sou · GWB319 · 2008-03-04 00:00:00 — under de förhållanden som råder under de första hundratalet år i en gruva som får återfyllas på ett naturligt sätt med grundvatten, är i princip av diffusiv karaktär och de många mätningar som gjorts i laboratorieskala visar att det är rimligt att anta diffusionskoefficienten 3E-10 m2P /sP för beräkning av tids- förloppet [3,5]. Resultatet illustreras av diagrammet i Figur 16, som visar att bevätningsfronten når in cirka 0.5 m i lermassan och befinner sig cirka 1 m från kontakten med EDZ efter cirka 4 . Om avfallsmassan befinner sig mer än 1,5 m från bergväggen kommer den beräkningsmässigt inte att vara omsluten av vattenmättad buffertlera förrän efter mer än 10 . Först då kan jonvandring ske i bufferten till EDZ utan för- dröjning. I praktiken kommer dock bevätningsförloppet att bli snabbare därför att vattentrycket är påskyndande och man kan grovt uppskatta att förloppet i en gruva blir dubbelt så snabbt som vid ren diffusion. Det är emellertid uppenbart att frigörelse och migrering av toxiska komponenter från batterier och annat fast avfall kan fördröjas mycket kraftigt genom inbäddning i lermaterial med initiellt låg vattenkvot. Om man tillämpar data på de två tillämpningarna ort och bergrum i Stripa gruva finner man att lerinbäddningen av avfall i orten kan nå relativt hög vattenmättnadsgrad och en begynnande frigörelse och transport of toxiska element medan huvud- delen av lerinbäddningen av avfall i bergrummet är långt ifrån vatten- mättad efter den tiden. Man måste emellertid beakta att EDZ som omger rummet har större transportkapacitet för toxiska element på grund av sin högre hydrauliska konduktivitet och att den kan kräva kostnadskrävande stabilisering innan deponering kan ske. Figur 16 Bevätningstakten hos buffert av Friedland Ton. Diffusions- koefficienten = 3E-10 m2P /sP 5.3.3Identifiering av toxisk referenskomponent Som inledning till gjordes en inventering av den kemiska sammansättningen hos refe- renssubstanserna batteri- och pesticider. För brunstensbatterier, alkaliska batterier, kvicksilveroxidbatterier och silveroxidbatterier har man identifierat de elektrolyter som kan läcka ut ur cellerna (oftast koncentrerad kaliumhydroxid). Brunstensbatterier kan läcka ut en zinkkloridlösning alternativt en zinkklorid- och ammoniumkloridlösning. I ett urladdat kvick- silverdioxidbatteri förekommer kvicksilvret i metallisk form och borde således läcka ut ur ett havererat batteri i denna form. I de övriga batterityperna tillsattes kvicksilver i metallisk form till zinken vid tillverkningen av anoden. Det hade en korrosions- inhiberande verkan som det var ett hjälpmedel vid press- ningen av anoden (alkaliska celler, silveroxidceller). Det torde inte reagera under cellernas urladdning, men det är okänt om kvick- silvret kan tänkas oxideras efter att zinken förbrukats. Om det inte reagerat förekommer kvicksilver i metallisk form. Summareak- tionen för brunstensbatterier med celler med innehållande zink- klorid/ /ammoniumklorid kan skrivas [5,8]: 2 MnO2B B + 2 NH4B ClB + Zn ZnCl2B .B 2NH3B B + H2B BO + Mn2B OB B3B med motsvarande korrosionsreaktion när batteriet laddas ut till mycket låga spänningar eller laddar ur sig själv: Zn + 2 NH4+P P [Zn(NH3B )2]B 2+P P + H2B B När batteriet laddas ut med hög strömstyrka sker följande reak- tion: Zn + 2 MnO2B B + NH4B ClB + H2B OB 2 MnOOH + NH3B B + Zn(OH)Cl Såväl ammoniak som vätgas innebär ett inre tryck, som i och för sig begränsas av gasläckaget men som trycker ut elektrolyten när ett hål uppstår. Alkaliska batterier har samma elektrodpar som brunstensbatterier, och därmed samma elektrodreaktioner. Elektrolyten är dock en vattenlösning av kaliumhydroxid (40 viktsprocent). 