rapport 60 - diva-portal.se1299950/fulltext01.pdfann-marie fällman ola holby karin lundberg. 4 sgi...

LINKÖPING 2001

STATENS GEOTEKNISKA INSTITUTSWEDISH GEOTECHNICAL INSTITUTE

Rapp

ort 6

0

Kolloiders betydelse för hållfasthetoch föroreningstransport i jord

ANN-MARIE FÄLLMAN

OLA HOLBY

KARIN LUNDBERG

2,4

4,0

3,1

2,4

2,74,7

3,4 2,2pH

Jonstyrka

�

�

�

-

- -Na

Ca, Mg, K

Högt

NormalHälften

Normal

Normalca. 1/4

Ostörd hållfasthet(kPa)

Rapport/Report

Beställning

ISSNISRN

Projektnummer SGIDnr SGI

Statens geotekniska institut (SGI)581 93 Linköping

SGILitteraturtjänstenTel: 013�20 18 04Fax: 013�20 19 09E-post: [email protected]: www.swedgeo.se

0348-0755SGI-R--01/60--SE

101411-9804-270

STATENS GEOTEKNISKA INSTITUT

SWEDISH GEOTECHNICAL INSTITUTE

Rapport No 60

LINKÖPING 2001

Kolloiders betydelse för hållfasthetoch föroreningstransport i jord

Ann-Marie FällmanOla HolbyKarin Lundberg

SGI Rapport No 604

Förord

Små partiklar, kolloider, finns i jord som lermineral, järnoxid, kvartskorn etc, där de antingenutgör en del av det fasta materialet eller förekommer och transporteras i vattenfasen. Förut-sättningarna för om dessa partiklar ska slå sig samman till större aggregat eller förbli separa-ta partiklar handlar till stor del om ett elektrostatiskt kraftspel vilket påverkas av ytegenska-perna hos partiklarna och vattenlösningens kemiska sammansättning. Kunskapen om kolloi-dala partiklar i jord och hur de kemiska förutsättningarna påverkar dem är relevant för ettflertal områden inom geotekniken som lerors hållfasthet, transport av föroreningar via kolloi-der i grundvattnet, igensättning av filter och dräneringssystem etc. Det är därför viktigt attforskningen om de kemiska faktorernas inverkan på de geotekniska egenskaperna intensifie-ras. Syftet med denna rapport är att visa på kolloidkemins relevans för geotekniken och attgöra ett avstamp för fortsatt forskning.

Denna rapport omfattar dels en genomgång av relevant kunskap för kolloidkemins inverkanbåde på lerors aggregering och hållfasthet och på föroreningstransport i grundvatten, delsinledande experimentella studier för dessa tillämpningar. Litteraturstudiens syfte är att ge enorientering om hur de kolloidala systemen fungerar och vilka faktorer som är väsentliga föraggregering och dispergering av partiklarna. Därtill är ambitionen att ge en översikt övervilken kunskap som finns och tillämpas inom de olika områdena.

Effekten av förändringarna i några för kolloidkemin grundläggande kemiska parametrar påaggregering och hållfasthet i lera har undersökts i den experimentella studien. Dessa under-sökningar på en lös lera gav intressanta, signifikanta resultat och ska ses som inledande för-sök som bör följas av både fördjupning och utvidgning.

De experimentella undersökningarna av partiklar vid föroreningstransport omfattade parti-kelgenerering vid lakförsök. Partiklarna svarade för en stor del av föroreningsmängden ilakvattnet och undersökningarna visar på vikten att välja en bra partikelseparering före analys.

Projektet har genomförts under tiden april 1998 till september 2000. Projektgruppen har be-stått av Ann-Marie Fällman (projektledare), Karin Lundberg och Ola Holby. De experimen-tella delarna har huvudsakligen genomförts av Ola Holby (aggregering och hållfasthet avlera) och Britt Aurell (partikelseparering vid lakförsök). Projektgruppen har fått värdefullasynpunkter på uppläggning av försök, resultat och rapport av Peter Carlsten, Torbjörn Ed-stam, Karsten Håkansson, Lars Johansson, Åke Johansson, Rolf Larsson, Elvin Ottosson ochHelén Åhnberg, samtliga SGI. Tack för dessa synpunkter och diskussioner.

Studien har finansierats gemensamt av Byggforskningsrådet och Statens geotekniska institut.

Linköping, december 2000

Ann-Marie FällmanProjektledare

Kolloiders betydelse 5

Innehåll

Förord

Summary ..........................................................................................................................8

Sammanfattning ...............................................................................................................10

1 Inledning .......................................................................................................................12

2 Litteraturstudie ............................................................................................................132.1 Inledning ..................................................................................................................132.2 Grundläggande koncept ...........................................................................................13

2.2.1 Definitioner .....................................................................................................132.2.2 Interaktioner mellan lerpartiklar .....................................................................15

2.3 Leras hållfasthet och struktur ...................................................................................182.3.1 Flockulering och jordstruktur .........................................................................182.3.2 Kemisk påverkan på hållfastheten ..................................................................192.3.3 Kemisk stabilisering ........................................................................................21

2.4 Föroreningstransport ................................................................................................212.4.1 Mobilisering ....................................................................................................222.4.2 Adsorberade ämnen ........................................................................................222.4.3 Transport .........................................................................................................232.4.4 Provtagning av grundvatten m a p kolloider ...................................................242.4.5 Storleksseparering och storleksmätning .........................................................24

3 Undersökningar av porvattenkemins inverkan på aggregeringav lermineral och hållfasthet i lera .........................................................................263.1 Material ....................................................................................................................27

3.1.1 Provplats .........................................................................................................273.1.2 Provtagning .....................................................................................................273.1.3 Undersökningar ...............................................................................................273.1.4 Resultat ...........................................................................................................28

3.2 Sedimentationsförsök ...............................................................................................303.2.1 Metod ..............................................................................................................303.2.2 Resultat ...........................................................................................................353.2.3 Diskussion .......................................................................................................40

3.3 Hållfasthetsförsök ....................................................................................................403.3.1 Metod ..............................................................................................................413.3.2 Resultat ...........................................................................................................453.3.3 Diskussion .......................................................................................................51

SGI Rapport No 606

4 Undersökning av kolloidal föroreningstransportfrån restprodutker ......................................................................................................534.1 Teori för centrifugering och sedimentering .............................................................544.2 Material och metod ..................................................................................................574.3 Resultat .....................................................................................................................58

4.3.1 Partikelmängd .................................................................................................584.3.2 Grumlighet ......................................................................................................604.3.3 Metallhalter .....................................................................................................62

4.4 Diskussion ................................................................................................................62

5 Slutsatser ......................................................................................................................66

6 Referenser ....................................................................................................................67

SGI Rapport No 608

The objective of the study was to find evidencefor the impact of pore water chemistry on thestrength in clay and for the impact of colloids onthe contaminant transport from residues. Thestudy was divided into a literature survey andexperimental investigations.

There are many studies published that supportthe impact of chemistry on flocculation of clayparticles and impact of pore water chemistry onremoulded clay strength. However, few studieshave tested the undisturbed clay strength in rela-tion to pore water chemistry. There are alsomany studies on contaminant transport by col-loids in ground water reported, but only onestudy was found where colloids in leaching testswere addressed.

The experimental part comprised chemical im-pact on flocculation of clay colloid in suspen-sions, impact of pore water chemistry on strengthin clay and generation of colloid in leaching testson slag.

Soft clay from Holma mosse was used in the clayrelated tests. Pore water was extracted in per-meameter and analysed. A comparable, artificialpore water was made composed of Na, K, Ca,Mg, Cl, SO4, PO4 and CO3. The impact of differ-ences in pore water compositions on the aggrega-tion of clay particles was tested in batch tests.The turbidity of the solution above sedimentedparticles after 1 hour was used as a measurementof the aggregation. The impact of pH, ionstrength and cation composition in the water wastested. The flocculation of colloids in the suspen-sions depended on pH. Highest dispersion wasobtained in the interval pH 6�8 and the floccula-tion increased at an increase or decrease in pHfrom this interval. A decrease of the ion strengthby dilution of the artificial pore water decreasedflocculation. However, the same dependence on

Summary

pH as seen with the undiluted artificial pore wa-ter, appeared at a higher turbidity. There was animpact of different cations on the flocculation.Solution with Na gave the highest turbidity andsmallest degree of flocculation while solutionwith Ca and Mg gave low turbidity and highflocculation. K showed turbidity slightly higherthan Ca and Mg. Solutions with different ratio ofNa versus Ca, Mg and K gave higher turbidityfor the larger proportion of Na.

The undisturbed and remoulded strength wastested on reconsolidated samples of the soft clayfrom Holma mosse. The pore water chemistrywas changed before reconsolidation. Pore waterswith pH 7�8 (normal) and pH 10, Na/(Ca, Mg,K) ratio of 5.5 (normal) and 1.5, and ion strengthof 50 mM (normal) and 25 mM, was tested intwo-level factorial experimental design. Claystrength was tested with fall cone test and thewater content was measured. Significant effectsof the changes in parameter values were seen onall the measured properties. The undisturbedstrength increased with 60 % at a decrease in theNa ratio from 5.5 to 1.5 independent of pH andionic strength. The remoulded clay strength was9 times higher at the low Na ratio at pH 10 incomparison to the high Na ratio. At pH 7 no ef-fects was seen on the remoulded clay strength bya change in Na ratio. Interaction of pH and Naratio on the sensitivity was obtained. An increaseof pH at normal Na ratio increased the sensitivityand decreased remoulded strength. Decrease inNa ratio increased the water content in the sam-ples. Decrease of the ionic strength showed onlymarginal effect in these experiments except athigh pH and normal Na ratio.

Colloids in leachates from one step batch tests onslag-fuming slag (fayalit) were measured by tur-bidity and mass on filter. Colloids were size frac-tionated by filtering on 8 µm, 5 µm, 0.45 µm and


0.2 µm filter. Turbidity and concentration of Cuand Pb were measured after each filtration. Theeffect of natural sedimentation and centrifugationat 1000 rpm was compared. The particles in theleachates contained a considerable part of thedetermined Cu and Pb in the leachates. Colloids(< 8 µm) contained 50 % of the particulate Cuand 70 % of the particulate Pb. Natural sedimen-tation did not particularly influence the colloidcontent in leachates. Centrifugation did not de-plete the amount of particles less than 0.45µm.Particles remaining after treatment were morethan six times higher than calculated with Stokeslaw. The content of Cu and Pb was proportionalto the turbidity at values higher than 10 NTU.There was no dependency of concentrationsof Cu and Pb on turbidity after filtration on< 0.45 µm filters. Dissolved content in these lea-chates were about one magnitude higher than inleachates from column test on the same material.It is possible that generation of particles in thebatch test increase the available surface area andincrease leaching by diffusion in under saturatedleachates.

The conclusion of the study was that flocculationof clay minerals is dependent on pH with in-crease in flocculation both at an increase in pHand a decrease in pH in relation to the normalpH. The decrease in flocculation at an increase inpH need to be further investigated since this isnot in agreement with former studies. Decreasein ionic strength decrease flocculation in thesame order at neutral and alkaline pH. The pro-portions of different cations in the solution havea strong impact on the flocculation. Further stud-ies are needed on the impact of anions and or-ganic substances on Swedish clay. Further, theconclusion was that the reconsolidation testsshowed a clear impact of the pore water chemis-try on the undisturbed and remoulded claystrength. The proportion of Na in the pore waterin relation to Ca, Mg and K was important. Thebehaviour of the clay was different at high pHthan at neutral pH and interactions between pHand Na ratio was seen. Decrease of ionic strengthshowed minor impact on the clay strength. Theresults from this study need to be verified by

studies on other Swedish clays and the impact ofanion composition, organic components of porewater and impact of geochemical changes needto be included. In relation to colloids in leachatesfrom leaching tests on residues it is recommend-ed that turbidity always is measured on the leach-ates before and after filtration.

SGI Rapport No 6010

Sammanfattning

Syftet med studien var att finna belägg för inver-kan av porvattenkemin på hållfasthet i lera ochför inverkan av kolloider på föroreningstranspor-ten från restprodukter. Studien har omfattat delsen litteraturstudie, dels experimentella försök.

Inverkan av porvattenkemin på flockulering avlera och på den omrörda hållfastheten i lera be-läggs i många publicerade studier. Däremot harendast ett fåtal studier behandlat porvattenkeminsinverkan på den ostörda hållfastheten i lera. Påsamma sätt har föroreningstransport i grund-vatten via kolloider undersökts i ett antal studier,men endast en studie återfanns som behandladekolloider i vatten från laktest på restprodukter.

Den experimentella delen av studien omfattadekemisk inverkan på flockulering i suspensionerav lerkolloider, inverkan av porvattenkemin påhållfasthet i lera, samt generering av kolloidervid laktester på slagg.

Lös lera från Holma Mosse användes i testernamed lera. Porvattnet extraherades i permeameteroch analyserades. Ett motsvarande artificielltporvatten tillverkades innehållande Na, K, Ca,Mg, Cl, SO4, PO4 och CO3. Inverkan av en för-ändring av sammansättningen i porvattnet påaggregeringen av lerpartiklar undersöktes i sedi-mentationstest. Grumligheten i lösningen ovanförde sedimenterade partiklarna efter en timme an-vändes som mått på flockuleringen där störregrad av flockulering ger mindre grumlighet. In-verkan av pH, jonstyrka och katjonsammansätt-ningen i vattnet undersöktes. Flockuleringen avkolloider i suspensionen visade ett tydligt pH-beroende. Sämst flockulering erhölls vid pH 6�8och flockuleringen ökade vid en ökning ellerminskning av pH från detta intervall. En minsk-ning av jonstyrkan genom utspädning av det arti-ficiella porvattnet minskade flockuleringen ochsamma pH beroende som vid den högre jonstyr-

kan med outspätt artificiellt porvatten erhöllsmen vid en större grumlighet. Flockuleringenberodde dessutom av vilka katjoner som fanns iporvattnet. Porvatten med Na gav sämst flockule-ring, medan porvatten med Ca eller Mg gav stör-re grad av flockuelring och lägre grumlighet.Porvatten med K gav något större grumlighet änporvatten med Ca eller Mg. Porvatten med olikaandel Na mot Ca, Mg och K gav större grumlig-het för den högre andelen Na vid neutralt pH,men otydligt utslag vid högt pH.

Den ostörda och omrörda hållfastheten undersök-tes på konsoliderade prov av den lösa leran frånHolma mosse. Leran suspenderades i artificielltporvatten med olika sammansättning före konsol-ideringen. Försöken ställdes upp enligt statistiskförsöksplanering med fullständiga två-nivåerstrefaktorsförsök. Porvatten med pH 7�8 (normal)respektive pH 9,4�10,6, Na/(Ca, Mg, K) kvot på5,5 (normal) respektive 1,5, och jonstyrka på50 mM (normal) respektive 25 mM, testades.Den konsoliderade leran undersöktes med avse-ende på ostörd och omrörd hållfasthet (fallkon-försök) och vattenkvot. Signifikanta effekter avförändringen i parametervärden erhölls för samt-liga mätta egenskaper. Den ostörda hållfasthetenökade med 60 % vid en minskning av Na kvotenfrån 5,5 till 1,5 oberoende av pH och jonstyrka.Lerans omrörda hållfasthet vid pH 9,4�10,6 var9 ggr större vid den låga Na kvoten än vid denhöga Na kvoten. Vid pH 7�8 erhölls ingen effektpå den omrörda hållfastheten av en förändring avNa kvoten. Sensitiviteten påverkades av ett sam-spel mellan förändringarna av pH och Na kvoten.En ökning av pH vid normal Na kvot ökade sen-sitiviteten vilket inte erhölls vid sänkt Na-kvot.Minskningen av Na kvoten i porvattnet ökadevattenkvoten i proverna. Minskning av jonstyr-kan i porvattnet visade endast en marginell effektpå den omrörda hållfastheten i dessa experiment.


Mängden kolloider i lakvatten från enstegs skak-test på järnsand (fajalit) mättes via grumligheteni lakvattnet och mängden partiklar på filter efterfiltrering. Kolloiderna storleksfraktionerades viafiltrering på filter med porstorleken 8 µm, 5 µm,0,45 µm och 0,2 µm. Grumligheten och koncen-trationen av Cu och Pb mättes på lakvattnet eftervarje filtrering. Effekten av naturlig sedimente-ring och centrifugering vid 1000 varv/min jäm-fördes. Partiklarna innehöll en avsevärd andel avdet totalt mätta innehållet av Cu och Pb i lakvatt-net. Kolloider (< 8 µm) innehöll 50 % av partik-lulärt bundet Cu och 70 % av partikulärt bundetPb. Naturlig sedimentering påverkade inte nämn-värt kolloidhalten i lakvattnet. Centrifugeringenminskade inte mängden partiklar mindre än0,45 µm. Mängden partiklar i lakvattnet eftersedimentering eller centrifugering var mer än sexgånger större än vad som uppskattats via beräk-ning med Stokes lag. Halten i lakvattnet av Cuoch Pb var proportionerlig mot grumligheten vidvärden över 10 NTU. Halterna av Cu och Pbuppvisade inget beroende av turbiditeten efterfiltrering på 0,45 µm filter. De lösta halterna avCu och Pb i dessa lakvatten var ca 10 ggr störreän i lakvattnen från kolonntest på samma materi-al. Det är möjligt att kolloidgenereringen i skak-testet ökade den diffusionsstyrda utlakningen viaen ökning av kontakten mellan partikelytornaoch undermättade lakvatten.

Slutsatserna av studien var att flockuleringen avlerpartiklar berodde av pH med en ökning avflockuleringen vid både en minskning och ök-ning av pH i relation till denna leras normala pH-värde. Ökning av flockuleringen vid en ökningav pH jämfört med normalt pH behöver undersö-kas ytterligare eftersom våra resultat inte över-ensstämmer med tidigare publicerade resultat.Minskning av jonstyrkan minskar flockuleringeni samma grad vid neutralt och alkalint pH. Pro-portionerna mellan olika katjoner i porvattnet harstor inverkan på flockuleringen av lerpartiklar.Fortsatta undersökningar om lerors flockuleringbehöver behandla hur även andra ämnen än dehär studerade påverkar flockuleringen i svenskaleror. Vidare visade konsolideringsförsöken entydlig inverkan av porvattenkemin på den ostör-

da och omrörda hållfastheten i lera. Andelen avNa i porvattnet i förhållande till Ca, Mg och Kvar viktig. Lerans beteende var annorlunda vidhögt pH jämfört med vid normalt pH. En mins-kad total salthalt i porvattnet visade endast enmindre inverkan på lerans egenskaper i dessaförsök. Resultaten från denna studie behöververifieras av jämförande studier på andra svenskaleror. Vidare behöver andra ämnen i porvattnetsamt inverkan av geokemiska förändringar inklu-deras i fortsatta undersökningar. I relation tillkolloider i lakvatten från laktester rekommende-ras att turbiditeten alltid mäts i lakvattnen föreoch efter filtrering.

SGI Rapport No 6012

Kolloid är benämningen på partiklar som intesedimenterar utan håller sig svävande i en lös-ning. Storleksmässigt rör det sig om partiklar på1nm�10µm. Partiklar av kolloidstorlek är en vik-tig beståndsdel i jord eftersom de även omfattarlerpartiklar och oxider.

Syftet med projektet var att bygga upp kunska-pen om kolloidkemins inverkan på geotekniskafrågeställningar samt att undersöka kemiska fak-torer som påverkar kolloiders beteende. Avsiktenvar att skapa bättre underlag och kunskap somsedan ska kunna tillämpas inom ett flertal områ-den inom geotekniken: lerors hållfasthet, igen-sättning av filter, dräneringssystem och brunnar,provtagning av grundvatten, transport av förore-ningar som kolloider eller genom adsorption påkolloidala partiklar, förbehandling av vattenpro-ver och utlakning från restprodukter och förore-nad jord. En litteraturstudie över kolloidkemi irelation till lerors hållfasthet, flockulering ochföroreningstransport utgjorde grunden för degenomförda experimentella studierna.

Inom projektet studerades både det suspenderadeoch aggregerade tillståndet. Studierna om detaggregerade tillståndet fokuserades på vattenke-mins inverkan på flockulering av lerpartiklar ochporvattenkemins inverkan på leras hållfasthets-egenskaper. Inverkan av förändringen i pH, jon-styrka och jonsammansättningen hos vattnet un-dersöktes i båda fallen. Studierna om det suspen-derade tillståndet koncentrerades till laboratorie-studier av kolloiders betydelse vid lakförsök pårestprodukter.

Resultaten från projektet visade att porvattenke-min har en väsentlig inverkan på bildningen avaggregat i leror och för lerors hållfasthet (bådeostörd och omrörd) efter konsolidering. Projektetkan därmed ses som en inledning till ett områdedär mer kunskap behöver tas fram.

1. Inledning


2.1 INLEDNINGKunskap om kolloidkemi krävs inom flera geo-tekniska områden, exempelvis förändring avlerors hållfasthet, föroreningstransport samt ana-lysmetoder. Den kolloidtyp som främst är avintresse här är lerpartikeln.

Syftet med litteraturöversikten var att få en över-blick över den forskning som har genomförts påkolloider på både hållfasthets- och förorenings-sidan och därmed den kunskap som finns inomområdet.

Litteraturen har införskaffats på skilda sätt: visstmaterial har samlats in under ett antal år, littera-tursökningen har gjorts i litteraturdatabasen SGI-Line och för att få en bredare bild över hållfast-hetssidan har Soil Science Society of AmericaJournal sökts igenom för åren 1980�1998 samtSoil Science för åren 1991�1998.

2.2 GRUNDLÄGGANDE KONCEPT

2.2.1 DefinitionerOrdet kolloid myntades av Graham (1861) frångrekiskans �kwlla� som betyder klister. Kollo-idkemi betyder därför egentligen klisterkemi.Kolloider definieras som komponenter med endiameter mellan 1 nm och 10 µm (McCarthy &Zachara 1989). Det vill säga kolloider omfattarspektrat från större molekyler till små partiklar(van Olphen, 1977; Swanton, 1995). I Figur 2.1jämförs kolloider storleksmässigt med andra vat-tenburna partiklar (Stumm 1977). Kolloider är enviktig beståndsdel i jord, eftersom de omfattarlerpartiklar och oxider. Definitionsmässigt har leren kornstorlek < 2 µm.

Ju mindre storlek en partikel har, desto större ärdess specifika yta, d v s partikelns yta i förhållan-de till dess massa. Illit har en specifik yta på 65�100 m2/g och montmorillonit har en specifik ytapå 50�120 m2/g. Kaolinit har en mindre specifikyta 10�20 m2/g (Mitchell 1976).

2. Litteraturstudie

Figur 2.1Storleksspektrum förvattenburna partiklar,efter Stumm (1977).

