Ladda ner - Naturvårdsverket

Laktester för riskbedömning 

av förorenade områden 

Mark Elert, Gabriella Fanger, Lars Olof Höglund och 

Celia Jones, Kemakta Konsult AB 

i samarbete med 

Pascal Suér och Ebba Wadstein 

Statens Geotekniska Institut 

Jette Bjerre-Hansen och Christian Groen 

DHI Water and Environment, Danmark 

NATURVÅRDSVERKET

HÅLLBAR SANERING 

Rapport 5535 Laktester för riskbedömning av förorenade områden 

– Huvudrapport 

Beställningar 

Ordertel: 08-505 933 40 

Orderfax: 08-505 933 99 

E-post: natur@cm.se 

Postadress: CM-Gruppen, Box 110 93, 161 11 Bromma 

Internet: www.naturvardsverket.se/bokhandeln 

Naturvårdsverket 

Tel 08-698 10 00, fax 08-20 29 25 

E-post: natur@naturvardsverket.se 

Postadress: Naturvårdsverket, SE-106 48 Stockholm 

Internet: www.naturvardsverket.se 

ISBN 91-620-5535-6.pdf 

ISSN 0282-7298 

Elektronisk publikation 

© Naturvårdsverket 2006 

Tryck: CM Digitaltryck AB 

Omslagsbilder: Karin Jonsson, Kemakta Konsult AB 

samt DHI Water and Environment, Danmark

Förord 




Ett av riksdagens miljömål är Giftfri miljö, och i detta mål ingår att efterbehandla 

och sanera förorenade områden. Brist på kunskap om risker med förorenade områden 

och hur de bör hanteras har identifierats som hinder för effektivt saneringsarbete. 

Naturvårdsverket har därför initierat kunskapsprogrammet Hållbar 

Sanering. 

Den här rapporten redovisar projektet ”Laktester för riskbedömning av förorenade 

områden” som har genomförts inom Hållbar Sanering. I projektet har man 

tagit fram ett förslag till metodik för val, utförande och tolkning av laktester som 

verktyg i miljö- och hälsoriskbedömningar för förorenade områden. 

Redovisningen är omfattande och presenteras i tre rapporter som innehåller: 

1) huvudrapport och underlagsrapport 1a (Laktester för oorganiska ämnen). 

ISBN: 91-620-5535-6. 

2) underlagsrapport 2a (Laktester för organiska ämnen) och 2b (Tester för 

bedömning av oral biotillgänglighet vid intag av jord). 

ISBN: 91-620-5557-7. 

3) underlagsrapport 3 (Sammanställning av underlagsdata och användning 

av modeller för tolkning av laktester). 

ISBN: 91-620-5558-5. 

Rapporterna har skrivits av Gabriella Fanger, Lars Olof Höglund, Mark Elert och 

Celia Jones på Kemakta Konsult AB, Pascal Suér och Ebba Wadstein på Statens 

Geotekniska Institut (SGI) samt Jette Bjerre-Hansen och Christian Groen på DHI 

Water and Environment. Kontaktperson för Hållbar Sanering har varit Niklas 

Löwegren på Banverket. 

Huvudfinansiär för detta projekt har varit Naturvårdsverket med delfinansiering 

från Kemakta Konsult AB, Statens Geotekniska Institut (SGI) och DHI Water and 

Environment. 

Naturvårdsverket har inte tagit ställning till innehållet i den här rapporten. 

Författarna svarar själva för innehåll, slutsatser och eventuella rekommendationer. 

Naturvårdsverket juni 2006 

3

Innehåll 




Huvudrapport: Laktester för riskbedömning av förorenade områden 

Sammanfattning 6 

Summary 7 

1 Inledning 8 

1.1 Bakgrund och syfte 9 

1.2 Omfattning 9 

1.3 Rapportens upplägg 10 

2 Tillgängliga lakmetoder 11 

2.1 Grundläggande frågeställningar 11 

2.2 Laktester för oorganiska ämnen 11 

2.3 Laktester för organiska ämnen 15 

2.4 Tester för bedömning av biotillgänglighet 16 

2.5 Lakmetoder vid deponering av avfall 17 

3 Resultat av utvärdering av laktester 18 

3.1 Underlagsmaterial 18 

3.2 Definition av lakbarhet och fastläggning 18 

3.3 Utvärdering av sammanställda laktester 21 

3.4 Slutsatser från modellering av laktester 25 

3.5 Slutsatser för användning av laktestresultat i riskbedömningsmodeller 27 

3.6 Slutsatser och rekommendationer 29 

4 Förslag till metodik 31 

4.1 Avgränsning 31 

4.2 Översikt över metodiken 31 

4.3 Beskrivning av lakningsscenario 33 

4.4 Karakterisering av jord och provtagningsstrategi 34 

4.5 Förslag till val av laktester 36 

4.6 Tolkning av resultat från laktester 38 

4.7 Tillämpning för bedömning av risker 42 

4.8 Diskussion 44 

5 Kunskapsluckor och vidare arbeten 47 

5.1 Fördjupad utvärdering av laktester 47 

5.2 Utförande av nya laktester 47 

5.3 Laktester för organiska ämnen 48 

6 Referenser 49 

Bilaga 1 – Sammanställning av laktester som använts för utvärdering 50 

4




Underlagsrapport 1: Laktester för oorganiska ämnen 

Sammanfattning 54 

1 Inledning 57 

1.1 Standardisering 58 

1.2 Osäkerheter 58 

2 Laktester med vatten 60 

2.1 Inledning 60 

2.2 Perkolationstest 62 

2.3 Skaktest 64 

2.4 Kd-tester 66 

2.5 Diffusionstest 67 

3 Extraktionstester 70 

3.1 Inledning 70 

3.2 Tillgänglighetstest 70 

3.3 Reducerande tester 72 

3.4 Inverkan av pH på lakning 72 

3.5 ANC/BNC 74 

3.6 Flerstegsextraktion/sekventiell extraktion 75 

3.7 Biotillgänglighet 76 

4 Viktigt om jordanalyser 78 

4.1 Provberedning 78 

4.2 Uppslutning för totalhalt 78 

Referenser 80 

5




Sammanfattning 

Två centrala moment i riskbedömningar av förorenade områden är dels att bedöma 

hälsorisker vid vistelse på området dels att uppskatta risken för utlakning och 

spridning av föroreningar. I många fall baseras bedömningarna på mätningar av 

totalinnehållet av föroreningar i marken, vanligen i kombination med analyser av 

grundvatten och ytvatten. Det är dock väl känt att det för både oorganiska och organiska 

ämnen endast är en del av det totala innehållet som är tillgängligt för snabb 

utlakning eller för upptag i kroppen. Under de senaste 15 åren har laktester utvecklats 

och standardiserats för oorganiska ämnen med syfte att bedöma riskerna för 

lakning till grund- och ytvatten. Dessa laktester har etablerats som en metod för att 

bedöma olika typer av avfallsmaterial. Det har även utvecklats laktester för att 

bedöma föroreningarnas farlighet för människor vid intag av jord (biotillgänglighetstester). 

Användning av laktester vid riskbedömning av förorenad mark har 

blivit allt vanligare på senare år, dock finns det ingen standard för vilka tester som 

bör användas eller hur resultaten skall användas i riskbedömningen. 

Denna rapport redovisar ett förslag till metodik för val och utförande av tester 

samt tolkning av lak- och biotillgänglighetstester som verktyg i miljö- och hälsoriskbedömningar 

för förorenade områden. I rapporten beskrivs olika typer av laktester 

och rekommendationer ges på hur tolkning av testerna kan göras i riskbedömningssammanhang. 

Vidare diskuteras hur resultaten kan utnyttjas som indata 

till riktvärdes- och spridningsmodeller samt osäkerheter och känsliga antaganden. 

Dataunderlaget är störst för oorganiska ämnen, men även laktester för organiska 

ämnen diskuteras. 

Metodiken baseras på en sammanställning, utvärdering samt modellering av resultat 

från laktester på förorenad jord från olika svenska och danska efterbehandlingsobjekt. 

Utvärderingen visar att det finns osäkerheter i hur resultat från dagens 

standardiserade laktester skall användas och tolkas i riskbedömningar av förorenad 

mark. 

För att kunna utveckla den metodik som föreslås i denna rapport till mer handgripliga 

råd i en mer detaljerad vägledning krävs fler utredningar kring laktester på 

förorenad jord och hur dessa kan tolkas och utvärderas vid riskbedömning av förorenade 

områden. Hur biotillgänglighetstester kan inkluderas i riskbedömningen 

bör också utredas vidare. Kompletterande utredningar föreslås i rapporten. 

6

Summary 




Risk assessments of contaminated sites include both the direct impact upon human 

health when exposed to contaminated soil and the risk for leaching of contaminants 

to ground water and surface water. Conventionally, decisions are based upon measurements 

of the total content of contaminants in soils, usually combined with 

analysis of groundwater or surface water. However, it is well known that for both 

inorganic and organic compounds in soils only part of the total content of contaminants 

may be available for leaching to groundwater or surface water, as well as for 

uptake by humans. 

During the last 15 years, leaching tests for inorganic compounds have been developed 

and standardized for assessing the risk for leaching to ground and surface 

water. These leaching methods have primarily been developed for waste materials, 

but they have to some extent been adjusted for use on contaminated soils. Similarly, 

test methods have been developed for assessment of the availability of soil 

contaminants for impact upon humans and the soil environment. However, until 

now the use of leaching and availability tests for risk assessments of contaminated 

sites has been limited. 

In this report a preliminary methodology for the use and interpretation of leaching 

tests in risk assessments for contaminated sites is presented. Focus is on inorganic 

compounds although the applicability of different tests is discussed for both 

inorganic and organic compounds. The methodology is based on an evaluation of a 

set of leaching tests on Swedish and Danish soils including modelling of leaching 

processes. The results show that there are uncertainties as how results from standardized 

leaching tests should be used in risk assessments. To develop the methodology 

proposed in this report into a more practical advice in a detailed guidancedocument, 

more work is required on leaching tests on contaminated soils and their 

interpretation in risk assessments of contaminated areas. Furthermore, the availability 

of bioaccessibility tests for assessment of risk to human health upon oral 

exposure to contaminated soils is discussed and suggestions are given for the incorporation 

of these methods in site risk assessments. 

7

1 Inledning 




Vid Naturvårdsverket initierades under våren 2004 Kunskapsprogrammet Hållbar 

Sanering vars syfte är att stärka utvecklingen och kunskapsspridningen inom området 

efterbehandling av förorenade mark- och vattenområden. Denna rapport är 

resultatet av ett av de projekt som utförts och syftar till att stärka kunskaperna inom 

området riskbedömning och transport/spridning av föroreningar. 

Från praktisk utgångspunkt i efterbehandlingsprojekt har laktester varit ett av 

de mest använda verktygen för att ta fram underlag för bedömning av spridningsrisker 

och biotillgänglighet, t.ex. platsspecifika indata till riktvärdesmodeller för 

förorenad mark eller olika typer av transportmodeller. Laktester kan utföras under 

kontrollerade former vilket ger förutsättningar för jämförelse med resultat från 

andra undersökningar. I dagsläget saknas dock vägledningar för användning av och 

hur man med dessa kan ta fram relevant underlag för riskbedömning av förorenad 

mark. Detta riskerar att ge upphov till en stor variation mellan olika efterbehandlingsprojekt 

i Sverige avseende bedömning av riskerna med spridning. 

Det föreliggande projektets syfte har varit att utforma en metodik för val, utförande 

samt tolkning av laktester att användas som verktyg i miljö- och hälsoriskbedömningar 

för förorenade områden. Metodiken innehåller i dagsläget övergripande 

rekommendationer kring hur laktester kan och bör användas samt möjligheter 

och begränsningar vid tolkning av resultaten. Metodikrapporten kan troligen 

konkretiseras ytterligare efter fördjupade studier kring några frågeställningar som 

uppkommit i det föreliggande projektet. Det kan noteras att det för närvarande 

inom ISO pågår utveckling av en vägledning och standardiserade laktester för förorenad 

jord. 

Projektet har utförts av Kemakta Konsult AB 1 i samarbete med SGI 2 (Statens 

Geotekniska institut) och DHI 3 (DHI Water & Environment) i Danmark. De olika 

organisationerna har ansvarat för olika delrapporter som fungerar som underlagsrapporter 

till denna metodikrapport (se bilaga 1–3). Huvudansvaret för framtagandet 

av rapporterna har skett enligt följande: 

Metodikrapport – Laktester för riskbedömning av förorenade områden, 

Kemakta. 

Underlagsrapport 1 – Laktester för oorganiska ämnen, SGI. 

Underlagsrapport 2a – Laktester för organiska ämnen, DHI. 

Underlagsrapport 2b – Tester för bedömning av oral biotillgänglighet 

vid intag av jord: DHI. 

Underlagsrapport 3 – Sammanställning av underlagsdata och användning 

av modeller för tolkning av laktester, Kemakta. 

1 Gabriella Fanger, Lars Olof Höglund, Mark Elert och Celia Jones 

2 Pascal Suér och Ebba Wadstein 

3 Jette Bjerre-Hansen och Christian Goren 

8




1.1 Bakgrund och syfte 

I samband med miljöriskbedömningar, t.ex. vid framtagning av platsspecifika riktvärden, 

finns ett behov att kunna utvärdera ett förorenat materials lakningsegenskaper 

såväl på kort sikt som i ett långt tidsperspektiv. Laktester kan vara ett stöd 

för dessa bedömningar och ger ett mer relevant mått på den potentiella utlakningen 

än en totalhaltsanalys. 

Laktester kan även användas för att uppskatta föroreningars biotillgänglighet 4 i 

kroppen vid direkt intag av jord, vilket för ett flertal föroreningar är en viktig exponeringsväg 

som kan orsaka hälsorisker vid vistelse på ett förorenat område. 

Även föroreningarnas biotillgänglighet för växter/grödor samt marklevande organismer 

är av stor vikt, men detta behandlas inte i det aktuella projektet. 

Vid riskbedömning av ett förorenat område skall syftet med laktestet vara att 

beskriva den maximala utlakningen som kan uppkomma på lång sikt för en specifik 

jord. Målet är att uppskattningar av t.ex. föroreningsutsläpp skall vara rimligt konservativa 

så att riskerna för en recipient inte underskattas. Sammantaget finns det 

tre huvudmoment inom ramen för riskbedömningen: 

källtermsuppskattning 

föroreningstransport 

effekt på recipienten. 

Att få en samsyn kring dessa moment samt beskrivningen av styrande faktorer för 

lakningen och biotillgängligheten är av yttersta vikt för att riskbedömningar av 

förorenade områden skall bli enhetliga och jämförelser mellan områden skall bli 

relevanta. Detta leder också till ett bättre beslutsunderlag i samband med prioriteringar 

vid beslut om genomförande av sanering. 

Föreliggande rapport utgör ett förslag till en metodik för hur laktester bör utnyttjas 

för att på bästa sätt beskriva riskerna med förorenad mark. 

Ett angränsande område som inte omfattas av den aktuella metodiken är testning 

av avfall mot givna gränsvärden vid deponering. I dessa s.k. karakteriserings- 

och acceptanstester sker direkta jämförelser mellan resultaten från standardiserade 

laktest och specifika gränsvärden givna i föreskrifterna för deponering, där hänsyn 

tas till det aktuella avfallets lakbarhet, relevanta infiltrationskrav och skydd mot 

spridning till närmsta skyddsobjekt (NFS 2004:10). 

1.2 Omfattning 

Som underlag för slutsatser och rekommendationer har följande arbeten genomförts: 

Sammanställning av olika metoder för laktester och deras användbarhet 

och begränsningar (omfattar tester för oorganiska ämnen, tester för organiska 

ämnen, tester för bedömning av biotillgänglighet vid intag av jord 

och tester avsedda för mätning av Kd-värden). 

4 

I denna rapport används termen biotillgänglighet för engelskans ”bioaccessibility”, se underlagsrapport 

2b för mer detaljer (ISBN 91-620-5557-7) 

9




Insamling, sammanställning och utvärdering av tidigare utförda laktest 

och tillämpningar. Bearbetning har skett av ett urval av tester som utförts 

i de statligt finansierade efterbehandlingsprojekten samt tester som utförts 

vid SGI och DHI. 

Undersökning av skillnader och samband mellan mer tidskrävande perkolationstest 

(kolonntest) och snabbare skaktest vilket skulle kunna begränsa 

omfattningen och kostnaderna för lakförsöken i framtiden. 

Modellering av laktester i syfte att möjliggöra en mekanistisk tolkning av 

de styrande förloppen i olika laktest (jämviktstillstånd, adsorption/ytkomplexering, 

kinetiska faktorer, sekundära utfällningar, transportbegränsad 

upplösning, etc.). Modellering med avseende på betingelserna 

i laktesten har även utförts för att identifiera kritiska parametrar 

och visa på situationer där en traditionell uttolkning av laktestet kan vara 

missvisande. 

Exempel på hur resultat av laktester kan användas för att bedöma utlakning 

och spridning av föroreningar med en diskussion av kritiska moment 

och parametrar för olika typer av modeller. 

Metodikrapporten och underlagsrapporterna omfattar en översikt av olika lakmetoder, 

men störst vikt har lagts vid standardiserade tester. Det skall noteras att befintliga 

standarder för laktester är framtagna för avfall. I rapporten ges förslag till tolkning 

av resultat från laktester som indata till spridningsmodeller, bl.a. beräkning av 

Kd-värden, samband mellan koncentrationen av föroreningar i vattenfasen i laktestet 

och den resulterande koncentrationen i grundvattnet, m.m. Fokus ligger på oorganiska 

ämnen, men även organiska ämnen diskuteras. Kunskapsluckor diskuteras 

liksom behov av kompletterande utredningar. 

1.3 Rapportens upplägg 

Rapporten har delats in i olika delar där kapitel 2 sammanfattar vilka lakmetoder 

som kan användas generellt och kapitel 3 redovisar slutsatserna från utförd utvärdering 

och modellering av de laktester som sammanställts i detta projekt. 

I kapitel 4 ges ett förslag till metodik innehållande en sammanfattning av lämpliga 

laktester samt tolkning av resultaten vid riskbedömning av förorenade områden. 

I kapitel 5 diskuteras områden där fördjupade forskningsinsatser och fortsatta 

utredningar bedöms erforderliga. 

10




2 Tillgängliga lakmetoder 

Nedan sammanfattas viktiga slutsatser om användbarheten av olika lakmetoder 

som ges i de underlagsrapporter som finns till denna metodikrapport (underlagsrapport 

1–3). 

2.1 Grundläggande frågeställningar 

Laktester används för att uppskatta utlakning av föroreningar från förorenad jord, 

avfall m.m. Laktest utförs under en begränsad tid; enkla skaktester under några 

timmar till några dagar, perkolationstester under några veckor till några månader. 

Då resultaten tillämpas i miljöriskbedömningar är man vanligen intresserad av att 

få ett tillförlitligt mått på lakbarheten (källtermen) såväl i nuläget som på lång sikt. 

Några grundläggande frågeställningar uppkommer vid användningen av resultat 

från laktester: 

Är de betingelser under vilka laktesten utförs representativa och relevanta 

för det fall som ska bedömas? 

Är kunskaperna tillräckliga för att medge relevanta tolkningar av laktestresultaten 

för en specifik situation (dvs. då platsspecifika betingelser tas i 

beaktande)? 

Är kunskaperna om de grundläggande processer som styr utlakningen av 

olika komponenter tillräckliga för att medge extrapolering av resultaten 

till längre tider? 

I det generella fallet är svaret på dessa frågor nej. Det innebär dock inte att laktester 

inte kan användas, inte heller att de saknar informationsvärde. Däremot pekar det 

på att tolkning och användning av resultaten måste göras med eftertanke och insikt. 

Denna studie syftar till att peka på möjligheter och svårigheter som finns vid tolkning 

och användning av laktester för miljöriskbedömningar. 

Målet är att förslaget till metodik som presenteras i denna rapport ska kunna 

bidra till en korrekt tillämpning av laktester i de fall där de kan förväntas ge tillförlitliga 

resultat, men även till en sådan kunskapsmognad att risken för felaktiga 

tillämpningar minskas. 

En utgångspunkt vid framtagande av metodiken var att fokus skulle ligga på 

användande av standardiserade tester för avfall, med klargörande av de möjligheter 

som kan finnas vid tillämpning för förorenad jord. I följande avsnitt redovisas laktester 

som används för oorganiska och organiska föroreningar samt tester för bedömning 

av biotillgänglighet. 

2.2 Laktester för oorganiska ämnen 

Metoder för utlakning av vattenlösliga ämnen ur fasta material har utvecklats inom 

olika områden utifrån specifika frågeställningar och förutsättningar. I tabell 2.1 ges 

en översikt av ett urval laktester. Dessa beskrivs närmare i underlagsrapport 1, 

Lakmetoder för oorganiska ämnen. 

11




För utlakning av föroreningar har laktester använts främst för riskbedömning 

vid användning av avfall, restprodukter. Under 2005 har gränsvärden för deponiavfall 

införts som baserats på laktester (NFS 2004:10), se avsnitt 2.6. 

Vid laktestning av avfall undersöks vanligen lakbeteendet i en testmiljö som 

liknar naturliga förhållanden, där själva materialets egenskaper styr lakmiljön (t.ex. 

pH). I vissa fall används också pH-justerat vatten för att efterlikna sur nederbörd. 

Detta gäller oavsett om lakningen görs med skaktest eller i kolonn. Då vi modifierar 

lakmediet ytterligare för att starta en process eller påskynda en simulering av 

naturlig variation har vi övergått till vad som brukligt kallas extraktionstest. Skillnaden 

mellan laktest och extraktionstest är dock inte helt väldefinierad. De standardiserade 

metoder som hittills använts mest i riskbedömningssammanhang är: 

Skaktest enligt SS-EN 12457-3 (L/S 5 2 och L/S 10) med avjonat vatten 

Perkolationstest enligt SIS-CEN/TS 14405 (7 st. L/S från 0,1 till 10) med 

avjonat vatten. 

Testerna är framtagna för oorganiska ämnen. De två första testerna är samma tester 

som numera krävs för klassificering (grundläggande karakterisering respektive 

överensstämmelseprovning) av avfall inför deponering vilket, om de även används 

för förorenad jord, kan ge samordningsvinster vid provtagning inför en sanering. 

För närvarande sker framtagande av standardiserade metoder för förorenad jord 

som i stort är desamma som ovan nämnda skak- och perkolationstester, dock avses 

testerna i nuvarande förslag utföras med en laklösning av kalciumklorid istället för 

avjonat vatten. Under den korta tid som skaktesterna utförs råder oxiderande förhållanden. 

I perkolationstest (tidigare benämnt kolonntest) låter man lakvätskan sakta 

strömma genom en kolonn som packats med testmaterial. Enligt standard analyseras 

sju olika vätskefraktioner vid olika L/S (dvs. den totala vattenmängd som vid en 

given tidpunkt varit i kontakt med materialet, L=liquid, S=solid). Metoden är långsammare 

än skaktest, ca 1–2 månader, beroende på materialets täthet. 

I tvåstegs skaktest skakas jorden försiktigt först vid L/S 2 l/kg i 6 timmar varefter 

lakvattnet filtreras och analyseras. Sen görs en ny skakning med nytt vatten upp 

till L/S 10 i ytterligare 18 timmar. Resultatet redovisas som ackumulerad utlakad 

mängd av olika ämnen vid L/S 2 (0–2) och L/S 10 (2–10). Koncentrationen i lakvattnet 

vid låga L/S (t ex inom intervallet 0–0,1) erhålls alltså inte med denna metod. 

Skaktest brukar anses som en förenklad laktest som är billigare och snabbare 

än perkolationstest. 

