälldes över provet en gång i vecka, lakvattnet samlades upp och filtrerades genom ett membranfilter (porstorlek 0,2 μm). Lakvattnets ph mättes och analyserades med avseende på SO 4 -S, Fe, Al, Mn, K, Ca, Mg och Na. Försöken fortsatte till dess mängden utlakad SO 4 -S hade sjunkit till obetydliga värden. 28

Lakmetoden användes för att undersöka totala mängden utlakbara halter i sulfidjord. Prover från två jordprofiler i Österbotten i västra Finland undersöktes, Storsjö och Mälsor. Prover togs ner till 1 m (Mälsor) och 1,5 m (Storsjö). Antalet laksteg som utfördes var från 5 för de ytligaste proverna (0,1 och 0,3 m) upp till 21 st för de djupaste. Det betyder att försöken tog upp till 21 veckor (147 dygn). Eftersom analys av lakvattnet gjordes efter varje laksteg går det att följa hur ph förändras för varje laksteg och när olika ämnen börjar laka ut. Figur 3.1 visar hur ph förändrades under försöket för proverna från de två djupaste provnivåerna och de 14 första lakstegen. Den översta provnivån i figuren ligger i övergångszonen och den undre i den reducerande zonen. För proverna från övergångszonen fås direkt i första lakningen ett lågt ph, kring 3 och sedan ökar ph något till 3,2-3,4. Den största utlakningen av ämnen sker i början för att sedan successivt avta. För proverna från den reducerande zonen är ph relativt högt det första laksteget, 5,4 respektive 5,0 för att sedan sjunka ner till mycket låga värden, 2,6-2,8. Hur många laksteg som behövs för att nå ph-min.värdet skiljer sig åt för de två proverna. Den största utlakningen av ämnen sker när ph kommit under 4. ph 6 5 4 Storsjö 1,0 m Storsjö 1,5 m Mälsor 0,5 m Mälsor 1,0 m 3 2 0 5 10 15 Antal laksteg Figur 3.1 ph-förändring vid lakförsök med upprepade laksteg på aeroba prover (efter Hartikainen & Yli-Halla, 1985). 3.4.4 Lakförsök och oxidering genom torkning och befuktning Åström & Björklund (1997) redovisar resultat från en undersökning av finska sulfidjordars försurningsegenskaper. Prover har tagits från 232 platser kring Vasa på Finlands västra kust. Proverna är tagna i den vattenmättade zonen under grundvattennivån på djupen 1 till 3 m. Proven har analyserats på metallhalter, och total kol- och svavelhalt. Försöksförfarandet för att oxidera proven var sedan som följer. 9 ml naturfuktig jord blandades med 15 ml avjoniserat vatten i 1 min. Efter att proven stått 3 dygn mättes provblandningens ph och konduktivitet. Därefter torkades provblandningen i +50ºC i 10 dygn. 3 gram av det torkade provet förvarades sedan under ett år i rumstemperatur och befuktades 1 gång per månad med 3 ml avjoniserat vatten. Efter oxidering i 1 år tillsattes 15 ml avjoniserat vatten till provet, det skakades i 1 min och fick sedan stå i 14 dygn. ph och konduktivitet mättes därefter i vattenfasen. För 8 utvalda prover tillsattes ytterligare 15 ml avjoniserat vatten, provet blandades och fick sedan stå i 5 dygn. Därefter filtrerades (0.45µm) vattenfasen och analyserades på metallhalter. Svavelhalten på proverna var som maximalt 1,78 % med ett medianvärde på 0,54 %. Vid den första ph-mätningen på reducerade prover låg ph mellan 5,0 och 7,8, med ett medianvärde på 29

6,7. De svagt försurade proverna kan ha tagits från övergångszonen i jordprofilen där miljön tidvis är oxiderande. Vid den andra ph-mätningen, efter att proverna oxiderat i 1 år, låg ph mellan 2.4 och 5,8 med ett medianvärde på 3. För 82 % av proverna var ph < 4 och för 73 % < 3,5. För de flesta prov där svavelhalten var > 0,2 % var ph < 3,7. Prov med en svavelhalt < 0,1 % gav ph-värden mellan 3,7 och 5,8. I figur 3.2 redovisas ett diagram med resultaten från ph-mätningarna som funktion av svavelhalten. Spearmans korrelationskoefficient (se bilaga 7) mellan S och ph var -0,73, vilket innebär att det finns en korrelation där ett högre svavelinnehåll ger ett lägre värde på ph. Analyser av metaller i lakvattnet från proverna som oxiderat i 1 år visade att flera metaller (Ni, Zn, Co, Mn) lakade ut efter att proverna oxiderat i 1 år. Figur 3.2 Relation mellan svavelhalt och ph för undersökta prov, ofylld fyrkant = reducerat tillstånd, = oxiderat tillstånd (från Åström & Björklund, 1997). 3.5 LTU:s lakmetod Nackdelen med lakförsöken som behandlats i avsnitt 3.4 är att de tar lång tid att utföra, från en månad upp till 1 år. På LTU har en snabbare lakmetod utvecklats för att studera sulfidjordars lakningsegenskaper, speciellt med avseende på aerob påverkan och försurningsegenskaper. Metoden har successivt förändrats och förbättrats efter att den provats och utvärderats. Ett sådant utvecklingsarbete kräver försök på ett stort antal prover. I den första versionen lakades jorden på fyra olika sätt, anaerobt/anaerobt, anaerobt/aerobt, aerobt/anaerobt och aerobt/aerobt, se bilaga 1. Vid lakförsöken mäts ph, redoxpotential och konduktivitet på en blandning av jord och avjoniserat vatten som rörs om och sedan får stå och sedimentera. Mätning görs efter 4, 24 och 96 timmar (4 dygn). 30

Metoden användes för att laka 20 sulfidjordsprov och utvärderingen av dessa medförde att två av lakningssätten togs bort, eftersom de var svåra att utvärdera (Mácsik, 2000). De lakningssätt som behölls var anaerob/anaerob lakning och aerob/aerob lakning. Efter det har ytterligare en modifiering gjorts och mätning av ph, redoxpotential och konduktivitet görs enbart efter 4 timmar. Det gör att lakförsöken blir enklare, och går snabbare, att utföra. Det bedömdes även att lakning i 24 och 96 timmar i många fall inte gav så mycket mer information. De aeroba lakstegen kan även upprepas flera gånger. Metodbeskrivning för den senaste versionen av lakmetoden återfinns i bilaga 2. Det anaeroba laksteget utförs vid L/S-kvot 5, m s ska vara 10 g och mängden vatten blir då 5 m s = 50 g. För att ta ut rätt mängd prov bestäms först jordens vattenkvot, w. Mängden prov som behövs och hur mycket vatten som ska tillsättas beräknas sedan enligt ekvation 3.5-3.7. m s = 10 g m (naturfuktigt prov att ta ut) = m s (1+ w) = 10 (1+ w) (Ekv. 3.5) m w (prov) = m - m s (Ekv. 3.6) m w (vatten att tillsätta) = 5 m s - m w (prov) = 50 - m w (prov) (Ekv. 3.7) Exempel: Ett prov har vattenkvoten 85 %. m s ska vara 10 g, och mängden prov som ska tas ut blir 10 (1+ 0,85) = 18,5 g (Ekv. 3.5). Till detta ska vatten tillsättas så att mängden vatten blir 50 g. Men provet innehåller redan en del vatten, m w (prov) = m - m s = 18,5-10 = 8,5 g (Ekv. 3.6). Den mängd vatten som behöver tillsättas blir då 50 - m w (prov) = 50-8,5 = 41,5 g (Ekv. 3.7). Provet bryts i bitar och placeras i en glasflaska med lock. Avjoniserat vatten tillsätts till en L/S-kvot = 5. Provet finfördelas/rörs om med hjälp av en glasstav. Därefter sätts locket på och flaskan skakas i 30 sek. Provet får stå i 4 timmar. Det har då delvis sedimenterat. ph, Eh och konduktivitet mäts i provets vattenfas. Vattnets och jordens färg antecknas, dvs. beskrivs som: jord - svart, grå etc., vatten - rostfärgat, klart etc. Figur 3.3 visar en schematisk bild av försöksutförandet vid anaerob lakning. Det aeroba laksteget utförs vid L/S-kvot 5. Jorden torkas i ugn i 105ºC i ett dygn och krossas därefter fint i en mortel. 10 g av provet läggs i en flaska och 50 g avjoniserat vatten hälls på. Provet rörs om och skakas i 30 sek. Inget lock sätts på flaskan. Därefter får provet stå i 4 timmar. Det har då delvis sedimenterat. ph, Eh och konduktivitet mäts i provets vattenfas. Vattnets och jordens färg antecknas, dvs. beskrivs som: jord - svart, grå etc., vatten - rostfärgat klart etc. Det aeroba laksteget kan upprepas flera gånger. Provet får då stå ytterligare 1-2 dygn så att jordmaterialet sedimenterar. Vattnet, som ska vara i stort sett klart, pipetteras bort. Provet får sedan lufttorka 1-3 dygn. Om det inte torkat då, kan det sättas in i ugn, 105ºC, i några timmar. Det betyder att det vatten jorden innehåller torkas bort och de joner som finns lösta i vattnet blir kvar i jorden. Därefter kan ytterligare ett aerobt laksteg utföras genom att 50 g vatten tillsätts. I figur 3.4 illustreras försöksutförandet. 31

rörs om med glasstav skakas 30sek med lock L/S=5 mätning ursprungsprov m w tillsatt m w prov m s 50 g 10 g får stå med lock 4 timmar m w m s ph, Eh vattenfas Figur 3.3 Försöksutförande, anaerobt laksteg LTU:s lakmetod. vatten tillsätts rörs om med glasstav skakas 30 sek med lock L/S = 5 mätning m w 50 g får stå utan lock 4 timmar m w ph, Eh vattenfas torkat prov m s 10 g m s klar vattenfas avpippeteras får stå utan lock 1-2 dygn m w m w Indunstas, torkas lufttorkning (1-3 dygn) i ugn 105 C efter torkning m s torkat prov m s upprepas Figur 3.4 Försöksutförande, aerobt laksteg och upprepade aeroba laksteg enligt LTU:s lakmetod. 32

Resultaten redovisas i tabellform enligt tabell 3.3. Vid bedömning av jorden ska det framgå om lakvattnet blir rostfärgat, om rostutfällning sker, om mätvärdena är instabila etc. Tabell 3.3 Resultatredovisning lakförsök enligt LTU:s metod. Provbeteckning An Ae (1) Ae (2) Eh ph kond. Eh ph kond. Eh ph kond. Prov nr...... An = anaerobt laksteg Ae (1) = första aeroba laksteget Ae (2) = andra aeroba laksteget osv. Eh = redoxpotential kond. = konduktivitet 3.6 MRM:s lakmetod Lakmetoden har tagits fram speciellt för sulfidjord, för att snabbt och enkelt bedöma dess försurningsegenskaper. Jorden utsätts för upprepade laksteg av torkning och vätning. Metoden försöker efterlikna vad som händer i verkligheten när vatten rinner igenom jorden. Det som inte stämmer med verkligheten är att jorden mellan lakstegen torkas i +105ºC. Metodbeskrivningar redovisas i bilaga 3 och 4. Metoden har modifierats något en gång vad gäller mängden prov i det anaeroba laksteget och hur mycket vatten som tillsätts i de aeroba lakstegen. Här beskrivs version 2 vilken används idag (MRM, 2007). Metoden omfattar ett anaerobt laksteg och upprepade aeroba laksteg. Det anaeroba laksteget utförs vid L/S-kvot 5. Ett naturfuktigt delprov med torrsubstansen (m s ) = 25 g tas ut och blandas med avjoniserat vatten till en L/S kvot på 5, dvs mängden vatten ska vara 5 m s = 125 g. För att ta ut rätt mängd prov måste först vattenkvoten, w, bestämmas. Mängden prov som behövs och hur mycket vatten som ska tillsättas beräknas sedan enligt ekvation 3.8-3.10. m s = 25 g m (naturfuktigt prov att ta ut) = m s (1+w) = 25 (1+ w) (Ekv. 3.8) m w (prov) = m - m s (Ekv. 3.9) m w (att tillsätta) = 5 m s - m w (prov) = 125 - m w (prov) (Ekv. 3.10) Exempel: Ett prov har vattenkvoten 85 %. m s ska vara 25 g, och mängden prov som ska tas ut blir 25 (1+ 0,85) = 46.25 g (Ekv. 3.8). Till detta ska vatten tillsättas så att mängden vatten blir 125 g. Men provet innehåller redan en del vatten, m w (prov) = m - m s = 46,25-25 = 21,25 g (Ekv. 3.9). Den mängd vatten som behöver tillsättas blir då 125 - m w (prov) = 125-21,25 = 103,75 g (Ekv. 3.10). Provet rörs om och får sedan stå ½ till 1 timme innan ph, redoxpotential och konduktivitet mäts för vattenfasen. Försöksmetodiken illustreras i figur 3.5. 33

rörs om L/S = 5 mätning ursprungsprov m w tillsatt m w prov m s 125 g 25 g får stå 1/2-1 timme m w m s ph, Eh, konduktivitet vattenfas Figur 3.5 Försöksutförande, anaerobt laksteg enligt MRM:s lakmetod. Till de aeroba stegen används 25 g torkad jord. Jorden skärs i tunna skivor, ca 2 mm tjocka, och får ligga och torka i lufttemperatur, vilket tar ca 1 dygn. Den torkade jorden bryts i mindre bitar, med ett typiskt kantmått på 5 mm, och läggs i ett filterpapper som viks till en tratt. 75 g avjoniserat vatten hälls över jorden och vattnet som rinner igenom samlas upp i en bägare. Mängden vatten som runnit igenom vägs och därefter mäts ph, redoxpotential och konduktivitet. Filtret med prov torkas i ugn vid +105ºC i ett dygn. Därefter tas filtret ut, får svalna och ett nytt aerobt laksteg kan utföras. I figur 3.6 illustreras försöksutförandet. vatten som hälls över provet L/S = 3 m w 75 g filtrering indunstas, torkas, i ugn 105 C m w efter torkning torkat prov m s 25 g m s m s filter m w försöksuppställning ph, Eh, konduktivitet mäts upprepas Figur 3.6 Schematisk bild av aerob lakning enligt MRM:s lakmetod. 34

Det som skiljer från version 1 av lakmetodiken är att mängden vatten som får rinna genom provet ökats från L/S = 2 till L/S = 3, mängden vatten som rinner igenom provet mäts och att även konduktiviteten på detta vatten mäts. I och med att mängden vatten som rinner igenom provet mäts kan L/S-kvoten för vattnet som lämnar provet beräknas. Det vatten som blir kvar i jorden torkas bort, medan vattnets innehåll av joner blir kvar i provet. Resultaten redovisas i diagramform med ph, redoxpotential och konduktivitet som funktion av L/S-kvoten, vilken är uträknad från den vattenmängd som lämnar provet. I figur 3.7 visas ett exempel på resultat från ett lakförsök. Varje punkt motsvarar ett laksteg. Den första punkten är det anaeroba laksteget, och den har ritats in vid L/S-kvoten = 0. Det är egentligen inte korrekt, eftersom L/S-kvoten vid det anaeroba laksteget är 5. Orsaken till att resultaten från den anaeroba lakningen ändå redovisas på detta sätt är en önskan att i diagrammet tydliggöra de ursprungliga förhållandena som råder innan jorden har torkats. Den andra punkten är det första aeroba laksteget där provet har lufttorkat. De därpå följande punkterna är aeroba laksteg där provet torkats i +105ºC. Figur 3.7 visar hur vattnet som rinner igenom provet successivt förändras efter varje laksteg: - ph sjunker och efter 8 aeroba laksteg ligger ph strax under 3 - redoxpotentialen ökar från 0 till strax under +500 mv - konduktiviteten ökar upp till drygt 1300 μs/cm för att därefter minska något i det sista laksteget. 1300 1368 9,0 Redoxpotential, mv Konduktivitet, µs/cm 1100 900 700 500 300 Eh kond ph 8,0 7,0 6,0 5,0 4,0 ph-värde 100 3,0-100 2,0 0,0 2,0 4,0 6,0 8,0 10,0 12,0 14,0 16,0 18,0 20,0 Lakningsförhållande, L/S Figur 3.7 Exempel på resultat från lakförsök utförda enligt MRM:s lakmetod. Normalt sett görs 10 aeroba laksteg. Ser ph ut att fortsätta sjunka görs fler laksteg för att få fram ett lägsta ph-värde (ph-min). Önskvärt är att ph uppnår ett stabilt värde för några laksteg i rad. Det bedöms dock som orimligt, ur praktisk synpunkt, att utföra mer än 20 laksteg. 35

3.7 Jämförelse mellan LTU:s och MRM:s lakmetod 3.7.1 Anaerobt laksteg Den anaeroba lakningen sker vid samma L/S-kvot. Det som skiljer metoderna åt är: - mängd jord som används, m s är 10 g respektive 25 g - tiden som jordproven får stå innan ph, redoxpotential och konduktiviteten mäts, 4 respektive ½-1 timme - vid LTU:s metod sätts ett lock på provet för att minska kontakten med syre. 3.7.2 Aerobt laksteg Vid båda metoderna torkas jorden vid +105ºC vid upprepade aeroba laksteg. Det som skiljer metoderna åt är: - mängd jord som används, m s är 10 g respektive 25 g - vid MRM:s metod lufttorkas provet för det första aeroba laksteget - försöksutförande, vid LTU:s metod blandas det torkade provet med vatten och får stå i 4 timmar, vid MRM:s metod får vatten rinna igenom provet vilket tar några minuter - L/S-kvot, vid LTU:s metod tillsätts vatten till L/S-kvot 5, vid MRM:s metod L/S-kvot 3 - tidsåtgång, vid LTU:s metod med upprepade aeroba laksteg tar varje laksteg 3-5 dygn, vid MRM:s metod tar varje laksteg 1 dygn - bestämning av verklig L/S-kvot, vid LTU:s metod bestäms inte mängden vatten som tas bort efter ett laksteg, vid MRM:s metod bestäms mängden vatten som runnit igenom provet vilket gör att L/S-kvoten på vattnet som passerat provet kan bestämmas. 3.7.3 Jämförelse av resultat En jämförande studie mellan LTU:s och MRM:s metod har gjorts för åtta prover. Proven lakades efter MRM:s första version av lakmetod där de aeroba lakstegen utfördes med L/Skvot 2. I tabell 3.4 redovisas fakta om de prov som försöken utfördes på. Tabell 3.4 Fakta om jordprov undersökta med både LTU:s och MRM:s lakmetod. Märkning Jordart Djup w ρ Glödgningsförlust Fe/S Fe S [m] [%] [t/m 3 ] [%] [mg/kg TS] [mg/kg TS] 5315 SuLe 3,5 100 1,47 3,9 22 36 900 1 680 BH8 11 m SuSi 11 101 1,40 2,3 8,5 23 700 2 780 BH8 12 m SuSi 12 114 1,43 4,6 4,5 26 500 5 860 T1608 le su Si 3,5-4 37 4,4 2,5 16 000 6 320 625 su le Si 2 51 1,65 3,2 2,0 30 800 15 200 5094 si SuLe 5 89 1,49 5,9 2,7 42 500 16 000 3216 SuLe 5 114 1,41 9,0 2,8 50 300 18 000 9286 si SuLe 2,5 80 1,52 6,6 1,8 40 500 22 600 I figur 3.8 har diagram ritats upp med ph som funktion av antal laksteg. Jämförelsen görs för antal laksteg och inte för L/S-kvot. Orsaken till detta är att mängden vatten som blivit kvar i provet efter varje laksteg inte har bestämts. Det bör noteras att lakstegen vid LTU:s metod utförts vid L/S 5 och vid MRM:s metod vid L/S 2. Detta kan ha en viss betydelse för resultatet. En mindre studie på 3 prover, utförd enligt MRM:s lakmetodik, tyder dock på att antalet laksteg är den viktigaste faktorn för försurningsprocesserna och att L/S-kvoten har mindre betydelse, se vidare avsnitt 8.3.2. 36

ph 9 8 7 6 5 4 3 2 S = 1 680 mg/kg TS 5315, LTU 5315, MRM 0 5 10 15 20 Antal laksteg ph 9 8 7 6 5 4 3 2 S = 2 780 mg/kg TS BH8 11,0m, LTU BH8 11,0m, MRM 0 5 10 15 20 Antal laksteg ph 9 8 7 6 5 S = 5 860 mg/kg TS BH8 12,0 m, LTU BH8 12,0 m, MRM ph 9 8 7 6 5 S = 6 320 mg/kg TS T1608, LTU T1608, MRM 4 3 4 3 2 0 5 10 15 20 Antal laksteg 2 0 5 10 15 20 Antal laksteg 9 8 7 S = 15 200 mg/kg TS 625, LTU 625, MRM 9 8 7 S = 16 000 mg/kg TS 5094, LTU 5094, MRM ph 6 5 ph 6 5 4 4 3 3 2 2 0 5 10 15 20 0 5 10 15 20 Antal laksteg Antal laksteg 9 8 7 S = 18 000 mg/kg TS 3216, LTU 3216, MRM 9 8 7 S = 22 600 mg/kg TS 9286, LTU 9286, MRM ph 6 5 ph 6 5 4 4 3 3 2 2 0 5 10 15 20 Antal laksteg 0 5 10 15 20 Antal laksteg Figur 3.8 ph som funktion av antal laksteg vid lakförsök utförda enligt LTU:s och MRM:s lakmetod. 37

Resultaten från de båda lakmetoderna skiljer sig något åt, men tendensen vid försöken är densamma. För de flesta försöken ger det anaeroba laksteget samma eller nära samma ph för de båda lakmetoderna. Det borde vara samma eftersom det bara är marginella skillnader mellan hur försöken utförs. Att ph för det anaeroba laksteget ändå skiljer sig något åt för några prover beror troligtvis främst på att försöken utförts vid olika tidpunkter. Jorden kan ha påverkats av att den lagrats ett tag varvid den kan ha börjat oxidera. Lakförsöken med LTU:s metod har utförts senare och för dessa ligger ph för det anaeroba laksteget något lägre för 3 av proven än vad som erhölls med MRM:s metod. För ett prov däremot, 9286, ligger ph betydligt högre för provet lakat med LTU:s metod jämfört med MRM:s metod. Det kan förklaras av att de uttagna delproverna till lakförsöken har varit olika mycket oxiderade. Båda metoderna visar hur ph förändras vid upprepade aeroba laksteg, även om uppmätta värden skiljer sig åt och kurvorna inte är identiska. Sjunker ph mycket för varje laksteg visar båda metoderna på det, se t ex prov 625. Går sänkningen av ph långsammare visar båda metoderna även på detta, se t ex prov från BH8. Det går inte att säga att någon av metoderna ger större påverkan på ph-förändringen utifrån denna studie. För fem av proven ligger phkurvan bestämd med LTU:s metod lägre än kurvan bestämd med MRM:s metod och för tre prov är det tvärtom. I bilaga 5 redovisas diagram med redoxpotential som funktion av antal laksteg. Resultaten skiljer sig något åt mellan lakmetoderna, men tendensen vid försöken är densamma. Det bedömningssystem som här tagits fram bygger på resultat från MRM:s lakmetodik. Motiven för att denna metod har valts är att: - metoden är enkel och går relativt snabbt att utföra (normalt 10 dygn) - det tar bara 1 dygn mellan varje aerobt laksteg (jämfört med 3-5 dygn för LTU:s metod) - det finns ett stort dataunderlag av resultat från lakförsök utförda på över 100 olika jordprov som har sammanställts och utvärderats (metoden har använts kommersiellt i ca 5 år av MRM). Erfarenheterna från LTU:s metod är mer begränsade. 3.8 MRM:s lakmetod, faktorer i försöksutförandet som påverkar resultatet 3.8.1 Temperatur vid torkning av jordprov Proven torkas i ugn vid +105ºC för att minska tiden för torkning och därmed tiden för att utföra ett lakförsök. Det tar ändå 10 dygn att utföra ett lakförsök med 10 laksteg. Torkning i ugn vid +105ºC motsvarar inte verkliga förhållanden och den höga temperaturen påverkar försurningsprocesserna. I en begränsad försöksserie med 3 prov har torkningstemperaturens betydelse för resultat från lakförsök studerats. Efter det första aeroba laksteget, där provet torkas i lufttemperatur, torkades ett prov vid +40ºC och ett vid +105ºC. I tabell 3.5 redovisas fakta om proverna som undersöktes. I figur 3.9 redovisas ph som funktion av lakningsförhållandet. ph sjunker långsammare och mer ojämnt för prov som torkats vid +40ºC jämfört med de som torkats vid 105ºC. Vidare uppnås inte samma ph-min.värde för proven från djupen 3-3,5 och 4-4,5 m. För provet från djupet 4,5-5 m som torkats vid +40ºC sjunker ph efter 5 aeroba laksteg ner till ungefär samma värden som för provet som torkats vid +105ºC. 38

Tabell 3.5 Fakta om jordprov där torktemperaturens betydelse vid lakförsök har undersökts. Märkning Jordart Djup w Glödgningsförlust Fe/S Fe S [m] [%] [%] [mg/kg TS] [mg/kg TS] P-hus Umeå BH3 SuSi 3-3,5 62 3,6 9,4 22 100 2 350 P-hus Umeå BH3 SuSi 4-4,5 3,9 P-hus Umeå BH3 SuSi 4,5-5 41 3,3 13,4 24 250 1 800 ph 9 8 7 6 5 4 3 2 0 5 10 15 20 25 Lakningsförhållanden, L/S 3-3,5 m +40 C 3-3,5 m +105 C ph 9 8 7 6 5 4 3 2 0 5 10 15 20 25 Lakningsförhållanden, L/S 4-4,5 m 40 C 4-4,5 m 105 C ph 9 8 7 6 5 4 3 2 0 5 10 15 20 25 Lakningsförhållanden, L/S 4,5-5 m 40 C 4,5-5 m 105 C Figur 3.9 ph som funktion av L/S-kvot vid lakförsök på prov torkade vid +40ºC respektive +105ºC. I figur 3.10 redovisas konduktiviteten som funktion av lakningsförhållanden. Proverna som torkats vid +40ºC har lägre värden på konduktiviteten än de som torkats vid +105ºC. För proven från 4-4,5 m och 4,5-5 m och torkade vid +40ºC ökar konduktiviteten kraftigt efter det att en lite större sänkning av ph erhållits efter 6-7 aeroba laksteg. Det noterades även att vattnet som runnit igenom proven som torkats vid +105ºC var gulfärgat, medan vattnet från proven som torkats vid +40ºC bara var svagt gulfärgat eller helt klart. Försöken visar att temperaturen vid torkning har betydelse för vilka resultat som fås. En högre temperatur verkar påskynda försurningsprocesserna och har i två av fallen gett ett lägre värde på ph-min. En orsak till att försurningen går långsammare vid +40 C kan vara att den buffrande effekt som bakterier kan ha på försurningen hämmas när jorden upphettas till +105ºC. En fördel med att torka proverna vid +105ºC är att analystiden kan förkortas, medan en nackdel kan vara att information om en del buffrande egenskaper som råder i fält kan gå förlorad. 39