1,00E-12 1,00E-09 1,00E-06 1,00E-03 1,00E+00

Molekyler

Kolloider

Suspenderade partiklar

Bakterier

Alger

Virus

Diameter (m)

SGI Rapport No 6014

Litteraturstudie

van Olphen (1977) klargör några grundläggandedefinitioner: Det som för ögat kan se ut som enlerlösning, blandning av vatten och lermineral, äregentligen en homogen dispersion av mycketsmå partiklar. En sådan lösning kallas kolloidallösning eller sol. Om partiklarna är stora ochsedimenterar jämförelsevis snabbt, definierasdispersionen som en suspension. Enbart partikel-storleken avgör alltså om det är en sol eller ensuspension (Overbeek, 1952). Stokes lag an-vänds för bestämning av sedimenteringshastighe-ten av sfäriska partiklar, men är inte helt tillämp-lig på lerpartiklar eftersom dessa är utpräglatflata (Pousette & Jacobsson, 1995).

Kolloider kan vara hydrofoba, hydrofila ellerassocierade (van Olphen, 1977), se Tabell 2.1.De hydrofila (makromolekylära kolloider), ex-empelvis latex, bildar spontant en kolloidal lös-ning. De hydrofoba, exempelvis lerpartiklar,beskrivs som små fasta partiklar dispergerade ivätska och som tvåfassystem med en stor speci-fik yta. Vidare domineras deras uppförande avytkrafter och de kan flockulera i närvaro av gan-ska små mängder salt. Kolloidkemin är därförstarkt förknippad med ytkemin. Den tredje grup-pen består av associerade kolloider såsom exem-pelvis en tvållösning. I ett sådant system uppnåsen jämvikt mellan lösta enkla molekyler och sto-ra �kinetiska enheter� bestående av associerademolekyler. Enheterna kallas miceller och före-kommer bara ovan en viss minimikoncentrationav tvålen, som kallas den kritiska micellations-koncentrationen.

De kolloidala systemen kan vara reversibla därflockulering och deflockulering har samma has-tighet eller irreversibla där deflockuleringen ärlångsammare än flockuleringen. van Olphen(1977) beskriver vidare att hydrofoba system ärirreversibla och att hydrofila kolloider och asso-cierade kolloiderna utgör reversibla system. Det-ta betyder att lermineral har en snabbare flocku-lering än deflockulering.

Kolloider i grundvatten kan utgöras av både or-ganiskt eller oorganiskt material (McCarthy &Zachara, 1989), exempelvis löst organiskt mate-rial såsom humusämnen, levande biokolloidersåsom mikroorganismer, mineralutfällningar ochvittringsprodukter.

van Olphen (1977) beskriver några centrala para-metrar för kolloiders egenskaper och hur dessakan erhållas:

Partikelstorlek och formA. Direkt metod: I ultramikroskop kan antalet

partiklar i en bestämd volym räknas, vilketmed hjälp av suspensionens densitet och anta-let partiklar i en given volym, ger den genom-snittliga vikten av en enskild partikel.

B. Indirekta metoder: Mätning av skilda fysika-liska egenskaper (exempelvis viskositet ellersedimentationshastighet) och teoretiska rela-tioner ger partikeldimensionerna.

Specifik ytaA. Beräkning från partikeldimensionerna.

B. Beräkning utifrån enhetscellens1 dimensioner(känd från röntgenanalyser) och enhetscellensvikt (känd från kemiska analyser).

C. Direkt bestämning från adsorptionsdata.

YtladdningParametern kan erhållas ur jonutbyteskapacitetenoch specifik yta.

Tabell 2.1 Uppdelning av kolloider eftervan Olphen (1977).

Grupper av kolloider Typ av system

Hydrofoba IrreversiblaHydrofila ReversiblaAssocierade Reversibla

1 Med enhetscellen menas den minsta strukur som uppreparsig själv i sidled i det aktuella lermineralet.


2.2.2 Interaktioner mellan lerpartiklarLerpartikeln har en utpräglat flat form och äruppbyggd av mineral av omväxlande lager avkiseloxid och aluminium- eller magnesiumhy-droxid. I kaolin lera består mineralet av ett lagerav vardera. I de sk 2:1 lermineralen är lagret avaluminiumhydroxid eller magnesiumhydroxidomgivet av två lager med kiseloxid. Bland 2:1lermineralen ingår illit, vermikulit och montmo-rillonit. De flata ytorna i 2:1 mineralen är nega-tivt laddade pga substitutioner med katjoner avlägre valens där Si4+ är utbytt mot Al3+ eller Al3+

är utbytt mot Mg2+, Fe2+ (Drever 1988). En ler-partikel är uppbyggd av ett antal lager av mi-neralskikt. Mellan lagren balanseras den negativaladdningen av positiva joner. Vattenmolekylerkan tränga in mellan lagren i montmorillonit varsmotjoner mellan lagren är utbytbara. Distansenmellan lagren kan därmed öka vilket ger mont-morillonit svällande egenskaper. I illit är de posi-tiva jonerna mellan lagren inte utbytbara och illithar inte svällande egenskaper (van Olphen,1977). I vermiculit är motjonerna mellan mine-rallagren till viss del utbytbara (Drever, 1988).

Ytladdningen på lermineralens kanter beror avlösningens pH-värde. Ytorna är positivt laddadevid lågt pH. Vid ökning av pH minskar den posi-tiva laddningen för att övergå till negativ ladd-ning vid ett visst pH. Vid ytterligare höjning avpH ökar den negativa laddningen. Det pH-värdedå partikelytan är oladdad kallas för ZPC (zeropoint of charge). Detta medför att det diffusadubbellagret inte existerar vid ZPC. Kaolin lerahar endast till en mindre del substitutioner i mi-neralskikten vilket leder till att ytladdningen pådet lermineralet till större grad är pH-beroendeoch att den inte uppvisar permanent negativt lad-dade ytor (van Olphen, 1977).

De laddade ytorna leder till ytaktivitet och jonby-tesförmåga, vilket medför att de negativa ytornakommer att dra till sig katjoner för att uppnå neu-tral laddning. Dessa joner, exempelvis Na+ ochCa2+, kallas utbytbara joner eftersom de oftast ärlöst bundna till partikelytorna. Positiv laddningpå kanterna medför attraktion av negativa joner.De utbytbara jonerna bildar ett yttre lager som

kallas partikelns elektriska eller diffusa dubbella-ger (Figur 2.2). Dubbellagrets utsträckning mins-kar med ökande valens hos katjonerna och medökande koncentration av jonerna (van Olphen,1977).

Figur 2.2 Det diffusa dubbellagret(Drever, 1988).

Lerpartiklar påverkar varandra både med repel-lerande och attraherande krafter. Repulsionenuppkommer när två partiklar med negativ ytladd-ning kommer tillräckligt nära varandra (elektro-statisk kraft). Attraktion mellan partiklarna finnsockså i och med van der Waals bindningskraftmellan partiklarna. Partiklarna måste kommariktigt nära varandra för att en nettoattraktion skaerhållas, se Figur 2.3 (van Olphen, 1977).

I sötvatten dominerar ofta repulsionen på grundav låg jonstyrka och kolloidsolen är stabil. I salt-vatten reduceras repulsionen, beroende av denhögre jonstyrkan, till en punkt där attraktionenbörjar dominera och solen flockulerar (vanOlphen, 1977).

Partiklar i lersuspensioner kan vara associeradetill varandra på olika sätt enligt följande (vanOlphen, 1977), se Figur 2.4:

SGI Rapport No 6016

Introduction

1. Dispergerade: Inga plan mot plan-associe-ringar

2. Aggregerade: Plan mot plan-associeringar avflera lerpartiklar

3. Flockulerade: Kant mot kant eller kant motplan-associeringar av aggregaten

4. Deflockulerade: Ingen associering mellanaggregat.

Katjonens påverkan på lera beror främst av dessvalenstal och den hydratiserade jonradien. Envär-da katjoner, särskilt Na+ och Li+, gynnar deflock-ulering medan två- och trevärda joner normaltleder till flockulering. Den hydratiserade jonra-dien för Na är större än för K, vilket medför attNa ger upphov till ett tjockare dubbellager för attuppnå laddningsneutralitet än K. Hälften såmånga tvåvärda joner som envärda joner behövsför att uppnå laddningsneutralitet, vilket ger tun-nare lager trots en relativt stor radie på den hy-dratiserade jonen (Mitchell, 1976).

De flesta kolloiderna i grundvatten har mobilise-rats av förändringar i grundvattenkemin (McCar-thy & Degueldre, 1993) såsom:

� minskning av jonstyrka, vilket exempelvissker genom infiltration av regnvatten, bevatt-ning med sötvatten eller infiltration underifrånav sött artesiskt grundvatten, och är den vanli-gaste förändringen,

� förändring i jonsammansättning från Ca- tillNa-dominerad kemi,

� ökning av pH,

� adsorption av joner och makromolekyler somförändrar ytladdningen t ex ytaktiva ämnen.

Kolloider kan även mobiliseras genom fysikalis-ka förändringar i akvifären. Ryan & Elimelech(1996) anger att den flödesökning som uppkom-mer vid pumpning, är den vanligaste orsaken.

Figur 2.3 Repellerande och attraherande krafter mellan lerpartiklar (van Olphen, 1977).Den streckade linjen visar den sammanlagda kraftresultanten. Repulsion ochattraktion som funktion av avståndet mellan lerpartiklar för följande situationera) Låg elektrolytkoncentration, b) Mellanliggan-de elektrolytkoncentrationc) Hög elektrolytkoncentration.

Litteraturstudie


Figur 2.4 Olika typer av partikelassocieringar i lersuspensioner och dess benämningar(van Olphen, 1977):(a) Dispergerad och deflockulerad,(b) Ag-gregerad men deflockulerad,(c) Kant mot plan-flockulerad men dispergerad,(d) Kant mot kant-flockulerad men dispergerad,(e) Kant mot plan-flockulerad och aggregerad,(f) Kant mot kant-flockulerad och aggregerad samt(g) Kant mot plan- och kant mot kant-flockulerad och aggregerad.

SGI Rapport No 6018

2.3 LERAS HÅLLFASTHETOCH STRUKTUR

2.3.1 Flockulering och jordstrukturLerpartiklars beteende i jordar, grundvattenakvi-färer och akvatiska miljöer styrs i hög grad avflockulerings- och dispersionsfenomen (Kretz-schmar et al., 1997). Många studier har visat påkorrelationer mellan olika kemiska parametraroch dessa fenomen. Svällning, krympning, flock-ulering och deflockulering är avgörande proces-ser för transporten av en lösning genom ett po-röst medium, eftersom alla processerna påverkarden hydrauliska konduktiviteten (McDowell-Boyer et al., 1986; Chen et al., 1987). Självaflockuleringen är intressant att studera, eftersomfaktorer som bidrar till lerflockulering vanligenäven bidrar till bildandet av jordaggregat (Aly &Letey, 1988). Många odlade jordar har en insta-bil struktur och tenderar att utveckla täta skiktnär de exponeras för häftiga regn, vilket leder tillytavrinning och erosion. Shainberg et al. (1992)studerade betydelsen av aggregatens stabilitet förbildandet av täta skikt i semi-arida regioner ochfann att första steget var aggregatens sönderfall,vilket följdes av dispersion av lermineralen ochytkompaktering.

Flockuleringen av lerpartiklar påverkas av pH ilösningen. Keren et al. (1988) fann att den nivåpå jonstyrkan som behövdes för att uppnå flock-ulering av Na-montmorillonit i lösning ökademed ökande pH i intervallet pH 5�9,8. De före-slår som förklaring att laddningen på kanterna avlerpartiklarna vid högt pH är negativa och där-med ger upphov till en plan-mot-plan strukturvilket även stöds av van Olphen (1977). Dettaskulle ge upphov till en mer öppen struktur ochbehov av högre jonstyrka för att erhålla flockule-ring. Vid nolladdning eller positiv laddning påkanten erhålls kant-mot-kant eller kant-mot-planstruktur. Andra studier (Frenkel et al., 1992;Thellier et al., 1992) visar på minskad flockule-ring vid ökat pH i intervallet pH 6�8 och bibehål-len jonstyrka. Chorover & Sposito (1995) stude-rade tropiska kaolinleror under sura förhållandenoch fann att storleken på aggregaten tydligt öka-de vid en minskning från pH 3 och nedåt. Suarez

et al. (1984) studerade effekten av pH (för pH =6�9) på jords hydrauliska konduktivitet (K) ochjorddispersion. De fann att vid pH 9 var den mät-tade hydrauliska konduktiviteten lägre än vidpH 6 för en montmorillonit och en kaolinit. Ävenden optiska transmissionen minskade, d v s vatt-nets grumlighet ökade, med högre pH, vilketmotsvarar ökad dispersion av kolloider vid högrepH.

Inverkan på flockuleringen av jonstyrkan i lös-ningen med lerpartiklar har studerats i skildasammanhang. Keren et al. (1988) fann att kon-centrationen för när flockulering erhålls ökarmed ökande pH. Den jonstyrka som behövs föratt flockulera en lersuspension är högre om leranär övervägande Na-mättad än om den är Ca-mät-tad (Oster et al., 1980). I deras försök krävdes detca 50 ggr så hög koncentration för att flockuleramontmorillonit i NaCl (12 mM) än i CaCl2(0,25 mM) och 220 ggr högre koncentration föratt flockulera illit i NaCl (55 mM) än i CaCl2(0,25 mM). Förkortningarna CFC (critical floc-culation concentration), FV (flocculation value)och CCC (critical coagulation concentration) ärtre olika termer för att beteckna den kritiskaelektrolytkoncentrationen som krävs för att bibe-hålla leran i det flockulerade tillståndet. Om elek-trolytkoncentrationen är under CFC (eller FVeller CCC) kommer leran att dispergera. Mont-morillonit är inte känslig för utbytet av Na motK. En kaliumandel på upp till 10�15 % gav ingenförsämring av aggregatbildningen hos montmo-rillonit vilken en jords strukturella stabilitet ochhydrauliska egenskaper (Levy & Torrento,1995).

Innehåll av andra anjoner i vätskan såsom karbo-nat och fosfat ökar den kritiska flockuleringskon-centrationen (CFC) liksom innehåll av organiskasyror såsom humussyror och citrat (Frenkel etal., 1992). Elektrolytkoncentrationen som krävsför flockulering, effekten av pH samt relativaeffekten av Ca jämfört med Mg, är samtliga be-roende av jordens organiska innehåll (Heil &Sposito, 1993). Humussyror ökade CFC i Na-montmorillonit vid halter upp till 10 mg/l vid pH4�8, men ingen ytterligare ökning av CFC er-

Litteraturstudie


hölls vid halter över 10 mg/l (Tarchitzky et al.,1993). De föreslår tolkningen att humussyroradsorberas till de positivt laddade lerkanterna vidpH lägre än ZPC. Vid pH högre än ZPC erhållsinte denna effekt. Det pH där lösningen flockule-rar minskar vid ökad tillsats av humussyror ikoncentrationerna 0,5�2,0 mg C/l (Kretzschmaret al., 1997).

2.3.2 Kemisk påverkan på hållfasthetenKolloidala system har studerats relativt väl vadgäller faktorer som påverkar de elektrostatiskakrafterna som attraherar eller repellerar kolloide-rna. De huvudsakliga faktorerna som påverkardessa krafter är pH, jonstyrka (dvs koncentratio-nen i omgivande vätska), typ av joner i vätskanoch förekomsten av ytaktiva ämnen (se t ex vanOlphen, 1977; Ryan & Elimelech, 1996). Deattraherande och repellerande krafterna diskute-ras inom teorin för det elektriska dubbellagret (sekapitel 2.2.2). Dessa teorier har dock endast tillen del försökts appliceras på ostörd och omrördhållfasthet i lera (se t ex Rosenqvist, (1954;1975; 1984) och Söderblom (1988). Pusch(1973) anser att mikrostrukturella studier på leraavsatt under olika salthaltsförhållanden (Pusch1970) stöder diskussionen om att en lägre salt-koncentration medför mindre täta aggregat (merdispersion) och att högre salthalt ger tätare ochstörre aggregat.

En generell uppfattning är att kvicklera har upp-kommit genom avsaltning av marint avsatta le-ror, vilket ökar repulsionen mellan lerpartiklar(Rosenqvist, 1975; van Olphen, 1977). Leransstruktur och hållfasthet bibehålls tills en störninguppstår. Kännetecknet för en kvicklera är att denostörda hållfastheten i förhållande till den omrör-da hållfastheten (sensitiviteten) är hög, större än50 och att omrörd hållfasthet är mindre än0,4 kPa (Larsson 1993). Torrance (1974) visadevid utlakning av lera, att vid en minskning avsalthalten under 2 g/l erhölls väsentliga föränd-ringar av sensitiviteten. Söderblom (1969) mätteden totala salthalten (elektrisk konduktivitet) iporvatten och drog slutsatsen att salthalten vargenerellt låg i kvicklera, men att låg salthalt intevar liktydigt med förekomst av kvicklera. Samma

slutsats kom Talme et al. (1966) till med tilläggetatt konduktiviteten kunde vara lika i två intillig-gande lermassor, där den ena var kvick och denandra mellansensitiv men att den kemiska sam-mansättningen skilde mellan porvattnen. Kvick-lera har en högre halt av Na i förhållande till hal-ten av K, Mg och Ca (Rosenqvist, 1954; Talmeet al., 1966; Moum et al., 1971; Torrance, 1979).Mitchell (1976) har inte gjort skillnad mellan deenvärda jonerna Na och K och visar att det finnssamband mellan hög andel envärda katjoner(summa Na+K) i porvattnet och hög sensitivitet ileror med låg salthalt, samt att det finns ett sam-band mellan Z-potentialen (den elektriska po-tentialen i dubbellagret uttryckt i mV) och sensi-tiviteten. Andelen envärda katjoner i dessa por-vatten relativt mängden tvåvärda katjoner varstörre än i havsvatten vilket visar på en selektivminskning av tvåvärda katjoner i porvattnet hoskvickleror. Halten utbytbart Na har även betydel-se för erosion i jord (Singer et al., 1982) genomatt öka dispergeringen av lerpartiklar i jorden.Vittring av mineral kan i vissa fall motverkaminskning av halterna Mg och Ca i porvattnetvid utsaltning av lera och förhindra uppkomst avkvicklera (Torrance, 1979).

Talme et al., (1966) ökade både den ostörda ochden omrörda hållfastheten i kvicklera genom attersätta kvicklerans porvatten med porvattnet frånmellansensitiv lera från samma plats. Den omrör-da hållfastheten ökade relativt mer med enminskning av sensitiviteten till mellansensitivaförhållanden som följd. Porvattenutbytet gjordesi permeameter med fallande tryckhöjd. Omväntminskade både den ostörda och den omrördahållfastheten i den mellansensitiva leran när dessporvatten ersattes av porvatten från kvicklerafrån samma plats. Den omrörda hållfasthetenminskade relativt mest med ökning i sensitivietensom följd. Porvattnet från kvickleran skiljde sigfrån porvattnet från den normala leran främstgenom en relativt lägre halt av Mg och Ca jäm-fört med Na och K. Ett flertal författare diskute-rar inverkan av trivalenta och divalenta katjonerpå den omrörda hållfastheten hos lera (Talme etal., 1966; Talme, 1968; Löken, 1970; Moum etal., 1971; Rosenqvist, 1975). Generellt ger ett

SGI Rapport No 6020

högre valenstal högre omrörd hållfasthet förutomvid låga halter. Tillsats av K ger dock en högreomrörd hållfasthetstillväxt jämfört med tillsats avMg och Ca (Moum et al., 1971). Talme (1968)fann vidare att höga pH-värden (pH 10 ) minskarden omrörda hållfastheten.

Torrance (1999) genomförde en systematisk stu-die av inverkan av kemiska, fysikaliska och mi-neralogiska faktorer på egenskaperna hos sensi-tiv postglacial marin lera med koaxialviskosime-ter (cylindrisk kropp som förs ned i lerprovet,roteras varvid skjuvspänningen mellan kropp ochprov bestäms). Den reologiska parametern �yieldstress� definieras som den skjuvspänning sommåste övervinnas i detta försök för att genereraen rörelse i provet. I Torrance studie ökade�Yield stress� vid en sänkning av pH från 8,4 till4 och vid en ökning av halten Na och Ca i por-vattnet. Keren (1989) studerade reologin i ensuspension av montmorillonit vid höga koncen-trationer av Ca2+ och Mg2+. Resultaten visade attnär leran var mättad av antingen Ca2+ eller Mg2+

uppvisade suspensionen egenskaper som en new-tonsk vätska (direkt proportionalitet mellanskjuvmotstånd och deformationshastighet samtviskositet oberoende av deformationshastighet).

Halten av olika anjoner i porvattnet från mellan-sensitiv och kvick lera angavs inte i Talmes un-dersökningar (Talme et al., 1966). Olika katjon-ers påverkan avgörs av valens och storlek. An-joners påverkan är mer komplicerad och beror påinteraktion med kantladdning hos lermineral (Ro-senqvist, 1984). I fortsatta undersökningar anförTalme (1968) att infiltration av ytvatten i tunnapermeabla lager i leran förorsakat en förändring iporvattenkemin genom diffusion och omvandlatleran till kvicklera. Det förutsätts då att det är enväsentligt annorlunda kemisk sammansättning iytvattnet än porvattnet där även inverkan av an-jonerna bör vara viktig att studera. Tillsatsen avanjoner, i det här fallet pyrofosfat, ökade sensiti-viteten i lera till motsvarande kvicklera (Talme,1968). Infiltration av pyrofosfat (50 mM) i Rox-enlera gav upphov till minskning av flytgränsen(wL) med 25�30 % samt minskat förkonsolide-ringstryck bestämt med CRS-försök. Vid samma

infiltration med pyrofosfat var krypdeformatio-ner, bestämda i triaxialcell, 3�4 % efter 60 dagar,då halva porvolymen var utbytt, och en fortsätt-ning av försöket skulle förmodligen ha lett tillbrott (Nilsson, 1985).

Mitchell & Woodward (1973) studerade porvat-tenkemin i 16 områden där skred inträffat ellerrisk för skred föreligger. I fem av dessa fann deett förhållande mellan andelen Na av koncentra-tionen Na+K+Ca+Mg som kunde orsaka disper-sion. De ansåg dock att underlaget inte var till-räckligt för att dra slutsatsen att skreden hadeorsakats av hållfasthetsförsämringar på grund avlerdispersion. Möjligheten att skred kan orsakasav katjonutbyte av dominerande Ca mot Na före-slogs av Matsuo (1957) efter studier av ett skredi Japan. Ekström & Jendeby (1980) undersöktesläntstabilitet och urlakningens inverkan påskjuvhållfastheten. Saltinnehållet (Na, K och Ca)i leran jämförs med skjuvhållfastheten i en jord-profil och från resultaten framgår att en minsk-ning av saltkoncentrationen sker från det djupdär hållfastheten börjar avta. De drar slutsatsenatt detta styrker tesen att en urlakning av salterfrån leran kan vara en av de faktorer som harnegativ effekt på lerans hållfasthet. Ett skred vidLake Ontario, Kanada som studerats av Eyles &Howard (1988) orsakades troligen av dagvattensom infiltrerade genom förbindelser i överlag-rande lera. Söderblom (1974a) anför att infiltra-tion av avloppsvatten i permeabla lager (frånöppna diken) kan orsaka skred genom att ytakti-va ämnen i avloppsvattnet sänker hållfastheten.