Resultaten från tvåstegs skaktest och perkolationstest är ofta likartade, men för 

vissa ämnen (t.ex. ämnen som är löslighetskontrollerade) kan skillnaderna vara 

stora. Resultatet från skaktest kan såväl underskrida som överskrida resultatet från 

perkolationstest. 

5 L/S-talet uttrycker kvoten mellan mängden lakvätska och mängden fast material 

12




Tabell 2.1 Översikt över laktester (se även underlagsrapport 1). 

Laktest Metod Typ Huvudsaklig användning 

Rekommenderade standardtester 

Perkolationstest 

(kolonntest) 

SIS-CEN/TS 

14405 

Vattenlakning i kolonn, 

L/S 0,1 – L/S 10 l/kg 

Perkolationstest ISO/DIS 21268-3 Vattenlakning i kolonn, 

L/S 0,1 – L/S 10 l/kg 

Tvåstegs skaktest 

Enstegs skaktest SS-EN 12457-1, 

2, 4 

Enstegs skaktest ISO/DIS 21268- 

1 och 2 

Adsorptionstester 

SS-EN 12457-3 Vattenlakning skaktest, 

L/S 2 och L/S 10 

l/kg 

Vattenlakning skaktest, 

L/S 2 eller L/S 10 

l/kg 


L/S 2 eller L/S 10 

l/kg 

Kd OECD 106 Skaktest med ren jord 

och vatten med tillsatta 

metaller 

Kd ASTM D 4646-03 Skaktest med förorenat 

vatten och ren 

jord/ filtermaterial 

Tester för solida material 

Diffusionstest NEN 7345, NEN 

7375 

Diffusionstest framtida EN metod? 

Ytutlakning av monolit 

(gjuten kropp) med 

pH-justerat (pH 4) 

vatten. 


(utan pH justering). 

Diffusionstest NVN 7347 Ytutlakning från kompakterade 

granulära 

material 

13 

Lakning från förorenat område 

Kd för källtermen 

Gränsvärde mottagningskriterier 

deponi 

Utkast till standard, som 

ovan men anpassad för jord 

(kalciumkloridlösning istället 

för vatten) 

Lakning från förorenat område 

Kd för källtermen 


deponi 

Ersätter EN 12457-3 när den 

inte fungerar, t ex vid hög 

vattenhalt. 


ovan men anpassad till jord 


för vatten). 

Fastläggning utanför förorenat 

område. 

Testet används bl.a. vid 

dimensionering av olika typer 

av sorptionsfilter. 

Fastläggning utanför förorenat 

område. 

Testet används bl.a. vid 

dimensionering av olika typer 

av sorptionsfilter. 

Lakning från stabiliserad jord 

Lakning från stabiliserad jord. 

Ev. framtid för mottagningskriterier 

för deponi 

Lakning från byggmaterial 

och avfall.




Tabell 2.2 Översikt över extraktionstester 

Extraktionstest Metod Typ Huvudsaklig användning 

Tillgänglighetstest NT ENVIR 003 Provet finmals. Lakvatten 

justerat till pH 7 

och pH 4. L/S >100 

l/kg 

Oxiderande tillgänglighetstest 

NT ENVIR 006 Som ovan, med tillsats 

av oxidationsmedel 

pH-statisk lakning prEN 14997 Laktest där pH justeras 

till olika bestämda 

nivåer 

pH-statisk lakning prCEN/TS 14429 Skaktest där pH justeras 

initialt 

ANC EN standard 

planerad för 2007 

Sekventiell extraktion 

Skaktest med olika 

tillsatser av syra 

Ej standardiserad Serie av skaktester 

med allt mer aggressiva 

laklösningar 

Potentiellt tillgänglig mängd 

oorganiska föroreningar. 

Potentiellt tillgänglig mängd 

oorganiska föroreningar för 

reducerande prov (t ex 

sulfidhaltiga). 

Förutsäger förändring av 

föroreningars lakbarhet vid 

pH-ändring. 

Grundläggande karakterisering 

för deponering av 

avfall. 

Tolkning av styrande processer. 

Förutsäger förändring av 

föroreningars lakbarhet vid 

pH-ändring. 


för deponering av 

avfall. 

Tolkning styrande processer. 

Karakteriserar buffertverkan 

vid pH-ändringar. 

Krav vid deponering farligt 

avfall 

Uppskattar oorganiska 

föroreningars bindningssätt 

till jordens olika beståndsdelar. 

Biotillgänglighet Se avsnitt 2.5 Se avsnitt 2.5 Bedömning av upptaget i 

mag-tarmkanalen vid oralt 

intag av jord. 

14




2.3 Laktester för organiska ämnen 

Laktest för organiska ämnen är i dagsläget under utveckling. För förorenad jord 

finns i litteraturen flera förslag till lakmetoder för mindre flyktiga organiska ämnen: 

skaktest 

jämviktstest i kolonn (återcirkulation av eluatet genom kolonnen) 

perkolationstest 

I tabell 2.2 sammanfattas de grundläggande principerna för de laktester som bedöms 

vara mest relevanta för förorenade områden. Även andra laktester t ex tillgänglighetstester 

och pH-statiska tester har utarbetats för mindre flyktiga organiska 

ämnen. Tillämpbarheten av dessa tester inom ramen för riskbedömning för förorenad 

mark är dock dåligt utredd. I underlagsrapport 2a ges en mer detaljerad beskrivning 

av laktester för organiska ämnen. 

Tabell 2.3 Översikt över laktester för organiska ämnen (se även underlagsrapport 2a). 

Laktest Huvudsaklig användning och beskrivning 

av test 

Resultat av test 

Kolonn med 

recirkulation av 

lakvätska (eluat) 

Skaktester 

(standard vid framtagande 

av ISO 

21268-1 och 2) 

Utvecklat för icke-flyktiga hydrofoba 

organiska ämnen. Testet utförs vid en 

fix kvot mellan volym vätska och 

mängd fastfas som beror på testmaterialets 

egenskaper (L/S mellan 1 och 2 

l/kg). Testet utförs med ett kontinuerligt 

uppåtriktat flöde. Lakvätskan består av 

en utspädd CaCl2-lösning (med natriumazid 

för att motverka nedbrytning). 

Lakvätskan recirkuleras tills jämvikt 

nås. Lakvätskan uttas som en enda 

volym. 

Skaktest för icke-flyktiga organiska 

ämnen. Testet utförs vid en fix L/S-kvot 

(2 eller 10 l/kg). Lakmediet är en lösning 

av antingen avjonat vatten eller 

CaCl2. Behållaren skakas under en 

förutbestämd tid för att uppnå jämvikt 

mellan föroreningar i lösningen och 

föroreningar i jorden. Eluatet separeras 

från den fasta fasen genom centrifugering. 

Perkolationstest Lakmediet består av en lösning av 

(standard vid framtagande 

av ISO 

21268-3) 

antingen avjonat vatten eller en utspädd 

lösning av CaCl2. Flödesriktningen 

i kolonnen är uppåtriktad och 

flödeshastigheten skall vara relativt 

långsam så att lokal jämvikt nås. Eluat 

tas ut i flera fraktioner (olika L/S) som i 

standardtest för oorganiska ämnen. 

En jämviktskoncentration av 

föroreningar i eluatet från 

vilken en jämviktshalt i porvatten 

kan uppskattas. Testet 

ger en bild av den aktuella 

utlakningen från materialet. 

Resultaten från detta test är 

likartade med resultat från 

skaktester. 

En jämviktskoncentration av 

föroreningar i eluatet från 

vilken en jämviktshalt i porvatten 

kan uppskattas. Testet 

ger en bild av den aktuella 

utlakningen från materialet. 

Testet ger värdefull information 

om utvecklingen av utlakningen 

av föroreningar 

med tiden. Eluathalterna kan 

användas för tolkning av 

utlakningen på både kort och 

lång sikt 

Laktester för organiska ämnen finns beskrivna i underlagsrapport 2a. Denna rapport 

fokuserar på laktester för mindre flyktiga organiska ämnen, t ex PCB, dioxiner-furaner, 

2,4-dinitritoluen, PAH, alifatiska kolväten (bara de med längre kolkedjor) 

samt aromatiska kolväten (andra än BTEX och PAH). Dessa ämnen bedöms 

15




vara relevanta för laktester då de har fysikalisk-kemiska egenskaper som gör det 

svårt att uppskatta frigörelsen från jorden med hjälp av teoretiska beräkningar. 

2.4 Tester för bedömning av biotillgänglighet 

En nödvändig del av riskbedömningen av ett förorenat område är att klargöra riskerna 

för hälsoeffekter vid exponering för föroreningar pga. intag av den förorenade 

jorden. Riskbedömningar av förorenade områden baseras ofta på toxicitetsstudier 

där förorening föreligger i en form som lätt tas upp i kroppen, vanligen den form 

som finns i vatten eller livsmedel. När en förorening tas upp via intag av förorenad 

jord kan biotillgängligheten vara annorlunda. Riskbedömningar av förorenad mark 

bör därför utgå från den verkliga biotillgängligheten av föroreningen i jorden när 

toxikologiskt baserade haltnivåer sätts. 

I denna studie har det utretts hur risken för upptag av föroreningar i kroppen efter 

intag av jord kan beskrivas med enkla biotillgänglighetstester som simulerar 

frigörelsen i människans mag-tarmkanal (oralt biotillgänglighetstest). Testerna 

beskriver utlakningen/upplösningen i mag-tarmkanalen (s.k. ”bioaccessiblility”, se 

definition i underlagsrapport 2b). 

De vanligaste testerna som använts internationellt för riskbedömning av oralt 

upptag av föroreningar från förorenad jord har utvecklats i USA (SBRC metoden), 

Tyskland (DIN metoden) och Holland (RIVM metoden): 

SBRC-metoden (Solubility/Bioavailability Research Consortium) utvecklad 

från PBET-metoden (Physiologically Based Extraction Test) 

DIN (Deutsches Institut für Normung) 

SBRC-metoden är en förenklad metod och används i stor utsträckning i USA för 

bly, kadmium och arsenik och rekommenderas även för nickel. En variant av 

SBRC-metoden omfattande ytterligare ett laksteg/lakvätska rekommenderas för 

krom och kvicksilver. Det amerikanska Naturvårdsverket (US EPA) kommer eventuellt 

att föreslå den ena metoden (SBRC) vid riskbedömning av blyförorenad jord. 

RIVM-metoderna har huvudsakligen tillämpats för bly, arsenik och PAH. Olika 

utformning används för metaller respektive organiska ämnen för att simulera ett 

realistiskt ”värsta fall” vilket är syftet med testerna. När RIVM-metoderna testades 

på sju danska jordar låg den relativa biotillgängligheten jämfört med det totala 

innehållet i jorden långt under 100 % för flertalet föroreningar, se underlagsrapport 

2b. 

Några av de metoder som kan användas för att värdera jordföroreningens tillgänglighet 

för människor vid oral exponering har utvärderats i en studie för danska 

Naturvårdsverket (Miljøstyrelsen). Resultaten och användbarheten av olika tester 

diskuteras i mer detalj i underlagsrapport 2. 

16




2.5 Lakmetoder vid deponering av avfall 

Deponiavfall ska genomgå en grundläggande karakterisering samt överensstämmelsetestning 

(minst 1 gång/år) innan de deponeras enligt NFS 2004:10. I den 

grundläggande karakteriseringen är utlakning m.h.a. laktester en viktig del. Föreskrifterna 

trädde ikraft den 1 januari 2005. 

Karaktäriseringskraven är olika beroende på materialklassning (farligt avfall, 

icke farligt avfall) enligt avfallsförordningen eller deponiklassning enligt Naturvårdsverkets 

föreskrifter om deponering (NFS 2004:10). Föreskrifterna innehåller 

mottagningskrav med lakgränsvärden för avfall som får deponeras på deponi för 

inert avfall och deponi för farligt avfall. Icke reaktivt och stabilt farligt avfall som 

klarar gränsvärdena för icke farligt avfall får även läggas på en deponi för icke 

farligt avfall. Vid samdeponi för icke farligt avfall och farligt avfall finns även 

lakgränsvärden för icke farligt avfall. Inga lakgränsvärden finns för icke farligt 

avfall som deponeras i en deponi för enbart icke farligt avfall. 

De avfall som inte klarar gränsvärden för deponering på deponi för farligt avfall 

måste förbehandlas eller omhändertas på annat sätt än deponering. 

Den lakmetod som anges för grundläggande karakterisering är perkolationstest, 

SIS CEN/TS 14405 och för överensstämmelseprovning tvåstegs skaktest, SS-EN 

12457-3. Om överensstämmelse finns mellan skaktest och perkolationstest kan 

skaktest användas som överensstämmelseprovning för avfall enligt NFS 2004:10. 

För Sveriges del finns lakgränsvärden för koncentrationen vid L/S 0,1 (C0) samt 

ackumulerad mängd vid L/S 10. För andra EU-länder finns även lakgränsvärden 

för ackumulerad mängd vid L/S 2. Utöver lakgränsvärden finns gränsvärden för 

organiska totalhalter, t.ex. TOC, PAH och PCB, främst vad gäller deponi för inert 

avfall. 

Ett annat test som krävs vid deponi för farligt avfall är ANC, materialets syraneutraliserande 

förmåga, som är ett mått på förmågan att motstå förändring av pH 

när ett material utsätts för försurningspåverkan. Standardmetod för ANC är ännu ej 

fastställd. En europastandard, motsvarande en variant av pr CEN/TS 14429, pHstatisk 

test där syra/bas tillförs initialt, diskuteras. För utlakning av DOC (löst organiskt 

kol) kan pH-statiska tester motsvarande prEN/TS 14429 vid pH 7,5–8 användas 

enligt NFS 2004:10. 

17




3 Resultat av utvärdering 

av laktester 

För att ge ledning om hur olika föroreningar uppträder i laktester på förorenad 

mark har en sammanställning och utvärdering gjorts av laktester som utförts på 

förorenad jord inom ramen för olika efterbehandlingsprojekt i Sverige och utomlands. 

Syftet var också att undersöka om det finns generella samband mellan olika 

tester, jordar och föroreningstyper som kan medföra en förenkling av metodiken. 

Nedan ges en sammanfattning av viktiga slutsatser från utvärderingen av tidigare 

utförda laktester som ges i underlagsrapport 3 till denna metodikrapport. Definitioner 

av lakbarhet och fastläggning som används i rapporterna ges också. 

3.1 Underlagsmaterial 

Laktester från SGI och DHI samt Kemaktas databaser har sammanställts liksom 

resultat som erhållits efter kontakt med olika länsstyrelser, kommuner och konsulter 

som länsstyrelserna hänvisat till. 

I bilaga 1 finns en tabell med de laktester som erhållits från länsstyrelserna 

(rapporter, enstaka laboratorieprotokoll och i ett fåtal fall digitala data). I bilagan 

markeras vilka laktester som sammanställts i databasen. 

3.2 Definition av lakbarhet och fastläggning 

3.2.1 Inledning 

Markförorening är antingen ett resultat av spill av kemikalier direkt på jorden (impregneringsmedel, 

ytbehandlingslösningar, olja, m.m.), förorening genom spridning 

från uppströms belägen föroreningskälla eller att marken fyllts ut med avfallsmaterial 

från olika verksamheter (slagger från metallframställning, kisaska från 

svavelsyraframställning, glas, m.m.). Hur och i vilken form föroreningarna hamnat 

i jorden och hur länge de legat där påverkar utlakningsförloppet och fastläggningen 

av aktuella ämnen. 

Spridning av föroreningar i miljön styrs i stor utsträckning av hur föroreningarna 

växelverkar med olika fasta material. I förorenad mark är föroreningarna initialt 

huvudsakligen bundna till det fasta materialet, men genomströmning av mark- eller 

grundvatten leder till en utlakning och spridning. Det är därför viktigt att ha kunskap 

om hur föroreningar kan överföras till vattenfasen och hur de kan transporteras 

vidare med det strömmande vattnet. 

I denna rapport används begreppet lakbarhet i första hand för att beskriva den 

frigörelse som sker i källområdet, dvs. hur en förorening frigörs från det fasta förorenade 

materialet (jorden) till den mobila fasen (strömmande mark- eller grundvatten). 

Lakning är ett samlingsbegrepp för hur ämnen i ett fast material kan mobiliseras. 

Flera olika grundläggande fysikaliska och kemiska processer styr lakningen. 

Exempel på fysikaliska processer är diffusion av förorening från interna porer i 

18




det fasta materialet ut i det strömmande vattnet eller mekaniska förändringar i materialet. 

Kemiska processer kan vara jonbyte, desorption, upplösning eller vittring. 

Vilka processer som är av betydelse för lakningen beror på det fasta materialets 

karakteristika, det lakade ämnet samt de fysikaliska och kemiska betingelserna. 

Många av de fysikaliska och kemiska processer som orsakar lakning från ett 

förorenat material kan även verka i motsatt riktning. Därigenom kan fastläggning 

av föroreningar ske från en förorenad lösning som kommer i kontakt med ett opåverkat 

fast material. Fastläggning är ett samlingsnamn för processer varmed föroreningar 

i den mobila fasen interagerar med fasta material längs med spridningsvägarna 

och därmed åter binds till det fasta materialet, t.ex. via diffusion av ämnen 

in i interna porer i en jord, adsorption, utfällningar, etc. Eftersom processer ofta är 

reversibla kan fastlagda föroreningar frigöras på nytt. Det är viktigt att notera att 

graden av fastläggningen i den ursprungligen förorenade jorden kan vara väsentligt 

större än i jord som där föroreningar fastlagts från en förorenad lösning. 

3.2.2 Styrande processer för lakning 

För att kunna tolka resultaten från laktester och göra en bedömning av spridningsriskerna 

från ett förorenat område bör man ha en översiktlig bild av de kemiska, 

fysikaliska och biologiska processer som pågår liksom en förståelse för hur markens 

mineralogi och mekaniska/geotekniska förhållanden påverkar lakningen. Mobilitet 

och speciering av olika ämnen i mark och vatten är beroende av faktorer 

såsom pH, redoxpotential, närvaro av andra ämnen (sulfat, klorid, karbonater och 

organiska ligander såsom humusämnen), föroreningshalten samt kornstorlek, mineralogi, 

m.m. Även omgivningsförhållanden som hydrologi/klimatologi inverkar i 

hög grad på utlakningsprocessen. 

En av de viktigaste styrande faktorerna för utlakningen av ämnen från en förorenad 

jord är pH-värdet. Den påverkar möjligheten till sorption av föroreningar i 

jorden eftersom mineralytornas laddning är starkt beroende av pH. Vid sorption 

adsorberar positivt laddade metalljoner till negativt laddade ytor i jorden, t ex lermineral, 

oxider, karbonater och organiskt material (humus), och negativt laddade 

anjoner adsorberar till positivt laddade ytor. Vid de pH-värden som råder naturligt i 

jordar är negativt laddade ytor vanligare, vilket ger en kraftigare sorption av positivt 

laddade joner. Många föroreningars löslighet påverkas signifikant av ändrat pH 

i jorden. För många metaller ökar lösligheten med sjunkande pH-värde. Processer 

för utlakning och spridning av föroreningar diskuteras i mer detalj i delrapport 3. 

3.2.3 Definition av Kd-värde 

Många, men inte alla, processer som styr en förorenings fördelning mellan vatten 

och fast fas i marken är haltberoende, dvs. att en ökad halt i jorden även innebär en 

ökad halt i det vatten som är i kontakt med jorden och vice versa. Jämviktsförhållandet 

mellan halten i den fasta fasen och halten i lösningen kan beskrivas som en 

funktion, ofta kallad isoterm. Flera olika typer av isotermer kan användas, men den 

enklaste är den som antar ett linjärt förhållande mellan halten i den fasta fasen och 

halten i den lösta fasen. Kd-värdet beskriver förhållandet mellan halten av ett ämne 

i fast fas och halten i lösning (porvattnet) och har här definierats som: 

19




Halt i fast fas ( mg / kg TS) 

K d 

Halt i löst fas ( mg / l) 

Om jämviktsinställningen är snabb och reversibel samt ett linjärt förhållande råder 

mellan halt i fast fas och löst fas är det så kallade Kd-konceptet giltigt för de studerade 

förhållandena. Ett Kd-värde gäller strikt för en typ av förorening i kontakt med 

en viss typ av fast material under vissa givna kemiska betingelser. Om de kemiska 

betingelserna ändras kan Kd-värdet behöva justeras. 

Kd-konceptet är en kraftig förenkling av de ofta komplicerade processer som 

styr hur en förorening fördelar sig i marken. Det är dock genom sin enkelhet ett 

mycket användbart koncept och används därför flitigt inom en rad olika områden. 

En grov förenkling av hur Kd-konceptet används ges i figur 3.1. 

Figur 3.1. Illustration till den komplexa verklighet som man försöker beskriva med hjälp av den 

lumpade parametern Kd-värdet. Vissa fenomen som kan påverka ett verkligt system beskrivs 

rimligt väl av ett Kd-värde, t.ex. sorption, medan andra processer såsom partikelbunden transport 

och filtreringseffekter ej kan beskrivas på detta sätt. 

I modeller som beskriver utlakning och transport av föroreningar används Kdvärdet 

i två olika betydelser: 

för att beskriva utlakning eller lakbarhet av föroreningar i ett förorenat 

material (desorption från källan). 

för att beskriva fastläggning i samband med spridning av föroreningar 

med vatten till ett initialt opåverkat material. Här används Kd-värdet även 

för att beskriva effekten av den sekundära källterm, som fastläggningsprocessen 

orsakat, då halterna på längre sikt ånyo sjunker i plymens utbredningsområde. 

20




Enligt tidigare resonemang är det viktigt att vara medveten om att Kd-värden för 

ovanstående situationer skiljer sig åt. I denna rapport används Kd-värden framför 

allt för att beskriva utlakning från förorenad jord. Traditionellt i forskning och 

litteratur används Kd-värden för att beskriva sorption, inte utlakningsprocesser. För 

ett och samma ämne kan således olika Kd-värden behöva användas för olika delar 

av riskanalysen. 

3.3 Utvärdering av sammanställda laktester 

3.3.1 Slutsatser rörande generella samband vid lakning 

Laktester ger information om halt i lakvätska, utveckling av halter i lakvätska, 

utlakad mängd vid olika L/S-tal, samt fördelning mellan halt i fast fas och lakvätska 

(Kd-värde). 

Utvärderingen av de skaktester som utförts inom ramen för statliga efterbehandlingsprojekt 

gav följande resultat avseende bedömning av lakbarhet: 

För tester på ett enskilt material har pH en mycket stark effekt på föroreningshalten 

i lakvätskan (figur 3.2). För de flesta metaller erhålls högre 

halter vid låga pH samt vid mycket höga pH. 

I en sammanställning av ett stort antal tester på olika typer av jordar från 

olika platser och med olika verksamhetsbakgrund kan oftast inga generella 

samband ses mellan halt i lakvätska och pH eftersom de lakade proverna 

visar stor variation i föroreningsgrad och jordtyp. I vissa fall kan 

dock en tendens till ökande eluathalter vid lägre pH-värden skönjas, t.ex. 

för koppar (figur 3.3), bly och zink. Sammantaget går det alltså inte att 

generellt för olika jordar säga hur utlakningen ser ut vid ett visst pH. 

En tendens till linjär korrelation finns mellan utlakning (halt i eluat) och 

halt i fastfasen för några av de undersökta ämnena i de sammanställda 

skaktesterna vid L/S 0–2 l/kg och L/S 2–10 l/kg. Korrelationen är tydligast 

för arsenik (figur 3.4) och kadmium. Även för koppar och bly indikeras 

en ökande eluathalt med ökande fastfashalt, men variationen i data 

är större. 

Sämre korrelation erhålls för nickel, krom och zink vilket innebär att det 

kan finnas andra processer än sorption som styr utlakningen av dessa 

föroreningar eller att eller att skillnaderna mellan olika jordmaterial är 

mer betydelsefull för dessa föroreningar. 

