utbredning, lakvattenspridning och påverkan på omgivning - Sysav

Ekedodadeponin i Hörby:
utbredning, lakvattenspridning
och påverkan på omgivning
- En geofysisk undersökning med resistivitet
och inducerad polarisation.
Lund 2007-02-16
Björn Johansson och Sonja Jones
Teknisk geologi
Lunds tekniska högskola
Lunds universitet
ISRN: LUTVDG/TVTG--5103--SE

Författare:
Björn Johansson bjornjoh@gmail.com
Sonja Jones s.jones@bredband.net
Titel:
Ekebodadeponin i Hörby: utbredning, lakvattenspridning och påverkan på omgivning
-En geofysisk undersökning med mätningar av resistivitet och inducerad polarisation.
The Ekeboda Landfill: Delimitation, Transport of Leachate and Effect on the Surroundings
-A geophysical survey with measurements of resistivity and induced polarization
Nyckelord:
Geofysik, resistivitetsundersökning, IP-undersökning, 2D-inversion, 3D-inversion, resistivitet,
uppladdningsförmåga, deponi, lakvatten, föroreningsspridning, vattenanalys, Hörby, Ekeboda
Key words:
Geophysics, resistivity survey, IP-survey, 2D-inversion, 3D-inversion, chargeability, landfill, leachate,
water analysis, Hörby, Ekeboda
Publicerat av:
Lunds universitet
Teknisk geologi
Lund 2007
Tryckt av:
Tryckeriet i E-huset, Lund 2007
ISRN LUTVDG/TVTG--5103--SE
- ii -

Sammanfattning
Ett av Sveriges miljömål är ”Giftfri miljö”, där gamla deponier kan utgöra en belastning. I början av
1980-talet genomfördes en översiktlig inventering av gamla deponier runt om i Sverige och Ekeboda
identifierades som ett av fem objekt i Hörby kommun, Skåne. Ekebodadeponin var i drift mellan 1965
och 1978, men illegal deponering pågick under ytterligare några år. Sedan deponin stängdes har Hörby
kommun fått en rad olika krav på sig allteftersom miljökraven ökat. Kommunen ansvarar för
undersökning och riskbedömning av gamla, avslutade deponier och detta examensarbete är ett led i
denna process.
Syftet med examensarbetet är att kartlägga deponins utbredning, lakvattenspridning och påverkan på
omgivningen. Vidare är syftet med examensarbetet att göra en jämförelse mellan 2D- och 3Dinversioner
av resistivitetsdata samt även jämföra resistivitetsmätningar med IP-mätningar som metod
att undersöka deponier.
För att uppnå syftet har geofysiska undersökningar utförts främst i form av ”Continuous Vertical
Electrical Soundings” (CVES) av resistivitet och inducerad polarisation (IP) varefter invers
modellering gjorts av resultaten. Även en magnetometrisk undersökning har utförts. Vidare har
borrningar utförts för geologisk korrelation samt placering av grundvattenrör. Vattenprov togs för
kemisk analys.
Resultaten visar ingen tydlig lakvattenspridning från Ekebodadeponin. Dock påvisar
resistivitetsundersökningen en möjlig lakvattenspridning i västlig riktning, nedströms deponin.
Vattenanalyserna visade generellt inte på någon större föroreningsgrad, vilket enligt litteraturstudierna
är att vänta när det gäller äldre deponier. Täckskiktet bedöms på sina ställen vara undermåligt och
bestå av grövre material än önskvärt för en deponi.
Jämförelsen mellan 2D- och 3D-inversioner av resistivitet visar framför allt på att 3D-inversioner
generellt ger bättre upplösning och kontrast gentemot intilliggande resistiviteter. Vidare verkar 3Dinversionen
vara mindre känslig för ovidkommande störningar i marken än vad 2D-inversionen är.
Jämförelsen mellan IP- och resistivitetsmätningar visar att IP-mätningar generellt är bättre än
resistivitetsmätningar på att avgränsa deponin, speciellt normaliserad IP. Metoden definierar även
täckskiktet tydligare. Resistivitetsmätningar särskiljer materialförändringar bättre, men IP-mätningar
är ett bra komplement vid tveksamheter i tolkningen.
- i -

Summary
Sweden has listed fifteen goals concerning the environment, of which ”A non polluted environment”
is one. Landfills fall under this goal, since they constitute a potential burden on their surroundings. In
the beginning of the 1980’s a broad inventory of old landfills was undertaken in Sweden. The
inventory identified five objects in the municipality of Hörby in Scania, of which the Ekeboda landfill
was one. This landfill was active between 1965 and 1978, with illegal dumping continuing until the
mid 1980’s. Since the landfill was closed, the municipality of Hörby has had a number of demands
from supervising authorities concerning the Ekeboda landfill. This master’s thesis is a step in the
environmental work concerning the landfill.
The aim of this study is to delimit the extension of the landfill, its spread of leachate and its effect on
the surroundings. Further more, the aim of the study is to make one comparison between 2D- and 3D-
inversions of resistivity data and one between resistivity- and induced polarization surveys.
To fulfil the aim of the study, following geophysical surveys have been carried out: continuous
vertical electrical soundings (CVES) and following inverse modelling of resistivity and induced
polarization, as well as a magnetometrical survey without inverse modelling. Further more, auger
drilling has been carried out for geological correlation and placement of groundwater pipes for water
sampling. To characterize the water, samples were taken for chemical analysis.
The results of these surveys do not show an evident dispersion of leachate from the Ekeboda landfill.
However, the results of the resistivity survey indicate that there might be a possible leachate plume in
a westerly direction, down stream from the landfill. In general, the results of the analyses of the water
samples don’t show that they are polluted to a great extent. According to literature studies, this is what
to be expected when it comes to old landfills. Further more, the IP-survey shows that the cover of the
landfill is of inferior thickness, and occasionally completely missing, in some areas of the landfill. The
surveys also show that the cover, in some places, is of material with coarser texture than what is
recommended for a landfill cover.
The comparison between 2D- and 3D- inversions of resistivity data shows that 3D-inversions
generally give better resolution in the model. It also shows that 3D-inversions seem to be less
sensitive, compared to the 2D-inversion, towards disturbances in the ground.
The comparison between resistivity- and IP-surveys shows that IP-surveys in general are better at
delimiting the spread and the top of the landfill than resistivity surveys, especially normalised IP. The
IP-survey is also able to define the cover in a better way. Resistivity measurements are better to
distinguish between differences in materials, but IP-measurements are a good complement to resolve
ambiguities in the interpretation.
- ii -

Tackord
Detta examensarbete hade inte kunnat genomföras utan hjälp, stöd och råd från en rad personer som vi
varit i kontakt med under arbetets gång. Särskilt vill vi framför vårt varma tack till följande:
Torleif Dahlin och Peter Flyhammar för god handledning, stöd och engagemang.
Maria Persson på Hörby kommun för intressant projekt. Utan Din hjälp hade arbetet inte kunnat
genomföras.
Berit Ensted Danielsen, Kjell Andersson och övriga på Teknisk geologi för hjälp och rådgivning
samt gemytliga kafferaster.
Ammy Göransson förtjänar ett stort tack för goda insatser i fält och gott kamratskap.
Hans Jeppsson för att Du väckte vårt intresse för geofysik, samt för att Du så frikostigt har delat med
Dig av Din erfarenhet och kunskap under arbetets gång.
Vidare vill vi tacka övriga på Hörby kommun som har hjälpt oss och visat stort intresse och
engagemang i vårt arbete.
Sist men inte minst vill vi tacka varandra för gott samarbete, samt tacka alla studiekamrater och lärare
vi lärt känna under åren i Lund. Det har varit en rolig tid med många goda minnen som vi sent
kommer att glömma.
- iii -

Innehållsförteckning
1 Inledning ............................................................................................................ 1
1.1 Bakgrund................................................................................................................................1
1.2 Syfte....................................................................................................................................... 2
1.3 Utförda undersökningar ......................................................................................................... 2
1.4 Uppdelning............................................................................................................................. 2
1.5 Läsanvisningar ....................................................................................................................... 2
2 Områdesbeskrivning ........................................................................................ 3
3 Regional geologi ............................................................................................... 5
3.1 Berggrundsgeologi................................................................................................................. 5
3.2 Kvartärgeologi ....................................................................................................................... 6
3.3 Geologisk förväntningsmodell............................................................................................... 7
4 Deponin och dess lakvatten............................................................................. 8
4.1 Deponins faser ....................................................................................................................... 8
4.1.1 Fas 1: Inledande kortvarig aerob fas.................................................................................. 8
4.1.2 Fas 2: Acidogen fas ........................................................................................................... 8
4.1.3 Fas 3 och 4: Metanogen fas ............................................................................................... 9
4.1.4 Fas 5: Humusfas ................................................................................................................ 9
4.2 Kvarhållande processer.......................................................................................................... 9
4.3 Lakvatten ............................................................................................................................. 10
4.3.1 Lakvattenbildning............................................................................................................ 10
4.3.2 Lakvattnets karaktär ........................................................................................................ 10
4.4 Lakvattenplymen.................................................................................................................. 12
4.4.1 Lakvattenspridande processer.......................................................................................... 13
4.4.2 Redoxförhållanden........................................................................................................... 14
4.5 Lakvattensituationen vid Ekeboda avfallsupplag ................................................................ 16
4.5.1 Avledning av lakvatten idag ............................................................................................ 16
4.6 Erfarenheter av resistivitets- och IP-mätningar ................................................................... 17
4.6.1 Resistivitetsmätningar ..................................................................................................... 17
4.6.2 IP-mätningar .................................................................................................................... 18
5 Geofysiska metoder........................................................................................ 20
5.1 Resistivitetsmätning............................................................................................................. 20
5.1.1 Teori ................................................................................................................................20
5.1.2 Metod............................................................................................................................... 22
5.1.3 Processering av data ........................................................................................................ 25
5.1.4 Resistivitetsmetodens begränsningar............................................................................... 28
5.2 Inducerad polarisation.......................................................................................................... 28
5.2.1 Bakgrund ......................................................................................................................... 28
5.2.2 Teori ................................................................................................................................29
5.2.3 Normaliserad IP............................................................................................................... 32
5.2.4 Metod............................................................................................................................... 32
5.2.5 Processering av data ........................................................................................................ 32
5.3 Magnetometri....................................................................................................................... 33
5.3.1 Teori ................................................................................................................................33
5.3.2 Metod............................................................................................................................... 33
6 Fältundersökning............................................................................................ 35
6.1 Utrustning ............................................................................................................................ 35
6.2 Profildragning ...................................................................................................................... 36
- iv -

6.3 Geofysiska undersökningar.................................................................................................. 37
6.3.1 Inledande resistivitets- och IP-undersökning (profil 1 och 2) ......................................... 37
6.3.2 Yttäckande resistivitets- och IP-undersökning (profil 4 till 13) ...................................... 37
6.3.3 Magnetometrisk undersökning ........................................................................................ 38
6.4 Borrning av provpunkter...................................................................................................... 38
6.5 Vattenprovtagning................................................................................................................ 38
7 Inversioner av resistivitets- och IP-data ....................................................... 40
8 Resultat och tolkning av 2D- och 3D-resistivitet.......................................... 41
8.1 Diskussion............................................................................................................................ 45
9 IP- och resistivitetsmätning ........................................................................... 47
9.1 Resultat och tolkning ........................................................................................................... 47
9.1.1 Profil 1............................................................................................................................. 47
9.1.2 Profil 8............................................................................................................................. 48
9.1.3 Profil 10........................................................................................................................... 48
9.2 Diskussion............................................................................................................................ 53
10 Magnetometri .................................................................................................. 55
10.1 Resultat och tolkning ........................................................................................................... 55
10.2 Diskussion............................................................................................................................ 55
11 Vattenprovtagning .......................................................................................... 57
11.1 Analysresultat och diskussion.............................................................................................. 57
11.1.1 Allmän kemisk karaktärisering ................................................................................... 57
11.1.2 Metaller ....................................................................................................................... 59
11.1.3 Organiska summaparametrar (screening).................................................................... 59
12 Felkällor ........................................................................................................... 62
13 Förenklad riskbedömning .............................................................................. 63
14 Slutsatser......................................................................................................... 65
14.1 2D- och 3D-inversioner av resistivitetsdata......................................................................... 65
14.2 IP- och resistivitetsmätning.................................................................................................. 65
14.3 Sammanfattande slutsatser för Ekebodadeponin ................................................................. 65
15 Rekommendationer för Hörby kommun........................................................ 67
16 Referenser ....................................................................................................... 68
Bilagor
Bilaga 1 Diverse inversionsparametrar
Bilaga 2 Resistivitets- och IP-sektioner
Bilaga 3 Analysrapporter från kemisk vattenanalys
- v -