Cementering mellan lerpartiklar av oxider ellerkarbonater kan ge upphov till en ostörd hållfast-het som minskar om dessa mineralkorn antingenmekaniskt går sönder eller om de löses upp ge-nom kemisk förändring av porvattnets samman-sättning (Mitchell, 1976). Karbonater kan bildastörre och diskreta partiklar vilket talar emotderas cementerande inverkan (Torrance, 1996).Torrance (1999) erhöll en minskning av �yieldstress� i reologiska undersökningar vid en minsk-ning av halten oxidmineral i leran.

Litteraturstudie


Organiska ämnen kan minska hållfastheten i leragenom dispergering av lerpartiklarna eller ökahållfastheten genom bildning av gelstrukturer.Minskning av den omrörda hållfastheten i kaolin-lera med 50�97 % erhölls vid tillsats av organis-ka enkla syror (oxalsyra, malonsyra och mjölksy-ra), lignosulfater, polyfenoler och humussyra.Tillsatsen av aminosyror medförde koagulationav leran (Söderblom, 1966, 1974b). Organiskaämnen kan även komplexbinda t ex Ca och Mgoch därmed minska koncentrationen av dessaämnen i porvattnet vilket kan minska hållfasthe-ten i lera (Talme, 1968). Försvagning och upp-lösning av lermatrisen kan även uppstå i områdendär lera avsatts under sötvattenförhållanden (vanOlphen, 1977). I de områdena orsakas deflocku-leringen av organiska anjoner från ytvegetatio-nen. Anjonerna deflockulerar lerorna genomkantadsorption och omvändning av kantladdnin-gen.

2.3.3 Kemisk stabiliseringOsläckt kalk och cement har länge använts förstabilisering av lösa jordar och kalkpelare börja-de användas i mitten av 1970-talet (Åhnberg etal., 1995). Ursprungligen användes kalk för löslera och cement främst för friktionsjordar, menidag används även cement eller kalk-cement-blandningar för lösa leror. Inblandning av kalkger hållfasthetstillväxt främst genom minskadvattenkvot, flockulering och att Ca(OH)2 reage-rar med mineralkorn. Inblandning av cement gerhållfasthetstillväxt genom bildandet av CSH-gel(kalciumsilikathydrat) och till en mindre del ge-nom puzzolana reaktioner.

Kalk och cement anses vara stabila vid ett pHöver 5 och vid överskott av Ca. Hållfasthetenuppnås snabbare vid ökad temperatur, men orga-niska ämnen (exempelvis humussyror som reage-rar med Ca(OH)2) och sulfider kan fördröja håll-fasthetstillväxten (Åhnberg et al., 1995). Åhn-berg & Pihl (1997) studerade kalktypens inver-kan på stabiliseringsresultatet och fann att kalk-egenskaper som CaO-aktiv, specifik yta, SiO2och släckningsvärme gav positiv inverkan påstabiliseringsresultatet medan CO2, glödgnings-förlust och Fe2O3 gav negativ inverkan. Med

CaO-aktiv menas den andel kalk som förekom-mer som kalciumoxid. Detta är den mest intres-santa Ca-formen eftersom Ca bundet till kar-bonater eller silikater vanligen inte är kemiskttillgänglig.

2.4 FÖRORENINGSTRANSPORTDet är väl känt att föroreningar i akvatiska sys-tem kan associeras med partiklar och kolloider(McDowell-Boyer et al., 1986; McCarthy &Zachara, 1989; Buffle & Leppard, 1995). Kollo-iders beteende i en speciell omgivning är beroen-de av många faktorer och därmed mer svårförut-sägbart. Kolloider kan transporteras långa sträck-or, men de kan även adsorberas på fast fas ellerfastläggas genom bildandet av mycket större ag-gregat.

För att kunna förstå och förutsäga förorenings-transport är det viktigt att ta hänsyn till transportvia suspenderade kolloider och partiklar. Oftabetraktas föroreningstransport i markmiljön somett tvåfassystem där föroreningar antingen före-ligger i den mobila vattenfasen eller i den immo-bila fasta fasen (McCarthy & Zachara, 1989).Lösta föroreningar kan adsorberas till någon fastfas och därigenom fördröjas jämfört med grund-vattenflödet. Det finns även en tredje fas sommåste beaktas. Komponenter av den fasta fasenkan också förekomma som kolloider eller partik-lar som är suspenderade i och transporteras medgrundvattnet, se Figur 2.5. Om föroreningar as-socieras med dessa kolloider kan det leda tillökad föroreningstransport. Vid uppläggning avlaboratorieexperiment och provtagning i fält hardetta ofta försummats. Fältdata visar att kolloidermed associerade föroreningar kan röra sig långasträckor i mark (McDowell-Boyer et al., 1986).Med traditionella transportmodeller, som inte tarhänsyn till inverkan av kolloider kan koncentra-tionen och spridningen av föroreningen avsevärtunderskattas (Grolimund, et al., 1996).

I motsats till detta kan deposition av de kolloida-la partiklarna minska permeabiliteten och därige-nom även minska föroreningstransporten. McDo-well-Boyer et al. (1986) konstaterade att permea-

SGI Rapport No 6022

biliteten i jorden kan ändras avsevärt vid föränd-ring av vattenkemin, när t ex vatten med lägresalthalt än porvattnet pumpas in i en jordvolym.

Ryan & Elimelech (1996) anger tre kriterier sommåste vara uppfyllda för att föroreningstransporti grundvatten med hjälp av kolloider ska vara enviktig mekanism:1. Kolloider måste genereras genom

a) mobilisering av befintliga mineral av kollo-idstorlek från sediment i akvifären.b) utfällning in situ av övermättade mineralfa-ser

2. Föroreningar måste associeras med kolloi-derna

3. Kolloiderna måste transporteras med grund-vattnet

2.4.1 MobiliseringMobiliseringen av kolloider i en akvifär sker viafysikaliska eller kemiska mekanismer (Ryan &Elimelech, 1996). Den viktigaste fysikaliska fak-torn för att mobilisera kolloider är en ökning avflödeshastigheten. Minskning av jonstyrkan ellerförändring av jonsammansättningen till jonermed lägre valens ökar mobiliseringen av kolloi-der. Detta kan även leda till igensättning ochminskad hydraulisk konduktivitet.

Grolimund et al. (1996) gjorde kolonnförsök påjord med laklösningar med klorider av Na och Casamt Pb. Vid en drastisk sänkning av jonstyrkanökade uttransporten av Pb adsorberat på partiklarpå ca 1 µm. Saltning av vägar med NaCl ger ock-så en ökning av den kolloidala transporten av Cu,Pb, Ni, Cr och Fe när salthalten senare minskarvia nederbörd. Dessa effekter erhölls inte vidsaltning med Ca-Mg-acetat (Amrheim et al.,1993).

Förändring av pH förändrar förutsättningarna föratt bilda stabila kolloidala lösningar. Effekten avett förändrat pH beror av ursprungligt pH i vatt-net och vid vilket pH kolloiden är oladdad (zeropoint of charge, ZPC). Adsorption av organiskaämnen till en kolloid vid pH lägre än ZPC (dåpartikel är positivt laddad) medföra en förändringtill negativ ytladdning (Seaman et al., 1995).Därmed ändras förutsättningen för att mobiliserakolloider.

Även en förändring av redoxpotentialen i vattnetkan påverka mobiliseringen av kolloider. Ryan& Gschwend (1994) fann att den kolloidalatransporten av lermineral i den syrefria zonen aven jord var större än i den oxiderade zonen. Deförklarade detta med att under oxiderade förhål-landen täcktes lerpartiklarna och hölls ihop avjärnhydroxid. Under anoxiska förhållanden löstesjärnhydroxiden upp, frilade lermineralen för ad-sorption av lösta organiska makromolekyler ochdärmed bildades en stabil kolloidal lösning avlermineral med adsorberade organiska ämnen.

2.4.2 Adsorberade ämnenUtifrån laboratoriestudier drar Ledin (1993) slut-satsen att kolloidernas storleksfördelning ochförmåga att binda till sig annars lösta spårämnenpåverkas av kolloidernas geokemiska bestånds-delar och vattnets kemiska parametrar som pH,total salthalt och innehåll av organiskt material(i det här fallet fulvosyra). Adsorptionen av kat-joner sjunker med minskande pH och adsorptio-nen av oxyanjoner (t ex arsenat och kromat)minskar vid höga pH beroende av ytornas netto-laddningar (Dzombak & Morel, 1990). Pham &Garnier (1998) fann att affiniteten av spårmetal-

Figur 2.5 Föroreningstransport med hjälp avkolloider, samt lösta föroreningaroch föroreningar bundna till denfasta fasen (Grolimund et al., 1996).

Mobil partikel

Förorening bunden till immobil partikel

Immobil partikel

Föroreningi lösning

Förorening bunden till mobil partikel

Litteraturstudie


ler till löst organiskt material påverkade metaller-nas fastläggning till kolloider av olika storlekargenom att det lösta organiska materialet kunderadsorberas till kolloiderna.

Organiska ämnens sorption till kolloider av skil-da slag (lerkolloider, polymerer och bakterier)har studerats av Bengtsson et al. (1993), somdrog slutsatsen att den relativa mobiliteten avhydrofoba, organiska spårämnen sorberade tillkolloider kan variera minst en faktor två, beroen-de på lermineral och kolloidens polymera be-ståndsdelar. Sakai et al. (1997) fann att ytaktivaämnen ökar utlakningen av persistenta organiskaföreningar som PCDD/Fs och PCB, och att fin-partiklar starkt bidrog till transporten. Celis et al.(1997) fann bland annat att sorptionen av atrazinoch simazin var högre till humussyra än tillmontmorillonit. Villholth (1999) fann att PAHvar adsorberat till organiska ämnen på kolloiderstörre än 0,1 µm i kreosotförorenad jord underanoxiska förhållanden.

2.4.3 TransportDe flesta mobilitetsstudier av kolloider och föro-reningsspridning med kolloider har gjorts somlaboratoriestudier, men även fältundersökningarfinns genomförda. Gasser et al. (1994) visade atti porvatten från serpentinjordar, vilka naturligthar höga tungmetallhalter, svarade kolloider för28�85 % av analyserade halter av Cr, Ni, Al, Feoch Mg, men angav inte halten av kolloider iporvattnet. Villholth (1999) fann att kolloidhal-terna i anoxiskt grundvatten från två kreosotföro-renade områden var ca 5 mg/l och Ryan &Gschwend (1990) uppmätte kolloidhalter på60 mg/l i den anoxiska zonen och < 1 mg/l i denoxiderade zonen av samma grundvattenområde.En undersökning i grundvatten vid en kolaskede-poni visar kolloidhalter på 10�100 mg/l (Gs-chwend et al. 1990). Freedman et al. (1996) upp-mätte kolloidhalter på ca 20 mg/l i grundvatten ien jordbruksmark. Provtagningen i samtligadessa undersökningar har gjorts med hänsyn tillatt inte mobilisera kolloider med provtagning-smetoden genom lågt flöde och att via grumlig-heten kontrollera att kolloidhalten inte ökar(Villholth, 1999).

Själva transporten av kolloider längre sträckor igrundvatten är svår att belägga. Kolloidal trans-port i grundvatten har belagts för 17 m (Vilks etal., 1997) och för 6 m (Ryan et al., 1999). Penro-se et al. (1990) hävdade att radioaktivt Pu hadetransporterats kolloidalt 3390 m. Dessa distanserhar ansetts vara orealistiska (Ryan och Elime-lech, 1996) och förklarades med kolloidgenere-ring vid provtagningen. I en ny undersökning(Kersting et al., 1999) bekräftades dock kolloidaltransport av radioaktiv Pu för en sträcka på1,3 km efter provsprängning av kärnvapen underjord.

I övrigt har den absoluta merparten av laboratori-estudierna av praktiska orsaker använt sig avkolonnförsök för att studera kolloidkemi ur olikaaspekter. I huvudsak varieras fyra olika delar avförsöksuppställningen: det fasta materialet i ko-lonnen vilket kan vara en naturlig jord eller ensandfraktion, kolloiderna som mobiliseras fråndet fasta materialet eller sätts till som en välde-finierad komponent, ämnena som ska transporte-ras vilka antingen finns i det fasta materialet ellersätts till i lösning, samt lösningen med definieradsammansättning som ska perkolera genom mate-rialet. Seaman et al. (1995) undersökte samver-kan av jonstyrka och pH på prov av naturlig san-dig, lerig jord och fann att även mindre föränd-ringar kan påverka kolloidgeneringen i ett järn-oxid dominerat system. Puls & Powell (1992)studerade transport av oorganiska kolloider ge-nom naturliga akvifärmaterial och fann stor in-verkan av anjoner och partikelstorlek. Vidare sågde att transporthastigheten av kolloidassocieradarsenat var mer än 21 gånger större än för löstarsenat. Darland & Inskeep (1997) användejärnoxid som reaktiv fas när de studerade trans-port av kolloidalt bunden arsenat i tvättad sand.Enfield & Bengtsson (1988) studerade mobilite-ten av en hydrofob makromolekyl genom ettsandfiltermaterial.

I ytterligare studier av kolloidtransport studera-des bl a radionuklider på bentonitlera vid varie-rande koncentrationer av NaCl (Fauré et al.,1996), radionuklider i kvartssand (Sätmark,1995) inverkan av humussyra och jonstyrka på

SGI Rapport No 6024

Cu2+ och Pb2+ transport med a-Fe2O3, studerade(Kretzschmar & Sticher, 1997), organiska ochoorganiska kolloider med anknytning till insitu-marksanering (Reddi 1994), försök vid varieran-de pH och jonstyrka (Roy & Dzombak 1997),lerkolloiders mobilisering och påverkan av lös-ningskemi (Ryan & Gschwend 1994), transportav bakterier och kolloidalt organiskt material(Toran & Palumbo, 1992). Wan & Tokunaga(1997) tog fram en modell och testade den expe-rimentellt för latexkolloider.

Den enda undersökning som genomförts medskakförsök utfördes av Sakai et al. (1997) somstuderade utlakningen av persistenta organiskaföreningar från bilar/elektronik fragmenterat,återvinningsskrot (shredder residues) och flyga-ska från avfallsförbränning (MSWI).

Arbeten har gjorts rörande numeriska modellerför kolloidtransport i grundvatten och studier föratt bättre förutsäga kolloidernas stabilitet ochretention, exempelvis Swanton (1995), och mo-deller för föroreningstransport i mark med hjälpav kolloider, exempelvis Mills et al. (1991) samtRoy & Dzombak (1998). Indratna & Vafai(1997) redovisar en modell för att simulera filtre-ring samt Johnson et al. (1996) en modell förkiselkolloider tillämpad på kolonnförsök.

2.4.4 Provtagning av grundvattenm a p kolloider

Ryan & Gschwend (1990) visade att standard-proceduren för grundvattenprovtagning (tömningav 3�5 rörvolymer och stabilisering av pH, re-dox, konduktivitet och temperatur) leder till provmed högre kolloidkoncentration än den verkligapå grund av den ökade vattenhastigheten lösgörpartiklar. De utvecklade därför metoder för attprovta grundvatten som är representativa för denverkliga kolloidkoncentrationen:

1. Låg pumphastighet (ca 100 ml/min) för attminimera förändringar av de naturliga grund-vattenhastigheterna.

2. Anaerob provtagning och lagring, för att und-vika kontakt med atmosfären.

3. Övervakning i fält av grundvattnets kolloid-koncentration genom mätning av turbiditeten(ljusspridning p g a grumlighet), för att utvär-dera hur effektivt det är att tömma ståendevatten i grundvattenröret.

Dessa resultat stöds av Backhus et al. (1993) somvisade att långsam, förlängd pumpning av grund-vatten är mer effektiv för att erhålla grundvatten-prov som är representativa för koncentrationen insitu av kolloider än vanlig provtagning med häm-tare. Under provtagning och lagring av provetska de kemiska förhållanden som råder in situbevaras för att undvika förändringar i kolloidpo-pulationen. Om det totala kolloidinnehållet skaanalyseras ska inte proven filtreras.

Även Weisbrod et al. (1996) beskriver en nymetod för passiv provtagning av grundvattenkol-loider genom en så kallad flerlagerprovtagare(multilayer sampler, MLS). Provtagaren baseraspå dialysceller som står i jämvikt med den mobi-la kolloiden och vätskefasen i akvifären. Mem-branen visar sig användbara för provtagning avkolloider i grundvatten över långa perioder,minst 36 dagar, i lösningar med hög turbiditet(upp till 50 NTU). En provtagningsmetod för attbevara syrefria förhållanden i ett grundvattenrör(vilket undviker bildandet av järnhydroxidpartik-lar) har utvecklats av Wassenaar & Hendry(1999). De konstaterar att en �kudde� av inertgas i röret skyddar vattnet från påverkan frånluft.

2.4.5 Storleksseparering ochstorleksmätning

Vanliga metoder för separering av kolloider ochsuspenderat material är skilda filtreringstekniker(Waber et al., 1990, Ledin, 1993, Buffle & Lep-pard, 1995 och Pham & Garnier, 1988), centrifu-gering (Buffle & Leppard, 1995) och dialys(Amrhein et al., 1993).

För mätning av partikelstorlek i naturliga vattenfinns några typer av tekniker (Buffle et al.,1992):a. siktning, filtrering, ultrafiltrering och dialysb. sedimentering och centrifugering

Litteraturstudie


c. olika typer av field flow fractionationd. hydrodynamisk kromatografi

Kategorierna b) och särskilt a) är de som oftastanvänds vid studier av naturliga vatten (havsvat-ten, sötvatten, porvatten och grundvatten).

Signifikanta skillnader beskrivs mellan de expe-rimentella förhållandena mellan de olika separe-ringsteknikerna för kategori a). För siktning ochfiltrering kan höga flöden uppnås tack vare rela-tivt stor porstorlek på filtret, även om ett ganskalitet tryck (< 1 atm) läggs på ovansidan av filtret.Vid filterytan kan man dock erhålla en högrekoncentration än i bulklösningen, vilket kan ledatill igensättning av filtret. Vid ultrafiltreringtrycks lösningen genom ett membran med hjälpav relativt stort tryck (1�4 atm). Låga flödenuppstår på grund av den låga porositeten i mem-branet. Slutligen vid dialys, finns två lösningarpå var sida av membranet och diffusion av småmolekyler sker fram till dess att jämvikt uppnås.Vid ultrafiltrering varierar porstorleken från0,5 nm till 0,1 µm och filtrering kan ske för por-storlekar från 0,05 µm till drygt 10 µm, se Fi-gur 2.6.

Horowitz et al. (1996) har genom fält- och labo-ratorieförsök visat att den traditionella filtrering-en genom 0,45 µm-filter kanske inte längre ärrepresentativ för ett antal lösta kemiska paramet-rar. Inte bara porstorleken på filtret inverkar på

den slutliga partikelstorleken i det filtrerade vatt-net, utan även diametern, tillverkaren, provvolymoch mängden suspenderat material i provet.

Pham & Garnier (1998) undersökte storleksför-delningen av kolloider och vilken affinitet kollo-idalt organiskt material uppvisar till spårämnenoch fann att fördelningen av spårämnen till olikakolloidklasser beror av dess affinitet till löst or-ganiskt material. I studien användes sekventiellultrafiltrering i en omrörd cell (Nuclepore S76-400), där membran avskiljde partiklar av storle-ken 10 nm, 2,5 nm samt 1 nm, med högre pålagttryck för vart steg (1, 1,5 och 2,5 bar N2-gas).För vart steg uttogs 210 ml för g-räkning ellerkemisk isolering, vilket tog längre tid för varjesteg (1, 1,2 och 5 h). Ultrafiltrering har även an-vänts av Amrhein et al. (1993) och Waber et al.(1990).

Ledin (1993) använde två skilda metoder förisolering och karakterisering av den kolloidalafasen för yt- och grundvatten samt i laboratorie-miljö; fraktionering med �screen filter� 5�0,015 µm samt fotonkorrelationsspektroskopi(PCS) för storleksfördelningen. En ny separe-ringsteknik för jordkolloider, �sedimentationfield-flow fractionation� (SdFFF), har studeratsav Chittleborough et al. (1992), med fördelen attfraktionerna erhålls på en mycket kortare tid änmed hjälp av standardmetoder för storlekssepare-ring som centrifugering.

Figur 2.6 Metoder förstorleksseparering ochstorleksmätning(Buffle et al., 1992).

SGI Rapport No 6026

Kolloidala system har studerats relativt väl vadgäller de huvudsakliga faktorerna pH, jonstyrka(dvs koncentrationen i omgivande vätska), typ avjoner i vätskan och förekomsten av ytaktiva äm-nen som påverkar flockulering och dispergering(se t ex van Olphen, 1977; Ryan & Elimelech,1996). Lerpartiklar tillhör kategorin kolloider,men teorierna som hör till kolloidkemin har en-dast till en del applicerats på ostörd och omrördhållfasthet i lera (se t ex Rosenqvist, (1954;1975; 1984) och Söderblom (1988).

En generell uppfattning är att minskning av salt-halten i marint avsatt lera ökar repulsionen mel-lan lerpartiklar och ökar sensitiviteten (kvotenmellan den ostörda och omrörda hållfastheten)(Rosenqvist, 1975; van Olphen, 1977). Det gårdock inte att entydigt säga att så alltid är falletvid låg salthalt i en lera (Söderblom, 1969; Tal-me et al., 1966). Sammansättningen av porvattnethar även betydelse för den omrörda hållfastheten.Ett flertal författare diskuterar inverkan av triva-lenta och divalenta katjoner på den omrörda håll-fastheten hos lera (Talme et al., 1966; Talme,1968; Löken, 1970; Moum et al., 1971; Rosen-qvist, 1975). Generellt ger ett högre valenstal hosförekommande katjoner högre omrörd hållfasthetförutom vid låga halter. Mitchell (1976) har integjort skillnad mellan de envärda jonerna Na ochK och visar att det finns samband mellan högandel envärda katjoner (summa Na+K) i porvatt-net och hög sensitivitet i leror med låg salthalt.Även mineralsammansättningen och vittring avmineral kan i vissa fall påverka de mekaniskaförhållandena i lera (Torrance, 1979). En minsk-ning av pH från 8,4 till 4 ökade den omrördahållfastheten i marin lera mätt i reologiska under-sökningar som erforderlig skjuvspänning för attgenerera rörelse (Torrance 1999). Ökning av pHtill 10 i porvattnet gav en minskad omrörd håll-fasthet i lera (Talme 1968).