21

Halt eluat i pH-stat test (L/S10) 

1000 

100 

10 

1 

0.1 

0.01 

0.001 

0.0001 




2 4 6 8 10 12 14 

Figur 3.2. Eluathalten av olika föroreningar som funktion av pH (pH-statiskt test på en dansk 

förorenad jord; test utfört av DHI på uppdrag åt danska Miljöstyrelsen). 

Koppar eluat (μg/l) 

10000 

1000 

100 

10 

1 

pH 

L/S 0-2 

L/S 2-10 

0 2 4 6 8 10 12 

pH 

Figur 3.3. Eluathalten av koppar som funktion av pH från sammanställning av skaktest med två 

L/S-tal (data från samtliga verksamheter, endast prov med halter > MKM =200 mg/kg 

Att endast ett svagt samband kan ses mellan halt i fastfas och halten i 

lakvätskan innebär en stor spridning i Kd-värden. För ett enskilt ämne varierar 

typiskt 90 % av Kd-värdena (beräknade som kvoten mellan halten i 

fastfas och halten i eluat) med en faktor ca 100–1000. 

Beräknade Kd-värden visar på en stor spridning med både mycket höga 

och mycket låga Kd. Mycket höga Kd-värden bör ej användas i spridnings- 

eller riktvärdesmodeller eftersom det finns en risk att det för dessa 

22 

As mg/l 

Ba mg/l 

Co mg/l 

Cu mg/l 

Pb mg/l 

Zn mg/l

Halt arsenik eluat (μg/l) 




material är andra processer än sorption som styr lakningen varmed beräknade 

Kd-värden saknar relevans. Mycket höga Kd ger dock en indikation 

om att utlakningen är långsam, vilket kan användas på ett mer kvalitativt 

sätt i riskbedömningen. 

100000 

10000 

1000 

100 

10 

1 

0.1 

L/S 0-2 

L/S 2-10 

Antal prov = 108 st 

1 10 100 1000 10000 100000 

Halt arsenik fastfas (mg/kg TS) 

Figur 3.4. Eluathalten av arsenik som funktion av fastfashalten (totalhalten) i jordprovet vid 

skaktest med två L/S-tal. 

De Kd-värden som används i den generella riktvärdesmodellen är försiktigt 

valda. Generellt uppvisar 80–95 % av de utvärderade proverna en 

lägre lakbarhet (figur 3.5). Slutsatsen om en lägre lakbarhet utgår från att 

uppmätta halter i laktestet motsvarar jämviktsförhållanden. 

Utvärderingen visar att för de tre ämnen som använts vid impregneringsanläggningar 

med CCA-medel (koppar, krom och arsenik) är beräknade 

Kd-värden lägre jämfört med Kd-värden beräknade från lakdata från 

samtliga objekt och verksamheter. Detta indikerar att jord förorenad med 

impregneringsvätska tycks ha en något högre lakbarhet, dvs. föroreningarna 

är bundna i något mer lättlösliga kemiska former. Dataunderlaget 

medgav inte någon ytterligare indelning i olika verksamhetstyper. 

Perkolationstester och skaktester ger rimligt likartade svar för samma 

L/S-tal. 

Skillnaden i Kd-värden framtagna med perkolationstester (L/S=0,1) respektive 

skaktester vid L/S=2 är liten i jämförelse med andra variationer 

mellan tester. 

God samstämmighet mellan utlakning från skak- respektive perkolationstester 

erhålls för nickel och zink. För arsenik och krom tenderar perkolationstesterna 

att ge en högre utlakning. För bly och kadmium ses ingen 

tydlig tendens, men huvuddelen av testerna för bly visar på en högre utlakning 

i skaktesterna. Perkolations- och skaktester utförda på jordprov 

23




från samma impregneringsanläggning visade att Kd för arsenik beräknat 

från skaktester var upp till tre gånger högre än Kd beräknat från perkolationstester 

vid samma L/S-tal. 

Underlagsmaterialet innehåller inte tillräckligt med bakgrundsinformation 

för att kunna dra slutsatser om lakbarheten i olika geologiska material. 

Bakgrundsinformation saknas också för att kunna dra slutsatser eller 

kvantifiera lakbarheten i relation till innehållet av organiskt material i 

jord (TOC) eller lakvätska (DOC). 

Kd-värde (l/kg) 

50000 

45000 

40000 

35000 

30000 

25000 

20000 

15000 

10000 

5000 

0 

Bly 

Laktester Pb 

"Generellt Kd" (NV4639+RVF) 

0% 20% 40% 60% 80% 100% 

Andel under givet värde 

Figur 3.5. Andel av Kd-värden för bly från laktestade jordprov i olika haltintervall (samtliga jordprov 

och halter från skaktester vid L/S 0–2). 

3.3.2 Kommentar kring jämförelse med gränsvärden för deponering 

Även om föreliggande projekt främst har varit inriktat på laktesters användbarhet 

vid riskbedömning och bedömning av åtgärdsbehov för förorenad mark har jämförelser 

gjorts med de gränsvärden som används för deponering av avfall (NFS 

2004:10). För arsenik (figur 3.6) visar jämförelsen bl.a. att endast ett fåtal prov 

överskrider haltgränsen för FA-deponering och att huvuddelen av de prov som 

underskrider RVFs totalhaltsgräns för deponi för icke-farligt avfall (100 mg/kg) 

även underskrider Naturvårdsverkets gränsvärde avseende lakbara mängder för 

denna deponityp. 

24

Utlakade mändger arsenik (mg/kg TS) 

1000 

100 

10 

1 

0.1 

0.01 

0.001 




1 10 100 1000 10000 100000 

Halt fastfas (mg/kg TS) 

Utlakat L/S 0-10 

Inert deponi 

IFA-deponi 

FA-deponi 

Totalhalt IFA (RVF) 

MKM 

Figur 3.6. Utlakbara mängder arsenik från skaktest (summerat för L/S 0–2 och L/S 2–10) som 

funktion av fastfashalten. Haltgränser för MKM och icke-farligt avfall enligt RVF är inlagt liksom 

gränsvärden för utlakade mängder för olika deponityper (inert, IFA, FA). 

3.4 Slutsatser från modellering av laktester 

Beroende på vilka faktorer som styr lakningen är olika laktester användbara i olika 

situationer. Utförda modelleringsinsatser har försökt belysa möjligheter och begränsningar 

vid uttolkning av olika tester och för olika förhållanden. Osäkerheter/fel 

blir större om ett laktest används som ej beskriver den styrande processen 

korrekt och under särskilda förhållanden kan vissa laktester vara direkt olämpliga. 

Utförda modellexempel har indikerat att de processer som styr utlakningen av 

föroreningar i förorenad jord inte alltid kan beskrivas på ett korrekt sätt med de 

standardiserade laktester som finns framtagna för avfall. Resultaten indikerar att 

det finns osäkerheter vid användning av både skaktester och perkolationstester. De 

största osäkerheterna bedöms uppkomma på grund av den begränsade tid under 

vilket laktesterna utförs och som innebär att jämvikt inte hinner ställa in sig. Detta 

kan innebära att testerna inte alltid beskriver de maximala lakhalterna som kan 

uppkomma på sikt. Om det är kinetiska processer som styr utlakningen kan detta t 

ex få betydelse om hastighetskonstanten är långsammare än laktiden. Detta skall 

dock även ställas i relation till förhållandena i verkligheten, dvs. genomströmningen 

av vatten och kontakttiden med jorden på det aktuella objektet. 

Följande viktiga slutsatser har dragits från de modellsimuleringar som utförts 

på skak- och perkolationstester från svenska efterbehandlingsprojekt och tester på 

danska jordar vid DHI (se underlagsrapport 3): 

En detaljerad analys av perkolationstester visar att utlakningen av föroreningarna 

i många fall inte uppträder på ett sätt som kan beskrivas av ett 

idealiserat Kd-koncept. Detta kan eventuellt förklaras av kinetiska effek- 

25




ter, men mer komplexa kemiska och fysikaliska förlopp i samverkan har 

visats som ett exempel på en alternativ förklaringsmodell. 

Resultaten indikerar att testerna inte utförs under tillräckligt lång tid för 

att jämvikt ska ställa in sig. Detta indikeras bl.a. av tester där halterna i 

lakvätskan stiger med ökande L/S tal, Halterna i laklösningen kan därmed 

underskattas. 

I vissa prover faller halterna från en initialt hög nivå men planar ut på ett 

konstant lågt värde. Det bedöms att de högre halterna som vanligtvis erhålls 

vid L/S 0,1 i perkolationstester inte nödvändigtvis är en effekt av en 

initial utlakning av lättlösliga ämnen, vilket är den vedertagna tolkningen. 

Föroreningar som funnits i marken under en längre tid kan redan förväntas 

ha utarmats på de lättlösliga komponenterna pga. infiltration och 

genomströmning av grundvatten. Det bedöms att de högre halterna istället 

kan vara ett resultat av att kontakttiden är längre pga. en inledande 

uppmättnadsfas av kolonnen (fyra dygn). Om provet varit fuktigt vid 

provtagningen och lagrats i fuktigt tillstånd till dess att lakförsöket påbörjats 

kan även detta bidra till uppmättnaden. Under denna tid är det tänkbart 

att långsamma utlakningsprocesser inverkar. 

Laktest där eluathalten påverkats av kinetiska processer eller transportmotstånd 

i stagnanta zoner, t ex diffusion i mikroporer i mineralkorn, 

kommer att underskatta utlakningen. 

En genomgång av ett stort antal skaktester visade att föroreningshalten 

avtar exponentiellt med ökande L/S-tal i övervägande andelen testade 

jordprov (vilket är ett grundläggande antagande i den s.k. TACmodellen). 

För ca 15 % av proverna ökade dock halterna med ökande 

L/S-tal. 

Det är oklart om inverkan av naturliga organiska ämnen på utlakningen 

av föroreningar underskattas med dagens standardlaktester där avjonat 

vatten eller rent oorganiska saltlösningar används. I viss mån frigörs 

DOC från jorden till laklösningen under testets gång. 

Överslagsberäkningar visar att utlakningen på grund av kinetiska processer kan 

vara flera gånger högre än vad som visas med ett laktest. Det är svårt att precisera 

hur stort felet bli, men upp till 10 gånger högre utlakning kan inte uteslutas vid ett 

enskilt L/S-tal (se underlagsrapport 3 för mer information). 

Sammantaget visar ovan redovisade resultat att det finns vissa begränsningar 

och osäkerheter vid tolkningen av resultaten från standardiserade laktester för användning 

i riskbedömningar för förorenad jord. Det bedöms dock att laktesterna 

ger värdefull information, men att resultaten måste tolkas med försiktighet och på 

ett sätt som tar hänsyn till de osäkerheter som finns kring lakningsförlopp och 

styrande processer då de används i riskbedömningssammanhang. 

26




3.5 Slutsatser för användning av 

laktestresultat i riskbedömningsmodeller 

3.5.1 Extrapolation av laktestresultat i tiden 

Typiskt för de förorenade markområden som undersöks inom ramen för de statliga 

efterbehandlingsprojekten är att verksamheten lades ner för minst 30 år sedan 

(1969). Under denna tid har utlakning från jorden skett på grund av vattenströmning 

genom förorenade massor. Som exempel motsvarar en infiltration på 250 

mm/år över ett område med ett föroreningsdjup på ca två meter ett L/S-tal på ca 

2 l/kg. Detta innebär att tester som beskriver utlakningen vid låga L/S-tal (perkolationstester) 

i första hand har relevans för ett område som ej utsatts för infiltration 

tidigare, t ex förorenad jord som ligger skyddad under ett hus, ett tak, m.m. För 

sådana platsspecifika förutsättningar kan perkolationstester med uttag av eluat vid 

låga L/S-tal vara relevanta vilket ger svar på storleken av den initiala utlakningen 

av lättlösliga ämnen. Det är framför allt för mark som blivit förorenad genom spill 

av lättlösliga salter (impregnering, ytbehandling, m.m.) som sådana tester kan vara 

aktuella. 

Extrapolation av eluathalter i tiden för att uppskatta tidsberoendet hos källtermen 

sker i dagsläget vanligen genom att översätta en L/S-kvot i laktestet till motsvarande 

tid för genomströmning av den förorenade jorden med grundvatten. Det 

är svårt att relatera relevanta L/S-tal till vattenomsättningen och tidsförlopp under 

verkliga förhållanden inom ett område. Detta gäller både för L/S 0–2 och L/S 2–10 

i skaktester och för perkolationstest där flödet genom kolonnen anpassas till materialets 

permeabilitet. Detta beror på att osäkerheter introduceras beträffande bland 

annat: 

Effekter av tidsberoende processer i lakförloppet, exempelvis diffusionsstyrd 

frigörelse från korn i jorden och långsam kemisk upplösning (kinetik) 

Inverkan av långsamma fastläggningsprocesser 

Effekter av flödesheterogeniteter, som ofta uppvisar ett skalberoende 

Omgivningsberoende processer kan vara helt annorlunda i laktesten och i 

den förorenade jorden (klimatpåverkan, redox-processer, inverkan av naturliga 

organiska ämnen, m.m.) 

En extrapolation av lakresultat med antagande om exponentiellt avtagande halter 

visar att endast en liten del av totalhalten skulle laka ut vid oändligt L/S-tal. Typiskt 

är maximalt utlakad mängd i laktesten mindre än 1 % av den totala föroreningsmängden 

(33–95% av proven). Om haltförändringen i en verklig situation inte 

är exponentiellt avtagande utan når en konstant nivå riskerar utlakningen att underskattas 

med en sådan förklaringsmodell. 

3.5.2 Diskussion om jämviktsförhållanden 

Markförorening förekommer ofta i form av att rester av förorenat fast material 

(avfall, restprodukter) ligger inblandat i en jord eller fyllning, men även på grund 

av att jord eller fyllning som ursprungligen varit ren förorenats av vätskor (t.ex. 

27




vätskeformigt spill eller lakvatten innehållande metaller eller organiska ämnen). 

För jord som förorenats av lösningar direkt eller sekundärt är mobiliseringen starkt 

beroende av jordens egenskaper. Även i det fallet förorenat fast material blandats 

in jorden kan utlakad förorening ha orsakat att ursprungligen ren omkringliggande 

jord förorenats sekundärt av lakvatten. Om den huvudsakliga föroreningen är ett 

fast förorenat material styrs mobiliseringen av metaller även till stor del av detta 

materials egenskaper, t.ex. av upplösningen av metallhaltiga slagger och askor eller 

diffusion från metallhaltiga partiklar. 

Antagandet att det vatten som passerar genom den förorenade jorden uppnår 

jämviktshalten är försiktigt eftersom jämvikt i praktiken uppnås endast i de delar av 

porsystemet där vattnet är relativt orörligt. Det finns ett motstånd mot transport av 

föroreningar från det orörliga vattnet till de porer där vatten strömmar, t.ex. på 

grund av diffusion, se figur 3.7. Detta innebär att halterna i det vatten som strömmar 

genom jorden får en lägre halt än jämviktshalten. Olika modeller har tagits 

fram för att uppskatta massöverföring mellan mobilt och orörligt vatten, men dessa 

kräver en detaljerad beskrivning av jorden och de strömningsvägar som finns där 

och är därför svåra att använda för generella fall. 

Diffusion i 

partiklar med 

förorening 

Diffusion i 

zoner med 

immobilt 

vatten 

Strömmande 

vatten 

Figur 3.7. Schematisk beskrivning av utlakning från jord med strömmande och immobilt vatten. 

De Kd-värden som används för att beskriva utlakning från förorenade områden (t 

ex modellen för beräkning av riktvärden för förorenad mark) representerar inte 

fullständigt ett äkta jämviktsförhållande utan bygger indirekt in den ”utspädning” 

som sker mellan porer med orörligt vatten och de porer där vatten verkligen strömmar. 

I ett lakförsök är mängden vatten som tillförs betydligt större än vad som normalt 

finns i jorden samt att laktiderna är korta jämfört med uppehållstiden i marken. 

Dessa Kd-värden representerar således inte några äkta jämviktsförhållanden 

utan innehåller ett mått av utspädning som innebär att halterna i laklösningen kan 

vara lägre än de faktiska jämviktshalterna. Till viss del kompenserar de utspädningseffekter 

som sker vid lakförsök av de försiktiga antaganden som görs i riktvärdesmodellen 

(antagandet om jämviktshalter i det vatten som passerat genom 

marken). 

Det går inte att generellt bedöma i vilken grad dessa två effekter kompenserar 

varandra eftersom avvikelsen från jämviktshalter beror på en mängd kemiska och 

28




fysikaliska faktorer, t.ex. kinetik i de kemiska reaktionerna, vattenströmningshastigheter, 

jordens struktur (kornstorlek, inre porositet) och hur föroreningen ligger 

(ytförorening, förorening av inre ytor). 

En uppskattning av betydelsen av dessa effekter kan man få genom att jämföra 

olika halter i vatten: 

I laklösningar vid olika L/S-tal. 

I porvatten beräknade utifrån Kd-värden och fastfashalter 

Uppmätt i mark- eller grundvatten. 

För ämnen som är löslighetsbegränsade kan Kd-värden beräknade från lakförsök 

användas som ett källterms-Kd endast vid den aktuella fastfashalten. Om Kd-värdet 

används för förorenad mark med lägre totalhalt riskerar utlakningen att underskattas. 

3.6 Slutsatser och rekommendationer 

En utgångspunkt vid framtagande av den metodik som presenteras i denna rapport 

var att fokus skulle ligga på användande av standardiserade tester, som i dagsläget 

finns framtagna för avfall. Följande slutsatser har kunnat dras rörande användbarheten 

av sådana standardtester: 

Standardiserade laktester har en stor fördel att resultat från olika platser, 

utförda av olika laboratorier, m.m. kan jämföras. Standardisering och ackreditering 

innebär dessutom en kvalitetskontroll för utförandet. 

Standardiserade tester innebär kraftiga förenklingar och beskriver därför 

inte alltid de verkliga förhållandena i en förorenad jord. Resultaten är 

därför inte direkt överförbara till fältförhållanden och verkliga tidsskalor 

vilket måste beaktas vid tolkning av laktesterna. Särskild hänsyn vid 

tolkningen av resultaten måste bl.a. tas på grund av att: 

o Laktester är korttidstester med korta kontakttider mellan 

lakvätska och lakat material. Eventuella kinetiska effekter i 

utlakningen (kemiska eller fysikaliska) innebär att halten i 

lakvätskan underskattas. Det är mycket svårt att uppskatta 

storleken av denna effekt men upp till tio gånger högre halter 

kan inte uteslutas. 

o Lakning sker med stora mängder vatten, varigenom utspädningseffekter 

kan uppkomma som innebär att halten i lakvätskan 

underskattas. 

o Ett problem med skaktester är att eventuella lättlakade ämnen 

blir kvar i lakvattnet och kan påverka andra ämnens utlakning. 

I en verklig situation sköljs dessa successivt bort. 

o Förändringar i pH eller redoxpotential kan kraftigt påverka 

lakbarheten av många ämnen. En förändring/sänkning av 

pH med en enhet kan ge upp till 10–100 gånger högre utlakning. 

29




Standardtester för att studera möjligheten för pH-förändringar och de 

konsekvenser detta har på utlakningen finns tillgängliga och bedöms vara 

användbara vid riskbedömning för förorenade områden (ANC-tester för 

att beskriva buffertkapaciteten respektive pH-statisk lakning för att titta 

på pH-beroende utlakning). 

Perkolationstester ger möjlighet att mäta halten i lakvätskan vid låga L/Stal. 

Halten i lakvätskan vid L/S=0,1 är ofta högre än vid andra L/S-tal, 

men undantag förekommer där halten ökar med stigande L/S. De högre 

halter som ibland observeras vid L/S=0,1 kan bero på utlakning som sker 

under de fyra dygn som kolonnen står och uppmättas med vatten (något 

som skulle kunna tyda på kinetiska effekter). Det är mindre troligt att den 

högre utlakningen beror på frigörelse av lättlösliga fraktioner av olika 

komponenter från jorden. Jordarna som utvärderats i detta projekt har i 

många fall legat åtkomliga för lakning under lång tid varvid mycket lättlakade 

fraktioner därmed redan är utlakade. 

De laktester som är framtagna för avfall görs med avjoniserat vatten vilket 

kan ge en utlakning som inte är representativ för många metaller i 

jordar. I en ISO-standard som är under framtagning föreslås lakning med 

CaCl2-lösning som standard för jordar, vilket anses bättre avspegla den 

kemiska miljön i markporvatten. För jord där föroreningen sitter lätt adsorberad 

(t ex jord som förorenats genom spill; impregnering/ytbehandling) 

bedöms laktester med vatten kunna ge en tillräckligt 

god bild av lakbarheten. För fyllnadsmaterial innehållande granulära avfallsslag 

t ex slagg sitter föroreningen generellt hårdare bundet (dock sker 

krossning till 4 mm inför laktestet). 

Sammantaget har slutsatserna från de analyser som gjort i denna rapport och tillhörande 

underlagsrapporter visat att ett urval av de standardiserade lakmetoder som 

finns framtagna för oorganiska ämnen kan användas vid riskbedömning av förorenad 

mark för att beskriva utlakningen av föroreningar. Vissa begränsningar har 

dock identifierats vilket även diskuterades i avsnitt 3.4-3.5. 

30




4 Förslag till metodik 

Nedan ges en beskrivning av tillvägagångssätt för utförande av relevanta laktester 

och tolkning av resultaten vid riskbedömning av förorenad mark. Metodiken är 

giltig för oorganiska ämnen (metaller och arsenik), men många av principerna är 

även giltiga för organiska ämnen. Hur metodiken kan utvecklas till att även omfatta 

organiska ämnen inklusive behov av kompletterande utredningar diskuteras sist i 

rapporten. 

4.1 Avgränsning 

Bedömning av lakbarheten av den förorenade jorden är av intresse för flera delar 

av en riskbedömning för förorenade områden. Dessa är: 

Bedömning av föroreningarnas biotillgänglighet och därmed de miljö- 

och hälsorisker de kan innebära vid den planerade markanvändningen 

Bedömning av risk för spridning av föroreningar på grund av utlakning 

av föroreningar med genomströmmande vatten. 

Utredning av alternativ för omhändertagande av jorden efter en eventuell 

urgrävning. 

Denna rapport redovisar i första hand en metodik för att klargöra risken för utlakning 

av föroreningar från ett förorenat område på kort och lång sikt vid de aktuella 

kemiska och hydrologiska förutsättningarna. Detta görs i dagsläget med hjälp av 

framtagande av platsspecifika riktvärden enligt Naturvårdsverkets modell eller 

genom användande av spridningsmodeller. 

Metodiken berör inte tester för att klassificera jorden (avfallet) inför placering 

på deponi (se kapitel 1). Det kan dock finnas vissa samordningsvinster om samma 

standardiserade laktest kan utnyttjas för riskbedömning som för en eventuell klassificering 

av uppschaktade jordmassor aktuella för deponering. Metodiken omfattar 

inte heller laktester för bedömning av möjlighet till återanvändning av jord efter 

rening. Det kan noteras att nya standardiserade metoder för förorenad jord är under 

framtagande inom ISO. 

De beskrivna metoderna kan leda till betydande osäkerheter i tolkningarna för 

oxidations- eller reduktionskänsliga material och kräver i många fall kompletterande 

undersökningar med andra typer av tester. För oxidationskänsliga material är 

utlakningen i betydande grad beroende av syre eller andra oxidanter, medan utlakningen 

hos reduktionskänsliga material är beroende av organiskt kol eller andra 

reduktionsmedel. 

