INOM EXAMENSARBETE SAMHÄLLSBYGGNAD,AVANCERAD NIVÅ, 30 HP

, STOCKHOLM SVERIGE 2020

Cirkulära vägmaterial och miljö

En studie om möjlig miljöbedömning av krossad betong

SOFIA HIETALA

KTHSKOLAN FÖR ARKITEKTUR OCH SAMHÄLLSBYGGNAD

Cirkulära vägmaterial och miljö

En studie om möjlig miljöbedömning av krossad betong

SOFIA HIETALA

Handledare JON PETTER GUSTAFSSON MAGNUS BREITHOLTZ Examinator PROSUN BHATTACHARYA Handledare på Swerock MARTIN TENGSVED

Degree Project in Environmental Engineering and Sustainable Infrastructure

KTH Royal Institute of Technology

School of Architecture and Built Environment

Department of Sustainable Development, Environmental Science and Engineering

SE-100 44 Stockholm, Sweden

ii

TRITA-ABE-MBT 20370

iii

Sammanfattning Vid en rent praktisk tillämpning av cirkulär ekonomi krävs det att man har kunskaper kring hur man får ett uttjänt material att bli till en ny produkt. Detta kan innefatta lagstiftning, men det finns även ett behov att se till att det inte kan orsaka negativa konsekvenser för hälsa eller miljö. Swerock önskar kunna producera ett cirkulärt ballastmaterial av överskottsmaterial från olika projekt vilket leder till frågan hur man kan miljöbedöma detta. Genom en litteraturstudie har en kunskapssammanställning genomförts för att besvara frågeställningen om vilken eller vilka testmetoder Swerock kan använda sig av för att testa material med syfte att kunna användas i vägbyggen så att materialet inte kommer att utgöra en fara för människa och miljö.

Litteraturstudien i detta examensarbete behandlar bland annat lagstiftning, rapporter, studier och myndighetsdokument för att bygga en grund till förslag på miljöbedömningsförfarande som slutligen sammanställts. En jämförelse har även gjorts mellan tillhandahållna testresultat av laktestade prover från Swerock mot sammanställda haltgränser från litteraturen. Detta för att illustrera dagsläget och få en uppfattning om halter och ämnen som olika aktörer gränssatt och på vilka vis.

Studien har visat att laktester är vanligt förekommande som ett sätt att bedöma miljöpåverkan hos olika typer av material och också ett tillvägagångssätt bland End of Waste-kriterier. Ekotoxikologiska test har inte befunnits vara så vanligt tillämpade men har framhållits av studier som ett lämpligt komplement till laktester. Ur litteraturstudien framkom det svenska systemet BASTA som ett sätt att farobedöma byggmaterial, där det är grundat på CLP:s faroangivelser för hälso- och miljöfarlighet. Dessa tre delar har sammanställts i det förslag på miljöbedömning som presenteras i resultatdelen. En slutsats som kan göras är att arbetet med frågeställningen om produktifiering av cirkulära material är i sin linda och att det finns möjligheter till fortsatta studier på ämnet.

Nyckelord

Ballast, miljöbedömning, End of Waste, återvinning, laktest, ekotoxikologiska test, BASTA

iv

v

Abstract In a purely practical application of circular economics it is necessary to have knowledge of how to convert a used material into a new product. This may include legislation, but there is also a need to ensure that it cannot cause negative health or environmental consequences. Swerock strives to be able to produce circular aggregate material of surplus material from various projects, which leads to the question of how this can be environmentally assessed. Through a literature study, a compilation of knowledge was made to answer the question about which test methods Swerock can use to test materials for use in road constructions to ensure that danger to humans and the environment is avoided.

The literature study in this thesis covers, inter alia, legislation, reports, studies and government documents to build a basis for a proposal for an environmental assessment procedure. A comparison was also made between the provided test results of leaching test samples from Swerock and compiled content limits from the literature. This was to illustrate the current situation and get an idea of the levels and substances that different actors have set limits for and in what ways.

The study has shown that leaching tests are common for assessing the environmental impact of different types of materials and also as an approach among the End of Waste criteria. Ecotoxicological tests have not been found to be as commonly applied but have been highlighted by studies as a suitable complement to leaching tests. From the literature study, the Swedish system BASTA emerged as a way of assessing hazard in building materials, where it is based on CLP's hazard statements for health and environmental hazards. These three parts have been compiled in the environmental assessment proposal presented in the results section.

One conclusion that can be made is that the work on the question of the production of circular aggregate materials is in its infancy and that there are opportunities for further studies on the subject.

Keywords

Aggregates, environmental assessment, End of Waste, recycling, leaching tests, ecotoxicological tests, BASTA

vi

vii

Förord Med detta examensarbete avslutar jag mina studier på civilingenjörsprogrammet inom samhällsbyggnad och mastersprogrammet miljöteknik och hållbar infrastruktur vid KTH. Detta arbete har utförts på Swerock under vårterminen 2020, där jag har haft förmånen att ha Martin Tengsved, chef för affärsutveckling inom recycling, som handledare. Jag vill tacka för att jag fått diskutera frågeställningen löpande under arbetes gång, ställa frågor och ta del av intressant material!

Vidare vill jag rikta ett stort tack till min akademiska handledare professor Jon Petter Gustafsson, KTH, för hjälp med vägledning och struktur under arbetets gång samt även till professor Magnus Breitholtz, Stockholms universitet, som också fungerat som handledare under denna tid.

Tack för ert stöd i detta arbete, från det första spånande mötet till de sista genomläsningarna och korrigeringarna!

Alla ni på Swerock, Trafikverket, KEMI, SGI, BASTA, Rise, Boverket, SIS. Tack för att jag fått mejla er med frågor, ofta flera gånger om, för att förstå mer hur allt hänger ihop!

Slutligen vill jag tacka min familj och mina vänner för att ni stått ut med mig under dessa år, från basåret fram till nu, och gett mig så mycket stöd och råd. Rasmus, du har varit en klippa.

Sofia Hietala, 15 juni 2020.

viii

ix

Innehåll Sammanfattning ....................................................................................................................................... iii Abstract ....................................................................................................................................................... v Förord ...................................................................................................................................................... vii 1. Inledning ................................................................................................................................................. 1

1.1 Bakgrund till problemet ................................................................................................................... 1 1.2 Syfte och mål..................................................................................................................................... 1

1. Metod ................................................................................................................................................. 2 1.1 Avgränsningar .................................................................................................................................. 3

2. Litteraturstudie ................................................................................................................................. 3 2.1 Vägens uppbyggnad ........................................................................................................................ 3 2.2 Alternativa material ........................................................................................................................ 5 2.3 Ämne, blandning eller vara? .......................................................................................................... 8 2.4 Egenskaper hos krossad betong ..................................................................................................... 8 2.5 End of Waste-kriterier ................................................................................................................... 11 2.6 Riskbedömning .............................................................................................................................. 14

3. Vanliga testmetoder och möjliga vägar att gå vid miljöbedömning.............................................. 16 3.1 Laktester ......................................................................................................................................... 17 3.2 Ekotoxikologiska tester ................................................................................................................ 23 3.3 Metoder för att uppskatta totalhalt .............................................................................................. 24 3.4 BASTA-registrering....................................................................................................................... 25

4. Jämförelse av haltgränser vid laktestning ..................................................................................... 26 4.1 Testresultat av krossad betong, Swerock ..................................................................................... 27

5. Resultat ............................................................................................................................................ 27 5.1 Jämförelse av laktest mot haltgränser ......................................................................................... 27 5.2 Miljöbedömningsförfarande ........................................................................................................ 29

6. Diskussion ........................................................................................................................................ 31 6.1 Jämförelse av laktest mot haltgränser .......................................................................................... 31 6.2 Miljöbedömningsförfarande ......................................................................................................... 31

7. Slutsats ............................................................................................................................................ 34 Referenser ................................................................................................................................................ 35

Litteratur ............................................................................................................................................. 35 Rättsfall ................................................................................................................................................ 40 Offentligt tryck från EU ...................................................................................................................... 40 Offentligt tryck från Danmark ............................................................................................................ 40 Personlig kommunikation .................................................................................................................. 40

Bilaga A .................................................................................................................................................... 42 Jämförelse av testvärden och haltgränser ......................................................................................... 47

Bilaga B .................................................................................................................................................... 53

x

Definitioner .......................................................................................................................................... 53 Kort om lagar och regler ..................................................................................................................... 53

Miljöbalken ...................................................................................................................................... 53 Avfall ................................................................................................................................................ 53 Byggproduktförordningen (CPR) ................................................................................................... 53 CLP ................................................................................................................................................... 54 Reach ................................................................................................................................................ 55

1

1. Inledning 1.1 Bakgrund till problemet

I takt med att ekonomin börjar ställa in sig mot att bli mer cirkulär, uppstår nya frågeställningar inom olika delar av marknaden om hur detta ska ske rent praktiskt. För att kunna tillämpa återvinning krävs kunskaper om lagar och regler kring produkter och avfall. Till detta tillkommer även att ta reda på definitionerna av ett ämne, en blandning eller en vara, vilket påverkar vilka lagar som kommer tillämpas och hur. Vidare krävs kunskap om vad materialet innehåller för ämnen och föroreningar och vad det kan komma att ge för konsekvenser på miljön.