Konduktivitet, µs/cm 500 400 300 200 100 0 3-3,5 m +40 C 3-3,5 m +105 C 0 5 10 15 20 25 Lakningsförhållanden, L/S Konduktivitet, µs/cm 500 400 300 200 100 0 4-4,5 m 40 C 4-4,5 m 105 C 0 5 10 15 20 25 Lakningsförhållanden, L/S 500 Konduktivitet, µs/cm 400 300 200 100 0 4,5-5 m 40 C 4,5-5 m 105 C 0 5 10 15 20 25 Lakningsförhållanden, L/S Figur 3.10 Konduktivitet som funktion av L/S-kvot vid lakförsök på prov torkade vid +40ºC respektive +105ºC. 3.8.2 Lakningsförhållanden, L/S-kvot En modifiering som har gjorts i MRM:s lakmetod är att mängden vatten som hälls över provet vid varje laksteg har ökats från L/S = 2 till L/S = 3. Orsaken till förändringen var att mängden vatten som rann igenom proven blev för liten när även konduktiviteten börjades mätas. För att se vilken betydelse lakningsförhållandet har för resultaten från lakförsöken gjordes två försök där L/S-kvoten för vattnet som fick rinna igenom ett prov varierades och sattes till 3, 5 respektive 7. I tabell 3.6 redovisas fakta om proven som försöken utfördes på. Tabell 3.6 Fakta om jordproven där L/S-kvoten varierades och var 3, 5 och 7. Märkning Jordart Djup w ρ Glödgningsförlust [%] [mg/kg TS] [mg/kg TS] Fe/S Fe S [m] [%] [t/m 3 ] Brattby BH302 le su Si 2,5 57 1,70 3,1 54,8 35 900 655 Brattby BH301 su si Le 4,1 42 1,82 2,7 25,2 25 100 996 I figur 3.11 och 3.12 redovisas resultat från försöken med de olika L/S-kvoterna dels som funktion av antalet laksteg och dels som funktion av L/S-kvot. L/S-kvoten är beräknad utifrån mängden vatten som passerat provet; det vatten som blir kvar i jorden torkas bort och vattnets innehåll av joner blir kvar i jorden. Bäst överensstämmelse mellan försöken vad gäller ph och redoxpotential fås om resultaten ritas upp som funktion av antalet laksteg, där kurvorna följer varandra väl. Oberoende av L/S-kvot erhålls samma ph-värde och redoxpotential efter samma antal laksteg. Jämförs istället med avseende på lakningsförhållanden, L/S-kvot, skiljer sig kurvorna åt; vilket tydligast kan ses vid de låga värdena på L/S-kvoten. Vad gäller 40

konduktiviteten är tendensen för de olika L/S-kvoterna densamma om resultaten ritas upp som funktion av antalet laksteg. Det som skiljer kurvorna åt är värdet på konduktiviteten, som blir lägre ju högre L/S-kvoten är. Det beror på att vid en högre L/S-kvot blir vattnet mer utspätt och jonkoncentrationen blir lägre. Denna utspädning verkar dock inte påverka ph och redoxpotentialen. 7 6 Brattby BH302, 2,5 m L/S = 3 L/S = 5 L/S = 7 7 6 Brattby BH302, 2,5 m L/S = 3 L/S = 5 L/S = 7 5 5 ph 4 ph 4 3 3 2 0 5 10 15 20 Antal laksteg 2 0 50 Lakningsförhållanden, L/S 100 Redoxpotential [mv] 500 400 300 200 100 Brattby BH302, 2,5 m L/S = 3 L/S = 5 L/S = 7 Redoxpotential [mv] 500 400 300 200 100 Brattby BH302, 2,5 m L/S = 3 L/S = 5 L/S = 7 0 0 5 10 15 20 Antal laksteg 0 0 50 Lakningsförhållanden, L/S 100 Konduktivitet [µs/cm] 500 400 300 200 100 Brattby BH302, 2,5 m L/S = 3 L/S = 5 L/S = 7 Konduktivitet [µs/cm] 500 400 300 200 100 Brattby BH302, 2,5 m L/S = 3 L/S = 5 L/S = 7 0 0 0 5 10 15 20 Antal laksteg 0 50 Lakningsförhållanden, L/S 100 Figur 3.11 Jämförelser mellan resultat från lakförsök utförda med olika L/S-kvot, 3, 5 och 7. 41

Försöken på dessa två prov visar att det är antalet aeroba laksteg som har störst betydelse för försurningen av sulfidjord och att L/S-kvoten är av mindre vikt. Det är den upprepade torkningen och vätningen av jorden som driver på försurningsprocesserna. En ändring av L/S-kvoten från 2 till 3 bör inte ha någon betydelse för resultaten om jämförelsen mellan olika prov görs utifrån antalet laksteg. Försök med olika L/S-kvot har enbart gjorts på två prov och de hade båda rätt låg svavelhalt, 655 respektive 996 mg/kg TS. Det vore av intresse att utföra fler försök med varierande L/Skvot på prov med högre svavelhalt, för att verifiera slutsatserna ovan. 7 6 Brattby BH301, 4,1 m L/S = 3 L/S = 5 L/S = 7 7 6 Brattby BH301, 4,1 m L/S = 3 L/S = 5 L/S = 7 5 5 ph 4 ph 4 3 3 2 0 5 10 15 20 Antal laksteg 2 0 50 Lakningsförhållanden, L/S 100 Redoxpotential [mv] 500 400 300 200 100 0 Brattby BH301, 4,1 m L/S = 3 L/S = 5 L/S = 7 0 5 10 15 20 Antal laksteg Redoxpotential [mv] 500 400 300 200 100 0 Brattby BH301, 4,1 m 0 50 Lakningsförhållanden, L/S L/S = 3 L/S = 5 L/S = 7 100 Konduktivitet [µs/cm] 500 400 300 200 100 Brattby BH301, 4,1 m L/S = 3 L/S = 5 L/S = 7 Konduktivitet [µs/cm] 500 400 300 200 100 Brattby BH301, 4,1 m L/S = 3 L/S = 5 L/S = 7 0 0 0 5 10 15 20 Antal laksteg 0 50 Lakningsförhållanden, L/S 100 Figur 3.12 Jämförelser mellan resultat från lakförsök utförda med olika L/S-kvot, 3, 5 och 7. 42

4 Utvärdering av lakförsök utförda enligt MRM:s lakmetod I det här kapitlet redovisas en sammanställning och utvärdering av resultat från lakförsök utförda på sulfidjord enligt MRM:s lakmetodik. 4.1 Omfattning Utvärderingen omfattar 102 jordprov. Lakförsöken är utförda på beställning av olika konsulter under åren 2005 och 2006. 45 av dessa är utförda enligt MRM:s första variant av lakmetod och 57 enligt en något modifierad metod (se bilaga 3 och 4, samt avsnitt 3.6). Jordproven kommer från olika objekt längs Norrlandskusten från Enånger (Hälsingland) i söder till Haparanda (Norrbotten) i norr. Jorden har tagits upp genom störd eller ostörd provtagning. Anledningen till att lakförsök utfördes var att jorden misstänktes ha en försurande effekt på omgivningen i samband med planerade byggprojekt. Nästan alla prov har okulärt bedömts innehålla sulfidjord. Det är enbart prov som kommer från Norrlandskusten som har undersökts på det beskrivna sättet och ingår i den här utvärderingen. Inga prov från områdena kring Mälardalen finns med. En sammanställning över proven och analysvärden återfinns i bilaga 6. De parametrar som anges och har undersökts presenteras i tabell 4.1. Tabell 4.1 Parametrar undersökta för jordproverna i sammanställningen. Parameter Antal prov % av totalt antal prov Järnhalt (mg/kg TS) 102 100 Svavelhalt (mg/kg TS) 102 100 Fe/S-kvot 102 100 Provtagningsdjup 96 94 Benämning (okulär granskning) 96 94 Vattenkvot 96 94 Flytgräns 7 8 Skrymdensitet 23 25 Glödgningsförlust 75 74 Antal lakningssteg 102 100 ph anaerob lakning 96 94 ph, alla aeroba laksteg 102 100 Redoxpotential, anaerob lakning 87 85 Redoxpotential, alla aeroba laksteg 93 91 Konduktivitet, alla laksteg 58 57 Permeabilitet, uppskattad 102 102 Utvärderingen omfattar följande frågeställningar: - Vilka värden har de analyserade parametrarna i de undersökta proven? - Vilka parametrar påverkar försurningseffekten (sänkningen av ph) som fås vid lakförsök? - Vilka samband råder mellan olika parametrar? De bedömningssystem som MRM använder idag vid bestämning av försurningsegenskaper utgår från Fe/S-kvot, svavelhalt, ph och redoxpotential vid lakförsök och permeabilitet (se avsnitt 5.2). Resultat från de undersökta 102 proven har använts för att bl a utvärdera: 43

- Samband mellan Fe/S-kvot och uppmätt ph-min.värde vid upprepad aerob lakning. - Samband mellan svavelhalt och uppmätt ph-min.värde vid upprepad aerob lakning. - Hur glödgningsförlusten påverkar uppmätt ph-min.värde vid upprepad aerob lakning. 4.2 Undersökta jordprov 4.2.1 Järn- och svavelhalt, Fe/S-kvot Järn- och svavelhalt och Fe/S-kvot för undersökta prov redovisas i tabell 4.2 och figur 4.1. Halterna har bestämts genom ICP-analys* av Analytica AB. Före analys har proven torkats vid +50ºC och upplösning har skett i slutna teflonbehållare med 5 ml koncentrerad HNO 3 + 0,5 ml H 2 O 2. Analysmetoden används för att bestämma totalhalter av metaller och svavel i jord. Järnhalten varierar mellan 4 900 mg/kg TS och 55 300 mg/kg TS. Medianvärdet ligger på 35 900 mg/kg TS. Svavelhalten varierar mellan 135 och 33 100 mg/kg TS. Medianvärdet ligger på 6 161 mg/kg TS. Fe/S-kvoten varierar mellan 1,44 och 236, med ett medianvärde på 5,3. Tabell 4.2 Min-, max- och medianvärde, samt 10:e och 90:e percentilen av Fe, S och Fe/Skvot på undersökta jordprov. Parameter min. värde 10:e perc. medianvärde 90:e perc. max. värde Fe [mg/kg TS] 4 900 20 660 35 900 43 100 55 300 S [mg/kg TS] 135 839 6 161 16 670 33 100 Fe/S 1,44 2,2 5,3 34,8 236,3 40 35 30 Antal prov 25 20 15 10 5 0 < 0,06 0,06-0,1 0,1-0,5 0,5-1 1-1,5 1,5-2 2-2,5 2,5-3 3-3,5 Svavelhalt [%] 45 40 Antal prov 40 35 30 25 20 15 10 5 0 < 1 1-2 2-3 3-4 4-5 5-6 Antal prov 35 30 25 20 15 10 5 0 <3 3-5 5-10 10-20 20-60 > 60 Järnhalt [%] Fe/S Figur 4.1 Fördelning av Fe, S och Fe/S-kvot för undersökta jordprov. * ICP står för induktiv kopplad plasma, vilket används vid analysen som sker med emmissions- eller massprektometri. 44

I figur 4.2 redovisas svavelhalt som funktion av järnhalt för undersökta prov. I diagrammet har även linjer för olika värden på Fe/S-kvoten lagts in. För prov med en Fe/S-kvot mindre än 3 ligger svavelhalten mellan 6 320 och 33 100 mg/kg TS, ett ganska stort spann. I intervallet där Fe/S-kvoten är 3-5 ligger svavelhalten mellan 4 660 och 12 400 mg/kg TS. 35000 Svavel [mg/kg TS] 30000 25000 20000 15000 10000 5000 Fe/S=2 Fe/S=3 Fe/S=5 Fe/S=10 0 0 10000 20000 30000 40000 50000 60000 Järn [mg/kg TS] Figur 4.2 Järn- och svavelhalt och Fe/S-kvot för undersökta prov. Det finns ett samband mellan Fe/S-kvoten och svavelhalten, se figur 4.3. Observera att diagrammet till vänster i figuren är ritat i log-log-skala. Diagrammet till höger, som är ritat i linjär skala visar tydligare att det är vid svavelhalter kring 2 000 mg/kg TS som den största krökningen på trendlinjen fås och att under halten 2000 mg/kg TS ökar Fe/S kvoten markant med minskande svavelhalt. Provet som avviker och ligger under trendlinjen (S = 291 mg/kg TS, Fe/S = 16,8) är okulärt klassificerat som Si/Sa och är troligen inte en sulfidjordshaltig jord. 1000 y = 17451x -0,9264 R 2 = 0,9261 300 250 50 100 200 Fe/S 10 Fe/S 150 100 0 0 5000 50 1 100 1000 10000 100000 Svavel [mg/kg TS] 0 0 10000 20000 30000 Svavel [mg/kg TS] Figur 4.3 Fe/S-kvot som funktion av svavelhalt för undersökta prov. 45

4.2.2 Provtagningsdjup Proven är tagna på djup från 0,5 m till 12 m. Totalt är proven tagna från 48 provpunkter. I 12 av dessa har prov undersökts i 3 eller fler nivåer. Resultat från några av dessa jordprofiler har ritats upp och studerats närmare, se bilaga 8. 4.2.3 Okulär granskning Vid okulär granskning bedöms en jords kornstorlek och utseende (helsvart, bandad, flammig, fläckig, osv.). Helsvart jord bedöms som sulfidjord och benämns sulfidlera (SuLe), siltig sulfidlera (si SuLe) osv beroende på okulärt bedömd kornstorleksfördelning. Sulfidjordshaltig jord är mörkgrå till gråsvarta och benämns sulfidjordshaltig lera (su Le), sulfidjordshaltig lerig silt (su si Le) osv, beroende på okulärt bedömd kornstorleksfördelning. Klassning efter okulärt bedömd kornstorleksfördelning för undersökta prov var alltifrån lera till silt, med några få prov som bestod av grövre material, sa Si och si Sa. Av proven klassades 48 % som sulfidjord, Su, 18 % som sulfidjordshaltig, su, 16 % som något sulfidjordshaltiga, (su), 1 % som sulfidjordsfläckiga eller bandade och 7 % var inte klassade som sulfidjord alls. Av de prov som inte var klassade som sulfidjord angavs i hälften av fallen att det var torrskorpa eller oxiderad jord. Att klassning av sulfidjord utgår från jordens färg gör det svårt att avgöra om en torrskorpa består av oxiderad sulfidjord. Ligger anaerob svart sulfidjord under torrskorpan och det kan ses rostfärgade utfällningar i torrskorpan, utgörs den troligen av oxiderad sulfidjord. Av proven var 13 % klassade som gyttja, Gy, eller gyttjiga, gy. 4.2.4 Vattenkvot Vattenkvot för undersökta prov redovisas i tabell 4.3 och figur 4.4. Vattenkvoten för proven varierar mellan 23 och 192 %. Medianvärdet ligger på 65 %. Störst var andelen prov som hade en vattenkvot mellan 40 och 60 %, se figur 4.4. Av de prov som hade en vattenkvot > 115 % klassades alla utom två som gyttja. Tabell 4.3 Min-, max- och medianvärde, samt 10:e och 90:e percentilen av vattenkvot på undersökta jordprov. Parameter min. värde 10:e perc. medianvärde 90:e perc. max. värde Vattenkvot [%] 23 39 65 115 192 35 30 Antal prov 25 20 15 10 5 0 20-40 40-60 60-80 80-100 100-120 120-140 Vattenvkot [%] 140-160 160-180 180-200 Figur 4.4 Vattenkvot för 94 % av undersökta jordprov. 46

4.2.5 Glödgningsförlust Glödgningsförlust är en metod för att bestämma organiska halten. Ett torkat och malt prov glödgas i +800 C under en timme och andelen som glödgas bort bestäms (Förslag till geotekniska laboratorieanvisningar, del 3, 1974). Det som glödgas bort vid +800 C är i huvudsak organisk material, men även hårt bundet vatten som finns kring lerpartiklar och karbonater avgår. De flesta svenska finjordar innehåller lite karbonater och då kan den del som beror på avgång av hårt bundet vatten överslagsmässigt beräknas utifrån lerhalten enligt Ekv. 4.1. g 0 = g - 0,05 lerhalt (%) (Ekv. 4.1) där g 0 = organisk halt och g = glödgningsförlust Vid en lerhalt på 40 % motsvarar avgången vid glödgning av hårt bundet vatten ungefär 2 % -enheter. Glödgningsförlust har bestämts för 75 av de undersökta proverna. Glödgningsförlust för undersökta prov redovisas i tabell 4.4 och figur 4.5. Halterna varierar mellan 1,6 och 14,6 %. Medianvärdet ligger på 4,5 %. De flesta proven har en glödgningsförlust mellan 3 och 5 %, se figur 4.5. Proven som har klassats som gyttja har en glödgningsförlust som är > 8 %, utom för två prov där glödgningsförlusten är 6,4 respektive 7,9 %. Organiska halten är av intresse därför att organiskt material kan verka som ett buffertsystem och motverka/fördröja försurning. Tabell 4.4 Min-, max- och medianvärde, samt 10:e och 90:e percentilen av glödgningsförlust på undersökta jordprov. Parameter min. värde 10:e perc. medianvärde 90:e perc. max. värde Glödgningsförlust [%] 1,6 2,7 4,5 9,0 14,6 Antal prov 20 18 16 14 12 10 8 6 4 2 0 1-2 2-3 3-4 4-5 5-6 6-7 7-8 8-9 9-10 10-11 11-12 12-13 13-14 14-15 Glödgningsförlust [%] Figur 4.5 Glödgningsförlust för 74 % av undersökta jordprov. 47

4.3 Resultat lakförsök 4.3.1 Anaerob lakning Uppmätt ph och redoxpotential för det anaeroba laksteget redovisas i tabell 4.5 och figur 4.6. Ett ph-värde < 6 vid anaerob lakning visar att provet är oxiderat, dvs, provet är redan påverkat av syre. Ett ph > 7 anger att provet är anaerobt. Uppmätta ph-värden varierar mellan 4,2, klart aerobt påverkat, och 9,4. Medianvärdet ligger på 7,0, dvs hälften av proven är anaeroba med ett ph mellan 7 och 9,4. Vid en redoxpotential < 0 är provet anaerobt. Redoxpotentialen varierar mellan -114 och +251 mv, med ett medianvärde på +44 mv. Det betyder att mer än hälften av proven var något påverkade av syre (luftning). Tabell 4.5 Min-, max- och medianvärde, samt 10:e och 90:e percentilen för ph och redoxpotential uppmätt i det anaeroba laksteget. Parameter min. värde 10:e perc. medianvärde 90:e perc. max. värde ph anaerob [%] 4,2 6,0 7,0 8,7 9,4 Redox, anaerob [mv] -114-86 +44 +180 +251 Antal prov 40 35 30 25 20 15 10 5 0 96 prov 87 prov 35 4-5 5-6 6-7 7-8 8-9 9-10 ph anaerob lakning 30 25 20 15 10 5 0-200- - 100-100-0 0-100 100-200 Redoxpotential [mv] Figur 4.6 ph och redoxpotential för undersökta jordprov vid anaerob lakning. Antal prov 200-300 4.3.2 Aerob lakning Lakförsöken har utförts med ett anaerobt laksteg, ett aerobt laksteg med lufttorkad jord och därefter upprepade aeroba laksteg där jorden torkas i +105 C. Normalt har 10 aeroba laksteg utförts, men lakstegen har upprepats till dess att ett konstant ph-värde uppmätts eller försöken avbrutits. Varje aerobt laksteg innebär att jorden ska torkas i ett dygn innan den lakas. Det betyder att det tar 10 dygn att utföra ett försök med 10 aeroba laksteg. Antalet aeroba laksteg som har utförts på de undersökta jordproven redovisas i tabell 4.6 och figur 4.7. Antalet varierar från 7 till 19, med ett medianvärde på 11. Det kan noteras att i över hälften av försöken har mer än 10 aeroba laksteg utförts. Tabell 4.6 Min-, max- och medianvärde, samt 10:e och 90:e percentilen för antalet aeroba laksteg som utförts på undersökta jordprov. Parameter min. värde 10:e perc. medianvärde 90:e perc. max. värde Antal aeroba laksteg 7 9 11 15 19 48

30 25 Antal prov 20 15 10 5 0 7 8 9 10 11 12 13 14 15 16 17 18 19 Antal aeroba laksteg Figur 4.7 Antal aeroba laksteg som utförts på undersökta jordprov. Uppmätt minsta ph-värde och maximal redoxpotential för de aeroba lakstegen redovisas i tabell 4.7 och figur 4.8. Uppnått ph-min.värde varierar mellan 2,6 och 6,3, med ett medianvärde på 3,7. Enligt det bedömningssystem som har använts av MRM (se vidare avsnitt 5.2) bedöms ett ph < 3 som mycket hög försurningseffekt och ph 3-4 som hög försurningseffekt. Av de undersökta proven har enligt denna bedömning 13 % av proven mycket hög och 50 % hög försurningseffekt. Används definitionen för sur sulfatjord (ph < 4) klassificeras 63 % av de undersökta jordproven som potentiell sur sulfatjord. Det innebär att om jorden utsätts för syre kommer den att få ett ph < 4. 12 % av undersökta prov gav ett ph > 5 och de bedöms ha låg försurningseffekt. Maximal redoxpotential som uppmätts för undersökta prov varierar mellan +235 och +483 mv, med ett medianvärde på +346 mv. Tabell 4.7 Min-, max- och medianvärde, samt 10:e och 90:e percentilen för ph-min.värdet och maximal redoxpotential uppmätt i de aeroba lakstegen. Parameter min. värde 10:e perc. medianvärde 90:e perc. max. värde ph-min.värde [%] 2,6 3,0 3,7 5,1 6,3 Redox. max. aerob [mv] +235 +286 +346 +464 +483 49

Antal prov 35 30 25 20 15 10 Antal prov 60 50 40 30 20 93 prov 5 10 0 2,5-3 3-3,5 3,5-4 4-4,5 4,5-5 5-5,5 5,5-6 6-6,5 0 200-300 300-400 400-500 ph min. Redoxpotential max. [mv] Figur 4.8 Uppmätt ph-min.värde och maximal redoxpotential för undersökta jordprov vid upprepade aeroba laksteg. Försurningsprocesserna går olika fort i olika jordar. Ett mått på försurningshastigheten kan vara hur många upprepade aeroba laksteg som behövs för att ph ska sjunka under 4. Detta har också valts som en parameter i det bedömningssystem som här tagits fram (se vidare avsnitt 5.4). Att just ph 4 valts, beror på att definitionen för sur sulfatjord är att ph i jorden kan bli < 4. Ett annat sätt att uttrycka försurningshastigheten på kan vara att se på lutningen av kurvan när ph ritas upp som funktion av antal laksteg eller L/S-kvot. 63 % av de undersökta jordproven gav ph-min.värden < 4 vid lakförsöken. Antal aeroba laksteg som krävdes för dessa jordprov för att ph skulle bli mindre än 4 redovisas i tabell 4.8 och figur 4.9. Antal aeroba laksteg varierar mellan 2 och 13, med ett medianvärde på 5. Tabell 4.8 Min-, max- och medianvärde, samt 10:e och 90:e percentilen för antal aeroba laksteg till ph < 4. Parameter min. värde 10:e perc. medianvärde 90:e perc. max. värde Antal laksteg ph < 4 2 3 5 10 13 För 38 prov (37 %) erhölls aldrig ett ph-värde under 4 vid lakförsöken. De flesta av dessa prov lakades mer än 10 laksteg och 19 av proven (50 %) hade fortsatt sjunkande ph för varje laksteg när lakförsöket avbröts, se tabell 4.9. Hade ytterligare laksteg utförts är det möjligt att det kan ha resulterat i att ph sjunkit under 4 för några av dessa prover. Tabell 4.9 Antal aeroba laksteg för prov där ph inte sjönk under 4, antal prov av dessa där ph hade sjunkande tendens när de avbröts och ph för dessa prov när de avbröts. Antal laksteg 8 10 11 12 13 14 16 17 Antal prov ph > 4 3 8 9 3 8 4 2 1 Prov med sjunkande ph 1 2 2 3 6 3 2 0 ph när försök med 5,32 4,10 4,41 4,01 4,36 4,36 4,05 sjunkande ph avbröts 4,17 5,06 4,26 4,5 4,58 4,22 4,28 4,68 4,78 4,7 5,05 5,06 50