2 Zn + 3 MnO2B B 2 ZnO + Mn3B OB 4B B Då ett batteri laddas ut till mycket låga spänningar eller laddar ur sig själv sker korrosion av zinkanoden. Zn + 2 OH-+ 2 H2B OB [Zn(OH)4B B]2P -P + H2B B För denna typ av batterier har man bestämt sammansättningen enligt Tabell 11. Tabell 11 Sammansättning i medeltal för alkaliska batterier (i [5,8]) Vatten, papper, plastic, etc. Förväntade reaktioner mellan batterier och porvatten i lerinbädd- ningen är: 2.Lösnings- och utfällningsreaktioner. Kinetiken hos dessa reaktioner är mycket komplex och grunddata för t.ex. sorption dåligt kända och man bör vid modellering av funktionen hos ett gruvförvar av batterier utgå från att reaktioner- na är mycket snabba. Reaktionsprodukterna illustreras av under- sökningar av batteriavfall i deponier (Bartolozzi et al, 1994) inklu- derande analys av batterier i en hushållsavfallsdeponi i . Efter avlägsnande av grafit och plast- och stål- emballage befanns resten, som luktade starkt av ammoniak på grund av reaktioner mellan ammomiumklorid och kaliumhydroxid, ha den sammansättning som ges i Tabell 12. SOU 2008:19 Bilaga 5 Tabell 12 Sammansättning av batterier i avfallsdeponi (Bartolozzi et al., 1994 i [5,8]) När det gäller kvicksilver, som har valensstadierna +1 och +2 och därför kan ersätta Na som är ursprunglig adsorberad katjon i Friedland Ton och därmed bindas i lermassan, gäller att dess löslighet under aeroba förhållanden är låg. Metanbildande bakterier kan emellertid omvandla kvicksilver i metallisk form till organiska former som t.ex. metylkvicksilver Hg(CH3)2 men eftersom bakte- rier inte kan vara rörliga eller mångfaldigas i smektitisk lera med hög densitet kan den risken undanröjas. Kvicksilver är redox- känsligt och ger med kloridjoner fasta reaktionsprodukter. 5.3.4Migration i bufferten av referenskomponenten Laboratorieförsök för att identifiera det från praktisk synpunkt viktigaste toxiska elementet som kan frigöras från batterier i den alltmera syrefria miljö som lerinbäddningen representerar under vattenmättnadsförloppet, har utförts med olika slag av kortslutna, okorroderade och korroderade batterier. För att skapa förhållanden som kan uppkomma vid packning av lerblandat batteriavfall pressades Friedlandlera med vattenkvot innehållande alkaliska batterier i en ödometercell för bevätning av blandningen och provtagning för att bestämma jonsammansättningen och migrationsförloppet hos vik- tigare joner som frigjorts från batterierna. Genom att pressa torr- blandningen under 30 MPa, som gav torrdensiteten /m3P ,P åstadkoms önskad bristning hos batterierna och genom att använda NaCl-lösning och CaCl2-lösning simule- rades fall med hög salthalt i grundvattnet. (Figur 17) och analys av uttagna prover visades att densiteten hos lermaterialet var /m3P P och vatten- kvoten och att Ca, Zn och Ni hade migrerat in i leran men endast till några millimeters avstånd från närmaste batteriyta (Figur 18). Zink hade migrerat längst och den utvärderade diffu- sionskoefficienten svarar mot E-13 m2P /sP (10 13 m2P /s),P vilket är betydligt lägre än som är typiskt för flervärda joner. Anledningen till den mycket långsamma migrationen är komplexering och sorption av reaktionsprodukterna. Figur 17 Uppskuret prov med alkalibatterier från vilket elektrolyter pressats ut vid kompakteringen (halobildningar) Figur 18 Zn-koncentrationen på olika avstånd från de alkaliska batterierna. Kurvan som når upp till 10 000 ppm är den teoretiska diffusions- profilen för D=E-13 m2P /sP . Den sammanfaller i det närmaste med de uppmätta värdena. Ytterligare tester gjordes med starkt korroderade kvicksilver- batterier med diameter och längd (Figur 7), samt av icke korroderade kvicksilverbatterier av knapptyp med dia- meter och 4 mm tjocklek. I båda dessa testserier användes destille- rat vatten för vattenmättnad och perkolering. Den inbäddande lerans densitet valdes låg för att simulera dåligt utförd packning i gruvan: torrdensiteten var /m3P ,P vilket motsvarar /m3P P efter vattenmättnad. Vid försöken med initiellt intakta batterier bestämdes vattenmättnadsgraden efter och den visade att den diffusionsstyrda bevätningen svarade mot diffusionskoefficienten E-9 m2P /sP (Figur 19) innebärande något snabbare bevätning än den som antogs