avfallsdeponi Mofjellet Berghaller

(1)

RAPPORT/REPORT

Miljørisikovurdering – farlig

avfallsdeponi Mofjellet Berghaller

UNDERJORDISK DEPONERING AV FARLIG AVFALL I MOFJELLET BERGHALLER

DOK.NR 20140308-01-R REV.NR 01/ 2015-05-20

(2)

(3)

Prosjekt

Prosjekttittel: Miljørisikovurdering – farlig avfallsdeponi Mofjellet Berghaller Dokumenttittel: Underjordisk deponering av farlig avfall i Mofjellet Berghaller

Dokumentnr.: 20140308-01-R

Dato: 6. januar 2015

Rev.nr. / Rev.dato: 1/ 2015.05.20

Oppdragsgiver

Oppdragsgiver: Miljøteknikk Terrateam AS Kontaktperson: Grete Henriksen

Kontraktreferanse: Oppdragsbekreftelse datert 2014-04-11

for NGI

Prosjektleder: Marianne Kvennås

Utarbeidet av: Marianne Kvennås, Gudny Okkenhaug, Thomas Pabst Kontrollert av: Gudny Okkenhaug, Marianne Kvennås, Thomas Pabst

Sammendrag

NGI fått i oppdrag av Miljøteknikk Terrateam AS å utarbeide en stedsspesifikk miljørisiko- vurdering for deponering av farlig avfall i Mofjellet Berghaller som grunnlag for søknad til Miljødirektoratet.

Den utførte miljørisikovurderingen inneholder en vurdering av følgende:

1. Avfallet 2. Gruva

3. Transportveger 4. Effekt

5. Vurdering av mottakskriterier Arbeidet har følgende konklusjoner:

1. Avfallet

Totalt er det deponert ca. 508 580 tonn (ca. 355 800 m³) avfall i Mofjellet siden oppstarten i 1993. Dette utgjør ca. 34% av anslått totalt volum for deponering (1,05 mill m³). Dagens konsesjon for mottak av avfall ligger på 70 000 tonn per år. I hovedsak er dette farlig avfall med noe mindre mengder ordinært avfall. Alt avfall som deponeres i gruva stabiliseres ved hjelp av sement (innbinding).

(4)

Sammendrag forts.

Utlekking fra avfallet er målt med TCLP-tester, CEN-tester og monolittisk test. Testene viser at utlekking av metaller ligger innenfor nåværende grenseverdier for TCLP-teste. CEN-test viser at utlekkingen i hovedsak ligger innenfor grenseverdiene for inert og/eller ordinært avfallsdeponi.

Utlekkingen av DOC og klorid overskrider grenseverdiene for farlig avfallsdeponi. For videre testing av det innbundne materialet bør utlekkingstestene i henhold til avfallsforskriften inkluderes. Samtidig vil det være fornuftig å videreføre TCLP-testen på grunn av sammenligning med historiske data.

2. Gruva

Mofjellet Berghaller er en tørr gruve med få sprekker. Bergmassen er vurdert til å ha lav hydraulisk konduktivitet (mindre enn 10^-8 m/s). Etter hvert som brytningsrommene fylles med deponimasse vil muligheten for innrasning avta sterkt. Gruva anses som en geoteknisk stabil gruve. Det antas videre at et eventuelt jordskjelv ikke vil medføre alvorlige skader i gruva med konsekvenser for overflaten av Mofjellet.

3. Transportvurdering

Den hydrogeologiske vurderingen viser at vannstrømning i gruva er lav og konsentrert rundt noen spesifikke punkter. Nåværende lekkasje fra gruva (pumpet vann) er omtrent 250 m³/d, men etter gruven blir utfylt og vannmettet (på sikt) vil mengden av vann i kontakt med avfall i gruven reduseres ca. 40 ganger.

Det bør gjøres en gjennomgang av dagens overvåkingsprogram både når det gjelder prøve- takingspunkter, behov for nye grunnvannsbrønner og kjemiske parametere.

4. Effekt

Analyser av totalinnhold i gruvematerialet viser at det foreligger høye metallkonsentrasjoner av både Zn, Cu, Pb og Cd i Mofjellet. Oksidering av sulfidene medfører frigjøring av disse metallene, og det har blitt målt svært høye konsentrasjoner i vann fra gruva før deponeringen startet.

Grunnvann i området har også blitt sterkt påvirket av gruveaktiviteten.

Overvåking av pumpevann fra gruva og grunnvann viser at konsentrasjonene av metaller ligger på nivå med før deponeringen startet. Kloridkonsentrasjonen i pumpevann er imidlertid forhøyet og indikerer påvirkning av deponert avfall. Det er påvist høy kloridutlekking fra avfallet som følge av innbinding av flyveaske. Det samme gjelder innholdet av sulfat. For resipienten Ranfjorden vurderes høyt innhold av sulfat og klorid å ikke å medføre negative toksiske effekter.

Det bør kartlegges i hvor stor grad deponerte avfallsmasser står i kontakt med vann som pumpes ut av gruva, og vurdere behovet for eventuelle tiltak.

Spor av PAH både i pumpevannet og grunnvannet kan skyldes innbindingsmassene men også andre eksterne kilder som for eksempel dieseldrevne kjøretøy.

Oppfylling av gruva med innbundet avfall som gir en utlekking med høy pH vurderes å ha en positiv effekt på utlekking av surt gruvevann på lang sikt, ved at konsentrasjonene og mengdene reduseres.

5. Vurdering av mottakskriterier

Mottakskriterier med hensyn til utlekking bør ikke overskride kriteriene for farlig avfallsdeponi gitt i avfallsforskriften. Unntaket er løst organisk materiale (DOC) og klor, som ikke vurderes å utgjøre noen miljøeffekt på resipienten.

Dagens mottaksnivå mht TOC vurderes som tilfredsstillende i forhold til mobilisering av miljøgifter. En økning i TOC-nivå ut over det som mottas i dag vil kreve en ytterlige utredning.

Innbinding av avfallstyper med høyt innhold av tungt nedbrytbart organisk karbon som kull, biokull, grafitt etc. vil imidlertid være positivt. Enkelte avfallstyper som har lavt innhold av TOC,

(5)

men høyt innhold av tungt nedbrytbare og lite mobile organiske miljøgifter som eksempelvis PCB vil kunne mottas og behandles.

Deponerte masser bør inneha et høyt syrenøytralisasjonspotensial for å hindre pH endring i massene. Permeabiliteten i stabiliserte masser bør være på nivå med eller lavere enn bergmassen rundt for å redusere kontakt mellom vann og deponert masse på lang sikt. Dagens behandling/

innbindingsprosess tilfredsstiller begge disse kravene. Permeabiliteten av innbundet materiale bør imidlertid dokumenteres ved større endring i innbindingsprosessen. En videreføring av krav til styrke basert på funksjon mht. deponering anses som fornuftig.

(6)

Dokumentnr.: 20140308-01-R Dato: 2015-05-20

Rev.nr.: 1 Side: 6

Innhold

1 Innledning 8

1.1 Bakgrunn 8

1.1 Krav i avfallsforskriften 9

2 Grunnlag, metode 10

3 Beskrivelse av lokaliteten (gruva) 12

3.1 Bergart/malm 12

3.2 Forkastninger, sprekker, sprekkesystem 12

3.3 Påvirkning av seismisk aktivitet 12

3.4 Deponiets oppbygning 13

3.5 Forurensning fra tidligere gruvevirksomhet 14

4 Avfallskarakterisering 16

4.1 Avfallstyper og -mengder 16

4.2 Stabiliseringsprosess (innbinding) 17

4.3 Styrke 17

4.4 Permeabilitet 18

4.5 Utlekkingspotensial 19

4.6 Reaksjoner mellom gruvevann og deponert avfall 27

4.7 Mottak av avfall med økt TOC innhold 29

5 Hydrogeologisk vurdering og transportkarakterisering 30

5.1 Observasjoner og målinger – Inngangsparametere 30

5.2 Vurderingsmetode 31

5.3 Nåværende situasjon og kalibrering av modeller 32

5.4 Etter utfylling av gruva 33

5.5 Sprekksystemer og lokale innlekkasjer 34

5.6 Varierende grunnvannstand 35

5.7 Utslippsmengder fra gruva på lang sikt 36

6 Resipientkarakterisering 37

6.1 Vurdering i forhold til naturmangfoldloven 37

6.2 Vurdering i forhold til Vannforskriften 37

6.3 Overvåking av vannkvalitet 40

7 Vurdering av mottakskriterier for deponert avfall 45

8 Konklusjon 47

9 Referanser 49

(7)

Vedlegg

Vedlegg A: Områdekart som viser grunnvannsbrønner Vedlegg B: Sigma H – notat

Vedlegg C: Resultater fra monolittisk utlekkingstest

Kontroll- og referanseside

(8)

Rev.nr.: 1 Side: 8

1 Innledning

1.1 Bakgrunn

Miljøteknikk Terrateam AS har tillatelse til behandling av forurensede masser og produksjonsavfall/farlig avfall og deponering i Mofjellet Berghaller (Tillatelse fra SFT (nå Miljødirektoratet) datert 16. oktober 2002). Tillatelsen omfatter bl.a. årlig mottak av 70.000 tonn avfall til innbindingsanlegg bestående av:

- Jordmasser forurenset med organiske og uorganiske stoffer.

-

Uorganisk produksjonsavfall inkl. uorganisk farlig avfall.