Svenska undersökningar av porvattenkeminsinverkan på lerors fysikaliska egenskaper hargenomförts sedan 1960-talet av Söderblom(1966), Talme et el. (1966), Talme (1968), Sö-derblom (1969), Söderblom (1974a), Söderblom(1974b), Ekström & Jendeby (1980) och Nilsson(1985). Resultaten har dock inte implementeratsvad gäller karakterisering av egenskaper hos lera.

Syftet med undersökningarna i detta kapitel varatt studera inverkan av porvattensammansätt-ningen på aggregatbildning och hållfasthet i enlera för att ge nya och systematiska belägg för attporvattenkemin har inverkan på leras fysikaliskaegenskaper. Studien är av inledande karaktär ochhar begränsats till att omfatta en lera. Upplägg-ningen av studien har baserats på generell kun-skap om kolloidkemi, samt på kunskapsläget fråntidigare undersökningar dels av porvattenkeminsinverkan på hållfasthetsegenskaper och aggregat-bildning hos lera, dels av kolloidtransport igrundvatten.

3. Undersökningar av porvattenkemins inverkan påaggregering av lermineral och hållfasthet i lera


3.1 MATERIAL

3.1.1 ProvplatsLeran som användes i undersökningarna komfrån Holma mosse provfält, Skötsätter, Vikbolan-det, Östergötland. Lagerföljden på platsen bestårav ca 5 m gyttja och därunder varvig lera till 15�20 m djup (Åhnberg & Holm, 1999).

3.1.2 ProvtagningLeran provtogs med standardkolvprovtagare St IIpå djupet 7,3�8,7 m i tre hål. I varje hål togs provpå två nivåer med tre hylsor från varje. Provernaförvarades i kolvborrhylsor i kylrum vid 7 °Ctills de användes i olika undersökningar.

3.1.3 UndersökningarDen naturliga vattenhalten mättes på materialfrån överhylsan från varje provnivå (SS 027116).Även skjuvhållfastheten och sensitiviteten(SS 027125) mättes på materialet från överhyl-sorna. pH, halten av klorid, karbonat, sulfid ochorganiskt material samt katjonutbyteskapacitethar bestämts på andra prov från aktuellt områdeoch samma nivå (Åhnberg 1999), se Tabell 3.1.

Lerans mineralogi var inte känd och undersöktesdärför med röntgendiffraktometer (XRD). Philipsröntgendiffraktometer PW 1729 med CuKa rönt-genrör, 40 kV och 40 mA användes (SGAB Ana-lytica). I första analysen undersöktes hela provetoch i andra analysen undersöktes endast finfrak-tion som togs fram efter sedimentation och filtre-ring < 5 µm.

Porvatten från tre provkroppar om 5 cm höjdpressades ut i permeameter för analys av kemisksammansättning. Permeametern hade inga delarav metall i kontakt med prov eller utpressat vat-ten. Porvattnet pressades ut genom att den undreventilen stängdes efter inmontage och genom attett celltryck av initiellt 100 kPa som ökades till170 kPa, lades på provkroppen. Erhållet vattenfiltrerades genom 0,2 µm filter (cellulosanitrat)före analys. Elektrisk ledningsförmåga, pH ochredoxpotential bestämdes på de tre porvattnen.Ett samlingsprov av de tre porvattnen analysera-des m a p metaller samt svavel och fosfor medinduktiv kopplad plasmaanalys, ICP-AES ochICP-MS. Anjonerna klorid, sulfat och nitrat be-stämdes med jonkromatograf. Det totala innehål-let av organiskt och oorganiskt kol i porvattnetbestämdes med katalytisk förbränning.

De geokemiska jämvikterna mellan olika ämnen iporvattnet beräknades med den geokemiska mo-dellen MINTEQA2 (Allison et al., 1990). Pro-grammet beräknar löslighetsjämvikter och jämfördem med löslighetskonstanter för olika mineraloch fasta faser. Graden av övermättnad respekti-ve undermättnad i relation till en fast fas angessom löslighetsindex, SI (saturation index) därSI = log IAP/log Ks (IAP är produkten av aktivi-teterna för de ingående jonerna och Ks är löslig-hetskonstanten för den fasta fasen). Ligger SI iintervallet ± 1 ansågs den fasta fasen vara möjligsom löslighetskontrollerande för ingående joner iden fasta fasen. Programmet beräknar dessutomalla akvatiska komplex av de ingående ämnenavid de givna förhållanden, samt balansen mellankatjoner och anjoner.

Tabell 3.1 Analys av några kemiska parametrar på lera från Holma mosse (Åhnberg, 1999).

Nivå pH Cl Karbonat Organisk halt Sulfid CECm % % CaCO3 % FeS cmol+/kg

7,3 � 8,7 8,9 0,06 0,8 16,78 0,6/0,9 0,05

SGI Rapport No 6028

3.1.4 ResultatVattenkvot, sensitivitet och skjuvhållfasthet i denundersökta profilen återfinns i Tabell 3.2. Vat-tenkvoten i leran låg relativt konstant 91�98 %med något lägre värde i hylsa 22. Uppmätt skjuv-hållfasthet var också relativt konstant i intervallet6,8�8,1 kPa med en sensitivitet på ca 14.

På basis av dessa undersökningar betraktadesmaterialet från de tre hålen och de två nivåernasom ett material med likartade egenskaper.

Värdena av pH, elektrisk ledningsförmåga ochredoxpotential redovisas i Tabell 3.3. De erhållnaporvattnen hade ett likartat pH och redoxförhål-lande samt en likartad salthalt. Ett samlingsprovkunde betraktas som representativt för den aktu-ella porvattensammansättningen i leran. Analy-sen av samlingsprovet redovisas i Tabell 3.4.

Den mineralogiska undersökningen av leran vi-sade en mineralsammansättning i fallande ord-ning av kvarts, albit, kaolin, illit, muskovit 2M1och amfibol. Ordningsföljden bestämdes via deninbördes relationen mellan topparnas höjd. I denfina fraktionen < 5 µm var mineralsammansätt-ningen i fallande ordning kvarts, kaolin, albit,illit och muskovit 2M1.

Den geokemiska modelleringen visade en oba-lans mellan katjoner och anjoner på 15 % medför liten mängd anjoner. Den klart dominerandeanjonen i porvattnet var klorid. Obalansen berod-de förmodligen på för grovt angivet resultat ikloridmätningen. I fortsättningen betraktadesresterande anjoner som klorider. Löslighetsindex(SI) för fasta faser som kan kontrollera koncen-trationerna av olika ämnen i porvattnet från leranredovisas i Tabell 3.5. För varje ämne har fastafaser med löslighetsindex inom intervallet +/-1och närmast noll angetts.

Tabell 3.2. Uppmätt vattenkvot, sensitivitet och skjuvhållfasthet i lera från Holma mosse.Prov på överhylsor.

Nivå Enhet Nivå 7,3 � 8,0 m Nivå 8,0 � 8,7 mHylsa 708 619 1 3573 2531 22

Vattenkvot, wn % 91 94 98 94 91 85Skjuvhållfasthet kPa 3,9 7,0 7,9 6,8 7,0 8,1Sensitivitet - 8,1 15 14 14 14 14

Tabell 3.3 pH, elektrisk ledningsförmåga och redoxpotential i porvatten från Holma mosse,nivå 8,0 � 8,7 m.

Hylsa 3573 2531 22 Samlingsprov

Elektrisk ledn. mS/m 474 484 472 470pH - 8,9 8,7 8,8 8,8Eh mV 231 214 229 244pH+pe - 12,8 12,3 12,7 12,9

Porvattenkemi


Tabell 3.4 Sammansättningen av porvatten utpressat från lera, Holma mosse 8,0 � 8,7 m.

Ämne Enhet Samlingsprov Ämne Enhet Samlingsprov

pH 8,8 Ba µg/l 221Conductivity mS/m 470 Cd µg/l < 0,6Redox Eh mV 244 Co µg/l 3,27

Cu µg/l 15,5Al mg/l 0,00879 Ni µg/l 13,6Ca mg/l 98,7 Pb µg/l 0,759Fe mg/l < 0,01 Zn µg/l 93,7K mg/l 25,4 As µg/l < 50Mg mg/l 67,1 Cr µg/l 3,79Mn mg/l 0,706 Mo µg/l 67,2Na mg/l 738S mg/l 55,6 Cl mg/l 1000Si mg/l 27,4 NO3-N mg/l < 0,5

PO4 mg/l 3,0SO4 mg/l 150CO3 mg/l 12TOC mg/l 51

Tabell 3.5 Löslighetsindex (SI) för fasta faser i porvatten från lera, Holma mosse.

Fast fas Löslighets- Ämne Typ av Fast fas Löslighets- Ämne Typ avindex (SI) förening index (SI) förening

Halloysite 0,21 Al silikat Manganit -0,012 Mn oxid/hydroxidBixbyit 0,112 Mn oxid/hydroxid

Aragonit -0,008 Ca karbonat Rodokrosit -0,237 Mn karbonatKalcit 0,131 Ca karbonatDolomit 0,364 Ca karbonat Magadiit 0,35 Na silikat

Cr(OH)3 (A) -0,009 Cr oxid/hydroxid Wulfenit -0,669 Pb molybdatBa(S,Cr0,04) 0,083 Cr sulfatBaSO4 (c) 0,414 Ba sulfat Kalcedon 0,499 Si oxid/hydroxid

SiO2(A,GL) -0,006 Si oxid/hydroxidDioptas -0,3 Cu oxid/hydroxid SiO2(A,PT) -0,314 Si oxid/hydroxid

Magnesit -0,263 Mg karbonat ZnO(active) -0,537 Zn oxid/hydroxidClinoenstit 0,325 Mg silikat Zinkit -0,367 Zn oxid/hydroxid

SGI Rapport No 6030

Resultatet från beräkningen av löslighetsjäm-vikterna visar att halterna av Ca och Mg, som ärviktiga för hållfastheten i leran (Talme et al.,1966; Talme, 1968; Løken, 1970; Moum et al.,1971; Rosenqvist, 1975), huvudsakligen styrs avlösligheten av karbonater. Till viss del kan ävenhalten Mn styras av karbonater. Eventuellt kanhalten Na påverkas av en silikat, men detta ärförmodligen en långsam upplösningsprocess.

Artificiellt porvatten (APW) tillverkades för attanvändas i sedimentations- och hållfasthetsförsö-ken. Sammansättningen i APW efterliknadeinnehållet av huvudkomponenterna i porvattnetfrån leran med undantag av organiskt innehåll, seTabell 3.6. APW justerades till pH 8,8 och till-verkades av NaCl, Na2SO4, H2KPO4, KCl,CaCl2*2H2O, MgCl2*6H2O och CaCO3 upplöst imilliQ vatten (vatten renat till en elektrisk kon-duktivitet < 0,2 mS/m genom omvänd osmosföljt av jonbyte). Alla kemikalier var av suprapur eller pro-analysi kvalitet (torkade i 80 °C,24 h och förvarade i exsickator).

3.2 SEDIMENTATIONSFÖRSÖKBildningen av aggregat påverkas av samma pro-cesser som bidrar till flockulering och dispersionav kolloider i en suspension ( Aly & Letey,1988). Det är därför intressant att studera flocku-leringen av lermineral under olika kemiska be-tingelser för att få indikation om hur en lerashållfasthet kan påverkas av dessa förändringar.

Flockulering och dispersion av leran från Holmamosse studerades i ett antal sedimenteringsförsökunder olika kemiska betingelser. Vid flockule-ring växer aggregat till och sedimenterar snab-bare än i en dispergerad suspension. Mätning avgrumligheten i vattenfasen över de sedimentera-de aggregaten ger ett mått på kvarvarande mängdpartiklar och ej sedimenterade mindre aggregat(Suarez et al., 1984; Abu-Sharar, 1988; Villholth,1999). En hög turbiditet anger en stor mängdkolloider i vattenfasen och en mindre bildning avaggregat som sedimenterat.

3.2.1 MetodFörsöken utfördes genom att skaka en bestämdmängd lera i en vattenlösning med specifik sam-mansättning. Efter omblandning och reaktionstidfick suspensionen sedimentera och turbiditeten(grumligheten) i överstående vattenfas mättes vidbestämda tider i turbidimeter (HACH 2100N).Tillskottet av joner från ursprungligt porvatten ilerprovet ansågs vara försumbart jämfört medden tillsatta mängden artificiellt porvatten i för-söken.

FörförsökUndersökningarna startade med att ta fram ettlämpligt L/S för sedimentationsförsöken och enrutin för mätning av turbiditeten. Lera vägdesupp och späddes med APW till ett vatten till fast-fasförhållande (L/S, ekvivalent med vattenkvot)42, 90, 180 och 360. Proverna homogeniserades ivändapparat (10 rpm) under 24 timmar. Bland-ningen överfördes till kyvetter för turbiditetsmä-taren (30 ml) varefter partiklarna fick sedimente-ra. Turbiditeten mättes en gång per minut de för-sta fem minuterna, en gång var tredje minut iytterligare 15 minuter samt en gång var femteminut under återstoden av första timmen. Däref-

Tabell 3.6 Sammansättning i artificielltporvatten (APW).

Ämne Haltmg/l mM

Ca 99 2,46K 25 0,65Mg 67 2,77Na 738 32,1Cl- 1406 39,7PO4 3 0,036SO4 150 1,56CO3 12 0,2

Porvattenkemi

3-

2-

2-


ter mättes turbiditeten något mer sporadiskt. Re-sultatet av försöket kan ses i Figur 3.1.

Alla proverna var mätbara efter drygt en timmeoch den kraftiga minskningen av turbiditetenavtog efter ca 40 minuter där kurvan tycktes pla-na ut. Samtliga L/S följer samma mönster. Dentjockaste suspensionen, L/S 42, hade inte sedi-menterat ner under strålgången i kyvetten förränefter ca en timme. Minskningen av turbiditetberor på sedimentation av större partiklar ochresultatet tolkas som ett mått på mängden partik-lar som finns svävande i porvattnet och därmedgraden aggregation och sedimentation av partik-lar. För vidare försök bestämdes att använda L/Somkring hundra samt att mäta turbiditeten varjehalvtimme under två timmar. Resultatredovis-ningen baseras på mätningar av turbiditeten efteren timmes sedimentering.

Buffringskapaciteten och därmed syra- respekti-ve bastillsats för justera pH i intervallet pH 3�10undersöktes. Lersuspensioner på L/S 90 och 100färdigställdes titrerades med 0,1 M HNO3 res-pektive 0,1 M NaOH och pH mättes kontinuerligttills stabilt pH erhållits efter tillsats. Resultatet

från titreringarna visas i Figur 3.2. Suspensionenvar mycket känslig för små tillsattser av syraeller bas och hade därmed en låg buffertkapaci-tet. Försöken visade även att initial pH låg betyd-ligt lägre än det pH som uppmättes i porvattnetfrån leran (pH 8,8).

Skillnaden i uppmätt pH i porvattnet och initielltpH vid titreringarna krävde förklaring. Två hypo-teser växte fram:

Hypotes 1. Ett antal reducerade föreningar bliroxiderade och sänker därmed pH. I huvudsaksvavelföreningar misstänks.

Hypotes 2. Ett stort utbud av katjoner i porvatt-net vid högre L/S gör att jonbyte sker och leransläpper ifrån sig vätejoner.

Hypotes 2 provades genom att pH mättes i pro-ver med olika jonstyrka och L/S i en tidsserie. Iförsöket användes L/S 50 och L/S 100 samt por-vatten innehållande 10 % APW och 90 % milliQvatten, samt enbart milliQ vatten. Försöken visa-de ingen direkt skillnad i pH mellan de olikaproven och inga tendenser till relation mellan

0

500

1000

1500

2000

2500

0 50 100 150 200 250 300

7LG��PLQ�

7XUELGLWHW��178�

L/S 42

L/S 90

L/S 180

L/S 360L/S 360 II

Figur 3.1 Figuren visar minskningen av turbiditeten med tiden, beroende på L/S.

SGI Rapport No 6032

Figur 3.2 pH som funktion av volym tillsatt 0,1 M HNO3 respektive 0,1 M NaOH.

3

4

5

6

7

8

0 0,2 0,4 0,6 0,8 1 1,2

7LOOVDWW�YRO\P��+12��PO�

S+

Prov 1Prov 2Prov 3

6

7

8

9

10

11

0 0,2 0,4 0,6 0,8 1 1,2

7LOOVDWW�YRO\P�1D2+�PO�

S+

Prov 1

Prov 2

Prov 3

Porvattenkemi


pH-förändring och jonstyrka. En förändring avpH p g a katjonutbyte ansågs därför vara en un-derordnad process i de här försöken.

Hypotes 1 provades genom att lera vägdes in i�gastäta� Pyrexflaskor fyllda med kvävgas. Sus-pensionerna gjordes med syrefritt milliQ vatten(bubblat med kvävgas). Detta för att jämföra medde tidigare försöken där syrefria förhållandeninte hade skapats. Provernas pH mättes i tidseriemed kvävgasström över vattenytan. Ingen direktpH-sänkning erhölls med tiden. Resultaten tyderpå att oxidation är bidragande till pH-sänkning-en, se Figur 3.3. Sänkningen av pH vid sista mät-ningen av de anoxiska proverna kan bero på attkvävgasströmmen inte helt skyddat provet frånsyre. Ett av proven visade ett lägre pH än övriga,detta prov hade en klar färgskiftning mot ljus-brunt vilket tyder på oxidation. En sådan oxida-tion kan bero på en heterogen fördelning av sul-fidskikt i leran.

Resultaten från de inledande försöken visade att:

1. Vid mätning av turbiditet bör man vänta ca 1timme innan proven avläses, den exponentiel-la minskningen av turbiditeten avtar efter ca40 min.

2. L/S 100 ger en praktisk lösning för turbidi-tetsmätning och skakförsök.

3. Leran har en mycket låg buffertkapacitet ochsmå tillsatser av syra eller bas ger stora för-ändringar.

4. Proverna har troligtvis oxiderats något ochger ett lägre pH, än vid initialskedet. Provernaär känsliga för syre och experimenten bör skeunder syrefri atmosfär.

För att undvika oxidation av leran genomfördesde fortsatta försöken i inert atmosfär så långtmöjligt. Lera vägdes upp och späddes med artifi-ciellt porvatten (APW), bubblat med kvävgas, tillönskat L/S. Proverna sattes i vändapparat under

Figur 3.3 pH som funktion av tiden vid viss kontakt med luft ( � ) och underanoxiska förhållanden ( ■ ).

5

5,5

6

6,5

7

7,5

8

8,5

9

0 50 100 150 200 250

7LG��K�

S+

SGI Rapport No 6034

minst två timmar för att homogenisera suspensio-nen. Proven överfördes därefter till kyvetter därpH justerades och reaktionen fick äga rum under24 timmar. Denna hantering gjordes i kvävgas-fyllt tält. Efter en sista uppskakning mättes turbi-diteten (NTU) varje halvtimme under två timmar(Hach 2100N). Viss modifikation från detta sche-ma kan förekomma i specifika experiment.

HuvudförsökFör att påvisa inverkan av pH vid flockuleringoch dispersion av kolloider utfördes fyra försöks-serier innehållande vardera tolv kyvetter. Leranvägdes in i Pyrexflaskor fyllda med kvävgas,anoxiskt artificiellt porvatten (bubblat med kväv-gas) tillsattes till önskat L/S, varefter blandning-en sattes i vändapparat under två timmar för attbli en homogen suspension. Under inert atmosfär(kvävgas) överfördes suspensionen till kyvettermed tillsatt mängd HNO3 respektive NaOH, föratt erhålla ett beräknat slut-pH. Reaktionstidentilläts vara 24 timmar innan kyvetterna togs ut urden omgivande syrefria atmosfären för mätning(fortfarande stängda glaskyvetter), under dessa24 timmar skakades proverna ett antal gånger.Turbiditeten mättes fyra gånger med en halvtim-ma mellan varje mätning innan försöket avsluta-des med att ta bort locket av kyvetterna och utfö-ra en pH mätning i suspensionen. Dubbel ellertrippel prov gjordes vid varje pH.

För att studera inverkan av jonstyrkan vid flock-ulering och dispersion av kolloider, utfördes treförsök innehållande tolv kyvetter vardera, vid tvåolika pH. Lera vägdes in i Pyrexflaskor fylldamed kvävgas, leran blandades med anoxiskt arti-ficiellt porvatten respektive milliQ vatten (bubb-lat med kvävgas) till önskade inbördes förhållan-den. Blandningarna sattes i vändapparat undertvå timmar för att bli en homogen suspension.Under inert atmosfär (kvävgas) överfördes sus-pensionen till kyvetter med eller utan tillsattmängd NaOH, för att erhålla ett beräknat slut-pH. Reaktionstiden tilläts vara 24 timmar innankyvetterna togs ut ur den omgivande syrefriaatmosfären för mätning (fortfarande stängdaglaskyvetter), under dessa 24 timmar skakadesproverna ett antal gånger. Turbiditeten mättes

fyra gånger med en halvtimma mellan varje mät-ning innan försöket avslutades med en pH mät-ning i suspensionen. Dubbel- eller trippelprovgjordes vid varje pH.

Sju försöksserier omfattande tolv kyvetter i var-dera utfördes för att studera inverkan av olikakatjoner vid flockulering och dispersion av kol-loider. Även variationer av koncentrationerna avde olika katjonerna samt förändringar i den totalajonstyrkan (I = 0,004�4,5 M) genomfördes. Sjuav försöksserierna genomfördes med Na och Caoch ett med Mg och K. Som motjon användesklorid. Sediment vägdes in i Pyrex flaskor fylldamed kvävgas, proverna späddes med syrefrittvatten (milliQ) innehållande CaCl2, NaCl, MgCl2och /eller KCl (bubblade med kvävgas) till öns-kade inbördes förhållanden. Blandningarna sattesi vändapparat under två timmar för att bli en ho-mogen suspension. Under inert atmosfär (kväv-gas) överfördes suspensionen till kyvetter medeller utan tillsatt mängd NaOH. Reaktionstidentilläts vara 24 timmar innan kyvetterna togs ut urden omgivande syrefria atmosfären för mätning(fortfarande stängda glaskyvetter). Under dessa24 timmar skakades proverna ett antal gånger.Turbiditeten mättes varje halvtimme under tvåtimmar innan försöket avslutades med en pHmätning i öppen kyvett. Dubbel- eller trippelprovgjordes vid varje modifiering.