för högre densitet i exemplet i Kap. 5.3.2. Figur 19 Bevätningsförlopp hos lerinbäddningen med initiellt intakta batte- rier. Den understa kurvan representerar vattenmättnadsgraden och den övre situationen . Resultatet av laboratoriestudien med korroderade batterier visade att ammoniumgas bildats och något fördröjt vattenmättnaden. Den utvärderade diffusionsstyrda hastigheten hos elementen frigjorda från batterierna, dvs. Cu, As, Cd och Hg svarade mot D= E-10 till E-9 m2P /sP . För Hg var koncentrationen utomordentlig låg och av samma storleksordning som i den naturliga leran. Resultatet av den 18 månader långa studien med icke korro- derade Hg-batterier i Friedlandlera med torrdensiteten /m3P P visade att ingen som helst avgång av joner från batterierna ägt rum. Däremot hade omfattande jonbyte till kalcium ägt rum i leran från ursprungligen Na vid perkolering CaCl2-lösning. Figur 20 visar det typiska utseendet hos batterierna vid testens avslutning. Korrosionsdjupet bedömdes genom mikroskopi vara högst 10 μm. Figur 20 Uppskuret prov med batterierna i okulärt sett opåverkad form I valet av mest toxiskt element som kan avges från batterier vid funktionsanalyserna bedömdes, på basis av litteraturreferenserna och de utförda försöken, zink vara lämplig referenskomponent där- för att elementet har den största rörligheten av de från batterierna avgivna ämnena med praktiskt betydelsefull koncentration. Migra- tion av detta element är vägledande också när det gäller Hg men koncentrationen i vattnet som strömmar i EDZ och vidare i de större strukturerna i berggrunden blir homeopatiska för Hg. En viktig slutsats från den kemiska modelleringen och de ut- förda försöken är att gasbildning sker. Gasbildningen har betydelse för den avfallsomgivande lerans fysikaliska tillstånd och skall beskrivas och värderas i funktionsanalyserna. Källtermen, dvs. koncentrationen av referenskomponenten i avfallsmassan, är den parameter som styr migrationen av denna komponent från avfallsmassan via omgivande berg till biosfären. En helt korrekt definition av denna term skulle inkludera beräkning av vattenmättnadsförloppet, lösningskinetiken vid frigörelse av toxiska ämnen, samt den diffusionsstyrda vandringen av dessa ämnen genom lerinbäddningen. Eftersom kemiska data är för få när det gäller lösningskinetiken valde man i att anta att hela avfallsmassan momentant går i lösning när vattenmättnad skett, innebärande att frigörelse och migrering sker så fort vatten- mättnadsfronten nått in i den lerinbäddade avfallsmassan. Refe- renskomponenten zink antogs utgöra 25 viktprocent av batteri- massan och värdet på kvoten mellan lermaterialmassa och batteri- massa varierades i intervallet 1:1 till 1:20. Lerans torrdensitet antogs ligga i intervallet 1 400 /m3P ,P medan batteriernas densitet antogs till /m3P .P Med förutsättningen att det är vattenmättnadsförloppet som styr frigörelsen av referenskomponenten Zn och dess migrering genom lerinbäddningen skall alltså en rimlig diffusionskoefficient för vattenmättnaden väljas. I bedömdes koefficienten ligga mellan E-13 m2P /sP för effektivt kompakterad lera och E-9 m2P /sP för den packningsgrad som lätt kan erhållas i rum i en gruva. Med dessa förutsättningar och det starkt konservativa antagandet att såväl vattenmättnad från lerans kontakt med EDZ och motriktad migrering av Zn-joner (komplex) till EDZ sker med samma diffusionshastighet kan förloppet beräknas. Om lagret av ren lera med cirka 1 m tjocklek mellan den lerinbäddade avfallsmassan och EDZ tas bort och avfallsmassan sålunda antas vara i kontakt med EDZ ger den konceptuella modellen följande förlopp: I perioden 0 sker samtidig vattenmättnad och migrering av Zn intill från EDZ. I perioden 2 sker samtidig vattenmättnad och migrering av Zn intill från EDZ. I perioden 20 sker samtidig vattenmättnad och migrering av Zn intill från EDZ. I perioden 200 sker samtidig vattenmättnad och migrering av Zn intill från EDZ. I perioden 4 000 100 sker samtidig