40 35 30 Antal prov 25 20 15 10 5 0 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 Antal aeroba laksteg till ph < 4 Antal prov med ph min > 4 40 35 30 Antal prov 25 20 15 10 5 0 1-4 5-9 10-15 Antal aeroba laksteg till ph < 4 Antal prov med ph min > 4 Figur 4.9 Antal aeroba laksteg till ph < 4 för undersökta jordprov och antal prov där ph aldrig sjönk under 4 under försökets gång. I figur 4.10 redovisas resultat från 2 lakförsök där försurningsprocessen går olika fort. Varje punkt i diagrammen motsvarar ett laksteg. Den första punkten är det anaeroba laksteget, den andra är det första aeroba laksteget där provet fått lufttorka i rumstemperatur och resterande punkter är aeroba laksteg där jorden torkats i +105ºC. I det första anaeroba laksteget ligger ph på 8,4 för båda proven, vilket visar att de är anaeroba. Efter det första aeroba laksteget har ph sjunkit med ca 2 ph-enheter för båda proven. Därefter skiljer sig kurvorna åt och ph sjunker fortare för prov 1 än för prov 2. Efter 5 laksteg ligger ph under 4 för prov 1 och ett ph-min.värde på 2,9 uppnås för provet efter 8 aeroba laksteg. Prov 2 når aldrig ett ph-värde < 4 under försökets gång, men ph sjunker sakta successivt för varje laksteg. När försöket avbryts, efter 12 aeroba laksteg, är tendensen att ph fortfarande sjunker för varje laksteg och något ph-min.värde har inte uppnåtts. Försurningshastigheten är betydligt högre för prov 1 jämfört med prov 2. 51

ph 9 8 7 6 5 4 3 2 0 2 4 6 8 10 12 14 16 18 20 22 24 Lakningsförhållanden, L/S Prov 1 Prov 2 500 Redoxpotential [mv] 400 300 200 100 Prov 1 Prov 2 0 0 2 4 6 8 10 12 14 16 18 20 22 24 Lakningsförhållanden, L/S Figur 4.10 Uppmätt ph och redoxpotential som funktion av L/S-kvot vid två lakförsök där jordproven har olika försurningshastighet och uppnår olika ph-min.värden. Redoxpotentialen stiger successivt för prov 1 till +470 mv som uppnås efter 8 aeroba laksteg. Prov 2 uppvisar redan efter 2 laksteg en redoxpotential kring +250 mv och denna bibehålls ungefär konstant kring detta värde under resten av lakförsöket. 4.3.3 Samband mellan ph och redoxpotential Det finns ett samband mellan ph och redoxpotential för sulfidjord. När jorden utsätts för luftens syre oxiderar den och successivt sjunker ph och ökar redoxpotentialen (Eh) i det vatten som får rinna genom jorden. I figur 4.11 redovisas redoxpotentialen som funktion av ph för det anaeroba laksteget och det 1:a, 5:e och 10:e aeroba laksteget. Genom att bara redovisa dessa laksteg fås en klarare bild över hur Eh/pH-förhållandet förändras med antalet laksteg och hur stor variationen är mellan de undersökta jordproverna. För varje aerobt laksteg oxiderar jorden allt mer. Proverna med lägst ph har också den högsta redoxpotentialen. Linjär regression ger ekvationen: 52

Eh = 643,67-76,34 ph R 2 = 0,83 (Ekv. 4.2) Tidigare undersökningar (Mácsik, 2000) gav vid en redoxpotential > 300 mv följande samband: Eh = 1 011,8-174,4 ph (Ekv. 4.3) Detta samband stämmer väl överens med resultat från denna sammanställning för prover med redoxpotentialen > 300 mv, vilket kan ses i figur 4.11. Däremot gäller sambandet i Ekv. 4.3 inte vid Eh < 300 mv, vilket också tydligt kan ses i figur 4.11. Vid redoxpotentialen < 300 mv är spridningen på resultaten större. Vid t ex ph 8, varierade uppmätta Eh-värden mellan -100 och +200 mv. Det betyder att bland proverna som hade ph 8 finns det dels prover som är anaeroba (Eh < 0) och dels prover som påverkats av syre (Eh > 0) och börjat oxidera men där sulfidoxidationen inte har gått tillräckligt långt för att det nämnvärt ska påverka ph-värdet. 500 Redoxpotential [mv] 400 300 200 100 0 anaerob lakning 1 aerobt laksteg 5 aeroba laksteg 10 aeroba kasteg 643,67-76,34xpH 1011,8-174,4*pH -100-200 2 4 6 8 10 ph Figur 4.11 Samband mellan redoxpotential och ph, uppmätta vid lakförsök på undersökta jordprov (93 prov, 91 %). Vilken roll konduktiviteten spelar för försurningsegenskaperna har inte utvärderats. Det har bara konstaterats att den varierar under lakförsökets gång och att den skiljer sig mycket åt mellan olika jordprov. Varför dessa variationer finns och hur konduktiviteten beror av andra faktorer har inte närmare kunnat studeras i detta arbete. 53

4.4 Parametrar som påverkar försurningsegenskaperna 4.4.1 Försurningseffekt och Spearmans korrelationskoefficient För att studera vilka parametrar försurningsegenskaperna beror på har ph-min.värdet som uppmätts vid upprepade aeroba lakförsök valts som ett mått på försurningseffekten. Spearmans korrelationskoefficient (se bilaga 7) har använts för att beräkna korrelationen mellan försurningseffekten (definierad som ph-min.värdet) och variablerna järn, svavel och Fe/S-kvot. Spearmans koefficient kan anta ett värde mellan -1 och +1. -1 och +1 anger att det är fullständig korrelation mellan två variabler och 0 att det saknas korrelation. Vid -1 är det fullständig negativ korrelation, dvs när en variabel ökar minskar den andra, och vid +1 är det fullständig positiv korrelation, dvs när en variabel ökar så ökar även den andra. Spearmans korrelationskoefficient för t ex variablerna ph och redoxpotential är i denna studie -0,93, vilket betyder att det är ganska nära fullständig negativ korrelation mellan dessa två variabler. Denna korrelation syns tydligt i figur 4.11. 4.4.2 Fe/S-kvot I figur 4.12 redovisas ph-min.värdet för de aeroba lakstegen som funktion av Fe/S-kvot. Det finns en tendens att en högre Fe/S-kvot ger ett högre ph-min.värde. De tre proverna med en Fe/S-kvot > 150, ger alla ett ph-min.värde > 5. De tre proverna är klassade som lera, något sulfidbandad lera och varvig lera/silt och de har svavelhalter mellan 183-236 mg/kg TS. Dvs två av jordarna har inte bedömts innehålla någon sulfidjord och de borde därför inte ge någon försurningseffekt. Det är tveksamt om den tredje jorden skulle ha bedömts som något sulfidjordshaltig med tanke på den låga svavelhalten. Att en jord har en mycket hög Fe/Skvot, > 150, betyder att den inte är försurande. De lägsta ph-min.värdena, < 3, har uppmätts för prover med en Fe/S-kvot < 3. Dock finns inom denna grupp även prov där ph-min.värdet är > 5. Ända upp till en Fe/S-kvot på ca 30 har ph-min.värden kring 3 uppmätts. Det går inte att utifrån dessa resultat göra en bedömning av försurningseffekten utifrån enbart Fe/S-kvoten inom intervallet 3-100. ph-min.värdet kan vara alltifrån 3 till > 5. Notera också att inom intervallet 50-100 på Fe/S-kvoten har enbart 5 prov undersökts. 7 6 ph min 5 4 3 2 0 50 100 150 200 250 Fe/S Figur 4.12 a) ph-min.värde vid upprepad aerob lakning som funktion av Fe/S-kvot. 54

7 6 ph min 5 4 3 2 0 10 20 30 40 50 60 Fe/S Figur 4.12 b) ph-min.värde vid upprepad aerob lakning som funktion av Fe/S-kvot. Denna figur är en delförstoring av figur 4.12 a). Spearmans koefficient för en korrelation mellan Fe/S och ph min är 0,43, dvs en svag positiv korrelation. Utesluts de tre proverna med en Fe/S kvot > 150, vilka inte är sulfidjord, blir Spearmans koefficient 0,37, dvs en ännu svagare positiv korrelation. Detta stöder slutsatsen att en bedömning av försurningseffekten inte kan göras med ledning av enbart Fe/S-kvoten. 4.4.3 Glödgningsförlust, organisk halt Fe/S-kvot har använts för att bedöma en sulfidjords försurningsegenskaper i de bedömningssystem som framtagits vid LTU (Mácsik, 2000) och MRM Konsult AB, se vidare avsnitt 5.1 och 5.2. En låg Fe/S-kvot förväntas ge de allvarligaste försurningsproblemen. Därför var det lite förvånande att bland gruppen prov med en Fe/S-kvot < 3, ph-min.värden över 5 uppmättes vid lakförsöken. Proven med en Fe/S-kvot < 3 har därför studerats mer ingående. En teori är att den organiska halten i proven verkar buffrande och förhindrar/fördröjer en ph sänkning. Det är 31 prov (30 % av undersökta prov) som har en Fe/S-kvot < 3. Dessa har okulärt klassificerats alltifrån sulfidjord till ej sulfidjord (sulfidjord 15 st, sulfidjordshaltiga 9 st, något sulfidjordshaltiga 5 st, 2 st ej sulfidjord). Av de som inte klassificerats som sulfidjord har ett angetts vara oxiderat och ett har benämnts le Si. Båda dessa prov gav ett ph-min.värde < 3. Provet som okulärt klassificerats som le Si kom från 3 m, var mörkgrått och hade en svavelhalt på 15 200 mg/kg TS. Utifrån svavelhalten är en riktigare benämning att det är en su le Si alternativt le SuSi. I figur 4.13 har uppmätt ph-min.värde för proverna med en Fe/S-kvot < 3 sammanställts. Det finns en klar tendens att låga ph-min.värden dominerar, men det finns även prov där phmin.värdet uppmätts till > 5. Av de 31 proverna har glödgningsförlust bestämts på 25 st. 9 prov har benämnts gyttja och de har en glödgningsförlust som är 8 %. I figur 4.13 är de markerade mörkgrå. Det är bland dessa prov som ph-min.värden > 4 har uppmätts. Proven med en glödgningsförlust < 8 % är markerade ljusgrå och proven där glödgningsförlust inte undersökts är markerade med vitt i diagrammet. Resultaten tyder på att hög organisk halt 55

(uppmätt som hög glödgningsförlust) kan ha en buffrande effekt och förhindra/fördröja en ph sänkning. Antal prov 12 10 8 6 4 2 g=? g 8% g<8% 0 <3 3-3,5 3,5-4 4-4,5 4,5-5 >5 ph min Figur 4.13 Fördelning av ph-min.värdet för prov med en Fe/S-kvot < 3. I figur 4.14 redovisas ph-min.värdet som funktion av glödgningsförlusten för prov med en Fe/S-kvot < 3 och där glödgningsförlust har bestämts (25 prov). Tendensen är att ju högre glödgningsförlusten är desto högre ph-min.värde har uppmätts, med undantag för ett prov som har en glödgningsförlust på 9,7 % och där ett ph-min.värde < 3 uppmättes. En förklaring till detta kan vara att det provet hade en mycket hög svavelhalt, 33 100 mg/kg TS, och en mycket låg F/S-kvot, 1,6. Lakförsöken visade också att försurningshastigheten var hög; redan efter 3 aeroba laksteg var ph < 4. Spearmans korrelationskoefficient mellan ph-min.värdet och glödgningsförlust är 0,71. 7 6 Fe/S < 3 ph min. 5 4 3 2 0 5 10 Glödgningsförlust [%] 15 Figur 4.14 ph-min.värdet som funktion av glödgningsförlust för prov med en Fe/S-kvot < 3. 56

4.4.4 Svavelhalt I figur 4.15 redovisas ph-min.värdet vid upprepad aerob lakning som funktion av svavelhalt. Ett ph-min.värde kring 3 eller mindre har erhållits för prover med svavelhalter från 1 000 till 33 000 mg/kg TS. 7 6 ph min 5 4 3 2 0 10000 20000 30000 Svavel [mg/kg TS] Figur 4.15 ph-min.värde vid upprepad aerob lakning som funktion av svavelhalt. För prover med en svavelhalt < 600 mg/kg TS är ph-min.värdet > 4. Det är svårt att se någon tendens att lägre svavelhalt ger högre ph-min.värde, förutom för de allra lägsta svavelhalterna. De lägsta ph min.värdena ser ut att ligga vid en svavelhalt i intervallet 10 000-20 000 mg/kg TS. För prov med en svavelhalt > 600 mg/kg TS går det inte att utifrån enbart svavelhalt bedöma vilken försurningseffekt som erhålls. ph-min.värdet kan vara alltifrån 2,6 till 5,8. Däremot, eftersom det är svavel som oxiderar och bildar svavelsyra, indikerar svavelhalten hur mycket svavelsyra som kan bildas. Svavelhalt kan ses som ett mått på vilken potential en jord har att bilda försurande ämnen, försurningspotential. Spearmans koefficient för en korrelation mellan svavelhalt och ph-min.värdet är -0,38, dvs en svag negativ korrelation. Utesluts prov med en svavelhalt < 300 mg/kg TS, 4 st, blir Spearmans koefficient -0,31. Av de uteslutna 4 proven har 3 st en Fe/S-kvot > 100 och ett prov en Fe/S-kvot på 16. Åström & Björklund (1997) erhöll i en studie, där 232 jordprover undersöktes, ett värde på Spearmans korrelationskoefficient på -0,73 mellan svavelhalt och uppmätt ph-värde efter att proverna fått oxidera i ett år med regelbunden bevattning (se även avsnitt 3.4.4). Dvs ett mycket starkare samband än utvärderingen av proverna i den här rapporten gav. Orsakerna till detta kan vara att de undersökta finska proverna alla hade låg buffertförmåga (organiska halten var låg, < 4 %) och att fler prov med låg svavelhalt ingått i studien (10 % av proverna hade en svavelhalt som var < 400 mg/kg TS). 57

4.4.5 Järnhalt I figur 4.16 redovisas ph-min.värdet vid upprepad aerob lakning som funktion av järnhalten. Det finns ingen korrelation mellan järnhalt och ph-min.värdet. Spearmans koefficient är 0,01. 7 6 ph min 5 4 3 2 0 10000 20000 30000 40000 50000 60000 Fe [mg/kg TS] Figur 4.16 ph-min.värdet vid upprepad aerob lakning som funktion av järnhalt. 4.4.6 Rester av snäckskal I en del sulfidjordar finns rester av snäckskal inbäddat i jorden. De kan ibland ses som små korn och ibland som större bitar. Snäckskalen innehåller karbonater som verkar buffrande. Det gör att den resulterande försurningen blir mindre. 58

4.5 Slutsatser Följande slutsatser har dragits från utvärderingen av lakförsöken (102 st) utförda enligt MRM:s metod. Lakmetod: Metoden är användbar för att mäta hur ph, redoxpotential och konduktivitet i lakvatten från en jord förändras vid upprepade cykler av torkning och vätning. Med metoden kan resultat fås relativt snabbt, normalt efter 10 dygn. Metoden kan användas för att dela in sulfidjord i olika grupper utifrån hur fort ph sjunker och vilket lägsta värde som erhålls på ph. Svavelhalt: Det finns inget entydigt samband mellan svavelhalt och den försurningseffekt, i form av lågt ph, som fås vid lakförsöken. Vid en svavelhalt från 1000-33 000 mg/kg TS kan ett ph min.värde kring 3 eller mindre erhållas, men även ph min.värden uppemot 5-6 har uppmätts. Vid en svavelhalt < 600 mg/kg TS (7 prov) har enbart ph min.värden > 4 uppmätts. Vid en svavelhalt > 20 000 mg/kg TS (5 prov) har enbart ph min.värden < 4 uppmätts. Fe/S-kvot: Det finns inget entydigt samband mellan Fe/S-kvoten och den försurningseffekt, i form av lågt ph, som fås vid lakförsöken. Vid en Fe/S-kvot < 3 överväger ph min.värden < 4, men även högre ph min.värden har erhållits för prov med en glödgningsförlust 8 %. Det tolkas som att organiska halten har en buffrande effekt. Vid en Fe/S-kvot > 150 har enbart ph-min.värden > 5 uppmätts (3 prov). Vid en Fe/S-kvot > 60 har enbart ph-min.värden > 4 uppmätts (7 prov). ph-min.värden kring 3 eller under har uppmätts för prov upp till en Fe/S-kvot på 30. Försurningshastighet: Lakförsöken kan användas för att bedöma försurningshastigheten. Detta kan t ex göras genom att ange hur många aeroba laksteg som behövs för att ph-värdet ska bli mindre än 4. En del lakförsök har inte uppnått ett konstant värde på ph efter 10 aeroba laksteg, och försöken har då utförts med fler laksteg. Trots det har en del försök inte uppnått ett konstant ph-min.värde. Här kan diskuteras hur många laksteg som ska utföras innan ett försök avslutas. Bedömningar: En jord med en svavelhalt < 600 mg/kg TS (0,06 %) ger en försumbar försurande effekt. En jord som har en Fe/S-kvot > 60 ger en försumbar försurande effekt. En jord som har en Fe/S-kvot < 3 ger troligen en mycket stor försurande effekt men en hög organisk halt eller karbonater från snäckskal kan buffra denna effekt. 59

5 Bedömningssystem för sulfidjordars försurningsegenskaper I kapitlet beskrivs några olika bedömningssystem som har tagits fram för att bedöma sulfidjordars försurningsegenskaper. I kapitlet redovisas och kommenteras även det nya bedömningssystem som här föreslås. 5.1 LTU:s bedömningssystem I en förstudie utförd på uppdrag av Botniabanan och Banverket (Mácsik, 2000) har ett klassificeringssystem tagits fram där sulfidjordar delas in i 5 typer utifrån försurningspotential och försurningshastighet, se tabell 5.1. Studien omfattade lakning av 18 jordprov upptagna längs Botniabanans sträckning och 2 prov från Norra Sunderbyn. Lakningen utfördes enligt den första varianten av LTU:s lakförsök, där jorden lakas på fyra olika sätt, anaerobt/anaerobt, anaerobt/aerobt, aerobt/anaerobt och aerobt/aerobt (Bilaga 1). Vid lakförsöken mättes ph, redoxpotential och konduktivitet på en blandning av torkad jord och avjoniserat vatten som rörs om och sedan får stå och sedimentera. Mätning görs efter 4, 24 och 96 timmar (4 dygn). Tabellen och indelningen har senare reviderats något, så att värdena anges i intervall, se tabell 5.2. Det är främst svavelhalt och Fe/S-kvot som bedömningen av försurningspotential bygger på. Försurningspotential bedöms i tre nivåer: låg, medel och hög. Försurningshastigheten bedöms utifrån uppmätt ph och Eh vid lakförsöken. Försurningshastigheten bedöms också i tre nivåer: långsam, medel och snabb. Vattenkvot och skrymdensitet är enbart riktvärden och de kan variera från de angivna intervallen. Jordtyp 1-3 bedöms ha en hög försurningspotential, där typ 1 och 2 har långsam försurningshastighet och typ 3 medel försurningshastighet. Jordtyp 4 har medel försurningspotential och snabb försurningshastighet, medan jordtyp 5 bedöms ha låg försurningspotential. Tabell 5.1 Sammanställning och klassificering av undersökta jordprov i studien (Mácsik, 2000). Typ w [%] ρ [t/m 3 ] S [mg/kg TS] Fe/S Eh [mv] ph Försurningspotential/ Försurningshastighet 1 65-120 1,4-1,6 > 9000 3-3,5 < 0 > 6 hög/långsam 2 48-70 1,6 1,72 6000-9000 3,8 (3,5-4) 0-500 3-6 hög/långsam 3 40-55 1,8 3800-6000 4-4,5 100-400 3-6 hög/medel 4 50 1,75 1200 16,5 100 - >500 4-6 medel/snabb 5 58 1,7 900 46 0-200 > 6 låg/- Tabell 5.2 Sammanställning och klassificering av olika typer av sulfidjordar, reviderad efter Mácsik (2000). Typ w [%] ρ S [mg/kg TS] Fe/S Eh [mv] ph Försurningspotential/ Försurningshastighet 1 65 - >120 <1,5 > 9000 < 3,5 < 0 > 6 hög/långsam 2 40-90 1,5 1,6 6000-9000 3,5-4 0-500 3-6 hög/långsam 3 40-55 1,5 1,6 3800-6000 4-4,5 100-400 3-6 hög/medel 4 < 50 1,5 1,6 < 3800 4,5-16 100 - >500 4-6 medel/snabb 5 < 50 > 1,6 < 900 16-46 0-200 > 6 låg/- 60

5.2 MRM:s bedömningssystem MRM:s bedömningssystem är en vidareutveckling av LTU:s system och bygger på resultat från MRM:s lakmetodik. Parametrar som bedöms är: svavelhalt, Fe/S-kvot, uppmätt ph efter anaerob lakning och 1 aerobt laksteg, ph-min.värdet, samt permeabiliteten. Utifrån detta görs en sammanvägd bedömning av försurningen på kort och lång sikt. I tabell 5.3 redovisas den bedömningsmall som används. Varje parameter delas in i fem intervall och bedömningen görs i 5 nivåer från låg till mycket hög vilket markeras med färger från blått till rött, se tabell 5.3. Indelningen i bedömningsintervall skiljer sig något från LTU:s bedömningssystem. Permeabiliteten bestäms inte så ofta på jord som lakas, men den kan grovt bedömas utifrån okulär benämning enligt tabell 5.3. Tabell 5.3 MRM:s bedömningssystem. S Fe/S ph, dir ph, tork1 ph, min Glöd. Okulär Permeabilitet Försurning Försurning ph förlust benämning Kort sikt Lång sikt >10000 <3 <3 >6 >Sa >10-6 mycket hög mycket hög 6000-10000 3-5 3-4 4-6 Sa/Si, Torrsk. 10-7 - 10-6 hög hög 3000-6000 5-10 4-5 2-4 Si f (le) 10-8 - 10-7 måttlig måttlig 1000-3000 10-20 5-7 1-2 Le/Si (su) Su 10-9 - 10-8 rel låg rel låg <1000 >20 >7 >1 Le (Su) >10-9 låg låg Glödgningsförlust bestäms också på proverna som lakas. Bedömningen som görs är att en hög glödgningsförlust, över 6 %, kan verka buffrande. Hög glödgningsförlust skulle då förklara att jord som vad avser svavelhalt och Fe/S-kvot bedöms ge mycket hög försurning inte ger så lågt ph. För den sammanvägda bedömningen används även ett diagram där provens permeabilitet redovisas som funktion av Fe/S-kvoten, se figur 5.1. Det var ett försök att skapa en bild av hur stor försurningen kan bli och hur fort den går. Den utvärdering av lakförsök som har gjorts i denna studie visar att Fe/S-kvoten inte är lämplig att använda för att bedöma försurningseffekten i intervallet 3-60. Det medför att diagrammet i figur 5.1 är mindre användbart. Fe/S vs k 1,0E-10 Hög/långsam Låg/långsam 1,0E-09 Permeabilitet, k m/s 1,0E-08 1,0E-07 1,0E-06 1,0E-05 Hög/snabb 1 10 Låg/snabb 100 Figur 5.1 Diagram med permeabilitet som funktion av Fe/S-kvot för bedömning av försurningegenskaper. Fe/S 61

5.3 Andra bedömningssystem Wennerberg (2005) ger ett förslag till riskbedömningssystem som utgår från bestämning av NNP, svavelhalt och mängd utlakbara metaller. Vid NNP < 0 finns risk att jorden är försurande och då avgör svavelhalt och mängd utlakbara metaller vilken av fyra bedömningsklasser som den hamnar i. En diskussion förs även om svårigheterna att bestämma NNP och att olika resultat kan fås beroende på val av analysmetod. För att bestämma mängden utlakbara metaller anges att den lakmetod som använts med luftning av prover som får stå och skaka kan vara ett sätt. Vikten av ett enhetligt försöksförfarande poängteras också för att resultat för olika jordar ska gå att jämföra. Dear m fl (2002) beskriver de australiska riktlinjerna för riskbedömning av sulfidjord. Där rekommenderas att om mer än 1 000 m 3 sulfidjord kommer att störas (påverkas av oxidering) ska en expert som har erfarenhet av sulfidjords försurningsegenskaper utföra utredningen och ta fram en hanteringsplan för sulfidjorden. Kornstorleksfördelningen har betydelse för hur fort syret kan tränga in i jorden och ge försurning. Lerpartiklar tenderar också att öka jordens naturliga buffringsförmåga. Det är satt gränsvärden på svavelhalten när åtgärder behöver vidtas och de beror på kornstorleksfördelningen och mängden jord som påverkas, se tabell 5.4 (Ahern m fl, 1998). Svavelhalten har beräknats utifrån aktuell + potentiell försurning. Försurningen har i tabellen även uttryckts som mol H + /ton. Det är bara när mängden jord som påverkas är mindre än 1 000 ton som kornstorleksfördelningen påverkar gränsvärdet och har satts högre om jorden innehåller mycket lera. Annars är gränsvärdet 0,03 % (300 mg/kg TS). Vid en lerhalt 40 % och en jordmängd på mindre än 1 000 ton har gränsvärdet höjts till 0,1 % (1 000 mg/kg TS). Tabell 5.4 Gränsvärden för när sulfidjord som störs behöver åtgärdas (efter Ahern m fl, 1998). Kornstorleks- Gränsvärde för 1-1 000 ton Gränsvärde för mer än 1 000 ton fördelning Aktuell + potentiell försurning Aktuell + potentiell försurning Lerhalt (%) % Svavel (TS) mol H + /ton TS % Svavel (TS) mol H + /ton TS 5 0,03 18 0,03 18 5-40 0,06 36 0,03 18 40 0,1 62 0,03 18 Sulfidjorden delas in i 5 grupper utifrån jordens aktuella och potentiella försurning omräknat till % S samt mängden jord. De fem grupperna representerar olika behandlingsnivåer, låg, medium, hög, mycket hög och extremt hög. Behandlingsnivåer anges i mängd (ton) CaCO 3 som behövs för att neutralisera beräknad försurning med en säkerhetsfaktor på 1,5. En säkerhetsfaktor är pålagd då det troliga är att all CaCO 3 inte är aktiv och verkar buffrande eftersom det kan bildas en beläggning av olika oxider på kalken. En större mängd sulfidjord liksom en högre svavelhalt gör att försurningspotentialen och behandlingsnivån ökar. Det hela har sammanfattats i en tabell, se tabell 5.5. Är t ex svavelhalten 1 % (10 000 mg/kg TS) och mängden jord 100 ton behövs 4,7 ton kalk för att behandla den och behandlingsnivån är medium (1-10 ton CaCO 3 ). Är istället mängden jord 1 000 ton, behövs 47 ton kalk för att behandla den och behandlingsnivån är extremt hög (> 25 ton). Ju högre svavelhalten är desto mindre mängd jord behövs för att hamna i behandlingsnivån extremt hög. Det ställs olika krav på åtgärder och utförande i de olika behandlingsnivåerna. Om jorden har en egen syraneutraliseringsförmåga, och den har analyserats, kan behandlingsnivån reduceras med hänsyn till detta. Bestämning av aktuell och potentiell försurning utförs enligt laboratoriemetoderna beskrivna i Ahern m fl (2004), se avsnitt 3.3. 62