-
1 -

1 Inledning
1.1 Bakgrund
I många fall kan gamla avfallsupplag utgöra en risk för yt- och grundvattenpåverkan och olämplig
markanvändning i närheten kan medföra ökad risk för människor och miljö. Ett av Sveriges miljömål
är ”Giftfri miljö”. Inom detta miljömål ingår arbetet att minimera halterna av naturfrämmande ämnen i
miljön, minska människors exponering för farliga ämnen, samt att undersöka och sanera förorenade
områden (Miljömålsportalen 2006).
En översiktlig inventering av gamla avfallsupplag utfördes runt om i Sverige i början av 1980-talet
(Hörby kommun 1993). I Sverige som helhet identifierades totalt 4000 objekt. Ekeboda var ett av fem
objekt som identifierades i Hörby kommun i Skåne, se figur 1:1. Deponin är belägen strax öster om
Hörby på fastighet Hörby 4:3. Alla identifierade objekt delades 1993 in i en av fyra riskklasser, där
riskklass 1 utgjorde störst risk och klass 4 lägst. Ekebodadeponin tillhör riskkgrupp 2, det vill säga
”stor risk - skyddsåtgärder kan behövas”.
Figur 1:1 Ekeboda deponi strax öster om Hörby.
Avfallsupplaget vid Ekeboda var i kommunal drift mellan 1965-1978, illegal deponering pågick dock
ytterligare fem, sex år enligt närboende. Så sent som 1988 kunde Länsstyrelsen vid ett besök
konstatera olovlig deponering i de västra delarna (Hörby kommun 1995).
Avfallsupplaget är cirka 20 000 m 2 stort och enligt Hörby kommun har såväl hushållsavfall som
bekämpningsmedel, miljöfarligt avfall, oljor och industriavfall deponerats. Det finns ingen
dokumentation att tillgå, men industrier i drift under aktuell period var ADDO skrivmaskiner, mindre
metall- och verkstadsindustrier samt mekaniska verkstäder. Enligt uppgift har det även deponerats
avfall från andra kommuner runt om i Skåne eftersom kontrollen var mindre i Hörby. Med andra ord
kan det finnas i princip vad som helst i deponin. Mycket av avfallet eldades upp på plats under de
första åren, men sedan deponerades huvuddelen. Avfallsupplaget bygger ca 10 m på höjden, inklusive
täckskikt.
- 1 -

Sedan deponin stängdes har Hörby kommun fått en rad olika krav på sig allteftersom miljökraven
ökat. Kommunen ansvarar för undersökning och riskbedömning av gamla, avslutade deponier. Detta
ska ingå i den kommunala avfallsplaneringen. Även om inget nytt avfall tillförs deponin räknas den
som pågående miljöfarlig verksamhet, eftersom föroreningsutsläppen fortfarande pågår. Det gör att
miljöbalken blir tillämplig, varför kommunen är skyldig att vidta åtgärder. (Naturvårdsverket 2007a)
En sammanställning av krav och beslut genom åren finns i rapporten ”Åtgärder gamla deponin
Ekeboda” (Hörby kommun 2002).
1.2 Syfte
Detta examensarbete motsvarar en del av det senaste kravet från tillsynsmyndigheten (Hörby kommun
2002). Detta säger att kontroll av såväl bortfört lakvatten, som deponins eventuella påverkan på
omgivningen skall undersökas.
Syftet med examensarbetet är att:
• Avgränsa deponin och kartlägga lakvattenspridningen med hjälp av geofysiska mätmetoder
• Utvärdera skillnaderna i att utföra en tvådimensionell (2D) invertering gentemot en
tredimensionell (3D) invertering av resistivitetsdata från 2D- undersökning.
• Jämföra mätningar av inducerad polarisation (IP) med resistivitetsmätningar som metod vid
undersökningar av deponier.
• Upprätta lämpliga kontrollpunkter för vattenprovtagning utifrån resultaten av de geofysiska
undersökningarna.
• Utföra en förenklad riskbedömning av deponins påverkan på omgivningen.
1.3 Utförda undersökningar
För att uppnå examensarbetets syfte har följande utförts:
• CVES-undersökning (Continous Vertical Electrical Sounding) av resistivitet och inducerad
polarisation (IP) för kartläggning av lakvattenspridning samt avgränsning av deponin.
• Magnetometrisk undersökning som komplement för bättre underlag vid tolkning av data.
• Borrning med borrbandvagn av typen Geotech för geologisk korrelation och placering av
grundvattenrör
• Vattenprovtagning för kemisk analys av ackrediterat laboratorium (ALControl).
• Litteraturstudier om deponiers faser och processer samt lakvattnets karaktär och plymer.
1.4 Uppdelning
Björn Johansson ansvarar för jämförelsen av 2D- och 3D-inversioner av resistivitetsdata. (kapitel 7
och avsnitt 13.1)
Sonja Jones är ansvarig för jämförelsen mellan resistivitets- och IP-undersökningar. (kapitel 8 och
avsnitt 13.2)
I övrigt är examensarbetet gemensamt.
1.5 Läsanvisningar
Examensarbetet börjar med att beskriva området och geologin. För att på bästa sätt kunna tolka och
diskutera resultaten från den geofysiska undersökningen samt vattenanalyserna följer därpå
litteraturstudier om deponier och lakvatten (kapitel 4) samt använda geofysiska metoder. (kapitel 5).
Kapitel 6 utgörs av fältundersökningen och i de följande kapitlen diskuteras resultat och tolkning.
Därefter följer en förenklad riskbedömning samt slutsatser och rekommendationer för Hörby kommun.
- 2 -

2 Områdesbeskrivning
Innan området togs i bruk som avfallsupplag utgjorde det en del av en dalgång i öst-västlig riktning.
En bäck gick ursprungligen i dalgångens riktning med västlig strömningsriktning. Bäcken
kulverterades med cementrör då deponin anlades. Dess ursprungliga läge och dalgångens ursprungliga
sträckning framgår av flygbilden från 1940-talet (figur 2:1).
Figur 2:1 Bilden tv är en gammal flygbild från 1940-talet över Ekeboda. Bäckens ursprungliga dragning
är markerad med vitt. Bilden th är en modern flygbild över Ekeboda. A: deponin. B: grusfläck. C:
paddock.
I anslutning till deponins södra delar ligger idag ett ridhus med tillhörande paddock (ridbana). Det är
osäkert huruvida paddocken är belägen ovanpå deponin, då deponins gränser inte är helt kända.
Paddocken består av genomsläppligt material såsom sand och grus. Vidare finns även ett litet område
av genomsläppligt grusmaterial vid ridhusets östra del. Placeringen av deponin, paddocken och
grusfläcken framgår av flygbild (figur 2:1).
Figur 2:2 I bilden tv syns vallen i deponins östra kant. Grusfläcken skymtas till vänster i bild och man
kan även se vegetationen på täckskiktet. Bilden th är tagen i deponins nordöstra hörn där diverse skrot
ligger synligt i dagen, bl a en tunna och en burk med bekämpningsmedel (klass III). (Foto: Sonja Jones)
Idag är deponin övertäckt, om än undermåligt på sina ställen. Enligt uppgift täcktes den endast med ett
tunt jordlager av okänt slag vid deponins stängning 1978. I slutet på 1990-talet bättrades täckskiktet på
(ca 1,5 m) med massor från ombyggnad av VA-ledningar i Östraby eftersom sättningar uppkommit på
deponins ovansida. Massorna utgörs enligt sticksondering på sina ställen av mer genomsläppligt
material än vad som är önskvärt för en deponi. Ingen exakt dokumentation om täckskiktets tjocklek
- 3 -

eller material finns att tillgå. På en del av deponins östra sida har en vall placerats (figur 2:2) för att
hindra ytvattenavrinning ner mot fastighet 17:21 (se figur 6:2). På slänterna sticker bland annat
byggavfall, järnskrot och tunnor för bland annat bekämpningsmedel (klass III) upp, figur 2:2. Deponin
är numera igenvuxen av gräs, gullris, lupiner, nässlor, nypon, jättelokor och björksly.
Österut angränsar deponin till hagmark tillhörande fastighet 17:21. Hagens nordvästra hörn är
förhållandevis sank. I fastighetsgränsen finns ett stenröse och uppvuxna lövträd.
På deponins norra sida ligger en före detta banvall som numera utgörs av en grusad gång- och
cykelväg. Slänten på norra sidan av banvallen består av mer eller mindre igenvuxna hagmarker som är
sanka på sina ställen.
Åt väster angränsar deponin till en obrukad åkermark och en liten tät granskogsplantering (fastighet
23:32, se figur 6:2). I fastighetsgränsen finns ett stenröse och uppvuxna lövträd. Nedströms deponin
ligger bland annat rådjurshägn och dammar med inplanterad fisk.
Vattendragen i området har en generell riktning mot sydväst och mynnar i Hörbyån, som i sin tur leder
ut i Ringsjön.
- 4 -

3 Regional geologi
3.1 Berggrundsgeologi
Avsnittet baseras på SGU:s berggrundskarta Af 212 (Erlström et al 1999) samt jordartskarta Ae 123
(Daniel 1998) samt rapporten” Förslag till skyddsområden för Hörby kommuns samtliga vattentäkter”
(SGU 2000).
Hörby inklusive Ekeboda deponi är beläget i den sk Hörbysänkan som delvis begränsas av
förkastningar och sprickzoner (figur 3:2). De härrör från regionala svaghetszoner i berggrunden och
har en nordväst-sydostlig riktning.
Under jordlagren i Hörbysänkan finns sedimentära bergarter med en mäktighet upp till 40 m. De
sedimentära bergarterna är av jurassisk ålder och tillhör den så kallade Höörsandstenen. I vissa delar
överlagrar Höörsandstenen leror och sandstenar av triassisk ålder tillhörande Kågerödsformationen.
Höörsandstenen domineras av mer eller mindre sandiga bergarter med varierande konsolideringsgrad,
porositet och permabilitet. Inslag av lera, lersten och kol är vanligt förekommande. Gränsen för
Höörsandstenens utbredning framgår av figur 3:2. Ekeboda avfallsupplag är belägen strax intill en
förmodad deformationszon, varför det är svårt att avgöra exakt berggrund utan en borrning. Urberget
består av gnejs och finns endast dokumenterad på 103 m djup från ett kärnborrhål vid ICA Kvantum i
västra delen av samhället.
I Hörbyområdet förekommer även mindre kroppar av basalt och basalttuff som bildades i samband
med vulkanisk aktivitet under jurassisk tid.
I brunnsarkivet från SGU finns borrade brunnar i området strax norr om (23300814 och 23300944)
och strax söder om (23300684 och 23300549) Ekeboda, se figur 3:1. De norra brunnarna är belägna i
gnejs och de södra i Höörsandsten enligt SGU:s berggrundskarta (Erlström 1999).
Figur 3:1Karta från brunnsarkivet (SGU 2007). Ekeboda-
området är markerat med en ring.
Borrprotokollet från brunn 23300814 visar att ”lös, röd gnejs” påträffas mellan 14 och 17 meter under
markytan. Mellan 17 och 37 meter under markytan består berggrunden fast berg som benämns ”röd
- 5 -