När det gäller ballastmaterial så används det varje år i Sverige 70–90 miljoner ton till bland annat vägsektorn, som i sin tur står för drygt hälften av användningen (SGI, 2019). Bergmaterialindustrin tillhandahåller material till vägar, järnvägar och andra infrastrukturprojekt. Materialet hämtas från naturgrustäkter eller bryts från bergtäkter. Då anskaffandet av material innebär uttag av naturresurser, exempelvis naturgrus från rullstensåsar som också fungerar som grundvattenmagasin, utvecklas redan idag metoder för att återvinna material för att kunna minska detta uttag. För att återvinningen ska kunna bli vanligare i framtiden behöver man dock kunna se till att åstadkomma kvalitetssäkringar av material men även standardiseringar. (SBMI, 2019)

Swerock önskar kunna framställa cirkulära ballastmaterial från exempelvis riven asfalt, schaktmassor eller rivningsbetong, det vill säga olika typer av överskottsmaterial från olika projekt. Om man inte har en given användning för materialet blir det bedömt som avfall. Bland det som EU satt som kriterier för när avfall ska sluta vara avfall gäller det bland annat att den produkt som avfallet istället kan klassas som inte ska utgöra allmän risk för människans hälsa samt miljö. Det finns en vilja att kunna ”produktifiera” ett återvunnet material så att det går att likställa med jungfruligt material och sättas på marknaden på ett likvärdigt sätt och därmed bidra till att minska uttag av naturresurser. För dessa typer av material saknas standarder för miljöbedömning och det finns därmed ett intresse av att undersöka hur provning kan genomföras. Att göra relevant miljöbedömning kommer att vara ett sätt för Swerock att se till att hälsa och miljö inte kommer till skada. (Tengsved, personlig kommunikation, 19 december, 2019)

1.2 Syfte och mål

Syftet med arbetet är att belysa samt föreslå testmetoder som kan vara en del i ett kontrollprogram som Swerock kan vidareutveckla. Detta för att kunna bedöma möjlig miljöpåverkan som kan uppstå när en väg är byggd av cirkulära material, dvs. material som använts tidigare i andra sammanhang och som anses vara överskottsmassor. Miljöpåverkan kan komma att ske om de urlakade ämnena transporteras vidare i omgivande miljö och på så vis påverka den negativt. Därför syftar detta arbete till att undersöka lakbarhet av ämnen men också ekotoxisk påverkan av de urlakade ämnena. Ett tänkt scenario är att Swerock tagit emot ett icke-farligt avfall på deras recyclinganläggning. Detta avfall bearbetas därefter så att det kan bli en produkt enligt de definitioner och krav som ställs av Trafikverket samt lagstiftning. Behovet hos Swerock är att styrka att produkten inte utgör någon risk för hälsa och miljö när den är använd på det sätt som är tänkt. Produkten ska ses som likvärdig konventionella byggprodukter och vara ett alternativ till jungfruliga ballastmaterial. Detta arbete har därmed som utgångspunkt att då ett material genomgår processer i Swerocks produktionsanläggningar kommer detta återvunna material kunna betraktas som en produkt.

2

För att kunna verka mot att besvara syftet görs följande:

i) Att undersöka en vägs uppbyggnad och beståndsdelar (definiera en väg, vägtyp) för att kunna definiera en produkt som ska användas i en väg och som det kan finnas en marknad för.

ii) Att undersöka om det går att bestämma om material som används i en väg är en produkt, ett ämne eller en blandning och undersöka vad för regelmässiga följder detta får.

iii) Kartlägga vilka ämnen och koncentrationer som är lämpade att finnas i materialet när en väg byggs, utifrån miljö och hälsokrav.

iv) Att studera ett antal testmetoder för att sedan föreslå testning av material (laktest samt ekotoxikologiska test), för att säkerställa att det fungerar att använda som vägmaterial med en förståelse för dess riskpotential, enligt iii).

1. Metod Detta arbete har genomförts med hjälp av litteraturstudier. Arbetet inleddes med att studera rapporter och lagtexter som inhämtats genom sökningar på databaserna KTH Primo och Scopus, samt sökningar gjorda på svenska myndigheters och europeiska organs/myndigheters hemsidor men även på övriga internet. Inledningsvis genomfördes sökningarna med sökorden ”lakning” (”leaching”), ”laktest” (”leaching test”),”End of Waste”, ”ballast” (”aggregates”), ”cirkulär ekonomi” (”circular economy”), ”väg” (”road”), ”ekotoxikologi” (”ecotoxicology”), ”REACH”, ”CLP”, ”CPR ”, ” avfallslagstiftning” (”waste legislation”), ”återvinning” (”recycling”). Detta var en del i att befästa en bakgrundsbild av området och bilda mig på ämnet men även för att börja bygga upp en litteraturbas att använda i kunskapsöversikten.

Litteratur som använts till detta arbete har valts ut utifrån kriterier att de ska vara publicerade eller referentgranskade så långt det är möjligt. Många rapporter, riktlinjer eller krav/råd inom detta område är utgivna inom en myndighet eller på uppdrag av en myndighet, av företag eller organisationer och sådana texter har tagits med för att skänka kunskap och information om praktiska tillämpningar eller vad man ansett värdefullt att undersöka inom detta område. Litteratur har även tillhandahållits från Martin Tengsved på Swerock, då detta har legat till grund för de frågor som funnits som baserat frågeställningen.

Det första momentet som följde var att beskriva vägens uppbyggnad, enligt delmål i), vilket möjliggjordes med hjälp av litteratur av typen kurslitteratur samt även handlingar från Trafikverket. Detta avsnitt kunde med hjälp av litteraturstudien byggas ut till att definiera vilken del av vägkroppen som studien kunde bygga vidare på. Ytterligare avgränsning av arbetet kunde göras då ett material valdes ut som studieobjekt. Med utgångspunkt från Trafikverkets dokument kunde ett arbete starta för vidare studier utefter de krav Trafikverket ställer på vägmaterial från alternativt ursprung samt för att kunna ringa in vilka miljökrav som kan tänkas ställas från Trafikverkets håll.

Vidare i arbetet studerades lagar och regler enligt delmål ii). Detta arbete baserades på direktiv, förordningar samt lagar som inhämtades från Europeiska unionen samt från svensk lag. Även kompletterade litteratur användes, såsom guider från europeiska kemikaliemyndigheten (ECHA), utgivna rapporter av andra källor m.fl. för stöd av tolkning av lagtext.

Delmålen iii) och iv) har studerats parallellt under studiens gång genom insamlande av litteratur och data från rapporter och studier.

3

Frågor har ställts under arbetets gång till anställda på Swerock, KEMI, Trafikverket, Boverket, SGI, Rise, BASTA och SIS för att bekräfta erhållen information från litteratur och ställa frågor om tveksamheter som kommit upp under tiden, samt för stöd gällande tankesätt kring analysen i arbetet.

Med det ovanstående arbetet som grund har analyser av litteraturen samt stöd från tillfrågade personer som ovan nämnts legat till grund för resultatdelen. Iterativt arbete med byggandet av ett förslag på miljöbedömning har utförts genom att skapa en illustration av förslaget som kunnat byggas på efter hand genom att gå tillbaka till källorna samt ytterligare studier.

Utöver litteraturstudien har även en jämförelse utförts mellan olika insamlade haltgränser från litteraturen och provresultat som tillhandahållits av Swerock. Denna del är kopplad till delmål iii).

1.1 Avgränsningar

Avgränsningar som gjorts för att hålla detta arbete inom den angivna tidsramen har varit att fokusera på att beskriva en vägs uppbyggnad och en specifik del av den som kan utgöra ett fall att studera. Vidare var valet att välja ett specifikt alternativt material också en del i att avgränsa arbetet. Utförande av egna tester genom val av testmetod, utförande av provtagning av ett material för att sända till labb och analys av labbsvar var föreslaget i arbetets inledning. Detta steg valdes dock bort till förmån för litteraturstudien och dess analys, på grund av att det redan gjorts tester av den tänkta typen med tillhörande resultat samt på grund av tidsbegränsningen då analysen av litteraturen på området samt identifieringen av aktörer, lagstiftning och testmetoder visade sig vara omfattande.

Det finns många tänkbara potentiella spridningsvägar av ämnen till omgivningen kring en väg. Man kan tänka sig vatten som kan strömma igenom vägkroppen, antingen regnvatten eller grunt grundvatten. Fasta partiklar kan nötas av mekaniskt och spridas via damm till omgivningen. För att hålla sig inom tidsramen av detta projekt har det främst tagits hänsyn till spridning via genomströmmande vatten och hur detta, genom lakning, kan sprida ämnen vidare till omgivningen. Hänsyn har inte tagits till hur strömningsvägar kan uppstå inuti vägkroppen, vilket kan studeras på annat håll med modellering mm.

2. Litteraturstudie 2.1 Vägens uppbyggnad

Detta kapitel beskriver översiktligt vägens uppbyggnad, för att sedan gå närmare in på att beskriva krav på de obundna lagren i vägens överbyggnad. Avslutningsvis kommer krav på alternativa material i dagens läge att tas upp.

En vägkropp kan sägas vara uppdelad i två delar, underbyggnad och överbyggnad. Det är överbyggnaden som ska stå emot de belastningar som uppkommer av trafiken, så att inte underbyggnaden kommer att utsättas för större laster än vad som är möjligt för den att tåla. En uppgift hos överbyggnaden är alltså att fördela laster nedåt i vägkroppen men

Figur 1. Schematisk figur över en väg. Omarbetad figur efter (Trafikverket, 2011).

4

även att vatten ska kunna transporteras bort från vägytan samt att överbyggnaden ska vara jämn i längd och tvärled. (Agardh och Parhamifar, 2014, s.52)

Av de typer av överbyggnader som finns är typen grusbitumenöverbyggnad den mest vanliga i Sverige. Denna betecknas som en flexibel överbyggnad vilket är en av totalt tre huvudgrupper av vägöverbyggnader. De övriga överbyggnadstyperna är så kallade styva överbyggnader och halvstyva överbyggnader. Materialval skiljer sig åt bland dessa typer av överbyggnader där man hos en flexibel överbyggnad vanligen kan finna olika grusmaterial eller asfaltsgrus som bärande material. I en styv överbyggnad är cementbetong det material som fungerar som det mest betydande när det kommer till fördelning av laster. (Agardh och Parhamifar, 2014, s.53)

Figur 2. Illustration över lager i en grusbitumenöverbyggnad, till vänster med underbyggnad eller undergrund, till höger med bergunderbyggnad. Omarbetad figur efter (Trafikverket, 2011)

Som framkommer i figur 2 ovan, så är de två översta lagren av grusbitumenöverbyggnaden bitumenbundna, medan de underliggande lagren är obundna. Bitumenbundna lager är benämningen för ”lager bestående av ballast och bituminöst bindemedel” enligt Trafikverket (2017a). Slitlagret kan bestå av asfalt eller av betong, där asfalt är det vanligaste i Sverige. Betong som slitlager kan förekomma på platser där trafikbelastningen är högre. Beläggningen i slitlagret är ofta impermeabelt för vatten även om det förekommer så kallade öppna beläggningar där vatten tillåts tränga igenom. Det bundna bärlagret ska fördela de belastningar som uppkommer från trafiken och viktiga egenskaper hos de ingående materialen är att kunna klara av utmattning och deformation. (Agardh och Parhamifar, 2014, s.54-55)

Beläggningar ligger dock utanför detta arbetes omfattning, då exempelvis asfalt redan idag återvinns till ny asfalt, och kommer därmed inte att beskrivas närmare.