4.2 Översikt över metodiken 

En europastandard finns framtagen som beskriver en metodik för bedömning av 

lakbarhet hos avfall (prEN 12920). För närvarande pågår även framtagning av en 

liknande metodik för förorenad jord (ISO/TC 190/SC 7/WG 6). Sammanfattningsvis 

beskriver dessa metodiker olika steg i riskbedömningen som ska beaktas för att 

31




laktester ska väljas och tolkas på rätt sätt. En anpassning har gjorts för den aktuella 

metodiken som presenteras i denna rapport. Den föreslagna metodiken sammanfattas 

översiktligt i figur 4.1. 

Identifiera 

källterm 

Spridnings 

vägar? 

Recipient/ 

riskobjekt? 

Områdesbeskrivning, historiska 

data, totalhaltsbestämning 

Standardiserade skak- och kolonntester 

Beräkning av Kdvärden 

Konservativ 

uppskattning av 

källtermen 

Tillämpning i riktvärdes- 

Jämförelse med och utsläppsmodeller 

miljökvalitetskriterier 

Beskrivning av scenario 

Karakterisering av jord och 

provtagningsstrategi 

Förslag till val av laktester 

Tolkning och verifiering av 

resultat från laktester 

Tillämpning och bedömning 

av risker 

Figur 4.1. Sammanfattning av metodiken för utförande och tolkning av laktester vid riskbedömning 

av förorenad mark. 

I mer detalj omfattar metodiken följande steg: 

4) Scenariobeskrivning 

Identifiering och beskrivning av källterm, spridningsvägar och riskobjekt 

Identifiering av behov av laktestning och eventuell omfattning (antal, 

typ, m.m.). 

5) Karakterisering av området 

Karakterisering av det förorenade markområdet 

Val av representativa jordprov för lakning; provtagningsstrategi 

6) Förslag till val av laktester 

Förslag till val av laktester för riskbedömning av förorenad mark 

7) Tolkning och verifiering av resultat från laktester 

Utvärdering av uppmätta halter, pH, m.m. 

Tolkning/hypotesprövning med hjälp av olika modellansatser och geokemiska 

tolkningar (stöd för bedömning av styrande processer, m.m.) 

Jämförelse med resultat från fältmätningar, t ex analys av halter i jord 

och grundvatten eller markporvatten. 

Jämförelse med resultat av fälttester, t ex lysimetertest. 

8) Tillämpning och bedömning av risker 

Jämförelse med bedömningsgrunder för miljökvalitet 

Framtagande av Kd-värden 

32




Utvärdering av föroreningsutsläpp t ex genom att använda utsläpps- och 

transportmodeller 

Uppskattning av risker med riskbedömnings- eller riktvärdesmodeller. 

4.3 Beskrivning av lakningsscenario 

Vid riskbedömningar av förorenad mark ingår att klargöra hälso- och miljöriskerna 

både i dagsläget och på sikt. Dagens situation kan ofta belysas med hjälp av provtagning 

och kemisk analys av jord, grundvatten, ytvatten och sediment. För sådana 

förorenade områden där spridning av föroreningar är en viktig faktor bör genomförande 

av laktester övervägas. Utvärdering och tolkning av laktester ger viktig information 

för bedömning av risken för framtida spridning, vid framtagande av 

platsspecifika riktvärden samt för att bedöma åtgärdsbehovet. 

Det är centralt att beakta det långsiktiga perspektivet. För att inte riskerna skall 

underskattas och för att de åtgärder som föreslås för ett förorenat område skall vara 

relevanta bör hänsyn därför tas till förändringar av de kemiska och fysikaliska 

förhållanden som kan ske med tiden. Med detta som utgångspunkt bör de laktester 

som utförs i riskbedömningssammanhang beskriva en möjlig framtida situation där 

utlakningen är som störst. 

Det övergripande syftet med laktester vid riskbedömning av förorenade områden 

är att uppskatta föroreningsbelastningen (utsläpp per tidsenhet) och de föroreningshalter 

denna kan orsaka i grundvatten eller ytvatten. Målet med laktestet är i 

detta sammanhang att: 

karakterisera källtermen (föroreningskällan, dvs. den förorenade jorden) 

uppskatta utläckaget av föroreningar på kort och lång sikt 

ge information om lakningsprocesser och styrande faktorer för lakning 

och biotillgänglighet. 

För att kunna använda resultaten i en riskbedömning krävs att aktuella spridningsvägar 

och skyddsvärda recipienter nedströms källan identifieras. I figur 4.1 redovisas 

huvudmomenten i en riskbedömning till vilka laktester kan ge viktig information. 

33

conc 

pH 

conc 




Förorenat område 

Recipient 

L/S 

Source Källterm Source Källterm term 

Transport 

Effekt/risk Impact 

Laktester 

Uppskattning av utlakning 

av föroreningar genom 

lakning vid olika 

förhållanden. Tolkning av 

resultat. 

Utvärdering och 

beräkningar 

Resultat från laktester 

används som indata för 

riskbedömning, tex beräkning 

av transport och jämförelse 

med kriterier i recipienten. 

Figur 4.1. Centrala moment i en riskbedömning som kan beskrivas med hjälp av laktester 

(från underlagsrapport 2). 

4.4 Karakterisering av jord 

och provtagningsstrategi 

4.4.1 Historiska data och områdesbeskrivning 

Inledningsvis görs en beskrivning av vilka verksamheter som har bedrivits i området 

och vilka ämnen som använts. Detta kan ge information om vilka föroreningar 

som kan förväntas och i vilken kemisk form de kan föreligga, samt om det finns 

andra ämnen som påverkar de kemiska förhållandena, t.ex. pH-buffrande, syreförbrukande 

material eller material med höga salthalter. 

En översiktlig bild av föroreningsutbredningen (yta, djup) och föroreningsnivåerna 

måste finnas innan prov för laktester kan uttas och laktester utföras. Hur föroreningen 

fördelar sig mellan olika jordarter eller i fyllnadsmaterial styr också 

urvalet av representativa jordprov för lakning. Även grundvattnets kemi på det 

aktuella objektet bör klargöras i samband med områdesbeskrivningen då detta kan 

ha betydelse för utvärderingen av resultaten. 

4.4.2 Val av jord för laktester 

Representativa jordprov för lakning kan väljas ut på följande sätt: 

Förekommande typer av föroreningskällor provtas 

Jordprov tas på representativa förorenade material/jordarter, vilket alltid 

ska inkludera den förorenade jordtyp som dominerar inom området. 

Jordprov väljs ut så att de täcker in de haltintervall av aktuella föroreningar 

som indikeras av tidigare undersökningar. 

34




Om en väsentlig andel av föroreningen ligger under grundvattenytan bör 

även detta material laktestas. 

Omfattning av provtagning av jord för laktester beror på förhållandena i området 

och generella råd är svåra att ge. Tillräckligt många laktester bör utföras för att 

representera de huvudsakliga förorenade jordtyper som identifierats över de relevanta 

haltintervallen. För medelstora områden (mindre än 1 ha) med homogent 

jordmaterial och liten variation i föroreningshalterna kan ett fåtal laktester vara 

tillräckligt (cirka 5-10 stycken). Ett större antal laktester (troligen flera tiotal prover) 

kan erfordras för större områden (flera hektar) eller områden med heterogen 

karaktär. 

Prov kan väljas ut som samlingsprov över vissa djupnivåer i en punkt (t ex 

halvmetersintervall) eller som samlingsprov från flera punkter. Samlingsprov från 

olika delar av området ger en övergripande bild av utlakningen, men minskar möjligheten 

att tolka styrande processer. Hur uttag av samlingsprov ska ske beror på 

hur föroreningarna förväntas förekomma. En viktig utgångspunkt är att inte blanda 

material med mycket heterogen sammansättning, både vad avser föroreningshalter 

och materialtyp. Detta gäller inte minst platser där föroreningen förekommer som 

hot-spots (mycket höga halter). Prover med sinsemellan olika kemisk karakteristik 

bör inte heller blandas eftersom det kan påverka lakprocesserna. Jordprovtagning 

sker enligt vedertagna standarder och rekommendationer från Naturvårdsverket, 

SGF, m.fl. 

4.4.3 Totalhaltsbestämning och provberedning 

Inför lakning bestäms totalhalten av aktuella ämnen i de uttagna jordproven. Vid 

totalhaltsanalys upplöses materialet ”totalt” genom en smälta eller ”nästan totalt” 

genom syraupplösning anpassad för materialet och ämnet som ska analyseras. I en 

smälta analyseras även innehållet i mineralkornen. För förorenad jord beskrivs 

totalhalten av metaller och arsenik vanligtvis med kemisk analys genom syraupplösning 

på fraktionen < 2 mm. Graden av upplösning av det fasta materialet beror 

av vilka syror och vilken koncentration som används (se underlagsrapport 1). Olika 

laboratorier använder olika analysmetoder. 

Den vanliga förbehandlingen av jordproven är att sikta bort fraktionen som är 

större än 2 mm (se t.ex. SS-ISO 11464). Grus och sten tas bort utan att analyseras, 

vilket motiveras av att föroreningsgraden vanligen minskar med ökande partikelstorlek. 

För det fall man betraktar fyllnadsjord innehållande avfallsmaterial med 

större kornstorlek (t.ex. slagg) bör krossning av det uttagna provet ske före siktning 

så att inte avfallsmaterialet siktas bort. Mer detaljerad information om provberedning 

ges i underlagsrapport 1. 

4.4.4 Övrig karakterisering 

En allmän jordartsbestämning bör göras för att kunna tolka resultaten av laktesterna 

och utreda eventuella variationer i utlakning på grund av olika materialsammansättning. 

I detta ingår t ex siktanalyser för bestämning av jordens kornstorlek samt 

bestämning av densitet och vatteninnehåll. 

35




Utöver totalhaltsanalyser av de aktuella föroreningarna (oorganiska och organiska) 

i jorden kan även analysparametrar som möjliggör tolkning och utvärdering 

av lakningsprocesserna i jorden haltbestämmas, t.ex. TOC, karbonat, pH samt mineralogiska 

analyser, t.ex. bestämning av innehåll av sulfider, järn- och manganoxider. 

4.5 Förslag till val av laktester 

I tabell 4.1 nedan sammanfattas ett antal viktiga laktester som kan utföras inom 

ramen för riskbedömning av förorenade områden med syfte att beskriva utlakningen 

av föroreningar från jorden på kort och lång sikt. Enstaka tester eller en kombination 

av olika av tester kan väljas beroende på de aktuella frågeställningarna. För 

större förorenade områden där spridning av föroreningar är betydande bör man 

överväga att utföra samtliga tester som föreslås i tabell 4.1. 

Frågeställningarna som dessa tester besvarar lyftes fram i avsnitt 2.2–2.3 och 

diskuteras ytterligare i detta avsnitt. Provberedning och utförandet av lakmetoderna 

ska ske enligt framtagna standarder, se underlagsrapport 1 och sammanfattningen i 

kapitel 2. 

Tabell 4.1 Sammanfattning av laktester som kan utföras vid riskbedömning 

av förorenad mark. 

Typ av test Syfte Resultat från laktest 


EN 12457-3 


pr EN 14405 

Testet beskriver den aktuella utlakningen 

från materialet används vanligen 

för översiktliga undersökningar 

av ett större antal prover. 

Resultaten kan användas för bestämning 

av indata till modeller. 

Testet beskriver utvecklingen av 

utlakningen från materialet med tiden 

och används vanligen för att ge en 

mer detaljerad bild av utlakningsförloppen 

i ett mindre antal prover. 

Resultaten kan användas för bedömning 

av utlakningen på kort och lång 

sikt, t ex för bestämning av styrande 

processer och indata till modeller. 

Bestämning av ANC Test för att bedöma materialets 

syraneutraliserande förmåga, dvs. 

buffertkapaciteten. Testet kan användas 

för en bedömning av utlakningen 

på lång sikt. 

pH-statiskt test enligt 

prEN 14997 vid tre 

olika pH (4.5, 6 och 

7.5) 

Test för att bedöma effekten på 

utlakningen vid pH-förändringar. 

Testet kan även användas vid tolkning 

av styrande processer. 

Testet syftar till att ge en 

jämviktskoncentration av 

föroreningar i eluaten och 

utlakade mängder vid L/S 2 

och L/S 10. 

Testet syftar till att ge en 

jämviktskoncentration av 

föroreningar i eluaten och 

utlakade mängder vid 

7 L/S-tal 1 ) (L/S 0.1, 0.2, 0.5, 

1, 2, 5 och 10). 

Mängd syra som krävs för att 

styra pH till 4. Samordnas 

eventuellt med pH-stattestet 

nedan. 

Halter av föroreningar i 

laklösning vid olika pH. 

1 Beroende på syftet med testet kan färre L/S-tal analyseras. L/S 2 och 10 kan vara användbara 

för jämförelse med skaktest. Halt vid L/S 0,1 är ofta maxhalten i testet 

36




4.5.1 Laktester 

Skak- och perkolationstester kan utföras var för sig eller i kombination för att bedöma 

lakbarheten av föroreningar och för att ta fram indata till platsspecifika riktvärdes- 

och utsläppsmodeller, t.ex. Kd-värden. Skaktester är snabbare och billigare 

än perkolationstester. Förenklat kan sägas att skaktester kan användas för översiktliga 

undersökningar av ett större antal prover medan perkolationstester vanligen 

används för att ge en mer detaljerad bild av utlakningsförloppen i ett mindre antal 

prover. 

Perkolationstester beskriver utlakningen vid lägre L/S-tal än skaktester. På ett 

förorenat markområde har jorden vanligtvis redan utsatts för lakning pga. infiltration 

och grundvattenströmning under tiotals år. Detta gör att utlakningen från ett 

laktest vid låga L/S-tal (kort tid) inte alltid har samma relevans för förorenad jord 

som t ex för ett avfall som inte tidigare utsatts för utlakning före deponering. Perkolationstesterna 

kan dock även ge information som underlag för tolkning av utlakningsprocesser 

(kinetik, löslighetsbegränsningar, m.m.) och ger i många fall 

upphov till en halt i lakvätskan vid L/S 0–0,1 l/kg som är högre än eluathalten från 

skaktester. 

Standarden för laktesterna baseras på lakning med avjonat vatten. I ett förslag 

till standardlaktester för förorenad jord (ISO-standard) föreslås lakning med 0,001 

M CaCl2 saltlösning, som bättre bedömts representera de kemiska förhållandena i 

ett markporvatten. Tills vidare rekommenderas lakning med avjonat vatten men 

detta kan komma att ändras om den nya standarden införs. 

4.5.2 Bestämning av ANC 

För att få en uppfattning om den möjliga utlakningen på längre sikt på grund av 

eventuella förändringar i jordens buffringskapacitet föreslås att en bestämning av 

jordens syraneutraliserande förmåga/buffertkapacitet (ANC) utförs. En standardmetod 

för detta planeras. 

Välbuffrade jordar, vanligen karbonatbuffrade, har ett nära neutralt pH och 

därmed en låg lakbarhet för många oorganiska föroreningar. Jordmaterialets buffringskapacitet 

är ett mått på förmågan att motstå förändringar av pH, exempelvis 

till följd av försurningspåverkan i ett längre tidsperspektiv. Om jordmaterialet har 

en hög buffringskapacitet är förändringar av lakbarheten mindre trolig, även på 

lång sikt. Om jordmaterialet däremot har en låg buffringskapacitet kan påtagliga 

förändringar av lakbarheten förväntas i framtiden. I det senare fallet riskerar därför 

ett laktest utfört under mycket kort tid att underskatta den långsiktiga lakbarheten. 

En ANC-bestämning är därför ett viktigt komplement till laktest. 

4.5.3 pH-statiska tester 

Förändringar av pH-värdet i den naturliga miljön är viktigt för den långsiktiga 

utlakningen av föroreningar. pH-statiska tester föreslås utföras på förorenad jord 

för att förutsäga förändringar av lakbarheten vid pH-ändringar. pH-statiska tester 

kan även ge information vid tolkning av styrande processer. 

Tester föreslås utföras enligt standard prEN 14997, men bör kunna begränsas 

till pH-värden som täcker in ett intervall som är relevant för naturliga jordar. Styr- 

37




ning av pH föreslås ske till 4.5, 6 och 7.5 (dvs. färre pH-justeringar än i det standardiserade 

testet). 

Bestämning av ANC kan ske inom ramen för detta test genom att syratillsatsen 

för att styra pH-värdet till pH 4 noteras. 

4.5.4 Övriga tester 

Utöver ovanstående standardiserade tester kan olika platsspecifika förhållanden 

eller krav från myndigheter, deponiägare, m.m. medföra ett behov av att utföra 

andra tester. För en bedömning av hur förorenad jord ska deponeras kan en jämförelse 

av resultaten från ovan föreslagna skak- och perkolationstester även ske med 

gränsvärden för avfall (NFS 2004:10). Gränsvärden baseras på halter och utlakade 

mängder från både skaktester och perkolationstester (gränsvärden finns för L/S 0,1 

och L/S 10). 

4.5.5 Kemiska analyser på lakvätskan 

Efter utfört laktest bestäms halten av aktuella föroreningar i de uttagna eluaten. 

Mätningar av pH, konduktivitet, m.m. sker i övrigt enligt standard. Utöver detta 

kan även analysparametrar som möjliggör tolkning och utvärdering av lakningsprocesserna 

bestämmas, t ex DOC, alkalinitet, sulfat, klorid, natrium, kalium, magnesium, 

kalcium, järn och mangan. Val av tilläggsanalyser kan variera beroende på 

syftet med testet. 

4.6 Tolkning av resultat från laktester 

4.6.1 Utvärdering av uppmätta halter, pH, m.m. 

För att få en förståelse för lakprocesserna i det aktuella materialet bör man utföra 

olika utvärderingar, varav några viktiga redovisas nedan. I underlagsrapport 3 ges 

flera exempel på hur data från ett laktest kan sammanställas i figurer och diagram 

för vidare tolkning. 

Under vilket pH skedde den utförda lakningen? Plotta halt i eluat av aktuell 

förorening mot pH-värde, bl.a. för att klargöra om laktester på olika 

material gett upphov till olika pH-värden. Plotta även eluathalterna vid 

olika pH-värden från pH-stat testet. Gör ovanstående diagram även för 

ackumulerade utlakade mängder, som beräknas från uppmätta eluathalter 

och L/S-tal i olika steg. Beräkna även den ackumulerade utlakade andelen 

av olika föroreningar i testen. 

Har innehållet av organiskt material betydelse för utlakningen? Plotta 

halt i eluat samt ackumulerad utlakad mängd av aktuell förorening mot 

halten DOC i eluat respektive mot halten TOC i den fasta fasen. 

Finns korrelationer mellan halter av olika ämnen i eluaten? Vad betyder 

detta för tolkningen av styrande processer? 

Hur påverkas utlakningen av totalhalten i jorden? Plotta eluathalten mot 

totalhalten i jorden. 

38




Hur ser utlakningsförloppet ut? Plotta halt i eluat (eller utlakade mängder) 

av aktuell förorening som funktion av L/S-kvoten. Observera att 

L/S-kvoten inte är relaterad till tiden på ett entydigt sätt. 

4.6.2 Modellansatser och geokemisk tolkning 

En konceptuell modell för utlakningen av olika ämnen kan beskrivas i ord och med 

enkla illustrationer. Vilken ledning ger tolkningen för behov och val av åtgärder? 

Ger de erhållna resultaten från de olika laktesten stöd för den konceptuella tolkningen? 

Om underlaget tillåter kan tolkning och hypotesprövning även ske med hjälp av 

olika modellansatser och geokemiska tolkningar. Detta görs som stöd för bedömning 

av styrande processer och styrande faktorer för lakning. 

4.6.3 Källtermsbestämning 

För bedömning av risk i riktvärdes- och spridningsmodeller definieras en källterm 

för vidare spridning av föroreningar. I förorenade områden är vanligen utlakning 

med strömmande vatten den vanligaste processen för spridning av föroreningar. 

Källtermen kan då beskrivas av en föroreningshalt och ett vattenflöde. Halter och 

flöden kan bestämmas på olika sätt: t.ex. porvattenhalter och transport från porvattnet, 

grundvattenhalter och grundvattenflöden. Källtermen kan förändras med 

tiden vilket kan beaktas i spridningsmodeller. I vissa fall såsom i modellen för 

riktvärden för förorenad mark betraktas källtermen som konstant och syftar till att 

beskriva den maximala utlakning som kan uppkomma på sikt. Den följande texten 

fokuserar på att bestämma de halter som används för att beräkna källtermen. 

De osäkerheter som introduceras när resultaten från laktester ska tolkas för att 

ta fram parametrar för beräkningarna medför att flera metoder bör användas för att 

ta fram underlag för riskbedömningen. För bestämning av den källterm som ska 

användas i riskbedömningen står tre grundläggande möjligheter till buds: 

Grundvattenhalter / in-situ markporvattenhalter 

Eluathalter i laktest 

Bestämning av källterm baserat på Kd-värden och totalhaltsanalyser 

Dessa redovisas utförligare i avsnitt 4.6.4 till 4.6.6. 

4.6.4 Källtermsbestämning baserat på halter i grundvatten 

Bestämning av källtermen med hjälp av uppmätta halter i grundvatten kan betraktas 

som en relativt pålitlig metod för att beskriva dagens situation. Ett problem som 

uppkommer är att avgöra i vilken grad den källterm som uppmätts på detta sätt är 

påverkad av utspädnings- eller fastläggningseffekter. Således uppkommer frågan 

om det är den maximala källtermen eller inte. Metoden ger inte heller någon upplysning 

om framtida haltutveckling. Andra metoder bör därför användas som komplement. 

39




4.6.5 Källtermsbestämning baserat på laktester 

Att bestämma källtermen direkt från eluathalter kan indelas i tre olika fall: 

a) De uppmätta eluathalterna stämmer väl överens med en välgrundad förklaringsmodell, 

t ex om de kan förklaras med en löslighetsbegränsning. 

Är den utlakade andel av föroreningen som laktestet ger rimlig och förklarbar? 

I detta fall bör de uppmätta eluathalterna utgöra en god utgångspunkt 

för uppskattning av källtermen. 

b) De uppmätta eluathalterna visar tecken på att exempelvis kinetiska effekter 

begränsar eluathalterna – avvikelser identifierade mellan laktest 

och förklaringsmodell. I detta fall kan försök göras att uppskatta relevanta 

korrektionsfaktorer. Om detta inte är möjligt föreslås (interimistiskt) 

att källtermen uppskattas som 10 gånger den uppmätta eluathalten. 

c) Dålig samstämmighet erhålls mellan olika laktest på likartade prov, till 

synes slumpartade haltberoenden (eluathalt mot totalhalt), oregelbundet 

pH-beroende etc. Någon rimlig förklaringsmodell kan ej ställas upp. I 

detta fall rekommenderas att man i stället lägger tyngden på andra metoder 

för att uppskatta källtermen. Alternativt bör kompletterande undersökningar 

och laktester utföras. 

Extrapolation av eluathalter i tiden för att uppskatta tidsberoendet hos källtermen 

sker i dagsläget vanligen genom att översätta en L/S-kvot i laktestet till motsvarande 

tid för genomströmning av den förorenade jorden med grundvatten. Många 

laktester predikterar att endast en liten andel av den totala föroreningsmängden 

lakas ut även efter mycket lång tid. Om det inte finns starka skäl för att detta är 

fallet (t ex föroreningar i slaggmaterial etc.) skall denna begränsning utlakbar 

mängd inte beaktas i riskbedömningen. Som diskuterats i avsnitt 3.5.1 i denna 

rapport kan översättning av L/S-kvoter till tid vara osäker och kan inte generellt 

rekommenderas. I två speciella fall bör dock metoden kunna utnyttjas på ett rimligt 

tillförlitligt sätt: 

Då eluathalten avklingar exponentiellt och en extrapolering och integrering 

över tiden visar att hela den ursprungliga mängden av föroreningen 

kan förväntas lakas ut med tiden. För detta fall kan t ex TAC-modellen 

eller en Kd-modell med exponentiellt avtagande utnyttjas för utsläppsberäkningarna. 