gnejs”. I brunn 23300944 påträffas berggrunden på ett djup av 7,5 meter. Brunnen är 19 meter djup
och geologin utgörs av ”berg” från 7,5 meter ner till brunnens botten. Protokollet specificerar inte
vilken typ av berg som påträffats, men det antas vara röd gnejs med utgångspunkt från SGU:s
berggrundskarta (Erlström 1999). I borrprotokollet från 23300684 påträffas berggrunden 10 meter
under markytan och utgörs av ”lera-lersten, något kol” ner till 25 meter. Enligt ovan är lera-lersten och
kol vanligt förekommande i sandstenen. Därefter följer 5 meter ”mosten” och 15 meter ”grovmosten
med skikt av lera-lersten”. I protokollet från 23300549 påträffas berggrunden 13 meter under
markytan och den utgörs av ”lersten”. ner till 19 meter. Därifrån ner till 28 meter består berggrunden
av ”grovmosten” varefter ”lersten-mosten, växellagring” följer ner till 33 meter.
Figur 3:2 Berggrundskarta för området rund Hörby (Erlström 1999).
Ekeboda markerat med en är ring.
3.2 Kvartärgeologi
Figur 3:3 Jordarternas utbredning runt Ekeboda.
Höörsandstenen är i Hörby täckt av relativt mäktiga jordlager, upp till 30-40 m. Jordlagren domineras
- 6 -

av mer eller mindre sandig-siltig morän med inslag av lerig morän, se figur 3:3 på föregående sida. I
de östra delarna av samhället där Ekeboda är beläget är moränen mer sandig, vilket bekräftades vid
sticksondering i området. Sandlinser kan förekomma i de övre jordlagren, ner till 5-10 m djup.
Uppgifter från SGU:s brunnsarkiv indikerar mindre mäktiga jordlager runt Ekeboda. I brunnsarkivet
finns uppgifter från borrade brunnar i området strax norr om (23300814 och 23300944) och strax
söder om (23300684 och 23300549) Ekeboda, se figur 3:1. Borrprotokoll för brunn 23300814, norr
om Ekeboda, visar att avståndet till berg är 14 meter. De översta 6 metrarna utgörs av en tidigare
grävd brunn och vidare ner till 14 meter återfinns ”grus” och ”sand”. I brunn 23300944 är det 7,5
meter ner till berggrundsytan och jordlagret består av ”morän med block”. I 23300684 överlagras
berggrunden av 10 meter ”lerig morän”. I brunn 23300549 utgörs de först 5,5 meterna under markytan
av en brunn varefter ”moränlera” följer ner till 13 meter under markytan.
3.3 Geologisk förväntningsmodell
Utifrån brunnsarkivet, SGU:s berggrundskarta Af 212 (Ehrlström 1999) samt jordartskarta Ae 123
(Daniel 1998) har en schematisk geologisk förväntningsmodell för Ekebodaområdet skapats, se figur
3:4.
Figur 3:4 Schematisk geologisk förväntningsmodell av undersökningsområdet.
- 7 -

4 Deponin och dess lakvatten
4.1 Deponins faser
I en deponi som innehåller organiskt material pågår olika processer som hela tiden förändrar kvaliteten
på avfallet och lakvattnet även efter att deponin tagits ur bruk. Dessa processer sker i olika stadier, i
olika delar av deponin. Man brukar tala om aerob fas, acidogen fas, metanogen fas och humusfas
(Hauer et al 2004).
Figur 4:1 Gas- och lakvattensammansättningens
variation beroende på vilken fas deponin befinner
sig i. Fas 1: aerob, 2: anaerob acidogen, 3 och 4:
metanogen samt 5: humusfasen (Christensen et al 1992).
4.1.1 Fas 1: Inledande kortvarig aerob fas
Inledningsvis är nedbrytningen av det organiska materialet i deponin aerobisk. Denna fas är kortvarig,
mellan dagar och veckor, och kännetecknas av hög temperatur (Hauer et al 2004). När nedbrytningen
tar fart uppstår snabbt en anaerobisk miljö genom att bakterierna som står för nedbrytningen förbrukar
stora mängder syre (Bell 2003).
4.1.2 Fas 2: Acidogen fas
Inledningsvis under den anaeroba, acidogena fasen bryts större organiska molekyler ned till mindre
beståndsdelar, vilka utgörs av diverse lättflyktiga organiska fettsyror och alkoholer (Bell 2003). Den
höga koncentrationen av organiska syror sänker pH i lakvattnet till ca 6 (Christensen et al 2001). Detta
medför att urlakningen av metaller, såsom järn, mangan och zink ökar, se figur 4:1 (Hauer et al 2004).
Vidare omvandlar den reducerande miljön i deponin oxiderade järnjoner (Fe 3+ ) till mer lättlösliga
(Fe 2+ ) som därmed lakas ut med vattnet. Fasen varar från några månader till ett par år och
temperaturen ligger mellan 20-30 ºC (Hauer et al 2004).
- 8 -

I en ung deponi kan mängden lösta salter överstiga 10000 mg/l. Särskilt höga koncentrationer av
natrium, kalcium, klorid, sulfat och järn kan detekteras. Allt eftersom deponin åldras lakas dessa salter
ut och koncentrationen av oorganiskt material minskar. Kvävet som ingått i det organiska
ursprungsmaterialet bildar lättlösliga ammoniumjoner som kan ge upphov till stora mängder
ammoniak i lakvattnet (Bell 2003). Kväveföreningar kommer under hundratals år att vara närvarande i
lakvattnet (Christensen et al 2001).
4.1.3 Fas 3 och 4: Metanogen fas
Den efterföljande metanogena fasen är också anaerob. Här äger den huvudsakliga gasbildningen i
deponin rum, se figur 4:1. Gasen består främst av koldioxid och metan, se figur 4:1. Mängden gas som
bildas kan grovt uppskattas till mellan 2,2 och 250 liter per kilogram torrt avfall, beroende på deponins
avfall, fuktighet, temperatur och pH (Bell 2003). Metanogena bakterier bryter under denna fas ned de
tidigare bildade fettsyrorna, först till ättiksyra och sedan till metan och koldioxid. De metanogena
bakterierna är känsliga för lågt pH, vilket uppstår när ättiksyra bildas. Tillväxten av metanogena
bakterier styrs av hur väl sulfatreducerande bakterier klarar av att buffra pH så att det ligger runt 8. Då
kan de metanogena bakterierna etablera sig och ättiksyra brytas ner till metan och koldioxid.
Koldioxiden bildar sen i viss mån, tillsammans med väte, metan och vatten (Hauer et al 2004). Allt
eftersom gas bildas, migrerar den uppåt och ut från deponin. Detta kan leda till sättningar och
kompaktion av avfallet, vilket i sin tur kan minska infiltrationshastigheten för vatten och över en
längre tid även gasbildningens hastighet (Bell 2003).
4.1.4 Fas 5: Humusfas
Nästa steg i den åldrande deponins utveckling kallas humusfasen och kännetecknas av att den rådande
miljön blir aerob igen, se figur 4:1. Syre och kväve börjar återigen tränga ner i deponin, vilket kan ge
upphov till oxidation av humusämnen och metallsulfider. Humusfasen nås efter ungefär 100 år och
kan möjligen pågå i 1000-tals år (Wellander 1998). Humusämnena består till största delen av
svårnedbrytbara hydroxyl- och karboxylgrupper. Vid humusfasens början återstår över 99 % av de
metallerna, vilka är starkt bundna till humusämnen och sulfider. Om dessa sulfider oxideras bildas
lättlösliga sulfater och pH i lakvattnet sjunker varvid metaller går i lösning (Hauer et al 2004).
Mobiliteten av metaller kan även öka vid försurning eftersom humustransporten i marken då ökar
(Naturvårdsverket 1995).
4.2 Kvarhållande processer
Kvarhållande processer förhindrar spridning av föroreningar från deponin. Ju mindre löslighet en
förorening har desto mer benägen är den att stanna kvar i deponin (Naturvårdsverket 1995).
Lösligheten av en förorening i en deponi påverkas bland annat av totalhalten i avfallet,
sorptionseffekter och löslighetsjämvikter samt yttre faktorer. Lösligheten av organiska ämnen i vatten
beror av ämnets polaritet och funktionella grupper. Olika organiska ämnen löser sig dessutom i
varandra, varpå lösligheten för ett ämne skiljer sig väsentligt från lösligheten som det har i vatten. För
oorganiska ämne såsom tungmetaller beror lösligheten till stor del på den kemiska miljön, till exempel
pH och redoxpotential
Processer som verkar kvarhållande på föroreningar i en deponi går under samlingsnamnet sorption
(Naturvårdsverket 1995). Det innebär att lösta ämnen attraheras till fasta ytor (till exempel
mineralytor) där de fastläggs vilket leder till fördröjt utsläpp av föroreningar från deponin. Vid
fastläggningen minskar halten av föroreningen i vattenfasen och påverkar alltså koncentrationen.
Sorptionen kan vara reversibel varvid de fastlagda ämnena återgår i lösning (desorption). Vanligen är
sorptionen mest effektiv vid låga halter av det lösta ämnet för att avta med högre halter (icke-linjär
sorption). Fällning och mineralisering är egentligen inte sorptionsprocesser, dock är effekten
densamma. Utfällningar kan inträffa när en lösning blivit övermättad med avseende på ett mineral.
- 9 -

4.3 Lakvatten
4.3.1 Lakvattenbildning
Vatten som varit i kontakt med avfall och avleds från eller kvarhålls i en deponi kallas lakvatten. Det
bildas främst genom att nederbörd infiltrerar ner i deponin och lakar ut lösliga ämnen i olika grad.
Även grund- och ytvatten som tränger in från angränsande ytor kan bidra till lakvattenbildningen. Så
kallat pressvatten kan bildas när vattenhaltigt avfall kompakteras och kan ha mycket högt föroreningsinnehåll
(Naturvårdsverket 2007b). En allmän vattenbalansekvation för en deponi kan enligt
Naturvårdsverket (1994) beskrivas av:
P = E + R + L + ΔM
(4:1)
P Nederbörd och eventuell lakvattencirkulation
E Evapotranspiration
R Ytavrinning utan lakvattenbildning
L Lakvattenbildning
M Magasinsförändring i deponin (kan försummas vid långa tidsperioder)
Mängden vatten som infiltrerar deponin beror enligt Naturvårdsverket (1995) på:
• Ytans utformning och lutning
• Täckskiktets material och tjocklek
• Dränering
• Avfallets hydrauliska konduktivitet och kapillaritet
• Nederbörd och avdunstning
Inflöde av ytvatten till deponin beror på topografiska och hydrogeologiska faktorer. Exempel på
sådana kan vara om det finns vattendrag i avrinningsområdet uppströms deponin och vilken gradient
de då har. Vidare har storleken på avrinningsområde betydelse för mängden vatten som kan rinna mot
och eventuellt genom deponin. Grundvattenströmningen har också betydelse eftersom ytvattenavrinningen
blir större i ett utströmningsområde än i ett inströmningsområde. Om ytlagren är täta i
inströmningsområdet kommer större andel vatten att rinna av som ytvatten. Andra faktorer som
påverkar mängden ytvatten är vegetationen i uppströmsområdet.
Mängden vatten som tillåts infiltrera genom avfallet måste begränsas eftersom det bildar lakvatten.
När det gäller nederbördsinfiltration kan denna begränsas genom att täcka deponin med ett så kallat
täckskikt. Ett bra täckskikt utgörs av ett tätt lager med låg hydraulisk konduktivitet, till exempel lera.
Det bör utformas med en sluttning ut mot kanterna av deponin, för att öka ytavrinningen. Detta
minskar infiltrationen. Särskilda dränerings- och skyddsskikt som säkerställer täckskiktets
beständighet mot erosion, frost och så vidare kan också anläggas. Om täckskiktet planteras med
vegetation, såsom gräs, ökar evapotranspirationen vilket medför minskad infiltration.
4.3.2 Lakvattnets karaktär
Detta avsnitt är huvudsakligen baserat på Christensen et al (2001).
Lakvatten är en vattenlösning bestående av ämnen som härstammar från avfallet i en deponi.
Föroreningar sprids till lakvattnet genom en kombination av fysiska, kemiska och mikrobiella
processer.
Som figur 4.1 visar, beror lakvattnets karaktär delvis på vilken fas deponin befinner sig i (Hauer et al
2004). Vidare beror den på avfallets ursprung och hur det har deponerats. I en deponi bestående av en
- 10 -