Tabell 5.5 Uppskattade behandlingsnivåer med kalk för att behandla den totala mängden störd sulfidjord (efter Ahern m fl, 1998). 63

5.4 Förslag till nytt bedömningssystem 5.4.1 Utgångspunkt Önskemålet från uppdragsgivarna var att ta fram en enkel metod för att bedöma sulfidjords försurningsegenskaper och utifrån den klassificera sulfidjord i olika grupper, gärna med ett diagram som hjälpmedel. Bedömningssystemet skulle tas fram utifrån dagens kunskap och i projektet ingick inte att ta fram ny kunskap. Utgångspunkt för det bedömningssystem som tagits fram blev därför: - förstudie utförd på beställning av Botniabanan och Banverket (Mácsik, 2000) - MRM:s utveckling av lakmetodik och bedömningskriterier (MRM, 2007) - utvärdering av resultat från 102 lakförsök utförda enligt MRM:s metod. De främsta orsakerna till att resultat från lakförsök utförda enligt MRM:s metod valdes som grund för bedömningssystemet var att: - det är ett enkelt försök och tar relativt kort tid att utföra, normalt 10 dagar - lakförsöket visar hur ph förändras (normalt sjunker) vid upprepade aeroba laksteg och även hur snabbt denna förändring sker - lakmetodiken har använts i ett par år kommersiellt av MRM, så det finns ett stort dataunderlag på utförda lakförsök på olika sulfidjordar. Bedömningen har gjorts att idag är det den mest lämpade metoden för att bedöma sulfidjords försurningsegenskaper. I en studie av Wennerberg (2005) ges ett förslag på bedömningssystem som utgår från jordens nettoneutralisationspotential (NNP) och svavelhalt. Det kan vara en användbar metod, men dataunderlaget är för litet (två provlokaler i Uppsala) för att göra en bedömning av metodens användbarhet. Den bedöms därför som mindre användbar för tillfället. Den fältmetod som Golder Associates använt i en studie för utveckling av en bedömningsmetodik för sulfidjord gav för undersökta jordar inget klart besked om den var användbar, eftersom ingen ph-sänkning erhölls (Golder Associates, 2006). Den utesluts därmed. I Australien finns ett bedömningssystem som utgår ifrån aktuell försurning, potentiell försurning och syraneutraliseringsförmågan. De bestäms med olika analysmetoder och därefter kan resulterande surhet beräknas (Ahern m fl, 2004 och Dear m fl 2002). Analysmetoderna är anpassade till jord där järnsulfid i huvudsak består av pyrit. För jord där järn till stor del föreligger i form av järnmonosulfid finns för få undersökningar för att bedöma om analysmetoderna ger representativa resultat. Järnmonosulfid förekommer rikligt i sulfidjordar längs Norrlandskusten och Finlands västra kust. Dessa jordar har ofta också låg buffringsförmåga. Den australiska metoden kan vara användbar, men i brist på jämförande studier görs bedömningen att det inte går att avgöra om den är tillförlitlig för de järnmonosulfidrika jordarna i Skandinavien. Det finns andra typer av lakförsök där sulfidjorden får oxidera under längre tid, men det bedöms inte som rimligt med en analystid uppemot 2 till 3 månader, varför dessa utesluts. Det bör observera att de 102 prov som lakats enligt MRM:s metod enbart har tagits längs Norrlandskusten. Det finns inga lakförsök utförda enligt den metoden på sulfidhaltiga jordar från områden kring Mälardalen. 64

Bedömningssystemet som tagits fram finns publicerat i Pousette (2007 b), en handledning med råd och rekommendationer för hantering av sulfidjordsmassor som tagits fram inom projektet. Bedömningssystemet beskrivs även i det följande. 5.4.2 Parametrar Enligt det bedömningssystem som tagits fram behöver följande försök och analyser utföras för att bedöma försurningsegenskaperna: - okulär granskning - benämning - vattenkvot - glödgningsförlust - järn- och svavelhalt - lakförsök enligt MRM:s metod (Bilaga 4). Bedömningssystemet bygger på följande parametrar: - svavelhalt (försurningspotential) - Fe/S-kvot (ger i vissa fall information om försurningseffekt) - resultat från lakförsök med upprepade aeroba laksteg enligt MRM:s metod: ph-min värde (försurningseffekt) antal aeroba laksteg till dess att ph blir < 4 (försurningshastighet) - glödgningsförlust (organiskt innehåll kan ge buffringseffekt och kan förklara en långsam försurningshastighet) - kornstorleksfördelning (uppskattad från okulär granskning - benämning) - permeabilitet ostörd jord (uppskattad från kornstorleksfördelning) 5.4.3 Bedömningssystem Parametrarna bedöms var för sig, enligt tabell 5.6, och sedan görs en sammanvägd bedömning. Bedömningen görs i fyra nivåer från låg till mycket hög och från långsam till snabb, vilket också markeras med en färg, från grönt till rött. Betydelsen av Fe/S-kvoten har dragits ner, eftersom utvärderingen som gjorts i detta arbete visar att inom Fe/S intervallet 3-60 är det svårt att bedöma försurningseffekten. Försurningseffekten bedöms därför i huvudsak utifrån de ph som fås vid lakförsöken. Här följer kommentarer till de bedömningar som gjorts för de enskilda parametrarna i bedömningsmallen i tabell 5.6. Glödgningsförlust ger en uppskattning av organiska halten. En glödgningsförlust > 8 % ger troligen en buffrande effekt vilket gör att försurningshastigheten minskar. Svavelhalten avgör hur stor mängd svavel som kan oxideras till svavelsyra. Det är ett mått på jordens försurningspotential. Vid en svavelhalt < 600 mg/kg TS bedöms att jorden inte är en sulfidjord och att den ger en försumbar försurningseffekt. Fe/S-kvot. En Fe/S-kvot < 3 ger troligen ett lågt ph-min.värde vid upprepade aeroba laksteg. Dock, är glödgningsförlusten hög, > 8 %, kan det organiska materialet buffra så att ph inte blir lika lågt. Rester av snäckskal i sulfidjorden buffrar också och påverkar ph-min.värdet. I intervallet 3-60 kan inget sägas om vilken försurningseffekt som erhålls. Vid en Fe/S-kvot > 60, bedöms att försurningseffekten är försumbar och att jorden inte är en sulfidjord. Fe/S-kvoten används endast för att särskilja extremerna, mycket hög och låg försurningseffekt. 65

Tabell 5.6 Bedömningsmall (Pousette, 2007 b). S [mg/kg TS] Glödgningsförlust > 10 000 mycket hög försurningspotential 0-3 5 000-10 000 hög försurningspotential 3-5 600-5 000 medelhög försurningspotential 5-8 tänkbar buffrande effekt < 600 låg försurningspotential > 8 buffrande effekt Fe/S ph anaerobt laksteg < 3 mycket hög försurningseffekt < 6 provet oxiderat 3-60? 6-7 > 60 låg försurningseffekt > 7 provet anaerobt ph min Redox anaerobt laksteg [mv] < 3 mycket hög försurningseffekt > 200 provet oxiderat 3-4 hög försurningseffekt 0-200 4-5 måttlig försurningseffekt < 0 provet anaerobt > 5 låg försurningseffekt Permeabilitet ostörd jord [m/s] Antal aeroba laksteg till ph<4 > 10-7 (Si) snabb försurningshastighet < 5 snabb försurningshastighet 10-8 - 10-7 (lesi) 5-10 10-9 - 10-8 (sile) 10-15 < 10-9 (Le) långsam försurningshastighet > 15 långsam försurningshastighet Volym jord (m 3 ) > 5 000 mycket stor 500-5 000 stor 50-500 måttlig < 50 liten Antal aeroba laksteg till dess att ph är mindre än 4 har valts som ett mått för att ange försurningshastigheten. Det svåra är sedan att översätta resultat från lakförsök till vad som händer i upplagd sulfidjord. Hur många laksteg kan ske under ett år, om med ett laksteg menas att jorden torkar och sedan fuktas igen? Det kan säkert vara flera under ett år. Det har utförts laboratorieförsök (Åström & Björklund, 1997) där sulfidjord fått ligga och torka i ett år, med fuktning av jorden en gång i månaden. Efter ett år gjordes lakförsök och ph-värden under 3 uppmättes. Kanske hade det räckt att jorden legat 3 månader för att få ett ph-värde < 3? Om provet oxiderat efter provtagningen påverkar det antalet aeroba laksteg till dess att ph är < 4 och därmed även bedömningen av försurningshastigheten. För en riktig bedömning är det därför av stor vikt att lakförsöken utförs på jord som inte har påverkats av syre efter provtagningen, se avsnitt 4.4. Ett alternativt sätt att ange försurningshastigheten är att använda L/S-kvoten istället för antalet laksteg. Den beräknas som kvoten av hur mycket vatten som runnit igenom provet och provets torra massa. L/S-kvoten används vid många lakförsök, men för sulfidjord är det av större betydelse för försurningsprocesserna hur många upprepade cykler av uttorkning och vätning som jorden har utsatts för. Därför är det lämpligare att relatera försurningshastigheten till antalet aeroba laksteg. 66

ph anaerob och redox anaerob visar om jorden varit anaerob eller påverkad av luft (oxiderad) när det första anaeroba laksteget utförs. Permeabilitet kan också vara ett mått på hur snabb försurningshastigheten är. Permeabiliteten beror på jordens kornstorlek. Observera att de i tabellen angivna permeabilitetsvärdena gäller för ostörd och vattenmättad jord. Vid uppgrävning och uppläggning av massor kommer det att finnas sprickor och håligheter där vatten kan dränera. Med tiden kommer dessa att pressas ihop av ovanförliggande jord och jordens ostörda permeabilitet bestämmer då vattenflödet. Volym jord. Detta kommer med först vid val av åtgärd. En liten volym kanske inte behöver någon speciell åtgärd eller bara en enkel åtgärd. En stor volym behöver mer omfattande åtgärder och ett mer omfattande kontrollprogram. Ett diagram har tagits fram som hjälpmedel för en förenklad och grov bedömning, se figur 5.2. I diagrammet ingår parametrarna svavelhalt (försurningspotential), ph-min.värde vid lakförsök (försurningseffekt) och antal aeroba laksteg till ph blir < 4 (försurningshastighet). Y-axeln på diagrammet är försurningshastigheten. Uppnås inte ett ph < 4 vid lakförsöket, läggs värdena in på skalan där det står aldrig vid 20 laksteg. På x-axeln har diagrammet två parametrar: försurningspotential (svavelhalt) och försurningseffekt (uppnått ph-min.värde vid lakförsök). Observera att om något värde hamnar utanför skalan i diagrammet så läggs det in ytterst på skalan. Är t ex svavelhalten 17 000 mg/kg TS läggs värdet in på skalan där det står 15 000 mg/kg TS. Diagrammet är indelat i fyra områden, från bedömning svagt försurande till mycket starkt försurande. Den förenklade bedömningen görs utifrån vilket område värdena hamnar i. Figur 5.2 Bedömningsdiagram för förenklad och grov bestämning av sulfidjords försurningsegenskaper (Pousette, 2007 b). 67

5.4.4 Två exempel Här följer två exempel för att visa hur bedömningen av försurningsegenskaper går till med den framtagna bedömningsmallen. Två jordprov har undersökts och i tabell 5.7 redovisas de enskilda värdena. Värdena bedöms var för sig och färgmarkeras med hjälp av bedömningsmallen, tabell 5.6. Figur 5.3 visar uppmätta ph-värden vid utförda lakförsök. Varje punkt motsvarar ett laksteg. Den första punkten är det anaeroba laksteget, den andra är det aeroba laksteget där jorden fått lufttorka och resterande punkter är aeroba laksteg där jorden har torkats i +105ºC. För varje laksteg sjunker vanligtvis ph successivt och från resultaten utvärderas uppmätt ph-min.värde och antal laksteg till ph är mindre än 4. I figur 5.4 redovisas resultaten i diagrammet för en förenklad grov bedömning av försurningsegenskaperna. Tabell 5.7 Bedömning av värden på parametrar för två jordar. Exempel 1 Exempel 2 Providentitet Haparandabanan Haparandabanan Provdjup [m] 3 2,5 Okulär klassning sule sisule vattenkvot [%] 55 68 glödgningförlust [%] 5,0 5,9 Fe [mg/kg TS] 35 200 32 500 S [mg/kg TS] 16 100 9 370 Fe/S 2,2 3,5 ph anaerobt laksteg 8,45 8,4 uppmätt ph min värde 2,88 4,28 antal aeroba laksteg till ph < 4 5 aldrig (12) redox anaerobt laksteg 13 122 permeabilitet [m/s] < 10-9 10-9 - 10-8 9 8 ph-värde 7 6 5 4 3 Exempel 1 Exemepl 2 2 0 2 4 6 8 10 12 14 16 18 20 22 24 Lakningsförhållanden, L/S Figur 5.3 Resultat från lakförsök, utförda enligt MRM:s metod, på jorden i exempel 1 och 2. 68

Exempel 1, ph Exempel 1, Svavel Exempel 2, ph Exempel 2, Svavel Figur 5.4 Försurningsegenskaper för jorden i exempel 1 och 2. Exempel 1, Haparandabanan, djup 3 m Svavelhalten i jorden är 16 100 mg/kg TS, och försurningspotentialen bedöms som mycket hög. Fe/S = 2,2 vilket tyder på att försurningseffekten är mycket hög. Ett uppmätt ph-min.värde på 2,9 ger också bedömningen att försurningseffekten är mycket hög. Ett ph värde < 4 uppmäts efter 5 aeroba laksteg, se figur 5.3, och jorden bedöms ha ganska snabb försurningshastighet. I diagrammet i figur 5.4 ligger värdena i det röda området och jorden bedöms som mycket starkt försurande. Okulärt har jorden klassificerats som en sulfidjordshaltig lera (sule). Utifrån det kan permeabiliteten uppskattas till < 10-9 m/s för en ostörd jord. Försurningshastigheten kommer därmed att vara mycket långsam så länge jorden är anaerob och saknar sprickor. Vid uppgrävning och uppläggning av massor kommer detta inte att vara fallet utan det kommer att finnas sprickor och håligheter där vatten kan dränera. Men på sikt kommer dessa att pressas ihop av ovanförliggande jord och jordens ostörda permeabilitet bestämmer vattenflödet. Exempel 2, Haparandabanan, djup 2,5 m Svavelhalten i jorden är 9 370 mg/kg TS, och försurningspotentialen bedöms som hög. Fe/S = 3,5 och bedöms inte. Uppmätt ph-min.värde = 4,3 vilket ger bedömningen måttlig försurningseffekt. 12 aeroba laksteg utfördes utan att ph-värdet blev under 4, se figur 5.3. I diagrammet i figur 5.4 ritas värdena in vid försurningshastigheten aldrig och de hamnar då i det gröna och gula området. Den förenklade och grova bedömningen med hjälp av diagrammet ger att jorden är måttligt försurande. Jorden har en glödgningsförlust på 5,9 % vilket kan tänkas ge en buffrande effekt och påverka försurningshastigheten. Resultaten i figur 5.3 visar att ph sjunker kraftigt för det första aeroba laksteget. Därefter sker ph-sänkningen betydligt långsammare. Efter 12 aeroba laksteg har ph inte stabiliserats utan ser ut att fortsätta sjunka. Fortsätter ph-värdet att sjunka med samma 69

hastighet kommer det att vara < 4 efter 14-15 laksteg. Något värde på ph-min. har egentligen inte erhållits vid försöket. Beaktas detta vid bedömningen och ett antagande görs att ph fortsätter att sjunka med samma hastighet, skulle ph-värdet ha gått ner till ca 3,5 när 20 laksteg utförts. Bedömningen blir då att jorden är starkt försurande. Den höga svavelhalten, på gränsen till bedömningen mycket hög försurningspotential, kan också motivera att jorden bedöms som starkt försurande. Önskvärt vore att fler laksteg hade utförts till dess att ph stabiliserats, men samtidigt är det inte rimligt att göra för många laksteg. Vid lakförsök där ph inte har stabiliserats under försökets gång är det bra att även göra en extrapolering enligt ovan och även beakta det resultatet vid utvärderingen. 70

6 Hantering av sulfidjordsmassor Här beskrivs olika åtgärdsprinciper för sulfidjord som behöver förstärkas/behandlas. Vidare ges förslag för hur uppgrävda sulfidjordsmassor ska hanteras för att minimera försurningseffekterna på omgivningen. Alternativens fördelar, nackdelar och begränsningar anges. Principer för val av åtgärd tas också upp. 6.1 Åtgärdsprinciper 6.1.1 Översikt Hantering av sulfidjord som behöver förstärkas/behandlas bygger på två åtgärdsprinciper. I det ena fallet sker åtgärden på plats (in situ) utan att jorden grävs upp och i det andra fallet grävs jorden upp och ersätts med bättre jordmassor (massutskiftning), se figur 6.1. Urgrävning är även aktuellt när t ex en vägundergång ska byggas. Åtgärdsprinciper In situ Urgrävning Stabilisering Pålning Förbelastning & vertikaldränering Figur 6.1 Principskiss över val av åtgärder. Uppläggning under grundvattenytan Uppläggning ovanför grundvattenytan Metoder som kan användas in situ är stabilisering, pålning och förbelastning med eller utan vertikaldränering. Grävs sulfidjord upp måste jordmassorna tas om hand på ett ändamålsenligt sätt. Eftersom problem med försurning uppstår när sulfidjord kommer i kontakt med syre gäller det att i möjligaste mån undvika detta. Det bästa alternativet ur försurningssynpunkt är därför att undvika att gräva upp eller dränera sulfidjord. In situ metoderna påverkar i stort sett inte den omgivande sulfidjordens kemiska miljö och bidrar därmed inte till försurning. Vid vertikaldränering är det i huvudsak porvatten från anaerob sulfidjord som avgår. Det har låga halter av svavel och järn. Luftning av detta vatten medför inte någon försurning. Porvattnet från övergångszonen mellan anaeroba och aeroba förhållanden innehåller mer svavel och kan ge en försurande effekt. Vid val av in situ alternativ bör framtida markanvändning i närområdet beaktas. Eventuell grundvattensänkning och medföljande försurning kan påverka in situ alternativen negativt. Omgivande jords försurningsegenskaper är därmed viktiga att bestämma. Vad gäller in situ metoder behandlas inte dessa vidare i denna rapport, utan här hänvisas till skrifter om dessa metoder, se tabell 6.1. 71

Tabell 6.1 Referenser för jordförstärkningsmetoder. In situ metod Titel Referens Stabilisering Kalk- och cementpelare Stabilisering av sulfidjord SGF (2000) Andersson & Norrman (2004) Pålar Bankpålning Vägverket (1995) Förbelastning & vertikaldränering Vertikaldränering Vägverket (1989) Är urgrävning det alternativ som är aktuellt är uppläggning under grundvattenytan bäst ur försurningssynpunkt. Under grundvattenytan råder anaeroba förhållanden och ingen försurning fås. Det sista alternativet är uppläggning ovanför grundvattenytan och då gäller det att minimera kontakten med syre. Det blir då aktuellt att bygga täckskikt för att förhindra att syre kommer i kontakt med sulfidjorden. Ett annat sätt att undvika försurning är att kalka sulfidjorden. I Australien har en handledning för hantering av ASS (sur sulfatjord) tagits fram (Dear m fl, 2002). Där används följande principer vid val av hanteringsmetod. I första hand ska störning av ASS undvikas där det är möjligt. Om det ej går att undvika ska i första hand störningen minimeras. Det kan t ex innebära att planer för byggnationer ändras så att områden med mycket hög försurningspotential undviks. Andra tänkbara strategier som anges är neutralisering med kalk och uppläggning under grundvattenytan antingen med täckning av vatten eller kompakterad jord. Uppläggning ovanför grundvattenytan utan behandling av jorden anses ej vara en acceptabel hanteringsmetod på lång sikt. 6.1.2 Urgrävning Urgrävning av sulfidjordmassor medför att överskottsjord ska läggas upp på lämpligt sätt och på lämplig plats. Vid urgrävning med massutskiftning bör det utföras så att påverkan på grundvattennivån blir så liten som möjligt, dvs materialet som ersätter den uppgrävda sulfidjorden ska inte fungera som ett dräneringslager som sänker grundvattennivån. Vid urgrävning för t ex en vägundergång, där schakten kommer att vara permanent öppen, påverkas omgivningen genom att det leder till en lokal sänkning av grundvattenytan kring vägundergången. En grundvattensänkning medför att anaerob sulfidjord i närheten av schakten påverkas aerobt och bidrar till försurningen i området. För vidare information om urgrävning med massutskiftning hänvisas till Vägverket (2005). 6.1.3 Uppläggning av sulfidjordmassor För de urgrävda massorna finns det två principiellt skilda lösningar, uppläggning under eller över grundvattenytan, eller en kombination av dessa. Det viktigaste vid uppläggning av sulfidjordsmassor är att förhindra försurning och utlakning av metaller till omgivande ytvatten och andra recipienter. Försurning kan undvikas genom att jorden förhindras att komma i kontakt med luft, torka ut och därmed oxidera. En svårighet att ta hänsyn till vid uppläggning av sulfidjordsmassor är att de ofta är lösa och har låg bärighet. Det innebär att det är svårt att packa och köra på dem, samt att släntlutningen på upplagd sulfidjord måste vara låg så att slänterna inte rasar eller eroderar. 72

Utförs arbetet vintertid, kommer de uppgrävda massorna att frysa och därmed stabiliseras de något. Det tar dock lång tid att frysa sulfidjord som innehåller mycket vatten. På motsvarande sätt tar det lång tid för frusen sulfidjord att tina. För att stabilisera slänterna kan vallar byggas runt området där sulfidjorden ska läggas upp. Vid uppläggning under grundvattenytan placeras sulfidjorden anaerobt (syrefritt) under vattenmättade förhållanden. Jordens vattenmättnadsgrad bibehålls genom att den placeras under lägsta grundvattenytan eller på vattensjuka områden. I detta fall sker ingen oxidation och försurning av sulfidjorden och utlakning av metaller och svavel minimeras. Jorden kan betraktas som inert och bibehålls grundvattennivån och ett täckskikt läggs över jorden fås ingen försurningspåverkan på omgivningen. Vid uppläggning över grundvattenytan kommer sulfidjordsmassorna med tiden att torka ut och oxidera. Detta kan i sin tur medföra att oxidationsprodukter dräneras ut ur jorden vid nederbörd. Detta vatten kommer att ha lågt ph och bl a höga svavel-, järn- och aluminiumhalter och bidra till att försura vattendrag i närområdet. För att undvika detta är det viktigt att sulfidjorden täcks på ett ändamålsenligt sätt för att i möjligaste mån undvika oxidation av jorden, se vidare avsnitt 6.2. I tabell 6.2 anges för- och nackdelar med de två uppläggningssätten. Tabell 6.2 För- och nackdelar med uppläggning av sulfidjord under respektive över grundvattenytan. Uppläggning under grundvattenytan Uppläggning över grundvattenytan + + marginell miljöpåverkan enkel och billig om lämplig uppläggningsplats finns tillgänglig + + massorna kan användas för modellering av terrängen kan vara lättare att hitta lämplig uppläggningsplats - - kan vara svårt att hitta lämplig uppläggningsplats kan vara svårt att hantera uppgrävda massor med låg bärighet, de är svåra att packa, om det alls är möjligt - - - kan ge försurningseffekt kan påverka omgivningen under lång tid kan vara svårt att hantera uppgrävda massor med låg bärighet, de är svåra att packa och måste läggas upp med liten släntlutning Även en kombination av dessa uppläggningssätt är tänkbart, där delar av den upplagda sulfidjorden ligger under grundvattenytan. Vid t ex uppläggning på vattensjuk myrmark kan kanske inte all sulfidjord pressas ner under grundvattenytan. Även här ska ett täckskikt läggas ut på sulfidjorden som ligger över grundvattenytan, för att i möjligaste mån undvika att den oxiderar. 73