Då eluathalten snabbt ställer in sig på en konstant halt vid ökande L/S-tal 

och att det samtidigt kan visas att denna halt väl överensstämmer med en 

förväntad löslighetsbegränsande fast fas av föroreningen. I detta fall kan 

inte antagandet om ett exponentiellt avtagande utnyttjas. Enkla samband 

för att beskriva källtermen för detta fall ges i underlagsrapport 3. 

4.6.6 Bestämning av platsspecifika Kd-värden för att beskriva 

utlakning 

I de modeller som används idag (t ex riktvärdesmodellen) utnyttjas fördelningsfaktorer, 

Kd-värden, för att beskriva föroreningarnas utlakning. Kd-värden för olika 

typer av föroreningar beskriver kvoten mellan halten i fast fas och halten i lösning. 

40




Laktester utgör ett underlag för att ta fram platsspecifika Kd-värden. Laktester skall 

dock inte ses som en experimentell bestämning av platsspecifika Kd-värden. Med 

detta menas att Kd-värden utvärderade från laktester inte skall användas för beräkning 

av riktvärden utan föregående tolkning och utvärdering. De rekommendationer 

för att bestämma källtermen från laktester för olika typfall som ges i avsnitt 

4.6.4 är tillämpliga även för bestämning av halten i lösning som används för att ta 

fram platsspecifika Kd-värden. 

Kd-värden utvärderade från laktester kan endast användas för att beskriva utlakning 

(desorption). Kd-värden som beskriver fastläggning på ren jord (adsorption) 

måste tas fram med andra metoder. 

Beräkningen av Kd-värdet för användning i ovanstående riktvärdes- och spridningsmodeller 

föreslås ske på följande sätt: 

1) Kd = totalhalt [mg/kg TS] / maximal halt i eluat från perkolations- eller 

skaktest [mg/l]. Eluathalter från laktester bör tolkas och i vissa fall justeras 

enligt avsnitt 4.6.5. För skaktester har resultaten i denna studie visat 

att Kd beräknat från halter vid L/S 2 ofta är lägre än vid L/S 10, dock 

inte för alla ämnen. För perkolationstester erhålls maximal halt i eluat 

ofta vid L/S 0–0,1 l/kg. Man kan med fördel beräkna Kd från flera olika 

L/S-tal och jämföra skillnaderna. 

2) Jämför det framtagna Kd-värdet med Kd-beräkningar från platsspecifika 

fältmätningar, t ex halter i jord i förhållande till halter i grundvatten eller 

porvatten. 

o Kd = halt i jorden [mg/kg TS] / halt i grundvattnet 

(porvattnet) [mg/l] 

3) Möjligheter finns att även jämföra det framtagna Kd-värdet med resultat 

från eventuella andra tester, t ex lysimetertest. 

4) Om Kd-värdet beräknat från laktestet är väsentligt högre än de värden 

som erhålls från fältmätningar eller andra tester bör det beräknade Kdvärdet 

justeras nedåt. Fall där laktestet visar lägre Kd-värdet kan också 

förekomma, men någon uppjustering av Kd-värdet bör inte ske eftersom 

det riskerar att underskatta utlakningen. 

5) Om de beräknade Kd-värdena blir extremt höga är detta en indikation på 

att Kd-konceptet med beräkningssätt enligt ovan ej är tillämpbart. Det 

finns ett ”tak” över vilket Kd-värden ej kan användas i t ex riktvärdesmodellen. 

I underlagsrapport 3 redovisas variationer i beräknade Kdvärden 

för olika ämnen från laktester som utförts i de svenska efterbehandlingsprojekten. 

Om det beräknade platsspecifika Kd-värdet väsentligt 

överstiger de värden som används i Naturvårdsverkets riktvärdesmodell 

eller överstiger medianvärdet av de data som redovisas i underlagsrapport 

3 bör starka motiv finnas för att använda dessa höga värden. 

Det slutliga platsspecifika Kd-värdet som efter utvärderig och tolkning bedöms vara 

mest representativt för det förorenade området kan användas i riktvärdesmodellen 

istället för generella Kd-värden. I avsnitt 4.7.2 beskrivs hur Kd-värden kan tillämpas 

i spridningsmodeller. 

41




4.6.7 Bedömning av effekten av långsiktiga förändringar 

Vid utvärdering av laktesterna bör även en kvalitativ bedömning göras av risken 

för att utlakningen förändras på sikt. Följande frågeställningar bör besvaras: 

Finns det en risk att materialets buffertkapacitet utarmas på sikt eller att 

redoxsituationen förändras inom det förorenade markområdet (t ex förändring 

av grundvattenytans nivå, övertäckning genom asfaltering, 

markarbeten, m.m.)? Information kan ges av ANC-bestämning. 

Kan sur nederbörd leda till en sänkning av pH-värdet i den aktuella jorden 

med ökad utlakning som följd? Genomför uppskattningar av relevanta 

tidsförlopp. Viktig information kan ges av pH-stattester och ANCbestämning. 

Kan man förvänta sig att de aktuella föroreningstyperna/kemiska formerna 

är känsliga för kemiska/fysikaliska förändringar i det aktuella geologiska 

materialet/fyllnadsjorden? (Som exempel är krom ett redoxkänsligt 

ämne som vid övergång från reducerande till oxiderande förhållanden 

kan omvandlas från trevärd till sexvärd form. Den senare kemiska formen 

är mer mobil vilket kan medföra en ökad utlakning och spridning). 

Kan framtida åtgärder leda till ändrade redoxförhållanden (höjning av 

grundvattenyta, inkapsling/övertäckning, m.m.) eller ändrat pH (kalkning, 

in-situ stabilisering, m.m.). 

Om svaret på någon eller samtliga av ovanstående frågor är ja, kan kemiskhydrologiska 

situationer uppkomma på sikt inom det förorenade området som riskerar 

att ge en ökad utlakning som inte generellt går att beskriva med de utförda 

laktesterna. Värdefull information kan ges av pH-stattester som bas för värderingar 

av känslighet för pH-förändringar. 

Ovanstående aspekter bör beaktas vid tolkning av laktester och för slutsatser 

om risker och åtgärdsbehov för förorenade markområden. 

4.7 Tillämpning för bedömning av risker 

Olika typer av modeller kan användas för att uppskatta av läckaget av föroreningar 

från ett förorenat område. I dessa modeller görs olika antaganden om källtermen, 

hur den förändras med tiden samt hur föroreningarna sprids. I detta avsnitt redovisas 

olika modellers egenskaper samt effekten av olika typ av källterm. I underlagsrapport 

3 redovisas även exempelberäkningar för enkelt fall med spridning från ett 

förorenat område. 

4.7.1 Tillämpning av bl.a. Kd i utsläpps- och riktvärdesmodeller 

Beräkning av utsläpp eller halter av föroreningar nedströms föroreningskällan med 

hjälp av resultat från skaktest (och eventuella perkolationstest) kan ske på följande 

sätt: 

42




1) Med en spridningsmodell som baseras på den s.k. TAC-modellen. 

2) Med en spridningsmodell som utgår från ett Kd-värde som uppskattning 

av källtermen som tas fram från laktestet och andra tester såsom 

adsorptionstester används för att ta hänsyn till sorption nedströms källan 

3) Med en utspädningsmodell som motsvarar den som används i den generella 

riktvärdesmodellen (ingen hänsyn till sorption nedströms föroreningskällan). 

Prognoser av tidsförlopp i lakningen baserade på hur halten i lakvätskan förändras 

med ökande L/S-tal bygger på extrapolation av försök utförda under mycket kort 

tid till mycket långa tider. Därför bör de formler som används för att överföra L/Stal 

till laktid under givna infiltrationsförhållanden användas med stor försiktighet, 

se även diskussion i avsnitt 4.6.5. Olika typer av modeller utnyttjar informationen 

från ett laktest på olika sätt (se figur 4.2) och lägger också olika vikt på de tidsförlopp 

som observeras i laktestet: 

I modeller som bygger på direkt användning av laktestdata, t.ex. TACmodellen 

är resultatet mycket känsligt för val av parametervärden (C0, 

Kappa). Användning av höga värden på Kappa (snabbt avtagande utlakning) 

riskerar att underskatta utsläppet från ett förorenat område. Detta 

gäller speciellt om fastläggning under transport i grundvattnet är betydande. 

Ofta antas endast en mindre mängd av den totala föroreningen 

vara utlakbar även i mycket långa tidsperspektiv. 

Modeller som beräknar källtermen utifrån ett Kd-värde som antas vara 

konstant i tiden kan överskatta källtermen för spridning, eftersom den antar 

att all förorening på sikt är lakbar. Eftersom källtermen i de flesta fall 

pågår under lång tid är resultatet mindre känsligt för antaganden om hur 

snabbt transporten i grundvattnet sker. 

Den metod som används i generella riktvärdesmodellen med en konstant 

källterm och ingen hänsyn till fastläggning under transport i grundvattnet 

ger en försiktig uppskattning av läckaget, men ger samtidigt ingen indikation 

om när en föroreningsplym kan förväntas nå recipienten. 

43

Vattenflöde 

genom förorenade 

massor 

Källterm 

Transportegenskaper 

i grundvatten 

•Vattentransporttid 

•Sorptions Kd i akvifer 

•Dispersion 

Utspädningsfaktor 




TAC-modellen Kd-modell 

LAKFÖRSÖK 

Riktvärdesmodellen 

Total mängd 

förorening 

C 0 

Kappa 

Avklingning 

från Kappa 

C = C 0 exp(-t) exp(-t) 

K d 

TRANSPORTMODELL 

Tidsberoende 

koncentration 

Avklingning från Kd 

& mängder 

C = C 0 0exp(-*t exp(-*t ) 

Tidsberoende 

utläckage 

Konstant halt 

i porvattnet 

Maximal 

koncentration 

Totalhalt 

Figur 4.2. Användning av resultat från laktester i olika typer av modeller för beskrivning av utsläpp 

av föroreningar med tiden. 

4.7.2 Tolkning och verifiering av lakresultat för bedömning av risk 

En bedömning av riskerna med utlakning från ett förorenat område kan t ex göras 

genom att beräknade halter och/eller utsläpp till nedströms liggande brunnar eller 

ytvattenrecipienter jämförs med: 

bedömningsgrunder/kvalitetskriterier för yt- och grundvatten (dricksvattennorm, 

ytvattenkvalitetskriterier). 

bidrag från det förorenade området till recipient relativt bakgrundstransporten 

i recipienten. 

4.8 Diskussion 

4.8.1 Begränsningar 

Laktester ger framförallt information för att bedöma risken för spridning av föroreningar 

på kort och medellång sikt. Stor försiktighet bör tillämpas i bedömningen av 

långtidseffekter. I den aktuella metodiken föreslås endast kvalitativa bedömningar 

göras av förändringar med tiden, som underlag för beslut om åtgärdsbehov. I 

många fall saknas standardiserade tester för bedömning långtidsförändringar av 

kemiska förhållanden, t.ex. saknas tester för lakning under lätt reducerande förhållanden. 

Det kan vara relevant med vidare arbeten inom detta område, t ex att söka 

laktester med andra extraktionslösningar som beskriver utlakning under andra klimatförhållanden. 

Stor försiktighet skall dock vidtas vid tolkning av sådana typer av 

forcerade tester. Det bedöms inte vara relevant med alltför ”tuffa” laklösningar 

eftersom starkt överskattade mått på lakbarheten inte är intressanta annat än för 

44




kvalitativa resonemang i ett riskbedömningssammanhang. Variationen i jordtyp, 

föroreningskemi, m.m. kommer också att avgöra tillämpbarheten och utformningen 

av ett sådant laktest. 

Om halterna i eluaten är högre vid L/S 10 än L/S 2, vilket indikerar att det finns 

utlakningsprocesser som ej kan representeras med en exponentiellt avtagande halt, 

kan TAC-modellen inte användas. I sådana situationer krävs även försiktighet vid 

tolkning av laktestdata för beräkning av Kd-värden. 

Det kan noteras att mobila föroreningar utöver i den lösta fasen även kan finnas 

i partikelbunden form. I laktestet filtreras laklösningen oftast med 0,45 μm filter. 

Detta används som en operativ definition av vad som är löst. I en verklig situation 

kan partiklar större än 0,45 μm bidra till spridning. 

Den föreslagna metodiken är i stora delar även tillämplig för organiska ämnen. 

För att ett mer detaljerat förslag till utförande och tolkning av laktester för både 

oorganiska och organiska ämnen skall kunna redovisas måste kompletterande laktester 

utföras på förorenad jord (se avsnitt 5). 

Utförande och tolkning av biotillgänglighetstester har hanterats översiktligt i 

denna rapport och diskuteras i mer detalj i underlagsrapport 2b. 

4.8.2 Kvalitetssäkring/osäkerheter 

Alla analyser är behäftade med osäkerhet, dock är inte alla lika bra undersökta. 

Skaktest, EN 12457, har blivit validerad av van der Sloot m. fl. (2001). Några resultat 

från den studien och från Wahlström m.fl. (2004) visas i tabell 4.2 för att ge 

en uppfattning om osäkerheterna i laktester. Det ska betonas att detta endast rör 

utförandemässiga osäkerheter där ett och samma förfarande använts. Denna typ av 

validering ger däremot ingen information om huruvida de processer som styr utlakningen 

kan mätas med den undersökta metoden, se vidare diskussion om dessa 

typer av osäkerheter i underlagsrapport 3. 

Reproducerbarhet för ett test anger spridningen som kan fås mellan tester på 

delar av samma prov utförda vid olika laboratorier. Upprepbarhet anger den spridning 

som kan erhållas mellan två mätningar utförda på samma laboratorium, med 

samma utrustning och samma material. 

Van der Sloot m.fl. (2001) visade att resultat mellan olika laboratorier kan skilja 

uppåt 100 % för samma material (med 95 % säkerhet). I normalfallet är dock 

spridningen inte så hög. Studien visade också att resultatet mellan två analyser 

gjorda av samma laboratorium kan skilja uppåt 50 %, men skillnaden är vanligtvis 

mindre. Skillnaderna kan bero på små variationer i materialet, hanteringen och 

analysen av vattnet. 

45




Tabell 4.2 Standardavvikelse för skaktest enligt EN 12457 vid L/S 10 (kumulativt), 

mätt på enskilda ämnen. 

Material Förorenad jord Avfall Avfall 

Testdetaljer Enstegs Tvåstegs Tvåstegs 

Upprepbarhet (inom 

lab) 

3–5 % 10–35 % 2–14 % 

Reproducerbarhet 

(mellan lab) 

7–30 % 20–40 % 2–52 % 

Antal laboratorier 11 9 4 

Källa (Van der Sloot m.fl., 

2001) 

(Van der Sloot m.fl., 

2001) 

(Wahlström m.fl., 

2004) 

Osäkerheten, räknat som reproducerbarhet, är ungefär dubbelt så stor för skaktest 

som för en vanlig totalhaltsanalys för samma prov. Dock brukar laktestresultat 

variera mindre än totalhaltsanalyserna mellan olika prov från samma område då det 

oftast är samma processer som styr lakningen från materialet medan det totala innehållet 

av föroreningar kan variera (se mer detaljer i underlagsrapport 1). 

46




5 Kunskapsluckor och vidare 

arbeten 

I dagsläget ställer den beskrivna metodiken stora krav på kunskap vid tolkning av 

resultaten. Metodikrapporten är därför i nuvarande form ingen konkret vägledning 

eller ”kokbok” för aktörer på området. Några arbeten har identifierats som viktiga 

för att det förslag till metodik som ges i denna rapport skall kunna användas med 

tillräcklig säkerhet vid bedömning av risker med utlakning och spridning av föroreningar 

från förorenad mark. Med hjälp av nedan föreslagna utredningar ges 

även möjlighet att ytterligare konkretisera metodiken i en vägledning med tydligare 

rekommendationer för utförande och tolkning av laktester. 

5.1 Fördjupad utvärdering av laktester 

I detta projekt var utgångspunkten att samla in och utvärdera laktester som baseras 

på de standardtester som tagits fram för avfall. Det finns andra tester (icke standardiserade, 

valideringstester, m.m.) som kan utvärderas för att ge svar på en del av de 

frågeställningar som uppkommit i föreliggande projekt, bl.a. kring huruvida jämvikt 

uppnås i skak- och perkolationstesterna eller ej. 

Följande fördjupning föreslås utföras: 

Insamling och utvärdering av resultat från laktester som utförts vid standardiseringsorganen 

(t ex CEN) där syftet bl.a. varit att undersöka det 

genomströmmande flödets och utförandetidens effekt på jämviktsförhållanden. 

Ytterligare modelleringsinsatser på fler laktester. I det föreliggande projektet 

har simuleringar endast skett för ett fåtal tester. 

5.2 Utförande av nya laktester 

Utvärderingen som legat till grund för denna metodikrapport har indikerat att de 

processer som styr utlakningen av föroreningar i förorenad jord inte alltid kan mätas 

med någon eller några av de standardiserade laktester som finns framtagna för 

avfall. En av de faktorer som framkommit i utredningen är att laktestet utförs under 

en begränsad tid vilket i vissa fall kan innebära att jämvikt inte hinner ställa in sig 

vilket riskerar att underskatta halterna i eluaten. 

Anpassade laktester och utredningar bör utföras för att klargöra om det finns ett 

behov av eventuell modifiering/utveckling av de standardiserade laktester som 

föreslås. Om så är fallet måste andra laktester och tolkningsmodeller föreslås i 

metodiken för riskbedömning av förorenad mark. Utredningen kan också visa att 

de standardiserade laktesterna kan användas, men att en annan tolkning bör göras 

än den som preliminärt föreslås i rapporten. Ett tredje möjligt resultat av utredningen 

kan vara att de laktester och tolkningsmodeller som finns beskrivna för förorenad 

jord i denna rapport ger tillförlitliga resultat. Metodiken är då giltig och kan 

konkretiseras med tydligare rekommendationer. 

47




Lämpliga tester är för att besvara dessa frågor är skak- och perkolationstester 

som utförs under längre tid (längre kontakttid mellan vätska och jord) än vad som 

föreskrivs av de hittills använda standarderna. Detta kan även innebära en lägre 

flödeshastighet i ett perkolationstest. Inom ramen för utredningarna i föreliggande 

projekt har s.k. steady-state perkolationstest med återcirkulation av lakvätskan 

bedömts kunna ha stor potential att beskriva den långsiktiga utlakningen från förorenad 

jord på ett relevant sätt (se underlagsrapport 2a och 3). Mycket få tester har 

dock utförts i dagsläget med denna metod varför några långtgående slutsatser om 

användbarheten inte kunnat dras i denna metodikrapport. 

Tester som syftar till att utreda jämviktsförhållanden i laktester är av relevans 

för både oorganiska och organiska ämnen. 

Det saknas även samlade resultat från lysimeterstester för förorenade jordar i 

Sverige. 

5.3 Laktester för organiska ämnen 

Användbara verktyg för källtermsuppskattningar (t ex laktester) finns utvecklade 

för icke flyktiga organiska ämnen. Det kvarstår dock vissa oklarheter kring tester 

för dessa ämnen i jord som bör utredas vidare. Exempel på vidare arbeten är: 

Fler undersökningar för att klargöra om jämviktsförhållanden uppstår/kan 

uppstå vid utförande av perkolationstester och andra jämviktsbaserade 

tester. 

En standardisering och validering (upprepbarhet, reproducerbarhet och 

robusthet) av ovan nämnda tester för att dessa ska kunna användas rutinmässigt 

på organiska icke flyktiga ämnen. 

48




6 Referenser 

Underlagsrapport 1 – Lakmetoder för oorganiska ämnen, SGI 

Underlagsrapport 2a – Lakmetoder för organiska ämnen, DHI 

Underlagsrapport 2b – Tester för bedömning av oral biotillgänglighet vid intag 

av jord, DHI 

Underlagsrapport 3 – Sammanställning av underlagsdata och användning av 

modeller för tolkning av laktester, Kemakta. 

NFS 2004:10: Gränsvärden för deponering, Naturvårdsverket. 

Van der Sloot (2001): Hans A Van der Sloot, O Hjelmar, Jette Bjerre Hansen, 

P Woitke, P Lebom, R Leschber, B Bartet och N Debrucker, 2001. Validation of 

CEN/TC 292 leaching tests and eluate analysis methods prEN 12457 1–4, ENV 

13370 and ENV 12506 in co-operation with CEN/TC 308. ECN-C-01-117, EC 

Wahlström m.fl. (2004) Johan Nordbäck, Margareta Wahlström och Dorthe Laerke 

Jensen, 2004. Användning av extraktionstester för undersökning av metaller i 

förorenad jord. Varia 545, SGI. 

49




Bilaga 1 – Sammanställning av 

laktester som använts för 

utvärdering 

I tabell B1.1–B1.2 sammanfattas vilka laktester som samlats in och använts för 

olika utvärderingar i Projekt ”Laktester för riskbedömning av förorenade områden”. 

Tabell B1.1 – Insamlade skaktester från svenska efterbehandlingsprojekt (tvåstegstest 

vid L/S 2 och L/S 10, avvikelser från standardutförandet enligt CEN kan förekomma). 

Laktest Medium Projekt Antal Kemisk ana- 

test lys 

Tvåstegslakning 

CEN PrEN 12457-3 

Glasbruk Vetlanda 4 Metaller 

pr EN 12457 vid L/S Fyllnadsmaterial Lesjöfors bruk – Järn- och 3 Metaller 

2 respektive L/S 10 

stålproduktion m.m. 

CEN-lakning m 

Forsmo – Träimpregnering 2 Metaller 

avjoniserat vatten, 

CEN, pr EN 12457 

LS2 och LS10 

(CZA och kreosot) 

Morän, mull- Grimstorp – Träimpregnering 4 As, Cr, Cu 

haltig ytjord, 

åsmaterial, sand 

(CCA och kreosot) 

pr EN 12457 vid L/S Sand Elnaryd – Träimpregnering 5 Metaller 

2 respektive L/S 10 

(CCA och kreosot) 

Robertsfors – Träimpregnering 

(CCA) 

9 Metaller 

EN 12457-3 L/S 2, Fylln/grusig Österbybruk – Div. metallhan- 6 Metaller 

L/S 10 

sand, slagg, tering (tungmetaller, olja 

aska, mulljord, 

tegelrester, 

järnskrot m.m. 

m.m.) 

EN 12457/3 L/S 2, 

Mariannelund – Sulfitfabrik 4 Metaller 

L/S 10 

(kisaska) 

pr EN 12457-3 L/S 

Elnaryd/ Aringsås – Träim- 4 Metaller 

2, L/S 10 

pregnering (CCA och kreosot) 

pr EN 12457-3 L/S 

Stjärnsfors – Sulfat, kloralkali, 4 Metaller 

2, L/S 10 

impregnering m.m. (Hg, 

dioxin, PAH, metaller m.m.) 

L/S 2, L/S 10 Jungnerholmarna SGI 10 Cd, Ni, Pb, Hg 

SS-EN 12457-3 L/S 

2, L/S 10 

Beckholmen 

4 Metaller 

SS-EN 12457-3 L/S Kisaska, Jord/ Edsvalla, Jössefors, Koppom, 6 Metaller 

2, L/S 10 

Fyllnadsmaterial Forshaga-Klarafors bruk 

Värmland – Pappers- & 

massaindustri. 

pr EN 12457-3 Gnosjö – Ytbehandlingsverksamhet 

(zink, krom, koppar 

och nickel) 

4 Metaller 

EN 12457-3 L/S 2, 

Innansjön – Impregnerings- 5 As, B, Cr, Cu, F 

L/S 10 

anläggning 

50

EN 12457-3 L/S 2, 

L/S 10 

CEN-lakning L/S=2 

och L/S=10. Troligen 

EN 12457-3 

EN 12457-3 L/S 2, 

L/S 10 

2-stegs SS-EN 

12457-3 L/S 2, L/S 

10 

2-stegs SS-EN 

12457-3 L/S 2, L/S 

10 

EN 12457-3 L/S 2, 

L/S 10 


enl. NT ENVIR 005 

prEN 12457-3 L/S 2, 

L/S 10 




Ängsmark, silt 

eller lerig silt, 

saml.prov viss 

inblandning 

grövre. 