landning av industriellt avfall och hushållsavfall kan lakvattnet karaktäriseras av fyra huvudsakliga
grupper av ämnen:
• Löst organiskt material: mäts som biokemisk syreförbrukning (BOD), kemisk
syreförbrukning (COD) eller totalt organiskt kol (TOC). Exempel på löst organiskt material är
metan, lättflyktiga fettsyror (speciellt under acidogena fasen) och några andra
motståndskraftiga ämnen så som humusämnen.
• Oorganiska makrokomponenter: anjoner och katjoner såsom Ca 2+ , Mg 2+ , Na + , K + , NH4 + , Fe 2+ ,
Mn 2+ , Cl - , SO4 2- och HCO3 - .
• Tungmetaller: kadmium, krom, koppar, bly, nickel och zink.
• Xenobiotiska organiska ämnen (XOC): Ämnen som ej produceras i naturen bland annat
aromatiska kolväten (inkl PAH), fenoler och klorerade alifater. XOC härstammar från
hushållsavfall eller industriella kemikalier, men förekommer endast i små koncentrationer.
Allteftersom deponin åldras kommer innehållet av ovan nämnda beståndsdelar i lakvattnet att variera,
beroende på i vilken fas deponin befinner sig i. Processer som kan påverka koncentrationen av olika
komponenter i lakvattnet inkluderar adsorption, utspädning, jonbyte, utfällning och mikrobiell
nedbrytning. Förutom denna långsiktiga variation, sker även kortsiktiga förändringar av lakvattnets
karaktär. Till exempel är det vanligt med variationer beroende på årstid, på grund av förändringar vad
det gäller till exempel nederbördsmängd och temperatur.
4.3.2.1 Löst organiskt materiel
Löst organiskt material i lakvatten mätt som COD och BOD är bulkparametrar för en rad olika
nedbrytningsprodukter, med allt från små flyktiga syror till humussyra. Kunskapen om
sammansättningen av organiskt material i lakvatten är begränsad, men några studier har gjorts.
Christensen et al (2001) visar att 95 % av COD-innehållet (20000 mg/l) under den acidogena fasen
utgörs av lättflyktiga fettsyror och endast 1,3 % utgörs av ämnen med en molekylvikt på över 1000.
Lakvatten under denna fas innehåller även vissa aminer och alkoholer. Förhållandet BOD/COD
representerar hur nedbrytbart det organiska kolet är. BOD7/CODCr- kvoten i den acidogena fasen kan
komma upp i storleksordningen 0,7 (Molander 2000) Under den metanogena fasen minskas kvoten till
0,06 vilket betyder att det mest lättnedbrytbara organiska materialet har brutits ner eller eventuellt
lakats ur.
De lättflyktiga fettsyrorna som utgör den största delen organiskt kol i lakvattnet under den acidogena
fasen är lättnedbrytbara. Det lösta organiska materialet, som dominerar i den metanogena fasen,
tenderar att vara svårare att bryta ned. Under denna fas återfinnes inte alkoholer, aminer eller
lättflyktiga fettsyror. Istället finner man att en större del av det lösta organiska materialet består av
ämnen med stor molekylvikt (över 1000). Större delen av dessa ämnen bryts dock så småningom ned.
4.3.2.2 Oorganiska makrokomponenter
Med oorganiska makrokomponenter menas oorganiska anjoner och katjoner som återfinns i förhöjda
koncentrationer i lakvattnet. Dessa ämnen vållar normalt sett inga större föroreningsproblem för
grundvatten. De ingår dock normalt i normer för dricksvatten och värdena i lakvatten överstiger
normalt dessa rekommendationer kraftigt.
Koncentrationen av oorganiska makrokomponenter, såsom NH4 + , S 2- och Fe 2+ , är som lägst i lakvattnet
under den metanogena fasen, se figur 4:1. andra katjoner som påträffas i låga koncentrationer i denna
fas är Ca 2+ , Mg 2+ , och Mn 2+ . Detta beror på att pH i denna fas är högre och att mängden löst organiskt
material, som kan binda katjoner, är liten. Järn har i genomsnitt en koncentration på 780 mg/l under
den acidogena fasen, att jämföra med 15 under den metanogena. För sulfat gäller 500 mg/l under den
acidogena fasen och 80 under den metanogena. Koncentrationen av sulfat minskar på grund av
- 11 -

mikrobiell reduktion. Koncentrationen av icke reaktiva komponenter, såsom Cl - , Na + och K + , påverkas
inte nämnvärt av vilken fas deponin befinner sig. Koncentrationsminskningen av dessa ämnen med
tiden beror endast på utspolningseffekter. Ammonium (NH4 + ) är ett viktigt reducerande ämne i
lakvattnet och när det läcker ut i ytvatten fungerar det som ett näringsämne. Ammonium är en
förorening som kommer att finnas under lång tid och de processer som minskar dess koncentration
utgörs främst av jonbyte och anaerobisk oxidation.
Anjoners främsta betydelse i lakvattenplymen är att de kan bilda komplex med tungmetaller och
katjoner, vilket ökar de senares mobilitet. Koncentrationen av katjoner styrs framför allt av
jonbytesprocesser. Vissa katjoners koncentration styrs också av upplösnings- och utfällningsprocesser,
till exempel kalcium och magnesium.
4.3.2.3 Tungmetaller
Generellt sett är koncentrationen av tungmetaller i lakvatten låg och utgör ingen större del av
grundvattenföroreningen i anslutning till deponier. Att koncentrationen av tungmetaller är låg i
lakvattnet, beror på att de utsätts för kraftig koncentrationsminskning genom utfällnings- och
adsorptionsprocesser. Det kan möjligtvis förekomma förhöjda halter under fas 2 och 5 på grund av den
sura miljön som då råder.
4.3.2.4 Xenobiotiska organiska ämnen (XOC)
Koncentrationen av xenobiotiska ämnen i lakvatten beror mycket på vad avfallet innehåller och hur
gammalt det är. Den vanligaste förekommande typen av XOC är aromatiska kolväten, såsom bensen,
toluen, etylbensen och xylen. Hologenerade kolväten, så som tetrakloretylen och trikloretylen, är
också vanligt förekommande. Dessa ämnen är även de som återfinns i högst koncentrationer. Andra
viktiga grupper är PAH, fenoler och pesticider.
XOC utgör normalt endast några procent av det totalt lösta organiska kolet, men dess effekt på
grundvatten kan vara stor. XOC utgör stora risker för hälsa och gränsen för vad som acceptabelt i
dricksvatten är i många länder därför mycket låg, ner mot 0,1 μg/l. Studier har visat att XOC visat hög
toxicitet för alger och bakterier i närheten av deponier. De toxiska effekterna antas dock minska med
avståndet från deponin, troligen på grund av utspädning. Tester har gjorts som visar att XOC inte
påträffats längre bort än ungefär 60 meter från källan.
Koncentrationen av XOC förväntas minska allteftersom deponin åldras. Minskningen beror på vilket
ämne det handlar om, dess nedbrytning i deponin samt dess flyktighet.
4.4 Lakvattenplymen
Spridning av föroreningar i och från en deponi påverkas av såväl kemiska, som fysikaliska och
biologiska processer, se figur 3:2. Processerna kan delas in i transporterande, kvarhållande och
omvandlande. Betydelsen av de olika processerna varierar mellan olika miljöföroreningar såsom
tungmetaller, organiska eller oorganiska ämnen.
- 12 -

Figur 4:2 De rådande processerna i en deponi (Naturvårdsverket 1995)
4.4.1 Lakvattenspridande processer
Detta avsnitt är baserat på Naturvårdsverket (1995).
Från deponin transporteras lakvatten vidare i markvattnet eller grundvattnet som en plym vilken
breder ut sig i tre dimensioner. Lakvattenplymen är normalt sett relativt smala och inte bredare än
själva deponin och den brukar inte sträcka sig längre än 2000 meter från källan (Christensen et al
2001).
Advektion är den process där vattenlösliga föroreningar transporteras med grundvattnet. Det är ofta
den primära processen för spridning av föroreningar i deponier och i mark. Hur mycket som
transporteras via advektion beror dels på koncentrationen av det lösta ämnet och dels på vattenflödet,
varför det är viktigt att ta reda på hur vattnet rör sig både inne i deponin och i dess omgivning.
Markens vattenmättnadsgrad och struktur styr hur vatten och gaser rör sig i marken.
Vattenströmningen skiljer sig om den sker i den omättade eller den mättade zonen. I en omättad
homogen mark är vattenströmningen vertikal och nedåtriktad under perioder med överskott på
nederbörd. Under perioder med hög avdunstning från växter och markyta är vattenströmningen istället
uppåtriktad på grund av kapillärkrafterna. Vattenströmningen är relativt långsam, med
omsättningstider i storleksordningen månader till år. I zoner med grövre material, i rotkanaler och i
sprickor kan det dock lokalt förekomma snabbare vattenströmning. Den omättade zonens mäktighet
beror på jordart, terrängförhållande samt variationer i grundvattenytans läge.
I den mättade zonen transporteras föroreningar med grundvattenströmmen vars hastighet beror av
jordartens hydrauliska konduktivitet, porositet samt grundvattenytans lutning. Hastigheten är
vanligtvis några meter per år, men kan i undantagsfall uppgå till hundratals meter per år.
Föroreningstransporten kan också vara densitetsstyrd. Densiteten hos lakvatten kan vare upp emot 1%
högre än grundvattnens. Densitetsskillnaden påverkar plymens rörelse både vertikalt och lateralt under
deponin och nedströms. Organiska vätskor som inte är blandbara med vatten kan förekomma som
separat fas. Om det förorenade vattnet har högre densitet än grundvattnet sjunker det ned genom den
- 13 -