Miljøteknikk Terrateam utarbeidet i 2012 en ny deponisøknad for videre drift av det underjordiske deponiet for farlig avfall. Miljødirektoratet meldte tilbake at det var en rekke punkter som måtte belyses ytterligere i en revidert søknad før tillatelsen kunne revideres. I den forbindelse har NGI fått i oppdrag av Miljøteknikk Terrateam AS å utarbeide en stedsspesifikk miljørisikovurdering for deponering av farlig avfall i Mofjellet Berghaller som grunnlag for søknad til Miljødirektoratet. Lokalisering av Mofjellet Berghaller er vist i Figur 1 og Figur 2.

Figur 1 Lokalisering av Mofjellet Berghaller vist med svart sirkel (kilde GISLink)

N

(9)

Figur 2 Oversiktskart over Mofjellet Berghaller (Kilde GISLink)

1.1 Krav i avfallsforskriften

I henhold til avfallsforskriften kapittel 9 vedlegg II kan underjordiske deponier for farlig avfall kun ta imot avfall som oppfyller stedsspesifikke mottakskriterier som er fastsatt på bakgrunn av en miljørisikovurdering.

Deponiet ble etablert i 1993 før gjeldende regelverk for underjordisk deponering trådte i kraft.

Det har ikke blitt gjennomført en miljørisikovurdering av deponiet etter dette regelverket.

Kravene til innhold i miljørisikovurdering beskrevet i vedlegg II, er basert på vedlegg A til rådsdirektiv 2003/33/EC (kriterier for mottak av avfall ved avfallsdeponier). Generelt skal miljørisikovurderingen inneholde en vurdering av (i) avfallet, (ii) mottakere/receptors, (iii) transportveger og (iv) effekt. Deponidirektivet fastlegger at målet med den underjordiske deponeringen er å isolere avfallet fra biosfæren¹. Hensikten med miljørisikovurderingen er

1Begrepet biosfære er ikke vanlig på norsk. Det engelske ordet biosphere omfatter summen av alle jordas økosystemer (www.wikipedia.com). Den svenske definisjonen er biosfæren ”den del av omgivelsene hvor flercellede organismer eksisterer”, i motsetning til geosfæren som er ”et sammenfattende navn på den berggrunnen hvor høyere organisk liv ikke eksisterer” (dom fra

N

(10)

Rev.nr.: 1 Side: 10

derfor å vurdere effekt på biosfæren også over lang tid. Langtidsperspektivet skal representere geologiske tidsrom (>1000 år).

Tabell 1 gir en oversikt over innhold i en stedsspesifikke risikovurdering for underjordisk deponi basert på vedlegg II i avfallsforskriften og vedlegg A i EUs avfallsdirektiv som er relevant for Mofjellet Berghaller.

Tabell 1 Oversikt over innhold i en miljørisikovurdering for underjordisk deponi, relevant for Mofjellet Berghaller

Geologisk vurdering:

Detaljert kunnskap om geologi (berggrunn, jord, topografi) Kartlegging av sprekker, sprekkesystem, forkastningssoner Mulig påvirkning av seismisk aktivitet (jordskjelv)

Geomekanisk

vurdering: Dokumentasjon av stabiliteten av bergrommene. Avfallet må inngå i vurderingen

Det må dokumenteres at bergrommene ikke deformeres slik at det oppstår transportveger til biosfæren

Tilfredsstillende stabilitet under drift av bergrommene Dokumentasjon av avfallets stabilitet

Hydrogeologisk vurdering:

Detaljert kartlegging av hydrauliske egenskaper for å kartlegge

grunnvannsstrømning (basert på hydraulisk ledningsevne i berggrunnen, sprekker og hydrauliske gradienter)

Geokjemisk

vurdering: Detaljert kartlegging av kjemisk sammensetning av berggrunn og grunnvann for å kunne vurdere sammensetningen i grunnvann og mulig endring over tid, mineralogisk beskrivelse av berggrunnen

Effekt på biosfæren, økosystem:

Baseline studier for å kartlegge bakgrunnsverdier

Vurdering av virkning på potensielt påvirkede økosystemer Langsiktig

vurdering:

Vurderingene skal omfatte et langsiktig perspektiv, etter at driften her opphørt.

2 Grunnlag, metode

Grunnlagsmateriale som har vært benyttet ved gjennomføring av foreliggende risikovurdering er vist Tabell 2.

Tabell 2 Oversikt over grunnlagsmateriale

Tema Dokument År Tittel/ Innhold

Geologi Rapport SigmaH 2014 Bergmekaniske forhold og befaring i Mofjellet gruver

Hydrogeologi Rapport, Noteby

45325-2 1992 Hydrogeologiske undersøkelser Del 1: Inne i gruva

Hydrogeologi Rapport, Noteby

45325-3 1992 Hydrogeologiske undersøkelser Del 2: Ved innbindingsanlegget

(11)

Tema Dokument År Tittel/ Innhold Innledende

studie som grunnlag for søknad

Multiconsult 2014 Vurdering av deponiforhold i Mofjellet

Avfallskarakteris ering

Div. dokument Miljøteknikk Terrateam AS (pdf- dokumenter, Excel- fil)

1993- 2014

Data fra regelmessig overvåking av prosessert avfall.

Avfallskarakteris

ering, utlekking Rapport, Molab 2013 Resultater fra analyser av totalinnhold, utlekking

Utlekking, monolittisk test

Interne dokumenter Miljøteknikk Terrateam (notat, Excel-fil)

2013 Resultater fra monolittisk test (tank test)

Geokjemisk

vurdering Interne dokumenter Miljøteknikk Terrateam Excel-fil

2014 Resultater fra titrering av innbundet avfall (med (HCl)

Geokjemisk vurdering

Interne dokumenter Miljøteknikk Terrateam Excel-fil

2014 Resultater fra titrering av gruvevann (med NaOH)

Resipient- karakterisering, overvåking

Interne dokumenter Miljøteknikk Terrateam (pdf- dokumenter, Excel- fil)

1993- 2014

Resultater fra overvåking av gruvevann og brønnvann siden deponiet ble startet.

Resipient- karakterisering, vannanalyser

Miljøteknikk

Terrateam Excel-fil 2014 Resultater vannanalyser av gruve- og brønnvann

Resipient- karakterisering

Dokumenter fra internett

2014 Informasjon om vannforekomsten, Ranfjorden Resipient-

karakterisering Laboratorierapport

fra Molab 2014 Informasjon om Mobekken

Oppbygging av miljørisikovurderingen gjennomført i tråd med avfallsforskriften og vedlegg A i Rådsdirektiv 2003/33/EG. Dette inkluderer en vurdering av: 1) avfallet, 2) mottakere/

reseptorer, 3) transportveger og 4) effekt. Denne oppbyggingen er også i henhold til "Veileder om miljørisikovurdering av bunntetting og oppsamling av sigevann ved deponier" (TA-1995 SFT-2003), hvor miljørisikovurderingen bygges opp med 1) Avfallskarakterisering, 2) Transportkarakterisering, 2) Resipientkarakterisering.

Befaring av gruva og områdene rundt ble gjennomført av NGI v/Thomas Pabst og Marianne Kvennås den 12 mai 2014. Det ble samtidig tatt ut vannprøver for analyse. SigmaH v/Arne

(12)

Rev.nr.: 1 Side: 12

Myrvang besøkte gruva og bedriften den 8. oktober 2014 for vurdering av bergmekanisk sikkerhet.

Det har underveis i prosessen blitt avholdt flere møter med Miljøteknikk Terrateam AS for å gå gjennom grunnlagsdata og diskutere resultater.

3 Beskrivelse av lokaliteten (gruva)

3.1 Bergart/malm

Arne Myrvang har beskrevet malmforekomsten i gruvesystemet i notatet i vedlegg B. En oppsummering av beskrivelsen er gjort i det følgende.

Bergartene ved Mofjellet er glimmergneiser og amfibolitter. Forekomsten består av tre parallelle langstrakte, såkalte malmlinser som ligger over hverandre med en innbyrdes avstand på opp til ca. 30 m. Disse kalles Linse 1 (øverst), Linse 2 og Linse 3. Linsene har en bredde på 20 – 70 m og en tykkelse på ca. 3 – 4 m. Linsene er drevet ut i en lengde på ca. 3 km i Ø-V retning. Kart som viser ulike plan i gruva med linser samt snitt er vist i rapport 45325/2 (Noteby, 1993).

Malmlinsene ligger i lyse, granatførende glimmergneiser med ca. Ø –V strøk og med fall 10 -30 grader mot sør. Den vertikale bergoverdekningen over malmene ligger ca. mellom 200 og 300 m.

Måling av det opprinnelige bergspenningsmønsteret viste at den største spenningskomponenten er flattliggende med en størrelse på 12 MPa og med orientering omtrent normalt på malmens strøkretning.

Malmmineralene er sinkblende ZnS, blyglans PbS, kobberkis CuFeS og svovelkis FeS2, dvs.

sulfider. Metallgehaltene har i gjennomsnitt vært 3,5% Zn, 0,85% Pb og 0,30% Cu.

3.2 Forkastninger, sprekker, sprekkesystem

Det rapporteres ingen forkastninger eller svakhetssoner av betydning i gruveområdet.

Generelt er gruva meget tørr (Myrvang, 2014, vedlegg B).