6.2 Skyddsåtgärder för att minska försurning från upplagd sulfidjord 6.2.1 Täckskikt Täckning av sulfidjord behövs oberoende av om jorden läggs upp under eller över grundvattenytan. Ett täckskikt som läggs ut på försurande sulfidjord ska ha flera funktioner: - förhindra oxidation och uttorkning av sulfidjorden - förhindra inläckage av för mycket vatten - förhindra erosion, speciellt i slänter - vara estetiskt och en god grogrund för etablering av växtlighet så att den upplagda sulfidjorden passar in i landskapet - vara körbart så att det går att lägga ut. Sulfidjord är speciell, på det sättet att en oxiderad sulfidjord kan återgå till reducerad form om den vattenmättas och syret i jorden förbrukas, dvs den blir anaerob igen. När sulfidjorden läggs upp innehåller den hålrum och sprickor där jorden utsätts för syre och oxiderar. Dessa sprickor och hålrum blir också dräneringsvägar för det nederbördsvatten som kommer ner genom ett täckskikt som har lagts över den upplagda sulfidjorden. Genom att delvis använda organiskt material, eller anläggningsjord med högt organiskt innehåll, i täckskiktet kommer detta vatten att reduceras och bli anaerobt. Vattnet kommer då att underlätta jordens återgång till anaeroba förhållanden och bromsa ner oxidationsprocesserna i de ytligaste lagren. Täckskiktet behöver således inte vara helt tätt, utan det är snarare en fördel om en viss mängd vatten kan perkolera ner genom det så att vatten tillförs sulfidjorden. Sand eller grövre material har för hög permeabilitet och släpper igenom för mycket vatten/luft och är därför ej lämpliga material till täckskiktet. Det är även viktigt att täckskiktet inte består av jord som är erosionsbenägen vid stor nederbörd. Täckskiktet får därför inte innehålla för mycket silt som lätt kan bli flytande och rinna iväg i slänter. En annan positiv effekt som fås av täckskiktet är att det belastar den upplagda sulfidjorden varvid den kommer att konsolidera och sätta sig. De hålrum och sprickor som finns i den upplagda jorden kommer med tiden att bli mindre och till slut helt försvinna. Är jorden lerig kommer det på sikt leda till att vatten transporteras mycket långsamt genom den upplagda jorden, då alla sprickor och luftfickor tryckts samman. Det översta lagret av täckskiktet ska vara en god grogrund för etablering av växtlighet. Här kan avbaningsmassor (det översta markskiktet som tas bort inför byggnation) vara lämpliga att använda. För att den upplagda jorden ska smälta in i landskapet tillses att växtligheten blir densamma som i omgivningen. Består den av öppna fält och åkermark är det lämpligt att så in gräs. Består den av skog kan det vara lämpligt att plantera träd. I sådan miljö kommer ändå på sikt träd att etablera sig. Vid skogsplantering är det motiverat att ha ett tjockare täckskikt för att grogrunden för plantorna ska vara god. Det är en fördel om arterna som planteras har ett rotsystem som inte går för djupt så att det penetrerar täckskitet, men hänsyn bör även tas till vad som passar in i omgivningen. Generellt gäller att ju tjockare täckskiktet är desto bättre; uttorkningen blir mindre, jorden sätter sig mer, en bättre grogrund för växtlighet fås och körbarheten blir bättre. För mycket starkt försurande sulfidjord och stora volymer som är upplagd på ett sulfidjordsområde torde 1 m vara en minimitjocklek. 74

6.2.2 Kalkning Med kalkning kan effekten av försurning minskas. Kalkningen i sig medför dock att oxiderad sulfidjord inte återgår till anaerobt tillstånd. Kalkningen påskyndar också utlakningen av svavel så den går snabbare. Eftersträvas vid en uppläggning över grundvattenytan att den upplagda sulfidjorden ska förbli anaerob motverkar inblandning med kalk detta syfte. Är sulfidjorden redan oxiderad och aerob fungerar kalkning bra som ph buffert, främst för jordar med lågt svavelinnehåll. För att neutralisera en sulfidjord med en svavelhalt på 0,5 vikt-% (5 000 mg/kg TS) åtgår en kalkmängd av 16 kg/m 3 om jorden antas ha en torrdensitet på 1,0 t/m 3, allt svavel antas oxidera och all kalk verkar buffrande (Eriksson m fl, 2005). Undersökningar har dock visat att det åtgår minst dubbelt så mycket kalk som beräknas teoretiskt (Palko, 1994). Detta beror antagligen på att all kalk inte är tillgänglig för de buffrande processerna. Det kan bildas en beläggning av oxider på kalken som förhindrar att den är aktiv. Tabell 6.3 visar vilken kalkmängd det behövs enligt dessa antagande för sulfidjordar med olika svavelhalt. Tabell 6.3 Teoretisk och praktisk kalkmängd som behövs för att neutralisera sulfidjord med olika svavelhalt och en torrdensitet på 1,0 t/m 3 (enligt antaganden från Eriksson m fl, 2005; Palko, 1994). Svavelhalt [%] Teoretisk kalkmängd [kg/m 3 ] 0,5 16 31 1,0 31 62 1,5 46 94 2,0 62 125 Praktisk kalkmängd [kg/m 3 ] Vid uppläggning ovanför grundvattenytan kan kalk användas i täckskiktet för att hjälpa till att höja ph i det vatten som når sulfidjorden. Det kan då neutralisera det vatten som perkolerar genom sprickor och håligheter i den upplagda sulfidjorden. Vid större upplag där det anläggs diken eller dräneringsvägar för ytvattnet som rinner av den upplagda jorden, kan det avrinnande vattnet kalkas genom att vattnet leds genom ett filter av kalkkross. Mätningar av ph bör ske för att följa upp effekterna och kalkfiltermassan bytas ut vid behov. Kalkning gör att metaller fälls ut och detta kan sätta igen filter. I Australien är uppläggning av ASS (sur sulfatjord) utan förbehandling med kalk inte en accepterad metod. Mängden kalk som behöver blandas i anges i kg CaCO 3 /ton jord, se tabell 5.5, och bestäms utifrån jordens beräknade svavelhalt. Här har en säkerhetsfaktor på 1,5 använts, så att beräknad mängd kalk har ökats med 1,5 ggr. Detta motiveras även här av att all kalk inte är tillgänglig för de buffrande processerna. Har jorden en inneboende buffertkapacitet (ANC = syraneutraliseringskapacitet) kan hänsyn tas till detta och mängden kalk minskas. Uppläggning och behandling av sulfidjorden beskrivs i Dear m fl (2002) enligt följande: - Först läggs ett skyddslager av kalk ut. Detta för att neutralisera eventuellt försurat vatten innan det lämnar uppläggningsplatsen. Ett 15 till 30 cm tjockt lager av ASS läggs ut och får torka. Därefter sprids beräknad mängd kalk ut över jorden och blandas ner. Den kalkade jorden kompakteras innan nästa lager ASS läggs ut och behandlas. Eventuellt läggs ett kalkskikt ut mellan varje lager behandlad sulfidjord. 75

Med tanke på den ofta höga vattenkvoten i sulfidjord längs Norrlandskusten, och ett svalare klimat än i Australien, är detta knappast ett hanteringssätt som går att använda i Sverige. Det skulle ta alldeles för lång tid för de utlagda jordlagren att torka. 6.2.3 Utformning av ett upplag ovanför grundvattenytan Vid uppläggning ovanför grundvattenytan är det fördelaktigt om uppläggningen utformas som en kulle. Det minskar ytan som kan utsättas för uttorkning och det minskar även behovet av täckmassor. Dock ska slänterna inte göras för branta då det ökar risken för erosion. Släntlutningen bör inte överstiga 1:3. Vid större upplag kan det vara idé att valla in området där sulfidjorden ska läggas upp för att undvika erosion. 6.3 Praktikfall, uppläggning ovanför grundvattenytan 6.3.1 Södra Sunderbyn, terrängmodellering 2005 byggdes en planskild korsning efter väg 97 i Södra Sunderbyn där ca 20 000 m 3 sulfidjord grävdes upp. Jorden bedömdes som starkt försurande till mycket starkt försurande. Den lades upp som en långsträckt (450 m lång) modellering av terrängen längs med vägen, se figur 6.2. Marken där jorden lades upp består av sulfidjord. Ytvatten i ett dike som avvattnar marken uppströms den upplagda sulfidjorden är påverkat av oxiderad sulfidjord och i det har mycket låga ph-värden (ner till 3,3) uppmätts i samband med snösmältningen. Den upplagda sulfidjorden är indelad i tre delar, vilka har olika täckskikt. Det är främst täckskiktets tjocklek som varierar, från 0,1 till 0,6 m, där den översta 0,1 m skulle bestå av avtäckt matjord. Där täckskiktet skulle vara 0,1 m var det svårt att lägga ut det på grund av att den upplagda sulfidjorden hade mycket dålig bärighet. Bara av den anledningen är det motiverat att ha ett tjockare täckskikt så att det är möjligt att köra ut på upplagd sulfidjord. Den dåliga bärigheten gör det även svårt att få en jämn överyta på den upplagda sulfidjorden och därmed svårt att få föreskriven tjocklek på täckskiktet. Tjockleken varierar med minst ±10 cm. Ett omfattande kontrollprogram upprättades för att utreda miljöpåverkan från den upplagda sulfidjorden till omgivningen och för att studera effekten av de olika täckskikten. Kontrollprogrammet löper i 5 år och omfattar ytvatten, grundvatten, lakvatten från upplagd sulfidjord, sprickkartering överytan, kontroll av täckskiktets tjocklek, oxidationsfrontens läge och sättningar. Rapportering sker 1 gång per år. För vidare information hänvisas till Pousette & Åkerlund (2006) och Pousette (2007 a, 2008, 2009 och 2010). Figur 6.2 Upplagd sulfidjord i Södra Sunderbyn, slänt mot dike vid väg 97, oktober 2005 och överyta, juni 2006. 76

6.3.2 Botniabanan, upplag Gideälven 2002 grävdes 3 300 m 3 sulfidjord ur och lades upp på en yta av 30 m x 40 m, slutlig höjd blev 3-4 m. Sulfidjorden innehöll ca 1 vikt-% svavel (10 000 mg/kg TS). Under uppläggningen tillfördes totalt 90 ton kalkgrus både under upplaget och pallvis invarvat i sulfidjorden. Teoretisk kalkmängd enligt tabell 6.6 är 31 kg/m 3 vid 1 % svavel, vilket ger 102 ton vid 3 300 m 3. Dränering är installerad i området och den bedöms samla upp en stor del av det grund- och ytvatten som rinner genom området. Ytvattenprov har tagits i utloppet från dräneringen, ca 140 m nedanför upplaget. Första året uppmättes lågt ph på våren och hösten (4,4 respektive 4,7) i samband med snösmältning och regn. För vidare information hänvisas till Brücher (2002). 6.3.3 Botniabanan, upplag Stöcke Ett upplag för ca 43 000 m 3 sulfidjordsmassor planerades i ett upplagsområde vid sidan av järnvägen i närheten av byn Stöcke. Vallar av moränjord ramar in uppläggningsplatsen för sulfidjord och det delades även in i två mindre fack. Anaerob och torkad aerob sulfidjord hanterades var för sig för att kunna rikta skyddsåtgärderna mot de olika typerna av massor. Marken på uppläggningsplatsen täcktes med ett neutraliserande lager av mesa (kalciumkarbonat). Upplagd sulfidjord täcktes slutligen av ett ca 1,5 m tjockt lager av moränmassor och ovanpå det lades ett lager av avbaningsmassor. Det visade sig att det blev mindre sulfidjordsmassor än beräknat att hantera. Totalt bedöms 5 000-10 000 m 3 ha lagts i upplaget. En del av denna skillnad förklaras av att man på några ställen valde att använda träpålar istället för att schakta ur sulfidjorden. En annan orsak var att sulfidjorden i området inte var homogent svart utan förekom i mindre stråk (Uppenberg, 2008). Den okulära bedömningen av jorden utfördes på plats av en kontrollant eller entreprenören. Eftersom den okulära bedömningen enbart görs efter färg, kan en del gråsvart, bandad eller varvad sulfidjord felaktigt bedömts som ej sulfidjord. I anslutning till upplaget anlades ett sedimenteringsmagasin för utgående vatten från upplaget. Där mäts ph regelbundet och om ph-värdet är mindre än 6 kalkas vattnet. Recipienten för vattnet är ett dike som utmynnar i havet. Ytvattenprov har tagits i diket uppströms och nedströms upplaget, samt vid utloppet till havet. Lägst ph (4,5-4,8) uppmättes uppströms upplaget under hösten 2007. Under samma period uppmättes ett ph på 5,4 i utgående vatten från upplaget, varvid vattnet kalkades. Detta påverkade ph i provpunkten nedströms upplaget. För vidare information hänvisas till Uppenberg (2008). 77

7 Diskussion Sulfidjord är en svensk geoteknisk benämning som utgår från en jords färg. Är en jord svart klassificeras den som sulfidjord och är den mörkgrå används begreppen sulfidjordshaltig eller något sulfidjordshaltig (SGF/BGS beteckningssystem, 2001). Begreppen anaerob och aerob sulfidjord har tagits fram när försurningsegenskaper har studerats och de beskriver om förhållandena är syrefria eller om det finns tillgång till syre och jorden är oxiderad. Den geotekniska benämningen sulfidjord avser anaerob sulfidjord. Det finns ingen speciell benämning för aerob sulfidjord utan den faller idag oftast under begreppet torrskorpa. Internationellt, och av geologer, används begreppet sur sulfatjord (ASS - acid sulfate soil) istället för sulfidjord. I detta begrepp ingår både verklig sur sulfatjord (AASS - actual acid sulfate soil) som har oxiderat och har ph < 3,5 och potentiell sur sulfatjord (PASS - potentiell acid sulfate soil) vilket är jord som vid oxidation får ett ph < 4 eller jord där ph sjunker minst en enhet till ph 4-6 och jordens svavelhalt är större än 2 %. Vilken benämning som ska användas kan diskuteras, men väsentligt är att veta att med sulfidjord och sur sulfatjord avses samma jordtyp. Mest logiskt vore att benämna jord som ligger under grundvattennivån, där förhållandena är syrefria och svavlet i jorden i huvudsak förekommer som sulfid, för sulfidjord, samt att jord som ligger ovanför grundvattenytan och har oxiderat, så att svavlet i huvudsak förekommer som sulfat, benämns sur sulfatjord, alternativt bara sulfatjord. Begreppet aerob sulfidjord kan tyckas lite motsägelsefullt eftersom svavlet i jorden efter oxidering övergår från sulfid till sulfat. Lika motsägelsefullt är det att kalla anaerob sulfidjord för sur sulfatjord. Däremot är benämningen potentiell sur sulfatjord relevant. Sur sulfatjord är definierad utifrån vilket ph jorden har eller får efter oxidering. Begreppen anaerob och aerob sulfidjord är inte definierade utifrån jordens ph utan beskriver syreförhållandena i jorden. Det europeiska geotekniska klassificeringssystemet SS-EN ISO 14688 del 1 (2002) och del 2 (2004), vilka antagits och ersatt Geotekniska laboratorieanvisningar, del 2 (1984), har inte med benämningen sulfidjord överhuvudtaget. Det kommer att tas fram nationella tillämpningsdokument och då kommer benämningen sulfidjord att tas med, definierat som svart jord, dvs anaerob sulfidjord. Det kommer även att diskuteras om torrskorpan i en sulfidjordsprofil ska ha någon speciell benämning, Eriksson (2008). Torrskorpan består ofta av oxiderad sulfidjord och är försurad. Tänkbar benämning kan vara oxiderad torrskorpa. Det bör i så fall klart framgå hur en oxiderad sulfidjord identifieras. Ett motiv för att ha en speciell benämning för försurad oxiderad sulfidjord är att den jorden oftast inte uppmärksammas och tas hänsyn till vad gäller försurningsproblematiken. Detta trots att det är den som kan ge en direkt, snabb försurning medan anaerob sulfidjord ger försurning på sikt under en längre tid eftersom den oftast har högre svavelhalt och det tar en viss tid innan jorden oxiderat. Det finns ett antal standardiserade lakmetoder, men ingen av dessa är anpassade för att undersöka sulfidjords försurningsegenskaper om även försurningsprocessernas hastighet ska ingå. De fuktkammarförsök som identifierar passiv sur sulfatjord tar 8 veckor vilket är en för lång tid för att vara rationellt och användbart. För att bestämma försurningsegenskaperna måste försöken ske under aeroba, oxiderande förhållanden och det måsta finnas tillgång på vatten. Den lakmetodik som utvecklats av MRM uppfyller dessa förutsättningar, samtidigt som den är enkel och rationell att utföra, normalt tar ett försök 10 arbetsdagar. Metoden har använts kommersiellt i några år, så det finns erfarenhet och ett stort antal försöksdata som kunnat utvärderas. Metoden bygger på upprepade cykler där jorden torkas och blöts och 78

resultatet visar hur ph förändras (normalt sjunker) för varje laksteg och vilket minimivärde ph går ned till. Försöksdata visar att försurningshastigheten och ph-min.värdet varierar för olika sulfidjordar, dvs de beskriver jordens försurningsegenskaper utan att förklara varför de når de värden de gör. Försurningsegenskaperna hos olika sulfidjordar kan skilja sig mycket åt trots att de okulärt ser lika ut och har samma svavelhalt. Skillnaderna beror i huvudsak på att de har olika buffringsförmåga. Ett annat sätt att undersöka en jords försurningsegenskaper kan vara att bestämma NNP (nettoneutralisationspotential), vilket är neutralisationspotentialen (NP) minus försurningspotential (AP). Några undersökningar har utförts där NNP bestämts och sedan jämförts med resultat från lakförsök under oxiderande förhållanden, Wennerberg (2005), Golder Associate (2006) och Eriksson (2008). Några resultat visar god överensstämmelse mellan lakförsök och NNP, medan andra inte gör det. Eriksson (2008) jämförde 18 prov där NNP bestämts och lakförsök utförts enligt MRM:s lakmetodik. För de flesta av dessa prov gav NNP inte någon överensstämmelse med resultaten från lakförsöken. Det behövs mer jämförande studier, med olika typer av sulfidjord, för att bedöma om bestämning av NNP kan vara en användbar metod för att klassificera sulfidjordars försurningsegenskaper. Lakförsök och analysmetoder som används är ett sätt att försöka karakterisera jord. Ett lakförsök kommer aldrig att kunna utföras under samma förhållanden som råder i fält och det är därför svårt att översätta lakförsök till vad som händer i en naturlig omgivning. Torkning av sulfidjord i +105ºC, vilket görs i MRM:s lakmetodik, påverkar resultatet och påskyndar oxideringen. Inte heller torkning i rumstemperatur, vilket skulle göra att torktiden mellan lakstegen ökar till flera dagar, motsvarar fältförhållanden. I fält varierar också förhållandena mycket under ett år och mellan olika år. Motiven att torka jorden vid +105ºC är att minska försökstiden så den blir rimlig och att det som är av intresse är att bestämma ph-min.värdet. Ett slags mått på försurningshastigheten är antalet laksteg till dess ph är < 4, alternativt hur mycket ph sjunker mellan varje laksteg. Oberoende av om proverna torkas i en mer fältlik temperatur återstår problemet att översätta tidsskalan till fältförhållanden. L/S-kvoten brukar användas för att översätta tidsskalan i laboratorieförsök med förhållanden i fält. L/S-kvoten i fält bestäms då utifrån mängden nederbörd som perkolerar ner genom jorden. När det gäller sulfidjord så är det inte L/S-kvoten som är avgörande för försurningshastigheten utan jorden behöver även torka och utsättas för syre för att den ska oxidera och ph sjunka. Några jämförande lakförsök visar att det främst är antalet cykler av torkning och vätning som har betydelse för försurningsförloppet och inte L/S-kvoten vid varje vätningssteg. För att översätta detta till en tidsskala i fält behövs information om förhållandena i fält med torrare och blötare perioder. Det varierar naturligtvis mellan olika år vilket även det gör det svårt att översätta tidsskalan. Antalet laksteg till ph < 4, som är ett slags mått på försurningshastigheten, är användbart för att särskilja prov där försurningen sker snabbt och där den sker långsamt. Det är värdefull information för att bedöma försurningsegenskaperna även om det inte idag direkt går att översätta till en försurningshastighet i fält. Syftet med det bedömningssystem som framtagits är att kunna särskilja olika typer av sulfidjord med avseende på försurningsegenskaper, för att sedan kunna anpassa lämpliga åtgärder. Med hjälp av bedömningssystemet delas sulfidjord in i fyra grupper från mycket starkt försurande till svagt försurande. Huvudparametrar som bedöms är svavelhalt och resultat från lakförsök enligt MRM:s metod (ph-min.värde och antal laksteg till ph < 4). På 79

önskemål från Vägverket och Banverket har ett diagram tagits fram för en förenklad, sammanfattande bedömning av försurningsegenskaperna. Faran med den förenklade bedömningen är att den kan bli motsägelsefull i vissa fall och då behövs en förståelse för försurningsprocesserna för att göra rätt bedömning. Sen kanske diagrammet kan vara utformat på ett annat sätt, men det framtagna diagrammet är ett försök att även få in försurningshastigheten i bedömningen. En snabb försurning vid lakförsök bedöms som mer allvarligt för omkringliggande miljö än en långsam försurning. En del av de gränser som har satts upp mellan olika jordtyper i bedömningsmallen kan också diskuteras, t ex svavelhalt. Låg försurningspotential bedöms en jord ha, om svavelhalten är < 600 mg/kg TS. Den utvärdering som utförts av lakförsök utförda enligt MRM:s metod visade att av undersökta prov (8 st) med en svavelhalt < 600 mg/kg TS var det inget prov som erhöll ett ph-min.värde < 4. Australiska riktlinjer för bedömning av sulfidjord anger att inga åtgärder behöver vidtas om svavelhalten är < 300 mg/kg TS. Vid bedömning av åtgärder är även volymen jord en viktig parameter. I australiska riktlinjer för riskbedömning av sulfidjord rekommenderas att om mer än 1000 m 3 sulfidjord kommer att störas och påverkas av oxidering ska en expert som har erfarenhet av sulfidjords försurningsegenskaper utföra utredningen och ta fram en hanteringsplan för sulfidjorden. I framtagen bedömningsmall har volymen jord bedömts som mycket stor när den är > 5 000 m 3. Kanske bör den gränsen sättas lägre. När det gäller val av åtgärder för uppgrävda sulfidjordsmassor är det väsentligt att vara medveten om att sulfidjord är en naturlig jord, avlagrad som sediment, som när den kommer ovanför havsnivån och utsätts för luftens syre ger problem med försurning om den saknar buffertförmåga. Detta påverkar miljön i sulfidjordsområden så att vattendrag blir försurade. Bästa sättet att ta hand om uppgrävda sulfidjordsmassor, för att förhindra en ökad försurning, är att undvika att jorden utsätts för syre. Alternativ ett är att lägga upp den under grundvattenytan. Alternativ två är att lägga upp den ovanför grundvattenytan och täcka den för att därigenom minimera kontakten med syre. Men allra först ska ett så kallat nollalternativ utredas, dvs att jorden inte grävs upp alls. Kanske kan förstärkningsmetoder användas i stället eller byggplanerna ändras så att sulfidjordsområden undviks. Om alternativ två blir aktuellt är det bästa att lägga upp jorden på ett område som redan är naturligt påverkat av försurning från sulfidjord. Då kan den försurning som den upplagda sulfidjorden eventuellt ger upphov till ha mindre betydelse, eftersom området redan är påverkat av försurning. Kalkning kan användas för att öka jordens buffertförmåga. Kalkning har länge använts för att höja ph på åkermark som varit oxiderad sulfidjord och försurad. Ett problem med kalkning är att inte hela kalkmängden är aktiv pga av att en beläggning av oxider bildas på kalken. Mängden behöver därför dubbleras i förhållande till den teoretiskt beräknade. Det betyder att kalken som regel inte är lika effektiv som det är tänkt. När det gäller uppgrävning av oxiderad sulfidjord som redan är försurad rekommenderas kalkning för att höja ph. Om inte kalk används är det viktigt att det täckskikt som läggs på sulfidjorden har önskad funktion, dvs förhindrar att syre kommer i kontakt med sulfidjorden. Kan anaerob sulfidjord behållas anaerob fås inga problem med försurning. Frågan är om det är möjligt sett på lång sikt om jorden ligger ovanför grundvattennivån, även om ett täckskikt läggs över jorden. Men 80

om försurningen går långsamt kan den vara acceptabel i ett sulfidjordsområde som redan är naturligt påverkat av försurning. Åtgärderna ska anpassas till vilken typ av sulfidjord som ska hanteras. För en mycket starkt försurande sulfidjord krävs mer insatser än för en måttligt försurande sulfidjord. 81

8 Slutsatser I kapitel 4, avsnitt 4.5, finns en sammanställning av slutsatser dragna från utvärderingen som gjorts av resultat från lakförsök utförda enligt MRM:s lakmetodik. En sammanfattning av de viktigaste slutsatserna tas upp i det följande. Det räcker inte med att bestämma en jords svavelhalt för att bedöma jordens försurningsegenskaper. Vid en svavelhalt på 1 % (10 000 mg/kg TS) kan ph-min.värdet vid lakförsök variera från under 3 till över 5. Höga ph fås om jorden har hög buffertförmåga. MRM:s lakmetod är en användbar metod för att karakterisera en sulfidjords försurningsegenskaper eftersom den ger ett värde på ph-min.värdet vid upprepade cykler av torkning/vätning, vilket tillsammans med svavelhalten även ger information om jordens buffertförmåga. Dessutom fås information om hur fort försurningen går. Lakmetoden är enkel och relativt snabb, normalt tar den 10 dagar, vilket gör den kommersiellt användbar. Däremot inte sagt att det är den bästa lakmetoden, men det finns ett omfattande dataunderlag som visar att metoden ger relevanta resultat som är användbara för att bedöma försurningsegenskaper. Det viktigaste med lakförsök på sulfidjord för att bestämma försurningsegenskaperna är att jorden har tillgång till både syre och vatten. Det finns inget entydigt samband mellan Fe/S-kvoten och försurningseffekten i form av lågt ph och betydelsen av den har därför minskats i det bedömningssystemet som tagits fram. Det är inte klarlagt om NNP kan användas för att bestämma försurningsegenskaperna hos sulfidjord. Några mindre studier har gjorts där resultat från lakförsök har jämförts med bestämning av NNP, men några entydiga resultat har inte erhållits. Med det bedömningssystem som tagits fram kan sulfidjord delas in i olika typer, baserat på jordens försurningsegenskaper. Det är värdefull kunskap när sedan åtgärder för hantering av sulfidjordsmassor ska tas fram. Grundprincipen för hantering av anaerob sulfidjord som är försurande vid oxidering är att den ska störas så lite som möjligt, dvs behållas vattenmättad och anaerob. Under dessa förhållanden är jorden i stort sett inert och harmlös. All störning som innebär att jorden utsätts för syre gör att den oxiderar och det blir problem med försurning. Av detta dras följande slutsatser. Undvik att gräva upp eller dränera anaerob sulfidjord som är försurande vid oxidering. Om ända jorden grävs upp är det bästa ur försurningssynpunkt att den läggs under grundvattennivån så att den förblir vattenmättad. Om inte det är möjligt och uppläggning ovanför grundvattenytan blir aktuellt ska jorden täckas för att minimera syretransporten till jorden. Jorden bör helst läggas upp på ett område som redan är naturligt påverkat av försurning från sulfidjord. Kalkning kan vara ett alternativa för att höja buffertförmågan i jorden. Den metoden är lämpligast att användas för redan oxiderad försurad sulfidjord. 82