mättade zonen tills halten blir så låg att densitetsskillnaden upphör eller till dess att material med
mindre genomsläpplighet förekommer. Om föroreningarna istället har lägre densitet än vatten lägger
de sig som ett skikt ovanpå grundvattenytan och kan då spridas över stora områden. Ju högre halt och
ju mer grundvattenytan lutar desto större blir föroreningstransporten.
Dispersion är ytterligare en grupp processer som påverkar transporten av föroreningar genom att
lakvattnet väljer olika vägar med olika transporttid. Olika porstorlek har olika tvärsnittsarea och
därmed olika medelflödeshastighet. Flödeshastigheten kan även skilja sig i en enskild porkanal
beroende på friktionskrafter i kanalväggarna. Dispersionen gör att föroreningar kan sprida sig
snabbare än förväntat och över större område.
Molekylernas slumpmässiga värmerörelser gör att ett ämne sprids från ett område med hög
koncentration till ett område med lägre koncentration. Denna process kallas diffusion och är av stor
betydelse vid låga strömningshastigheter, såsom i jordarter med låg hydraulisk konduktivitet (till
exempel lera).
Viktiga processer för flyktiga ämnen med högt ångtryck och låg löslighet är förångning och
gasbildning. Vid förångning transporteras ämnen från vätskefas till gasfas. Gaser transporteras genom
diffusion i luftfyllda porer i marken, men även genom luftflöden orsakade av till exempel atmosfäriska
tryckförändringar, vind samt gasutveckling i avfallet. Detta kan vara den kvantitativt viktigaste
processen i en deponi.
Små partiklar som är suspenderade i vattnen kallas kolloider. De består oftast av lermineral eller
organiskt material, men kan även bildas vid fällning. I en deponi kan kolloider till exempel bildas när
ett reducerande lakvatten blandas med grundvatten med högre syrehalt. Många föroreningar fastläggs
på kolloider och om föroreningen har låg löslighet i vatten kan detta vara en viktig transportväg
Erosion och biologiska transportprocesser medverkar också till spridning av föroreningar i deponier.
Erosion kan uppkomma i samband med kraftiga regn med kraftig ytavrinning som följd. Effekten av
detta blir att förorenade partiklar sprids till omgivande mark och ytvatten samtidigt som täckskiktet
kan skadas. Även uttorkning kan göra att täckskiktet skadas, varpå vatteninträngningen kan öka.
De biologiska transportprocesserna består i påverkan från växter och djur. Den biologiska aktiviteten
av organismer i markens övre delar gör att djupare liggande föroreningar kan transporteras upp till
ytan. Förorenat vatten sugs upp av växter och transporteras på så vis, om än långsamt. Deponins
täckskikt kan skadas av trädens rotsystem eller av djur som gräver hålor i marken med ökad
vatteninträngning som följd.
4.4.2 Redoxförhållanden
Detta avsnitt är baserat på Christensen et al (2001).
När lakvatten sprids från en deponi med organiskt material in i en syresatt akvifär uppstår en
lakvattenplym med en komplicerad redoxmiljö. Miljön i denna plym styr i stor utsträckning akvifärens
organiska och oorganiska biogeokemi. Alla ämnen som lämnar deponin och transporteras in i
akvifären kommer att passera igenom ett antal redoxzoner, se figur 4:3. Processer som påverkar olika
ämnen i en reducerande grundvattenmiljö utgörs främst av biologisk nedbrytning av organiskt
material, abiotiska redoxprocesser, upplösning/utfällning av mineral, komplexbildning, jonbyte samt
adsorption.
- 14 -

Figur 4:3 Schematisk redoxzonering i en akvifär
nedströms en deponi (Christensen et al 2001).
Man kan dela upp lakvattenplymen i en serie redoxzoner där olika oxidationsmedel reagerar med det
reducerande lakvattnet, se figur 4:3. Dessa har inga knivskarpa gränser, utan överlappar i viss mån
varandra. Vidare är redoxzoneringen är inte statisk, utan varierar fram och tillbaka i förhållande till
deponin. I akvifären, nära deponin där reducerande lakvatten konstant läcker ut, utvecklas en
metanogen zon. Sedan följer en zon med reduktion av SO4 2- till S 2- . Det finns här låga halter av Fe 2+
eftersom järnsulfider fälls ut. Inom den näst kommande zonen, löses Fe 3+ -hydroxider upp och
reduceras till Fe 2+ . Eftersom Fe-hydroxiderna lösts upp i ”iron reduction”-zonen (figur 4:3), kan Fe 2+
som mobiliserats i avfallet och akvifärens reducerande zoner, sedan fällas ut längre nedströms. Detta
gäller så länge vattnet transporteras snabbare än redoxzonerna. Detta kan leda till att det uppstår en
reaktionsfront utanför iron reduction-zonen som rör sig i en nedströms riktning. Det finns ibland även
en zon, som kan överlappa zonen för järnreduktion, där Mn 2+ och NO3 - reduceras. I utkanten av den
reducerade plymen finns en aerob zon.
Starkt reducerat lakvatten med relativt höga koncentrationer av bland annat Fe 2+ , Mn 2+ och NH4 +
tränger in i akvifären från deponin. Längs sträckningen från deponin som visas i figur 4:3 minskar
sedan innehållet av reducerade ämnen och redoxpotentialen ökar. Det reducerade lakvattnet reagerar
först med O2 (i lösning), varefter det reagerar med NO3 - (i lösning), Mn 4+ (mineralforrn), Fe 3+
(mineralforrn) och sist SO4 2- . Denna reaktionsserie fortgår tills elektronacceptorerna är förbrukade.
När de bästa elektronmottagarna förbrukats är det främst fermenteringsprocesser och metanogena
reaktioner som dominerar. Detta förklarar den generella redoxzoneringen i plymen.
Nedbrytning av löst organiskt material äger rum i den aeroba delen av lakvattenplymen, där den har en
uppskattad halveringstid på ett till tre år. Det lösta organiska materialet adsorberas inte heller i någon
- 15 -

större utsträckning av akvifärens material.
Uttunning av ammonium sker till största del i den anaeroba delen av plymen. Ammoniumplymen är
begränsad i storlek och följs av zoner med förhöjda koncentrationer av ammoniak och dikväveoxid.
Upplöst järn och mangan i lakvattnet kommer att fällas ut som reducerade former av sulfider och
karbonater. Jonutbyte, oxidation och utspädning minskar vattenlöst järn och mangan längs plymens
flödessträckning. Dock kan sedimentknutet järn och mangan senare, genom reduktion, öka
koncentrationen kraftigt längre ner i plymen.
Nedbrytning och omvandlingsprocesser kan påverka de organiska föroreningarnas mobilitet och även
toxicitet. Exempel på omvandlingsprocesser är biologisk nedbrytning och hydrolys. Vid biologisk
nedbrytning mineraliseras organiskt kol till oorganiskt med hjälp av mikroorganismer. Ofullständig
nedbrytning kan medföra att mer eller mindre toxiska nedbrytningsprodukter bildas. Vid hydrolys
ersätts halogener av hydroxylgrupper hos de organiska ämnena. Hydrolys är oftast känslig för pH och
reaktionshastigheten kan öka av såväl högt som lågt pH, beroende på om det är vätejoner eller
hydroxyljoner som är katalysator.
Koncentrationen av tungmetaller i lakvattenplymen minskas främst genom utfällning och sorption. I
sulfidbildande delar av lakvattenplymen blir lösligheten av tungmetaller extremt låg. Närvaro av
kolloider och metaller i organiska komplex ökar tungmetallernas löslighet och rörlighet, men trots
detta ökar dess migration i plymen inte nämnvärt. Om en metallisk katjon reagerar med en organisk
eller oorganisk komplexbildare, medför det vanligen att lösligheten ökar och därmed massflödet. I
lakvatten förekommer många ämnen som kan bilda komplex med tungmetaller, till exempel klorid,
sulfater och organiska ämne. Komplexbildningen medför att sorptionen minskar och mobiliteten ökar
av tungmetaller.
Den huvudsakliga processen som minskar XOC i lakvattenplymen är nedbrytning under intermediära
redoxförhållanden, men även adsorption. I reducerade zoner av lakvattenplymen är nedbrytningen
begränsad. Tidsramen för uttunningen av dessa ämnen är varierande och man kan finna rester av till
exempel bensen i lakvattenplymen upp mot femton år efter att deponin tagits ur bruk.
4.5 Lakvattensituationen vid Ekeboda avfallsupplag
I Hörby är den korrigerade nederbörden minus avdunstning ca 350 mm/år enligt SMHI:s 30 års
medelvärden för perioden 1960-1990 (SGU 2002). Hörby kommun har även själva mätt mängden
nederbörd vid Lyby reningsverk mellan åren 2001-2006. Genomsnittlig nederbörd kan då uppskattas
till 670 mm/år. Av denna mängd avdunstar ungefär 400 mm. Ett medelvärde av nedebördsmängden
minus avdunstning från SMHI och Hörby kommun blir då 310 mm/år. Av denna mängd kan det antas
att ca 60 % infiltrerar ner i deponin (SGU 2002). Ekeboda avfallsupplag är ca 20 000 m 2 stort, vilket
innebär att i grova drag 3700 m 3 om året infiltrerar och bildar lakvatten genom nederbörd.
4.5.1 Avledning av lakvatten idag
Den ursprungliga kulverteringen av bäcken som går under deponin mynnar i en pumpbrunn i deponins
nordvästra hörn (A på primärkartan i figur 6:2). 1988 ändrades bäckens dragning så att den numera
rinner i en ledning längs deponins östra sida ner till en kulvert som går längs banvallens norra sida
(figur 6:2). I samband med omdragningen plomberades den gamla kulverten i deponins östra kant.
Med stor sannolikhet är den gamla kulverten otät och fungerar därmed idag som en dräneringsledning
för lakvatten. Detta bekräftas av att det förekommer lukt av olja i en inspektionsbrunn tillhörande
kulverten. Den nya kulverten mynnar i ett öppet dike som nedströms bland annat leder till fiskdammar
och i slutänden till Hörbyån som rinner ut i Ringsjön.
- 16 -

Vid undersökningarna av deponin upptäcktes dessutom en kulvert med tillhörande inspektionsbrunn
(F i figur 6:2) som ej var inmätt på ledningskartan. Kulverten går längs banvallens södra sida till
pumpbrunnen. Inspektionsbrunnen visar att vatten från bäcken norr om banvallen också leds in i
dräneringsledningen för vidare transport till pumpbrunnen.
Pumpbrunnen är ansluten till Lyby reningsverk via en VA-ledning som går väster om deponin.
Pumpbrunnen är enligt uppgift inte tät i botten, utan ligger på ett tjockt lager av skärv. Detta, i
kombination med en pump med för liten kapacitet, gör att det vid höga vattenflöden läcker ut lakvatten
till det öppna diket väster om pumpbrunnen. För att förhindra detta har en vall uppförts som är
avskärmad med plast. Vallen är dock otillräcklig vid höga vattenflöden, då lakvatten smiter förbi.
Gångtiderna för pumpen som pumpar vatten från deponin till Lybyverken journalförs kontinuerligt,
men beroende på att ledningen sätter igen av föroreningar som fällts ut, varierar pumpgångtiderna. Ju
mer igensatt ledningen är, desto mer går pumpen. Detta trots att det då går mindre vatten genom
ledningen. För att förhindra stopp i VA-ledningen rensas den med jämna mellanrum. Pumpen
kontrollerades 2003 och dess kapacitet uppgick då till 1,9 m 3 /h. Genomsnittlig pumpgångtid för åren
2001-2006 är 5700 timmar. Detta innebär att ca 10 800 m 3 vatten pumpas till Lybyverken varje år,
varav drygt 30 % (3700 m 3 ) utgörs av lakvatten. Dock är det viktigt att vara medveten om att detta
endast är en grov uppskattning på grund av de missvisande pumpgångtiderna. Därför är mängden
vatten som pumpas till Lybyverken förmodligen lägre i praktiken, men hur mycket lägre är omöjligt
att spekulera i. Däremot är det tydligt att lakvattnet i pumpbrunnen är utspätt med grundvatten, vilket
är onödigt att pumpa till Lybyverken.
Dessutom skiljer sig lakvatten från avloppsvatten, varför det överhuvudtaget inte är särskilt lämpligt
att pumpa lakvatten till reningsverket. Bland annat skiljer sig BOD/COD-kvoten. Kvoten är lägre för
lakvatten än vad den är för avloppsvatten vilket innebär att lakvattnet har ett mer svårnedbrytbart
organiskt material. Reningsverk är anpassade till att bryta ned lättnedbrytbart organiskt material vilket
kan innebära att någon större reduktion av det mer svårnedbrytbara organiska materialet i metanogent
lakvatten inte sker. Lakvatten har även högre halter ammoniumkväve än avloppsvatten, vilket
reningsverken inte är dimensionerade för (Molander 2000).
4.6 Erfarenheter av resistivitets- och IP-mätningar
4.6.1 Resistivitetsmätningar
Resistivitetsmetoden har varit känd sedan början av 1900-talet då Conrad Schlumberger började göra
experiment med geoelektrik i Frankrike (Sharma 1997). Det huvudsakliga användningsområdet för
metoden var fram till 1970-talet malmprospektering för gruvindustrin (Reynolds 1997). I och med
utvecklingen av kraftfullare datorer och effektivare mätsystem, har användningen av
resistivitetsmätningar ökat och inkluderar nu hydrogeologi, byggnadsgeologi och miljögeologi (Loke
2003a). Resistivitetsundersökningar är idag ofta en del av storskaliga undersökningar av förorenade
områden.
Bernstone et al (1997) använde sig av multielektrod resistivitetsundersökningar för att kartlägga
lågresistivt avfall, aska, i lerig morän. Fallstudien visar att metoden kan användas för att urskilja askan
från leriga moräner. Bernstone et al (1997) drar vidare slutsatsen att ”resistivitetsmätningar kan vara
ett kraftfullt verktyg för att finna och kartlägga täckt avfall”.
Vidare gjorde Forsberg och Nilsson (2006) en karaktärisering av lakvattenspridningen från ett allmänt
avfallsupplag i Acahualinca, Managua, Nicaragua. De gjorde en resistivitetsundersökning, vilken
tydligt kunde visa att lågresistiva lakvattenpåverkade områden skiljer från omgivningen, se figur 4:4.
- 17 -