3.3 Påvirkning av seismisk aktivitet

Arne Myrvang har utført en vurdering av påvirkningen av seismisk aktivitet på Mofjellet Berghaller, basert på tidligere arbeider i gruva, og befaring i gruveområdet.

Det vurderes at et eventuelt jordskjelv ikke vil medføre alvorlige skader i gruva med konsekvenser for overflaten av Mofjellet (se detaljer i vedlegg B).

Generelt er jordskjelvaktiviteten større i Nordland enn i resten av landet, og Rana-området med kyststrøkene utenfor skiller seg spesielt ut. Her skjedde det største jordskjelvet som er registrert i historisk tid i Skandinavia i 1819. Etterberegninger på grunnlag av beskrivelsen viser at skjelvet hadde en styrke på 5,8 på Richters skala. Det kan ikke utelukkes at et tilsvarende skjelv kan skje.

Generelt er det slik at jordskjelv påvirker underjordsanlegg lite i forhold til installasjoner på overflaten. Dette har sammenheng med at rystelsene vil være sterkest på overflaten der en har

"fri flate". Ellers regnes jordskjelv lavere enn Richter 5 normalt ikke å medføre store skader.

(13)

I Mofjellet finnes ingen aktive forkastninger eller knusningssoner som kunne ha medført forskyvninger i forbindelse med jordskjelv. Det antas derfor at et eventuelt jordskjelv ikke vil medføre alvorlige skader i gruva med konsekvenser for overflaten av Mofjellet.

3.4 Deponiets oppbygning

3.4.1 Deponerte mengder

Det ble drevet gruvedrift i Mofjellet i perioder fra 1800-tallet fram til 1987, og behandlings- anlegget ligger like utenfor gruveåpningene. Det er anslått at volumet av bergrom utgjør rundt 1,4-1,5 millioner m³. Det volumet som kan utnyttes til deponering er antakelig noe mindre, anslått til 1,05 millioner m³. Disse tallene er imidlertid høyst usikre.

Deponering av avfall har pågått siden 18. juni 1993. Ved utgangen av 2014 var det deponert omtrent 397 000 m³. Siden oppstarten har det blitt mottatt og behandlet ca. 557 000 tonn.

Gjenværende levetid for deponiet anslås til ca. 22 år fra 1.1.2015, men anslaget er meget usikkert.

Det planlegges å fylle inn omtrent 30 000 m³ behandlet masse pr år.

3.4.2 Områder for deponering og logistikk

Det er til nå deponert i Vestgruva linse 0 og 1 og Østgruva linse 1, 2 og 3. For tiden pågår mesteparten av deponeringen i østgruva på linse 1. Kart som viser linsene, Vestgruva og Østgruva er vist i rapport 45325 (Noteby, 1993).

Det er ledige volum i østgruva på alle linser, samt en del i vestgruva. Grov plan for videre oppfylling er skissert i Tabell 3.

Tabell 3 Plan for oppfylling av gruva

Årstall Østgruva Vestgruva

2015-2030 Deponering på linse 3 Nergruva Sideganger linse 3,2,1 Nergruva Vassberget (linse 3 Nergruva).

Sideganger på laveste plan, sideganger på øverste plan i vestgruva (linse 1, 2, 3) Ledige sidevolumer i Øvergruva (linse 0 vest).

2031-2037 Kjøreveier linse 3 og linse 1 i Nergruva fylles.

Kjørevei linse 2 Nergruva fylles.

Fylle kjøreveier i Øvergruva og i vestgruva fram til gammelt verksted.

Avslutte deponering i øvre del av Øvergruva (linse 0), samt linse 1-2 i vestgruva.

Ranka holdes åpen.

2038 Deponering avsluttes. Ranka og øvre del av skråsjakta vurderes holdt åpen.

I behandlingsprosessen blandes avfallsmassene med vann, sement og eventuelle tilsetnings- stoffer i en type betongblander, se kapittel 4.2. Etter innblanding kjøres massen inn i berghallene med dumper i lass på ca 10 tonn og blir deponert i løpet av 10-30 minutter. I løpet av en driftsdag deponeres det ca 200-300 tonn på ett eller flere deponisteder. I løpet av få døgn har massen herdet nok til at den kan kjøres på. Det deponerte stabiliserte avfallet får en monolittisk struktur.

(14)

Rev.nr.: 1 Side: 14

3.4.3 Gruve/Bergrom stabilitet

De høye, horisontale bergspenningene (12 MPa) på tvers av malmens strøk/lengderetning vil i denne sammenheng være svært gunstig, og forhindre innrasninger (Myrvang, 2014, vedlegg B).

Tykkelsen av malmkroppene er dessuten for det meste bare 3 – 5 m. Med en bergoverdekning på 200-300 m utelukker dette at en eventuell innrasning vil spre seg til overflaten på Mofjellet.

Etter hvert som brytningsrommene fylles med deponimasse vil videre muligheten for innrasning avta betydelig.

3.4.4 Tiltak for å sikre gruverommene

Det er gjort forskjellige mindre tiltak inne i gruva under Miljøteknikk Terrateams driftstid. Det er blant annet utført noen sprenginger, særlig i henget, for å få større høyde og bedre kjøreveier, det er også gjort noe grøfting langs kjøreveier. Det utgjør svært liten andel av totalvolumet/overflata av fjellet. Dersom det ligger slam fra gruvedrifta i bergrommene, fjernes det før deponering starter. Det blir altså tatt ut og behandlet på linje med det øvrige avfallet. I 2013 utgjorde slik masse ca. 1000 tonn.

I følge driftssjef Gjesbakk kontrolleres taket regelmessig og rensking og ny bolting utføres om nødvendig. Før nye driftsområder tas i bruk utføres grundig rensk og bolting. Det brukes forspente, galvaniserte bolter med lengde 2,0 eller 3,0 m. Årlig settes det 500- 1000 bolter.

Åpningene mellom stollen og brytningsrommene tettes med jordfuktig masse. Arne Myrvang har inspisert bergrommene (notat i vedlegg B). Han konkluderer med at åpningene viste alle meget god kontakt mellom berg og masse. I tillegg til tetting vil massene være god støtte for pilarene, noe som generelt vil gi økt stabilitet i området. Noen steder er pilarer boltet med horisontale bolter for å holde løse blokker på plass.

Fra et gruveteknisk synspunkt synes den aktiviteten som drives å være gjort på en arbeids- miljømessig sikker måte. De utførte bergsikringstiltak er gjennomført på en faglig forsvarlig måte, og det føres kontinuerlig kontroll av forholdene. Gruva inspiseres også jevnlig av Direktoratet for Mineralforvaltning (DMF). Generelt vil utfylling av gruven redusere ustabiliteter ytterligere.

3.5 Forurensning fra tidligere gruvevirksomhet

Tidligere gruvevirksomhet med utvinning av sulfidmalmer, opparbeiding og deponering av avgangsmasser har medført og medfører betydelig forurensing av området. Da de samme metallene kan foreligge i forhøyede konsentrasjoner i avfallet som deponeres i gruva, er det viktig å få en oversikt over denne kilden til forurensning.

3.5.1 Totalinnhold i malmen

Malmen er en impregnasjonsmalm (malm-mineralene finfordelt i bergarten), hvor hoved- mineralene er blyglans (PbS), sinkblende/sfaleritt (ZnS), kobberkis (CuFeS) og svovelkis FeS2

(Noteby 1990, Myrvang 2014). Metallinnholdet er beregnet til ca. 3,5% Zn, ca. 0,85% Pb, ca.

0,3% Cu og ca. 3,5% S. Resultater fra analyser av borekjerner fra Mofjellet er vist i Tabell 4.

(15)

Tabell 4 Innhold av Cd, Cu, Pb og Zn i borekjerner fra Mofjellet (NGU 2013)

Gjennomsnitt (n=5)

mg/kg STD

Andel (%)

Cd 249 165 0,02

Cu 3583 264 0,36

Pb 8977 3432 0,90

Zn 56378 39182 5,64

Sinkblende/sfaleritt inneholder noe kadmium (Store Norske leksikon, 2014). Dette er også funnet i Mofjellområdet i nyere undersøkelser med prøver på inntil 2 % Cd pr formelenhet sfaleritt. (NGU, 2013).

3.5.2 Vann fra gruva

Det foreligger analyser av vannet fra gruva i Mofjellet fra før deponeringen startet. Eieren av gruva, BNN, fikk gruvevannet analysert i 1987- 1988 i forbindelse med nedleggelsen. Det ble også startet utredning av avfallsanlegg i mo i Rana og bruk av Mofjellgruva som deponi. Videre ble det av Noteby gjennomført analyser for å dokumentere "før situasjonen" før deponering (BNN 1987, Østlandskonsult 1988, Noteby 1992). En oversikt over disse resultatene er gitt i Tabell 5.