vattenmättnad och migrering av Zn intill från EDZ. Efter den tiden är i praktiken hela fyllningen i orten vattenmättad och innehåller endast en ringa mängd toxiska element; den helt avgörande mängden sådana element har läckt ut till EDZ och vidare ut i bergmassan. Man inser att om man väljer ett bergrum av den storlek som antogs i (100 m x 50 m x 20 m) och omger sandwichstruk- turen lerlager/ler-inbäddat avfall med en liner av packad Friedland Ton så kommer inte höggradig bevätning och spridning av toxiska element från förvaret att börja förrän . För att vid fortsatt beräkning av spridningen av referenskom- ponenten välja mycket konservativa förutsättningar och villkor valdes i ett värde på källtermen svarande mot dess medelkoncentration . Det innebär val av ytterligare konservativa förutsättningar för sprid- ning. 5.4.2Bergmekanisk analys – stabilitet hos orter och rum Beräkningarna utfördes av () som var en av parterna i . Numerisk analys i tre dimensioner gjordes med an- vändning av Boundary Element Method () utvecklad till kodformen GiD. För vissa ändamål kombinerades BEM-koden BEASY och GiD. Mohr/Coulombs brottkriterium valdes, vilket krävde en utveckling av postprocessningsrutinen Tcl [5]. Elementmönstret framgår av Figur 21 i vilken man ser orten och bergrummet i vertikal sektion. Horisontella bergspänningar i massan sattes till 20 MPa medan den vertikala spänningen sattes till 10 MPa. Figur 21 Elementmodellen med ort och rum samt systemet av 3:e ordningens diskontinuiteter Orten (tunneln) antogs vara omgiven av en mekanisk störzon EDZ från periferin. För rummet antogs EDZ sträcka sig 3 m från periferin. Figur 22 visar systemet i perspektiv. Figur 22 Geometri och elementnät. Observera sprickzonerna genom ort och rum Av Figur 23 framgår att låga dragspänningar verkar i ortväggarna. De fordrar inte stabilisering medan sådan bör göras av bergrums- väggarna där EDZ har dålig stabilitet, ett tillstånd som är typiskt för stora bergrum. Figur 23 Fördelningen av maximala spänningar i ort och rum i N/m2. Minustecken innebär tryckspänning och plustecken dragspänning visar att de framtagna numeriska verktygen är mycket lämpliga för att genomföra erforderliga stabilitetsberäkningar och att de kan användas kommersiellt. Relevansen hos resultaten bestäms mer av riktigheten hos bergstrukturmodellen än hos de antagna Mohr/Coulombparametrarna. Två typer av analyser har gjorts, en för långtidsprognoser, dvs. upp till 600 , och en för korttidsprognoser, dvs. upp till några få . Följande förutsättningar valdes: Diskret sprickmodell användes för 3:e ordningens diskonti- nuiteter. Bergmassan (matrix) med diskontinuiteter av 4:e till 7:e ord- ningarna betraktas som ett poröst medium. Darcys lag användes för vattenomsättningen. Bergmassan (matrix) i 3D, Sprickzonerna i 2D och sprick- zonernas skärningar (kanaler) i 1D implementerades och kopplades in i den integrerade 3D modellen. Figur 24 visar hur bergmassan fungerar hydrauliskt: Systemet av porösa block innehåller konduktiva komponenter i form av sprick- zoner (3:e ordningens diskontinuiteter) som skär varandra och skapar storskaliga kanaler. Figur 24 Koppling av olika genomsläppliga komponenter i berget Hydrauliska data valdes enligt Tabell 13. Figur 25 visar ett vertikalt snitt genom elementmodellen för spridningsanalys med tre observationspunkter varav två (O2 och O3) är belägna i en tänkt observationsbrunn – dricksvattenbrunn – horisontellt avstånd från bergrummet. Tabell 13 Hydraulisk konduktivitet K och jondiffusivitet D hos komponenter- na i systemet berg och ingenjörsbarriär [1,5] [Zn(OH)3B B]-och [Zn(OH)B4]B P jämvikt med Zn(OH)2(s)B B kan antas för elektrolytfattigt grundvatten medan dess förekomst i salt grundvatten blir av formen ZnCOB3(aq)B och ZnClP+.P I fortsatta analyser bör jämviktning med de fasta faserna Zn(NH3B )B 2B ClB 2(s)B B och ZnCl2B .B 4Zn(OH)2(s)B B i batterimassan beaktas. Figur 25 Vertikal sektion genom bergrum och ort samt observationspunkt under gruvan