En försöksserie, omfattande tolv kyvetter, för attundersöka inverkan av en minskad relation mel-lan Na och de övriga katjoner (Ca, Mg och K)tillsammans med inverkan av jonstyrkan och pH.Lera vägdes in i Pyrexflaskor fyllda med kväv-gas, leran blandades med anoxiskt APW 1 (sekapitel 3.3 Tabell 3.7), 0,2 M NaCl-lösning ochmilliQ-vatten (bubblat med kvävgas). Lösningar-nas sammansättning motsvarade ett förhållandepå 1,5 mellan koncentrationen Na och summanav koncentrationerna av Ca, Mg och K. Motsva-rande relation i APW var 5,5. Blandningarnasattes i vändapparat under två timmar för att blien homogen suspension. Under inert atmosfär(kvävgas) överfördes suspensionen till kyvettermed eller utan tillsatt mängd NaOH, för att erhål-la ett beräknat slut-pH. Reaktionstiden tilläts vara

Porvattenkemi


0

20

40

60

80

100

120

2 3 4 5 6 7 8 9 10 11

S+

178

24 timmar innan kyvetterna togs ut ur den omgi-vande syrefria atmosfären för mätning (fortfaran-de stängda glaskyvetter), under dessa 24 timmarskakades proverna ett antal gånger. Turbiditetenmättes fyra gånger med en halvtimma mellanvarje mätning innan försöket avslutades med enpH mätning i suspensionen. Dubbel- eller trippel-prov gjordes vid varje modifiering.

3.2.2 ResultatResultaten från förändring av pH, jonstyrka ochjonslag i porvattnet på flockuleringen av leranredovisas dels i diagramform.

3.2.2.1 pHResultaten från pH studierna visar att graden avflockuleringen av lermineral var klart beroendeav pH i porvattnet. Som kan ses i Figur 3.4 finnsen platå mellan pH 6 och pH 8, både högre ochlägre pH gör att partiklarna flockulerar och kollo-idhalten i klarfasen minskar. En okulär besikt-ning av kyvetterna visade att sedimenten var mer�korniga� i lösningarna med högt respektive lågtpH.

3.2.2.2 JonstyrkaFörsöket visar att det finns ett samband mellanjonstyrka och uppmätt turbiditet, se Figur 3.5.Turbiditeten ökade exponentiellt med minskadjonstyrka. Mätningarna vid jonstyrka 0,004 Moch vid rent milliQ-vatten gav båda värden övermätområdet. I Figur 3.6 jämförs förändringen avjonstyrka med turbiditeten som funktion av pH.En iakttagelse i Figur 3.6 är att pH-beroendet förturbiditeten även verkar gälla för lösningar medlägre jonstyrka och att pH-kurvan då skulle pa-rallellförskjutas uppåt för lägre jonstyrka.

Figur 3.4 Turbiditeten (NTU) i klarfasen mot pH efter en timmes sedimentation.

SGI Rapport No 6036

Figur 3.6 Turbiditeten vid ett antal olika jonstyrkor relaterad till pH.

Figur 3.5 Turbiditet mot jonstyrka uttryckt som andel porvatten.

0

50

100

150

200

250

300

350

0 0,2 0,4 0,6 0,8 1 1,2

+DOW�$3:

178

APW pH 8

APW pH 10,5

0

50

100

150

200

250

300

350

2 3 4 5 6 7 8 9 10 11

S+

178

20% APW

30% APW

40% APW50% APW

60% APW

80% APW

100% APW

Porvattenkemi


0

50

100

150

200

250

300

APW Na Ca Mg K

178pH 8, 0,04 MpH 10,5, 0,04 MpH 8, 0,05 MpH 10,5, 0,05 M

3.2.2.3 Inverkan av olika katjonerDe 84 försöken utförda med olika katjoner i por-vattnet gav tillsammans med övriga försök inteen helt entydig bild av de olika jonernas betydel-se för flockulering och dispersion av kolloider, seFigur 3.7. Vid den lägre jonstyrkan påverkade Kflockuleringen på ett sätt som till en mindre delskilde sig från inverkan av Ca och Mg mätt somturbiditet, medan Na gav upphov till en bibehål-len dispersion av lermineral (turbiditet över mät-området för turbidimetern). Vid högre jonstyrkatycktes de envärda jonerna (Na, K) ge en merlikartad flockulering som för båda var svagare änflockuleringen med de tvåvärda jonerna (Ca,Mg). Försöken visade ett entydigt beteende förNa, där en hög halt av Na gav sämre flockuleringoch en hög turbiditet. Detta var mest accentueratvid låga jonstyrkor, se Figur 3.8.

Vid en betydande ökning av jonstyrkan, upp till4,5 M, planar turbiditetskurvan ut och tycktesstabilisera sig strax under 100 NTU. Jonstyrkanhar då höjts betydligt över halterna i naturligtporvatten. Vid dessa jonstyrkor var skillnaden

mellan pH och Na respektive Ca inte så stor, menNa gav något högre turbiditet.

Experimenten visade dessutom att Na respektiveCa systematiskt ändrar pH olika mycket (Fi-gur 3.9).

Resultatet från försöket med förändring i andelenNa visade att en lägre andel Na i relation till Ca,Mg och K (1,5) gav en bättre flockulering ochlägre turbiditet än den högre andelen Na (5,5 iAPW). Undantaget var vid hög jonstyrka ochhögt pH där turbiditeten var högre, dvs sämreflockulering, vilket inte stämde mot förmodatresultat, se markering i Figur 3.10.

Figur 3.11 visar utvecklingen av turbiditetenmed tiden vid en lägre andel Na i relation till Ca,Mg och K (1,5). Vid den högre jonstyrkan korsarkurvorna för högt och lågt pH, där turbiditeteninitiellt vid lågt pH är avsevärt högre än motsva-rande värde för högt pH. Vid den högre andelenNa i tidigare försök, har turbiditeten för lågt pHkonstant legat över värdet vid högt pH, vid mot-svarande övriga parametrar.

Figur 3.7 Turbiditeten för olika jonslag, vid två olika jonstyrkor och pH.

SGI Rapport No 6038

Figur 3.8. Turbiditeten mot jonstyrka för porvatten av NaCl och CaCl2.

Figur 3.9 Förändringar av pH beroende på jonstyrka och jonslag.

1

10

100

1000

10000

0 0,5 1 1,5 2 2,5 3 3,5 4 4,5 5

-RQVW\UND��0�

178Na-APW pH 8

Na-APW pH 10,5

Ca-APW pH 8

Ca-APW pH 10,5

6

7

8

9

10

11

0 0,5 1 1,5 2 2,5 3 3,5 4 4,5 5

-RQVW\UND

S+Na

Ca

Porvattenkemi


0

100

200

300

400

500

600

700

0 0,5 1 1,5 2 2,5

7LG��K�

178

Na 7,25 pH 8

Na 7,25 pH 10

Na 14,5 pH 8Na 14,5 pH 10

over range

Figur 3.10 Na-kvot i relation till pH och jonstyrka. Porvatten vid två jonstyrkormed kvoten av Na/(Ca+Mg+K) på 1,5 och 5,5 (APW).

0

20

40

60

80

100

120

140

160

0 2 4 6 8 10 12

S+

17850% APW100% APW50% Na-kvot 1,5100% Na-kvot 1,5

?

Figur 3.11 Turbiditet mot tid för andelen Na 1,5.

SGI Rapport No 6040

3.2.3 DiskussionFlockuleringen av kolloider i suspensioner avden studerade leran visade ett tydligt beroende avpH. Sämre flockulering erhölls i intervallet pH6�8 än vid högre och lägre pH, med en svag ten-dens till sämre flockulering vid pH 8 än vid pH6. Den minskade flockuleringen i intervallet pH6�8 har visats tidigare (Frenkel et al., 1992;Thellier et al., 1992). En minskning av flockuler-ingen vid ökat pH i det sura intervallet överens-stämmer med vad som anförs av andra (Ryan &Elimelech, 1996; Keren et al., 1988; Chorover &Sposito, 1995). Den minskning i turbiditeten somvi erhöll vid en ökning av pH från pH 8,5 ochuppåt, och som tolkas som en ökad flockulering,har dock inte belagts i av oss kända andra under-sökningar. Andra undersökningar visar istället påmotsatsen med minskad flockulering vid ökat pHi det basiska området (Suarez et al., 1984). Nega-tiv kantladdning vid högre pH har anförts somorsak till en sämre flockulering vid högt pH (Ke-ren et al., 1988; van Olphen 1977). Vad somhänder med kantladdningen i den studerade leranbehöver klarläggas ytterligare och kompletterasmed undersökningar av andra leror för att beläg-ga fenomenet. För den här leran betyder de er-hållna resultaten att förändring av pH uppåt ellernedåt skulle medföra bättre flockulering ochminskad risk för igensättning via dispersion avkolloider. Organiska ämnen kan adsorberas tillde laddade ytorna och koncentrationerna, meninverkan av organiska ämnen har inte inkluderatsi denna studie utan kvarstår att undersöka.

En minskning av jonstyrkan försämrade flocku-leringen tydligt och ökade en dispersion av kol-loider i lösningen enligt förväntan utifrån liknan-de observationer (McDowell-Boyer et al., 1986;Ryan & Elimelech, 1996). pH-kurvan vid lägrejonstyrkor var parallellförskjuten mot högre tur-biditet i intervallet pH 7�10. Det verkade somom minskning av jonstyrkan hade samma effekt ihela det basiska intervallet, vilket betyder att dentidigare iakttagelsen med ökning av flockuleringmed ökat pH över pH 8,5, även gällde vid mins-kad jonstyrka.

Förändringar i jonsammansättningen i porvattnet

gav ett tydligt utslag på flockuleringen och grum-ligheten. Speciellt Na ökade dispersionen, vilketinte observerades i samma utsträckning för lös-ningen med K. Envärda joner medförde inte en-tydigt en mindre grad av flockulering. Porvattenmed Ca respektive Mg gav en bättre flockuleringän med de envärda katjonerna. Detta överens-stämmer med teorin att större hydratiserad jonra-die, vilket Na har jämfört K, ger tjockare dubbel-lager för att uppnå laddningsneutralitet (Mitchell,1976). Hälften så många tvåvärda joner behövsför att uppnå laddningsneutralitet, vilket ger tun-nare lager trots en relativt stor radie på den hy-dratiserade jonen. I enlighet med detta medfördeen minskning av andelen Na i det artificiella por-vattnet att grumligheten minskade vid neutraltpH både vid normal och halverad jonstyrka. Vidhögt pH erhölls endast denna effekt vid låg jon-styrka och det behöver klarläggas ytterligarevarför denna effekt inte erhölls vid normal jon-styrka.

3.3 HÅLLFASTHETSFÖRSÖKUndersökningarna av inverkan av den kemiskasammansättningen i porvattnet på hållfastheten ilermaterialet från Holma mosse fokuserades påförändring av tre olika parametrar, pH, jonstyrkaoch relationen mellan olika jonslag. De tidigareutförda sedimenteringsförsöken (se kap. 3.2)visade att pH, jonstyrka och jonslag påverkadeflockuleringen av leran. Från dessa försök går detdock inte att tolka ut vilken effekt som skulle haerhållits på hållfastheten hos lera vid motsvaran-de kemiska sammansättning hos porvattnet.

De tidigare gjorda sedimenteringsförsöken visa-de att större grad av flockulering erhölls vid pHsom var högre eller lägre än intervallet pH 6�8(se Figur 3.4). Effekten av en förändrad flocku-lering undersöktes genom att jämföra hållfasthe-ten vid två pH-områden dels pH 6�8, dels pH 9,5� 10,5. Jonstyrkan, ett mått på totala koncentra-tionen av joner i porvattnet, visade på en tydligeffekt på flockuleringen vid sedimenteringsförsö-ken, se Figur 3.5 och 3.6. Vid en minskad jon-styrka försämrades flockuleringen och i hållfast-hetsförsöken valdes att undersöka effekten av

Porvattenkemi


ursprunglig jonstyrka jämfört med en halveringav jonstyrkan. Proportionen och sammansätt-ningen av katjoner i porvattnet visade effekt påflockuleringen i de tidigare sedimenteringsförsö-ken (se Figur 3.7). Na gav störst dispergerandeeffekt vid sedimenteringsförsöken och därförundersöktes inverkan av kvoten mellan koncen-trationen av Na och de andra katjonerna Ca, Mgoch K. Två nivåer undersöktes, dels ursprungligrelation, dels en relation där kvoten Na/(Ca, Mg,K) var 1,5, ca en fjärdedel av det ursprungligaförhållandet, 5,5, i leran från Holma mosse. Hal-ten Na minskades och jonstyrkan kompenseradesmed ökade halter av Ca, Mg och K.

Den ursprungliga tanken var att förändra porvatt-nets sammansättning i ostörda lerprover genominfiltration av vatten med annan sammansättningi en permeameter. Några initiella försök gjordes,men de tog lång tid och gav problem med oxida-tion och pH-sänkning i analogi med problemenvid sedimentationsförsöken. Dessa försök över-gavs därför och utvärderades endast för hydrau-lisk konduktivitet. Istället utformades en metodför att byta ut porvattnet helt i en suspension ochkonsolidera leran under tryck.

3.3.1 MetodFörsök utfördes genom att tillverka en suspensi-on där en bestämd mängd lera rördes ut i en vat-tenlösning, som tillsammans med befintligt por-vatten i lerprovet gav en specifik sammansätt-ning, under inert atmosfär. All öppen hanteringav leran utfördes i kvävgasfylld handskbox utomden slutliga hållfasthetsmätningen. Efter omrör-ning och reaktionstid centrifugerades suspensio-nen och överstående vattenfas dekanterades av.Leran på botten av centrifugeringskärlet ochkvarvarande vatten rördes om för att få bland-ningen homogen. Leran fördes därefter över tillhylsor med filtersten i botten. Överytan täcktesmed en filtersten och belastades så att provet fickett vertikaltryck av antingen 9 eller 18 kPa. Lerankonsoliderades under minst 60 timmar. Efterkonsolideringen togs hylsorna ut ur handskboxenoch hållfastheten på ostört respektive omrörtprov bestämdes med konförsök (svensk standardSS 02 71 25), vattenkvoten bestämdes enligt

svensk standard SS 02 71 16 och pH bestämdespå bortcentrifugerat vatten. Arbetsgången i till-verkningen av provkropparna visas i Figur 3.12.

Tiden för att uppnå fullständig konsolideringuppskattas med hjälp av ett icke-linjärt konsoli-deringsförlopp. Fullständig konsolidering(100 %) erfordrar mycket lång tid och är därförinte praktiskt att eftersträva. I dessa beräkningarhar därför 90 % konsolidering ansatts som mål.Detta betraktelsesätt motiverades av att prov-kroppen hade tillverkats av en slurry som fåttsedimentera under inverkan av en yttre påfördspänning och därför kunde antas vara normal-konsoliderad utan att tidigare ha varit utsatt förhögre belastning än den aktuella. Erforderlig tidför 90 % konsolidering beräknades till ca 8 tim-mar för provhöjd 5 cm och fri dränering i bottenoch topp. Den hydrauliska konduktiviteten förleran var ca 10�9 m/s. En säkerhetsmarginal ladespå och den kortaste konsolideringstidenvar 60 timmar, vilket också kompenserade fören minskning i hydraulisk konduktivitet till1,3·10�10 m/s under konsolideringsförloppet.

Försöksserierna med variation av pH, jonstyrka,relationen mellan jonslag och belastning ladesupp baserat på statistisk försöksplanering (Box etal., 1978). Denna uppläggning ger möjlighet attstatistiskt utvärdera inverkan av de olika para-metrarna samt samverkan mellan olika paramet-rar. Två-nivåers faktorförsök användes i dettafall med fyra parametrar, pH, jonstyrka, jonslagoch spänning vid konsolidering. Utvärderingengjordes genom att beräkna effekter av olika para-metrar och samspel samt att ansätta ej signifikan-ta effekter som normalfördelade. Signifikanteffekt definierades som effekt större än tre stan-dardavvikelser (SD). Beräkningarna gjordes efterlog-transformation av resultatvärdena vilket görsom resultaten enbart kan vara positiva. Utvärde-ringen ger en modell för hur aktuell mätt egen-skap beror av de parametrar som varierats i för-söket och baseras på signifikant effekt av en pa-rameter. Modellen blir log-linjär och standardav-vikelsen anges som en faktor p g a logaritmering-en av ingående värden. Modellen från utvärde-ringen har använts för att beräkna ett intervall för

SGI Rapport No 6042

Figur 3.12 Arbetsschema för tillverkning av provkroppar vid försöksomgång I och II.

Porvattenkemi

Suspensionen fördelas på fyrabägare och späds till önskadekoncentrationer

De nya suspensionerna tillätsatt stabilisera sig.

Överflödigt vatten centrifugerasbort, leran fördelas på 8 hylsoroch konsolideras.

Efter konsolideringen testas materialets skjuvhåll-fasthet med konförsök och vattenkvoten bestäms.

Innehållet i fyra hylsor blandasmed 800 ml artificiellt provatten


medelvärde ± SD för mätt egenskap vid olikanivåer för pH, jonstyrka, relationen mellan jon-slag och spänning vid konsolidering. Standardav-vikelsen för modellen ökar med antalet paramet-rar som ingår i modellen.

Det artificiella porvattnet (APW) som användes idessa försök var blandat enligt nedanståendetabell av förtorkade kemikalier, 80 ºC ett dygnsom därefter förvarats i exsickator. Under försö-ken användes olika lösningar för att få fram deönskade sammansättningarna av porvattnen.APW 1 innehöll Na och APW 2 var sammansattutan Na, se Tabell 3.7�3.8. Dessutom användesen Na-lösning innehållande 2,93 g NaCl/250 mlmilliQ vatten (200 mM), en NaOH lösning på150 mM samt milliQ vatten (el. kond. < 0,2 mS/m).Innehållet i det porvatten som fanns i använd leraadderades till den slutliga sammansättningenenligt formel nedan.

Beräkningar angående jonstyrka och halt Na ärgjorda enligt:

Tabell 3.7 Sammansättning av APW 1.

Reagens Mängd Koncentration

Na2SO4 0,887g/2000ml 3,12 mMH2KPO4 0,0196g/2000ml 0,072 mMKCl 0,183g/2000ml 1,23 mMCaCl2 * 2H2O 1,34g/2000ml 4,56 mMMgCl2 * 6H2O 2,25g/2000ml 5,53 mMCaCO3 0,0807g/2000ml 0,40 mM

Tabell 3.8 Sammansättning av APW 2.

Reagens Mängd Koncentration

MgSO4 * 7H2O 1,536/1000ml 6,23 mMH2KPO4 0,0173g/1000ml 0,127 mMKCl 0,185g/1000ml 2,48 mMCaCl2 * 2H2O 1,32g/1000ml 8,98 mMMgCl2 * 6H2O 0,976/1000ml 4,80 mMCaCO3 0,08g/1000ml 0,80 mM

Jonstyrka: I = ((IAPW·VAPW) + (Ilsg-Na·Vlsg-Na) + (IPW·VPW))/VtotPW

Na halt: [Na] = (([Na]APW· VAPW) + ([Na]lsg-Na·Vlsg-Na) + ([Na]PW·VPW))/VtotPWdärI = jonstyrka

V = volym[Na] = koncentration av Na

APW = artificiellt porvattenlsg-Na = Na-lösning

PW = befintligt porvatten i leran

Försök vid pH ca 7Två försöksserier om åtta hylsor i varje genom-fördes med variation av jonstyrka, relation mel-lan Na och de andra katjonerna samt belastningvid konsolidering. Dessa försök utfördes vid capH 7. Blandningen av de olika porvattnen ochsuspensionerna framgår av Tabell 3.9.

Suspensionerna fick reagera under 46 timmar iförsök I och 24 timmar i försök II innan de cen-trifugerades. Varje suspensionen användes förtvå hylsor. Leran konsoliderades under 65 tim-

mar respektive 64 timmar med 9 respektive18 kPa. Suspension två uppfattades som lösareän de andra suspensionerna, och en stor mängdav suspensionen rann igenom eller bredvid filter-stenarna när vikten lades på. Detta resulterade iatt provmängden i en av hylsorna vid den förstaprovomgången var för liten för mätning avostörd skjuvhållfasthet.

Sammansättningen av porvattnen avvek från denplanerade i första försöksomgången och helaförsöksserien gjordes därför om i försöksserie II.

SGI Rapport No 6044

Försök vid pH 10-11För att kunna genomföra försök med pH 10�11krävdes att tillräckligt mycket bas kunde sättastill för att höja pH i leran. I de tidigare i sedimen-tationsförsöken användes NaOH som bas, vilketäven ökade halten Na-joner i provet.

Ett förförsök genomfördes för att undersöka vil-ket pH som erhölls vid den maximala tillsatsenav Na som NaOH för att inte överstiga avseddaNa-koncentrationer. Vid försöket blandades 50 glera med 25 ml 0,15 M NaOH och blandningenspäddes till L/S 11. Efter två dagar var pH 11,29vilket var helt acceptabelt. Det var möjligt att gårrunt problemet med tillsats av för mycket Na viaNaOH genom att arbeta med högre L/S i suspen-sionerna. APW 2 som inte innehåller Na använ-des i försöken. Blandningen av de olika porvatt-nen och suspensionerna framgår av Tabell 3.10.

Suspensionerna från omgång III gjordes två itaget och tilläts att reagera under 67 respektive73 timmar innan de delades upp på hylsor, två avvarje suspension. Leran konsoliderades under 60respektive 68 timmar med 18 kPa. Suspension-erna i omgång IV tilläts att reagera under 65 tim-mar innan de delades upp på två hylsor för varjesuspension. Dessa prov konsoliderades under 80timmar med 18 kPa.

Tabell 3.9 Sammansättning av porvatten vid försöksomgång I och II i hållfasthetsförsök.

Omgång Susp. Sed. APW 1 Na-lsg NaOH MilliQ Vtot Jonstyrka [Na] L/S(g) (ml) (ml) (ml) (ml) (ml) (mM) (mM) (l/kg)

I 1 500 400 118 - 290 1058 50,8 32,3 4,2I 2 500 200 58 - 540 1048 31,6 19,9 4,2I 3 500 400 52 - 350 1052 38,5 19,9 4,2I 4 500 200 28 - 580 1058 25,7 14,1 4,2

II 1 500 350 120 - 330 1050 49,6 32,6 4,2II 2 500 125 40 - 635 1050 25,1 16,0 4,2II 3 500 700 30 - 70 1050 46,7 17,5 4,2II 4 500 280 0 - 520 1050 23,8 9,3 4,2

Vid centrifugeringen av omgång III var detomöjligt att centrifugera ner en del partiklar isuspension 1, med högt pH, normal jonstyrka(51,48 mM) och normal Na koncentration(32,5 mM). Efter centrifugering blev den relativtfasta leran i botten av centrifugeringskärlet heltflytande vid omrörning. Sensitiviteten vid desenare mätningarna var dock för låg för att denskulle betecknas som kvicklera. Även för sus-pension 4 i omgång III observerades liknandeförhållanden som ovan, vattnet verkade inte attgå in i leran utan suspensionen såg ut att bildatvå faser. Liknande observationer har gjorts påupptagna kalk/cement pelare där ett tunt vatten-skikt ibland har observerats mellan själva pelarenoch omgivande lera (Kivelö, 1997).