Tabell 5 Analyser av gruvevann fra perioden 1987 – 1992 (før deponering)

Utpumpet vann

(1987)* Drensvann i gruva (1988) Vannprøver (1992)

3. sept 23. nov Prøve 1 Prøve 2 Prøve 3 Prøve 4 Utløp,

gruva Vest-

gruva Øst- gruva*

pH 5,3 7,25 7,2 7,25 6,8 6,9 4,8 4,7 5,1

Cd µg/l 206 23 40 23 180 130 150 130 150

Cu µg/l 247 20 20 110 380 50

Pb µg/l 120 10 400 10 200 100 470 500 450

Zn µg/l 70880 9450 11300 9450 64000 51000 56000 56000 56000

Fe µg/l 290 10 1100 10 <50 400 - - -

SO42- mg/l - - - 636 642 642

*(inkl. vann fra vest)

Resultatene viser et svært høyt innhold av sink i vannet (opptil ca. 70 mg Zn/l). Men det registreres også høye konsentrasjoner av Cd (0,02 – 0,2 mg/l), Cu (0,02 – 0,38 mg/l) og Pb (0,01 – 0,5 mg/l). Videre påvises det høye konsentrasjoner av sulfat på rundt 640 mg/l. Høye metall og sulfatkonsentrasjoner skyldes oksidering av metallrike sulfidmineraler. Dette er en syredannende reaksjon. For flere av prøvene fra 1987-1988 registreres imidlertid en nøytral pH i vannet. Dette indikerer at det sannsynligvis foreligger noe kalkholdige mineraler i området som bufrer denne reaksjonen. Konsentrasjonene i tungmetaller er derfor noe redusert pga. utfelling.

Analyser av totalt organisk karbon (TOC) i vannet fra gruva før deponeringen viser at drensvannet inneholder lave konsentrasjoner av TOC (1,5 – 3,8 mg/l). Elektrisk ledningsevne i drensvannet: 870 – 980 µS/cm. Vann i dagfjellsonen/innlekket overflatevann: 130 – 270 µS/cm.

(Noteby 1993).

(16)

Rev.nr.: 1 Side: 16

3.5.3 Grunnvann

I forbindelse med etableringen av deponiet ble det satt to grunnvannsbrønner i nærheten av produksjonshall (Brønn 1 og Brønn 2), se kart i vedlegg C. Brønnene ble boret i 1993 og satt i fyllmasser av sand, grus og stein samt gruveavfall. Prøvetaking ble gjennomført i juni 1993, før deponeringen startet. Brønnene har deretter blitt prøvetatt kvartalsvis (Noteby 1993).

I Brønn 1 registreres svært høye metallkonsentrasjoner (Tabell 6). Denne brønnen er trolig satt i avgangsmasser fra gruva, og en lav pH på 3,5 indikerer sulfidoksidering. Brønn 2 viser betydelig lavere metallkonsentrasjoner (bunn brønn på 6,9 m dyp), hvor kun Zn foreligger over deteksjonsgrensen.

Resultater fra analyser av utvalgte tungmetaller i brønn 1 og brønn 2 før oppstart av deponering er vist i Tabell 6.

Tabell 6 Analyseresultater Brønn 1 og Brønn 2 før oppstart deponering i 1993

Brønn 1 Brønn 2

pH 3,5 6

Cd µg/l 908 <5

Cu µg/l 5070 <1

Pb µg/l 818 <23

Zn µg/l 58100 397

3.5.4 Konklusjon – forurensning fra tidligere gruvevirksomhet

Analyser av totalinnhold i gruvematerialet viser at det foreligger høye metallkonsentrasjoner av både Zn, Cu, Pb og Cd i Mofjellet. Oksidering av sulfidene medfører frigjøring av disse metallene, og det har blitt målt svært høye konsentrasjoner i vann fra gruva før deponeringen startet.

Grunnvann i området har også blitt sterkt påvirket av gruveaktiviteten.

4 Avfallskarakterisering

4.1 Avfallstyper og -mengder

Ved utgangen av 2014 var det deponert omtrent 397 000 m³. Siden oppstarten har det blitt mottatt og behandlet ca. 557 000 tonn. Dette utgjør ca. 37 % av anslått totalt volum for deponering (1,05 mill m³). Dagens konsesjon for mottak av avfall ligger på 70 000 tonn per år. I hovedsak er dette farlig avfall med noe mindre mengder ordinært avfall. En oversikt over de største fraksjonene i 2013 er gitt i Tabell 7.

(17)

Tabell 7 Avfallsfraksjoner som mottas for behandling og deponering ved Miljøteknikk Terrateam AS

Avfallstype Mengde (tonn)

Ordinært avfall (forurensede masser mm) 23 754 Slagg, støv, flygeaske, katalysatorer, blåsesand m.m. 25 531

Uorganisk slam fra industri 507

Uorganiske syrer og baser 182

Vandig flytende avfall 9 254

Uorganiske salter, fast industriavfall 310

Alt avfall som deponeres behandles ved en stabiliserings/solidifiseringsprosess (S/S), se etter- følgende kapitler.

4.2 Stabiliseringsprosess (innbinding)

Forurensede masser/farlig avfall blir behandlet med en stabilisering/solidifiseringsprosess.

Formålet med denne teknikken hvor forurensede masser tilsettes bl.a. tilslag og sement, er å omdanne disse til et stabilt, hardt materiale. Sementstabilisering er trolig den mest benyttede metoden for solidifisering (Astrup, 2008).

Miljøteknikk Terrateam AS bruker betegnelsen innbinding som inkluderer både solidifisering og stabilisering. Innbindingsprosessen fører i første rekke til at sement reagerer kjemisk med fritt vann og danner en tørr monolitt med forbedrede mekaniske egenskaper. Baseoverskuddet i betongmassen vil også bidra til å stabilisere metallene i avfallet som (oxy)hydroksider.

Formålet med metoden er å redusere forurensing fra ulike typer partikulære masser gjennom å redusere materialets totale overflate som kan avgi forurensinger til omgivelsene og gjennom en kjemisk stabilisering. Materialets håndterbarhet og fysiske egenskaper bedres. Monolitten immobiliserer forurensningselementene og overflatearealet minskes slik at utlekking pr. tidsenhet minsker. Den tilgjengelige overflaten for utlekking minskes ved at de enkelte korn kjemisk bindes sammen til en større enhet. Dermed reduseres permeabiliteten av monolitten kraftig.

Miljøteknikk Terrateam AS utvikler ulike typer resepter for behandlingen avhengig av sammensetningen av massene og konsentrasjonsnivået.

Produktkontroll foregår ved at ferdig innbundet materiale testes etter en herdetid på 28 dager.

Prøvene gjennomgår en utlekkingstest og Miljødirektoratet har i sin driftstillatelse satt krav til konsentrasjoner i utlekkingsvannet. Den amerikanske EPAs TCLP-test (Toxicity Characteristic Leaching Procedure) benyttes for måling av utlekking. I tillegg utføres det en trykkstyrketest på prøvene. Se etterfølgende kapitler.

4.3 Styrke

Det gjennomføres testing på trykkstyrke av det stabiliserte avfallet etter 28 dagers herding.

Testen gjennomføres ved hjelp av et trykkprøvingsmaskin (X-press, SPEX industries).

Grenseverdien for mekanisk styrke er i konsesjonen satt til 0,5 MPa. Dette er et mål på at massen har herdet så mye at man kan kjøre på den. Maksimal styrke som måles ligger på 2 – 2,5 MPa, men reell styrke er sannsynligvis i mange tilfeller høyere.

Resultater fra trykktesting av stabilisert materiale de siste 2 årene er vist i Figur 3.

(18)

Rev.nr.: 1 Side: 18

Figur 3 Trykkstyrke i stabilisert avfall etter 28 døgns herding (perioden 2012-2014). Rød strek viser minimumskriterium på 0,5 MPa. Blå strek indikerer maksimal styrke som kan måles med utstyret (endret fra 2,5 MPa til 2 MPa i november 2013)

Resultatene viser at de stabiliserte massene i all hovedsak har en styrke etter 28 dager som tilfredsstiller krav i utslippstillatelsen/konsesjon. Mange av prøvene har en trykkstyrke på

>2,5 MPa. Til sammenligning har betong normalt en styrke som overskrider 15 MPa (Nordic Council of Ministers 2006).

De stabiliserte massene deponeres mens de ennå har en plastisk konsistens, og i løpet av få døgn har massen herdet nok til at den kan kjøres på. Ved deponering fylles gruvegangene helt opp, og man forsøker å oppnå mest mulig utfylling av hele hulrommene. En tilbakeføring til gruva med solidifiserte masser er således en gunstig metode for stabilisering og gjenoppbygging av de nedlagte gruvegangene med generell økt geomekanisk styrke i massene. (Myrvang, 2014)

Det stabiliserte avfallet har et høyt innhold av salter (bl.a. Cl^-, SO42-).

4.4 Permeabilitet

Driftsmetoden i Mofjellet med masser som deponeres i pastøs form og som herdes under deponering, gir liten permeabilitet. Tidligere testing av permeabilitet viser at materialet kan karakteriseres som relativt tett. Resultater fra permeabilitetstester fra innbundne masser utført av Terrateam i perioden 1993-1995 viser store variasjoner og målte permeabiliteter varierer mellom 9·10^-12 m/s og 6·10^-6 m/s med et logaritmisk gjennomsnitt på 1·10^-9 m/s (89 prøver).

Fram til 2002 forelå et permeabilitetskrav for stabiliserte masser på 10^-9 m/s. Kravet har senere blitt fjernet.

Undersøkelser av innstøpte masser viste at det er ingen tegn til riss, det vil si at massene kryper i liten grad under størkning. Dermed oppnås god heft mellom ulike deponerte masser, slik at de kan ses på som en blokk. Dette reduserer vanngjennomtrenging og mobilisering av forurensningskomponenter.