Obundet bärlager och förstärkningslager är två obundna lager i vägkroppen. Det är vanligt att tillverka materialet till de obundna lagren av naturgrus, morän eller krossat samt sorterad sprängsten (Trafikverket, 2017b). Det obundna bärlagret är det som ligger närmast det bundna bärlagret. Detta lager är ämnat att sprida den last som härrör från de övre lagren. Förstärkningslagret, som ligger under det obundna bärlagret, ska fungera dränerande om inträngande vatten är en risk. Dess uppgift är även att vidare sprida trafiklasten från överliggande lager ner till undergrunden. (Agardh och Parhamifar, 2014, s.56)

5

I fall där man befarar tjälfara i undergrundens material eller att området där vägen planerar byggas är kallt, samt i fall där undergrundens material riskerar att tränga upp i själva vägkroppen, kan ett skyddslager användas. (Agardh och Parhamifar, 2014, s.57)

Undergrundens yta kallas för terrass och kan antingen skapas efter bortschaktning av material, eller genom att underlaget har fyllts på med jord- och bergmassor. (Agardh och Parhamifar, 2014, s.58)

Trafikverkets miljökrav för material som ska användas i de obundna bärlagren är att de ska vara ”acceptabla ur miljö- och hälsosynpunkt” samt ”inte ger problem vid återanvändning, deponering eller destruktion" men också, enligt Trafikverkets krav, accepterade av beställaren. (Trafikverket, 2017b)

I fortsättningen kommer arbetet syfta på material som avses att användas i obundet bärlager samt förstärkningslager.

2.2 Alternativa material

Trafikverkets krav för vägbyggnadsmaterial bestående av alternativa material ur miljö- och hälsosynpunkt är att miljöbelastningen ska vara acceptabel, ta hänsyn till omgivande miljö och rådande förhållanden men också accepteras av beställaren (Trafikverket, 2014). Materialet ska inte orsaka problem ur miljösynpunkt vid deponering, återanvändning eller destruktion (Trafikverket, 2014). Omgivningens sårbarhet ska därför tas hänsyn till (Trafikverket, 2014). Dessa krav är därmed liknande de ovan nämnda som är satta för obundna väglager av konventionell typ. Trafikverket har krav och råd för tre typer av alternativa material, dessa är masugnsslagg (så kallad hyttsten, vilket skapas då masugnsslagg kyls av långsamt), krossad betong samt asfaltsgranulat (Trafikverket, 2014).

De här tre materialen har fått dessa ovan nämnda krav på grund av olika utgångslägen. De är till att börja med material som ofta används av Trafikverket. Asfalt har länge återanvänts av Trafikverket då det varit en vanlig produkt hos dem, vilket lett till utveckling som karaktärisering och provtagning av asfalten och hur den kan komma att återanvändas i konstruktioner. Betong är ett material som Trafikverket använder i en mängd olika användningsområden och därmed har intresse funnits för att återanvända detta material istället för att deponera det, även om återvinningsgraden av betong är låg hos dem. Trafikverket ser betong som ett material som är relativt rent och har bra egenskaper. När det gäller masugnsslagg har Trafikverket i omgångar reviderat regelverken för hur det ska kunna projekteras, provas som produkt och byggas med då kvalitetssäkringen tidigare inte varit till belåtenhet under den tid sedan 70-talet som man har använt masugnsslagg. (Lindgren, personlig kommunikation, 15 april 2020) Övriga material som det kommit förslag på att skapa regelverk kring har varit förbränningsaskor och förbränningsslagger, dock är dessa så sällsynta i användningen att man inte sett behov av att skapa regelverk. Att de ofta är varierande i kvaliteten, både i kemiskt hänseende som i dess funktion som byggmaterial har också inverkat. (Lindgren, personlig kommunikation, 15 april 2020)

För att begränsa detta arbetes omfattning är krossad betong det material som fortsättningsvis kommer att studeras.

För krossad betong och dess miljöpåverkan tar Trafikverket upp begreppen rivningsbetong och restbetong specifikt; dessa fungerar som övergripande namn på olika typer av betong i syfte att användas i vägkroppen (Trafikverket, 2013b).

Restbetong beskriver Trafikverket som betong som är överbliven från tillverkning i betongvarufabrik eller från överbliven fabriksbetong. Rivningsbetong är i sin tur betong vars

6

ursprung är ifrån rivna byggnadsverk (Trafikverket, 2013b). Rivningsbetong ska innan användning skiljas från ämnen som kan ha förorenat den och detta ska även kunna styrkas av skriftligt intyg från planeringen av rivningen (Trafikverket, 2013a). Ämnen som är av speciellt intresse som bör avlägsnas från materialet är PAH, PCB, CFC, kvicksilver samt asbest (Trafikverket, 2013a).

Inköpta material som ska användas i de olika delarna av vägkroppen ska vara deklarerade, dvs CE-märkta, dessa krav för de obundna lagren presenteras i tabell 1 nedan (Trafikverket, 2014). I övrigt ställer Trafikverket krav på materialet i dokumentet ”Alternativa material för vägkonstruktioner TDOK 2013:0532” (2014) där beställaren ska få deklarerat även följande, för både material avsett till förstärkningslager och bärlager: Uppfylla krav för frosthalka, klassficering av sammansättning på återvunnen ballast, kornstorleksfördelning och nötningsegenskaper (micro-Devalvärdet), i fall med bärlager får det inte förekomma betong med lättballast (Trafikverket, 2014).

Dessa egenskaper testas mot olika refererade tabeller samt andra standarder, som står angivna i dokumentet eller refererade dokument (Trafikverket, 2014).

Tabell 1. CE-märkning och deklarering enligt (Trafikverket, 2014) för krossad betong som ska användas i obundna lager.

Sortering ≤0/90 >0/90

Förstärkningslager till belagda vägar

”SS-EN 13242 ”Ballast för obundna och hydrauliskt bundna material till väg-och anläggningsbyggande” med tillverkarförsäkran enligt användning utan höga säkerhetskrav (system 4) och enligt SS-EN 13285 ”Obundna överbyggnadsmaterial, Specifikation” ” (Trafikverket, 2014)

”Deklarerade med tillverkarförsäkran enligt AMA anläggning, nivå 4” (Trafikverket, 2014)

Sortering Samtliga material

Bärlager till belagda vägar ”SS-EN 13242 ”Ballast för obundna och hydrauliskt bundna material till väg-och anläggningsbyggande” med tillverkarförsäkran enligt användning med höga säkerhetskrav (system 2+) och enligt SS-EN 13285 ”Obundna överbyggnadsmaterial, Specifikation” ” (Trafikverket, 2014)

Trafikverket skriver i sina tekniska råd för alternativa material i vägkonstruktioner (TRV 2011:061) att krossad betong, som är återvunnen, tidigare använts i flera år som obundet material i belagda vägar (Trafikverket, 2013b). Kvalitetsmässigt är den återvunna krossade betongen god då den också har haft större bärförmåga än vägkonstruktioner där krossat berg eller grus har använts (Trafikverket, 2013b).

Runt trummor och brunnar kan det flöda mycket vatten och är exempel på platser där det bör undvikas att använda krossad betong. Endast till gång- och cykelvägar får krossad betong användas som bärlager. Vidare så avser Trafikverket krossad betong som användningsmaterial i belagda vägar. (Trafikverket, 2013a)

7

Miljöpåverkan av den krossade betongen ska enligt Trafikverkets dokument om tekniska krav för alternativa material (TRV 2011:060) samt tekniska råd om alternativa material (TRV 2011:061) bedömas (utöver att rivningsbetong även ska rensas från PAH, PCB, CFC, kvicksilver samt asbest, som ovan nämnt). Dokumenten hänvisar även till riktlinjen ”TDOK 2012: 22 Material och varor-krav och kriterier avseende innehåll av farliga ämnen” (2020), det vill säga kemiskt innehåll i materialen och varorna, inte lakbara ämnen. Krossad betong har inte använts i större omfattning av Trafikverket och kraven i TDOK 2012:22 har inte tillämpats på krossad betong (Lindgren, personlig kommunikation, 21 april).

TDOK 2012:22 hänvisar till bland annat BASTA-registrering, då det är ett sätt att verifiera att Trafikverkets kriterier uppfylls (Trafikverket, 2020). Trafikverket ställer krav på aktiva produktval i dokumentet TDOK 2012:22, då man vill tillämpa Miljöbalkens produktvalsprincip (Trafikverket, 2020). I första hand ska produkter som byggs in i Trafikverkets anläggningar klara kriterier för grupp A, sedan finns en skala med minskade krav genom grupper av sjunkande ordning (Trafikverket, 2020). Miljöprestandakraven innebär att för en vägentreprenad ska minst 80% av de inbyggda materialen och varorna klara kriterier som finns för grupp A (Trafikverket, 2020). Totalt finns fem grupper: från grupp A till grupp E. Att en vara klarar kriterier för klassning i grupp A är likställt med en BASTA-registrering (Trafikverket, 2020). Detta innebär alltså att produkten varken innehåller riskminsknings- eller utfasningsämnen (Trafikverket, 2020). Mer om BASTA följer i avsnitt längre fram i denna rapport.

TDOK 2012:22 ska gälla material och varor (ej jord-berg eller schaktmassor) och ämnen i materialet bedöms mot satta kriterier vilka utgår ifrån CLP-förordningen och dess faroangivelser, samt Trafikverkets egen förbudslista. Även CE-märkta byggprodukter ska bedömas utefter dessa krav, då de harmoniserade krav och regler på farliga ämnen som Trafikverket tar upp inte omfattas av CE-märkningen. (Trafikverket, 2020) En fråga som lyfts till Trafikverket är om granulära material omfattas av riktlinjen TDOK 2012:22 då det i nuläget inte är tydligt om dessa material ska omfattas av den, detta kommer förtydligas av Trafikverket i nästa revidering av TDOK 2012:22.

Standarderna i tabell 1 är benämnda ”Ballast för obundna och hydrauliskt bundna material till väg-och anläggningsbyggande” (EN 13242+A1:2007 ) och ”Obundna överbyggnadsmaterial- Specifikationer” (EN 13285:2018). EN 13242+A1:2007 tar exempelvis upp geometriska krav som sortering och kornstorleksfördelning, fysikaliska krav som exempelvis motstånd hos nötning och kemiska krav som total svavelhalt och vatten- samt syralösligt sulfat. EN 13285:2018 i sin tur behandlar bland annat olika typer av krav, exempelvis på kornstorleksfördelningar och graderingar men tar även upp hur man bedömer och verifierar prestandan hos materialet. Ur dessa standarder går att utläsa att det inte finns några harmoniserade EU-krav på utsläpp av farliga ämnen. Hänvisning görs till nationella krav och gränser vid den aktuella plats där materialet skall användas. (Swedish Standards Institute, 2010, Swedish Standards Institute, 2018)

Leverantören av materialet är den som ansvarar för att bedöma att materialet svarar mot de ställda kraven på egenskaper (Trafikverket, 2013b).