Liknande observationer som gjordes för motsva-rande suspensioner i försök III gjordes även iförsök IV.

Porvattenkemi


3.3.2 ResultatDe konsoliderade proverna undersöktes vad gäl-ler ostörd och omrörd skjuvhållfasthet (fallkon)och vattenkvot. Dessutom mättes pH på vattnetsom dekanterades från centrifugeringen vilketanges som pH på lerans porvatten. Resultatenfrån mätningarna redovisas i Tabell 3.11. Norma-la parametervärden för leran var hög jonstyrka,hög andel Na och lågt pH.

Konintryck gjordes på 2�4 snitt i provkroppen.Vid medelvärdesbildningen användes resultatfrån snitt 1�3 eftersom endast ett fåtal provkrop-par kunde undersökas med fyra snitt. Omrördhållfasthet beräknades från maximalt intryck iomrört prov. Koner om 60 g och 100 g användesför mätning på ostört prov och koner om 10 goch 60 g användes vid mätning på omrört prov.Vattenkvoten anges som medelvärde av två ellerfyra mätningar.

Samtliga resultat relaterades till nivåerna på deingående parametrarna för att urskilja möjligtendenser innan den statistiska utvärderingengenomfördes. Eftersom fler parametrar varieratsän vad som kan urskiljas i en sådan jämförelsegav denna utvärdering begränsad information. Entendens som urskiljdes var att sensitiviteten ver-kade öka vid högt pH (se Figur 3.13) alternativtmed större andel Na i porvattnet.

Tabell 3.10 Sammansättning av porvatten vid försöksomgång III och IV i hållfasthetsförsök.

Omgång Susp. Sed. APW 2 Na-lsg NaOH MilliQ Jonstyrka [Na] Vtot L/S(g) (ml) (ml) (ml) (ml) (mM) (mM) (ml)

III 1 500 288 - 250 612 50,7 32,5 1400 5,6III 2 500 1250 - 250 1050 50,3 16,25 2800 11,2III 3 500 288 - 250 2012 25,3 16,25 2800 11,2III 4 500 1250 - 250 3850 25,2 8,1 5600 22,4

IV 1 500 288 - 250 612 50,7 32,5 1400 5,6IV 3 500 288 - 250 2012 25,3 16,25 2800 11,2

Den första provserien genomfördes med parame-tervärden som inte överensstämde med de avsed-da i vissa av delförsöken. Dessutom erhölls ingetresultat från prov I-2 eftersom större delen avmaterialmängden pressats ur hylsan under kon-solideringen. Endast försök I-1 kunde användas iden fortsatta utvärderingen.

Användningen av spänningen 9 kPa vid konsol-ideringen gav vid den statistiska utvärderingen(intervall +/- 2SD) signifikant lägre värden förden ostörda hållfastheten, vilken var 1,0�1,9 kPavid 9 kPa än vid 18 kPa, 2,0�3,7 kPa. Dennastorleksordning är helt normal, eftersom man vidöverslagsberäkningar antar att den odräneradeskjuvhållfastheten är ca 20 % av förkonsolide-ringstrycket. För den omrörda hållfastheten varmotsvarande värden 0,2�0,5 kPa respektive 0,4�1,0 kPa. Vattenkvoten blev lägre vid större spän-ning. Effekter av de övriga varierade parametrar-na, jonstyrka och andel Na, gav inget utslag vidutvärderingen. I de fortsatta undersökningarnaanvändes enbart spänningen 18 kPa för att fåhögre värden på hållfastheten och därmed få enbättre tillförlitlighet på mätningarna.

Utvärderingen av dubbelprover vid högt pH ochnormal andel Na visade ingen signifikant skillnadmellan försöksserie III och IV, se Tabell 3.12.

SGI Rapport No 6046

Tabell 3.11 Resultat från konsolideringsförsök. Ostörd hållfasthet anges som medelvärde för snitt 1�3.Jonstyrka, relation mellan Na och (Ca, Mg, K) samt halten Na avser vatten i försöken.

Försök Hylsa Jon- Na/ Halt Na pH Spänning Ostörd Omrörd Sensi- Vatten-styrka (Ca, Mg, K) hållf. hållf. tivitet kvot(mM) (mM/SmM) (mM) (kPa) (kPa) (kPa) (-) (%)

I 1 50,8 5,5 32,3 6,65 9 1,07 0,34 3 96I 2 31,6 5,5 19,9 6,68 9 76I 3 38,5 3,4 19,9 6,69 9 1,55 0,43 4 90I 4 25,7 3,9 14,1 6,74 9 0,82 0,43 2 89I 5 50,8 5,5 32,3 6,65 18 1,87 0,61 3 84I 6 31,6 5,5 19,9 6,68 18 4,29 0,75 6 76I 7 38,5 3,4 19,9 6,69 18 1,63 0,48 3 94I 8 25,7 3,9 14,1 6,74 18 1,67 0,52 3 85

II 1 49,6 6,1 32,6 6,98 9 2,47 0,51 5 90II 2 25,1 5,7 16,0 7,16 9 1,64 0,20 8 90II 3 46,7 1,9 17,5 7,09 9 1,76 0,51 3 88II 4 23,8 2,0 9,3 7,14 9 1,33 0,41 3 84II 5 49,6 6,1 32,6 6,98 18 2,16 0,57 4 80II 6 25,1 5,7 16,0 7,16 18 2,42 0,54 4 78II 7 46,7 1,9 17,5 7,09 18 3,42 0,87 4 82II 8 23,8 2,0 9,3 7,14 18 3,11 0,61 5 85

III 1 50,7 5,5 32,5 10,34 18 1,29 0,10 13 89III 2 50,7 5,5 32,5 10,34 18 2,74 0,15 19 78III 3 50,3 1,5 16,3 9,55 18 4,87 1,22 4 90III 4 50,3 1,5 16,3 9,55 18 4,72 1,22 4 88III 5 25,3 5,5 16,3 10,62 18 2,85 0,13 23 75III 6 25,3 5,5 16,3 10,62 18 2,38 0,11 21 80III 7 25,2 1,5 8,1 9,44 18 3,54 1,01 4 89III 8 25,2 1,5 8,1 9,44 18 4,03 1,04 4 87

IV 1 50,7 5,5 32,5 10,54 18 1,62 0,10 17 93IV 2 50,7 5,5 32,5 10,54 18 2,29 0,11 21 90IV 3 25,3 5,5 16,3 10,4 18 4,57 0,13 34 66IV 4 25,3 5,5 16,3 10,4 18 2,47 0,11 23 71

Porvattenkemi


0

5

10

15

20

25

30

35

40

4 5 6 7 8 9 10 11

pH

Sen

sitiv

itet

Figur 3.13 Sensitiviteten i samtliga prover relaterad till pH.

Tabell 3.12 Intervall (+/- 2 SD) för modell med signifikanta parametrar för försök vid högt pH ochnormal andel Na. Signifikanta parametrar som använts i modellen anges nederst i tabellen.

Försök Hylsa Jon- Konsoli- pH Ostörd Omrörd Sensitivitet Vattenkvotstyrka deringstid hållfasthet hållfasthet

(h) (kPa) (kPa) (%)

-2SD 2SD -2SD 2SD -2SD 2SD -2SD 2SD

III 5 25,3 68 10,62 2,5 � 5,5 0,10 � 0,13 20 � 33 68 � 80III 6 25,3 68 10,62 1,6 � 3,4 0,10 � 0,13 15 � 26 74 � 86IV 3 25,3 80 10,4 2,5 � 5,5 0,10 � 0,13 24 � 40 61 � 72IV 4 25,3 80 10,4 1,6 � 3,4 0,10 � 0,13 18 � 31 66 � 78III 1 50,7 60 10,34 1,0 � 2,2 0,10 � 0,13 11 � 18 79 � 93III 2 50,7 60 10,34 1,6 � 3,5 0,10 � 0,13 14 � 23 73 � 86IV 1 50,7 80 10,54 1,0 � 2,2 0,10 � 0,13 13 � 22 88 � 103IV 2 50,7 80 10,54 1,6 � 3,5 0,10 � 0,13 17 � 28 82 � 95

Aktiva para- Huvudfaktorer Jonstyrka Ingen Jonstyrka Jonstyrkametrar Tid

Samspel Jonstyrka x Jonstyrka x Jonstyrka xReplikat Replikat Replikat

Jonstyrka x Tid

SGI Rapport No 6048

Proverna i de två serierna var konsoliderade un-der olika lång tid, 60�68 timmar respektive 80timmar. Utvärderingen av resultaten visade attskillnaden i tid inte hade någon signifikant effektutan var i storleksordningen med variationeninom det experimentella felet för ostörd hållfast-het. För sensitiviteten och vattenkvoten identifie-rades tiden som en aktiv parameter, men de pre-dikterade värdena visade att detta var en överut-värdering eftersom de beräknade intervallen på± 2 SD överlappade varandra. Slutsatsen vara attproverna hade konsoliderats tillräckligt efter 60timmar för att ytterligare konsolidering inte skul-le ge utslag som aktiv parameter i jämförelsemed det experimentella felet.

Vattenkvoten var något lägre vid halverad jon-styrka jämfört med den normala jonstyrkan omän inte signifikant. Jonstyrkan gav även en visseffekt på den ostörda hållfastheten med lägreostörd hållfasthet vid normal jonstyrka än vidhalverad jonstyrka viket förmodligen har sam-band med förändringen i vattenkvot. Ingen varia-tion erhölls mellan försöken för den omrördahållfastheten.

Utvärderingen visade dessutom på ett aktivt sam-spel med replikat, d v s skillnad mellan dubbel-prov. Det fanns därför skäl att närmare utvärderaom några prover var avvikande. Resultaten frånprovkropparna III-1 och IV-3 var något avvikan-de från de övriga värdena och från modellensvärden och användes inte i den fortsatta utvärde-ringen. Värdena för provkropp III-1 ersattes i de

fortsatta utvärderingarna med resultaten frånförsök IV-2.

Utvärderingen vid högt pH av inverkan av halve-rad jonstyrka och en minskad andel Na i förhål-lande till Ca, Mg och K gjordes på dubbelprov,se Tabell 3.13.

Signifikant effekt erhölls endast av andelen Na iförhållande till Ca, Mg och K. Förändringen iövriga parametrar gav ingen effekt. Den ostördaoch omrörda hållfastheten ökade med en faktor1,7 respektive 9 och sensitiviteten minskade meden faktor 5,5 vid en minskad andel Na i porvatt-net. Vattenkvoten ökade också vid en minskadandel Na men inte signifikant på 2 SD. Det finnsen möjlighet att effekten av andelen Na överlag-rades av en samhörande förändring i pH. Trotsatt samma mängd bas satts till vid de olika försö-ken erhölls ett lägre pH vid den lägre andelenNa. Preliminära beräkningar av fördelningen avlösta komplex i porvattnen vid högre respektivelägre andel Na med MINTEQA2 (Allison et al.1990) visade att tillsatta tvåvärda katjoner kom-mer att bilda komplex med hydroxidjonen ochdärmed binda upp viss del av dessa. En störreandel hydroxidjoner kommer att bindas upp pådetta sätt vid större andelen av tvåvärda joner iporvattnet och därmed minska aktiviteten av hy-droxidjoner och förväntat pH. Beräkningarnavisade att detta hände i porvattnet i hylsa III-3,med lägre andel Na, där det resulterande pH varlägre. Analogt bör denna effekt även ha gett detlägre pH-värdet än förväntat i försöken III-3,III-4, III-7 och III-8.

Tabell 3.13 Intervall (+/- 2 SD) för modell med signifikanta parametrar för försök vid högt pH ochvarierande andel Na och jonstyrka. Endast andel Na gav signifikant effekt.

Försök Hylsa Jon- Na/ pH Ostörd Omrörd Sensitivitet Vattenkvotstyrka (Ca,Mg,K) hållfasthet hållfasthet(mM) (mM/SmM) (kPa) (kPa) (%)


III 7, 8 25,2 1,5 9,44 3,5 � 5,1 0,9 � 1,3 3 � 4 82 � 95III 5, 6 25,3 5,5 10,62 2,1 � 3,1 0,10� 0,14 19 � 23 74 � 87III 3, 4 50,3 1,5 9,55 3,5 � 5,1 0,9 � 1,3 3 � 4 82 � 95III, IV 2, 2 50,7 5,5 10,34/ 2,1 � 3,1 0,10� 0,14 19 � 23 74 � 87

10,54

Porvattenkemi


Inverkan av pH, jonstyrka och andelen Na utvär-derades ur resultaten från serie II vid hög belast-ning och resultat från serie III. Ett urval gjordesfrån dubbelproven i serie III. Mätresultaten frånförsöken i denna utvärdering åskådliggörs somfunktion av parametervärdena i Figur 3.14�3.15.

Vid den statistiska utvärderingen framgick attsamtliga mätta egenskaper påverkades signifi-kant av de förändrade parametervärdena, se Ta-bell 3.14. Den ostörda hållfastheten ökade meden faktor 1,6 vid en minskning av andelen Na iporvattnet oberoende av pH och jonstyrka. Ävenvattenkvoten påverkades enbart av andelen Nagenom att den ökade vid en minskad andel Na.

Effekten på den omrörda hållfastheten av föränd-rade parametervärden var mer komplicerad. Detvar tydligt att normal andel Na och högt pH gavden lägsta omrörda hållfastheten och en minsk-ning av jonstyrkan försämrade generellt den om-rörda hållfastheten. En mindre andel Na i por-vattnet förbättrade den omrörda hållfasthetennågot. En ökning av pH till den högre nivån vidden normala andelen Na i porvattnet ökade leranssensitivitet 5 gånger jämfört med de övriga för-hållandena. Eventuellt påverkades utfallet förden omrörda hållfastheten av att pH vid den höganivån inte var entydigt utan varierade mellan 9,4och 10,6.

Figur 3.14Mätvärden för ostörd och omrörd hållfasthetfrån serie II och III relaterade till nivå förandelen Na i porvattnet, pH och jonstyrkan.

2,4

4,0

3,1

2,4

2,74,7

3,4 2,2pH

Jonstyrka

�

�

�

-

- -Na

Ca, Mg, K

Högt

NormalHälften

Normal

Normalca. 1/4

Ostörd hållfasthet(kPa)

0,54

1,04

0,61

0,11

0,151,22

0,87 0,57pH

Jonstyrka

�

�

�

-

- -Na

Ca, Mg, K

Högt

NormalHälften

Normal

Normalca. 1/4

Omrörd hållfasthet(kPa)

SGI Rapport No 6050

Figur 3.15 Mätvärden för sensitivitet och vattenkvot från serie II och III relaterade till nivåför andelen Na i porvattnet, pH och jonstyrkan.

4,5

3,9

5,1

21,3

18,9 3,9

3,9 3,8pH

Jonstyrka

�

�

�

-

- -Na

Ca, Mg, K

Högt

NormalHälften

Normal

Normalca. 1/4

Sensitivitet

78

87

85

80

78 88

82 80pH

Jonstyrka

�

�

�

-

- -Na

Ca, Mg, K

Högt

NormalHälften

Normal

Normalca. 1/4

Vattenkvot(%)

Porvattenkemi


3.3.3 DiskussionResultaten från konsolideringen av lera från Hol-ma mosse visade på signifikant inverkan på denostörda hållfastheten av förändrad porvattensam-mansättning. Andelen Na i förhållande till Ca,Mg och K (beräknat som koncentration i porvatt-net) var ca 5,5 i det ursprungliga porvattnet. Enminskning av andelen Na kompenserat av enökning av Ca, Mg och K i porvattnet till en resul-terande andel Na på 1,5�2,0 medförde en förbätt-ring av den ostörda hållfastheten med ca 60 %oberoende av förändring av pH eller jonstyrka.Detta är i linje med den förbättring av den ostör-da hållfastheten som Talme (1968) erhöll viddiffusion av CaCl2 i kvicklera och högsensitivlera.

Inverkan av andelen Na på den omrörda hållfas-theten i konsolideringsförsöken var inte entydigutan var beroende av pH. Vid normalt pH erhöllsingen effekt av minskad andel Na, vid högt pHvar den omrörda hållfastheten nio gånger högrevid minskad andel Na jämfört med normal andelNa. Oftast har inverkan av två- och trevärda kat-joner studerats på den omrörda hållfastheten med

Tabell 3.14 Intervall (+/- 2 SD) för modell med signifikanta parametrar för försök vid olika pH, andel Naoch jonstyrka. Signifikanta parametrar som använts i modellen anges nederst i tabellen.

Försök Hylsa Jon- Na/ pH Ostörd Omrörd Sensitivitet Vattenkvotstyrka (Ca,Mg,K) hållfasthet hållfasthet(mM) (mM/SmM) (kPa) (kPa) (%)


A 4 23,8 2,0 7,14 3,1 � 4,6 0,5 � 0,9 3,2 � 6,2 83 � 88B 8 25,2 1,5 9,44 3,1 � 4,6 0,7 � 1,4 2,8 � 5,4 83 � 88A 2 25,1 5,7 7,16 2,0 � 3,0 0,4 � 0,7 2,9 � 5,7 76 � 81B 6 25,3 5,5 10,62 2,0 � 3,0 0,0 � 0,16 14,4� 27,9 76 � 81A 3 46,7 1,9 7,09 3,1 � 4,6 0,6 � 1,1 3,2 � 6,2 83 � 88B 4 50,3 1,5 9,55 3,1 � 4,6 0,9 � 1,7 2,8 � 5,4 83 � 88A 1 49,6 6,1 6,98 2,0 � 3,0 0,5 � 0,8 2,9 � 5,7 76 � 81B 2 50,7 5,5 10,34 2,0 � 3,0 0,10� 0,19 14,4� 27,9 76 � 81

Aktiva para- Huvudfaktorer Andel Na Andel Na Andel Na Andel Nametrar pH pH

JonstyrkaSamspel pH x pH x

Andel Na Andel Na

slutsatsen att ökad andel av joner med högre va-lens ger en högre omrörd hållfasthet men utan atten samverkande effekt av pH har diskuterats(Talme et al., 1966; Talme, 1968; Löken, 1970;Moum et al., 1971; Rosenqvist, 1975).

Sensitiviteten påverkades tydligt av en samver-kan mellan pH och andelen Na. Förhöjning avpH vid normal Na-andel gav drastiskt ökad sensi-tivitet och minskning av omrörd hållfasthet. Denursprungliga andelen Na i förhållande till Ca, Mgoch K på ca 5,5 motsvarar en sensitivitet på 20�25, enligt det sambandet mellan andel envärdakatjoner och sensitiviteten som redovisas av Mit-chell (1976). Detta stämmer väl överens med devärden som erhölls i våra experiment vid högtpH. Någon förändring av sensitiviteten vid lågtpH och sänkt andel Na erhölls inte. En höjningav pH med NaOH gav en minskad omrörd håll-fasthet enligt Talme (1968), vars värden inte ärkompenserade för ökad Na koncentration. Tyvärrger resultaten inte klarhet i om sensitiviteten för-ändrades i intervallet 9,5�10,3 eftersom dennaändring i det höga pH-intervallet sammanföllmed förändringen av andelen Na. Inverkan av

SGI Rapport No 6052

andel Na vid höga pH bör därför utredas vidare.En ökning av pH utan medföljande ökning avtvåvärda katjoner skulle kunna inträffa om OH-joner diffunderar snabbare in i områden kring tex en kalk/cement stabilisering om de tvåvärdajonerna är uppbundna i de stabiliserade massantill större del än hydroxidjonerna.

Den minskade andelen Na ökade vattenkvotenmed 9 %. Torrance (1999) fann vid sina försökpå marin lera att vid lika salinitet och �yieldstress� (skjuvspänning för att generera rörelse)har ett Ca-mättat material högre vattenkvot än ettNa-mättat material. Det betyder att ökningen avvattenkvoten kan ha medfört att den fulla håll-fasthetsökningen av en minskad andel Na inteerhölls. Den ökade vattenkvoten vid lägre andelNa kan bero av att större aggregat bildas vid hö-gre andel tvåvärda katjoner som tar mer plats. Enbättre aggregatbildning var tydlig i sedimenta-tionsförsöken med tvåvärda katjoner i jämförelsemed Na (Figur 3.7).

Förändringar av lösligheten av mineral som kancementera lerpartiklar har inte beaktats i under-sökningen. Halterna av Ca och Mg var troligenkontrollerade av karbonater i det ursprungligaporvattnet och förändringar av sammansättning-en påverkar dessa förhållanden. Vidare studierbehöver genomföras med inriktning på föränd-ring av upplösning och utfällning av mineral.

Den naturliga leran från Holma mosse har ensalthalt på 2,2 g/l vilket Torrance (1974) ochMitchell (1976) betecknar som en salthalt därytterligare sänkning i den ostörda leran kan ge enförhöjning av sensitiviteten. En halvering av salt-halten vid konsolideringen i våra studier gavenbart marginell och ingen signifikant effekt påostörd eller omrörd hållfasthet. Däremot kundeen viss ökning av sensitiviteten vid minskad salt-halt ses vid högt pH och ursprunglig andel Na.


Undersökningar av föroreningar i lakvatten frånavfall och restprodukter baseras generellt på attföroreningarna föreligger i löst form. Därför an-vänds någon form av partikelavskiljning somfiltrering eller centrifugering av lakvattnen. Ettallmänt använt och vedertaget sätt att avskiljapartiklar är att filtrera lakvattnet genom ett0,45 µm filter. För organiska ämnen kan filtre-ring generellt inte accepteras, eftersom det finnsrisk för adsorption av dessa ämnen på filtren. Ivissa fall är det också av intresse att undersökavilken mängd av föroreningar som finns i olikapartikelfraktioner, eftersom det kan förekommatransport av föroreningar på eller som kolloider(McCarthy & Zachara, 1989). Filtrering är iblandinte ett säkert sätt att avskilja partiklar av en vissstorlek, eftersom filtret riskerar att sätta igen vidför stora partikelmängder och få en effektiv por-storlek som är mindre än den avsedda.