Referenser Ahern, C.R., Ahern, M.R. & Powell, B. (1998). Guidelines for Sampling and Analysis of Lowland Acid Sulfate Soils (ASS) in Queensland 1998. QASSIT, Department of natural Resources, Resource Sciences Centre, Indooroopilly. Ahern, C.R., McElna, A.E. & Sullivan, L.A. (2004). Acid Sulfate Soils Laboratory Methods Guidelines. In Queensland Acid Sulfate Soils Manual 2004. Department of Natural Resources, Mines an Energy, Indooroopilly, Queensland, Australien. Andersson, M. & Norrman, T. (2004). Stabilisering av sulfidjord, Examensarbete 2004:126 CIV, Avdelningen för geoteknik, Luleå tekniska universitet, Luleå. Andriesse, W. & van Mensvoort, M.E.F. (2006) Acid sulfate soils: distribution and extent. Ur:Lal, R. (Ed.), Encyclopedia of Soil Science, 2nd edition, Taylor & Francis group, New York, pp. 14-19. Australian Soil Resource Information System (ASRIS) (2008) http://www.asris.csiro.au/index_ie.html Boman, A., Åström, M. & Fröjdö, S. (2008). Sulfur dynamics in boreal acid sulfate soils rich in metastable iron sulfide - The role of artificial drainage, Chemical Geology 255 (1-2) pp. 68-77. Brücher, J. (2002). Hantering av sulfidhaltiga jordar, Rapport MoRe Research, http://www.botniabanan.se/upload/pdf/miljo/slutrapport_sulfidhaltiga_jordar.pdf Dear, S.E., Moore, N.G., Dobos, S.K., Watling, K.M. & Ahern, C.R. (2002). Soil Management Guidelines. In Queensland Acid Sulfate Soil Technical Manual. Department of Natural Resources and Mines, Indooroopilly, Queensland, Australien. Dent D.L. & Pons L.J. (1995). A world perspective on acid sulphate soils, Geoderma 67, pp. 263-276. EPA Guidelines (2007). Site contamination - acid sulfate soil materials, November 2007, EPA South Australia. http://www.epa.sa.gov.au/xstd_files/site%20contamination/guideline/guide_sc_acid.pdf Eriksson, L. (2008). MRM Konsult AB, Muntlig kommunikation. Eriksson, J., Nilsson, I. & Simonsson, M. (2005). Wiklanders marklära, Studentlitteratur, ISBN 91-44-02482-7. Erixon, P. (2009). Klimatstyrda sulfidoxidationer som orsak till surhet och höga metallhalter i vattendrag i norra Sverige, Forskningsrapport, Avd. för geovetenskap, Luleå tekniska universitet, Luleå, ISBN 978-91-86233-24-2. Förslag till geotekniska laboratorieanvisningar, del 8 (1972). Permeabilitet och kapillaritet, SGF:s laboratoriekommitté, Byggforskningens informationsblad B7:1972, Statens institut för byggnadsforskning, Stockholm. 83

Förslag till geotekniska laboratorieanvisningar, del 3 (1974). Jords uppbyggnad, SGF:s laboratoriekommitté, Byggforskningens informationsblad B14:1974, Statens institut för byggnadsforskning, Stockholm. Geotekniska laboratorieanvisningar, del 2 (1984). Jordarternas indelning och benämning, SGF:s laboratoriekommitté, Statens råd för byggnadsforskning, Stockholm. Golder Associates (2006). Utveckling av kartläggnings- och bedömningsmetodik för sulfidjordar, Rapport, Uppdragsnummer: 0570181, Uppsala. Hartikainen, H. & Yli-Halla, M. (1986). Oxidation-induced leaching of sulphate and cations from acid sulphate soils. Water, Air Soil Pollut. 27, pp. 1-13. Hicks, W.S., Bowman, G.M. & Fitzpatrick, R.W. (1999). East Trinity Acid Sulfate Soils - Part 1: Environmental hazards, CSIRO Land and Water, Technical Report 14/99, Australia. Joukainen, S. & Yli-Halla, M. (2003). Environmental impacts and acid loads from deep sulfidic layers of two well-drained acid sulfate soils in western Finland, Agriculture, Ecosystems and Environment, 95 (2003) pp. 297 309. Larsson, R., Westerberg, B., Albing, D., Knutsson, S. & Carlsson, E. (2007). Sulfidjord - geoteknisk klassificering och odränerad skjuvhållfasthet, Forskningsrapport 2007:15, Luleå tekniska universitet, Luleå / SGI Rapport Nr. 69, Linköping. Lundegård, P., Lundqvist, J. & Lindström, M. (1978). Berg och jord i Sverige, Almqvist & Wiksell Läromedel AB, Stockholm, ISBN 91-21-03574-1. Mácsik, J. (1994). Risken för utfällning av ferriföroreningar ur dräneringsvatten från anaeroba och aeroba sulfidjordar, Licentiatuppsats 1994:10L, Avd. för Geoteknik, Mácsik, J. (2000). Försurningspotential i sulfidjord Metodutveckling/förstudie, Avd. för geoteknik, Luleå tekniska universitet, Rapport till Botniabanan och banverket. http://www.botniabanan.se/upload/pdf/miljo/forsurningspotential_i_sulfidjord.pdf Tekniska Högskolan i Luleå, Luleå. MRM (2007). Metodbeskrivning - Lakförsök på sulfidjord, MRM Konsult AB, Luleå. NV (1999). Metodik för inventering av förorenade områden, Rapport 4918, Naturvårdsverket, Stockholm, ISBN 91-620-4918-6. NV (2006 a). Mottagningskriterier för avfall till deponi, Handbok 2007:1 med allmänna råd, Naturvårdsverket, Stockholm, ISBN 91-620-0144-2. NV (2006 b). Laktester för riskbedömning av förorenade områden, huvudrapport och underlagsrapport 1a, Rapport 5535, Naturvårdsverket, Stockholm, ISBN 91-620-5535-6. 84

Palko, J. (1994). Acid sulphate soils and their agricultural and environmental problems in Finland, Acta Univ Oul. C 75, Water and Environmental District of Oulu and Laboratory of Hydraulic and Water Recources Engineering, University of Oulu, Finland. Pousette, K. (2007 a). Terrängmodellering av sulfidjord längs väg 97 i Södra Sunderbyn - Uppföljning år 2, 2006, Teknisk rapport 2007:06, Avd. för Geoteknologi, Luleå tekniska universitet, Luleå. Pousette, K. (2007 b). Råd och rekommendationer för hantering av sulfidjordsmassor, Teknisk rapport 2007:13, Avd. för Geoteknologi, Luleå tekniska universitet, Luleå. Pousette, K. (2008). Terrängmodellering av sulfidjord längs väg 97 i Södra Sunderbyn - Uppföljning år 3, 2007, Teknisk rapport 2008:07, Avd. för Geoteknologi, Luleå tekniska universitet, Luleå. Pousette, K. (2009). Terrängmodellering av sulfidjord längs väg 97 i Södra Sunderbyn - Uppföljning år 4, 2008, Forskningsrapport, ISBN 978-91-7439-016-2, Avd. för Geoteknologi, Luleå tekniska universitet, Luleå. Pousette, K. (2010). Terrängmodellering av sulfidjord längs väg 97 i Södra Sunderbyn - Uppföljning år 5, 2009, Forskningsrapport, ISBN 978-91-7439-117-6, Avd. för Geoteknologi, Luleå tekniska universitet, Luleå. Pousette, K. & Åkerlund, H. (2006). Terrängmodellering av sulfidjord längs väg 97 i Södra Sunderbyn - Uppföljning år 1, 2005, Teknisk rapport 2006:01, Avd. för Geoteknologi, Luleå tekniska universitet, Luleå. Powell, B. & Martens, M. (2005). A review of acid sulfate soil impacts, actions and policies that impact on water quality in Great Barrier Reef catchments, including a case study on remediation of East Trinity, Marine Pollution Bulletin, 51, pp 149-164. SGF (2000), Kalk- och kalkcementpelare, Svenska Geotekniska Föreningen, Rapport 2:2000. Vägverket (1989), Vertikaldränering, Publikation 1987:30, Handbok. SGF/BGS Beteckningssystem (2001). http://www.sgf.net/web/page.aspx?pageid=81782 Soil Survey Staff (1999). Soil Taxonomy. A Basic System of Soil Classification for Making and Interpreting Soil Surveys. USDA NRCS. Agriculture Handbook 436, 2nd Edition. US Government Printing Office, Washington, DC. SS-ENISO 14688 (2002). Geoteknisk undersökning och provning - Benämning och beskrivning, del 1: Benämning och indelning av jord. SS-ENISO 14688 (2004). Geoteknisk undersökning och provning - Identifiering och klassificering av jord, del 2: Klassificeringsprinciper. Sullivan. L. (2004). Preface: Sustainabla management of acid sulfate soil in Australian Journal of Soil Research, Vol 42, Nr 5&6, pp. i. 85

Svensk standard SS 027105 (1990). Geotekniska provningsmetoder - Organisk halt i jord Glödgningsförlustmetoden, SIS - Standardiseringskomissionen i Sverige, Byggstandardiseringen, Stockholm. Thomas, B.P., Fitzpatrick, R. W., Merry, R.H. & Hicks, W.S. (2003). Acid Sulfate Soil Technical Manual (version 1.2) - Coastal Acid Sulfate Soil Management Guidelines, Baker Inlet, SA, CSIRO Land and Water, Australia. Uppenberg, S. (2008). Hantering av sulfidhaltiga jordar miljöeffekter och åtgärder, Botnabanan AB, Örnsköldsvik. http://www.botniabanan.se/upload/pdf/miljo/pm%20vitbok/pm%20sulfidjordar%200811 15.pdf van Breemen, N. (1980). Acid sulfate soils, Land Reclamation and Water Management, ILRI Publ. 27, Wageningen, pp. 53-57. Vägverket (1989), Vertikaldränering, Publikation 1987:30, Handbok. Vägverket (1995). Bankpålning, Publikation 1994:68, Allmän teknisk beskrivning. Vägverket (2005). Massutskiftning, Publikation 2005:4, Teknisk beskrivning. Ward, N.J. (2004). Sulfide oxidation in some acid sulfate soil materials, PhD thesis, Southern Cross University, Lismore, NSW, Australia. http://epubs.scu.edu.au/theses/7 Wennerberg, H. (2005). Studie och riskanalys av sulfidleror i Uppsala stad. Examensarbete 20 p, UPTEC W05 044, Inst. för geovetenskaper, Uppsala universitet, Uppsala, ISSN 1401-5765. Yli-Halla, M., Puustinen, M. & Koskiaho J. (1999). Area of cultivated acid sulfate soils in Finland, Soil Use and Management (1999) 15, pp 62-67. Åkerlund, H. (2005). Sulfidjord - Sammanställning från en seminariedag, Teknisk rapport 2005:32, Avd. för Geoteknologi, Luleå tekniska universitet, Luleå. Åström, M. (1998). Partitioning of transition metals in oxidised and reduced zones of sulphide-bearing fine-grained sediments. Appl. Geochem. 13, pp. 607 617. Åström, M. (2001). The effect of acid soil leaching on trace element abundance in a mediumsize stream, W. Finland. Appl. Geochem. 16, pp. 387 396. Åström, M. & Björklund, A. (1995). Impact of acid sulphate soils on stream water geochemistry in western Finland. J. Geochem. Explor. 55, pp. 163 170. Åström, M. & Björklund, A. (1996). Hydrogeochemistry of a stream draining sulfide-bearing postglacial sediments in Finland. Water Air Soil Pollut. 89, pp. 233 246. Åström, M. & Björklund, A. (1997). Geochemistry and acidity of sulphide-bearing postglacial sediments of western Finland. Environ. Geochem. Health (1997) 19, pp. 155-164. 86

Åström, M. & Corin, N. (2000). Abundance, sources and speciation of trace elements in humus-rich streams affected by acid sulphate soils. Aqua. Geochem. 6, pp. 367 383. Åström, M. & Spiro, B. (2000). Impact of isostatic uplift and ditching of sulfidic sediments on the hydrochemistry of major and trace elements and sulfur isotope ratios in streams, western Finland. Environ. Sci. Technol. 34, pp. 1182 1188. Öborn, I. (1989). Properties and classification of some acid sulfate soils in Sweden. Geoderma 45, pp. 197 219. Österholm, P. & Åström, M. (2008). Meterologiscla impacts on the water quality in the Pajuluoma acid sulphate area, W. Finland, Applied Geochemistry 23, pp. 1594-1606. 87

88

Bilaga 1 (1) Metodbeskrivning Lakförsök sulfidjord, LTU (2000) (efter Mácsik, 2000) 1 Provbehandling Sulfidjord tas upp med kolvborr. Dessa prov kan anses vara ostörda. Provtuberna bör hanteras varsamt, förvaras mörkt och i kylrum. Det kan ändå bildas oxidationsskikt längs med provtubens väggar och lock. Det oxiderade skiktet tas bort när anaeroba prover ska undersökas. Denna beskrivning tar inte upp rutinundersökning som ska göras på ett prov. Mätning av provens skrymdensitet - Väg provtuben. Tubens dimensioner är längd 17 cm, diameter 2,5 cm. Provtuberna är sällan helt fyllda. Kontrollera hur mycket som saknas i tuben och beräkna provens densitet och beräkna provets densitet (ton/m 3 ). Lakning - Ta bort ca 1 cm prov från provtubens undersida och mät materialets vattenkvot (snitt 1). Nästa skikt, 2-4 cm, kan användas vid lakning av aeroba (Ae) prover, figur 1. För de tätaste proverna (finkornigast) tar det lång tid att torka, upp till flera dygn. Finfördelat prov torkar snabbare. Finfördela därför provet i < 0,5 cm bitar. De aeroba provernas vattenkvot, w, bör ligga på < 5 %. Ta vattenkvot på nästa snitt (snitt 2), ca 1 cm. Efter att w har bestämts för snitt 1 & 2 tas det anaeroba provet (An) för lakning. Ta vattenkvot på nästa snitt (snitt 3), ca 1 cm. Analys av Fe och S - För valda prover skickas snitt fyra på metallanalys. Provtub Snitt An/An An/Ae 4 3 Vattenkvot, w % Ae/Ae Ae/An 2 1 Figur 1 Provtagningsschema för provtub. Tabell 2 Följande beteckningar används vid lakning. Ae-Ae - Aerobt prov lakas aerobt Ae-An - Aerobt prov lakas anaerobt An-Ae - Anaerobt prov lakas aerobt An-An - Anaerobt prov lakas anaerobt

Bilaga 1 (2) Ae-prover - Ae proverna tas ut och vägs. Provets ursprungliga vattenkvot bestäms från snitt 1 & 2. Efter lufttorkning vägs provet igen och vattenkvoten, w, bestäms. Vattenkvoten bör vara < 5%. Provet ska vara oxiderat (rostfärgat) innan lakning påbörjas. Följande samband gäller: w = m w /m s m = m w + m s m s = m/(1+w) där m är provets massa, m s är provets torra massa (samma sak som TS) och m w är massan vatten i provet. Använd motsvarande 10 g TS (m s ) och tillsätt vatten så att vätske/fastfaskvoten (L/S = liquid/solid ratio) är 5, dvs 50 ml destillerat vatten. L/S har enheten mg vatten/mg jord (torrsubstans). An-prov - An-prov tas ut och vägs. Provets vattenkvot bestäms från snitt 2. Använd motsvarande 10 g TS (ms) och tillsätt vatten så att L/S = 5. Ta snitt 3 och bestäm vattenkvoten 2 Lakningsförfarandet Prov från varje provtub lakas på fyra olika sätt, enligt följande: Prov An-An Tag 10 g TS anaerob (svart) sulfidjord i en flaska. Finfördela provet så gott det går, använd bitar som är < 0,5 cm. Tillsätt vatten så att L/S-kvoten blir 5. Tillslut flaskan. Skaka provet med vatten under 30 sekunder. Mätning av Eh och ph utförs efter 4 timmar, 24 timmar och 96 timmar. Efter varje mätning och efter 48 timmar skakas provet under 30 sekunder. Konduktiviteten mäts efter 4 och efter 96 timmar. Prov An-Ae Tag 10 g TS anaerob (svart) sulfidjord i en flaska och tillsätt vatten så att L/Skvoten blir 5. Finfördela provet så gott det går, använd bitar som är < 0,5 cm. Låt flaskan stå utan lock. Skaka provet med vatten under 30 sekunder. Mätning av Eh och ph utförs efter 4 timmar, 24 timmar och 96 timmar. Efter varje mätning och efter 48 timmar skakas provet under 30 sekunder. Konduktiviteten mäts efter 4 och efter 96 timmar. Prov Ae-Ae Tag 10 g TS aerob (lufttorkad) sulfidjord i en flaska och tillsätt vatten så att L/S-kvoten blir 5. Finfördela provet så gott det går, använd bitar som är < 0,5 cm. Låt flaskan stå utan lock. Skaka provet med vatten under 30 sekunder. Mätning av Eh och ph utförs efter 4 timmar, 24 timmar och 96 timmar. Efter varje mätning och efter 48 timmar skakas provet under 30 sekunder. Konduktiviteten mäts efter 4 och efter 96 timmar. Prov An-An Tag 10 g TS aerob (lufttorkad) sulfidjord i en flaska och tillsätt vatten så att L/S-kvoten blir 5. Finfördela provet så gott det går, använd bitar som är < 0,5 cm. Tillslut flaskan. Skaka provet med vatten under 30 sekunder. Mätning av Eh och ph utförs efter 4 timmar, 24 timmar och 96 timmar. Efter varje mätning och efter 48 timmar skakas provet under 30 sekunder. Konduktiviteten mäts efter 4 och efter 96 timmar. Vid bedömning av jorden ska det framgå om lakvattnet blir rostfärgat, om rostutfällning sker, om mätvärdena är instabila etc. Ange provets färg och mönster, exempelvis svart, flammigt, skiktat etc. Andra iakttagelser som att provet luktar något speciellt, exempelvis svavelväte osv. bör anges. I snitt fyra bestäms jordprovets Fe- och S-halter.

Bilaga 2 (1) Metodbeskrivning Lakförsök sulfidjord, LTU (2005-08-23) 1 Utrustning Form för torkning i ugn Våg Ugn Mortel Glasflaskor med lock Glasstav Pipett ph-mätare Redoxmätare Konduktivitetsmätare 2 Förutsättningar Sulfidjordens försurningsegenskaper bedöms genom att mäta Eh, ph och konduktivitet i ett anaerobt prov (An, ursprungligt prov ej påverkat av syre efter provuttag) och ett aerobt prov (Ae, torkat prov). Eventuellt kan det aeroba provet torkas och lakas igen upprepade gånger. 3 Förberedelser och provmängder Provet förbereds genom att först bestämma provets vattenkvot (w). Vattenkvot (ekvation1) och mängden prov till den anaeroba lakningen (ekvation 3) bestäms enligt följande: m w w = (1) m m s = m (2) w m s m = ms ( 1+ w) (3) där m w = massa vatten, m s = massa fast substans och m = jordens totala massa. Lakningsförsöken utförs parallellt på naturfuktigt och torkat jordmaterial. Provernas m s (TS) är 10 g och L/S-kvoten är 5 i samtliga lakningssteg. 3.1 Bestämning av vattenkvot, w Ett delprov (> 50 g) tas ut för bestämning av vattenkvot, w. Provet torkas i 105ºC under 24 h. Det torkade provet används till den aeroba lakningen

Bilaga 2 (2) 4 Anaerob lakning 4.1 Provberedning Den mängd naturfuktiga prov som behövs till den anaeroba lakningen vägs upp. Mängden beräknas enligt ekvation 3, där m s = 10 g. Provet bryts i bitar och placeras i en glasflaska med lock. Vatten tillsätts till en L/S-kvot = 5. Mängden vatten som tillsätts är 50 g minus jordens vatteninnehåll, m w (ekvation 2). Provet finfördelas/rörs om med hjälp av en glasstav. Därefter sätts locket på och flaskan skakas 30 sek. 4.2 Mätning Provet får stå i 4 timmar. De har då delvis sedimenterat. ph, Eh och konduktivitet mäts i provets vattenfas. Vattnets och jordens färg antecknas, dvs. beskrivs som: jord - svart, grå etc., vatten rostfärgat, klart etc. Figur 1 visar en schematisk bild av försöksutförandet vid anaerob lakning. rörs om med glasstav skakas 30sek med lock L/S=5 mätning ursprungsprov m w tillsatt m w prov m s 50 g 10 g får stå med lock 4 timmar m w m s ph, Eh vattenfas Figur 1 Schematisk bild av försöksutförandet vid anaerob lakning. 5 Aerob lakning 5.1 Provberedning 10 g torkat prov (se 3.1) vägs upp och krossas fint i en mortel. Provet läggs i en flaska. 50 g vatten tillsätts vilket ger L/S = 5. Provet rörs om och skakas i 30 sek. Inget lock sätts på flaskan. 5.2 Mätning Provet får stå i 4 timmar. De har då delvis sedimenterat. ph, Eh och konduktivitet mäts i provets vattenfas. Vattnets och jordens färg antecknas, dvs. beskrivs som: jord - svart, grå etc., vatten rostfärgat klart etc.

Bilaga 2 (3) 5.3 Upprepning av det aeroba lakningssteget Provet får stå ytterligare 1-2 dygn så att i stort sett allt jordmaterial sedimenterat. Vattnet, som ska vara i stort sett klart, pipetteras bort. Provet får sedan lufttorka 1-3 dygn. Om det inte torkat då, kan det sättas in i ugn, 105ºC, i några timmar. Det betyder att det vatten jorden innehåller torkas bort och de joner som finns lösta i vattnet blir kvar i jorden. Ytterligare ett aerobt laksteg utförs genom att 50 g vatten tillsätts. Provet rörs om och skakas i 30 sek och får sedan stå 4 timmar utan lock. Därefter mäts ph, Eh och konduktivitet i provets vattenfas. Upprepningen av det aeroba lakningssteget kan ske en eller flera gånger. En schematisk bild av försöksutförande vid aerob lakning visas i figur 2. vatten tillsätts rörs om med glasstav skakas 30 sek med lock L/S=5 mätning m w 50 g får stå utan lock 4 timmar m w ph, Eh vattenfas torkat prov m s 10 g m s klar vattenfas avpippeteras får stå utan lock 1-3 dygn m w m w indunstas, torkas, lufttorkning och/eller i ugn 105 C efter torkning m s m s upprepas Figur 2 Schematisk bild av försöksutförandet vid aerob lakning.

Bilaga 2 (4) 6 Resultatredovisning Resultat från lakningsförsöken redovisas i en tabellform, enligt tabell 1. Vid bedömning av jorden ska det framgå om lakvattnet blir rostfärgat, om rostutfällning sker, om mätvärdena är instabila etc. Ange sulfidjordens färg och mönster, exempelvis svart, flammigt, skiktat etc. Andra iakttagelser som att provet luktar något speciellt, exempelvis svavelväte osv. bör anges. Tabell 1 Resultatredovisning Provbeteckning An Ae (1) Ae (2) Prov nr...... An = anaerobt laksteg Ae(1) = första aeroba laksteget Ae(2) = andra aeroba laksteget osv Eh ph κ Eh ph κ Eh ph κ

Bilaga 3 (1) Metodbeskrivning Lakförsök sulfidjord, MRM (2005-08-23) Material: Pappersform Våg Ugn (105 C) Glasbägare Filterpapper ph-mätare redoxmätare Lakningsförsök på sulfidjord utförs på ett anaerobt prov (ursprungligt prov ej påverkat av syre efter provtagning) och ett aerobt prov (lufttorkat prov). Det lufttorkade provet lakas i flera steg (upp till 10 eller mer). Efter första eller andra lufttorkningen, torkas provet i ugn (105 C). För att bestämma mängden jord till den anaeroba lakningen behövs vetskap om jordens vattenkvot, w. Följande ekvationer används: m w w = (1) m m s = m (2) w m s m = ms ( 1+ w) (3) där m w = massa vatten, m s = massa fast substans och m = jordens totala massa. Den anaeroba lakningen sker vid L/S=5. Den aeroba lakningen sker vid L/S=2 (L/S=1 beroende på hur L/S-kvoten definieras). Används ostörda prover görs provuttaget och provberedning enligt följande: - En vattenkvot tas, en 1 cm tjock skiva tas ut. Eventuellt har vattenkvoten redan bestämts vid en rutinundersökning. - En 3-5 cm hög provbit tas ut. Den halveras längs höjden i två bitar där den ena används för anaerob lakning och den andra för aerob lakning. - Med hjälp av jordens vattenkvot beräknas provmängden som behövs för den anaeroba lakningen där m s = (TS) = 20 g (ekvation 3). - Provet som ska torkas för att bli aerobt skivas i ca 2 mm tjocka skivor för att sedan strimlas i ca 2 mm breda strimlor. Till detta används en trådavskärare. Strimlorna läggs i en pappersform för att lufttorka, vilket tar 1-3 dygn beroende på hur tät jorden är. Strimlorna bryts i mindre bitar (ca 5 mm) efter att de torkats. Används störda prover görs provuttaget och provberedning enligt följande: - En vattenkvot tas - Två likvärdiga delprov tas ut. Med hjälp av jordens vattenkvot beräknas provmängden som behövs för den anaeroba lakningen där m s = (TS) = 20 g (ekvation 3). - Provet som ska torkas för att bli aerobt prepareras enligt ovan.