AMA anläggning 17 (Svensk byggtjänst, 2017), som är ett referensverk som används vid utförande av anläggningsarbeten och när beskrivningar ska upprättas, nämner inga miljökrav på de obundna lagren i en vägkropp. De material-och varukrav som förekommer för krossad betong och masugnsslagg är hänvisningar till Trafikverkets dokument ”Alternativa material för vägkonstruktioner, TDOK 2013:0532” (Svensk byggtjänst, 2017). Delen DCB i AMA anläggning behandlar ”obundna överbyggnadslager för väg, plan o d”. Under denna del förekommer krossad betong och masugnsslagg under koderna DCB.11, DCB.211 samt DCB.221 som är kategorier som

8

berör olika typer av förstärkningslager (Svensk byggtjänst, 2017). För obundna bärlager hittades inte krossad betong och masugnsslagg nämnda i AMA anläggning.

2.3 Ämne, blandning eller vara?

När man ska definiera om någonting är en vara, ämne eller en blandning, måste man titta på om huruvida föremålets egenskaper är överordnat dess kemiska sammansättning. Om detta stämmer klassas föremålet som en vara. (Förordning (EG) 1907/2006) Se definitioner av ämne, blandning och vara i bilaga B. Vägbyggnadsmaterial har en huvuduppgift i att vara motståndskraftigt gentemot fragmentering och nedbrytning i dess placering inuti vägen, samt att det ska tillföra stabilitet (Velzeboer och van Zomeren, 2017). Genom att genomgå en produktionsprocess där syftet är att uppnå en CE-standard, där man bestämmer över storlek och andra dimensionskrav, medför det att materialet blir en vara (Velzeboer och van Zomeren, 2017). För att ett återvunnet ballastmaterial ska betraktas som vara ska det därmed genomgå en process avsedd för att uppnå ballaststandarder, där det därmed är producerat på ett sätt att formen, ytan eller designen är mer väsentlig än den kemiska sammansättningen (ECHA, 2010)

Om varan som produceras genom en återvinningsprocess innehåller något av de särskilt farliga ämnena (eng.: Substances of Very High Concern, SVHC) som återfinns i Reach (se beskrivning i bilaga B) kandidatförteckning så krävs en anmälan till ECHA (Velzeboer och van Zomeren, 2017). Detta gäller ifall mängden av ämnet överstiger 1 ton per år samt att ämnet ingår i varan i en koncentration över 0.1 viktprocent, enligt Reach artikel 7.2 (Förordning (EG) 1907/2006)

2.4 Egenskaper hos krossad betong För att få en förståelse av krossad betong som material har följande litteraturstudie genomförts.

Det som hindrar användningen av alternativa material såsom krossad betong i anläggningsarbeten är den eventuella möjligheten till påverkan på omgivande vatten och jord, genom att det kan komma att lakas ur ämnen ur materialet (Lidelöw m.fl., 2017). Dock är det önskvärt med återvinning av betong då det förekommer i så stora volymer, därmed är det intressant att studera dess miljömässiga påverkan (Engelsen m.fl., 2010). Lakbarheten är en kritisk parameter för återvunnet material, eftersom lakbarheten kan användas för att kunna uppskatta biotillgängligheten då utlakning visar på en rörlighet hos ämnena som kan leda till biologiskt upptag (Lidelöw m.fl., 2017). pH är också en starkt inverkande faktor på vad som kommer att lakas ut från betong, därmed är det fördelaktigt att ta reda på pH-styrda lakningsprocesser och detta över ett bredare spann över pH-värden (Engelsen m.fl., 2010).

Betong är starkt basiskt men förekommer karboniserat i olika grad och kan i fält påverkas genom omgivande vattens pH, exempelvis grundvatten, regn och markvatten, som kan vara skiftande. (Engelsen m.fl., 2010). Karbonatisering sker när koldioxid ( ) i luften reagerar med hydrater i betongens cement. Främst är det hydraten kalciumhydroxid ( ( ) ), en stark bas, som är utsatt för reaktion (Mindess, 2019):

+ → (1)

+ ( ) → + (2)

Koldioxiden i sig är inte reaktiv men då den kommer i kontakt med fukt i betongens porer löses det till kolsyra ( ) (ekv. 1), som blir den reaktiva agenten (Neville, 2012). Effekterna detta har på betongen är bland annat att pH-värdet i porvattnet i cementen sjunker (Papadakis m.fl., 1992). Portlandcement kan från början ligga på upp till pH 13.5 i porvattnet, vilket sjunker under en

9

karbonatiseringsprocess till 8.3 (Papadakis m.fl., 1992). Vid detta pH-värde har all ( ) förbrukats (Papadakis m.fl., 1992). Reaktionen i ekvation 2 leder till produkterna kalciumkarbonat ( ), och vatten ( )

Figur 3. Karbonatisering i betong. Fronten tränger längre in i betongen med tid och pH sänks. Omarbetad figur efter (Fagerlund, 2011)

Krossad betong har en större specifik yta och karbonatisering sker i huvudsak då betong krossats och utsatts för luft och fukt under en tid, vilket medför att pH är högre i ny betong och kan ligga omkring 13 (Butera m.fl., 2014). Karbonatisering kan därmed sägas vara en ytprocess som främjas av krossning av materialet till mindre delar (Helsing, 2019). Denna process kan påverka vad som lakas ut, då pH-värdet sänks (Butera m.fl., 2014, Engelsen m.fl., 2012). Karbonatisering sker under hela livslängden hos betongen (Svensk Betong, 2020).

Sexvärt krom (krom (VI)) är ett ämne som förekommer i betong och som har orsakat hälsoproblem för arbetare under tillverkningen av cement. Under tillverkningen finns fördelaktiga förhållanden för krom (III), ett ämne som förekommer som spårämne i cement, att oxidera till krom (VI). Det sexvärda kromet finns främst i äldre betong i Sverige, i betong från tiden före 1980. Detta årtal är då man införde en begränsning av denna typ av krom i betong. (Helsing, 2019)

Karbonatisering av betong är en orsak till att kromet är mindre hårt bundet i betongen, eftersom de kemiska processer som sker vid karbonatisering bildar kemiska föreningar där kromet är mer lösligt än i betong som inte karbonatiserats (Helsing, 2019). Man har kunnat studera i laboratorietest att metaller, speciellt krom, har en mindre löslighet från betong vid högre pH eftersom hydrater i cementen är intakta vid högre pH, före det att karbonatisering skett (Engelsen m.fl., 2010). Dock har det observerats i studier i fält att det är vid pH närmare 8 som lakningen av ett antal ämnen ser ut att minska, till skillnad från vad laboratoriestudierna visat på. I detta fall förklaras det med att under karbonatiseringen bildas som orsakar ett lager med högre täthet, vilket hindrar genomströmmande vatten att nå okarbonatiserade delar av betongen. Detta tillsammans med att de redan lakade lagren av cementet är tömda på ämnen kan förklara att det vid lägre pH lakas ut lägre mängder. (Engelsen m.fl., 2012)

10

Lakning av ämnen från bland annat krossad betong över en längre tid från en väg uppbyggd för forskningsändamål har studerats av Lidelöw et al (2017) där en diskussion förs om riskerna av att använda alternativa material på detta sätt. Studien jämförde resultaten mot Naturvårdsverkets nivåer för både totalhalt och lakbara halter i handboken ”Återvinning av avfall i anläggningsarbeten” (2010). Denna handbok är tänkt att endast användas på material som är betecknat som avfall och nivåerna är satta för nivåer som ska representera ”mindre än ringa risk” (Naturvårdsverket, 2010). Lidelöw m.fl. (2017) menar att haltgränserna för totalhalt i dessa riktlinjer kan anses vara konservativa i sina antaganden för vilka exponeringar som är tänkbara från en vägkonstruktion och de testade materialen i studien överskrider dessa gränser, även det naturliga materialet krossat berg (som används som referensmaterial i studien). Vidare försöker Lidelöw m.fl. (2017) även jämföra lakade koncentrationer uppmätta från vägen med Naturvårdsverkets nivåer för lakbara halter, som är gjorda för laktester med L/S 0.1 samt L/S 10. Vad dessa kvoter anger (så kallade ”L/S-kvoter”) är förhållandet mellan lakvätskan och materialet som man vill laka ur, enheten är liter per kilogram (Naturvårdsverket, 2002). I sina uppskattningar av infiltrationen i vägen kom Lidelöw m.fl. (2017) fram till att ett representativt L/S- förhållande bör vara L/S 0.1, baserat på nederbörden och kunskapen om materialet i vägen. Ett test med detta L/S-förhållande finns föreslaget i Naturvårdsverkets handbok (EN 14405:2017, ett perkolationstest) som studien jämför sina värden mot. Detta L/S-värde kan sägas vara det som närmast skulle gå att jämföra mot värden i riktlinjer som Naturvårdsverkets, även om det kan sägas vara svårt, enligt författarna, att jämföra empiriska tester på utlakat vatten med laktest utfört i laboratorium på grund av de varierande förhållandena som finns i fält. (Lidelöw m.fl., 2017) Studien fann höga halter av As, Cr och Cu men konstaterade att detta kunnat undvikas om den ingående betongen hade rensats från impregnerade träprodukter som kommit med i konstruktionen.