Figur 4:4 Tvådimensionell resistivitetsmodell från Acahualinca, Managua, Nicaragua (Forsberg och
Nilsson 2006). De mörkaste områdena representerar lakvattenpåverkad mark.
4.6.2 IP-mätningar
Mätningar av inducerad polarisation (IP) har använts sedan slutet på 40-talet, men redan 1912
noterade Conrad Schlumberger fenomenet (Reynolds 1997). Från början utvecklades metoden för
malmprospektering, men på senare år används den i allt större utsträckning för miljötillämpningar.
Redan 1974 påvisade Angoran et al mätbar IP-effekt över en deponi och sedan dess har talrika
undersökningar bekräftat IP-mätningars förmåga att avgränsa deponier. Till exempel visade Leroux
och Dahlin (2002) på metodens användbarhet vid undersökningar av en deponi i Härlöv utanför
Kristianstad i Skåne. Avfallet uppvisade hög uppladdningsförmåga och i den resulterande IP-sektionen
av inverterade 2D-data var avfallet tydligt avgränsat. IP-mätningarna underlättade även vid tolkningen
av resistivitetsdata. På en resistivitetssektion (figur 4:5) återfanns låga resistiviteter i de övre lagren
vid profilens slut och enbart med IP-sektionens hjälp kunde det avgöras att de låga resistiviteterna
berodde på en materialförändring i täckskiktet snarare än att täckskikt saknades i dessa delar.
Vidare har Carlson et al (1999) gjort fallstudier på sex täckta deponier av varierande slag i Arizona,
USA. En deponi innehöll stora mängder metallskrot, men övriga fem innehöll hushålls- och
trädgårdsavfall samt byggavfall. IP-mätningarna täckte en total yta om 49,2 ha och 145 borrhål
verifierade tolkningarna. Samtliga deponier uppvisade IP-effekt (>30 mV/V), som i samtliga fall
kunde härledas till avfall. Såväl metall som övrigt avfall gav alltså upphov till IP-effekt. Vidare visade
fallstudierna att IP-mätningar var bra för att avgränsa täckskiktet samt avgöra om håligheter i deponin
var återfyllda med fyllnadsmassor eller avfall.
- 18 -

Figur 4:5 Resistivitetssektion (övre) och IP-sektion (nedre) (Leroux och Dahlin 2002).
- 19 -

5 Geofysiska metoder
5.1 Resistivitetsmätning
5.1.1 Teori
Resistivitet är omvänt proportionell mot konduktivitet och är ett mått på markens förmåga att inte leda
ström, det vill säga att fungera som en isolator. När resistiviteten (ρ) mäts sänds en elektrisk ström (I)
ner i marken via två elektroder. Mellan två andra elektroder mäts sedan potentialskillnaden (U) som
uppstår i resistorn (marken).
Den mest grundläggande fysiska lagen som används för resistivitetsmätningar är Ohms lag:
U
R =
I
Resistiviteten (ρ) beror vidare på ledarens geometriska egenskaper, längd (L) och area (A). Med hjälp
av de angivna parametrarna kan resistiviteten beräknas enligt (Reynolds 1997):
U
ρ =
I
A
L
Detta ger resistiviteten enheten Ohmmeter (Ωm). Den geometriska faktorn (A/L) beror på vilken
elektrodkonfiguration som används, samt elektrodavståndet i uppställningen. Med andra ord hur långt
strömmen färdas genom marken (Reynolds 1997).
5.1.1.1 Markens elektriska egenskaper
Det finns två olika sätt ström kan ledas genom lösa jordlager: elektronisk och elektrolytisk ledning. I
fallet med elektronisk ledning leds strömmen via fria elektroner, medan elektrolytisk ledning leder
strömmen via joner i porvattnet. Inom miljötillämpad resistivitetsmätning är det framför allt den
elektrolytiska ledningen som är den styrande mekanismen (Loke 2003a). När elektrisk ström sänds ner
i homogen mark flödar den tredimensionellt ut ifrån elektroden. Strömdensiteten (J) är beroende av
storleken på arean (2πr 2 ) genom vilken strömmen flödar och på den utskickade strömstyrkan (I) enligt:
J =
I
2
2πr
- 20 -
(5:1)
(5:2)
(5:3)
Strömdensiteten minskar alltså med ökande avstånd från strömkällan (Reynolds 1997).
Olika geologiska formationers resistivitet kan variera kraftigt, mellan 1 och över 20 000 Ωm, och
bestäms framför allt av:
• Porositet
• Porfyllnadsgrad
• Porvätskans resistivitet
Till exempel har sprickfattigt berg hög resistivitet medan sprickrikt har låg, eftersom det har mer porer
med mer vatten i. Resistivitetsmätningar ger god information om markens egenskaper, men bör
kompletteras med andra undersökningar för att ge bättre underlag för tolkning. Resistivitetsintervallen
är breda och överlappande (figur 5:1), varför det är viktigt att ha en geologisk förväntningsmodell
(Loke 2003a).

Figur 5:1 Schematisk bild av variationen av olika materials resistivitet (Palacky 1987).
Archies lag är en empiriskt bestämd formel som beskriver en porös bergarts formationsresistivitet
beroende av porfyllnadsgraden enligt:
−m
ρ f = aρ
wΦ
(5:4)
Där ρf är markformationens resistivitet, ρw är porvätskans resistivitet, Φ är andelen vätskefyllda porer.
a och m är empiriskt bestämda parametrar som varierar beroende på geologiskt material. I och med att
markformationens resistivitet beror på porvätskans resistivitet, kan formationsresistiviteten för
jordlager som möjligen innehåller lakvatten räknas ut, då bakgrundsvärdet för grundvattnets
resistivitet (ρw) är känt. Grundvattnets resistivitet ligger ofta mellan 10 och 100 Ωm, beroende på
koncentrationen av löst salt. Låga formationsresistiviteter kan dock även bero på ytledningsförmåga
hos finare material (Loke 2003b).
Resistiviteten påverkas vidare av vilka metaller och kemikalier som är närvarande i marken. Metaller
har extremt låga resistiviteter. Kemikalier som är starka elektrolyter, såsom kaliumklorid och
natriumklorid, kan reducera grundvattnets resistivitet ända ner till under 1 Ωm, även vid måttliga
koncentrationer (Loke 2003a).
Den resistivitet som uppstår till följd av deponin och dess lakvatten, beror på dess komposition och
omfattning. När lakvattenplymer kartläggs med hjälp av resistivitetsmätningar är det den ökade
salthalten i vattnet som detekteras, i och med att den ger upphov till hög konduktivitet, det vill säga låg
resistivitet. Med tiden kommer resistiviteten att vara en funktion av hur mycket lakvatten som
produceras, hur mobilt det är och hur stor koncentration saltjoner det har. (Bernstone et al 2000)
Enligt SEPA (1993) har lakvatten i Sverige normalt en resistivitet mellan 0,7 Ωm och 20 Ωm. Det är,
som tidigare nämnts, framförallt jonhalten i porvattnet som avgör dess konduktivitet (Bernstone et al
2000).
Resistiviteten för typiskt vattenmättat avfallsmaterial i bulk ligger mellan 15 och 30 Ωm, i andra fall
- 21 -

mellan 30-70 Ωm (McCann 1994). Det finns vissa material som kan ge upphov till särskilda anomalier
i resistivitet i en deponi. Exempel på sådant material är metaller, aska från förbränning av
växtmaterial, trädgårdsavfall (buskage och annat organiskt material) vilka alla ger särskilt låga
resistiviteter. Vidare kan andra material så som organiska kemikalier, olja, plast, gummi,
byggnadsmaterial och avfall i täta plastpåsar ge upphov till anomalier med högre resistivitet
(Bernstone et al 2000).
5.1.2 Metod
5.1.2.1 2D-resistivitet
När en endimensionell resistivitetsundersökning genomförs, antas att resistiviteten endast varierar
vertikalt. Mätningen är alltså endast representativ i den aktuella sonderingspunkten. En tvådimensionell
undersökning låter resistiviteten även variera horisontellt längs den aktuella profilen,
alltså både sondering och profilering. En sådan undersökning kallas för CVES (Continuous Vertical
Electrical Sounding). Det antas dock att resistiviteten inte varierar vinkelrätt mot profilen (Loke
2003a).
För att få en bra 2D-bild av hur resistiviteten varierar i marken måste undersökningen utföras
tvådimensionellt längs en linje. Det finns ett flertal olika elektrodkonfigurationer som kan användas
för att uppnå detta: gradient, Wenner, Schlumberger, pol-pol, pol-dipol och dipol-dipol. De olika
elektrodkonfigurationerna har alla olika för- och nackdelar med avseende på praktiskt
nedträngningsdjup, känslighet och signalstyrka (Loke 2003a). Med nedträngningsdjup menas hur långt
ner i marken en rimlig upplösning på mätdata kan erhållas. Det praktiska nedträngningsdjupet är i
princip det djupet till vilket 50 % av den utsända strömmen når (Reynolds 1997). Med känslighet
menas hur mycket en resistivitetsförändring i en volym av marken påverkar den av
elektroduppställningen uppmätta spänningsskillnaden. Ju högre känsligheten är, desto större inverkan
har marken på mätningarna (Loke 2003a). Olika elektrodkonfigurationer är olika känsliga för olika
formationer i marken. Vissa är mer känsliga för horisontella variationer, medan andra är mer känsliga
för vertikala. Till exempel ger Wenner-uppställningen god upplösning för horisontellt lagrade
formationer medan Schlumberger-uppställningen ger bättre upplösning för vertikala formationer.
Signalstyrkan är viktig att ta hänsyn till eftersom det, förutom den av instrumentet uppkomna
spänningen, också finns naturligt störande spänningar i marken (brus) som påverkar mätningen.
Signalstyrkan är alltså den av instrumentet skapade spänningen och ju högre den är, desto mindre
påverkan har de ovidkommande spänningarna i marken. Dessa parametrars inverkan på resultaten
varierar mellan olika underökningsområden och avgör vilken elektroduppställning som är lämpligast.
Till exempel så är Wennerkonfigurationen bra att använda i ett undersökningsområde med brusiga
förhållanden och där horisontella strukturer är att vänta (Loke 2003a).
I denna undersökning har en så kallad multielektrod gradient konfiguration använts längs samtliga
undersökningsprofiler. Marken injekteras med ström via två elektroder (A och B) med separationen
(s+2)a, se figur 5:2 (Dahlin och Zhou 2006). Samtidigt, eller sekventiellt, som strömmen injekteras i
marken mäts potentialskillnad mellan potentialelektroderna (M och N) med avståndet a.
Separationsfaktorn, s, är ett heltal och representerar det maximala antalet potentialmätningar som kan
utföras med en ströminjektion. I detta fall är n-faktorn ett heltal som kan definieras som det relativa
avståndet mellan potentialdipolen och den närmsta strömelektroden. Generellt sett blir
djupnedträngning bättre med relativt större separation mellan strömelektroderna och
potentialelektroderna. I praktiken måste dock en avvägning mellan bruskänslighet, horisontell
upplösning och djupnedträngning göras. I en multielektrod gradient undersökning används ett stort
antal kombinationer av strömelektroderna och profilen skannas med flera olika a.
Den gradienta elektrodkonfigurationen kombinerar egenskaperna för pol-dipol, Wenner och
- 22 -