(19)

4.5 Utlekkingspotensial

4.5.1 Generelt

I avfallsforskriften foreligger det krav om dokumentasjon av utlekkingspotensialet av masser som skal deponeres ved deponi for farlig avfall. Disse kravene ble innført i det norske regelverket i 2003. Ved oppstarten av deponiet i 1993, forelå det således ingen formelle krav til type utlekkingstester som skulle benyttes på deponimassene i Mofjellet. Basert på innledende studier og en sammenligning mellom Toxicity Characterisation Leaching Procedure (TCLP) test og monolittisk tank test, ble førstnevnte testprosedyre valgt. Dette på grunn av denne testens enklere gjennomførbarhet, redusert tidsforbruk og anvendelse for organiske komponenter (Sundvor 1993). Bedriften har i sin konsesjon utlekkingskriterier for eluatvann fra TCLP-testen.

Grenseverdiene er basert på nederlandske B-verdier for grunnvann.

I forbindelse med utarbeidelse med ny søknad ble det fra myndighetenes side satt krav om å gjennomføre standardiserte utlekkingstester etter avfallsforskriften. Det har derfor blitt gjennomført kolonne- og ristetest på 3 ulike prøver av innbindingsmasse. I tillegg er det gjennomført en monolittisk utlekkingstest over 34 døgn. Resultater fra de ulike utlekkingstestene er gitt i de følgende kapitlene.

4.5.2 TCLP-test

I TCLP-testen simuleres den "mettede" sonen i et deponi hvor avfallet kommer i kontakt med organiske syrer. TCLP utføres etter 28 dagers herding. Materialet knuses ned til 9,5 mm for å øke overflaten og kontakten mellom væske og stabilisert avfall. Væske-faststoff forholdet er høyt (L/S forhold 20) og avfallet ristes i 18 timer med eddiksyre med lav pH. Eluatene filtreres og analysers på metaller, salter og organiske forurensningskomponenter.

Målinger av pH i eluatet fra TCLP-testen fra perioden 2012 – 2014 viser at nesten samtlige prøver har pH på mellom 6 og 10 (høyre diagram i Figur 4). Sammenlignet med utgangs pH i det stabiliserte materialet vil en slik pH endring kunne medføre økt mobilitet for enkelte metaller (Cd), men også redusert mobilitet for andre (Pb, Zn, Cu) sammenlignet med materialet opprinnelige pH (venstre diagram i Figur 4).

Høy variasjon i pH i eluatet fra TCLP-testen skyldes ulik tilsats av sement i prosessen samt variasjon i avfallets egen bufringskapasitet.

Figur 4 Venstre figur: pH målt i porevann i nyblandet materiale, før herding. Høyre figur: pH i eluat fra TCLP-test etter risting (18 timer)

Resultater av metallanalyser fra eluater i TCLP-testen for perioden 2012-2014 er vist i Figur 5 og Figur 6. Verdiene er sammenlignet med utlekkingskriterier satt i bedriftens konsesjon (rød strek).

0 2 4 6 8 10 12 14

apr. 12 okt. 12 mai. 13 nov. 13 jun. 14

pH

0 2 4 6 8 10 12 14

pH

(20)

Rev.nr.: 1 Side: 20

Figur 5 Konsentrasjoner av metaller i eluat fra TCLP-tester fra perioden 2012-2014. Rød strek indikerer grenseverdi satt i konsesjonen. Blå strek indikerer deteksjonsgrense

Resultater viser lavt innhold av både Cu, Ni og Pb i eluatet, betydelig lavere enn utlekkingskriteriene. Kvikksølv påvises kun i enkelte prøver (under deteksjonsgrense). For Cd og Zn er innholdet i hovedsak lavt og godt innenfor gitte kriterier. Enkelte verdier ligger på nivå med kriteriene.

Lave konsentrasjoner i eluatene registreres også for elementene As og Cr (Figur 6). Disse foreligger som oksyanioner og vil ha andre utlekkingsegenskaper sammenlignet med de kationiske metallene, hvor lavere pH vil gi økt tilbakeholdelse av anionene.

(21)

Figur 6 Konsentrasjoner av As og Cr i eluat fra TCLP-tester fra perioden 2012-2014. Rød strek indikerer grenseverdi satt i konsesjonen. Blå strek indikerer deteksjonsgrense

Bruk av eddiksyre i TCLP-testen vil i tillegg til lavere pH, simulere forhøyet innhold av DOC i utlekkingsvannet. Organiske miljøgifter har høyere affinitet til DOC. Analyser av oljerelaterte forbindelser (totale hydrokarboner, THC) viser en forhøyet utlekking, men godt innenfor gitte kriterier (Figur 7). Tidligere analyser av organiske miljøgifter viser lav utlekking. PCB (under deteksjonsgrensen), PAH påvist i lave konsentrasjoner (<20 µg/l), grenseverdien for PAH ligger på 1000 µg/l.

Figur 7 Konsentrasjoner av totale hydrokarboner (THC) i eluat fra TCLP- tester fra perioden 2012-2014.

Rød strek indikerer grenseverdi satt i konsesjonen

4.5.3 Utlekkingstesting i henhold til avfallsforskriften - Sammenligning av TCLP- og CEN- ristetest

Som nevnt ovenfor er det utført standardiserte utlekkingstester på tre innbindingsprøver.

Utlekkingstestestene har omfattet ristetest (EN12457/2) og kolonnetest (CEN/RS 14405). I tillegg ble det gjennomført analyser av totalinnhold av metaller, TOC og enkelte organiske parametere.

0,001 0,01 0,1 1 10

As [mg/l]

0,0001 0,001 0,01 0,1 1 10

Cr [mg/l]

(22)

Rev.nr.: 1 Side: 22

Prøve 1 (Februar 2013) og Prøve 2 (April 2013) er prøver fra innbundet avfall fra prosessanlegget. Prøve 3 (SS Vår 2013) er blandprøve fra innbindingsforsøk i labskala. Alle tre prøvene stammer fra avfallsfraksjoner blandet med sement og støpt ut i klosser som har herdet i 28 døgn før klossene blir knust og testet. Totalinnhold i de testede massene er vist i Tabell 8.

For samtlige parametere ligger totalinnholdet i masser etter innbinding lavere enn grensen for farlig avfall for jord, jf. Veileder fra Miljødirektoratet: Helsebaserte tilstandsklasser for forurenset grunn, TA 2553/2009. Grenseverdiene for farlig avfall er basert på avfallsforskriftens kapittel 11 (se vedlegg B i veileder).

Tabell 8 Totalinnhold i prøver fra innbundet masse (prøve 1 – prøve 3) sammenlignet med grenseverdier for når jord er å anse som farlig avfall (jf. veileder fra Miljødirektoratet, TA 2553/2009)

Prøve 1

(Feb 2013)

Prøve 2 (April 2013)

Prøve 3

(SS vår 2013) Farlig avfall

As mg/kg 37 38 37 1000

Cd mg/kg 39 29 32 1000

Cr (total) mg/kg 210 210 290 25000

Cu mg/kg 270 660 460 25000

Hg mg/kg 18 2,6 20 1000

Ni mg/kg 43 77 130 2500

Pb mg/kg 1500 960 1200 2500

Zn mg/kg 18100 7700 14100 25000

TOC % 2,5 1,7 1,6 -

BTEX mg/kg <0,01 <0,01 <0,01 1000

∑ 7PCB mg/kg 0,018 0,033 0,021 50

Mineralolje (C12-C35) mg/kg 372 2336 1424 20000

PAH-16 mg/kg 127 61 3,4 2500

Benzo-a-pyren mg/kg 2,3 1,8 0,083 100

Klorid, Cl- mg/kg 14300 32800 35300

Da TCLP-testen som benyttes ved Miljøteknikk Terrateam ikke er i henhold til testene som er oppgitt som krav i avfallsforskriften, er det gjort en sammenligning av denne testen med standard CEN-ristetest. Da testene blant annet er basert på ulike ekstraksjonsmiddel (eddiksyre vs vann), ulike L/S forhold (L/S20 vs L/S10), ulik ristehastighet (30 runder pr minutt vs 10 runder pr minutt) og ristetid (18 vs. 24 timer), er en direkte sammenligning ikke mulig.

Resultatene fra standard CEN-ristetest og TCLP-testene på samme materiale er gitt i Tabell 9.

TCLP-resultatene er omregnet til mg/kg for sammenligningens skyld. Resultater fra CEN- ristetest er også sammenlignet med utlekkingskriterier i avfallsforskriften, vedlegg II.

(23)

Tabell 9 Sammenligning av resultater fra CEN-ristetest og TCLP-test gjennomført på samme materiale.

Enheter i mg/kg. Overskridelser av utlekkingskriterier for farlig avfallsdeponi er indikert med rød farge

Prøve 1 Prøve 2 Prøve 3

CEN-

ristetest TCLP

CEN-

ristetest TCLP

CEN-

ristetest TCLP

pH i eluat 12,1 8 11,3 8,5 11,2 6,5

DOC mg/kg 910 - 3383 - 1680 -

Klorid mg/kg 20400 19880 33600 35000 37000 39200

Fluorid mg/kg 21 - 23 - 63 -

Sulfat mg/kg 1560 - 310 - 300 -

As mg/kg < 0,1 0,35 < 0,1 0,27 < 0,1 0,42

Ba mg/kg 2,7 46,1 12 46,3 15 46,5

Cd mg/kg < 0,02 0,02 < 0,02 < 0,01 < 0,02 1,36

Cr mg/kg 1,3 9,95 0,3 7,60 0,2 4,26

Cu mg/kg 1,4 4,69 1,4 5,53 1,6 6,86

Hg mg/kg < 0,001 < 0,1 < 0,001 < 0,1 < 0,001 < 0,1

Mo mg/kg 3,2 9,76 3,3 15,8 1,4 11,3

Ni mg/kg 0,13 0,72 0,1 0,41 0,05 2,40

Pb mg/kg 1,3 < 0,03 0,16 < 0,03 0,35 0,03

Sb mg/kg < 0,05 i.a. 0,2 i.a. 0,07 i.a.