Överlag uppnåddes de högsta värdena efter två år. De utlakade halterna minskade med tiden under de tio år som studien spände över, efter de tio åren var alla de kritiska ämnena under Naturvårdsverkets haltgränser för avfall i anläggning. Detta pekar på att utlakning sker främst under den tidigaste bruksfasen. När det gällde pH-värdet började det högt för att sedan minska över tid. (Lidelöw m.fl., 2017) Engelsen m.fl. (2012) studerade krossad betong i asfaltsbeklädd väg samt icke-asfaltsbeklädd väg över en fyraårsperiod i Norge. Huvudämnen som fanns i betongen var Al, Ca, Mg och S, spårämnen var Cr, Cu, Mo, Ni, V, Zn. De spårämnen man undersökte som lakats ut överskred inte norska acceptanskriterier för grund-eller ytvatten i de fall värden för dessa fanns, i övriga fall jämfördes ämnenas halter mot uppmätta halter i grundvattnet enligt årlig övervakning. Man antog att en utspädning skulle ske och räknade på ett typfall med ekvation enligt norska riktlinjer. Vägtypen med asfaltsbeläggning uppvisade en långsammare minskning av pH än vägtypen utan asfalt. Efter två och ett halvt år hade den asfaltsbeklädda vägens pH sjunkit från 12.6 till under 10 medan den del av vägen som var utan asfalt kom ner till pH 10 inom ett år efter att exponeringen för perkolerande vatten inletts. (Engelsen m.fl. 2012)

Förslag på hur man skulle kunna minska miljörisker som kan kopplas till utlakningen i det tidiga, mest utlakande skedet, är enligt Lidelöw m.fl. (2017) att man kan utforma vägkonstruktionen så att den står i mindre kontakt med nederbörd. Ett annat förslag är förbehandling av materialet, det vill säga att man redan under tillverkningsprocessen av betongen ser över ingående ämnen som kan påverka lakbarheten av krom. Vidare, så är ett förslag att låta den krossade betongen ”åldras”. (Lidelöw m.fl., 2017) Helsing (2019) föreslår i sin rapport en våt process av materialet som kan främja en lakning av sexvärt krom eller att man låter materialet karbonatisera för att därefter laka ur materialet. Detta vore ett sätt att skynda på den utlakning som sker tidigt under materialets användning.

11

EU:s gränser för lakning av inert avfall har i flera studier använts som haltgränser att jämföra laktestresultat av krossad betong emot (Butera m.fl., 2014, Lidelöw m.fl., 2017, Puthussery m.fl., 2017 , Roque m.fl., 2016). Detta kommer tas upp längre fram i denna rapport.

Vanliga tillsatser som tillsätts i betong är medel som ska påskynda härdningsförloppet eller som ska se till att betongen inte spricker vid minusgrader, så kallade luftporbildare (EnviroPlanning, 2014). Då detta undersökts av EnviroPlanning på uppdrag av Naturvårdsverket, fann man att det var en låg ekologisk risk av läckage av tillsatserna i betongen efter ekotoxikologiska studier på materialet (EnviroPlanning, 2014). Krossad betong som använts i vägar och deponier var föremål för studien.

2.5 End of Waste-kriterier

End of Waste som begrepp och dess tillämpning har studerats och presenteras i följande avsnitt.

End- of-Waste (EoW), eller som det benämns på svenska, När avfall upphör att vara avfall, är ett begrepp som används för att beskriva återvinning av avfall till nya produkter. Artikel 6 i EU:s avfallsdirektiv tar upp End-of-Waste statusen1. Med EoW är tanken att man ska kunna minska avfall och uttag av naturliga resurser och samtidigt se till att uppnå hög nivå på miljöskydd (Delgado m.fl., 2009). I avfallsdirektivets sjätte artikel står att ” Visst specifikt avfall ska upphöra att vara avfall i den mening som avses i artikel 3.1 när det har genomgått ett återvinningsförfarande, inbegripet materialåtervinning, och uppfyller specifika kriterier som utarbetats på följande villkor. Vad artikel 3.1 avser är följande definition av avfall: ” ämne eller föremål som innehavaren gör sig av med eller avser eller är skyldig att göra sig av med ” (2008/98/EG)

Tabell 2. De fyra EoW- villkoren.

Specifika villkor för End of Waste enligt avfallsdirektivets (2008/98/EG) artikel 6

a) Ämnet eller föremålet ska användas allmänt för specifika ändamål.

b) Det ska finnas en marknad för eller efterfrågan på sådana

ämnen eller föremål.

c) Ämnet eller föremålet ska uppfylla de tekniska kraven för de specifika ändamålen och befintlig lagstiftning och normer för

produkter

d) Användning av ämnet eller föremålet kommer inte att leda till allmänt negativa följder för miljön eller människors hälsa.

Vidare anger avfallsdirektivet att ” kriterierna ska vid behov inbegripa gränsvärden för förorenande ämnen och ta hänsyn till ämnets eller föremålets eventuella negativa miljöeffekter” (2008/98/EG)

Kriterier för EoW har redan idag utvecklats för vissa strömmar av avfall. EU har skapat EoW-kriterier för några typer av avfall; järn, stål och aluminiumskrot, glasavfall samt kopparskrot, som redan idag är möjliga att följa (Europeiska kommissionen, 2019). Dock sker inte återvinning i Sverige med tillämpning av EoW-kriterier i de flesta fall, utan bedömning av de enskilda fallen tillämpas i Sverige (Naturvårdsverket, 2019). Att det inte kommit några fler EU-gemensamma EoW-

1 Europaparlamentets och rådets direktiv 2008/98/EG av den 19 november 2008 om avfall och om upphävande av vissa direktiv (Text av betydelse för EES)

12

kriterier (däribland för ballastmaterial) som slagit igenom i unionen har att göra med de olika EU-ländernas olika tillgång till jungfruliga material, vilket kan tvinga länder med lägre tillgång till jungfruliga material att tillåta högre gränsvärden än länder med god tillgång, vilket länder med hög tillgång till naturligt material inte kan tänka sig tillåta. Regelsättandet har hamnat på de enskilda länderna, som agerat olika i huruvida man beslutar centralt eller decentraliserat. (Johansson och Forsgren, 2020) Enligt Johansson och Forsgren (2020) har det i Sverige lett till att man lagt EoW-ansvaret på kommuner som saknar kapacitet till detta. Vidare har detta lett till att den marknad som man eftersträvar för EoW-klassade produkter inte är harmoniserad inom EU, då man i de länder där man skapat EoW-kriterier har olika haltgränser (Johansson och Forsgren, 2020).

Tydliga EoW-kriterier för (inerta) ballastmaterial av bygg och rivningsavfall inom EU hittar man i Storbritannien, Frankrike, Österrike och Nederländerna (Velzeboer och van Zomeren, 2017). Velzeboer och van Zomeren (2017) har i sin rapport studerat och jämfört dessa utifrån vad de olika ländernas EoW-kriterier innehåller. Alla utom Storbritannien har haltgränser på lakning inkluderat i sina kriterier (Velzeboer och van Zomeren, 2017). Dessa har tagits med i tabell A1 i bilaga A i detta arbete.

I det svenska perspektivet finns en handledning av Naturvårdsverket (2010). Naturvårdsverket har i denna arbetat fram nivåer för avfall i anläggning. Utgångspunkten är att materialet som ska användas är klassat som avfall (Naturvårdsverket, 2010). Handledningen riktar sig främst till tillsynsmyndigheter men även till verksamhetsutövaren, avfallsproducenten eller fastighetsägaren då dessa har ett ansvar att inte skada människor eller miljö vid användande (Naturvårdsverket, 2010). Nivåerna för lakning och totalhalter vid mindre än ringa risk återfinns i handboken. Dessa värden för lakning (vid L/S 10) återfinns i bilaga A. Att avfallet ligger under nivåerna för mindre än ringa risk innebär att det kan användas i anläggningsarbete utan tillstånd från kommunen, så kallad U-verksamhet (Naturvårdsverket, 2010). Till detta krävs även hänsyn till om området inte är exempelvis ett Natura 2000-område eller vattenskyddsområde eller att det finns andra möjliga föroreningar som genom sin omfattning kan påverka (Naturvårdsverket, 2010). Ett exempel på vad som gjorts för andra avfallstyper specifikt så har det i Sverige för materialtypen askor utförts en rapport där man utarbetat så kallade miljöriktlinjer. Dessa är tänkta som ett miljöbedömningssystem vid användande av askor i anläggningsbyggande (Bendz m.fl., 2006). Denna rapport har liksom Naturvårdsverket i ” Återvinning av avfall i anläggningsarbeten” (2010) riktat in sig på att bedöma användningen utan att detta ska medföra mer än ringa risk.

Under början på 2020 har ett stöd för återvinning av avfall i anläggningsarbeten färdigställts av Afry på uppdrag av Sveriges bergmaterialindustri (SBMI) och finansierat av Svenska byggbranschens utvecklingsfond (SBUF), med Swerock som partner (Tengsved, personlig kommunikation, 14 maj, 2020). Detta dokument ska bland annat kunna tillämpas på mineraliskt material vars ursprung är från byggverksamhet i huvudsak och som är tänkt att återvinnas i anläggningsarbeten. Materialet ska vara klassat som icke-farligt avfall. Det säger sig också skilja sig från den handbok om avfall i anläggningsarbete (2010) som Naturvårdsverket tagit fram, detta då dessa två skiljer sig i att Naturvårdsverkets handbok riktar sig till U-verksamhet medan detta stöd avser C-verksamhet men där även skillnader finns i antaganden som gjorts, vilket syftet är och under vilka förutsättningar som ska råda. (van Praagh m.fl., 2020)

I litteratur som tar upp genererandet av EoW-kriterier för ballastmaterial, diskuteras hur man kan skapa gränsvärden som kan stävja negativ miljöpåverkan men samtidigt vara uppnåeliga. Det finns i ett antal EU-länder regler för återvunnen ballast och dess miljöpåverkan, dock finns oftast inte liknande regler för byggprodukter i de flesta EU-länder vilket kan medföra att material som uppnår

13

en EoW-status inte längre ses som avfall och kan därmed inte omfattas av några regler för hur mycket de får påverka sin omgivning genom avgivning av ämnen (Hjelmar m.fl., 2013). Metoder för hur man ska tänka när EoW-kriterier tas fram finns beskrivna av bland annat Saveyn m.fl. (2014). En modell som tas upp i detta sammanhang av både Hjelmar m.fl. (2013) och Saveyn m.fl. (2014) är ”Source-Pathway-Receptor/target” (”Källa-transport-recipient”) -modellen (Fig. 4), där man illustrerar inträffandet av en risk som en kedja av händelser som måste hållas obruten och orsaka negativa konsekvenser för recipienten.

Figur 4. Konceptuell riskbedömningsmodell. Efter Saveyn m.fl. (2014) och Hjelmar m.fl. (2013)

Källa: Denna term i modellen beskriver materialets flöde av ämnen under dess tid av användning (Saveyn m.fl., 2014).

Transport: Termen beskriver transportscenarion av det som flödar från källan, genom att man modellerar och tar hänsyn till de processer som kan ske i mark och vatten under det utlakade ämnets resa mot recipienten. Om man i sin EoW-modell inte sätter några restriktioner på hur det återvunna materialet ska användas, anses transport-termen vara exkluderad ur den konceptuella modellen, därmed är källan i direkt kontakt med recipienten (Saveyn m.fl., 2014). Exempel på detta är om återvunnen ballast hamnar som fyllning i en liten och känslig sjö istället för som vägbyggnadsmaterial, vilket inte är det optimala användningsområdet men som kan ske om användningen är satt till att få ske utan restriktioner (Hjelmar m.fl., 2013).