Avfallsmaterial undersöks i laboratoriet genomolika typer av lakförsök (Fällman & Aurell,1996; van der Sloot et al., 1997). I en typ av lak-tester avser man att uppnå kemisk jämvikt mellanavfallet och vattenfasen. Därför hålls lakvattentill fastfaskvoten (L/S, leachate/solid) så låg sommöjligt för att kunna uppnå förhållanden närakemisk jämvikt under en rimlig tidsperiod (Fäll-man, 1997). Satsvisa skakförsök (t ex NT EN-VIR 005, prEN 12457) hör till de enklare vari-anterna av dessa försök. Materialet reducerasstorleksmässigt till mindre än 4 mm och bringas ikontakt med 2�10 ggr så mycket vatten som ma-terial genom omblandning i vändapparat. Lak-ningarna kan antingen utföras i ett steg eller somflerstegsförsök på samma material för att få enförenklad utlakningssekvens. Kolonntestet är ettförsök som mer liknar den kontakt mellan vattenoch material som uppträder i verkligheten ochger en bättre avspegling av utlakningssekvensenän flerstegs skakförsök (se t ex NT ENVIR 002).I kolonntestet packas materialet i en kolonn som

vattenmättas nerifrån och lakvattnet samlas uppfrån toppen av kolonnen vid bestämda intervallav L/S.

Resultaten från skakförsök och kolonnförsök skai huvudsak överensstämma vid samma L/S närkontrollerande parametrar som pH och redoxpo-tential överensstämmer. Skakförsöket har iblandkritiserats för att det skulle generera partiklargenom nötning i relation till kolonntestet därmaterialet ligger fast och endast utsätts för enlångsam vattenström. Ibland kan det vara skill-nad mellan resultaten från kolonntest och resulta-ten från skaktest, och frågan har uppkommit omdet beror på olika förhållanden för kolloidgenere-ring. Ett exempel där detta inträffade var vidutlakningen av koppar och bly från fajalit, enslagg från kopparframställning som även kallasjärnsand. De utlakade mängderna av koppar ochbly var 0,055 mg/kg respektive 0,0001 mg/kg ikolonntestet och 3,8�10,5 mg/kg respektive0,24�0,33 mg/kg i två stegs skaktestet (Fällman& Carling, 1998). Frågan i detta fallet var omden större utlakade mängden i skaktestet beroddepå skillnader i partikelgenerering i de båda tester-na.

Syftet med föreliggande studie var att undersökapartikelgenereringen i skakförsök där fajalit an-vänds som exempel att analysera i vilka mängderintressanta ämnen, i detta fall koppar och bly,som finns i de olika fraktionerna. Teorin för cen-trifugering och sedimentering användes som ut-gångspunkt för uppläggningen av försöken ochmöjligheten att använda den som utgångspunktför centrifugeringstider utvärderades.

Fajaliten är en granulerad slagg, vilket medför attkornen är relativt homogena med oregelbundenform och en förväntad liten spridning i kornden-sitet mellan partiklar. Dessutom har fajaliten högkorndensitet, 3,8 g/cm3, vilket leder till en för-

4. Undersökning av kolloidal föroreningstransportfrån restprodutker

SGI Rapport No 6054

Föroreningstransport

väntad snabb sjunkhastighet vid sedimenteringoch centrifugering.

4.1 TEORI FÖR CENTRIFUGERINGOCH SEDIMENTERING

Teorin för sedimentering, som utnyttjas i sam-band med exempelvis sedimentationsanalys, byg-ger på Stokes lag som beskriver sambandet mel-lan fallhastigheten för en sfärisk partikel somsedimenterar i en vätska och partikelns storlek.Vid centrifugering är partiklarna normalt så småatt laminära förhållanden gäller, d.v.s. Stokes lagkan användas:

µρρ

18

)( 2JG

WK

Y ZV−

==

µρρ

18)( 2DG

WK

Y ZV−==

v = sedimentationshastigheten (m/s)h = fallhöjd (m)t = falltid (s)rs = partikelns kompaktdensitet (kg/m3)rw = vätskans densitet (kg/m3), beror av

temperaturena = accelerationen (m/s2, vid vanlig

sedimentering jordaccelerationeng = 9,82 m/s2)

m = vätskans viskositet (kg/(m·s))d = partikelns diameter (m)

Både användningen av sedimentationsanalys ochlasergranulometri för att bestämma finmaterial-halten bygger på antagandet att partiklarna ärsfäriska. Detta medför större felaktighet i analys-resultat med ökad lerhalt, eftersom lerpartiklartill övervägande del är flata (Pousette & Jacobs-son, 1995).

Viskositeten uttrycker hur trögflytande en vätskaär. Lakvätskans viskositet borde kunna antasmed hjälp av de experimentellt bestämda form-lerna nedan. Den dynamiska viskositeten beteck-nas med µ och den kinematiska betecknas med n.

Skillnaden mellan de båda är att µ beskriver ettdynamiskt samband mellan kraft och rörelse

32 10

00022,00337,0178,1 −⋅

⋅+⋅+=

WWµ

µ = dynamisk viskositet (Ns/m2 eller kg/(m·s))t = vattnets temperatur (°C)

Temperaturen på laboratoriet är vanligen 20�21 °C.

62 10

00022,00337,0178,1 −⋅

⋅+⋅+==

WWρµν

n = kinematisk viskositet (m2/s)r = 1000 kg/m3 för vatten

Om lakvätskans densitet antas vara annan, an-vänds detta värde. När lakvattnets salthalt är högkan även viskositeten påverkas.

Vid centrifugering kommer accelerationen i Sto-kes lag bestämmas av rotationstiden och centri-fugens radie. Centripetalkraften beskrivs som:

2

22 4

7PU

UPY

)π==

2

24

7U

DPD)π=⇒=

m = partikelmassan (kg)r = centrifugens radie (m)T = rotationstiden för ett varv (s)

SGI:s centrifug (radie2 0,12 m) har i praktiken enmaximal hastighet på 3000 rpm, vilket motsvararen centrifugalkraft på 1200 g. Enligt tekniskadata för centrifugen är maxhastigheten 7000 rpm,vilket medför en centrifugalkraft på 6500 g.

2 Radien från centrifugens axel till flaskans botten är23,5 cm. En 500 ml-flaska är 12 cm hög.


Utifrån dessa formler har det teoretiska sjunkför-loppet för partiklar i storleksintervallet 0,2 �8 µm beräknats för material med korndensiteten3,8 g/cm3 (fajalit), 2,65 g/cm3 (sand) och ett

0

0,02

0,04

0,06

0,08

0,1

0,12

0,14

0,001 0,01 0,1 1 10 100 1000 10000 100000

Tid (min)

Sju

nkdj

up (

m)

Figur 4.1 Sjunkförloppet hos partiklar av fajalit (3,8 g/cm3) med storleken 0,2 µm ( ¨ ), 0,45 µm ( n ),5 µm ( D ) och 8 µm (¡ ) som funktion av tiden vid naturlig sedimentation (- - - -),centrifugering vid 1000 rpm (¾¾) och centrifugering vid 2500 rpm (¾¾).

tänkt material med lägre korndensitiet 1,5 g/cm3.De beräknade sjunkförloppen som funktion avtiden presenteras i Figur 4.1�4.3.

SGI Rapport No 6056


Figur 4.2 Sjunkförloppet hos partiklar av sand (2,65 g/cm3) med storleken 0,2 µm ( ¨ ), 0,45 µm ( n),5 µm ( D ) och 8 µm (¡) som funktion av tiden vid naturlig sedimentation (- - - -),centrifugering vid 1000 rpm (¾¾) och centrifugering vid 2500 rpm (¾¾).

0

0,02

0,04

0,06

0,08

0.1

0,12

0,14

0,001 0,01 0,1 1 10 100 1000 10000 100000

Tid (min)S

junk

djup

(m

)

Figur 4.3 Sjunkförloppet hos partiklar av material med densitet 1,5 g/cm3 med storleken 0,2 µm ( ¨ ),0,45 µm ( n), 5 µm ( D ) och 8 µm (¡ ) som funktion av tiden vid naturlig sedimentation(- - - -), centrifugering vid 1000 rpm (¾¾) och centrifugering vid 2500 rpm (¾¾).

0

0,02

0,04

0,06

0,08

0,1

0,12

0,14

0,01 0,1 1 10 100 1000 10000 100000 1000000

Tid (min)

Sju

nkdj

up (

m)


0

10

20

30

40

50

60

70

80

90

100

0,01 0,1 1 10

Maskvidd (mm)

Pas

sera

d m

ängd

(%

)

4.2 MATERIAL OCH METODUndersökningarna utfördes på fajalit som är engranulerad slagg från koppartillverkning. Materi-alets kornfördelning är relativt ensartad med hu-vuddelen av partiklarna mindre än 1 mm, se Fi-gur 4.4.

Materialet består huvudsakligen av järn och kiseloch den huvudsakliga föroreningen i materialetär zink (13200 mg/kg) och koppar (4750 mg/kg).Innehållet av bly var i detta prov 135 mg/kg(Fällman & Carling, 1998). Materialet hade enkorndensitet på 3,8 g/cm3.

Lakvatten för undersökningarna framställdesenligt prEN 12457 del 2 (L/S 10, 24 timmar ivändapparat). Två omgångar lakförsök genom-fördes för undersökning av naturlig sedimente-ring respektive centrifugering.

Efter laktestet fick kärlet stå 15 minuter innanlakvattnet hälldes av för undersökning av sjunk-hastigheten. Den vidare fastfasseparationen gjor-des inte efter metoden utan enligt Tabell 4.1 förnaturlig sedimentering och enligt Tabell 4.2 vidcentrifugering.

Vid naturlig sedimentering fick lakvattnet frånskakförsöket sedimentera i två burkar och 50 mllakvatten sögs försiktigt ut med spruta ca 10 cmunder ursprunglig vattenyta efter bestämda tiderför analys och filtrering. Två prover (ett provfrån vardera burken) togs ut för filtrering i tvålinjer, dels enbart genom 8 µm filter, dels genom5 µm följt av 0,45 µm och 0,20 µm. Vid filtre-ringen i sekvens sparades 10 ml mellan varjefiltrering för metallanalys.

Figur 4.4 Kornfördelning hos fajalit (Fällman & Carling, 1998).

SGI Rapport No 6058


Centrifugeringen genomfördes uppdelat på tvåburkar som genomgick hela centrifugeringstidenmed stopp för uttag av prov vid 15, 30 och 60minuter. Från båda burkarna togs 50 ml ut 10 cmunder ursprunglig vattenyta och filtrerades ge-nom 0,45 µm respektive 0,20 µm filter.

Grumligheten mättes med turbidimeter (HACH2100N) som NTU. Halterna av Cu och Pb mättespå atomabsorptionsspektrofotometer med grafit-ugn. Lakvattnen filtrerades på filter av cellulosa-nitrat med porstorlek 8 µm, 5 µm, 0,45 µm och0,2 µm. Filtren torkades i exsickator och vägdes(noggrannhet 0,1 mg) för att ge ett mått på mäng-den partiklar av den aktuella storleken.

4.3 RESULTATResultaten från försöken utgörs av mängd partik-lar i lösningen mätt som partikelmängd på filter,grumlighet mätt som NTU och halterna av kop-par och bly i lakvattnen vid olika filtreringar.

4.3.1 PartikelmängdPartikelmängden efter olika lång tid av naturligsedimentering respektive centrifugering vid1000 rpm återfinns i Figur 4.5. Partikelmängdenvid tiden noll skilde sig mellan proverna och kanbero på att en snabb sedimentering skett i lakkär-len och att någon tidsskillnad finns mellan uttagav lakvatten från lakförsöken i de båda fallen.

Partiklar större än 8 µm minskade tydligt vidnaturlig sedimentering och var vid 120 min näramätgränsen på 0,1 g material på filtret. Däremotvar mängden partiklar mindre än 8 µm relativtoförändrad under tiden 15�120 min.

Tabell 4.2 Centrifugeringstider vid 1000 rpm och analyser av lakvatten.

Tabell 4.1 Sedimentationstider och analyser av lakvatten vid naturlig sedimentering av partiklar.


Figur 4.5 Partikelmängden som funktion av tiden vid naturlig sedimentering respektive centrifugeringvid 1000 rpm uppdelat på partikelstorlek.

Naturlig sedimentering

0

50

100

150

200

250

300

350

0 15 30 60 120

Tid (min)

Män

gd p

artik

lar

(mg/

l)

>8 µm>5 µm>0,45 µm>0,2 µm

Centrifugering 1000rpm

0

50

100

150

200

250

300

350

0 15 30 60 120

Tid (min)

Män

gd p

artik

lar

(mg/

l)

>0,45 µm>0,2 µm

SGI Rapport No 6060


I försöket med centrifugering var ca hälften avpartiklarna i klarfasen större än 0,45 µm ochhälften i intervallet 0,20�0,45 µm efter 15 mincentrifugering. Vid ytterligare centrifugeringfanns ingen mätbar skillnad mellan partiklar stör-re än 0,45 µm och partiklar större än 0,20 µm.

Efter 15 min var det endast marginell skillnadmellan partikelmängd större än 0,20 µm i provfrån naturlig sedimentering och prov som centri-fugerats. Vid 120 min var mängden partiklarstörre än 0,20 µm i centrifugerat prov ca 1/3 avmotsvarande mängd efter naturlig sedimentering.

Den uppmätta mängden partiklar i proverna jäm-fördes med den teoretiskt beräknade sedimente-ringen (Figur 4.1). Vid naturlig sedimenteringskulle enligt beräkningarna partiklar större än8 µm ha sedimenterat under provtagningsnivåefter 20 minuter. Mätningarna visade att partikel-mängden hade sjunkit till detektionsgränsen förstefter 120 minuter. Partiklar av storlek 5 µm, somberäknades ha sedimenterat under provtagnings-nivå efter 50 minuter, fanns kvar i lösningen irelativt opåverkad mängd efter 120 minuter.Motsvarande gällde för partiklar av storlek0,45 µm vid centrifugering som skulle har sedi-menterat efter 30 minuter och fortfarande fannskvar i klarfasen efter 120 minuter dock i reduce-rad men detekterbar mängd.

4.3.2 GrumlighetGrumlighet utgör ett mått på ljusspridningen avpartiklar i vattnet. Grumligheten i de aktuellalakvattnen efter olika behandling och tider pre-senteras i Figur 4.6.

Grumligheten i lakvattnet som centrifugeratsminskade tydligt med tiden från 90 till 10 NTUpå 120 min, medan grumligheten i lakvattnet somfått sedimentera naturligt endast minskade margi-nellt. Filtreringen av de naturligt sedimenteradelakvattnen gav en skillnad i grumlighet relativtfilterstorlek. Ingen signifikant inverkan av tidenpå grumligheten efter respektive filtrering förpartiklarna i intervallet 0,45�8 µm erhölls. Däre-mot erhölls en viss minskning med tiden avgrumligheten relaterad till partiklar mindre än0,45 µm.

Grumligheten efter centrifugering var större efterfiltrering med 0,45 µm än med 0,20µm filtervilket visar på bättre upplösningsförmåga i dennamätning än vid vägningen av filtren.

Grumligheten efter naturlig sedimentering ochfiltrering på 0,45 µm respektive 0,20 µm filtervar signifikant högre än efter centrifugering vil-ket tyder på en avskiljning av även finare partik-lar vid centrifugering. Vid båda separeringstekni-kerna minskade grumligheten, relaterad till dessapartikelsstorlekar, något med tiden.


Figur 4.6 Grumligheten som funktion av tiden vid naturlig sedimentering respektivecentrifugering vid 1000 rpm uppdelat på partikelstorlek.

Naturlig sedimentation

0.1

1

10

100

0 15 30 60 120

Tid (min)

Gru

mlig

het (

NT

U)

Ofiltrerat<8 µm<5 µm<0,45 µm<0,2 µm

Centrifugering 1000rpm

0.1

1

10

100

0 15 30 60 120

Tid (min)

Gru

mlig

het (

NT

U)

Ofiltrerat<0,45 µm<0,2 µm

SGI Rapport No 6062


4.3.3 MetallhalterHalterna av koppar och bly i ofiltrerade och fil-trerade prover vid olika tider för naturlig sedi-mentation och centrifugering återfinns i Figur4.7 och 4.8.

Resultaten från båda separeringsteknikerna visartydligt att den partikulära andelen av koppar ochbly i lakvattnen var betydande. Halterna i ofiltre-rade prover från centrifugeringen var betydligthögre än i motsvarande prover från naturlig sedi-mentation. Detta kan bero på att lakningen för detvå separeringsteknikerna gjordes i två skildaomgångar av lakförsök. Partiklar av kolloidalfraktion (< 8 µm) svarade för ca hälften av haltenkoppar i lakvattnet och 60�70 % av halten bly iprovet oberoende av sedimenteringstid.

Halterna av koppar och bly relaterades till grum-ligheten i proverna, se Figur 4.9�4.10. Det fannsett tydligt samband mellan grumligheten i pro-verna och halten av koppar respektive bly vidhögre grumlighet (>10 NTU). Relationen varolika för lakvattnen från de två lakförsöken. Viden låg grumlighet (< 2 NTU) var halten av kop-par och bly oberoende av grumligheten. Dettatolkas så att endast löst koppar respektive blyanalyserades vid denna grumlighet. Detta betyderatt i detta fall svarar endast partiklar större än0,45 µm för partikulärt bundet koppar och bly.

4.4 DISKUSSIONEn avsevärd mängd partiklar genereras vid skak-försök och partiklarna svarar för en betydandehalt av Cu och Pb före partikelavskiljning i detundersökta fallet. Av denna halt svarar de kolloi-dala partiklarna (< 8 µm) för mer än hälften avkoncentrationen. Trots en hög korndensitet på-verkade inte naturlig sedimentering mängdenkolloidala partiklar nämnvärt.

Den naturliga sedimenteringen var mer än sexgånger långsammare än den teoretiskt beräknadesedimenteringen. Trots den höga korndensitetenlyckades inte centrifugeringen avskilja den kollo-idala fasen från lakvattnet. Detta gör att beräk-ningar av den teoretiska sedimenteringshastighe-ten endast ger en indikation, men inte en tillräck-ligt bra vägledning vid val av centrifugeringsti-den.

Halten av Cu och Pb var relaterad till grumlighe-ten i proverna vid grumligheter över 10 NTU.Vid avskiljning av partiklar med filterstorlek0,45 µm eller 0,20 µm erhölls ingen relation mel-lan grumligheten och halterna av Cu och Pb,vilket tolkas som att de lösta halterna av metal-lerna hade analyserats. Tveksamheten hos Horo-witz et al. (1996) till att lösta halter mäts efterfiltrering genom 0,45 µm filter kan inte ansesstämma i detta fall.

Halterna av löst Cu och Pb i de nu genomfördaförsöken var betydligt högre än för motsvarandematerial i kolonnförsök (Fällman & Carling,1998). Partiklar detekterade och avskilda i dettaförsök gav därför inte belägg för att partikulärtransport svarade för skillnaden mellan kolonn-försök och skakförsök för detta material. En ökadpartikelgenerering i lakförsöket kan dock medfö-ra att en större specifik partikelyta är i kontaktmed lakvattnet och därmed kan en diffusionsrela-terad utlakning bli större fram tills löslighetsbe-gränsade förhållanden har uppnåtts.



0

500

1000

1500

2000

2500

0 15 30 60 120

Tid (min)

Kon

cent

ratio

n C

u (µ

g/l)


Figur 4.7 Halten koppar som funktion av tiden vid naturlig sedimentering respektivecentrifugering vid 1000 rpm uppdelat på partikelstorlek.

Centrifugerat

0

500

1000

1500

2000

2500

0 15 30 60 120

Tid (min)

Kon

cent

ratio

n C

u (µ

g/l)


SGI Rapport No 6064


Figur 4.8 Halten bly som funktion av tiden vid naturlig sedimentering respektivecentrifugering vid 1000 rpm uppdelat på partikelstorlek.


0

50

100

150

200

250

300

0 15 30 60 120

Tid (min)

Kon

cent

ratio

n P

b (µ

g/l)


Centrifugerat

0

50

100

150

200

250

300

0 15 30 60 120

Tid (min)

Kon

cent

ratio

n P

b (µ

g/l)



0

500

1000

1500

2000

2500

0,1 1 10 100

Grumlighet (NTU)

Hal

t Cu

(µg/

l)

Centrifugering 1000 rpmSedimentation

Figur 4.9 Halten koppar i lakvattnet som funktion av grumligheten.Diagrammet innehåller resultat från både ofiltrerade prover ochfrån prover filtrerade genom olika porstorlekar.

Figur 4.10 Halten bly i lakvattnet som funktion av grumligheten.Diagrammet innehåller resultat från både ofiltrerade prover ochfrån prover filtrerade genom olika porstorlekar.

0

50

100

150

200

250

300

0,1 1 10 100

Grumlighet (NTU)

Hal

t Pb

(µg/

l)

Centrifugering 1000 rpmSedimentation

SGI Rapport No 6066

Aggregatbildningen av lermineral i suspension ärtydligt beroende av pH, med ökning av flockuler-ingen vid både minskning och ökning av pH.Effekten av förändringen av pH i neutralt tillbasiskt intervall kvarstår efter sänkning av jon-styrkan, men parallellförskjuten mot mindreflockulering. Vilka katjoner som finns i vattnethar stor betydelse för flockuleringen. Na ger denstörsta dispersionseffekten. Inverkan av katjonerverkar inte bero enbart av valenstal utan även avden hydratiserade jonradien. Det behövs vidarestudier för att klarlägga varför leran flockuleradevid höga pH och vilka mekanismer som medver-kar till denna flockulering. Dessutom behövereffekten på aggregatbildningen av anjoner ochorganiska ämnen studeras.

Sedimentationsförsök är ett relativt enkelt ochsnabbt sätt att få fram en stor mängd informationoch ger möjlighet att belägga försöksresultat utanen stor ytterligare arbetsinsats.

Resultaten från konsolideringsförsöken visar attporvattenkemin påverkar leras hållfasthetsegen-skaper vid ostörda och omrörda förhållanden.Huvudsammansättningen i porvattnet är därmeden av de komponenter som bör ingå vid en nog-grannare karakterisering av lera. Andelen Na iporvattnet är viktig för ostörd hållfasthet i leran.Minskning av andelen Na i relation till summaCa, Mg och K i porvattnet i den studerade leranökade den ostörda hållfastheten. Ökning av pHutan ytterligare tillsats av två-värda katjoner geren ökning av sensitiviteten och minskning avomrörd hållfasthet. Det är dock oklart om föränd-ring av pH i intervallet pH 9,5�10,3 väsentligtförändrar sensitiviteten oberoende av andelenNa. En minskning av salthalten verkar ha mindrebetydelse för hållfastheten i den undersökta le-ran. En viss ökning av sensitiviteten vid högt pHoch normal andel Na erhölls dock vid minskningav salthalten.

Resultaten från hållfasthetsundersökningarnabehöver verifieras för olika typer av leror. Vidarebör även andra parametrar såsom innehåll avanjoner och organiska ämnen i porvattnet samteffekten av geokemiska förändringar på porvat-tensammansättningen undersökas.