Bilaga 3 (2) Anaerob lakning, figur 1 Den uppvägda mängden sulfidjord till det anaeroba provet läggs i en bägare (m s = 20 g). Avjoniserat vatten tillsätts så att L/S-kvoten blir 5. Mängden vatten som tillsätts är 100 g minus jordens vatteninnehåll, m w (ekvation 2). Provet slammas upp med hjälp av en glasstav och rörs om. Provet får därefter stå ½ - 1 timme innan ph och redox mäts direkt i provets vattenfas. rörs om L/S=5 mätning ursprungsprov m w tillsatt m w prov m s 100 g 20 g får stå 1/2-1 timme m w m s ph, Eh vattenfas Figur 1 Schematisk bild av försöksutförandet vid anaerob lakning. Aerob lakning, figur 2 25 g torkat och sönderdelat prov vägs upp. Ett filter som vikts till en tratt placerad i en uppställning med två bägare enligt figur 2. Provet läggs ner i tratten. 50 g avjoniserat vatten vägs upp. Vattnet hälls över provet. Vattnet som runnit igenom provet och filtret samlas upp i den mindre bägaren. ph och redox mäts direkt på vattnet i bägaren. Filtret med det nu blöta provet torkas igen. Antingen lufttorkning en gång till (1-3 dygn) eller så i ugn (105 C i 1 dygn). Torkning och lakning upprepas upp till 10 gånger eller mer. Detta skulle kunna kallas perkolationslakning med L/S=2. Vad som händer är att av vattnet som hälls över provet kan ca hälften tas upp av jorden, se figur 2. Detta vatten blir då kvar och torkas bort, medan vattnets innehåll av joner blir kvar. Så det som lämnar jorden är ca L/S =1.

Bilaga 3 (3) vatten som hälls över provet m w L/S=2 50 g filtrering indunstas, torkas, lufttorkning eller i ugn 105 C m w efter torkning torkat prov m s 25 g m s m s filter m w försöksuppställning ph, Eh mäts upprepas Figur 2 Schematisk bild av försöksutförandet och försöksuppställningen vid aerob lakning. Redovisning Resultaten redovisas i diagramform med ph och konduktivitet som funktion av lakningssteg. Lakningssteg 1 är anaerob lakning. Lakningssteg 2 är första aeroba lakningssteget. Följande lakningssteg är normalt sett utförda på ugnstorkat prov. ph min. anges. Det bör klart framgå hur många av de aeroba lakningsstegen som är utförda på lufttorkat prov.

Bilaga 4 (1) Metodbeskrivning Lakförsök sulfidjord, MRM (jan 2007) 1 Utrustning Pappersformar Våg med en noggrannhet på 0.01 g Ugn (105 C) för torkning av prover Högtemperaturugn (800 C) för bestämning av glödgningsförlust Glasbägare Filterpapper ph-mätare redoxmätare konduktivitetsmätare Lakförsök på sulfidjord utförs i ett första steg på ett anaerobt prov (ursprungligt prov ej påverkat av syre efter provtagning). I ett andra steg lakas ett aerobt prov (lufttorkat prov). Det lufttorkade provet lakas därefter aerobt i flera steg (upp till 10 eller mer). Efter första lufttorkningen, torkas provet i ugn (105 C). 2 Förutsättningar Sulfidjord som läggs upp aerobt ovan grundvattenytan kommer att utsättas för uttorkning varvid torksprickor uppstår. Vid nederbörd kommer vatten att strömma ned i sprickorna och rinna av från upplaget i stor utsträckning. I viss mån kommer nederbörd att infiltreras i underliggande material eller tas upp av den uttorkade jorden. Denna process upprepas i takt med nya torkperioder och ny nederbörd. Detta lakförsök är utformat för att efterlikna detta naturliga förlopp. Det första anaeroba laksteget avser att bestämma det inkomna jordprovets status före lakning. 3 Uttag av prov och provpreparering För att bestämma mängden jord till den anaeroba lakningen behövs vetskap om jordens vattenkvot, w. Följande ekvationer används: m w w = (1) ms mw = m m s (2) m = ms ( 1+ w) (3) där m w = massa vatten, m s = massa fast substans och m = jordens totala massa. Den anaeroba lakningen sker vid L/S=5, dvs mängden vatten beräknas som m w (L)= 5 m s (=125 g) (4) Den aeroba lakningen sker vid L/S=3. Tillsatt vattenmängd motsvarar L/S=3, men provet absorberar en del vatten och verklig genomströmmad vattenmängd bestäms genom vägning.

Bilaga 4 (2) 3.1 Alternativ 1: Lakning av ostörda prover Vattenkvoten bestäms på ett representativt delprov. Eventuellt har vattenkvoten redan bestämts vid en rutinundersökning, varvid detta värde kan användas. - En 3-5 cm hög provbit tas ut. Den halveras längs höjden i två likvärdiga halvor där den ena används för anaerob lakning och den andra för aerob lakning. Från den ena provhalvan tas ett delprov på 5-10 gram ut för analys av Fe och S. - Med hjälp av jordens vattenkvot beräknas provmängden som behövs (m) för den anaeroba lakningen där m s = (TS) = 25 g (ekvation 3), dvs m = ms ( 1+ w). - Provet som ska torkas för att bli aerobt skivas i ca 2 mm tjocka skivor. Till detta används en trådavskärare. Skivorna sprids ut på det ännu ej vikta filtret för att lufttorka, vilket tar cirka 1 dygn beroende på hur tät jorden är. Skivorna bryts i mindre bitar (ca 5 mm) efter att de torkats. 3.2 Alternativ 2: Lakning av störda prover Vattenkvot bestäms på ett delprov. - Två likvärdiga delprover tas ut. Med hjälp av jordens vattenkvot beräknas provmängden, m, som behövs för den anaeroba lakningen där m s = (TS) = 25 g (ekvation 3), dvs m = ms ( 1+ w). - Provet som ska torkas för att bli aerobt prepareras enligt samma princip som beskrivits i avsnitt 3.1. 4 Anaerob lakning - utförande Den uppvägda mängden sulfidjord (m) till det anaeroba provet (m s = 25 g) läggs i en bägare. Avjoniserat vatten tillsätts så att L/S-kvoten blir 5. Mängden vatten som tillsätts är 125 g minus jordens vatteninnehåll, m w (ekvation 2). Provet slammas upp med hjälp av en glasstav och rörs om. Provet får därefter stå ½ - 1 timme innan ph, redox och konduktivitet mäts direkt i provets vattenfas. rörs om L/S = 5 mätning ursprungsprov m w tillsatt m w prov m s 125 g 25 g får stå 1/2-1 timme m w m s ph, Eh, konduktivitet vattenfas Figur 1 Schematisk bild av försöksutförandet vid anaerob lakning.

Bilaga 4 (3) 5 Aerob lakning Den aeroba lakningen genomförs i flera steg varav det första utförs på material som fått torka i luft. Övriga laksteg utförs efter torkning i ugn. 5.1 Utförande 25 g torkat och sönderdelat prov, enligt avsnitt 3.1, vägs upp. Ett filter viks till en tratt och placeras i en uppställning med två bägare enligt figur 2. Provet läggs ner i tratten och 75 g avjoniserat vatten vägs upp. Vattnet hälls över provet. Vattnet som runnit igenom provet och filtret samlas upp i den mindre bägaren. ph, redox och konduktivitet mäts direkt på vattnet i bägaren och mängden lakvatten mäts (vägs). Härigenom bestäms lakvattenmängden som passerar genom provet. Denna mängd används vid redovisningen i form av L/S-förhållande. Filtret med det nu blöta provet torkas igen. I det första steget torkas provet i luft och i de efterföljande i ugn (105 C i cirka ett dygn). Torkning och lakning upprepas upp till 10 gånger (eller eventuellt mer). Detta skulle kunna kallas perkolationslakning med L/S=3. Vad som händer är att av vattnet som hälls över provet kan ca en tredjedel tas upp av jorden och filtret, se figur 2. Detta vatten blir då kvar och torkas bort, medan vattnets innehåll av joner blir kvar. Så det som lämnar jorden är ca L/S =2. Det exakta värdet bestäms. vatten som hälls över provet L/S = 3 m w 75 g filtrering indunstas, torkas, i ugn 105 C m w efter torkning torkat prov m s 25 g m s m s filter m w försöksuppställning ph, Eh, konduktivitet mäts upprepas Figur 2 Schematisk bild av försöksutförandet och försöksuppställningen vid aerob lakning. I bilaga 1 visas den blankett som används för alla försöksdata. Den används preliminärt i laboratoriet för anteckningar. Efter genomfört försök skriv alla data in i en objektspecifik blankett, varvid alla redovisningar ritas upp automatiskt. Samtliga blanka fält kan användas för data eller anteckningar, övriga fält är låsta. Varje blankett består av tre försök.

Bilaga 4 (4) 6 Redovisning Resultaten redovisas i diagramform med ph, redox och konduktivitet som funktion av L/Sförhållandet. Laksteg 1 innebär anaerob lakning. Laksteg 2 är det första aeroba lakningssteget. Följande lakningssteg är normalt sett utförda på ugnstorkat prov. Som tillägg till försöket kan ett delprov på cirka 10 g (TS) tas ut för bestämning av glödgningsförlust. FÖRSURNINGSPOTENTIAL Eh kond ph 1300 9 1100 8 Redoxpotential, mv Konduktivitet ms/cm 900 700 500 300 7 6 5 4 ph-värde 100 3-100 2 0 2 4 6 8 10 12 14 16 18 20 Lakningsförhållande, L/S

Redoxpotential som funktion av antal laksteg vid lakförsök enligt Bilaga 5 LTU:s och MRM:s lakmetodik Redoxpotential [mv] 500 400 300 200 100 0-100 -200 S = 1 680 mg/kg TS 5315, LTU 5315, MRM 0 5 10 15 20 Antal laksteg Redoxpotential [mv] 500 400 300 200 100 0-100 -200 S = 2 780 mg/kg TS BH8 11,0m, LTU BH8 11,0m, MRM 0 5 10 15 20 Antal laksteg 500 S = 5 860 mg/kg TS 500 S = 6 320 mg/kg TS Redoxpotential [mv] 400 300 200 100 0-100 -200 BH8 12,0 m, LTU BH8 12,0 m, MRM 0 5 10 15 20 Antal laksteg Redoxpotential [mv] 400 300 200 100 0-100 -200 T1608, LTU T1608, MRM 0 5 10 15 20 Antal laksteg 500 S = 15 200 mg/kg TS 500 S = 16 000 mg/kg TS Redoxpotential [mv] 400 300 200 100 0-100 -200 625, LTU 625, MRM Redoxpotential [mv] 400 300 200 100 0-100 -200 5094, LTU 5094, MRM 0 5 10 15 20 Antal laksteg 0 5 10 15 20 Antal laksteg 500 S = 18 000 mg/kg TS 500 S = 22 800 mg/kg TS Redoxpotential [mv] 400 300 200 100 0-100 -200 3216, LTU 3216, MRM Redoxpotential [mv] 400 300 200 100 0-100 -200 9286, LTU 9286, MRM 0 5 10 15 20 Antal laksteg 0 5 10 15 20 Antal laksteg

Sammanställning av lakförsök utförda enligt MRM:s lakmetod, inklusive bedömning Bilaga 6 (1) Nr BH Provtub Djup Benämning Vattenkvot Densitet Flytgräns Glödgn. Fe/S Fe S m % t/m 3 % % mg/kg TS mg/kg TS 1 Kaj-Hillskär 1 pkt 8 80 11 SuSi (vx) 101 1,40 2,3 8,5 23700 2780 2 pkt 8 57 12 SuSi 114 1,43 4,6 4,5 26500 5860 2 208310 Korsbacken-Kokojänkkä 3 T118 9286 2,5 sisule 85/74,9 1,54/1,49 6,6 1,8 40500 22600 4 T7 2858 2 (su)le 82/90 1,55/1,55 6,8 1,9 41700 22100 5 T7 5315 3,5 SuLe 98/101 1,48/1,46 3,9 22,0 36900 1680 6 T13 5553 2 (si)sule/sule 87/92,5 1,45/1,43 6,2 3,4 41800 12400 7 T13 850 3 SuLe 101/78,5 1,49/1,49 4,7 4,6 42400 9220 8 T13 283 4,5 SuLe 112/83,6 1,52/1,55 4,5 12,5 35900 2880 3 Botniabanan JP73, TY1608 9 JP3 3,5-4 lesusi 37 4,4 2,5 16000 6320 4 Haparandabanan, sektion39+000 10 39+000 1552 2 sulesi 37/60 1,71/1,71 4,7 2,2 25600 11500 11 39+000 2920 4 sisule 87/87 1,55/1,53 6,5 3,6 37000 10400 5 Kalix-Haparanda 12 0+700 625 3 (su)lesi 52/49 1,65/1,64 3,2 2,0 30800 15200 13 0+700 4347 4 sisule 81/69 1,51/1,47 4,1 2,3 41400 18000 14 0+700 5094 5 sisule 86/91 1,51/1,47 5,9 2,7 42500 16000 15 0+700 796 7 SuLe 77/76 1,56/1,53 4,9 10,6 47800 4500 16 1+600 4467 3 SuLe 88/84 1,47/1,46 6,0 4,1 45700 11200 17 1+600 363 4 SuLe 86 1,50/1,52 5,7 4,0 41900 10400 18 1+600 3216 5 SuLe 104/123 1,40/1,42 9,0 2,8 50300 18000 6 Björkskataleden BH4 19 BH 4 0,5 7,6 18500 2450 20 1,15 17,1 23900 1400 21 1,85 2,0 17600 8790 22 2,9 2,1 28700 13400 23 3,45 5,5 34400 6250 24 4,25 2,4 24800 10300 7 Öbacka 25 pkt 1 2-3,5 SuSi 8,1 19000 2360 26 pkt 1 3,5-4,9 sulesi 2,8 19800 7160 27 pkt 3 4,5-6 Le(suLe) 83,0 25900 312

Sammanställning av lakförsök utförda enligt MRM:s lakmetod, inklusive bedömning Bilaga 6 (2) ph min ph min Nr BH ph anaerob ph lufttorkat ph 5 tork ph1-ph5 ph 10 tork ph10-ph5 ph slut slut 10 tork Laksteg Laksteg ph<4 1 Kaj-Hillskär 1 pkt 8 7,25 8,68 5,95 2,73 4,53 1,42 4,15 3,99 4,53 17 13 2 pkt 8 7,48 8,68 6,3 2,38 5,04 1,26 4,11 4,09 5,04 17-2 208310 Korsbacken-Kokojänkkä 3 T118 5,19 5,67 3,04 2,63 3,21-0,17 3,35 3,04 3,04 12 2 4 T7 4,23 5,14 3,19 1,95 3,46-0,27 3,55 3,19 3,19 12 2 5 T7 6,83 6,09 4,08 2,01 3,73 0,35 3,63 3,56 3,9 12 7 6 T13 7,3 6,38 4,47 1,91 3,9 0,57 3,83 3,74 3,9 12 10 7 T13 8,3 7,37 4,7 2,67 4,64 0,06 4,26 4,26 4,64 12-8 T13 8,43 7,48 5,2 2,28 4,53 0,67 4,01 4,01 4,53 12-3 Botniabanan JP73, TY1608 9 JP3 8,87 8,23 5,88 2,35 3,1 2,78 3,1 3,1 3,1 10 8 4 Haparandabanan, sektion39+000 10 39+000 7,6 6,97 4,75 2,22 4,05 0,7 2,93 2,77 3,34 14 7 11 39+000 6,73 6,73 4,88 1,85 5,51-0,63 4,58 4,23 4,56 14-5 Kalix-Haparanda 12 0+700 7,78 6,72 3,42 3,3 3,32 0,1 2,93 2,93 3,06 14 5 13 0+700 8,45 6,76 3,48 3,28 3,62-0,14 3,39 3,28 3,28 14 5 14 0+700 8,77 6,89 3,38 3,51 3,45-0,07 3,34 3,13 3,23 13 4 15 0+700 8,46 7,02 5,02 2 5,2-0,18 4,5 4,18 4,65 13-16 1+600 8,94 7,28 5,16 2,12 5,63-0,47 4,36 4,2 5,51 13-17 1+600 8,75 7,84 5,35 2,49 6,05-0,7 5,06 4,9 5,09 13-18 1+600 8,79 8,06 5,15 2,91 5,94-0,79 4,68 4,68 4,98 13-6 Björkskataleden BH4 19 BH 4 6,25 3,31 2,94 3,2 0,11 3,2 3,2 3,2 7 3 20 6,14 3,21 2,93 3,26-0,05 3,26 3,21 3,21 7 4 21 6,65 3,63 3,02 2,9 0,73 2,9 2,9 2,9 7 5 22 6,79 3,25 3,54 3,03 0,22 3,03 2,97 2,97 7 4 23 6,7 4,08 2,62 3,26 0,82 3,26 3,26 3,26 7 6 24 6,5 3,72 2,78 2,98 0,74 2,98 2,98 2,98 7 5 7 Öbacka 25 pkt 1 6,3 5,96 4,52 1,44 4,08 0,44 4,08 4,08 4,08 8-26 pkt 1 6,49 6,47 4,88 1,59 4,28 0,6 4,28 4,13 4,13 8-27 pkt 3 6,58 6,92 5,55 1,37 5,32 0,23 5,32 5,32 5,32 8 -

Sammanställning av lakförsök utförda enligt MRM:s lakmetod, inklusive bedömning Bilaga 6 (3) Nr BH Redoxpotential [mv] anaerob 1 aerob 5 aerob 10 aerob max 1 Kaj-Hillskär 1 pkt 8-105 120 174 258 320 2 pkt 8-105 143 186 212 330 2 208310 Korsbacken-Kokojänkkä 3 T118 155 135 479 470 483 4 T7 251 175 465 430 472 5 T7-52 151 344 381 395 6 T13-38 143 319 381 393 7 T13-94 108 332 319 351 8 T13-75 122 277 306 352 3 Botniabanan JP73, TY1608 9 JP3 3 118 198 463 463 4 Haparandabanan, sektion39+000 10 39+000-19 102 236 364 480 11 39+000-25 94 228 177 300 5 Kalix-Haparanda 12 0+700 8 120 459 422 480 13 0+700-31 106 438 404 467 14 0+700-87 121 448 424 464 15 0+700-65 123 313 249 339 16 1+600-85 120 285 203 317 17 1+600-60 108 302 204 302 18 1+600-90 115 294 126 309 6 Björkskataleden BH4 19 BH 4 179 414 405 414 20 153 392 400 400 21 234 389 448 448 22 225 408 445 445 23 218 311 416 416 24 217 359 444 444 7 Öbacka 25 pkt 1 178 188 251 310 318 26 pkt 1 188 191 231 309 334 27 pkt 3 155 162 217 222 239

Sammanställning av lakförsök utförda enligt MRM:s lakmetod, inklusive bedömning Bilaga 6 (4) Nr BH Provtub Djup Benämning Vattenkvot Densitet Flytgräns Glödgn. Fe/S Fe S m % t/m 3 % % mg/kg TS mg/kg TS 8 Haparandabanan, Hällbacken, borrhål 05202 och 05214 28 BH 05202 2,0 sisule 80 4,4 37600 8640 29 BH 05202 3,5 sulfidfläckig lesi 70 31,2 43100 1380 30 BH 05214 4,0 lesusi 65 4,3 31100 7210 31 BH 05214 5,0 solfidbandad Le 70 22,3 36200 1620 9 Botniabanan, sektion C21 och 6386 32 BH C21 3,0 (su) finbandad si Le 56 2,5 37800 15300 33 BH C21 3,6 sulfidbandad Le 44 11,8 38700 3270 34 BH C21 4,9 vle/v Si 31 24,3 28200 1160 35 BH 6386 1,5 sulfidbandad LE 55 39,5 43400 1100 36 BH 6386 2,5 v Le/v Si 34 236,3 31900 135 10 Väg 97 37 BH0503 väg 97 sisule 81 13,7 55300 4050 38 BH sektion 2080 sisule 90 11,2 35500 3180 11 Ådalsbanan, 433+960-990, H31 39 433+990 H31 2 sulfidfläckig Le 47 33,3 26500 795 40 433+990 H31 3 ngt bandad sule 68 18,2 37400 2050 41 433+990 H31 4 sule 57 4,2 38300 9130 42 433+990 H31 5 finbandad SuLe 58 2,5 40100 16100 43 433+990 H31 6 Le 44 183,5 46800 255 44 433+960 H31 6 (sulflidfläckig) Le 55 59,6 41800 701 12 Ådalsbanan, 456+642, J30 45 456+642 H31 (ox) su-bandad Le 28,4 40600 1430 NY METOD, L/S 3 13 Öbacka strand 46 16 1-1,3 (su)saf Si 37 2,88 9,0 19000 2110 47 16 1,3-1,8 SuSi 47 3,53 8,1 24200 2980 48 16 1,8-2,4 (su-bandad) Le 45 3,47 69,5 33000 475 14 Kajen 49 107 2,5-3,2 SuSi 39 3,77 10,3 23600 2290 50 107 4,4-4,9 SuSi 37 1,94 10,7 22600 2120 51 107 4,4-4,9 SuSi 39 3,90 6,9 22900 3330 15 Väg 97 52 BH0511 1,4-1,9 sulfinbandad lesi 47 2,23 24,5 24400 995 53 BH0525 1,4- Si/Sa 38 3,99 16,8 4900 291 54 BH0528 1,4-1,9 sulfidbandad lesi 48 5,11 8,5 43100 5090

Sammanställning av lakförsök utförda enligt MRM:s lakmetod, inklusive bedömning Bilaga 6 (5) ph min ph min Nr BH ph anaerob ph lufttorkat ph 5 tork ph1-ph5 ph 10 tork ph10-ph5 ph slut slut 10 tork Laksteg Laksteg ph<4 8 Haparandabanan, Hällbacken, borrhål 05202 och 05214 28 BH 05202 5,71 6,58 3,18 3,4 3,16 0,02 3,03 3,02 3,03 15 4 29 BH 05202 6,95 6,58 3,57 3,01 3,5 0,07 3,43 3,1 3,1 15 4 30 BH 05214 8,12 6,97 5,18 1,79 3,97 1,21 3,46 3,46 3,96 15 9 31 BH 05214 8,02 7,02 4,99 2,03 4,21 0,78 3,54 3,53 3,86 15 9 9 Botniabanan, sektion C21 och 6386 32 BH C21 8,18 6,92 3,38 3,54 3,26 0,12 3,17 3,17 3,22 11 5 33 BH C21 9,36 6,92 4,69 2,23 3,45 1,24 3,2 3,2 3,45 11 9 34 BH C21 8,87 8,3 6,46 1,84 5,84 0,62 6 5,84 5,84 11-35 BH 6386 6,8 6,16 3,5 2,66 3,54-0,04 3,5 3,5 3,5 11 4 36 BH 6386 8,83 7,24 6,24 1 5,46 0,78 5,5 5,46 5,46 11-10 Väg 97 37 BH0503 väg 97 8,37 6,38 4,5 1,88 3,45 1,05 3,32 2,97 3,45 15 8 38 BH sektion 2080 8,67 6,88 4,7 2,18 3,8 0,9 3,53 3,23 3,8 15 9 11 Ådalsbanan, 433+960-990, H31 39 433+990 H31 6,1 5,5 3,58 1,92 3,82-0,24 3,83 3,55 3,55 11 3 40 433+990 H31 7,2 5,9 3,82 2,08 3,46 0,36 3,36 3,36 3,46 11 6 41 433+990 H31 8,7 6,1 3,63 2,47 3,34 0,29 3,23 3,23 3,34 11 6 42 433+990 H31 8,5 6,1 2,62 3,48 3,05-0,43 3,04 2,62 2,62 11 3 43 433+990 H31 8,6 7,3 6,55 0,75 5,95 0,6 5,96 5,95 5,95 11-44 433+960 H31 8,7 7,2 3,99 3,21 3,51 0,48 3,46 3,46 3,51 11 6 12 Ådalsbanan, 456+642, J30 45 456+642 H31 5,51 5,54 3,94 1,6 4,07-0,13 3,97 3,94 3,94 11 5 NY METOD, L/S 3 13 Öbacka strand 46 16 6,27 5,7 4 1,7 4,22-0,22 4,22 4 4 9-47 16 6,42 6,12 3,89 2,23 3,97-0,08 3,97 3,89 3,89 9 5 48 16 6,59 6,11 4,55 1,56 5,57-1,02 5,57 4,42 4,42 9-14 Kajen 49 107 6,53 6,47 5,02 1,45 4,52 0,5 4,41 4,41 4,51 11-50 107 7,47 6,99 5,94 1,05 5,71 0,23 5,84 5,71 5,71 11-51 107 7,68 7,19 6,22 0,97 5,35 0,87 5,06 5,06 5,35 11-15 Väg 97 52 BH0511 7,1 6,99 4,04 2,95 4,13-0,09 4,13 3,83 3,83 10 7 53 BH0525 6,07 6,9 4,55 2,35 4,58-0,03 4,58 4,4 4,4 10-54 BH0528 6,28 6,59 3,35 3,24 3,26 0,09 3,26 3,18 3,18 10 4

Sammanställning av lakförsök utförda enligt MRM:s lakmetod, inklusive bedömning Bilaga 6 (6) Nr BH Redoxpotential [mv] Konduktivitet [ms/cm] anaerob 1 aerob 5 aerob 10 aerob max anaerob 1 aerob 5 aerob 10 aerob max 8 Haparandabanan, Hällbacken, borrhål 05202 och 05214 28 BH 05202 120 157 454 420 474 29 BH 05202-10 167 381 369 432 30 BH 05214-68 153 217 325 395 31 BH 05214-102 148 236 311 397 9 Botniabanan, sektion C21 och 6386 32 BH C21 31 142 369 463 474 33 BH C21-67 131 207 367 391 34 BH C21-90 130 210 286 299 35 BH 6386 39 139 363 419 419 36 BH 6386-109 97 227 299 314 10 Väg 97 37 BH0503 väg 97-67 158 247 380 428 38 BH sektion 2080-61 147 226 336 399 11 Ådalsbanan, 433+960-990, H31 39 433+990 H31 53 225 342 356 364 40 433+990 H31 2 234 270 386 390 41 433+990 H31-35 204 349 427 435 42 433+990 H31-45 209 456 450 467 43 433+990 H31-114 184 219 253 253 44 433+960 H31-82 191 307 399 411 12 Ådalsbanan, 456+642, J30 45 456+642 H31 139 273 318 360 360 NY METOD, L/S 3 13 Öbacka strand 46 16 50 206 305 280 318 122 196 286 238 297 47 16 33 168 335 321 337 110 123 423 321 431 48 16 87 181 284 243 288 56 137 176 186 427 14 Kajen 49 107 50 178 224 284 284 364 280 398 297 630 50 107-7 160 196 227 235 604 378 283 194 604 51 107 12 160 175 220 241 735 455 576 454 735 15 Väg 97 52 BH0511 120 159 314 340 351 372 288 466 94,4 682 53 BH0525 183 175 232 315 315 169,5 93,8 44 25,1 169,5 54 BH0528 67 173 382 396 415 676 256 807 481 807