Recipient: Denna term representerar det man vill efterleva i form av skydd av mark, yt-och grundvatten genom att utarbeta gränsvärden för lakning, vilka kan utgå ifrån grund-och ytvattenkrav på maximalt accepterade halter. (Saveyn m.fl., 2014)

Lakning är den önskvärda parametern att studera i detta sammanhang med hjälp av perkolationstester och skaktester men även pH-beroende test kan vara aktuella då det, speciellt för betongavfall, sker förändringar i pH över tid (Saveyn m.fl., 2014). Förslag på provtagningsförfaranden, laktestmetoder och bedömning tas upp av Saveyn m.fl. (2014) som även utarbetat gränsvärden för material som ska antas kunna användas fritt utan begränsningar (se tabell A1 bilaga A). Dessa är baserade på vattenkvalitetskriterier från EU samt Danmark, då dessa varit bland de lägsta halterna av de gränsvärden studien jämförde mellan. Detta för att räkna på ett värsta möjligt scenario (Saveyn m.fl., 2014).

Det man vill skilja på enligt Hjelmar m.fl. (2013) och Saveyn m.fl. (2014) är två typer av fall:

1. där materialet ska antas användas fritt utan några krav samt

2. där man ställer krav på användandet.

De två grundkrav på användandet i fall 2 är att ballastmaterialet endast ska kunna användas för specifika ändamål och att materialet ska tas omhand av användaren eller ägaren efter dess livslängd har uppnåtts (Saveyn m.fl., 2014). Till detta finns frivilliga krav att tillämpa för att med hjälp av att föra in dem i en modell kunna tillåta högre gränsvärden än i fall 1.

14

Att skapa gränsvärden för lakning av föroreningar kan ske stegvis och iterativt enligt ett förslag på åtta steg i rapporten av Saveyn m.fl. (2014). Arbetet med detta skall utföras av experter, i samråd med intressenter såsom användarna, producenterna, representanter från CEN/TC 351, CEN/TC 154, CEN/TC 227 och CEN/TC 292 samt lagstiftare och tillsynsmyndigheter (Saveyn m.fl., 2014)

Figur 5. Modelleringsförfarandet i åtta steg, citat från Saveyn m.fl. (2014).

Gränsvärden beräknade av Saveyn m.fl. (2014) för användning utan begränsning återfinns i bilaga A.

2.6 Riskbedömning

Att göra en miljöbedömning av ett material kan kopplas ihop med att vilja studera risker som finns med användandet av materialet, vilket även tagits upp i föregående avsnitt. Här följer en beskrivning av riskbedömning för att skapa en bild av hur miljöproblem kan angripas. Att infoga detta avsnitt i arbetet motiveras av viljan att studera angreppssätt på problem där man önskar bedöma miljöpåverkan samt väva in ett strukturerat synsätt på detta.

En riskbedömningsmodell (Källa-transport-recipient-modellen) användes som ovan nämnt för att sätta upp förfarandet för genererande av EoW-kriterier. Riskbedömning som begrepp definieras av Covello och Merkhofer (1993) som” a systematic process for describing and quantifying the risks associated with hazardous substances, processes, action, or events” (Covello och Merkhofer, 1993). Det finns fyra steg som är kopplade till varandra i en fullständig riskbedömning (Covello och Merkhofer, 1993).

15

Figur 6. Illustration över stegen vid en riskbedömning enligt Covello och Merkhofer (1993).

Release assessment (Utsläppsbedömning) innebär en studie av det som kan vara källan till risk och kvantifiera och beskriva vad den kan tänkas avge som är tillgängligt för djur, växter eller människor vilket därmed introducerar en risk för dem. Här kan det vara vanligt att man beskriver det riskbärande genom bland annat dess sannolika avgivning, mängd, tidsaspekt och hur det kan ändras vid olika scenarion. I Exposure assessment (Exponeringsbedömning) studerar man exponeringen som djur och människor kan utsättas för av riskkällan genom att kvantifiera och beskriva exponeringsförhållandena och dess karaktäristik. Detta kan vara exempelvis frekvens, intensitet, media, tid, vilken väg exponeringen sker genom, antalet individer och deras egenskaper som kan bli påverkade av exponeringen samt andra omkringliggande betingelser som kan påverka utgången. (Covello och Merkhofer, 1993)

Relationerna mellan exponeringen och hälso-samt miljökonsekvenserna som kan ske genom exponeringen fångas in i begreppet Consequence assessment (konsekvensbedömning). I detta ingår att man specificerar ekologisk skada eller vad exponeringen kan ge för negativa konsekvenser för miljön samt mänsklig skada, sjukdom eller dödsfall som är en följd av exponeringen. Risk estimation (Riskuppskattning) tar in de föregående stegen för att därmed kunna skapa ett mått på de risker som finns för miljö och hälsa. Detta steg innebär att man ger uppskattningar av antal människor som utsätts för hälsoeffekter eller storleksklass på de möjliga negativa konsekvenserna på miljön. Till detta kan osäkerheter beskrivas genom exempelvis sannolikhetsfördelningar. (Covello och Merkhofer, 1993)

En miljöinriktad modell presenteras av Amiard och Amiard-Triquet (2015) för konventionell miljöriskbedömning. Det första steget i denna modell är att identifiera faror som finns. Begreppen fara och risk skiljer sig åt, och bland annat inom ekotoxikologi är enligt Amiard och Amiard-Triquet (2015) en fara sådant som kan orsaka negativa hälsoeffekter eller skapa potentiell skada på något eller någon medan risk är den sannolikhet som detta kan ske hos en organism då den utsätts för fara.

16

Figur 7. Principer för en miljöriskbedömning. Efter Amiard och Amiard-Triquet (2015).

Vägen från faroidentifiering till riskhantering i modellen som presenteras i figur 7 går via två vägar där den ena är en bedömning av hur ämnet kommer att färdas i omgivningen och vilka effekter som den kan orsaka. Det är här man kommer att ta in de komplexa öden som finns för ett ämne, då det kan spridas i vatten, i sediment, i jord samt ha utbyte mellan dessa. Utöver den fysiska transporteringen, kommer man behöva ta hänsyn till att ämnet kommer att tas upp av organismer och följa näringskedjan till olika trofiska nivåer, från mikroorganismer upp till rovfiskar. Predicted environmental concentrations, PEC, är något som modelleras baserat på detta. När det gäller den andra grenen i modellen, tittar man istället på farokaraktärisering. Detta utgår från att se på de skadliga effekter som ämnet kan orsaka organismer och är något som bestäms i tester av ett antal arter tillhörande olika trofiska nivåer där man tar fram bland andra no observed effect concentration, NOEC (detta kan definieras som ”the highest test concentration for which there was no statistically significant difference from the control response” (Newman och Unger, 2003)) som i sin tur kommer att leda till en bestämning av predicted no effect concentrations (PNEC). Det är med hjälp av PEC och PNEC som man gör en riskkaraktärisering, då man ställer upp förhållandet PEC/PNEC. Ett förhållande som är högre än ett visar på en risk som bör hanteras. (Amiard och Amiard-Triquet 2015)). Denna modell (som här presenterats i korthet) illustrerar risk och fara och hur man ser på dessa inom ekotoxikologi.

3. Vanliga testmetoder och möjliga vägar att gå vid miljöbedömning

Baserat på den litteraturstudie som gjorts har ett antal sätt att gå tillväga för att få klarhet över miljöpåverkan framkommit och dessa presenteras i detta kapitel genom en litteraturstudie.

17

3.1 Laktester

Som tagits upp i tidigare kapitel kan laktest utföras för att studera lakbarheten av ämnen från krossad betong för att återspegla hur ämnen lämnar materialet och sprids ut i omgivningen. När man avser göra miljöriskbedömningar kan det därför finnas behov av att studera materialets lakegenskaper på både kort som på lång sikt (Elert m.fl., 2006). Detta kapitel beskriver översiktligt laktester, för att sedan gå igenom vanligt förekommande typer av standardiserade tester som använts i studier av bl.a krossad betong.

Laktester kan användas för att få en bild av lakningen av materialet i fält, dvs i den naturliga situationen (van der Sloot, 1997, s.13). Laktester har utvecklats för olika typer av användningsområden, exempelvis till att undersöka förorenad jord, testa avfall eller avloppsslam. De har då utvecklats till olika ändamål men har ändå historiskt kunnat användas till andra typer av fält än vad de egentligen utvecklats till och detta kan vara möjligt så länge hänsyn tas till det nya materialets olika mekanismer och förhållanden. (van der Sloot, 1997, s.163) Med laktester kan man främst få upplysning som kan bidra till bedömningen av spridningsrisken för antingen kort eller medellång sikt, varför det kan vara bra att vara medveten om att en bedömning för ett långtidsscenario måste göras med viss försiktighet (Elert m.fl., 2006).

Begreppet lakning beskriver samlande de processer av mobilisering av ämnen från fasta material (Elert m.fl., 2006). Det är fysikaliska och kemiska processer, av olika typer, som styr lakningen av ämnen från ett material men som även innebär fastläggning på omliggande material. Processerna kan styra verkan i motsatt riktning, det vill säga att processen även kan vara reversibel och det som blivit fastlagt kan därmed släppas loss på nytt. (Elert m.fl., 2006)

Vanliga varianter av laktest är skaktest, perkolationstest, pH-statiskt laktest, tillgänglighetstest och diffusionstest.

Skaktest går ut på att blanda testmaterialet med en vätska för att låta det skakas om tills man uppnått jämvikt, vilket sker i ett tidsspann i storleksordningen timmar till dagar. Lakvätskan förnyas inte under testets gång. (Kmet m.fl., 2003) Skaktester förekommer som enstegs eller tvåstegs skaktest, där skillnaden består i att man i dessa studerar L/S 10 respektive L/S 2 och L/S 10 (Elert m.fl. 2006). Denna typ av test kan användas som ett sätt att studera hur det testade materialet överensstämmer med tidigare utförda perkolationstester (SIS, 2016), vilket kommer att tas upp längre fram i detta avsnitt.