Schlumberger uppställningarna. När potentialdipolen är nära en strömelektrod fungerar den gradienta
konfigurationen i princip som en pol-dipol uppställning, framför allt med stora värden för s. Den andra
strömelektroden fungerar här som en fjärrelektrod. När potentialdipolen är mitt emellan
strömelektroderna, blir konfigurationen likvärdig till den för Schlumberger. Dahlin och Zhou (2006)
visar att gradient elektrodkonfiguration har bra distribution av känsligheten.
Figur 5:2 Principiell bild av positioneringen av elektrod-
erna i en gradient elektrodkonfiguration enligt Dahlin
och Zhou 2006. Strömelektrodkonfiguration (s+2)a, där s = 7
och n = 2. n är här det minsta relativa avståndet mellan
en strömelektrod och en potentialelektrod.
Medianvärdet för undersökningsdjupet med den gradienta konfigurationen, som en specifik
elektrodseparation ger, varierar beroende på positionen för potentialdipolen. Detta innebär att det i en
gradient elektrodkonfiguration krävs färre kombinationer av strömelektroderna, än till exempel
Wenner, för att få god täckning av djupet. Signal/brus-förhållandet varierar också mellan olika
positioner för potentialdipolen. Störst, det vill säga bäst, fås när potential elektroderna är nära en
strömelektrod (Dahlin och Zhou 2006).
Utöver gradient elektrodkonfiguration användes på försök en bipol-dipol konfiguration i den
yttäckande undersökningen. Detta för att se om bättre djupnedträngning kunde uppnås i kanterna av
profilerna, på grund av dess ökade känslighet där. Mätprotokollet i bipol-dipol undersökningen utförs i
profilens båda riktningar.
IP- och resistivitetsmätningarna genomfördes samtidigt i en enda serie. Instrumentet som användes i
undersökningen hade ett sjukanalssystem, vilket tillåter att data från sju olika punkter samlas in för
varje ströminjektion. Detta minskar fältarbetet och tiden det tar att genomföra mätningarna, utan att
påverka datapunkternas densitet (Dahlin och Zhou 2006). Utförandet i fält kan göras på olika sätt och i
denna undersökning har dels en teknik involverande förlängningskabel (den yttäckande
undersökningen) och dels en roll-along teknik (de inledande profilerna) enligt Dahlin (1993) använts.
Vid utförandet av roll-along teknik används fyra kablar som rullas ut i en rak linje längs den aktuella
profilen, se figur 5:3. Elektroduttag nummer ett på varje kabel ska vara närmst profilens början och
elektroduttag 21 ska vara närmst slutet. Elektrod uttag 21 på en kabel ska alltid vara i samma position
som elektroduttag 1 på nästkommande kabel. Kablarna kopplas ihop med särskilda kopplingsdosor.
När kablarna är utlagda och kopplade slås en elektrod ner vid vart elektroduttag som kopplas in med
en elektrodjumper (Dahlin 1993).
Mätsystemet kopplas först in i station ett, mellan kabel ett och två, och en mätcykel utförs på de första
tre kablarna. I datorn är systemets position dock mellan kabel två och tre, första kabeln är fiktiv och
har uteslutits från mätprotokollet. Detta görs för att kunna få god djupnedträngning ända ut i kanten av
profilen. När mätningarna här är utförda flyttas mätsystemet fram till station två mellan de ”verkliga”
kablarna två och tre. Först görs mätningar med ett långt program som använder sig av alla fyra kablar
- 23 -

för att få stort elektrodavstånd och god djupnedträngning, varefter ett kortare program används på de
två kablarna närmst mätsystemet. När det långa programmet är klart kan elektrodkabel ett, som var
längst bak i förhållande till profilriktningen, kopplas ur och flyttas framåt i profilen. När mätningarna
sedan är klara på det korta programmet flyttas datorstationen fram till nästa station och mätningarna
påbörjas där. Arbetet fortsätter på detta vis tills det att önskad längd på profilen är uppnådd. I sista
kabelutlägget utförs mätningarna på samma sätt som i första, men här är istället kabel fyra fiktiv och
exkluderas.
Figur 5:3 Principiellt upplägg för en roll-along CVES-undersökning (modifierad
från Overmeeren och van Ritsema 1988).
Vid mätning längs kortare profiler kan man använda sig av en förlängningskabel för att koppla in den
mest avlägsna kabeln till instrumentet. Man slipper då flytta instrumentet för att täcka hela profilen.
Insamling av data utförs med hjälp av programmet Eric som ligger i en dator kopplad till mätsystemet.
Programmet inleder alla mätcykler med ett elektrodtest för att kontrollera att alla elektroder har god
kontakt med marken. Om elektrodtestet visar att elektrodkontakt saknas vid en position längs profilen,
kan detta bero på att kopplingsdosorna är felkopplade, att elektroden ej är inkopplad eller att det är
högt kontaktmotstånd (till exempel torr mark). Det är viktigt att i största möjliga mån åtgärda
problemen för att inte gå miste om datapunkter, vilket skulle försämra den inverterade modellen.
Skulle elektrodkontakten vara dålig på grund av högt kontaktmotstånd, kan antingen marken runt
elektroden vattnas eller så bankas ytterligare en elektrod ner i marken och seriekopplas. När
kontaktproblemet åtgärdats utförs ett nytt elektrodtest och förhoppningsvis är kontakten bättre. Skulle
problemen fortsätta, kan den aktuella elektroden exkluderas. Under mätcykelns gång visas vilka
elektroder som används på datorskärmen och även hur mycket ström som går ner i marken.
Programmet börjar med att sända ner höga strömstyrkor (till exempel 200 mA) och om det inte går
sänks den stegvis. Ju mer ström som kommer ner, desto bättre är det med tanke på
signal/brusförhållandet.
5.1.2.2 3D-resistivitet
3D-undersökningar är i princip den bästa metoden att beskriva resistivitetsvariationer i marken. 3Dmätningar
tar hänsyn till både vertikala och horisontella variationer i både x- och y-led, vilket ger en
mer verklighetstrogen modell. Metoden är fortfarande under utveckling och används idag inte i samma
utsträckning som 2D-mätningar eftersom den är mer tidsödande och därmed också dyrare att
genomföra. Utvecklingen går mot att kostnadseffektivisera metoden genom att använda
resistivitetsutrustning med multikanalteknik som kan läsa av flera datapunkter samtidigt. Ett annat sätt
- 24 -

metoden blir mer kostnadseffektiv på är utvecklingen av kraftfullare datorer som kan göra inversioner
av ett stort antal datapunkter inom en rimlig tidsram (Loke 2003a).
3D-mätningar genomförs i ett rutnät med parallellt utlagda elektrodkablar. I 2D-mätningar mäts endast
horisontellt i x-led, medan den tredimensionella mätningen också mäter i y-led. Elektrodavståndet i
rutnätet är normalt sett samma både i x- och y-led. Resistiviteten mäts alltså i alla vinklar inom
rutnätet; längs profilerna, vinkelrätt mot dem och diagonalt över dem. Om undersökningen istället
genomförs med ett antal parallella profiler, utan att göra den korsande mätningen, bör avståndet
mellan profilerna inte vara större än två till tre gånger elektrodavståndet. Detta för att försäkra sig om
att täcka in markenheterna mellan profilerna tillräckligt bra. Då erhålls ett antal tvådimensionella
sektioner av marken som sedan kan kombineras till ett 3D-dataset som kan inverteras i RES3DINV
och bilda en tredimensionell modell av marken (Loke 2003a).
Vid mätningar av resistivitet i 3D är det framför allt tre elektrodkonfigurationer som används: pol-pol,
pol-dipol och dipol-dipol. Dessa konfigurationer ger bra upplösning i kanterna av
undersökningsområdet och klarar på ett effektivt sätt av att täcka in relativt stora områden med hjälp
av multikanalsystem (Loke 2003a).
5.1.3 Processering av data
Detta avsnitt är skrivet med utgångspunkt från Loke (2003a).
5.1.3.1 2D-resistivitet
Undersökningens uppmätta resultat erhålls som skenbar resistivitet och kan presenteras i en
pseudosektion. Skenbar resistivitet är ett genomsnittligt resistivitetsvärde för ett antal olika kroppar i
en antaget homogen mark. Värdena tillhör alltså inte någon specifik punkt, enhet eller lager. En
pseudosektion är ett diagram med en x-axel i mätprofilens riktning och en vertikal axel som visar en
mätteknisk parameter som är relaterad till det praktiska nedträngningsdjupet. Den vanligaste metoden
att presentera pseudosektionen är med ”Pseudo section contouring”. Med denna metod placeras
datapunkten horisontellt i mittpunkten för de använda elektroderna och vertikalt på ett pseudodjup
proportionellt mot elektrodseparationen som använts i mätningen. När det gäller gradient
elektrodkonfiguration plottas, i x-led, den skenbara resistiviteten mellan potentialelektroderna (Dahlin
och Zhou 2006). Resultatet redovisas med interpolerade konturlinjer som tillskrivs en färgskala.
Pseudodjupet baseras på elektroduppställningens känslighet och är inte det verkliga djupet för
datapunkten.
En pseudosektion ger endast en fingervisning om de verkliga resistivitetsvärdena i marken.
Pseudosektionen ger en felaktig bild av marken eftersom formen på konturerna beror på vilken
elektroduppställning som använts och den vertikala skalan inte är det sanna djupet. Vidare redovisar
pseudosektionen endast skenbar resistivitet. Den skenbara resistiviteten är inte en fysisk egenskap hos
markens material, vilket sann resistivitet är. Modellerad sann resistivitet erhålls vid senare inversion
och tolkning av pseudosektionen (Reynolds 1997). Pseudosektionen är bra för att bedöma
datakvaliteten i undersökningen och för att exkludera enstaka dåliga datapunkter med onormalt höga
eller låga värden, så kallade outliers.
För att få fram en sektion med sanna resistivitetsvärden för geologisk tolkning, måste en
resistivitetsmodell skapas. I den tillskrivs olika enheter i marken en specifik resistivitet och den
vertikala axeln representerar ett verkligt djup. Resistivitetsmodellen är en förenklad matematisk bild
av marken. Modellen har en uppsättning av modellparametrar, sann resistivitet, vilket är den fysiska
kvantitet som önskas bli uppskattad utifrån uppmätt data, skenbar resistivitet. Modellens svar blir
alltså de syntetiska data som beräknats utifrån det matematiska sambandet som definierar modellen för
en given mängd uppmätta modellparametrar. Denna bearbetning för att få en tolkningsbar
- 25 -