och observationsbruk från berg- rummet De hydrauliska gränsvillkoren med hydrostatisk fördelning av trycktillskottet på inströmningssidan innebärande en horisontell hydraulisk gradient av i medeltal framgår av Figur 26. Figur 26 Hydrauliskt gradientvillkor (övertryck >0) för gruvberget Det initiella tillståndet när det gäller zinkkoncentrationen är att den för tiden t=0 är lika med noll i hela massan. Resultatet av flödesanalysen illustreras av Figur 27 som visar flödeshastigheten i sprickzonsystemet i vektorform under steady state-förhållanden. Figur 27 Vektorplottning av strömningshastigheter i gruvberget 5.4.4Spridningsanalys för exemplet Stripa gruva i kristallint berg Grundantagandet beträffande källtermen var att batterimassan blandats med Friedland Ton i massförhållandet 50:50 och att zink utgjorde 25 viktprocent av batterimassan. Den diffusiva tran- sporten av zink i lerbarriären förutsattes ske med diffusions- koefficienten E-9 m/s2P P och fördröjning genom sorption motsvaran- de KdB -B faktorn 0.02 m3P /kgP samt relationen: R = +1 KdB B där n = 0.25 är porositeten och ρ densiteten medan R är en retarda- tionsfaktor med värdet R = 121. KdB B-värdet är mycket konservativt eftersom det kan variera mellan 0.0014 and 320 mP3/kgP enligt mät- ningar i mer än 70 undersökningar [5]. Koncentration av zink i observationsbrunnen (dricksvatten- brunnen) Beräkningarna visar att under 120 kommer inte koncentra- tionen av zink i någon del av brunnsvattnet att överstiga 2 ppm (Figur 28), dvs. lägre än tillåtet gränsvärde för dricksvatten (3 ppm) och av samma storleksordning som i normalt brunnsvatten. Det är emellertid inte sannolikt att man överhuvudtaget skulle kunna finna zink som emanerar från avfallet ens efter flera hundratusen år i brunnen på grund av de extremt konservativa förutsättningarna för beräkningarna: Lerbarriären antas helt vattenmättad från start (i bergrummet dröjer bevätningen i själva verket många tusentals år). Hela zinkinnehållet antas löst och fritt att migrera genom diffusion och strömning från start (i själva verket innebär lös- ningskinetiken en avsevärd fördröjning). Ingen fördröjning av zinkjontransporten antas ske som följd av sorbering på i sprickzonerna (i sprickzoner av 3:e ord- ningen finns en betydande mängd klorit och glimmer samt smektit som sprickmineral och deras jonbytespotential innebär sorption och fördröjning av migreringen). Värdet på retardationsfaktorn R är avsevärt lägre än som rapporteras i litteraturen [5]. Figur 28 Zinkkoncentrationen i den djupa observationsbrunnen (dricks- vattenbrunnen) som funktion av tiden efter förslutning av förvaret -700 -600 -500 -400 -300 -200 -100 0 Depth [m] Den viktigaste slutsatsen från den integrerade funktionsanalysen är att orter och mindre rum i gruvor av Stripatyp omges av mindre stört berg än mycket stora bergrum och kräver därför ett minimum av stab- ilisering. Batteriavfallet i mindre rum exponeras emellertid tidigare för inträngande grundvatten och det ger snabbare en högre koncentra- tion av toxiska avfallskomponenter i gruvans omgivning än vid depo- nering i stora rum. Den stora avfallsmängden ger efterhand naturligt- vis ett större bidrag till grundvattenkontamineringen. När det gäller spridningen av toxiska avfallskomponenter sker den utomordentligt långsamt i berg av Stripatyp och ger koncentrationer av zink som är lägre än tillåtet och det först . Härefter innebär spridningsscenariot att koncentrationen minskar. Det är sannolikt att det i verkligheten är tal om ännu långsammare spridning och lägre koncentrationer i gruvans närfält och på större avstånd. Den avgörande frågan när det gäller praktisk tillämpning av för- farandet att innesluta batteriavfall i packat lermaterial av den beskrivna typen är hur spridd den farligaste toxiska komponenten kommer att vara sedan vattenmättnadsprocessen kommit långt. Man kan urskilja följande stora funktionsrelaterade riskfrågor när det gäller bufferten: 1.Hur är den kemiska och fysikaliska långtidsstabiliteten hos ingenjörsbarriären, dvs. 2.Hur effektivt kan förvaret förslutas och vilka material kan användas för detta? 