Perkolationstest (i annan litteratur även kallat kolonntest, dynamiska test) sker under längre tid än skaktest, tiden är i storleksordning dagar till månader (Kmet m.fl., 2003). Provmaterialet läggs i en ”kolonn” (Naturvårdsverket, 2002). I detta typ av test förnyas lakvätskan kontinuerligt, medan den blandas med testmaterialet (Kmet m.fl., 2003). Perkolationstest med låga L/S-värden ska ge mer verklighetstrogen bild av utlakning under realistiska förhållanden (Naturvårdsverket, 2002). Information från dessa kan ge en grund till att förstå utlakningsprocesserna (Elert m.fl. 2006).

Tillgänglighetstest anger den möjliga lakbarheten på lång sikt, då man får fram den totala mängden lakbart som då beskriver en övre gräns för vad som går att laka ur materialet (Naturvårdsverket, 2002). Tidsrymden för lakning som detta test tar hänsyn till är tusen till ett par tusen år, en ”geologisk tidsskala” (Ekvall m.fl., 2006). Detta då faktorer som alkalinitet, tid samt koncentrationsskillnader inte är begränsande för testet (Elert m.fl., 2006). Testet tar ganska kort tid, runt 21 timmar (Naturvårdsverket, 2002).

18

pH-inverkan vid utlakning. pH-statiska test är test där man lakar ut och studerar inverkan av olika pH-värden Att studera lakning med givet pH kan vara intressant då pH-värdet och förändringen av den i en naturlig miljö är viktig för långsiktig utlakning och förändringar i lakningen. Tiden för testning är på 48 timmar. (Elert m.fl., 2006)

Diffusionstest utförs främst på monolitiska provkroppar och är intressant i de fall lakningen handlar om diffusionsstyrd ytutlakning, därför kallas detta test även för ytutlakningstest. Själva teststiden för lakningen är 64 dygn. (Elert m.fl., 2006)

Något man bör ha i åtanke när det kommer till att använda sig av laktester är att de laktester man kan utföra är förenklingar av verkligheten och överensstämmer inte helt med de verkliga förhållandena i fält, dessa kan variera kraftigt beroende på bland annat mängd vatten som verkligen kan komma att perkolera genom strukturen samt förändringar i pH-värde (Elert m.fl., 2006).

I Tabell 3 följer en sammanställning av olika testmetoder som använts i litteratur där testning av olika typer av avfall, däribland betong, där det är tänkt att fungera som vägbyggnadsmaterial eller i andra infrastrukturella projekt. Detta har gjorts för att illustrera och exemplifiera specifika testmetoder.

Tabell 3. Sammanställning av använda laktestmetoder i studier av krossad betong.

Studie Material som testats

Standard Kort beskrivnng av laktesttyp

Butera m.fl., 2014

Bygg-och rivningsavfall, däribland betong som varit rivningsavfall samt överbliven betong från konstruktion

EN 12457–1 Enstegs skaktest, L/S 2 l/kg

Roque m.fl., 2016

Bygg-och rivningsavfall, däribland krossad betong

EN 12457–4

(samt även lysimetertest beskrivet i studiens metoddel)

Enstegs skaktest L/S 10

Puthussery m.fl., 2017

Betong från rivningsavfall

EN 12457–3, NEN7341 *,

USEPA Method 1311

Tvåstegs skaktest (L/S 2 och L/S 8) och

Tillgänglighetstest

samt

Karaktäristiskt lakningsförfarande för toxicitet

19

Galvín m.fl., 2018

Blandade återvunna material (keramik, sten, betongprodukter etc)

EN 12457–3,

NEN 7343**,

UCLT 2014

Tvåstegs skaktest (L/S 2 och L/S 8) och

perkolationstest

samt

experimentellt test för studien

Del Rey m.fl., 2015

Återvunna aggregat, däribland betong

EN 12457–3,

NEN 7343**

Tvåstegs skaktest (L/S 2 och L/S 8) samt

Perkolationstest (L/S 0.1, 0.2, 0.5, 1, 2, 5, 10)

Saca m.fl., 2017 Rivningsavfall, däribland betong.

EN 12457–1 samt EN 12457–2,

CEN/TS 14405 ****

Enstegs skaktest, L/S 10 resp. L/S 2

samt

Perkolationstest

*Dragits tillbaka men förekommer nu som NT ENVIR 003(Nordtest, 1995) som är en standardiserad variant baserad på NEN7341 ((Tossavainen and Forssberg, 1999) (Nordtest, 1995))

** Dragits tillbaka (SAI Global Standards, 2020)

*** Upphävd, ersatt med EN 14429:2015 (SIS, 2020)

**** Upphävd, ersatt med EN 14405:2017

Där något av testerna EN 12457(1–4) använts har man refererat till EU:s direktiv om deponering av avfall (1999/31/EG2) (med 2003/33/EG3 som innehåller kriterierna och förfarandena) och testat mot de gränsvärden som finns. Dessa tester är omnämnda i detta direktiv. Roque m.fl. (2016) har i sin studie jämfört laktesterna mot portugisisk lag, som i sin tur har införlivat gränsvärden från 2003/33/EG för inert avfall. Portugisiska naturvårdsverket tillåter återvinning om värdena inte överskrider dessa (Roque m.fl., 2016). Även Puthussery m.fl. 2017 jämför mot EU:s krav på deponi, då främst emot värden för inert avfall, vilket Galvín et al (2018) och Saca m.fl. 2017 också gör.

I några EU-länder finns det EoW-kriterier fastställt för exempelvis bygg-och rivningsavfall som ska kunna användas som ballastmaterial. Rapporten ”End of Waste criteria for inert aggregates in member states” tar upp och jämför de olika tillvägagångssätten (Velzeboer och van Zomeren, 2017). Frankrike, Österrike och Nederländerna är de länder med EoW-kriterier som har tillhörande haltgränser för lakning vilka återfinns i tabell A1 i bilaga A. Under denna studies gång har utkast för Frankrikes och Österrikes kriterier återfunnits med syfte att gå till ursprungskällan av det som

2 RÅDETS DIREKTIV 1999/31/EG av den 26 april 1999 om deponering av avfall 3 RÅDETS BESLUT av den 19 december 2002 om kriterier och förfaranden för mottagning av avfall vid avfallsdeponier i enlighet med artikel 16 i, och bilaga II till, direktiv 1999/31/EG

20

presenterats i Velzeboer och van Zomeren (2017). De dokument som varit tillgängliga att läsa på andra språk än tyska och franska har varit betecknade som utkast, vilket innebär att det finns en möjlighet att viss information kan ha ändrats till de slutgiltiga dokumenten. Dessa innehåller bland annat specificering av områden där användning inte bör ske, hur återvinningsförfarandet bör gå till och kontroll av produktion. Exempelvis återfinns i båda ländernas dokument hur man ser på användning intill grundvatten. Ett annat exempel är att hänsyn bör tas till specifika områden som skyddas enligt lag i länderna. ((Ministeriet för ekologi, hållbar utveckling och energi, 2015, Förbundsministern för jord- och skogsbruk, miljö samt vattenförvaltning, 2014))

Tabell 4. EU-länder med EoW-kriterier. Laktestmetoder som används. Storbritannien har inget laktest angivet. NEN 7373 är ett kolonntest med L/S 0.1-10. De övriga testerna är skaktester. Efter Velzeboer och van Zomeren, 2017.

Storbritannien Frankrike Nederländerna Österrike

Laktestmetod - EN 12457-2

EN 12457-4

NEN 7373 EN 12457-4

På Irland har deras Naturvårdsverk (Environmental Protection Agency) tagit fram EoW-kriterier för två recyclingföretag, Starrus Eco Holding Limited/T/A Panda Greenstar samt Integrated Materials Solution (IMS) (Environmental Protection Agency, 2019b, Environmental Protection Agency, 2019a). I det första fallet är kriterierna avsedda för att specifikt användas vid byggande av temporära vägar vid zinkgruvan Boliden Tara, i det andra fallet ska företaget kunna förse material till bundna och obundna delar av vägar där materialet inte ska komma i kontakt med yt-eller grundvatten. Laktestmetoder är inte specificerade i dessa två fall, även om haltgränser för förorening finns för båda. I endast fallet med IMS är det utskrivet att de gäller vid L/S 10.

Finsk lagstiftning har i en förordning satt förutsättningar till hur man kan använda avfall i markbyggnad utan tillstånd (med undantag för ett antal situationer, exempelvis platser avsedda för boende eller lekplatser för barn etc.).4 Laktester som specificeras i förordningen är antingen perkolationstestet EN 14405:2017 eller EN 12457–3 som är ett tvåstegs skaktest, utöver dessa kan även andra motsvarande metoder användas (843/2017). I Danmark föreskrivs test med L/S 2 samt har ett kategorisystem med tre kategorier med olika lakningsgränsvärden, där man sedan har bedömt vilka typer av konstruktioner som kan omfattas av en speciell kategori5. I allmänhet är laktestet EN 12457-1 det laktest som ska utföras (BEK nr 1672 af 15/12/2016).

Detta kapitel har fram till nu beskrivit betong som klassats som avfall, som tänkt återvinnas och/eller få EoW- status. För byggprodukter finns det också testmetoder, om är inte ännu validerade eller med tillhörande haltgränser. Dessa är av intresse för studiens syfte gällande produktifiering av ett cirkulärt material.

Avgivning av farliga ämnen från byggprodukter behandlas i de tekniska specifikationerna CEN/TS 16637-(1,2,3) från CEN, som är utarbetade för att stödja EU-mandatet M/366 (SIS, 2015a). Att dessa står som TS (=Teknisk Specifikation) innebär att metoderna kan vara färdigutvecklade även om de ännu inte har blivit validerade, och det innebär avsaknad av information om deras reproducerbarhet och repeterbarhet (SIS/TK 535 och SGI, 2020). Genom CEN/TS 16637–1 tar man

4 843/2017 Statsrådets förordning om återvinning av vissa avfall i markbyggnad. Helsingfors den 7 december 2017 5 BEK nr 1672 af 15/12/2016 Bekendtgørelse om anvendelse af restprodukter, jord og sorteret bygge- og anlægsaffald

21

fram vilka test som är lämpade för materialet i fråga. Därefter använder man antingen CEN/TS 16637–2 (avsett för monolitiska, platt-eller skivliknande material, eller granulärt material med låg hydraulisk konduktivitet) eller CEN/TS 16637-3 (för genomsläppliga, granulära material) (SIS, 2015a).