Fyllning (avfall) 

med sandig 

siltiga, grusigt 

sandiga inslag 

Jordprov (vissa 

slaggskikt) 

Jord (Fyllnadsmaterial) 

Jord (Bl.a. Fyllnadsmaterial. 

sand, grus med 

metallskrot) 

Jord, grusig 

mull, lite aska? 

EN 12457-3 Siktat jord. Svart 

fyll, tegel, glas 

och skrot, ljust 

sandigt fyll, mkt 

betong, armering, 

enstaka 

glas 

EN 12457 2-stegs 

skaktest L/S 2, L/S 

10 


L/S 2, L/S 10 


L/S 2, L/S 10 


L/S 2, L/S 10 


L/S 2, L/S 10 


L/S 2, L/S 10 


L/S 2, L/S 10 

Metallförorenad 

jord. Kan innehålla 

torvskikt. 

F.d. impregneringsanläggning 

i Hjälta, Sollefteå kommun 

Kompletterande undersökningar 

inom fastigheterna 

Akterspegeln 14 och 22 i 

Stockholm 

Golder – Industriell verksamhet 

bl.a. svavelsyratillverkning 

och elektromekanisk 

tillverkning 

Gamletull – Gammal gjuterifastighet 

(osäker uppgift) 

Norra stationsområdet, 

Laholm 

2 Metaller, DOC, 

fenolindex, 

fluorid, klorid, 

sulfat 

3 Metaller 

15 Metaller, fenoler 


fenoler, fluorid, 

klorid, sulfat 

Skrotgård 3 Metaller, DOC, 



Sekretessprojekt 5 Metaller, DOC, 



Elkvarn Gustavsberg 3 Metaller 

Miljöbedömning av metallförorenade 

massor Cisternområdet. 

Boxholm 

Glasbrukstomten, Sågplanen 

och Skogsvägen i Ekenässjön 

Vetlanda kommun, 

Golder Associates 

Sammanfattning av resultat 

erhållna från laktester, fastigheterna 

Gnosjö Töllstorp 

1:220 och 1:380. DGE 2003- 

06-24 

4 Metaller 


fenolindex, 

fluorid, klorid, 

sulfat 

2 Cd, Cu, Ni, Pb, 

Zn, DOC, Cl, F, 

SO4 

Silt Träimpregnering SGI projekt 

11407 

2 Cu, Pb 

SGI projekt 10810 1 Metaller 

SGI projekt 10967 5 Metaller 

Glasbruk 3 Metaller 

Träimpregnering 7 Metaller 

Glasbruk, deponi, bruksmark 4 Metaller 

51




Tabell B1.2 Skak- och perkolationstester på danska jordar (laktester utförda av DHI 

på uppdrag av danska Miljöstyrelsen). 

Laktest Medium Projekt Antal 

test 

Kemisk analys 

Skaktest CEN EN 

12457-3. L/S=2; 

0,001 M CaCllösning 

Skaktest EN 12457- 

3. L/S= 2 och 10; 

0,001 M CaCllösning 

Perkolationstest NT 

ENVIR 002. L/S=0.1, 

0.2, 0.5, 1, 2; 0,001 

M CaCl-lösning 

Förorenad jord DHI för danska Miljöstyrelsen, 

1999 


1999 


1999 

52 

41 Metaller + fyskem 

4 Metaller + fyskem 

3 + 

1*4 

Metaller + fyskem

Underlagsrapport 1: 

Lakmetoder för oorganiska ämnen 

Pascal Suèr och Ebba Wadstein, Statens Geotekniska Institut 

NATURVÅRDSVERKET



- Underlagsrapport 1 

Sammanfattning 

Denna rapport utgör en översikt av laktester och hur de kan användas för att karakterisera 

förorenad mark. Laktesterna behandlas en och en i rapporten, där man 

utgående från själva metoden kan se vilka användningsområden testet har. Rapporten 

är en underlagsrapport till ”Laktester för riskbedömning av förorenade områden”. 

I den övergripande rapporten beskrivs en metodik för att välja laktest utifrån 

problemställningar. 

Laktest används i denna rapport som beteckning för en test som är tänkt att efterlikna 

ett materials verkliga egenskaper som t.ex. hur mycket metall som löses ut 

av grundvatten. Laktester sammanfattas i Tabell 1. 

Extraktionstest används i denna rapport för test, som är avsedda att ge information 

om hur metaller är bundna i jorden, och hur dessa uppträder under förändrade förhållanden, 

men inte avser spegla verkligheten direkt. Extraktionstester sammanfattas 

i Tabell 2. 

54




Tabell 1 Översikt över laktester. 

Laktest Metod Typ Huvudsaklig användning 

Rekommenderadestandardtester 



Tvåstegs 

skaktest 

Enstegs skaktest 

Enstegs skaktest 

Adsorptionstester 

SIS-CEN/TS 14405 Vattenlakning i kolonn, 

L/S 0,1 – L/S 10 

l/kg 

ISO/DIS 21268-3 Vattenlakning i kolonn, 

L/S 0,1 – L/S 10 

l/kg 

SS-EN 12457-3 Vattenlakning skaktest, 

L/S 2 och L/S 10 

l/kg 

SS-EN 12457-1, 2, 

4 

ISO/DIS 21268-1 

och 2 


L/S 2 eller L/S 

10 l/kg 


L/S 2 eller L/S 

10 l/kg 

Kd OECD 106 Skaktest med ren jord 

och vatten med 

tillsatta metaller 

Kd ASTM D 4646-03 Skaktest med förorenat 

vatten och ren 

jord/ filtermaterial 

Tester för 

solida material 

Diffusionstest NEN 7345 Ytutlakning av monolit 

(gjuten kropp) med 

pH-justerat (pH 4) 

vatten. 

Diffusionstest framtida EN metod? 


(utan pH justering). 

Diffusionstest NVN 7347 Ytutlakning från 

granulära material 

55 

Lakning från förorenad 

område Kd för källtermen 


deponi 


ovan men anpassad för jord 


för vatten) 

Lakning från förorenad 

område Kd för källtermen 


deponi 

Ersätter EN 12457-3 när 

den inte fungerar, t.ex. vid 

hög vattenhalt. 


ovan men anpassad till jord 


för vatten). 

Fastläggning utanför förorenad 

område 

Material till sorptionsfilter 

Material till sorptionsfilter 

Fastläggning utanför förorenad 

område 

Lakning från stabiliserad 

jord 

Lakning från stabiliserad 

jord 

Ev. framtid för mottagningskriterier 

för deponi 

Lakning från lera




Tabell 2 Översikt över extraktionstester 

Extraktionstest Metod Typ Huvudsaklig användning 

Tillgänglighetstest NT ENVIR 003 Provet finmals. Lakvatten 

justerad till pH 

7 och pH 4. L/S >100 

l/kg 

Oxiderad tillgänglighetstest 

NT ENVIR 006 Som ovan, med 

tillsats av oxidationsmedel 

pH-statisk lakning prEN 14997 Laktest där pH justeras 

kontinuerligt 

pH-statisk lakning prCEN/TS 14429 Skaktest där pH 

justeras initialt 

ANC EN standard 

planerad för 2007 

Sekventiell extraktion 

Biotillgänglighet se underlagsrapport 

2 

Skaktest med olika 

tillsatser av syra 

Ej standardiserad Serie av skaktester 

med allt mer aggressiva 

lösningar 

56 

Totalt potentiellt tillgänglig 

mängd metaller. 

Totalt potentiellt tillgänglig 

mängd metaller för reducerande 

prov (t.ex. sulfidhaltiga). 

Förutsäger utlakning av 

metaller vid pH-ändring 


till deponi 

Tolkning styrande processer 

Förutsäger utlakning av 

metaller vid pH-ändring 


till deponi 

Tolkning styrande processer 

Förutsäger ev. pHändringar 

Krav vid deponering farligt 

avfall 

Uppskattar metallers 

association till jordens 

olika beståndsdelar

1 Inledning 




Metoder för utlakning av vattenlösliga ämnen ur fasta material har utvecklats inom 

olika områden utifrån specifika frågeställningar och förutsättningar. Inom jordbruket 

finns t.ex. metoder för att bedöma olika jordars näringsvärde i termer av lösliga 

närsalter och spårämnen. För utlakning av föroreningar har laktester använts främst 

för riskbedömning vid användning av restprodukter och för bedömning av avfall. 

Avsikten med laktester är att bedöma lakbarheten i vatten av skadliga ämnen ur 

ett fast material samt att bedöma utlakningsbeteendet. Resultaten används bland 

annat för att göra en bedömning av konsekvenserna för miljön vid användning av 

restprodukter vid t.ex. vägbygge, då ett vatten (vanligtvis regnvatten) infiltrerar 

materialet och det uppkomna lakvattnet sprids. Under 2005 har nya mottagningskriterier 

för deponier, enligt NFS 2004:10, inneburit krav på karakterisering av 

utlakningsegenskaper hos deponiavfall. Detta har medfört en ökad användning av 

laktester inom deponiområdet. 

Förorenad jord är enligt nya avfallsdirektivet för EU att betrakta som avfall då 

den grävts upp och därför är laktester som utvecklats för andra typer av avfall nu 

aktuella även för jord. Testerna kan också användas då jordens tillstånd skall riskbedömas 

ur ett human- och ekotoxikologiskt perspektiv. 

I avfallstesten undersöks vanligen lakbeteendet i en testmiljö som liknar naturliga 

förhållanden, där själva materialets egenskaper styr lakmiljön (t.ex. pH). I 

vissa fall används också pH-justerat vatten för att efterlikna sur nederbörd. Detta 

gäller oavsett om lakningen görs med skaktest eller i kolonn. Då vi modifierar 

lakmediet ytterligare för att starta en process eller påskynda en simulering av naturlig 

variation har vi övergått till vad som brukligt kallas extraktionstest. Skillnaden 

mellan laktest och extraktionstest är dock inte helt klar och väldefinierad. I denna 

rapport behandlas laktester i kapitel 2 och extraktionstester i kapitel 3. 

I kapitel 4 finns kommentarer om provberedning för laktester och om urval av 

totalhalter för analys av förorenad jord. Totalhalter bestäms ofta genom en extrem 

form av extraktion, där starka syror används. En stor del av metallerna i jord extraheras 

ut i en totalhaltsanalys, inklusive metaller som troligen aldrig kommer att 

påverka miljön. Sammanhanget mellan de olika testerna illustreras i Figur 1. 

57

Totalt metallinnehåll i jord 




Extraktionsmedia: Tillgängligt för: 

Konc. syra Totalinnehåll 

Aqua Regia (Partiellt) 

Figur 1. Genom att laka med olika vätskor fås en uppfattning om hur tillgängligt metallerna i jorden 

är för olika processer. Ovanstående skiss ger en grov uppfattning om förhållandena. Från (Nordbäck 

m.fl., 2004). 

1.1 Standardisering 

I de standardiserade testprocedurerna ingår en del förenklingar, dels då lakbeteendet 

styrs av flera komplexa processer och dels av praktiska orsaker (t.ex. testtider). 

Matrisens sammansättning med avseende på partiklarnas storlek, ytarea, porositet 

och kolinnehåll är faktorer som i kombination med rörelse, tid och temperatur under 

extraktionen har inflytande på resultatet. För att få en god reproducerbarhet och 

möjliggöra jämförelser av resultat mellan olika laboratorier krävs det därför detaljerade 

metoder. Standarder inom detta område är därför centralt i samband med 

jämförelse av resultat från laktester med varandra. 

I denna rapport används standardbeteckningar där dessa finns, för att tydliggöra 

vilka standarder som avses. Standarder med SS-nummer är fastställda svenska 

standarder. EN standarder kommer från den europeiska kommittén för standardisering 

och är bindande för Sverige också. Om standardiseringskommittén är oenig i 

godkännandet för en test anges TS, Technical specification, efter standardnumret. 

En sådan test har lägre status. Detta innebär bl.a. att myndigheter ej är skyldiga att 

referera till testen vid offentlig upphandling. Perkolationstest SIS-CEN/TS 14405 

är exempel på en sådan test. ISO standarder kommer från den internationella organisationen 

för standardisering och är frivilliga för Sverige. Vissa ISO-standarder 

accepteras i Sverige och får då en SS-ISO beteckning. 

1.2 Osäkerheter 

Svag syra/ 

komplexbildare 

Alla analyser är behäftade med osäkerhet, dock är inte alla lika bra undersökta. 

Skaktest (se avsnitt 2.3) har blivit validerad av van der Sloot m.fl. (2001). Några 

58 

Utspädda saltlösningar 

Vatten (fri 

jonaktivitet) 

Potentiell lakbar fraktion, 

djur, människor 

Växter 

Transport i 

grundvatten, 

vattenlevande 

organismer




resultat från den studien och från Wahlström m.fl. (2004) visas i Tabell 3, för att ge 

en uppfattning om osäkerheterna i laktester. 

Tabell 3 Standardavvikelse för skaktest enligt EN 12457 vid L/S 10 

(kumulativt), mätt på enskilda ämnen. 

Material Förorenad jord Avfall Avfall 

Testdetaljer Enstegs Tvåstegs Tvåstegs 

Upprepbarhet (inom 

lab) 

3–5 % 10–35 % 2–14 % 

Reproducerbarhet 

(mellan lab) 

7–30 % 20–40 % 2–52 % 

Antal laboratorier 11 9 4 

Källa (Van der Sloot m.fl., (Van der Sloot m.fl., (Wahlström m.fl., 

2001) 

2001) 

2004) 

Reproducerbarhet för ett test anger spridningen som kan fås mellan tester på delar 

av samma prov utförda vid olika laboratorier. Upprepbarhet anger den spridning 

som kan erhållas mellan två mätningar utförda på samma laboratorium, med samma 

utrustning och samma material. 

Van der Sloot m.fl. (2001) visade att resultat mellan olika laboratorier kan skilja 

uppåt 100 % för samma material (med 95 % säkerhet). I normalfallet är dock 

spridningen inte så hög. Studien visade också att resultatet mellan två analyser 

gjorda av samma laboratorium kan skilja uppåt 50 %, men skillnaden är vanligtvis 

mindre. Skillnaderna kan bero på små variationer i materialet, hanteringen och 

analysen av vattnet. 

Osäkerheten, räknat som reproducerbarhet, är ungefär dubbelt så stor för skaktest 

som för en vanlig totalhaltsanalys (Andersen och Kisser, 2004) för samma 

prov. Dock brukar laktestresultat variera mindre än totalhaltsanalyserna mellan 

olika prov från samma område då det oftast är samma processer som styr lakningen 

från materialet medan det totala innehållet av metaller kan variera (Van der Sloot, 

2005). 

59




2 Laktester med vatten 

2.1 Inledning 

Laktester med vatten är avsedda för att ge en realistiskt bild av den utlakning som 

kan förväntas i en verklig situation. Testerna är dock förenklade för att ge upprepningsbara 

och pålitliga resultat. 

Perkolationstest och skaktest används för jämförelse mot gränsvärdena för mottagning 

vid deponier (NFS, 2004:10) och redovisning av resultat har anpassats för 

detta. För första kolonnvattnet (L/S 0,1 L/kg 1 ) är gränsvärdet satt för koncentrationen 

(milligram förorening per liter lakvätska). Detta är den koncentration som skall 

motsvara koncentrationen i porvatten. Vid utökade vattenmängder (L/S 2 och 10 1 ) 

redovisas istället den ackumulerade mängden utlakad förorening, eller med andra 

ord hur mycket förorening som lakats ut från provet per kilogram prov. Eftersom 

vattenmängderna har ökat för att nå L/S 2 och 10, är inte koncentrationen av metall 

i vattnet något som lätt går att jämföra med förhållandena i fält. Dock är måttet 

relevant för hur mycket metall som totalt har lämnat provet. 

När vatten används som lakvätska styrs vattnets sammansättning av det fasta 

materialet som provas. Det är alltså jorden/fyllnadsmassorna och dess föroreningar 

som har det avgörande inflytandet på lakvattensammansättningen. I verkligheten 

kan lakvätskan avvika från detta, till exempel genom att regn är något surt eller att 

vattnet som strömmar genom den förorenade jorden är påverkade av kemiska förhållanden 

uppströms. 

2.1.1 Vatten eller svag saltlösning som lakvätska 

I laktesterna som beskrivs i kapitel 2 är den vanliga lakvätskan destillerat eller 

avjoniserat vatten. Detta vatten innehåller mycket lite joner (har mycket låg jonstyrka). 

Att använda avjoniserat vatten förenklar proceduren och ökar reproducerbarheten 

i resultatet. 

En del av testerna i kapitel 2 har utvecklats för restprodukter och avfall. Många 

avfall har så hög lakning att den lilla mängd ”extra” joner som löses ut av avjoniserat 

vatten inte spelar någon roll för resultatet. Jord påverkas något mer, eftersom 

den tillgängliga jonpoolen är mindre än för avfall. I verkligheten innehåller lakvatten 

alltid joner, antingen det är regnvatten eller grundvatten och dessa påverkar 

utlakningen. Därför används ibland en bakgrundselektrolyt för laktester på jord. 

Bakgrundselektrolyten består av avjoniserat vatten med tillsats av en låg mängd 

ämnen som är vanliga i naturvatten. Som exempel föreskrivs 0,01 M kalciumklorid 

i utkasten till laktest för jord enligt ISO/DIS 21268-1. Lakning blir högre när t.ex. 

kalciumklorid har tillsats till lakvattnet. Detta orsakas i huvudsak av två processer: 

1) katjoner (som t.ex. kalcium (Ca 2+ )) kan konkurrera med tungmetalljoner om 

jordpartiklarnas ytor, och 2) anjoner (som t.ex. klorid (Cl - )) kan bilda komplex med 

metalljoner och öka deras löslighet. 

1 För förklarning av L/S begreppet se avsnitt 2.1.2 

60




Ämnena som används som bakgrundselektrolyt påverkar utlakningen, vilket är 

viktigt att komma ihåg om värden jämförs med varandra eller med gränsvärdena 

för mottagning vid deponi. Gränsvärdena för avfall är baserade på laktest med 

endast vatten. 

2.1.2 Lakning som funktion av L/S-kvot 

Utlakning från ett förorenad område beror i huvudsak på den förorenade jorden 

själv, mängden genomströmmande vatten och vattnets sammansättning. L/S kvoten 

är den enskilt viktigaste faktorn. Genom att beskriva utlakningen utifrån laboratorie- 

och pilotstudier som funktion av L/S kan utlakningsförloppet i en verklig situation 

uppskattas. I ett laktest är dock förloppet alltid förenklat och mycket påskyndat 

jämfört med verkligheten. 

L/S kvot används för att definiera mängden lakvätska i förhållande till mängden 

material som lakas. L är den totala vattenmängd som vid given tidpunkt varit i 

kontakt med materialet och S är vikten av det genomströmmade materialet. För 

laktester uttrycks detta i liter/kg, vilket är ekvivalent med m 3 /ton. 

Om jordens genomströmningsförhållanden är kända kan L/S-skalan omsättas 

till en tidsskala. För ett förorenat område beräknas L/S för varje år ur volymen 

vatten (grundvatten + infiltrerande regnvatten) som strömmar igenom området 

varje år och mängden jord som området består av. Vilken tidsperiod en L/S-kvot 

från en laktest motsvarar kan uppskattas genom (anpassat efter (Hjelmar och Traberg, 

1995)): 

t = t0 + (L/S)lab × (H×A×d) / (I×A + QGV) 

där t0 är tiden det tar för infiltrationsvattnet att strömma igenom jordmassorna (år), 

d är torrdensiteten (m 3 /ton), H är mäktigheten för den förorenade jorden (m), A är 

ytan på det förorenade området (m 2 ), I är nettoinfiltration av nederbörden (mm/år) 

och QGV är genomströmningen av grundvatten (m 3 /år). Kombinationerna H×A×d är 

därmed vikten förorenad jord, och I×A + QGV är volymen vatten (infiltration + 

grundvatten) per år. 

För att ge en känsla av sambandet mellan tider och L/S kvot finns några exempel 

uträknade i Tabell 4, där massornas mäktighet och infiltrationen varierats (ytan 

faller bort i sammanhanget). Infiltration på 300 mm/år är normal nettonederbörd i 

Mellansverige, 50 mm/år täthetskravet vid en deponi för icke farligt avfall och 5 

mm/år täthetskravet vid en deponi för farligt avfall. Det första vattnet från perkolationstest 

brukar ha ett L/S förhållande på 0,1 L/kg, vilket svarar mot en utlakningstid 

på 0,3–600 år. Det lägsta L/S-värde som används vid skaktest är 2 L/kg. Detta 

L/S-värde svarar mot en utlakningstid på 7–12000 år. Tiderna blir kortare om också 

grundvatten strömmar igenom området. 

Detta illustrerar en begränsning med utlakningstestet, särskilt om utlakningstestet 

är ett skaktest där man bara kan få information om L/S 2 och högre. 

61




Tabell 4. Exempel på s amband mellan L/S och tid för olika mäktighet och infiltration. 

Torrdensitet (d) är satt till 1 t/m 3 . Ingen grundvattengenomströmning (QGV=0), vilket gör 

att ytan (A) faller bort ur beräkningen. 

Mäktighet Infiltration L/S Tid 

m mm/år L/kg år 

1 300 0,1 0,3 

1 300 2 7 

1 300 10 33 

1 50 0,1 2 

1 50 2 40 

1 50 10 200 

1 5 0,1 20 

1 5 2 400 

1 5 10 2000 

3 300 0,1 1 

3 300 2 20 

3 300 10 100 

3 50 0,1 6 

3 50 2 120 

3 50 10 600 

3 5 0,1 600 

3 5 2 12000 

3 5 10 60000 

2.2 Perkolationstest 

2.2.1 Perkolationstest SS-CEN/TS 14405 

I perkolationstest (tidigare benämnd kolonntest) låter man avjoniserat vatten sakta 

infiltrera genom en kolonn som packats med testmaterialet. Vattnet pumpas in från 

botten i kolonnen för att undvika kanalbildning i materialet. Testet beskriver utlakningsförloppet 

på kort och medellång sikt och ger en god uppfattning om sammansättning 

och variationer från första lakvattnet vid låga L/S-kvoter upp till L/S10. 

Vid perkolationstest krossas provet till rätt partikelstorlek och lakas i en kolonn 

där L/S-kvoten ökas kontinuerligt genom att avjoniserat vatten sakta pumpas in 

från botten av kolonnen. Kolonnens storlek anpassas efter materialets partikelstorlek. 

Två kolonnstorlekar tillåts: en mindre kolonn med diameter 5 cm för material 

med partikelstorlek mindre än 4 mm och en större kolonn med diametern 10 cm för 

material med partikelstorlek mindre än 10 mm. Enligt standarden ska 7 lakvätskefraktioner 

tas ut vid L/S kvoten 0.1, 0.2, 0.5, 1, 2, 5 och 10 liter/kg för analys. Avsteg 

med mindre antal lakvätskefraktioner förekommer ofta. 

62




Avjoniserat vatten pumpas 

sakta genom materialet 

från botten och upp. 