Se mg/kg < 0,1 i.a. < 0,1 i.a. 0,1 i.a.

Zn mg/kg 2 38,38 0,1 0,45 0,2 38,38

CEN-ristetest viser at utlekkingen i hovedsak ligger innenfor grenseverdiene for inert avfallsdeponi (As, Ba, Cu, Hg, Ni, Sb, Se, Zn) og ordinært avfall (F, SO42-, Cr, Mo, Pb). Ut- lekkingen av DOC og klorid overskrider grenseverdiene for farlig avfallsdeponi i to av prøvene (angitt med rød farge i Tabell 9).

En kartlegging av kilden til det høye kloridinnholdet viser at kloriden stammer fra flyveasker fra avfallsforbrenning (77000 mg/kg) og filterstøv (Aleris, 78 000 mg/kg). Forurenset slop-vann kan også inneholde klorider (5000 – 13000 mg/kg). I tillegg fant vi ut at så å si all klorid vaskes ut.

Sammenligning av resultater fra de to testprosedyrene viser at TCLP-testen gir til dels betydelig høyere utlekking sammenlignet med den standardiserte ristetesten. Dette skyldes sannsynligvis en lavere pH og økt mobilitet med DOC. Unntaket er bly hvor CEN-ristetesten viser høyere utlekking. Dette kan føres tilbake på høy pH i denne testen (11-12), hvor løseligheten til Pb kan øke.

C0 konsentrasjonene fra kolonnetesten er vist i Tabell 10. Dette representerer det første vannet som kommer ut av kolonnen, noe som ofte innehar den høyeste konsentrasjonen i utlekkings- forløpet.

(24)

Rev.nr.: 1 Side: 24

Tabell 10 Resultater fra standard kolonnetest (C0) på innbundet materiale. Resultatene er sammenlignet med utlekkingskriterier i avfallsforskriften, vedlegg II. Rød farge indikerer overskridelse av kriteriene for farlig avfallsdeponi

Prøve 1 Prøve 2 Prøve 3 Inert avfall Ordinært avfall

Farlig avfall

pH i eluat 12,3 11,7 11,4

DOC mg/l 885 3790 2020 160 250 320

Klorid mg/l 23200 37200 49300 460 8500 15000

Fluorid mg/l 1,6 0,76 3,4 2,5 40 120

Sulfat mg/l 380 75 72 1000 7000 17000

As mg/l <0,01 <0,01 <0,01 0,06 0,3 3

Ba mg/l 0,5 3 6 4 20 60

Cd mg/l <0,02 <0,02 <0,02 0,02 0,3 1,7

Cr mg/l 0,29 0,01 <0,02 0,1 2,5 15

Cu mg/l 0,9 0,68 1,1 0,6 30 60

Hg mg/l <0,0001 <0,0001 <0,001 0,002 0,03 0,3

Mo mg/l 1 0,65 0,27 0,2 3,5 10

Ni mg/l 0,04 0,02 0,01 0,12 3 12

Pb mg/l 0,03 <0,02 0,02 0,15 3 15

Sb mg/l <0,1 <0,1 <0,1 0,1 0,15 1

Se mg/l 0,04 <0,04 0,04 0,04 0,2 3

Zn mg/l <0,01 <0,01 0,03 1,2 15 60

Resultatene viser svært liten utlekking av metaller og metalloider i prøvene, lavere eller på nivå med utlekkingskriteriene for inert avfallsdeponi. I likhet med ristetesten har prøvene en høy utlekking av DOC og klorid.

4.5.4 Monolittisk test

For å få en mer realistisk test på utlekking fra innbundet materiale, ble det gjort tester på utstøpte klosser med monolittisk utlekkingstest, en såkalt tank-test (CEN/TC 15863:2012 Characterization of waste - Leaching behavior test for basic characterization under fixed test conditions). Forsøket ble gjennomført på 7 innbindingsprøver: 2 store klosser (10x10x10 cm,

~600 cm²) og 5 små klosser (5x5x5 cm, 150 cm²). Klossene ble i henhold til prosedyren senket ned i ionebyttet, destillert vann. Utlekkingsvannet ble byttet etter angitt skjema, med totalt 7 uttak. Eluatene ble analysert for metaller, klorid, fluor, sulfat, DOC, THC, fenolindeks. Testen ble gjennomført over en periode på 34 døgn. I likhet med TCLP-testen er gjennomføring og metallanalyser gjennomført ved Miljøteknikk Terrateam.

Resultatene er angitt som akkumulert utlekking over 32 døgn og vist i Figur 8 og Figur 9.

Verdiene er sammenlignet med britiske og nederlandske utlekkingskriteria for monolittisk avfall som skal deponeres. Kriteriene er basert på samme type utlekkingstest, men med uttak fram til 64 døgn. Prøvene fra Mofjellet har et eksponentielt utlekkingsforløp (sterkt avtagende konsentrasjoner), se vedlegg C. En sammenligning med disse kriteriene ansees derfor som plausibelt.

(25)

Figur 8 Akkumulert utlekking av Cl- og SO42- (mg/m²) for stabilisert materiale fra Mofjellet. Britiske (GB) og nederlandske (NL) grenseverdier for utlekking for avfall til deponi for ordinært avfall (N-Haz) og farlig avfall (Haz)

I likhet med de andre utlekkingstestene viser tanktesten høy utlekkingen av både klorid og sulfat (Figur 8). Akkumulert utlekking av Cl^- overskrider britiske og nederlandske grenseverdier, mens utlekkingen for SO42- i ligger på nivå med eller lavere enn britiske kriterier. Verdiene ligger innenfor nederlandske kriterier for sulfat utlekking. Utlekkingsforløpet viser betydelig avtagende utlekking over tid, noe som indikerer at det skjer en utarming av disse komponentene i matriksen, se også figurer i vedlegg C.

Resultater fra akkumulert utlekking av Cu, Cr, Pb og Zn er vist i Figur 9. Verdiene er oppgitt i akkumulert utlekking (mg/m²). For Pb ligger utlekkingen i tanktesten innenfor kravet til ordinært avfallsdeponi i Storbritannia (monolittisk avfall), mens Cu, Cr og Zn ligger innenfor kravet til farlig avfallsdeponi. Unntaket er prøve DP24-1 (svarte sirkler i Figur 9), som overskrider britiske grenseverdier. Samtlige prøver ligger innenfor de nederlandske grenseverdiene. Konsentrasjoner av As, Cd og Hg i utlekkingsvannet fra tank-testen lå under deteksjonsgrensen (ikke vist). Dvs. utlekking av disse elementene var minimal.

Den dynamiske utlekkingen oppgitt i mg/m²/døgn er gitt i vedlegg C. Resultatene viser en rask reduksjon i utlekkingen over tid, med høyeste verdier i den første tiden av testperioden med sterkt avtagende utlekking. For en rekke av elementene går utlekkingen ned mot null (Cr, Cu, Ni, Pb, Mo).

(26)

Rev.nr.: 1 Side: 26

Figur 9 Akkumulert utlekking av Cu, Cr, Pb og Zn (mg/m²) for stabilisert materiale fra Mofjellet. Britiske (GB) og nederlandske (NL) grenseverdier for utlekking for avfall til deponi for ordinært avfall (N-Haz) og farlig avfall (Haz)

4.5.5 Oppsummering- utlekkingstester

Miljøteknikk Terrateam AS har siden starten av deponeringen benyttet TCLP-testen som standard utlekkingstest for de innbundne massene. I testen knuses materialet og det benyttes eddiksyre som både reduserer pH og gir forhøyet DOC innhold, og kan derfor karakteriseres som konservativ med hensyn til utlekking. Resultater fra den regelmessige testingen viser at utlekkingen i stor grad ligger innenfor grenseverdiene som er satt i dagens konsesjon.

Standardiserte riste- og kolonnetester i henhold til avfallsforskriften, viser en lav utlekking av metaller, hvor konsentrasjonene ligger innenfor utlekkingskriterier for ordinært og/eller inert avfallsdeponi. For disse testene knuses også materialet ned, men utlekkingen skjer med ioneyttet vann, og utlekkingen styres i større grad av avfallets egen pH. Unntaket er utlekkingen av DOC og klorid som overskrider kriteriene for farlig avfallsdeponi. Klorider er lett løselige, og stammer i hovedsak fra innbundet flyveaske med høyt kloridinnhold. Organisk karbon mobiliseres ved høy pH, og stammer fra innbundet avfall inneholdende organisk materiale. En sammenligning

(27)

av resultater fra TCLP-testen og standardisert ristetest gir betydelig høyere utlekking i først- nevnte test, sannsynligvis på grunn av pH reduksjon (økt utlekking), DOC mobilisering (eddiksyre) og høyere væske-faststoff forhold (L/S 20).