Tabell 5. Standarder för laktestning av byggprodukter

Standard Namn CEN/TS 16637–1 ”Bygg- och anläggningsprodukter –

Bedömning av avgivning av farliga ämnen – Del 1: Vägledning för provtagning och val av provningsmetod för utlakning” (SIS, 2015a)

CEN/TS 16637–2 ”Bygg- och anläggningsprodukter – Bedömning av avgivning av farliga ämnen – Del 2: Metod för dynamisk provning av utlakning från ytor” (SIS ,2015b )

CEN/TS 16637–3 ”Bygg- och anläggningsprodukter – Bedömning av avgivning av farliga ämnen – Del 3: Metod för provning av utlakning från partiklar med uppströms perkolation” (SIS ,2016)

CEN/TS 16637–3 beskriver ett perkolationstest där lakvätskan flödar upp genom kolonnen med testmaterialet (SIS, 2016). Eftersom detta är en teknisk specifikation så är den inte validerad och utan några data på repeterbarhet och reproducerbarhet, dock så ska den vara testad för robusthet då den är baserad på standarden CEN/TS 14405 (SIS, 2016). CEN/TS 14405 har dock ersatts med EN 14405:2017, vilket antyder att detta laktest i dagsläget är validerat (SIS, utan år-b). Tanken med CEN/TS 16637–3 är att ta fram oorganiska ämnen och med hjälp av det kunna tillämpa kemiska, fysikaliska eller ekotoxikologiska tester på lakvätskan (SIS, 2016).

Man särskiljer testtyper i CEN/TS 16637, där man talar om referenstest och indirekt test, där referenstestning av materialet kommer att ange grunddata samt ge en förklaring till lakningsbeteendet hos produkten (SIS, 2015a). Ett indirekt test görs för att kontrollera att produkten fortfarande håller sig till det värden som framkommit i referenstestet och det ska endast bedömas i förhållande till det och inte bedömas självständigt (SIS, 2015a). Exempel på indirekta test är skaktesten EN 12457 som kan komplettera perkolationstestet (som är referenstestet) enligt CEN/TS 16637–3 (SIS, 2016).

Under den här studiens gång har det inte återfunnits några haltgränser inom EU eller Sverige för byggprodukter att jämföra mot.

Rapporten ”Lakegenskaper för naturballast bergmaterial och moräner” (Ekvall m.fl., 2006) studerar lakning ur de naturliga materialen berg och morän, för att skapa sig en uppfattning om vad för ämnen och i vilka halter konventionella vägbyggnadsmaterial innehåller och lakar ut. Rapporten tar med två laktester samt en metod för att bestämma totalhalt.

Tabell 6. Valda metoder i rapporten av Ekvall m.fl. (2006), efter Ekvall m.fl. (2006).

Typ av analys Standard Totalhalt EN 13656 Skaktest EN 12457–3 Perkolationstest EN 14405:2017

22

Metoden för att bestämma totalhalt, EN 13656, är ett uppslutningstest, ” Uppslutning i mikrovågsugn med fluorvätesyra (HF), salpetersyra (HNO3) och saltsyra (HCl) för elementaranalys (totaluppslutning av fast avfall för elementaranalys)” (SIS, utan år-a). Perkolationstestet och skaktestet som används är beskrivna även i ovanstående delar av detta arbete. Dessa val av testmetoder motiveras av att de är standardiserade och därmed välkända, även om de egentligen är avsedda för material som klassas som avfall (Ekvall m.fl., 2006). Trots att dessa standarder är avsedda för avfall, anser författarna att laktesterna kommer att användas i framtiden oavsett vad det finns för tanke med användningen av det testade materialet, på grund av testernas allmänna art. Att man valde EN 12457–3 motiverades i studien bland annat av att den ger mest information av de skaktester man jämförde med (de som man jämförde mot var EN 12457-(1-4) samt ENVIR 005, som är ett test som har många likheter med EN 12457-3). EN 12457-3 ansågs intressant då man utför testet med två L/S-förhållanden, 2 och 8, som efteråt beräknas om till L/S 10, då man redovisar resultatet kumulativt (Ekvall m.fl). Med detta kan man också få fler punkter att jämföra mot perkolationstestet som tar fram resultat vid flera L/S- förhållanden (Ekvall m.fl., 2006). När det gällde valet mellan perkolationstester presenterade studien tre tester; NEN 7343, ENVIR 002 (ett perkolationstest med flera likheter med de två andra) och EN 14405:2017, där EN 14405:2017 valdes ut, möjligen på grund av att man nämner att Naturvårdsverket i sin rapport ” Naturvårdsverkets föreskrifter om deponering, kriterier och förfaranden för mottagning av avfall vid anläggningar för deponering av avfall” rekommenderar metoden.

Som Ekvall m.fl. (2006) beskrivit i sin rapport så finns det en viss likhet och därmed möjlighet att jämföra EN 12457–3 med perkolationstest. I standarden för EN 12457–3 beskrivs detta med att vid ett enstegstest, i likhet med EN 12457-(1, 2 och 4), hålls de utlakade ämnena kvar i lakvattnet och därmed tillför de till den kemiska jämvikt som skapas i det enda lakvattnet (SIS, 2003). I ett tvåstegs skaktest som EN 12457–3 tar man bort lakvätskan för att sedan tillföra ny i det andra steget, vilket gör att de två stegen får egna jämvikter (SIS, 2003). Att det görs på detta vis gör att EN 12457-3 liknar mer ett genomströmningstest än ett enstegstest (SIS, 2003).

Tillgänglighetstester anses av Ekvall m.fl. (2006) bidra med för stora halter av möjlig förorening, då dessa tester ger en bild av vad som kan komma att laka ut över väldigt långa tidsrymder genom att ta med all analyserbar förorening vilket inte kan anses vara rimligt för material i bär-eller förstärkningslager som normalt inte är lättvittrade eller finfördelade.

I bilaga A har ett antal haltgränser och gränsvärden sammanställts. Bland dessa finns ett antal laktester rekommenderade.

Bland de olika haltgränser som tagits med i tabell A1 i bilaga A, finns olika rekommenderade laktester även inlagda. Främst är skak- och perkolationstester angivna utifrån vad som återfunnits. För avfallskriterierna i (2003/33/EG) ska perkolationstestet EN 14405 bedöma lakningsegenskaper och skaktester EN 12457/1–4 användas för så kallad ”överensstämmelseprovning” (2003/33/EG). Saveyn m.fl. (2014) har även tagit med, förutom skak- och perkolationstester, pH-beroendetest som förslag på laktestmetoder att använda med hänvisning till byggproduktförordningen (CPR) då man menar att CPR tar upp en produkts miljö-och hälsopåverkan under dess hela livscykel som viktig att bedöma. Ett pH-beroendetest anses vara betydelsefullt i relation till denna lagstiftning. Man menar på att ett avfall bör testas initialt med ett omfattande test som sedan kan efterföljas av skaktester. (Saveyn m.fl., 2014) Det omfattande testet uppfattas ur rapporten av Saveyn m.fl. (2014) vara ett perkolationstest eller pH-beroendetest.

L/S 10 är ett förhållandevis vanligt L/S- förhållande i litteratur från övriga Europa vilket gör detta förhållande jämförbart med olika haltgränser som finns eller värden framtagna i studier, därmed är

23

det eftersträvansvärt och går också att få fram av de flesta laktester. Dock finns haltgränser för t ex. L/S 2 föreslaget hos Saveyn m.fl. (2014) och i danska kriterier (BEK nr 1672 af 15/12/2016). Denna studie har emellertid valt att titta på haltgränser vid L/S 10 då dessa har varit vanligt förekommande.

3.2 Ekotoxikologiska tester

Ekotoxikologi handlar om att studera en förorenings öden och effekter i miljön, där det förser riskbedömning och miljömässigt beslutsfattande en grund (Forbes och Forbes, 1994). I en miljöriskbedömning är det centralt att studera ekotoxikologiska effekter för att kunna jämföra med uppmätta eller uppskattade halter av föroreningar, något som även tagits upp i avsnittet om riskbedömningar relaterat till Amiard och Amiard-Triquet (2015). Man delar in toxiska effekter i kroniska och akuta, där man kan se kroniska test som längre studier än akuta test, då kroniska test omfattar större delen av en organisms livstid (Naturvårdsverket, 2011).

Bland EoW-kriterier i Europa har ekotoxikologiska tester inte återfunnits under denna studies gång, dock är byggprodukter är ett produktområde där man de senaste åren studerat lakning och potentiella efterföljande ekotoxikologiska effekter. Gartiser m.fl. (2017) diskuterar att ett ekotoxikologiskt test är ett komplement till en kemisk analys. I en komplex blandning av ämnen i en lösning, exempelvis lakvätska från ett laktest, är det svårt att peka ut ett specifikt ämne som agerar toxiskt. Med ett ekotoxikologiskt test kan hela blandningen med alla dess komponenter studeras ihop och vilka effekter dessa ger. (Gartiser m.fl., 2017) I studien av Gartiser m.fl. (2017) har man testat byggprodukter, däribland granulära material, med lakning och efterföljande ekotoxikologiskt testbatteri. Laktest som föredras är enstegs skaktest (EN 12457–1) på grund av testets enkelhet och att det är vanligt förekommande samt att man av tidsskäl inte genomfört perkolationstest (CEN/TS 16637 part 3) som finns rekommenderat för byggprodukter. Den efterföljande ekotoxikologiska testningen kom fram till en rekommendation att använda olika trofinivåer, på grund av det varierande resultatet för de olika arterna. (Gartiser m.fl., 2017). Av praktiska skäl, framhåller Gartiser et al (2017) att akuta toxicitetstester (standardiserade och validerade tester enligt ISO EN eller OECD) är att föredra istället för kroniska tester, detta på grund av tid och kostnad då det senare är mer tidskrävande.

Att kombinera ekotoxikologiska test med kemiska analyser understryks av Bandow et al (2018). Den kemiska analysen krävs för att hitta ämnen som kan orsaka ekotoxiska effekter och ett ekotoxikologiskt test kan sedan vidare studera dessa effekter. Dock kan ett ekotoxikologiskt test aldrig vara helt omfattande. Det omfattar endast ett antal effekter på ett visst antal arter. (Bandow m.fl., 2018)

Möjliga ekotoxikologiska tester av byggprodukter tas upp i den tekniska rapporten SIS-CEN/TR 17105:2017. Denna typ av testning motiveras av de grundläggande krav på byggnadsverk som finns i bilaga 1 i CPR (SIS, 2017). För att genomföra akvatiskt test enligt denna tekniska rapport ska man utföra val av laktestmetod enligt CEN/TS 16637–1 (denna teknis