Lakvätska 

Filter 

Kolonn packad med 

det testade provet 

Figur 2. Vid perkolationstest pumpas avjoniserat vatten från botten genom kolonnen för att 

minska risken för kanalbildningar i kolonnen. Filtrerat lakvatten tas ut och analyseras vid 

bestämda L/S-kvoter. 

Perkolationstest (CEN/TS 14405) 

Material som 

standarden är 

avsett för 

Provberedning 

för avfall 

Rekommenderad 

provberedning 

för jord 

Gränsvärden 

relaterad till 

denna test 

Oorganiska avfall och annat material som kan krossas. Exempel: bottenaskor, 

blästersand, slagg och pelleterat material 

Ej lämpligt för material som vid packning ger en täthet på mindre än 1x10 -8 

m/s samt på självhärdande material som t.ex. vissa flygaskor och lera 

Neddelning enligt SS-ISO 11464 

Liten kolonn: Provet krossas så att minst 95 % har en partikelstorlek på 

högst 4 mm 

Stor kolonn: Provet krossas så att minst 95 % har en partikelstorlek på högst 

10 mm 

Okrossbart material som stenar > 4 mm siktas bort och resterande material 

testas. Eftersom detta påverkar materialets vikt rekommenderas att bortsiktade 

stenar vägs och för eventuell hänsyn vid tolkningen. 

Grundläggande karakterisering av avfall, krav enligt mottagningskraven för 

deponering, NFS 2004:10. Gränsvärden finns för L/S 0,1 (C0) och L/S 10 vid 

deponi för inert avfall och farligt avfall samt för samdeponi icke farligt/ farligt 

avfall. 

Förorenad jord Som underlag för beräkning av platsspecifika riktvärden med avseende på 

utlakning till vatten genom t.ex. beräkning av Kd-värden. Toxicitetsbedömning 

utifrån halter i C0 vatten. 

För att bedöma deponiklass enl. NFS 2004:10 för uppgrävda massor. 

Provmängd Minst 2,5 kg vid användning av mindre kolonn. För grövre material används 

större kolonn och då krävs minst 10 kg. 

Tidsåtgång 1–2 månader 

Följande parametrar 

är lämpliga 

att mäta i den 

utlakade vätskan 

Mäts och redovisas 

som: 

Oorganiska ämnen såsom metaller, klorid, sulfat, totalfosfor, fosfat, totalkväve 

och ammoniumkväve samt några organiska ämnen som DOC (löst 

organiskt kol) och fenolindex. 

Utlakad ackumulerad mängd/kg testat prov vid given L/S-kvot. 

Standarden anger uttag av lakvatten vid 7 L/S –kvoter men det är vanligt att 

man endast tar ut lakvatten vid färre tillfällen 

63




2.2.2 Perkolationstest ISO/DIS 21268-3 

Det internationella standardiseringsorganet ISO, arbetar med att inkludera laktesterna 

i ISO-familjen också. ISO/DIS 21268-3 är ISO:s motsvarighet till EN:s perkolationstest 

ovan, anpassat för jord och jordliknande material. DIS står för Draft 

International Standard, dvs. standarden är i skrivande stund inte accepterad 

.(ISO/DIS 21268-3, ). 

Vid perkolationstest enligt ISO/DIS 21268-3 används kalciumklorid (CaCl2) 

som lakvätska. Detta gör att utlakning kan bli något högre än för motsvarande EN 

test (se avsnitt 2.1.1 om inflytande av jonstyrka). 

2.3 Skaktest 

2.3.1 Tvåstegs skaktest EN 12457 – 3 

Skaktest med tvåstegslakning är en förenklad laktest som är billigare och snabbare 

än perkolationstest. Resultatet från tvåstegs skaktest och perkolationstest är ofta 

samstämmigt men för vissa ämnen och material (t.ex. för ämnen som är löslighetskontrollerade) 

kan skillnaderna vara stora. Skaktestet används bl.a. som överensstämmelseprovning 

för att kontrollera att deponiavfallets lakningsegenskaper inte 

förändrats. För att använde det som överensstämmelseprovning enligt NFS 2004:10 

krävs att man testat materialet med både perkolationstest och skaktest i den grundläggande 

karakteriseringen. Skaktester ger information om vad som skulle kunna 

laka ut vid en given situation när vatten och fastfas har en L/S-kvot på 2 l/kg respektive 

10 l/kg. Metoden passar för de flesta material som kan krossas (EN 

12457-3, ). 

Testet anger utlakbarhet eller tillgänglighet av olika ämnen under rådande testförhållanden. 

Testet ger däremot ingen information om sammansättning hos det 

första lakvattnet, som uppkommer i t.ex. en deponi och inte heller information om 

förväntat porvatten. 

Metoden innebär att ett krossat prov med partikelstorlek mindre än 4 mm skakas 

(skonsam skakning i vändapparat) med avjoniserat vatten i två steg. I första 

steget skakas provet i 6 timmar vid L/S-kvot 2 l/kg. I andra steget fortsätter skakningen 

med nytt avjoniserat vatten där L/S-kvot 8 l/kg, i 18 timmar. Den ackumulerade 

L/S-kvoten blir 10. Efter filtrering analyseras de två lakvattnen för respektive 

L/S-kvot. Innehåller materialet mycket vatten från början, t.ex. slam, kan man 

endast laka vid L/S =10 l/kg och då används EN 12457-2. 

64




Figur 3. Vid tvåstegs skaktest skakas provet med avjoniserat vatten i två steg. För den 

skonsamma skakningen kan vändapparat som på bilden användas. 

Tvåstegs skaktest (EN 12457-3) 

Material som standarden är 

avsett för 

Oorganiska avfall och annat material som kan krossas. Exempel: 

bottenaskor, pelleterat material, slam och slag. 

Provberedning för avfall Neddelning enligt SS-ISO 11464. 

Provet krossas så att minst 95 % har en partikelstorlek på 

högst 4 mm 

Rekommenderad provberedning 

för jord 

Gränsvärden relaterad till 

denna test 

Okrossbart material som stenar > 4 mm siktas bort och resterande 

material testas. Eftersom detta påverkar materialets vikt 

rekommenderas att bortsiktade stenar vägs och tas hänsyn till 

vid tolkningen 

Överensstämmelseprovning av avfall, krav enligt mottagningskraven 

för deponering, NFS 2004:10. 

Förorenad jord För att bedöma deponiklass enl. NFS 2004:10, för uppgrävda 

massor 

Som underlag för beräkning av platsspecifika riktvärden med 

avseende på utlakning till vatten genom t.ex. beräkning av Kdvärden. 

Provmängd Minst 2 kg. 

Tidsåtgång Testtiden är 24 timmar, vattenanalystid normalt ca 2 veckor. 

Följande parametrar är lämpliga 

att mäta i den utlakade 

vätskan 

Oorganiska ämnen såsom metaller, klorid, sulfat, totalfosfor, 

fosfat, totalkväve och ammoniumkväve samt några organiska 

ämnen som DOC (löst organiskt kol) och fenolindex. 

Mäts och redovisas som: Utlakad ackumulerad mängd/kg testat prov vid given L/S-kvot, 

L/S 2 och L/S 10. 

2.3.2 Enstegs skaktest EN 12457 – 1, 2 och 4 

För material som innehåller mycket vatten redan från början, t.ex. slam, kan man 

endast laka vid L/S 10. Det blir då en enstegslakning som följer standarden för EN 

12457-2. Lakningen sker i ett steg, vilket gör att resultatet från enstegslakning vid 

L/S 10 inte är helt ekvivalent med resultatet för tvåstegslakning vid L/S 10. Entegslakning 

kan även göras vid L/S 2 (EN 12457-1, 2 och 4). 

65




Enstegs skaktest ISO/DIS 21268-1 och 2 

Precis som för perkolationstestet (avsnitt 2.2.2) är också en ISO-standard för skaktester 

på jord under framtagande (ISO/DIS 21268-1, ISO/DIS 21268-2). De nya 

ISO-förslagen är bearbetningar av EN 12457-1 och 2 för granulära material. 

Också för skaktest på jord enl. ISO/DIS 21268 (liknande som för perkolationstest) 

är lakvätskan en svag kalciumkloridlösning istället för regnvatten som används 

i EN 12457 ovan. 

2.4 Kd-tester 

Fördelning mellan jord och vatten beskrivs ofta med fördelningskoefficienten Kd. 

Kd är koncentrationen i jord delad med koncentrationen i vatten och uttrycks i 

L/kg. 

Här redovisas två standarder för mätning av Kd. 

2.4.1 Sorption på jord OECD 106 

OECD:s riktlinje 106 är avsedd för att testa Kd-värdens beroende av jordegenskaper 

som organiskt innehåll, lerhalt och pH. En lösning med förorening tillsatt skakas 

tillsammans med olika jordar för att detaljera de experimentella förhållandena. 

Sedan görs en screeningtest för sorption på 5 jordar. Till sist bestäms sorptionsisotermen. 

För de fall där sorptionsisotermen är linjär eller nära linjär i relevanta koncentrationers 

intervall kan ett Kd-värde bestämmas utifrån lutningen på sorptionsisotermen 

2 . 

Hela testförfarandet är för stort för att riktlinjen ska gå att följa i sin helhet för 

riskbedömning av förorenad mark. Själva testförfarandet kan dock användas för att 

analysera ett platsspecifikt Kd-värde, alltså ett mått på sorption av förorening till 

jord, till exempel nedströms ett förorenat område. 

2 Termen Kd kan vara något missvisande i detta sammanhang, eftersom teorin kopplad till Kd värdet 

förutsätter en linjär sorptionsisoterm, som i praktiken inte finns. OECD riktlinje 106 detaljerar bestämning 

av Freundlich adsorption koefficient. En diskussion av sorptionsisotermer går för långt för denna 

rapport, och läsaren hänvisas till C A J Appelo och D Postma, 1996. Geochemistry, groundwater and 

pollution. A. A. Balkema, Rotterdam. 

66

Tabell 5 

Kd-värden (OECD 106, 2000) 


avsett för 


för jord 




Adsorptions- och desorptionsstudier på jord, ta fram fördeningskonstanter. 

Lufttorkad prov siktas < 2mm (ISO 10381-6). Eftersom detta 

påverkar materialets vikt rekommenderas att bortsiktade 

stenar vägs och tas hänsyn till vid tolkningen. 

Lakvätskan Ämnen som ska testas lösta i 0,01 M CaCl2. 

Gränsvärden relaterad till denna 

test 

Inga gränsvärden. 

Förorenad jord För att få fram Kd-värden som underlag för beräkning av retention 

av förorening i mark. 

Provmängd T.ex. 20 g TS. 

Tidsåtgång Testtiden beror på när jämvikt nås, normalt omkring 2 dygn. 

Tid för analys av lakvattnet tillkommer. 

Följande parametrar är lämpliga Oorganiska ämnen såsom metaller samt icke-volatila organis- 

att mäta i den återstående 

vätskan 

ka ämnen som t.ex. PCB. 

Adsorptionskoefficient Kd i cm 3 Mäts och redovisas som: 

/g. Data för Freundlich sorptionsisoterm 

om hela riktlinjen följs. 

2.4.2 Sorption från vatten ASTM D 4646 – 03 

ASTM D 4646-03 är avsedd för att utvärdera olika sorptionsmaterial för rening av 

ett specifikt lakvatten. Lakvattnet från t.ex. en deponi skakas med fasta material 

och mängden förorening som återstår i vattnet mäts. 

Tabell 6 

Kd värden (ASTM D 4646 – 03, ) 

Material som standarden är Sorption av förorenade lakvatten på alla "lösa" material. 

avsett för 

Provberedning enligt standard Lufttorkad prov siktas < 2mm. Grövre partiklar krossas (ej 

malning) tills de är < 2mm. 


för jord 


material testas. Eftersom detta påverkar materialets 

vikt rekommenderas att bortsiktade stenar vägs och tas 

hänsyn till vid tolkningen. 

Lakvätskan Lakvatten från t.ex. en deponi. 

Gränsvärden relaterad till denna 

test 

Inga gränsvärden 

Förorenad jord För att få fram Kd-värden som underlag för beräkning av 

platsspecifika riktvärden. 

Provmängd 5-70 g TS. L/S 20 L/kg TS. 

Laktid 24 timmar 

Följande parametrar är lämpliga Oorganiska ämnen såsom metaller samt icke-volatila orga- 

att mäta i den återstående 

vätskan 

niska ämnen som t.ex. PCB. 

Mäts och redovisas som: Icke-jämvikt 24 h fördelningskoefficient (Kd) i mL/g 

2.5 Diffusionstest 

Diffusionstest är främst intressant för jordar där utlakningen är diffusionsstyrd, 

som t.ex. täta leror och stabiliserade/solidifierade jordar. Detta kallas också ytutlakningstest, 

eftersom lakningen av metaller relateras till den exponerade ytan, 

67




snarare än till vikten på provet. Resultaten visas alltså ofta i mg/m 2 . Tre tester diskuteras. 

De första två är för monolitiska material, dvs. material som förekommer i 

sammanhängande provkroppar som t.ex. cementstabiliserad jord. Det tredje är för 

granulära material, dvs. prov som består av korn och aggregat, som t.ex. lerjord. 

2.5.1 Diffusionstest för monolit, NEN 7345 

I diffusionstestet undersöks ytutlakningen av en större provkropp nedsänkt i lakvätska. 

Vätskan byts och analyseras vid fastställda tidpunkter. NEN 7345 är en 

holländsk standard som mäter den kumulativa utlakningen under 64 dagar. Metoden 

är anpassad för monolitiska (gjutna kroppar) och mycket täta material. Metoden 

används vid diffusionsstyrd utlakning, där uttransporten genom diffusion dominerar 

över uttransport av flöde genom materialet (NEN 7345 ). 

Lakvätska 

Provkropp nedsänkt 

i vatten 

Figur 4. Två ostörda prov tas ut där det ena provet bör ha en yta av 75 cm 2 och den andra kan 

vara något mindre. Provens vikt och area bestäms. Därefter placeras proverna i en plastbehållare 

med avjoniserat vatten som är surgjort till pH 4 med HNO3. Vid bestämda tidsintervall tas lakvätskan 

ut och filtreras. Ny lakvätska tillsätts och filtratet analyseras 

Diffusionstest (NEN 7345) 

Material som standarden 

är avsett för 

Monolitiska och mycket täta material som man kan tillverka en 

provkropp av. Exempel: stabiliserande flygaskor, packat slam, 

asfalt, vissa pelleterade material. 

Ej lämpligt för friktionsjordar och granulära askor. 

Provberedning för avfall Prov i lämplig storlek gjuts eller sågas fram. 


för jord 


denna test 

Stabiliserad jord görs i lagom stor monolitform alternativt sågas 

fram. 

Gränsvärden finns inte för denna test. Inom EU:s deponilagstiftning 

har nationerna möjligheten att ta fram egna gränsvärden utifrån 

tester för monolitiska material. Sverige deltar i sådant arbete men 

har hittills angett att samma gränsvärden som gäller för granulära 

material ska gälla för monoliter. 

Förorenad jord Om nationella gränsvärden införs: 

För att bedöma deponiklass enl. NFS 2004:10, för uppgrävda täta 

massor. 

Som underlag för beräkning av platsspecifika riktvärden med 

avseende på utlakning till vatten, speciellt för stabiliserade jordar. 

Två ostörda prover där det ena har en yta på minst 75 cm 2 

Provmängd 

Tidsåtgång Testtiden är 64 dygn, vattenanalystid normalt ca 2 veckor 

Följande parametrar är Oorganiska ämnen såsom metaller, klorid och sulfat samt några 

lämpliga att mäta i den organiska ämnen som DOC (löst organiskt kol) och fenolindex. 

68





Eftersom lakvätskan är surgjord med salpetersyra är nitrat inte 

lämplig att analysera. 

Mäts och redovisas som: Utlakad mängd/m2 testat prov uttaget vid given tid. Utlakningsmekanismerna 

utvärderas. Utlakningen på längre sikt kan beräknas 

om lakningen från materialet är diffusionstyrd. 

2.5.2 Ny europeisk standard för monoliter 

En ny europeisk standard för monolitisk lakning för avfall diskuteras. Den liknar i 

mycket testet som beskrivs ovan, men har tre utpekade faser: först en avsköljningsfas, 

sedan en jämviktsfas, och till sist mätning av den tidsberoende utlakningen, 

som i NEN 7345. En preliminär standard väntas under 2006. 

2.5.3 Diffusionstest för granulära material, NVN 7347 

För granulära material där diffusion begränsar lakningen kan NVN 7347 användas 

[NVN 7347, #222]. Provet läggs i en behållare och ett lager med glaspärlor läggs 

ovanpå för att förhindra vattenströmning. Behållaren med prov placeras i en behållare 

med vatten och vattnet byts ut regelbundet. Metaller diffunderar då ut ur provet 

och in i vattnet. 

För att korrekt tolka detta test måste också tillgängligheten för metallerna mätas 

(se avsnitt 3.2). 

Diffusionstest [NVN 7347, #222] 


avsett för 


för jord 


denna test 

Granulära material där lakning är diffusionsstyrd. Exempel: 

lerjord. 

Neddelning enligt SS-ISO 11464. 

Gränsvärden finns inte för denna test. 

Förorenad jord Som underlag för beräknande av platsspecifika riktvärden med 

avseende på utlakning till vatten, speciellt för täta leror. 

Provmängd ca 1 kg 

Tidsåtgång Testtiden är 64 dygn, vattenanalystid normalt ca 2 veckor. 

Följande parametrar är 

lämpliga att mäta i den 


Mäts och redovisas som: 

Oorganiska ämnen såsom metaller, klorid och sulfat samt några 

organiska ämnen som DOC (löst organiskt kol) och fenolindex. 

Utlakad mängd/m 2 testat prov uttaget vid given tid. Utlakningsmekanismerna 

utvärderas. Utlakningen på längre sikt kan beräknas 

om lakningen från materialet är diffusionstyrd. 

69




3 Extraktionstester 

3.1 Inledning 

Vid laktester (kapitlet ovan) används vatten för att simulera metalltransport med 

regn- eller grundvatten. Extraktionstester (detta kapitel) syftar till att simulera 

eventuella förändringar av miljön runt det förorenade området genom att påverka 

det kemiskt. Vad händer vid eventuell markförsurning? Kan området i framtiden 

översvämmas av vatten, och i så fall hur påverkar det föroreningen? Även vid val 

av eventuell efterbehandlingsmetod kan det vara intressant att försöka simulera 

effekterna av t.ex. en övertäckning. 

Därför bestäms miljön i extraktionstest ofta av extraktionsvätskan, medan miljön 

i laktester styrs av materialet, jorden. Ett exempel på extraktionstest är pHstatiskt 

test (se avsnitt 3.4 nedan), där extraktionsvätskan styr pH för att se hur 

mycket metaller lakar om miljön blir surare. 

Extraktionstester kan vara ett bra hjälpmedel vid riskbedömning av förorenad 

jord. Man bör dock komma ihåg att resultatet av ett extraktionstest alltid är kopplat 

till ett specifikt förfarande. Vi kan alltså inte konstruera ett extraktionstest som 

exakt motsvarar en naturlig process i jord. Genom att utsätta olika jordar med olika 

innehåll för samma typ av extraktionstest kan vi däremot få kunskap om skillnader 

mellan dessa jordar. På så sätt kan man öka kunskapen inför en riskbedömning. 

I detta kapitel diskuteras några extraktionstester, som är antingen standardiserade 

eller ofta omnämnda i Sverige. Användning av extraktionstester för undersökning 

av metaller i förorenad jord har beskrivits mer detaljerat av (Nordbäck m.fl.., 

2004), där också mer forskningsmässiga metoder ingår. 

3.2 Tillgänglighetstest 

Laktester mäter den del av metallerna som lossnar med vatten från jorden. Totalhalten 

(se kapitel 4) mäter nästan samtliga metaller som finns i jorden. Tillgänglighetstestet 

avser att beskriva den potentiellt utlakbara mängden, dvs. den mängd 

som totalt kan laka ut då kornstorlek, alkalinitet, koncentrationsskillnader, vattenmängd 

eller tid inte begränsar utlakningen. Testet anger lakbarhet på lång sikt. 

Resultatet brukar användas som övre gräns för möjlig utlakning. 

Två metoder beskrivs där den ena sker i oxiderad miljö. 

3.2.1 Tillgänglighetstest NT ENVIR 003 

Tillgänglighetstest (NT Envir 003, ) är ett relativt snabbt och enkelt test där provet 

finfördelas och lakas vid pH 4 och pH 7. Testet används främst för grundläggande 

karakterisering av ett material, men den kan också användas som kontrolltest och 

jämföras mot givna nyckelparametrar. Tillgänglighetstest används oftast tillsammans 

med tester som beskriver utlakningen vid lägre L/S-kvot (kolonntest) 

och/eller vid L/S 2 och 10 (tvåstegs skaktest). Vid tillgänglighetstest är L/S sammanlagt 

200 (L/S 100 vid pH 7 och L/S 100 vid pH 4). 

70




Vid tillgänglighetstest lakas det nedmalda provet i två steg med vid olika pH. I 

det första steget sker omrörning i 3 timmar, där pH justeras kontinuerligt med HNO 

3 till pH 7. I detta steg utlakas bl.a. oxyanjoner som Mo, As, Sb, Se och V. I det 

andra steget justeras pH kontinuerligt till pH 4. De filtrerade lakvattnen från steg 1 

och steg 2 blandas före analys. 

Figur 5. Vid tillgänglighetstest lakas provet i två steg med kontinuerlig pH justering till 

pH 7 respektive 4. 

Tillgänglighetstest (NT Envir 003) 

Oxiderad tillgänglighetstest (NT Envir 006) 


avsett för 

De flesta fasta material som kan krossas och malas t.ex. bottenaskor, 

blästersand och slam. 

Heterogena material, t.ex. jordar med mycket sten, kan ge svårtolkade 

resultat 

Provberedning för avfall Neddelning enligt SS-ISO 11464. 

Provet males så att minst 95 % har en partikelstorlek under 125 

m. 


för jord 


denna test 

Material som stenar > 2 mm siktas bort och resterande material 

krossas till




tillsätts både i 1:a och 2:a steget. Redoxpotentialen mäts kontinuerligt under hela 

testet. Oxiderad tillgänglighetstest används när jord/fyllnadsmassor är mycket reducerade, 

som till exempel sulfidjordar eller kisaska. Testet simulerar eventuella 

effekter av utgrävning, dränering eller exponering av tidigare täckta jordar och 

bottensediment. 

Genom tillsatsen av oxidationsmedel ger testet en uppfattning om metallakning 

när både pH och redox är optimal för utlakningen. 

3.3 Reducerande tester 

Under grundvattenytan och i sediment kan reducerande förhållanden förekomma. 

Att mäta ”verklig” utlakning från material/jord i reducerande förhållanden kan vara 

svårt. I hittills beskrivna laktester utsätts provet för luftens syre vilket mestadels 

ger en högre utlakning än vad som skulle ha skett i en bibehållen reducerad miljö. 

För att få reducerande förhållanden i ett extraktionstest kan ett reduktionsmedel 

tillsättas till lakvätskan. Testerna kan också gå ut på att såväl provtagning som test 

sker i en miljö som inte utsatts för syre. För detta finns f.n. inga standardförfaranden. 

Några reducerande tester beskrivs i (Nordbäck m.fl., 2004). 

3.4 Inverkan av pH på lakning 

Lakvätskans pH-värde har stor betydelse för hur stor andel av ett ämne som lakas 

ut från materialet. Många metalljoner t.ex. koppar har ofta låg löslighet vid neutrala 

förhållanden men får en ökad löslighet när pH-värdet sänks. För oxyanjoner, t.ex. 

arsenik, är förhållandet det omvända. En del material har själva en buffrande förmåga. 

Den buffrande förmågan hos material varierar och därför påverkas de olika 

mycket av pH-förändringar. Nedanstående metoder beskriver hur pH inverkar 

kvantitativt och kvalitativt på utlakningen av oorganiska ämnen från materialet. 