Monolittiske tester (tank-test) gjennomført på det innbundne materialet gir i hovedsak liten utlekking av metaller. I likhet med riste- og kolonnetesten observeres høy mobilisering av klorid.

Den monolittiske testen gjennomføres med deionisert vann på støpt materialet (knuses ikke), og kan derfor karakteriseres som noe mer representativ sammenlignet med de andre testene. Lang testperiode (normalt 64 døgn) gjør den uegnet som test for jevnlig overvåking av materialets utlekkingspotensiale. I en rapport fra Nordic Council of Ministers (2006) blir det påpekt at det er liten forskjell i resultatene mellom monolittisk test og standard ristetest da utlekkingen er kontrollert av likevektsreaksjoner. Fysisk form/struktur av avfallet har således mindre betydning for utlekkingen. Rapporten konkluderer med at standardiserte utlekkingstester med nedknusing ned til <4 mm er tilstrekkelig for å oppnå adekvat beskyttelse også for monolittiske deponi.

For videre testing av det innbundne materialet fra Miljøteknikk Terrateam AS vil det være fornuftig å inkludere utlekkingstestene i henhold til avfallsforskriften. Dette er tester som er innarbeidet i all deponivirksomhet i Norge, og gir grunnlag for å kunne sammenligne med etablerte utlekkingskriterier. Samtidig vil det være fornuftig å videreføre TCLP-testen på grunn av sammenligning med historiske data.

4.6 Reaksjoner mellom gruvevann og deponert avfall

4.6.1 Generelt

Gruvevannet i Mofjellet har en lav pH som følge av oksidering av sulfider (se kapittel 3.5.1). Surt gruvevann i kontakt med deponert avfall kan medføre en økt utlekking og mobilisering av metaller. Utlekking av metaller er svært pH sensitivt, og de fleste kationiske metaller (Cd, Cu, Ni, Zn, Pb etc.) har lavest løselighet rundt pH 8-10. Omfanget av mobiliseringen vil derfor være avhengig av det stabiliserte avfallets evne til å motstå en pH-endring (syre-nøytralisasjons- kapasitet). For å dokumentere effekten surt gruvevann kan ha på deponert avfall har Miljøteknikk Terrateam AS gjennomført titreringstester for å bestemme gruvevannets syrepotensiale og avfallets syre-nøytralisasjonskapasitet.

Opptak av karbondioksid (CO2) fra luft (karbonatisering) kan også medføre en reduksjon i pH.

Dette er en kjent reaksjon fra aske, hvor dette til dels benyttes til stabilisering og utfelling av karbonater.

4.6.2 Syrepotensiale av gruvevann

Det er gjennomført titreringstester på vannprøver fra fem ulike lokaliteter tilknyttet gruva, se Tabell 11.

(28)

Rev.nr.: 1 Side: 28

Tabell 11 Oversikt over vannprøver tatt av gruvevann og grunnvannsbrønner for bestemmelse av syrepotensialet

Beskrivelse

Bunn gruve Vannprøve fra nivå 3 i gruva (bunn). Representerer vanntype som kan komme i kontakt med avfallet

Pumpevann Vannprøve fra nivå 2 i gruva. Blanding av pumpet vann fra Nivå 2 og 3. Utgjør deler av vannet som pumpes ut av gruva og slippes ut direkte.

Overgruve (tak) Vannprøve fra tak i nivå 1. Nedbørsvann, noe påvirket av berggrunnen.

Brønn 1 Grunnvann fra overvåkingsbrønn.

Brønn 2 Grunnvann fra overvåkingsbrønn.

Prøvene ble titrert med 0,1 M NaOH til ca pH 11-12. For noen av prøvene ble det utfelling av

«geleaktig» stoff, muligens metallhydroksider. Resultater fra titreringen er vist i Figur 10.

Figur 10 Titreringskurver for gruvevann og grunnvann (Brønn 1 og Brønn 2) i Mofjellet

Titreringen viser at vannet fra gruva/grunnvannet har en lavt aciditet når det gjelder tilsats av base. Mengden NaOH som skal til for å øke pH opp til pH 11 ligger på mellom 0,001 - 0,006 mol/l vann.

4.6.3 Syrenøytralisasjonspotensiale for stabilisert avfall

Avfallet ved Mofjellet stabiliseres med sement, og vil inneholde høye konsentrasjoner av Ca hydroksider og karbonater. Dette er mineraler som bufrer godt ved tilsats av syre (H+). I tillegg inneholder avfallsmassen alkaliske avfallsasker, som også vil ha et høyt syre nøytralisasjons- potensiale. (Nordic Council of Ministers, 2009).

Nøytralisasjonstester på 5 prøver av stabilisert materiale ble gjennomført av Miljøteknikk Terrateam i august 2014 (Figur 11). Titreringen ble gjort med 1 M HCl, og prøven tilsettes syre til pH 7,4 er oppnådd.

(29)

Figur 11 Titreringskurver for stabilisert avfall fra Miljøteknikk Terrateam, august 2014

Bufferkapasiteten for innbindingsmaterialet har en variasjon på mellom 0,96 og 2,6 mol H⁺ per kg prøve (til pH 7,3). Dette kan karakteriseres som høyt, og indikerer at massene kan tilføres større mengder syre uten av pH endres nevneverdig.

Vannkvaliteten i gruvevannet etter at gruva er vannfylt er ikke kjent. Men tar man utgangspunkt i en tenkt pH på gruvevannet på ca. 2,2 ([H⁺] = 0,006 mol/l), vil det kreves ca. 250 l vann for å redusere pH i stabiliserte masser med syrenøytralisasjonskapasitet på ca 1,5 mol H+/kg. For 1 m³ stabilisert masse med egenvekt 2,1 tilsvarer dette 525 m³ gruvevann.

4.7 Mottak av avfall med økt TOC innhold

Kravet til innhold av organisk karbon (TOC) i ferdig innbundet masse/avfall i dagens tillatelse ligger på 5%. Bedriften analyserer jevnlig på TOC og total karbon (TC) i det stabiliserte avfallet, se Figur 12.

Figur 12 Innhold av total karbon, TC (venstre) og totalt organisk karbon (høyre) i innbundet avfall for perioden 2012- 2014

(30)

Rev.nr.: 1 Side: 30

Resultatene viser at verdiene for TOC ligger godt innenfor grenseverdien på 5%. Verdien for TC ligger betydelig høyere som følge av høyt innhold av uorganisk karbon (karbonat, CO32-) i avfallet.

Utlekkingstester på avfallet viser at det skjer en utlekking av løst organisk materiale (se kapittel 4.5.3). Høy utlekking fra de stabiliserte massene skyldes høy pH i massene (pH 11-12). For både organiske miljøgifter og metaller øker mobiliteten med økt DOC innhold. Utlekking av DOC i både standardisert riste- og kolonnetest har en betydelig overskridelse av utlekkingskriterier for farlig avfallsdeponi. For å dokumentere innholdet av organiske komponenter i utlekkingsvannet ble det gjennomført en GC-MS-screening på eluatet fra ristetesten. Det ble påvist THC på ca. 2,5 mg/l og små mengder PAH-forbindelser (~5µg/l). I TCLP-testen, hvor avfallsmassen ristes med en organisk syre (gir høyt innhold av DOC), viser også en forhøyet utlekking av THC (se kap.

4.5.2). Det har ikke blitt påvist PCB i TCLP eluatet for perioden 2006-2008.

Miljøteknikk Terrateam AS ønsker å motta og behandle uorganiske forurensede masser og uorganisk produksjonsavfall/farlig avfall der konsentrasjonen av organiske forbindelser ikke overskrider 6%. Som beskrevet ovenfor vil økt andel TOC-holdig materiale kunne redusere stabiliseringseffekten og gi øket mobilitet av metaller/organiske miljøgifter. Dagens mottaksnivå mht TOC vurderes som tilfredsstillende i forhold til mobilisering av miljøgifter. En økning i TOC- nivå ut over det som mottas i dag vil kreve en ytterlige utredning. Innbinding av avfallstyper med høyt innhold av tungt nedbrytbart organisk karbon som kull, biokull, grafitt etc. vil imidlertid være positivt

Enkelte avfallstyper som har lavt innhold av TOC, men høyt innhold av organisk miljøgifter som eksempelvis PCB (> 50 mg/kg, farlig avfall), vil sannsynligvis ikke ha negativ effekt på det innbundne produktet. Eksempel på dette er PCB-holdig puss og maling på betong. Dette er svært lite vannløselige organiske miljøgifter som bindes godt til partikler.

5 Hydrogeologisk vurdering og transportkarakterisering

5.1 Observasjoner og målinger – Inngangsparametere

5.1.1 I gruva

I tidligere rapporter har Mofjellet Berghaller vært karakterisert som "tørr" (Noteby, 1993) eller

"meget tørr" (Myrvang, 2014; se vedlegg B). Bergmassen rapporteres som tett og lite oppsprukket. Bergmassen rundt daggruva er en lys, granatførende glimmergneis hvor horisontale spenninger er ganske høye som betyr at selv om noen sprekker observeres, er de også antagelig sammenvokst. Dette gir en bergmasse med en sannsynlig lav hydraulisk konduktivitet, vurdert til å være omtrent 10^-8 m/s (Noteby, 1993).