Grumligheten i lakvatten bör mätas vid lakför-sök, gärna både före och efter filtrering, för attmer information om partikelrelaterad utlakningav föroreningar ska kunna erhållas. Mätning förefiltrering ger information om ifall diffusionsstyrdutlakning från en stor mängd partiklar kan svaraför en högre utlakning vid skakförsök än vidkolonnförsök. Vid avskiljning av en speciell par-tikelfraktion genom centrifugering måste förför-sök genomföras där partikelstorleken kontrolle-ras med filtrering på grund av att centrifugerings-teorin inte kan ge annat än indikation på centrifu-geringstiderna. Filtrering genom 0,45 µm och0,20 µm filter var tillräckliga i denna studie föratt mäta löst halt av föroreningar.

5. Slutsatser


Referenser

Abu-Sharar, TM (1988). Stability of soil aggre-gates as inferred from optical transmission ofsoil suspensions. Soil Sci. Soc. Am. J. vol. 52,pp. 951-954.

Allison, J.D., Brown, D.S. and Novo-Gradic,K.J. (1990). MINTEQA2/PRODEFA2, AGeochemical Assessment Model for Environ-mental Systems: Version 3.0. EnvironmentalResearch Laboratory Office of Research andDevelopment, U.S. EPA, Athens, Georgia30613.

Aly, S.M. & Letey, J. (1988). Polymer and wa-ter quality effects on flocculation of montmo-rillonite. Soil Sci. Soc. Am. J. vol. 52, pp.1453-1458.

Amrhein, C., Mosher, P.A., Strong, J.E.(1993). Colloid-assisted transport of tracemetals in roadside soils receiving deicingsalts. Soil Sci. Soc. Am. J. vol. 57, pp. 1212-1217.

Backhus, D.A., Ryan, J.N., Groher, D.M.,MacFarlane, J.K. & Gschwend, P.M.(1993). Sampling colloids and colloid-associ-ated contaminants in ground water. GroundWater vol. 31, nr. 3, pp. 466-479.

Bengtsson, G., Lindqvist, R. & Piwoni, M.D.(1993). Sorption of trace organics to colloidalclay, polymers and bacteria. Soil Sci. Soc.Am. J. vol. 57, pp. 1261-1270.

Box, G.E.P., Hunter, W.G., Hunter, J.S.(1978). Statistics for Experimenters. JohnWiley & Sons, New York.

Buffle, J. & Leppard, G.G. (1995). Characteri-zation of aquatic colloids and macromolecu-les. 2. Key role of physical structures on ana-lytical results. Environ. Sci. Technol. vol. 29,nr. 9, pp. 2176-2184.

Buffle, J., Perret, D. & Newman, M. (1992).The use of filtration and ultrafiltration for sizefractionation of aquatic particles, colloids, andmacromolecules. Chapter 5. EnvironmentalParticles, Lewis Publishers.

Celis, R., Cornejo, J., Hermosin, M.C. & Ko-skinen, W.C. (1997). Sorption-Desorption ofatrazine and simazine by model soil colloidalcomponents. Soil Sci. Soc. Am. J. vol. 61, pp.436-443.

Chen, S., Low, P.F., Cushman, J.H. & Roth,C.B. (1987). Organic compound effects onswelling and flocculation of Upton montmo-rillonite. Soil Sci. Soc. Am. J. vol. 51, pp.1444-1450.

Chittleborough, D.J., Hotchin, D.M. & Beck-ett, R. (1992). Sedimentation field-flow frac-tionation: A new technique for the fractiona-tion of soil colloids. Soil Science vol. 153, nr.5, pp. 341-348.

Chorover, J. & Sposito, G. (1995). Colloid che-mistry of kaolinitic tropical soils. Soil Sci.Soc. Am. J. vol. 59, pp. 1558-1564.

Christiansen-Sätmark, B. (1995). Transport ofRadionuclides and Colloid Through QuartzSand Columns. Dissertation. Chalmers Uni-versity of Tachnology, Department of NuclearChmistry, Göteborg.

Darland, J.E. & Inskeep, W.P. (1997). Effectsof pore water velocity on the transport of ar-senate. Environ. Sci. Techn. vol. 31, pp. 704-709.

Drever, J.I. (1988). The geochemistry of naturalwaters. 2nd Ed, New Jersey.

Dzombak, D.A. & Morel, F.M.M. (1990). Sur-face Complexation Modeling: Hydrous ferricoxide. 2nd Ed., John Wiley & Sons.

SGI Rapport No 6068

Referenser

Ekström, J. & Jendeby, L. (1980). Släntstabili-tet. Inverkan av urlakning och horisontalspän-ningar på skjuvhållfastheten. Diagram förstabilitetsbedöming. Examensarbete G 80/1,Chalmers Tekniska Högskola.

Enfield, C.G. & Bengtsson, G. (1988). Macro-molecular Transport of Hydrophobic Conta-minants in Aqueous Environments. GroundWater, vol. 26, nr. 1, pp. 64-70.

Eyeles, N. & Howard, W.F. (1988). A hydro-chemical study of urban landslides caused byheavy rain: Scarborough Bluffs, Ontario, Ca-nada. Can. Geotechn. J. vol. 25, pp.455-466.

Fauré, M.-H., Sardin, M. & Vitorge, P. (1996).Transport of clay particles and radioelementsin a salinity gradient: experiments and simula-tions. Journal of Contaminant Hydrology vol.21, pp. 255-267.

Freedman, Y.E., Ronen, D. & Long, G.L.(1996). Determination of Cu and Cd contentof groundwater colloids by solid samplinggraphite furnace atomic absorption spectro-metry. Environ. Sci. Techn. vol. 30, nr. 7, pp.2270-2277.

Frenkel, H., Fey, M.V. & Levy, G.J. (1992).Organic and inorganic anion effects on refe-rence and soil clay critical flocculation con-centration. Soil Sci. Soc. Am. J. vol. 56, No-vember-December, pp. 1762-1766.

Fällman, A-M. (1997). Characterisation of resi-dues - Release of contaminants from slagsand ashes. Linköping Studies in Science andTechnology, Dissertation 486. LinköpingUniversity, Linköping.

Fällman, A-M. and Aurell, B. (1996). Leachingtests for environmental assessment of inorga-nic substances in wastes, Sweden. Sci. TotalEnviron., 178, 71-84.

Fällman, A-M., Carling, M. (1998) Miljömäs-sig karakterisering av järnsand. SGI Dnr 2-9709-482, Statens geotekniska institut, Linkö-ping.

Gasser, U.G., Juchler, S.J. & Sticher, H.(1994). Chemistry and speciation of soil waterfrom serpentinitic soils: Importance of collo-ids in the transport of Cr, Fe, Mg and Ni. SoilScience vol. 158, nr. 5, pp. 314-322.

Graham, T. (1861). Liquid diffusion applied toanalysis. Phil. Trans. Royal Soc. (London),151 pp. 183-224.

Grolimund, D., Borkovec, M., Bartmettler, K.& Sticher, H. (1996). Colloid-facilitatedtransport of strongly sorbing contaminants innatural porous media: A laboratory columnstudy. Environ. Sci. Technol. vol. 30, nr. 10.pp. 3118-3123.

Gschwend, P.M., Backhus, D.A., MacFarlane,J.K. & Page, A.L. (1990). Mobilization ofcolloids in groundwater due to infiltration ofwater at a coal ash disposal site. Journal ofContaminant Hydrology vol. 6, pp. 321-336.

Heil, D. & Sposito, G. (1993). Organic matterrole in illitic soil colloids flocculation: I.Counter ions and pH. Soil Sci. Soc. Am. J.vol. 57, pp. 1241-1246.

Horowitz, A.J., Lum, K.R., Garbarino, J.R.,Hall, G.E.M., Lemieux, C. & Demas, C.R.(1996). Problems associated with using filtra-tion to define dissolved trace element concen-trations in natural water samples. Environ.Sci. Technol. vol. 30, nr. 3, pp. 954-963.

Indratna, B. & Vafai, F. (1997). Analyticalmodel for particle migration within base soil-filter system. Journal of Geotechnical andGeoenvironmental Engineering, febr. 1997.

Johnson, P.R., Sun, N. & Elimelech, M.(1996). Colloid transport in geochemicallyheterogeneous porous media: Modeling andmeasurements. Environ. Sci. Techn. vol. 30,nr. 11, pp. 3284-3293.

Keren, R. (1989). Effect of clay charge densityand adsorbed ions on the rheology of mont-morillonite suspension. Soil Sci. Soc. Am. J.Vol. 53, pp. 25-29.

Keren, R., Shainberg, I. & Klein, E. (1988).Settling and flocculation value of sodium-montmorillonite particles in aqueous media.Soil Sci. Soc. Am. J. Vol. 52, pp. 76-80.


Kersting, A.B., Efurd, D.W., Finnegan, D.L.,Rokop, D.J., Smith, D.K. & Thompson,J.L. (1999). migration of plutonium in groundwater at the Nevada Test Site. Nature, vol397, pp. 56-59.

Kivelö, M. (1997). Framgrävning av KC-pelareunder provbank i Norraladalen. Kungligatekniska högskolan, inst. för Jord- och Berg-mekanik, Stockholm

Kretzschmar, R. & Sticher, H. (1997). Trans-port of humic-coated iron oxide colloids in asandy soil: Influence of Ca2+ and trace metals.Environ. Sci. Techn. vol. 31, nr. 12, pp. 3497-3504.

Kretzschmar, R., Hesterberg, D. & Sticher, H.(1997). Effects of adsorbed humic acid onsurface charge and flocculation of kaolinite.Soil Sci. Soc. Am. J. vol. 61, pp. 101-108.

Larsson, R. (1993) Jords egenskaper. SGI Infor-mation 1. Statens geotekniska institut, Linkö-ping.

Ledin, A. (1993). Colloidal carrier substances �properties and impact on trace metal distribu-tion in natural waters. PhD Thesis. Tema Wa-ter and Environmental Studies, LinköpingUniversity.

Levy, G.J. & Torrento, R. (1995). Clay disper-sion and macroaggregate stability as affectedby exchangeable potassium and sodium. SoilScience vol. 160, nr. 5, pp. 352-358.

Løken, T. (1970). Recent research at the Norwe-gian Geotechnical Institute concerning theinfluence of chemical additions on quick clay.GFF vol 92 Part 2, 133-147.

Máscik, J. & Jacobsson, A. (1990). Markemi.Introduktionskurs. Avd. för geoteknik 90:01,Tekniska Högskolan i Luleå.

Matsuo, S. (1957). A study of the effect of ca-tion exchange on the stability of slopes. Pro-ceedings of the Fourth International Confe-rence on Soil Mechanics and FoundationsEngineering vol. II, pp. 330-333.

McCarthy, J.F. & Degueldre, C. (1993). Samp-ling and characterization of colloids and par-ticles in groundwater for studying their role incontaminant transport. Environmental partic-les Chapter 6 pp. 247-315, Lewis Publishers.

McCarthy, J.F. & Zachara, J.M. (1989). Sub-surface transport of contaminants.Environ.Sci. Technol. Vol. 23, Nr. 5, pp. 496-502.

McDowell-Boyer, L.M., Hunt, J.R. & Sitar, N.(1986). Particle transport through porous me-dia. Water resources research Vol. 22, nr. 13,pp. 1901-1921.

Mills, W.B., Liu, S. & Fong, F.K. (1991). Li-terature review and model (COMET) for col-loid/metals transport in porous media. GroundWater vol. 29, nr. 2, pp. 199-208.

Mitchell, J.K. & Woodward, R.J. (1973). Claychemistry and slope stability. Journal of thesoil mechanics and foundations division vol.99, pp. 905-912.

Mitchell, J.K. (1976). Fundamentals of soil be-havior. Chapter 7, 9 och 11. John Wiley &Sons, Inc.

Moum, J., Löken, T., Torrance, J.K. (1971). Ageochemical investigation of the sensitivity ofa normally consolidated clay from Drammen,Norway. Geotechnique vol 21, No 4, 329-340.

Nilsson, G. (1985). Kemisk inverkan på lerasgeotekniska egenskaper. Laboratoriestudie.SGI Varia 175, Linköping.

Oster, J.D., Shainberg, I. & Wood, J.D.(1980). Flocculation value and gel structureof sodium/calcium montmorillonit and illitesuspensions. Soil Sci. Soc. Am. J. vol. 44, pp.955-959.

Overbeek, J. (1952). Phenomenology of lyopho-bic systems. Colloid Science Part 1. ElseviersPubl. Co. pp. 58-89.

Penrose, W.R., Polzer, W.L.; Essington, E.H.,Nelson, D.M., Orlandini, K.A. (1990). Mo-bility of plutonium and americum through ashallow aquifer in a semiarid region. Environ.Sci. Technol., vol 24, no. 2, pp. 228-234.

SGI Rapport No 6070

Referenser

Pham, M.K. & Garnier, J.-M. (1998). Distribu-tion of trace elements associated with dissol-ved compounds (< 0.45 µm-1nm) in freshwa-ter using coupled (frontal cascade) ultrafiltra-tion and chromatographic separations.Environ.Sci. Techn. vol. 32, nr. 6, pp. 440-449.

Pousette, K., Jacobsson, A. (1995). Korrelationmellan kornstorlekskurvor för finkornig jordbestämda med sedimentationsförsök och la-sergranulometer. Teknisk Rapport 1995:10 T.Geoteknik. Luleå tekniska högskola. Luleå.

Puls, R.W. & Powell, R.M. (1992). Transport ofinorganic colloids through natural aquifermaterial: Implications for contaminant trans-port. Environ.Sci. Techn. vol. 26, nr. 3, pp.614-621.

Pusch, R. (1970). Clay microstructure. Docu-ment D8:1970 BFR.

Pusch, R. (1973). Influence of salinity and orga-nic matter on the formation of clay micros-tructure. Proceedings I �International sympo-sium on soil structure�, Göteborg, Aug. 1973,s 161-173.

Reddi, L.N. (1994). Geotechnical methods forcolloidal contaminant transport. XIII ICSMFENew Dehli, India.

Rosenqvist I.T. (1984). The importance of porewater chemistry on mechanical and enginee-ring properties of clay soils. Phil. Trans. R.Soc. Lond. A 311, 369-373.

Rosenqvist, I.T. (1954). Fysikalisk-kjemisk-mineralogiske undersökelser over norske lei-jordarter. Norges Geotekniske Institutt Publi-kasjon Nr 7. Oslo.

Rosenqvist, I.T. (1975). Clay mineralogy app-lied to mechanics of landslides. Gologia App-licata e Idrogeologia, volume X 1975, Part II,pp 21-31. Organizzato dal Gruppo Italianodell´A.I.P.E.A.

Rosenqvist, I.T. (1978). A general theory for thesensitivity of clays (A summary). Proceedingsof the Interdisciplinary Conference onMechanisms of Deformation and Fracture,Luleå Sept. 1978, pp. 315-319.

Roy, S.B. & Dzombak, D.A. (1997). Chemicalfactors influencing colloid facilitated trans-port of contaminants in porous media. Envi-ron. Sci. Technol., vol. 31, nr. 3, pp. 656-664.

Roy, S.B. & Dzombak, D.A. (1998). Sorptionnonequilibrium effects on colloid-enhancedtransport of hydrophobic organic compoundsin porous media. Journal of Contaminant Hy-drology vol. 30, pp. 179-200.

Ryan, J.N. & Elimelech, M. (1996). Colloidmobilization and transport in groundwater.Colloids and Surfaces A: Physicochemicaland Engineering Aspects 107, pp. 1-56.

Ryan, J.N. & Gschwend, P.M. (1990). Colloidmobilization in two atlantic coastal plain aqui-fers: Field studies. Water Resources Researchvol. 26, nr. 2, pp. 307-322.

Ryan, J.N. & Gschwend, P.M. (1994). Effect ofsolution chemistry on clay colloid releasefrom an iron oxide-coated aquifer sand. Envi-ron. Sci. Technol., vol. 28, nr. 9, pp. 1717-1726.

Ryan, J.N., Elimelech, M, Ard, RA, Harvey,RW & Johnson, PR (1999). BacteriophagePRD1 and silica colloid transport and recove-ry in an iron oxide-coated sand aquifer. Envi-ron. Sci. Technol., vol 33, no. 1, pp. 63-73.

Sakai, S., Urano, S & Takatsuki, H (1997).Leaching behavior of PCDD/Fs and PCBsfrom some waste materials. EnvironmentalPreservation Center, Kyoto University, Japan.Opublicerat arbete.

Seaman, J.C., Bertsch, P.M. & Miller, W.P.(1995). Chemical Controls on Colloid genera-tion and Transport in a Sandy Aquifer. Envi-ron. Sci. Technol., vol. 29, nr. 7, pp. 1808-1815.

Shainberg, I., Levy, G.J., Rengasamy, P. &Frenkel, H. (1992). Aggregate stability andseal formation as affected by drops impactenergy and soil amendments. Soil Sciencevol. 154, nr. 2, pp. 113-119.

Singer, M.J., Janitzky, P. & Blackard, J.(1982). The influence of exchangeable Sodi-um percentage on soil erodibility. Soil Sci.Soc. Am. J. vol. 46, pp. 117-121.


Stumm, W. (1977). Environ. Sci. Techn. vol. 11,pp. 1066-1069.

Suarez, D.L., Rhoades, JD, Lavado, R & Grie-ve, CM (1984). Effect of pH on saturatedhydraulic conductivity and soil dispersion.Soil Sci. Soc. Am. J. vol. 48, pp. 50-55.

Swanton, S.W. (1995). Modelling colloid trans-port in groundwater; the prediction of colloidstability and retention behaviour. Advances inColloid and Interface Science, Nr. 54, pp.129-208.

Söderblom, R. (1966). Chemical aspects ofquick-clay formation. Eng. Geol., 1(6),415-431.

Söderblom, R. (1969). Salt in Swedish Claysand its importance for quick clay formation.SGI Proceedings no. 22, Stockholm.

Söderblom, R. (1974a). New lines in quick clayresearch. SGI Särtryck och preliminära rap-porter nr. 55.

Söderblom, R. (1974b). Organic matter in Swe-dish clays and its importance for quick clayformation. SGI Proceedings no. 26, Stock-holm.

Söderblom, R. (1988). Clay chemistry � colloi-dal chemistry. Progr. Colloid Polym. Sci. vol76, 27-31.

Talme, O.A. (1968). Clay sensitivity and chemi-cal stabilisation. Byggforskningen, report56:1968. Stockholm.

Talme, O.A. Pajuste, M., Wenner, C.-G.(1966). Secondary changes in the strength ofclay layers and the origin of sensitive clays.Byggforskningen, report 46:1966. Stockholm.

Tarchitzky, J., Chen, Y. & Banin, A. (1993).Humic substances and pH effects on sodium-and calcium-montmorillonit flocculation anddispersion. Soil Sci. Soc. Am. J. vol. 57, pp.367-372.

Thellier, C., Sposito, G. & Holtzclaw, K.M.(1992). Proton effects on quaternary cationexchange and flocculation of Silver Hill illite.Soil Sci. Soc. Am. J. vol. 56, pp. 427-433.

Toran, L. & Palumbo, A.V. (1992). Colloidtransport through fractured and unfracturedlaboratory sand columns. Journal of Contami-nant Hydrology vol. 9, pp. 289-303.

Torrance, J.K. (1974). A laboratory investiga-tion of the effect of leaching on the compres-sibility and shear strength of Norwegian mari-ne clays. Géotechnique vo 24, No. 2, pp. 155-173.

Torrance, J.K. (1979). Post-depositional chan-ges in the pore-water chemistry of the sensiti-ve marine calys of the Ottawa area, easternCanada. Engineering Geology, vol 14, 135-147.

Torrance, J.K. (1996). On the development ofhigh sensitivity: Mineralogical requirementsand constraints. In Landslides (Senneset Ed.)pp 491-496. Balkema, Rotterdam.

Torrance, J.K. (1999). Physical, chemical andmineralogical influences on the rheology ofremoulded low-activity sensitive marine clay.Applied Clay Science vol 14, 199-223.

Waber, U.E., Lienert, C. & von Gunten, H.R.(1990). Colloid-related infiltration of tracemetals from a river to shallow groundwater.Journal of Contaminant Hydrology vol. 6, pp.251-265.

van der Sloot, H.A., , Heasman, L., Quevauvil-ler, P. (1997). Harmonization of leaching/extraction tests. Studies in environmental sci-ence 70. Elsevier, Amsterdam.

van Olphen, H. (1977). An introduction to ClayColloid Chemistry, 2nd Ed. Chapter 1, JohnWiley & Sons.

Wan, J. & Tokunaga, T.K. (1997). Film strain-ing of colloids in unsaturated porous media:Conceptual model and experimental testing.Environ. Sci. Technol. vol. 31, nr. 8, pp.2413-2420.

Wassenaar, L.I., Hendry, M.J. (1999). Impro-ved Piezometer Construction and SamplingTechniques to Determine Pore Water Chemis-try in Aquitards. Ground Water, 1999, vol.37, no 4, 564-571.

SGI Rapport No 6072

Weisbrod, N., Ronen, D. & Nativ, R. (1996).New Method for Sampling Groundwater Col-loids under Natural Gradient Flow Condi-tions. Environ. Sci. Technol. vol. 30, nr. 10,pp. 3094-3101.

Vilks, P., Frost, L.H., Bachinski, D.B. (1997).Field-scale colloid migration experiments in agranite fracture. Journal of Contaminant hy-drology. vol. 26, 203-214.

Villholth, K.G. (1999). Colloid characterisationand colloid phase partitioning of polycyclicaromatic hydrocarbons in two creosote-conta-minated aquifers in Denmark. Environ. Sci.Technol.1999, vol 33, 691-699.

Åhnberg, H. & Holm, G. (1999). Stabilizationof som Swedish organic soils with differenttypes of binder. In Dry mix methods for DeepSoil Stabilization (Bredenberg, H., Holm, G.,Broms, B.B. Eds.). Balkema, Rotterdam.

Åhnberg, H. & Pihl, H. (1997). Kalktypensinverkan på stabiliseringsresultatet. Förstudie.Svensk Djupstabilisering Rapport 2.

Åhnberg, H. (1999). Personlig kommunikation.

Åhnberg, H., Ljungkrantz, C., Johansson, S.-E., Holmqvist, L., Retelius, A. & Holm, G.(1995). Cement och kalk för djupstabiliseringav jord. En kemisk � fysikalisk studie av sta-biliseringseffekter. SGI Rapport No 48.

Referenser

Statens geotekniska institutBesöksadress: Olaus Magnus väg 35

Postadress: 581 93 LinköpingTelefon: 013�20 18 00

Fax: 013�20 19 14E-post: [email protected]

Internet: www.swedgeo.se

rapport 60 - diva-portal.se1299950/fulltext01.pdfann-marie fällman ola holby karin lundberg. 4 sgi...

Documents