3.Vilka exogena effekter, t.ex. tektonik och glaciation, kan på- verka isoleringspotentialen hos batteriförvaret? Kemiskoch fysikalisk stabilitet hos lerinbäddningen Smektitiska leror är känsliga för pH<6 och pH>10. Bestämning av pH hos genomströmmat porvatten i laboratorieförsöken med Friedland Ton med batterier visar att värdet stabiliseras på cirka 8 9, innebärande obefintlig risk för lösning eller omvandling av lerinbäddningen. Däremot undergår sådana leror jonbyte och för Friedland Ton är det tal om byte av ursprungligen sorberat Na till tvåvärda joner som härrör från perkolerande grundvatten eller från batteriinnehållet, dvs. kalcium, zink, mangan eller kvicksilver. Härvid ändras genomsläppligheten men när det gäller Friedland Ton är påverkan liten och hänsyn härtill tagen i funktionsanalysen. På lång sikt kan smektiter omvandlas till icke svällande (illit och klorit) enligt Ekv. 5 2, vilket medför ökad genom- släpplighet och förlust av expanderbarheten. Processen är starkt beroende av temperatur och tillgång på kalium som framgår av diagrammet i Figur 29, som grundar sig på SKBs modell för natur- lig konvertering av smektitisk inbäddning av kapslar med högaktivt avfall [1,3,5]. Den avgörande faktorn är temperaturen och om den förblir lägre än 30 kommer omvandlingen till icke svällande lera i batteriförvaret att vara försumbart liten under flera hundra- oberoende av tillgången på kalium. ---Illite + SiP Figur 29 Diagram över förväntad omvandling av smektit till illit för aktiverings- energin /mole. Smectite part 1 representerar oomvandlad, dvs. smektit, som svarar mot efter 100 vid och mot efter 10 vid När det gäller fysikalisk stabilitet har gasbildning betydelse. En av reaktionsprodukterna från korrosion av alkaliska batterier och kvicksilverbatterier är vätgas och även ammoniakgas kan erfaren- hetsmässigt bildas i batterimassan. Att gasbildning är en realitet visar det faktum att tiden för vattenmättnad vid laboratorieför- söken var kortare än i lera utan batterier då Hg-batte- rierna inte var genomkorroderade från början, men längre då dessa var höggradigt korroderade. Bildad gas bygger upp ett tryck som, då det överskrider lerans svällningstryck, banar sig väg i ett fingerlikt mönster genom leran och vidare genom EDZ till skärande sprickor och sprickzoner i berget. Om leran har god expanderbarhet kommer de skapade kanalerna att självläka vid tryckfall medan de kvarstår i icke expanderande lermaterial och därigenom permanent ökar vattengenomsläppligheten. Leror med hög halt av vissa smektitmineral, som montmorillonit, är ytterst gynnsamma därvidlag men de är känsliga för högre salthalter. Friedland Ton framstår som ett optimalt alternativ. Hur effektivt kan förvaret förslutas och vilka material kan användas för detta? En särskild fråga gäller kemisk samverkan mellan avfallets ler- inbäddning och betong i pluggkonstruktioner. Vid användning av Portlandcement i betongen kan det höga pH (>11) ge upphov till lösning av lermineralen och det är därför angeläget att använda låg- pH cement. Denna fråga har belysts i flera EU-projekt (bl.a. ECOCLAY, [9]) som rört omvandling av smektitrika leror och i en specialstudie av samverkan mellan låg-pH betong och Friedland Ton [10]. Den sistnämnda är relevant i detta sammanhang. I studien [10] var kompakterad Friedland Ton med en torrden- sitet av /m3P P i kontakt med strömmande cementvatten från 5000 (SiO2B ,B Al2B BO3B ,B MgO and CaO) av svensk tillverkning och ELECTROLAND (SiO2B ,B Al2B BO3B ,B CaO and 16 Fe- föreningar) av spanskt ursprung . Vid testernas slut undersöktes leran med röntgendiffraktionsteknik och elektron- mikroskopi. 1.pH hos perkolaten låg mellan 7.4 and 9.4 och visar att inget av cementmaterialen hotar beständigheten hos lera av typ Friedland Ton. En viss, ringa lösning av lermineralen, speciellt klorit, ägde dock rum.