En omfattende beskrivelse av lekkasjepunkter finnes i rapporten fra Noteby (1993). Kort oppsummert viser rapporten at innlekkasje skjer for det meste gjennom diamantborhuller i hengen hvor det drypper vann. Total infiltrasjon er vurdert å være omtrent 250 m³/d. Det er også målt større mengder (ca. 450m³/d), men det forklares ved stor nedbør de foregående dagene. Det indikerer imidlertid en betydelig kobling mellom overflate (og overflatevann) og gruva.

I løpet av NGI sin feltbefaring ble det ikke observert tilsvarende innlekkasjehull. Det ble imidlertid notert at gruva var ganske tørr, men at det også var mye stående vann i grunnen og at det dryppet fra taket i noen områder nær inngangen. Observasjonene viser at selv om vanninntrenging i gruva er mye mindre enn ved andre gruver, er det uansett en del vann som infiltrer og som potensielt kan være i kontakt med avfallsmassene etter at gruva er ferdig fylt

(31)

med innbindingsmassene og pumpene stoppes. Foreliggende vurdering prøver derfor å dokumentere vannstrømning gjennom gruva under og etter driften, og å kvantifisere vann- mengde som kan komme i kontakt med deponerte masser på sikt.

5.1.2 I fjellet

I følge Noteby (1993) antas vannspeilet å være ca. 5-10 m under terrengoverflaten i området. Det finnes imidlertid ingen spesielle begrunnelser for denne antagelsen i rapporten. Vurdering synes uansett å være realistisk. Kartet over området viser mange små bekker som har opprinnelse i midten av skråningen som ble også observert ved befaring. Selv om det regnet under befaringen kan det indikere både en stor avrenning og en lav infiltrasjon, men også et høyt grunnvannsnivå.

I tillegg finnes det mange tjern som fungerer som vannreservoarer rundt toppen av Mofjellet.

Geologiske kart over Mofjellet (NGU) viser en komplisert geologisk struktur rundt gruva. Det er antatt at bergmassen i resten av fjellet ikke er betydelig mer oppsprukket enn i gruva.

Basert på disse observasjonene er det i videre vurderinger forutsatt:

• ekvivalent hydraulisk konduktivitet av bergmasse er konstant og uniform i hele området;

• vannspeilet er konstant over året og ligger omtrent 10 m under terrengoverflaten.

5.1.3 Ved innbindingsanlegget

To brønner (Brønn 1 og Brønn 2) ble installert ved innbindingsanlegget i 1993. Lokalisering av brønnene er vist på kart i vedlegg A. Begge to er installert i løsmasser/fyllmasser, relativt langt over fjell. Grunnvannsnivået viser en variasjon på +/- 1 m over året men ingen tydelig kobling mot årstidsklima. Brønnene synes å reagere ganske fort på nedbør og gir ingen informasjon om vannstrømning i eller fra bergmasse. Disse dataene er derfor brukt som indikasjon i forhold til grensebetingelser i de videre modellberegningene.

5.2 Vurderingsmetode

Pga. mangel av presise data om sprekker og borehull som drypper (sprekkåpninger, lengder, antall, men også diameter på borehuller, lengde, orientering m.m.) ble bergmassen simulert som et homogent miljø, dvs. vannstrømningen simuleres ikke i hver sprekk men bergmassen antas å være et kontinuerlig miljø hvor de vanlige hydrogeologiske lovene gjelder. Simuleringer ble utført med hjelp av Seep/W (GeoStudio Int., 2014).

Tre profiler ble simulert, der hvert profil krysser gruveaksen ortogonalt (Figur 13). Profil AA gir en bilde av vestgruva hvor det finnes tre ulike nivåer, som er mer eller mindre koblet til hverandre. Profil BB er representativt for midtre del av gruva, hvor det er to nivåer (nivå 2 og nivå 3). Profil CC gjengir den dypeste delen av Østgruva, hvor nivået 3 når 100 m dybde og hvor store områder er vannfylt.

Modellene er konseptuelle og simulerer ikke nøyaktig de hydrogeologiske forholdene i gruva.

Geometrien og inngangsparameterne er imidlertid representative så resultatene gir et godt bilde på de hydrogeologiske prosessene.

Noen spesifikke simuleringer ble også utført for å ytterligere analysere det som skjer rundt diamantborhullene som er rapportert.

(32)

Rev.nr.: 1 Side: 32

Figur 13 Simulerte profiler og lokalisering i gruva

5.3 Nåværende situasjon og kalibrering av modeller

Nåværende situasjon er at vannet som infiltrerer i gruva er pumpet ut. Total mengde av infiltrert vann er ikke nøyaktig målt men er antatt å være mellom 250 m³/d og 450 m³/d, avhengig av nedbør (Noteby, 1993).

Numeriske simuleringer av nåværende situasjon viser ekvipotensiallinjer (vanntrykk) og strømningslinjer (vannstrømning) som er veldig lik vurderingen utført i Notebys rapport.

Vanninntrenging er direkte proporsjonal med ekvivalent hydraulisk konduktivitet hos bergmassen. For å vurdere total vanninntrenging i gruva er vurdering av vanninntrenging i hver profil summert over hele lengden av gruva. Profil AA er omtrent representativ for en ca. 900 m- lang seksjon av gruva, profil BB ca. 1900 m og profil CC ca. 600 m.

Basert på disse resultatene er en delvis kalibrering av modellene utført (Figur 14). Den ekvivalent hydrauliske konduktiviteten av bergmassen ble derfor antatt å være mellom 1,5·10^-9 m/s og 2,8·10^-9 m/s. En gjennomsnittverdi på 2·10^-9 m/s er brukt i modellene. Verdien er relativt lav og representativ for en tett bergmasse.

(33)

Figur 14 Simulert vanninntrenging i gruva avhengig av ekvivalent hydraulisk konduktivitet hos bergmassen. Vanninntrenging er beregnet basert på tre representative profiler

5.4 Etter utfylling av gruva

Etter avslutning vil gruva bli vannfylt, minst opp til kote +25 m og også muligens litt høyere om gruva blir stengt (basert på antakelsen om at grunnvannsspeilet ligger 10 m under overflaten).

Akkurat hvor lang tid det vil ta for gruva å fylles er ikke mulig å vurdere. Det vil være avhengig av egenskapene til bergmassen og de deponerte massene, deres porøsitet, hydrauliske konduktivitet, kornstørrelse m.m. Åpninger i gruva (tuneller, ventilasjonssjakter etc.) som går opp i dagen skal tettes slik at det ikke foreligger noen kobling mellom gruve og terreng. En tilstrekkelig tetting av åpningene er viktig da disse kan fungere som drensveger for grunnvann etter at gruva fylles med vann. Ved tetting av gruverommene vil disse foreligge som lukkede bergrom med liten effekt på vannstrømingen i fjell, uavhengig av egenskapen til de deponerte massene.

Avhengig av permeabiliteten til de deponerte massene blir vannstrømningen ganske ulik i et langtidsperspektiv. Resultater fra permeabilitetstester fra innbundne masser utført av Terrateam i perioden 1993-1995 viser store variasjoner og målte permeabiliteter varierer mellom 9·10^-12 m/s og 6·10^-6 m/s med et logaritmisk gjennomsnitt på 1·10^-9 m/s (89 prøver).

Dersom den hydrauliske konduktiviteten hos deponerte masser er tettere en bergmassen, vil vannet strømme først og fremst gjennom bergmassen og unngå deponerte masser. Desto tettere de deponerte massene er jo mindre blir strømningen gjennom det stabilisert avfallet. Omvendt, om deponerte masser er mer permeable, vil gruveområdet fungere som en slags kortslutning for vannet som vil samle seg i avfallet før det ledes til bergmassen rundt (Figur 15). I dette tilfellet kan vannet fanges opp rundt gruven over et større området og mer vann kommer i kontakt med deponerte masser. Tilfellene a) og b) i Figur 15 gjelder de meste ekstreme forholdene som kan forventes, men i praksis blir vannstrømningen sannsynligvis noe midt imellom.

(34)

Rev.nr.: 1 Side: 34

Figur 15 Strømlinjer i profil AA etter utfylling om hydraulisk konduktivitet av deponerte masser er (a) 10^-11 m/s eller (b) 10^-7 m/s. Rød sone viser vannstrømning som blir i kontakt med deponerte masser

Basert på numeriske simuleringer med vurdering av hydraulisk konduktiviteter på bergmasse (ksat = 2·10^-9 m/s) og av deponerte masser (ksat = 1·10^-9 m/s) blir vannstrømning gjennom deponerte masser etter utfylling av gruva omtrent 6 m³/d.

For å ta i betraktning usikkerheter rundt hydrauliske konduktiviteter er det utført en sensitivitet analyse (Figur 16). Resultatene viser en stor økning i vannstrømning når hydraulisk konduktivitet av både bergmasse og deponerte masser er høyere enn 10^-8 m/s. Vannstrømning gjennom deponerte masser blir sannsynligvis <20 m³/d og antageligvis også <10 m³/d.

Figur 16 Simulert vannstrømning (i m³/d) som kommer i kontakt med deponerte masser i hele gruva som funksjon av hydraulisk konduktivitet for deponerte masser og bergmasse

5.5 Sprekksystemer og lokale innlekkasjer

Forrige simulering er en simplifisering og en konseptualisering av in situ forhold. I virkeligheten er vannstrømning konsentrert langs sprekker og borehull, som er vanskelig å simulere uten et nøyaktig kart over hver sprekk. For å illustrere konseptet av en sånn strømning ble en vannførende sprekk inkludert i modellen i profil AA (Figur 17).