Metoderna kan vara ett redskap för att påvisa utlakning på lång sikt för avfall där 

förändringen i pH har en avgörande betydelse. 

Två liknande metoder rekommenderas, båda är inlämnade för prövning till 

CEN (europeisk standard). Metoderna skiljer sig något åt i det praktiska utförandet, 

men resultaten är i stort sätt jämförbara. 

3.4.1 prEN 14997, med kontinuerlig pH-kontroll 

När inverkan av pH på lakning mäts med kontinuerligt pH-kontroll (prEN 14997) 

läggs prov och avjoniserad vatten i en burk med omrörning och pH i vätskan justeras 

kontinuerligt (automatiskt) under testtiden. Testet beskriver utlakning av metaller 

vid en bestämd surhetsgrad. Enligt standard ska metallakning mätas vid 8 olika 

pH, men metoden kan anpassas så att lakning vid enstaka pH mäts. 

Vid pH-statisk test lakas det krossade materialet vid konstant pH och en L/S – 

kvot på 10L/kg. Metoden anger att 8 delprov ska testas vid olika pH inom ett bestämt 

pH-intervall, men det är inte ovanligt att avsteg görs från det och att materialet 

endast testas vid 1–3 pH. Eftersom pH mäts kontinuerligt i provet kan syra/bas 

automatiskt tillsättas så att pH-värdet hålls stabilt. Justering av pH görs under hela 

72




testet. Utlakningen sker i tre stadier: först en syra/basreglering i 4 timmar där de 

största pH-regleringarna sker, sedan en jämviktsperiod i 40 timmar och sist en 

verifieringsperiod i 4 timmar, där endast marginell mängd syra/bas får tillsättas. 

Lakvätska från samtliga delprov för respektive analys analyseras. 

Figur 6. Vid pH-statiska tester mäts pH kontinuerligt i provet och syra/bastillsatsen sker 

automatisk så att ett konstant pH kan erhållas. 

73

pH-statiskt lakning (prEN 14997) 

Material som 

standarden är 

avsett för 

Provberedning 

för avfall 

Rekommenderad 

provberedning 

för jord 

Gränsvärden 

relaterad till 

denna test 




De flesta fasta material som kan krossas t.ex. askor, förorenade jordar, slam 

och avsvavlingsprodukter. 

Ej lämplig för monolitiska, stabiliserade och mycket täta material. 

Neddelning enligt SS-ISO 11464 

Okrossbart material som stenar > 1 mm siktas bort och resterande material 

testas. Eftersom detta påverkar materialets vikt rekommenderas att bortsiktade 

stenar vägs och tas hänsyn till vid tolkningen. 

Kan användas som komplement till perkolationstest och tvåstegs skaktest 

mot gränsvärden för deponier, NFS 2004:10. Metoden anges vid t.ex. DOCutlakning. 

Förorenad jord Som underlag för riskbedömning av förorenad mark där pH kan tänkas vara 

styrande för utlakning av ämnen från provmaterialet till vatten. 

Provmängd Minst 1 kg. Provet krossas så att minst 95 % har en partikelstorlek på högst 

1 mm. 

Tidsåtgång Testtiden är 48 timmar/pH, Vattenanalystid normalt ca 2 veckor 

Följande parametrar 

är lämpliga 

att mäta i den 



som: 

Oorganiska ämnen såsom metaller samt organiska ämnen som DOC (löst 

organiskt kol) för vilka utlakningen påverkas av pH. Eftersom lakvätskan är 

surgjord med salpetersyra är nitrat inte lämplig att analysera. 

Utlakad mängd per kg testat prov för respektive pH. Redovisas oftast i 

diagramform. Avsteg från standarden där endast 1–3 olika pH testas förekommer. 

3.4.2 prCEN/TS 14429, där syra/bas tillförs initialt 

Istället för att använda kontinuerlig kontroll som ovan kan syra eller bas tillsättas 

under de första 4 timmarna (prCEN/TS 14429, ). Vid initial tillförsel blir pH i lakvätskan 

för surt eller basiskt i början, men justerar sig till pH-värdet där lakningen 

gäller innan slutet av testet. För att veta hur mycket som ska tillsättas bestäms materialets 

neutralisationskapacitet för syra (ANC) och för bas (BNC) ungefärligt (se 

nedanstående metod). Vid metoden används inte omrörning utan vändskakning. 

3.5 ANC/BNC 

ANC (syraneutraliserande kapacitet eller på engelska Acid Neutralising Capacity) 

är ett mått hur pH i ett material ändras när det utsätts för syra. Beroende på materialets 

buffringsförmåga kan en syratillsats leda till stora eller små förändringar i 

pH, och pH förändringar har i sin tur stor påverkan på metallakning och Kd-värden. 

Syraförbrukningen för att nå olika pH kan också fås i de pH-statiska testerna 

ovan, genom att mäta mängden syra som förbrukas i testet. Den första metoden 

som redovisas här har också stora likheter med (prCEN/TS 14429). 

3.5.1 Framtida EN standardmetod för avfall 

En EN-standardmetod för att mäta ANC i avfall förväntas införas 2006/2007. Metoden 

som diskuteras är en variant av pH justerad lakning med initial tillsats som 

beskrivs ovan. 

Som standard mäts både neutraliserande kapacitet för syra (ANC, pH sänkning) 

och bas (BNC, pH höjning). Detta kan vara av betydelse för riskbedömning av 

74




förorenad jord om risk föreligger att surt eller basiskt vatten kommer i kontakt med 

ett förorenat område och ändrar jordens pH. Vid stabilisering av jord ger 

ANC/BNC ett mått på hur mycket stabiliseringsmedel som minst behövs för att 

justera pH till en lämplig nivå. Vid deponering av jord som klassats som farligt 

avfall är bedömning av ANC ett krav. 

Tabell 7. Sammanfattning av ANC mätningar 

ANC 

Material som standarden 

är avsett för 

Provberedning enl. 

standard 


för jord 

Gränsvärden relaterad 

till denna test 

De flesta fasta material som kan krossas t.ex. askor, förorenade 

jordar, slam och avsvavlingsprodukter. 

Neddelning enligt SS-ISO 11464 Krossning av partiklar > 1mm till 95 

% mindre än 1 mm 


material testas. Eftersom detta påverkar materialets vikt rekommenderas 

att bortsiktade stenar vägs och tas hänsyn till vid tolkningen. 

Ska bedömas vid deponering av farligt avfall, dock finns inga gränsvärden. 

Förorenad jord Som underlag för riskbedömning av förorenad mark där stora ändringar 

i pH kan förväntas (mer än bara surt regn). Vid stabilisering av 

jord genom pH förändring för bedömning av lämpliga mängder tillsats. 

Provmängd Minst 1 kg. Provet krossas så att minst 95 % har en partikelstorlek 

på högst 1 mm. 

Tidsåtgång ca 1 vecka. 

Följande parametrar är pH. Kan kombineras med pH statiskt test då också metaller mäts. 

lämpliga att mäta i den 



som: 

pH som funktion av tillsatt mängd syra (mol H+/kg TS) i diagramform 

samt mängd syra som krävs för att nå pH 4. 

3.5.2 Titrering 

För vatten har länge en parameter mätt som nära motsvarar ANC, nämligen alkalinitet. 

Detta har mätts genom titrering med syra tills vattnet når ett bestämt pH (SS- 

EN ISO 9963-1). För gruvavfall och sulfidhaltiga material har länge syra/bas förhållanden 

varit intressanta, eftersom syran som dessa material kan producera har en 

stor påverkan på miljön. Inom detta område finns därför metoder som är anpassade 

för att värdera syraproducerande förmåga tillsammans med syraneutraliserande 

förmåga. Vid t.ex. en ABA-titrering får först ett övermått av syra reagera med 

prov, varefter mängden syra som inte har gått åt mäts (indirekt titrering). Vid en 

direkt titrering av fasta prov är det viktigt att ta hänsyn till att jord behöver mycket 

längre tid att nå jämvikt än vattenprov, så att titreringen måste ske mycket långsamt. 

3.6 Flerstegsextraktion/sekventiell extraktion 

Vid sekventiell extraktion görs lakningar på ett prov med allt starkare vätskor. 

Syftet med denna metod är att fraktionera partikulärt bundna metaller som Cd, Co, 

Cu, Ni, Pb, Zn, Fe och Mn i fem separata fraktioner: ”utbytbara” (jonbytarfraktion), 

karbonatbundet, bundet till Fe/Mn-oxider, organiskt bundet och en sista fraktion 

med kvarvarande metaller (bl.a. silikater och sulfider). Den sekventiella ex- 

75




traktionen av dessa ämnen kan på så vis ge information om de olika metallernas 

bindningsformer i matrisen ifråga. 

Metoden testades på sediment och då konstaterades att fraktionerna snarare var 

definierade av metoden än de geokemiska formerna (Tessier m.fl.., 1979). Det 

finns ett otal varianter på metoden för olika material, metaller och syften. Ett 

schematiskt exempel ges i figur 7. 

3.7 Biotillgänglighet 

Växter och djur har ett behov av essentiella metaller. För att få i sig dessa finns ett 

antal mekanismer, som att växter kan utsöndra komplexbildare och sänka pH i sin 

närmaste omgivning. Genom dessa mekanismer kan också toxiska metaller och 

höga metallhalter komma in i organismerna och tillföra skada. Det finns ett flertal 

metoder för att uppskatta hur mycket metall som är biotillgängligt i jordprov. En 

del av metoderna är extraktionstester. Tester för att beskriva biotillgänglighet beskrivs 

närmare i underlagsrapport 2. 

76

Prov 




Steg 1 

Extraktion med obuffrat 

salt t.ex. Mg Cl2, CaCl2, 

ammoniumacetat (pH=7) 

Steg 2 

Extraktion med svag syra 

t.ex. ättiksyra, ättiksyra/ 

natriumacetat (pH=5) 

Steg 3 

Extraktion med reducerande 

lösning t.ex. hydroxylamin 

i saltsyralösning 

Steg 4 

Extraktion med oxiderande 

lösning t.ex. väteperoxid 

Steg 5 

Syraupplösning 

1. Jonbytesfraktion 

2. Karbonatbunden fraktion 

3. Fraktion bunden till 

järn- och manganoxider 

4. Organiskt bunden fraktion 

5. Restfraktion 

(bl.a. silikater) 

Figur 7. Schematisk beskrivning av sekventiell extraktion för fraktionering av metaller i partikulärt 

material som sediment och jord. Från (Nordbäck m.fl., 2004). 

77




4 Viktigt om jordanalyser 

4.1 Provberedning 

Prover behöver alltid beredas för att göra analyser i laboratoriet möjligt. Materialet 

som resulterar ur provberedningen ska vara så pass homogent, så att delprov kan 

tas ut. Detta för att till exempel kunna analysera totalhalt på ett delprov och utföra 

laktest på ett annat delprov. 

För laktesterna i denna rapport finns speciella krav på kornstorlek i metoden, 

ofta för att testets experimentella utformning kräver det. Till exempel kan provmaterialet 

ha kornstorlek < 4 mm i perkolationstest (avsnitt 2.2). Kornstorleken är i 

detta fall anpassat så att vatten strömmar genom materialet i ett jämt flöde och inte 

genom sprickor och kanaler. Vid pH-statiskt lakning (avsnitt 3.4.1) är kornstorlek < 

1 mm, för att omrörningen ska fungera tillfredsställande samtidigt som man undviker 

onödig krossning. Kornstorlek har också inflytande på tiden det tar att nå jämvikt. 

Den vanliga förbehandlingen för jordprov är att sikta bort fraktionen som är 

större än 2 mm (se t.ex. (SS-ISO 11464)). Grövre beståndsdelar i naturliga jordar 

(grus och sten) är mycket stabila och innehåller mindre tillgängliga ämnen och är 

mindre intressanta från ett kemiskt och föroreningsperspektiv. Grus och sten tas 

därför bort utan att analyseras vidare. Detta förfarande är också lämpligt för laktester 

på förorenad jord. 

Fyllnadsmassor kan innehålla avfallsrester, askor etc. Dessa kan vara mindre 

stabila än naturligt grus och sten, och påverka spridningen av föroreningar. I dessa 

fall kan fraktionen som är för grov för testet krossas tills den passar testet. Nedkrossning 

förändrar partikelytans egenskaper, därför ska endast den grova fraktionen 

krossas ner och onödig nedmalning av den finare fraktionen ska undvikas (SS-ISO 

11464, ). 

Sammanfattningsvis är rekommendationen inför ett laktest att avskilja fraktionen, 

som är större än vad testet föreskriver. Om den grova fraktionen är naturlig 

grus och sten kan den tas bort från experimentet. Om det är fyllnadsmaterial som är 

krossbar, bör det krossas enligt testmetodens krav och ingå i laktestet. 

Ett undantag från den rekommendationen är tillgänglighetstest (avsnitt 3.2). 

Vid tillgänglighetstest krossas material till < 125 m, så att ytan som nås av lakvätskan 

inte begränsar utlakningen. För tillgänglighetstest bör även naturlig sten 

krossas, och inte endast fraktionen av provet som är < 125 m. 

4.2 Uppslutning för totalhalt 

För att få reda på ett materials kemiska sammansättning kan man göra olika analyser 

som ofta benämns totalhalter. Totalhalt bestäms ofta indirekt, genom att metaller 

extraheras med en lämplig extraktionsmetod varefter lakvätskan analyseras. 

Vilken metod som används beror på vilket material som ska testas och vilka ämnen 

man vill undersöka. Totalhaltsbestämning är ofta en undersökning som är lämplig 

att inleda karakteriseringsarbetet med. Analysen kan ge viktig information om 

78




vilka ämnen som lämpligen bör analyseras i vattnet från en laktest och om lakning 

är nödvändig. Visar det sig att halterna från totalhaltsanalys är mycket låga behöver 

kanske inte någon laktest utföras eftersom totalhaltsbestämning kan sägas utgöra 

”värsta fallet”. 

Vid totalhaltsanalys upplöses materialet ”totalt” genom en smälta eller ”nästan 

totalt” genom syraupplösning anpassad för materialet och ämnet som ska analyseras. 

Denna fas i hantering kallas också för uppslutning. I en smälta analyseras även 

innehållet i mineralkornen. Med syraupplösning går löst bundna metaller i lösning 

medan t.ex. metaller inne i mineralkornen stannar kvar i partiklarna. Graden av 

upplösning av det fasta materialet beror av vilka syror och vilken koncentration 

som används. Eventuell återstod avskiljs från provlösningen före analys. 

I metodik för inventering av förorenade områden (Naturvårdsverket, 1999) används 

uppslutning i salpetersyra. Det är också denna metod som används vid mätning 

av bakgrundsvärdena i (Naturvårdsverket, 1999). Metoden löser inte upp metaller 

som finns inuti sandkorn men tar med metaller som är mer tillgängliga. Uppslutning 

med endast salpetersyra tillhör de mindre starka upplösningarna för totalhalt. 

Salpetersyra kombinerad med väteperoxid, kombinerad med saltsyra (kungsvatten), 

och kombinerad med saltsyra och vätefluorid löser upp mer av metallerna i 

jorden. 

För deponering föreskrivs uppslutning i kungsvatten eller i salpetersyra, saltsyra 

och vätefluorid (NFS, 2004:10), men också andra uppslutningsmetoder accepteras 

för att beskriva sammansättningen av en förorenad jord som ska deponeras. 

Tabell 8. Uppslutningsvätskor vid bestämning av "totalhalt". 

Metod Syra som används Huvudsakligt användningsområde 

(SS 028311, ) Salpetersyra jord 

Ej standard, används av bl.a. 

Analytica AB. 

Salpetersyra + väteperoxid jord 

(SS-EN 13657, ) Salpetersyra + saltsyra 

(kungsvatten) 

avfall 

(SS-EN 13656, ) Salpetersyra + saltsyra + 

vätefluorid 

avfall 

79

Referenser 




Kirsten J Andersen och Monika I Kisser, 2004. Digestion of solid matrices desk 

study – Horizontal. Horizontal 6, 

http://www.ecn.nl/docs/society/horizontal/hor18_digestion.pdf. 

C A J Appelo och D Postma, 1996. Geochemistry, groundwater and pollution. A. 

A. Balkema, Rotterdam. 

ASTM D 4646 – 03, Standard test method for 24-hour batch-type measurement of 

contaminant sorption by soils and sediments. American Society of Testing and 

Materials. 

CEN/TS 14405, Characterization of waste – Leaching behaviour tests – Up-flow 

percolation test (under specified conditions). 

EN 12457-1, Characterisation of waste – Leaching – Compliance test for leaching 

of granular waste materials and sludges – Part 1: One stage batch test at a liquid 

to solid ratio of 2 l/kg for materials with high solid content and with particle size 

below 4 mm (without or with size reduction). 



to solid ratio of 10 l/kg for materials with particle size below 4 mm (without or with 

size reduction). 


of granular waste materials and sludges – Part 3: Two stage batch test at a liquid 

to solid ratio of 2 l/kg and 8 l/kg for materials with high solid content and with 

particle size below 4 mm (without or with size reduction). 



to solid ratio of 10 l/kg for materials with particle size below 10 mm (without or 

with size reduction). 

O Hjelmar och R Traberg, 1995. Vejledning i valg og fortolkning af udvaskningstests 

for affaldsmaterialer. NT technical report 272, Nordtest. 

ISO/DIS 21268-1, Soil quality – Leaching procedures for subsequent chemical and 

ecotoxological testing of soil and soil materials – Part 2: Batch test using a liquid 

to solid ratio of 2 l to 1 kg. 


ecotoxological testing of soil and soil materials – Part 2: Batch test using a liquid 

to solid ratio of 10 l/kg dry matter. 


ecotoxological testing of soil and soil materials – Part 3: Up-flow percolation test. 

80




Naturvårdsverket, 1999. Metodik för inventering av förorenade områden. Bedömningsgrunder 

för miljökvalitet – Vägledning för insamling av underlagsdata. 4918, 

Naturvårdsverket (Swedish Environmental Protection Agency), Stockholm. 

NEN 7345, Utlakningskarakteristika för fasta jord och stenliknande byggmaterial 

och avfall. Utlakningstest. Bestämning av utlakning av oorganiska ämnen ur formgjutna 

och monolitiska material med diffusionstest. 

NFS, 2004:10. Naturvårdsverkets föreskrifter om deponering, kriterier och förfaranden 

för mottagning av avfall vid anläggningar för deponering av avfall. 

Johan Nordbäck, Margareta Wahlström och Dorthe Laerke Jensen, 2004. Användning 

av extraktionstester för undersökning av metaller i förorenad jord. Varia 545, 

SGI. 

NT Envir 003, Solid waste, granular inorganic material: Availability test. Nordtest, 

Espoo, Finland, 1995. 

NT Envir 006, Solid waste, granular inorganic material: Oxidised availability test. 

Nordtest, Espoo, Finland, 1999. 

OECD 106, 2000. OECD guideline for the testing of chemicals – adsorptiondesorption 

using a bach equilibrium method. 106, OECD. 

prCEN/TS 14429, Characterization of waste – Leaching behaviour tests – Influence 

of pH on leaching with initial acid/base addition. 

prEN 14997, Characterization of waste – Leaching behaviour tests – Influence of 

pH on leaching with continuous pH-control. 

SS 028311, Markundersökningar – Bestämning av spårmetaller i jord genom extraktion 

med salpetersyra. 

SS-EN 13656, Karakterisering av avfall – Uppslutning i mikrovågsugn med fluorvätesyra 

(HF), salpetersyra (HNO3) och saltsyra (HCl) för elementaranalys (totaluppslutning 

av fast avfall för elementaranalys). 

SS-EN 13657, Karakterisering av avfall – Uppslutning för bestämning av element 

lösliga i kungsvatten. 

SS-EN ISO 9963-1, Vattenundersökningar – Bestämning av alkalinitet – Del 1: 

Bestämning av total och sammansatt alkalinitet. 

SS-ISO 11464, Markundersökningar – Förbehandling av jordprov för fysikalisk 

och kemisk analys. 

A Tessier, P G C Campbell och M Bisson, 1979. Sequential extraction procedure 

for the speciation of particulate trace metals. Analytical chemistry, 51(7): 844-851. 

Margareta Wahlström, Jutta Laine-Ylijoke och O Hjelmar, 2004. Waste testing in 

Baltic countries – Transfer and exchange of information on leaching tests. NT 

technical report TR 559, Nordtest. 

81




Hans A Van der Sloot, 2005 personlig kommunikation 

Hans A Van der Sloot, O Hjelmar, Jette Bjerre Hansen, P Woitke, P Lebom, R 

Leschber, B Bartet och N Debrucker, 2001. Validation of CEN/TC 292 leaching 

tests and eluate analysis methods prEN 12457 1–4, ENV 13370 and ENV 12506 in 

co-operation with CEN/TC 308. ECN-C-01-117, ECN. 

82

Laktester för 

riskbedömning av 

förorenade områden 

huvudrapport och underlagsrapport 1a 

Laktester används ofta i riskbedömningar för att uppskatta 

ett förorenat materials lakningsegenskaper eller för att be- 

döma fastläggningsegenskaper för olika föroreningar. I dag 

saknas en gemensam metodik för hur olika laktester bör 

utföras och tolkas vid riskbedömning av förorenad mark. 

Detta kan ge stora variationer när olika platser bedöms och 

kan i värsta fall leda till felaktiga prioriteringar. Här redovisas 

ett förslag till metodik för val, utförande och tolkning 

av laktester som verktyg i miljö- och hälsoriskbedömningar 

för förorenade områden. Rapporten beskriver olika typer av 

laktester och författarna ger rekommendationer på hur de 

bör tolkas i riskbedömningssammanhang. Vidare diskuteras 

hur resultaten kan utnyttjas som indata till riktvärdes- och 

spridningsmodeller samt osäkerheter och känsliga antaganden. 

En utvärdering som bygger på sammanställningar från 

svenska och danska saneringsprojekt visar att det finns osäkerheter 

i hur resultat från dagens standardiserade laktester 

ska användas och tolkas vid riskbedömning. 

Rapporten ges ut i tre delrapporter. 

Naturvårdsverket har inte tagit ställning till innehållet i 

den här rapporten. Författarna svarar själva för innehåll, 

slutsatser och eventuella rekommendationer. 

Kunskapsprogrammet Hållbar Sanering samlar in, bygger upp och 

sprider kunskap om förorenade mark- och vattenområden. Genom 

Hållbar Sanering kan myndigheter, forskare och företag söka bidrag 

för utredningar, seminarier och utvecklingsprojekt som täcker 

kunskapsluckor på kort och lång sikt. Hållbar Sanering styrs av en 

programkommitté som består av representanter från Banverket, 

Göteborgs stad, KTH, Linköpings Universitet, Länsstyrelsen i Kalmar, 

Naturvårdsverket, Norges Teknisk- Naturvetenskaplige Universitet; 

SGI, SLU, Sydkraft SAKAB och Umeå Universitet 

. 

Naturvårdsverket SE-106 48 Stockholm. Besöksadress: Blekholmsterrassen 36. Tel: +46 8-698 10 00, fax: +46 8-20 29 25, e-post: 

natur@naturvardsverket.se Internet: www.naturvardsverket.se Beställningar Ordertel: +46 8-505 933 40, orderfax: +46 8-505 933 99, 

e-post: natur@cm.se Postadress: CM-Gruppen, Box 110 93, 161 11 Bromma. Internet: www.naturvardsverket.se/bokhandeln 

RAPPORT 5535 

NATURVÅRDSVERKET 

ISBN 91-620-5535-6 

ISSN 0282-7298

Ladda ner - Naturvårdsverket

You also want an ePaper? Increase the reach of your titles

Delete template?

Save as template?