Sammanställning av lakförsök utförda enligt MRM:s lakmetod, inklusive bedömning Bilaga 6 (7) Nr BH Provtub Djup Benämning Vattenkvot Densitet Flytgräns Glödgn. Fe/S Fe S m % t/m 3 % % mg/kg TS mg/kg TS 16 E4 Enånger 55 1006 2,6-3,5 sulegy 116 8,61 2,4 36000 14700 56 1006 3,5-4,6 sulegy 97 7,91 2,3 38700 16700 57 1006 4,6-5,4 sulegy 61 4,02 15,7 47700 3040 17 E4 Enånger 58 1809 3,9-5,0 (su bandad) Le 52 59,1 3,48 227,6 50300 221 59 1844 2,6-3,2 (su)legy 160 11,61 2,1 34200 16300 60 1844 3,2-4,4 (si)(su)legy 127 10,58 2,4 34700 14700 18 E4 Enånger 61 1844 4,4-5,6 (si)sulegy 121 9,09 2,5 38700 15400 62 1844 5,6-6,6 (si)sulegy 136 8,60 3,9 37200 9530 63 1844 6,6-6,9 (su)sile 125 4,22 34,3 31700 924 19 E4 Enånger 64 1948 1 (su)legy 192 14,56 2,0 42900 21400 65 1948 3 sulegy 153 9,20 2,3 33200 14400 66 1948 4 lesugy 133 10,07 2,9 40300 14100 20 E4 Enånger 67 1948 5 sugyle 104 1,32 246 8,94 3,8 40700 10800 68 1948 7 (gy)sule 104 1,35 110 4,54 5,0 35900 7180 69 1948 8 (su bandad) Le 65 1,35 135,1 3,77 43,5 36100 830 21 P-hus Umeå 70 BH3 3,0-3,5 SuSi 62 1,4 111 3,64 9,4 22100 2350 71 BH3 4,5-5 SuSi 41 1,42 91 3,30 13,4 24200 1800 22 Haparandabanan, JP11 obj 10073341 1,62 55 72 BH06014 1 saf lesi(ox) 49 3,92 1,8 32700 17900 73 BH06014 2 sisule 80 4,25 4,2 32000 7700 23 Haparandabanan 2473861000 74 BH0612 1,5 (su)lesi 51 1,60 3,6 16700 4660 75 BH0612 3 sule 55 4,98 2,2 35200 16100 24 Strömpilen 1 - Umeå 76 891+330 2-2,6 sulfidfläckig Le 53 2,64 86,8 42700 492 77 891+370 2,2-2,8 SuLe 56 3,35 23,9 36600 1530 25 Strömpilen 2 - Umeå 78 891+410 0,8-1,2 si SuSaf 23 2,28 12,3 17900 1460 79 891+410 1,2-2,0 Si (t) (vx) 56 3,86 26,3 24200 920 80 891+410 2,0-4,2 lesusi/sule 66 3,85 5,3 32267 6123

Sammanställning av lakförsök utförda enligt MRM:s lakmetod, inklusive bedömning Bilaga 6 (8) ph min ph min Nr BH ph anaerob ph lufttorkat ph 5 tork ph1-ph5 ph 10 tork ph10-ph5 ph slut slut 10 tork Laksteg Laksteg ph<4 16 E4 Enånger 55 1006 6,09 5,68 4,33 1,35 4,1 0,23 4,1 4,1 4,1 10-56 1006 6,9 5,78 4,49 1,29 4,15 0,34 4,15 4,15 4,15 10-57 1006 6,79 5,66 4,23 1,43 4,4-0,17 4,4 4,23 4,23 10-17 E4 Enånger 58 1809 7,54 6,32 6,45-0,13 6,34 0,11 6,34 6,29 6,29 10-59 1844 6,93 5,86 4,38 1,48 4,17 0,21 4,17 4,17 4,17 10-60 1844 7,34 6,1 5,76 0,34 5,78-0,02 5,78 5,73 5,73 10-18 E4 Enånger 61 1844 7,41 5,53 5,84-0,31 5,13 0,71 4,75 4,75 5,13 14-62 1844 7,05 5,59 5,72-0,13 4,79 0,93 4,36 4,36 4,79 14-63 1844 7,1 5,75 6-0,25 5,47 0,53 5,19 5,15 5,47 14-19 E4 Enånger 64 1948 5,68 5,64 4,4 1,24 3,83 0,57 3,64 3,64 3,83 14 8 65 1948 7,87 6,33 5,61 0,72 5,07 0,54 4,7 4,7 5,07 13-66 1948 8,16 6,5 5,82 0,68 5,33 0,49 5,05 5,05 5,32 13-20 E4 Enånger 67 1948 8,36 6,73 5,81 0,92 5,31 0,5 5,21 5,21 5,31 13-68 1948 8,34 6,66 5,22 1,44 4,35 0,87 3,78 3,78 4,35 13 12 69 1948 8,21 6,46 6,02 0,44 5,52 0,5 5,25 5,2 5,52 13-21 P-hus Umeå 70 BH3 6,39 5,86 5,08 0,78 4,51 0,57 4,05 4,05 4,51 16-71 BH3 7,37 6,32 5,35 0,97 4,71 0,64 4,22 4,22 4,71 16-22 Haparandabanan, JP11 obj 10073341 72 BH06014 4,68 4,55 3,13 1,42 2,82 0,31 2,8 2,8 2,82 13 3 73 BH06014 7,56 6,07 5,36 0,71 4,46 0,9 3,43 3,4 4,46 19 12 23 Haparandabanan 2473861000 74 BH0612 6,56 5,7 3,37 2,33 2,99 0,38 2,99 2,99 2,99 9 4 75 BH0612 8,45 6,46 3,5 2,96 2,88 0,62 2,88 2,88 2,88 9 5 24 Strömpilen 1 - Umeå 76 891+330 6,84 5,84 4,11 1,73 4,19-0,08 4,19 4,08 4,08 10-77 891+370 6,79 6,09 3,66 2,43 3,32 0,34 3,32 3,32 3,32 10 5 25 Strömpilen 2 - Umeå 78 891+410 6,02 4,64 3,7 0,94 3,72-0,02 3,72 3,67 3,67 10 2 79 891+410 6,51 5,95 3,84 2,11 3,81 0,03 3,81 3,77 3,77 10 2 80 891+410 6,78 6,09 4,43 1,66 3,93 0,5 3,82 3,82 3,93 12 9

Sammanställning av lakförsök utförda enligt MRM:s lakmetod, inklusive bedömning Bilaga 6 (9) Nr BH Redoxpotential [mv] Konduktivitet [ms/cm] anaerob 1 aerob 5 aerob 10 aerob max anaerob 1 aerob 5 aerob 10 aerob max 16 E4 Enånger 55 1006 126 209 270 285 332 582 226 275 248 582 56 1006 18 210 276 307 307 478 255 271 238 478 57 1006 55 199 319 311 323 427 681 435 140 1092 17 E4 Enånger 58 1809 27 192 235 253 253 124,5 112,7 139,4 59,1 224 59 1844 41 202 297 311 317 934 340 449 350 934 60 1844 30 200 252 264 264 659 282 342 221 659 18 E4 Enånger 61 1844 60 285 238 275 294 637 254 255 266 637 62 1844 44 268 249 288 309 738 357 303 270 738 63 1844 32 260 244 282 286 466 351 385 198 470 19 E4 Enånger 64 1948 193 256 305 317 351 915 377 467 496 509 65 1948 192 205 260 276 295 422 143 214 314 422 66 1948 128 199 250 277 290 401 109,6 156 197 401 20 E4 Enånger 67 1948 78 195 248 282 289 392 105,7 160 176 392 68 1948 62 188 259 316 333 260 56,5 185 298 303 69 1948 68 194 245 274 285 67 208 152 234 21 P-hus Umeå 70 BH3 81 254 295 293 329 145 151 213 170 213 71 BH3 3 239 281 291 321 244 217 252 200 254 22 Haparandabanan, JP11 obj 10073341 72 BH06014 227 271 415 446 458 412 279 890 1072 1133 73 BH06014 22 246 300 288 401 297 212 315 334 502 23 Haparandabanan 2473861000 74 BH0612 91 245 406 449 450 62,5 68,7 650 783 808 75 BH0612 13 214 374 462 468 166 95 871 1288 1368 24 Strömpilen 1 - Umeå 76 891+330 125 216 316 319 335 22,4 187,5 290 136,9 473 77 891+370 120 206 335 370 383 25,9 128 404 388 515 25 Strömpilen 2 - Umeå 78 891+410 241 261 343 346 352 87,3 533 158 106,5 533 79 891+410 127 205 336 344 357 39 68,3 204 127,9 308 80 891+410 136 214 300 328 351 100,1 202 325 303 430

Sammanställning av lakförsök utförda enligt MRM:s lakmetod, inklusive bedömning Bilaga 6 (10) Nr BH Provtub Djup Benämning Vattenkvot Densitet Flytgräns Glödgn. Fe/S Fe S m % t/m 3 % % mg/kg TS mg/kg TS 26 Strömpilen 3 - Umeå 81 891+530 1,0-1,6 (le) Sit 52 3,73 11,7 25900 2220 82 891+530 1,8-3,1 lesusi 65 3,77 6,8 32100 4723 27 JP 13 Haparanda 83 Ty 565 0,9-4,6 lesisugy 101 6,4 2,4 42 100 17 400 84 Ty 582 1,2-3 (gy)lesusi 71 5,2 4,2 38 600 9 140 85 Ty 582 3,0-5,6 (si, gy)su-fl Le, vx 56 4,0 34,9 41 900 1 200 86 Ty 685 1,5-3,0 susile 57 4,1 1,6 37 600 23 700 87 Ty 685 3,0-4,0 (le)susi 63 3,5 5,3 34 900 6 580 88 Ty 596 2,5 (si)sule 83 6,3 2,4 39 800 16 400 89 TY 596 5,5 su-fl Le 68 3,5 70,5 37 500 532 90 TY 523 2,2 (si)sule 126 5,9 5,5 43 600 7 940 91 TY523 3,2 (si)sule 95 4,1 16,3 38 200 2 340 92 TY1079 2,5 sisule 68 5,9 3,5 32 500 9 370 93 TY1079 3,5 sisule 82 4,6 11,2 32 900 2 940 28 Sunderbyn sulfidjord terrängmodellering 94 A 7/800 M 1,5-2 sisule 65 4,8 6,2 38 200 6 200 95 A 7/800 H 1,5-2 sisule 54 5,0 3,1 34 300 11 000 96 A 7/850 V 1,3-18 sisule 63 5,2 2,7 34 300 12 900 97 B 7/920 V 1-1,5 sisule 86 9,7 1,4 47 500 33 100 98 B 7/920 H 1,5-2 sisule 50 5,0 2,5 36 700 14 700 99 B 8/000 M 1-1,5 sisule 83 7,4 2,2 39 600 18 400 100 C 8/155 V 0,6-1 lesusi 38 2,8 5,9 20 500 3 470 101 C 8/155 V 1,5-2 lesusi 39 2,6 5,4 20 300 3 790 102 C 8/180 H 1,-1,5 lesusi 35 2,2 3,5 25 900 7 380

Sammanställning av lakförsök utförda enligt MRM:s lakmetod, inklusive bedömning Bilaga 6 (11) ph min ph min Laksteg Nr BH ph anaerob ph lufttorkat ph 5 tork ph1-ph5 ph 10 tork ph10-ph5 ph slut slut 10 tork Laksteg ph<4 26 Strömpilen 3 - Umeå 81 891+530 6,39 5,79 3,72 2,07 3,83-0,11 3,81 3,72 3,72 12 2 82 891+530 6,27 5,36 3,8 1,56 3,48 0,32 3,48 3,48 3,48 10 4 27 JP 13 Haparanda 83 Ty 565 5,98 4,39 3,5 0,89 3,25 0,25 3,25 3,25 3,25 10 3 84 Ty 582 5,5 4,59 3,27 1,32 3,05 0,22 3,05 3,03 3,03 10 2 85 Ty 582 6,07 5,46 4,2 1,26 3,96 0,24 3,96 3,96 3,96 10 8 86 Ty 685 5,94 5,09 3,24 1,85 3,06 0,18 3,06 3,04 3,04 10 3 87 Ty 685 5,97 5,37 4,33 1,04 3,23 1,1 3,23 3,23 3,23 10 6 88 Ty 596 6,64 6,37 4,74 1,63 3,92 0,82 3,82 3,82 3,92 12 10 89 TY 596 8,01 6,39 5,11 1,28 4,33 0,78 4,36 4,33 4,33 11-90 TY 523 6,62 5,57 4,65 0,92 3,89 0,76 3,79 3,79 3,89 12 9 91 TY523 7,28 5,99 4,91 1,08 3,9 1,01 3,74 3,74 3,9 12 10 92 TY1079 8,4 6,13 5,15 0,98 4,64 0,51 4,28 4,28 4,64 12-93 TY1079 8,45 6,98 4,85 2,13 3,91 0,94 3,6 3,6 3,91 12 10 28 Sunderbyn sulfidjord terrängmodellering 94 A 7/800 M 7,04 4,62 3,88 3,19 3,19 3,19 3,19 10 5 95 A 7/800 H 6,58 5,46 3,39 3,09 3,09 3,09 3,09 10 4 96 A 7/850 V 6,55 4,92 3,5 3,07 3,07 3,07 3,07 10 4 97 B 7/920 V 6,86 5,01 3,11 2,95 2,95 2,95 2,95 10 3 98 B 7/920 H 6,51 4,51 3,08 2,91 2,91 2,91 2,91 10 3 99 B 8/000 M 7,27 4,99 3,16 2,98 2,98 2,98 2,98 10 4 100 C 8/155 V 6,78 4,67 3,69 3,16 3,16 3,16 3,16 10 4 101 C 8/155 V 6,8 4,52 3,96 3,34 3,34 3,34 3,34 10 5 102 C 8/180 H 6,85 4,72 4,03 3,43 3,42 3,39 3,43 18 6

Sammanställning av lakförsök utförda enligt MRM:s lakmetod, inklusive bedömning Bilaga 6 (12) Nr BH Redoxpotential [mv] Konduktivitet [ms/cm] anaerob 1 aerob 5 aerob 10 aerob max anaerob 1 aerob 5 aerob 10 aerob max 26 Strömpilen 3 - Umeå 81 891+530 111 249 315 338 341 33,6 34,6 293 113,3 444 82 891+530 171 218 335 372 372 73,4 1,8 411 380 448 27 JP 13 Haparanda 83 Ty 565 83 294 339 338 346 1753 1005 747 608 1753 84 Ty 582 101 292 339 338 350 944 796 672 578 1590 85 Ty 582 108 265 296 305 307 317 536 351 194 773 86 Ty 685 204 278 362 305 400 690 523 845 782 937 87 Ty 685 184 250 302 326 326 577 901 527 717 901 88 Ty 596 134 237 290 283 318 233 154 311 371 372 89 TY 596 73 247 284 269 305 78,2 71,3 407 204 675 90 TY 523 67 250 303 279 330 934 588 428 395 934 91 TY523 13 239 287 281 326 409 281 317 307 409 92 TY1079 122 225 259 250 262 167 195 321 270 343 93 TY1079 112 213 270 291 316 241 376 503 343 543 28 Sunderbyn sulfidjord terrängmodellering 94 A 7/800 M 299 769 8012 770 962 95 A 7/800 H 341 906 1144 907 1235 96 A 7/850 V 363 521 869 840 893 97 B 7/920 V 368 466 1571 1405 1604 98 B 7/920 H 23 527 1380 1164 1421 99 B 8/000 M 279 354 1350 1229 1359 100 C 8/155 V 119 259 503 666 666 101 C 8/155 V 87 125 375 420 420 102 C 8/180 H 96 150 304 314 334

Spearmans korrelationskoefficient Bilaga 7 Spearmans korrelationskoefficient, r s Spearmans korrelationskoefficient är en teknik för att se om det finns en korrelation mellan två parametrar, hur stark den är och om den är negativ eller positiv. Resultatet ligger alltid mellan 1 och -1. Blir koefficienten -1 är det fullständig negativ korrelation, dvs ökar den ena parametern så minskar den andra. Blir den 1 är det fullständig positiv korrelation, dvs ökar den ena parametern så ökar även den andra. Blir koefficienten 0 så finns ingen korrelation. Spearmans korrelationskoefficient beräknas enligt följande: 1. Gör en tabell av mätvärdena. Rangordna dem så att det högsta värdet får rank 1, näst högsta värde rank 2, osv. 2. Beräkna differensen mellan rankningen för varje mätpar (d). Kvadrera differensen (d 2 ) och summera sedan dem (Σd 2 ). 3. Beräkna Spearmans korrelationskoefficient enligt följande ekvation: 2 6 d rs = 1 3 n n där d är differensen i rank för varje mätpar och n är antalet mätpar. För att kontrollera signifikansen på korrelationen används en graf enligt nedan. 1. Beräkna frihetsgraden, dvs antalet mätpar minus 2, n - 2. 2. Gå in i grafen och läs av signifikansen. Om den är över 5%, kan resultatet bero på slumpen och antagen korrelation förkastas. 3. Signifikansen beror på antalet insamlade mätpar. Ju fler mätpar desto trovärdigare blir korrelationen.

Utvärdering av försurningsegenskaper i några sulfidjordsprofiler Bilaga 8 (1) Björskataleden - Luleå Lakförsök och analyser har utförts på jordprov upptagna från 6 olika djup från 0,5 till 4,3 m. I tabell 1 redovisas resultat från analyser och lakförsök, samt hur de har bedömts enligt föreslagen bedömningsmall. Bedömningen har markerats med färger i tabellen. I figur 1 a har uppmätt ph för varje laksteg ritats upp för de olika provdjupen och i figur 1 b järn- och svavelhalten för olika djup. Svavelhalten är betydligt lägre den översta metern och där består jorden av oxiderad sulfidjord som har lakats ut på svavel. Trots den lägre svavelhalten fås även här ett lågt ph vid lakning, under 3,5, och dessutom sjunker ph snabbare vilket innebär att försurningshastigheten är högre, se även figur 2. Jorden i hela jordprofilen bedöms som starkt försurande till mycket starkt försurande. Tabell 1 Data och bedömning av jorden. Djup [m] Fe [mg/kg TS] S [mg/kg TS] Fe/S ph min Aeroba laksteg till ph < 4 0,5 18 500 2 450 7,6 3,20 3 1,15 23 900 1 400 17,1 3,21 4 1,85 17 600 8 790 2,0 2,90 5 2,9 28 700 13 400 2,1 2,97 4 3,45 34 400 6 250 5,5 3,26 6 4,25 24 800 10 300 2,4 2,98 5 Djup [m] 0 1 2 3 4 ph 2 3 4 5 6 7 8 laksteg 1 laksteg 2 laksteg 3 laksteg 4 laksteg 5 laksteg 6 laksteg 7 Djup [m] 0 1 2 3 4 Halt [%] 0 1 2 3 4 S Fe 5 5 Figur 1 a) Uppmätt ph för olika laksteg. Även första laksteget aerobt. Figur 1 b) Svavel- och järnhalt. 8 7 6 0,5 m 3,45 m ph 5 4 3 2 0 1 2 3 4 5 6 7 8 Laksteg Figur 2 Uppmätt ph efter olika laksteg för prov från 0,5 och 3,45 m.

Utvärdering av försurningsegenskaper i några sulfidjordsprofiler Bilaga 8 (2) Kalix-Haparanda Lakförsök och analyser har utförts på jordprov upptagna från 4 olika djup från 3 till 7 m. I tabell 2 redovisas resultat från analyser och lakförsök, samt hur de har bedömts enligt föreslagen bedömningsmall. I figur 3 a har uppmätt ph för lakstegen ritats upp för de olika provdjupen och i figur 3 b järn- och svavelhalten för olika djup. Utvecklingen av ph vid lakförsöken är ungefär densamma för nivåerna 3-5 m. De innehåller också ungefär lika mycket svavel och har en Fe/S-kvot på mellan 2 och 3. Den sammanvägda bedömningen blir att de är mycket starkt försurande. Provet från 7 m skiljer sig från de övriga och bedöms som måttligt försurande. Svavelhalten är lägre och ph-min.värdet går inte under 4. Intressant att notera är att jorden från 7 m benämnts som sulfidlera, medan den från 3 m, som bedöms som mycket starkt försurande, benämnts som något sulfidhaltig lerig silt. Tabell 2 Data och bedömning av jorden. Djup [m] Benämning Fe [mg/kg TS] S [mg/kg TS] Fe/S ph min Aeroba laksteg till ph < 4 3 (su) le Si 30 800 15 200 2,0 2,93 5 4 si SuLe 41 400 18 000 2,3 3,28 5 5 si SuLe 42 500 16 000 2,7 3,13 4 7 SuLe 47 800 4 500 10,6 4,18 - Djup [m] 0 1 2 3 4 5 6 7 8 ph 2 3 4 5 6 7 8 9 10 Figur 3 a) Uppmätt ph för olika laksteg. laksteg 1 laksteg 2 laksteg 3 laksteg 4 laksteg 5 laksteg 6 laksteg 8 laksteg 10 Djup [m] Halt [%] 0 1 2 3 4 5 0 1 2 3 4 5 6 7 8 S Fe Figur 3 b) Svavel- och järnhalt. ph 9 8 7 6 5 4 3 2 3 m 7 m 0 2 4 6 8 10 12 14 16 Laksteg Figur 4 Uppmätt ph efter olika laksteg för prov från 3 och 7 m.

Utvärdering av försurningsegenskaper i några sulfidjordsprofiler Bilaga 8 (3) Ådalsbanan Lakförsök och analyser har utförts på jordprov upptagna från 5 olika djup från 2 till 6 m. I tabell 3 redovisas resultat från analyser och lakförsök, samt hur de har bedömts enligt föreslagen bedömningsmall. I figur 5 a har uppmätt ph för lakstegen ritats upp för de olika provdjupen och i figur 5 b järn- och svavelhalten för olika djup. Jorden från 5 m bedöms för alla parametrar som mycket starkt försurande och ph-min.värdet är mycket lågt, 2.62. ph sänkningen går också snabbt. Mot markytan minskar svavelhalten i jorden, men även jorden från 2 m bedöms som starkt försurande trots att den bara har en svavelhalt på 795 mg/kg TS. Jorden från 2 m är något påverkad av oxidation, vilket ses på att ph är kring 6 i det första anaeroba laksteget. På 6 m består jorden av lera och är inte försurande. Tabell 3 Data och bedömning av jorden. Djup [m] Benämning Fe [mg/kg TS] S [mg/kg TS] Fe/S ph min Aeroba laksteg till ph < 4 2 sulfidfläckig Le 26 500 795 33,3 3,55 3 3 ngt bandad su Le 37 400 2 050 18,2 3,36 6 4 su Le 38 300 9 130 4,2 3,23 6 5 Finbandad SuLe 40 100 16 100 2,5 2,62 3 6 Le 46 800 255 183,56 5,95 - Djup [m] 0 1 2 3 4 5 6 7 ph 2 3 4 5 6 7 8 9 10 Figur 5 a) Uppmätt ph för olika laksteg. laksteg 1 laksteg 2 laksteg 3 laksteg 4 laksteg 5 laksteg 6 laksteg 8 laksteg 10 laksteg 12 Djup [m] 0 1 2 3 4 5 6 7 Halt [%] 0 1 2 3 4 5 S Fe Figur 5 b) Svavel- och järnhalt. ph 10 9 8 7 6 5 4 3 2 0 2 4 6 8 10 12 14 Laksteg Figur 6 Uppmätt ph efter olika laksteg för prov från 4, 5 och 6 m. 4 m 5 m 6.m

Utvärdering av försurningsegenskaper i några sulfidjordsprofiler Bilaga 8 (4) Korsbacken-Kokojänkkä Lakförsök och analyser har utförts på jordprov upptagna från 3 olika djup från 2 till 4,5 m. I tabell 4 redovisas resultat från analyser och lakförsök, samt hur de har bedömts enligt föreslagen bedömningsmall. I figur 7 a har uppmätt ph för lakstegen ritats upp för de olika provdjupen och i figur 7 b järn- och svavelhalten för olika djup. Mest svavel innehåller jorden från 2 m och svavelhalten minskar med djupet. Jorden från 2 m bedöms som starkt försurande, medan jorden från 3 och 4,5 m bedöms som måttligt till starkt försurande. Försurningshastighet är måttlig till långsam. I figur 8 där ph redovisas som funktion av antal laksteg kan noteras att ph verkar ha stabiliserats efter 9 aeroba laksteg, men att när ytterligare laksteg utfördes ph sjönk med mer än en enhet för de två djupaste proverna. Detta visar på svårigheten att bedöma när ett försök ska avslutas. I metodbeskrivningen för lakförsöket står att 10 aeroba laksteg ska utföras (eller eventuellt mer). Tabell 4 Data och bedömning av jorden. Djup [m] Benämning Fe [mg/kg TS] S [mg/kg TS] Fe/S ph min Aeroba laksteg till ph < 4 2 (si) SuLe/SuLe 41 800 12 400 3,4 3,74 10 3 SuLe 42 400 9 220 4,6 4,26-4,5 SuLe 35 900 2 880 12,5 4,01 - Djup [m] ph 2 3 4 5 6 7 8 9 0 1 2 3 4 5 Figur 7 a) Uppmätt ph för olika laksteg. laksteg 1 laksteg 2 laksteg 3 laksteg 4 laksteg 5 laksteg 6 laksteg 10 laksteg 13 Djup [m] Halt [%] 0 1 2 3 4 5 0 1 2 S Fe 3 4 5 Figur 7 b) Svavel- och järnhalt. ph 9 8 7 6 5 4 3 2 2 m 3 m 4,5 m 0 2 4 6 8 10 12 14 Laksteg Figur 8 Uppmätt ph efter olika laksteg för prov från 2, 3 och 4,5 m.