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