esistivitetsmodell utifrån uppmätta data görs genom en inversionsprocess.
I detta projekt används det automatiserade, cellbaserade, modelleringsprogrammet RES2DINV. I
inversionsprocessen modifieras den antagna modellen, för en sann resistivitetsfördelning, iterativt i
flera steg så att skillnaden mellan modellsvaret och de uppmätta värdena minskar. Alltså; målet är att
om en resistivitetsundersökning skulle utföras i den skapade modellen, skulle samma mätdata som de i
fält uppmätta erhållas (Loke 2003a).
Inversionsprocessen börjar med att presentera de uppmätta resistivitetsvärdena i en pseudosektion. För
att kunna modellera de komplicerade strukturerna och resistivitetsfördelningarna i marken används i
RES2DINV en cellbaserad uppdelning av marken. Marken delas upp i ett antal rektangulära celler
med konstant position och storlek, vilket bildar en antagen skenbar startmodell av marken, se figur 5:4
(Loke et al 2003).
I RES2DINV används en sofistikerad algoritm som delar upp marken, så att cellerna är löst knutna till
datapunkterna i pseudosektionen (Loke 2003a). Härefter tillskrivs, i inversionsrutinen, varje cell en
resistivitet som i modellen stämmer över ens med de uppmätta värdena.
Figur 5:4 Principiell celluppdelningen av marken för modellen i RES2DINV .
Den vanligaste inversionsmetoden är ”least-square inversion”, vilken ger möjlighet att inkludera
markens kända begränsningar i inversionen genom att använda två olika beräkningsformler. L1-norm
(robust inversion) ger bättre resultat i modeller med skarpa övergångar mellan områden med olika
resistivitet, medan L2-norm (smooth inversion) fungerar bättre vid gradvisa övergångar (Loke et al
2003). I inversioner med L2-norm modifieras modellen så att kvadraten av felsumman för skillnaden
mellan uppmätt och beräknad skenbar resistivitet (RMS) minimeras. L1-norm minimerar den absoluta
skillnaden mellan uppmätt och beräknad skenbar resistivitet (Wisén et al 2005).
I RES2DINV beräknas en pseudosektion för den antagna modellen och jämförs med pseudosektionen
för uppmätta data, varefter differensen mellan dem beräknas och presenteras som Residual Mean
Square (RMS) error i procent. Utifrån differensen justeras den antagna modellen, enligt ovan, för att
bättre stämma överens med den uppmätta pseudosektionen. Därefter görs en ny jämförelse och
modellen justeras ytterligare. Processen där differensen beräknas, modellen justeras och ny modellerad
pseudosektion beräknas är en iteration.
Det finns egentligen ett oändligt antal modeller som skulle kunna passa in för den uppmätta
pseudosektionen. Iterationsprocessen upprepas tills det att ett föreskrivet värde för differensen (runt
några procent) har nåtts. Då är skillnaden mellan modellerad och uppmätt pseudosektion tillräckligt
liten. Iterationsprocessen kan också avbrytas när RMS-värdet inte påverkas nämnvärt (Loke 2003b).
- 26 -

För en 2D-inversion är det vanligt att objekt som sträcker sig i mätprofilens riktning inte har lika bra
upplösning som objekt som korsar profilen. Detta beror på att 2D-modellen innehåller element från ett
oändligt avstånd vinkelrätt mot profilen. Detta problem uppstår inte i en 3D-modell (Wisén et al
2005). Wisén et al har visat att man i vissa fall kan få bättre upplösning i modellen om man gör 3Dinversion
i stället för 2D.
5.1.3.2 3D-resistivitet
I en tredimensionell invertering används en 3D-algoritm som tillåter resistiviteten att variera i alla tre
riktningar (x, y och z) samtidigt. Inversionsrutinen som används i RES3DINV delar upp marken i
rektangulära block.
För att tolka den stora datamängden från en 3D-undersökning krävs ett inversionsprogram som
automatiskt klarar av att invertera data i tre dimensioner för att få ut så mycket information som
möjligt (Loke 2003a, Dahlin et al 2002a). Ett sådant program är RES3DINV, vars inversionsrutin
baserar sig på least-square metoden (Loke et al 2003). Inversionsprocessen liknar i stor utsträckning
den för 2D-invertering, men kräver att en utökad modell används med fler celler per data än för 2Dmodellen.
Programmet delar upp marken i ett antal rektangulära prisman och försöker sedan beräkna
och tillskriva vart sådant ett resistivitetsvärde som stämmer väl överens med de uppmätta skenbara.
Programmet försöker i inversionsprocessen att minimera skillnaden mellan de beräknade värdena och
de uppmätta värdena. Detta görs genom att resistivitetsvärdena i blocken justeras mellan varje iteration
(Loke 2004).
I denna undersökning baseras 3D- inversionerna på en sammanslagning av flera tvådimensionella
undersökningsprofiler. När en tredimensionell modell av marken upprättas genom att använda ett antal
parallella profiler, görs först i RES2DINV en sammanslagning av .dat-filerna för 2D-profilerna. För att
sedan kunna göra en tredimensionell inversion i RES3DINV bör man ha minst fem profiler (Loke
2003b). I denna undersökning användes tio.
Uppdelningen av marken i modellen kan göras på några olika sätt (figur 5:5 a, b och c). I figur 5a har
blocken i det översta lagret en elektrod i vart hörn. I denna modell kan olika tjocklekar på lagren
ställas in för att få en modell som stämmer bättre överens med det som mätts i fält. Vidare kan blocken
i de översta lagren delas på hälften i det horisontella planet för att få bättre upplösning, se figur 5:5c.
Ett tredje alternativ är att dela blocken i de översta lagren på hälften även i det vertikala planet.
Eftersom upplösningen minskar snabbt med djupet, är det oftast endast lönt att dela upp blocken i de
översta två lagren och ibland till och med endast det översta. Det är värt att ha i åtanke att det tar
längre tid för datorn att invertera data när man delar upp och ökar antalet block i modellen (Loke
2004).
Figur 5:5 Blockuppdelning av marken i RES3DINV. a) En elektrod i vart hörn av blocken i översta
lagret. b) Halva blockstorleken i de översta lagren, vertikalt och horisontellt. c) Halva blockstorleken
endast i ett horisontellt plan (Loke 2004).
- 27 -

5.1.4 Resistivitetsmetodens begränsningar
När 2D-undersökningar utförs, antas att markens geologi endast varierar i två dimensioner. Hänsyn tas
inte till det som finns bredvid den aktuella undersökningsprofilen. Detta antagande ligger nära
sanningen när mätningarna utförs tvärs en utsträckt kropp. Om det däremot finns stora
resistivitetsskillnader vinkelrätt mot profilen, ger detta upphov till störningar, i form av 3D-effekter.
Detta kan leda till feltolkning av undersökningens resultat. Eftersom strömmen flödar i flera riktningar
genom marken, innebär ökat elektrodavstånd större djupnedträngning. Samtidigt påverkas också
strömmen av strukturer på ett större horisontellt avstånd från profilen, eftersom
elektroduppställningens känslighet har samma utsträckning i ett horisontellt plan som i ett vertikalt.
Detta medför att pseudosektionen (se avsnitt 5.1.3.1) även visar data som egentligen tillhör något som
inte finns i profilen och den inverterade modellen blir missvisande, vilket till exempel kan leda till att
borrpunkter placeras fel. Man kan alltså, trots god datakvalitet, tätt tagna datapunkter och bra
inversionsalgoritm, få fel resultat i sin antagna 2D-modell (Loke 2003a).
Vidare kan resistivitetsmätningar lida av ekvivalensproblem på djupet. Ekvivalensproblemet innebär
att strukturer med olika geometri, i den modellerade sektionen kan avbildas med samma geometri.
Metoden klarar av att avgränsa strukturens överyta, men inte dess underyta. Om marken där
undersökningen utförs har en trelagerföljd och det mittersta av dem, med tjockleken h, har relativt låg
resistivitet (ρ) kommer strömmen att koncentreras till detta lager och följa det parallellt. Så länge
förhållandet mellan resistivitet och lagertjocklek är samma, förändras inte den skenbara resistiviteten.
Lagret kan alltså öka i tjocklek och resistivitet, men avbildas med samma geometri (Reynolds 1997).
En begränsning för den tredimensionella inversionen, gentemot tvådimensionell, är att den kräver
väldigt tät täckning av datapunkter vilket förlänger datainsamlingsarbetet. Detta problem har dock
minskats i takt med effektivisering av fältupplägg och utveckling av multikanalssystem för
datainsamling (Wisén et al 2005).
Vid tolkningen av resistivitetsmodeller måste hänsyn tas till att ett visst värde på resistiviteten inte
nödvändigtvis representerar en specifik geologisk enhet. Flera olika modeller för samma profil kan
stämma över ens med uppmätt data och hamna inom en acceptabel felgräns. Det är därför viktigt att
korrelera mätningarna med andra undersökningar i området, för att få en säkrare tolkning av
geologiskt material och lagermäktigheter (Loke 2003a).
5.2 Inducerad polarisation
5.2.1 Bakgrund
Inducerad polarisation (IP) är en geoelektrisk metod som bygger på markens förmåga att polariseras,
eller med andra ord, markens förmåga att fungera som kondensator (Reynolds 1997). IP-mätningar är
ofta ett bra komplement till resistivitetsmätningar, då det tillför ännu en parameter som kan underlätta
vid tolkning av resultat. Kombinationen av metoder gör att olika materialgrupper lättare kan särskiljas.
Exempelvis kan låga resistiviteter uppstå vid såväl ökat vatteninnehåll, som ökad jonhalt eller ökad
lerhalt. IP-mätningar kan i sådana fall hjälpa till att avgöra vad som orsakar de låga resistiviteterna
(Dahlin et al 2002b).
IP-mätningar används i allt större utsträckning för avgränsning av deponier och vissa typer av
föroreningar. IP-mätningar tenderar att avgränsa avfall bättre än resistivitetsmätningar. Detta beror
delvis på bakgrundsvärden i det undersökta området. Om resistivitetskontrasten är tillräckligt stor
mellan deponi och omgivning är resistivitetsmätningar ofta en adekvat metod för att kartlägga avfallet.
Men om avfallets resistiviteter istället ligger nära bakgrundsvärdena kan det vara omöjligt att avgöra
vad som egentligen utgörs av avfall i undersökningsområdet. I sådana fall är IP-mätningar ett bra
- 28 -

komplement till resistivitetsmätningar. Även om resistivitetskontrasten är tillräckligt stor kan IPmätningar
tillföra värdefull information. Till exempel kan det vara svårt att avgöra om håligheter är
fyllda med avfall eller fyllnadsmassor utifrån enbart resistivitetsmätningar, då båda fall ger upphov till
en liknande resistivitetsanomali. IP-mätningar är generellt väldigt enhetliga och
uppladdningsförmågan ligger nära noll i bakgrundvärde, med undantag för en viss typ av polariserbar
lera (Carlson et al 2001). Avfall uppvisar oftast tydliga anomalier vid IP-mätningar, även då
metallskrot inte finns närvarande. En deponi innehåller ju vanligen även blandat material såsom
hushålls- och trädgårdsavfall samt byggavfall, men också dessa material polariseras lättare än
omgivande mark (Leroux et al 2007). Detta ger upphov till tydlig så kallad IP-effekt (se avsnitt
5.2.2.1), varför IP-mätningar är en användbar metod för att avgränsa deponier.
5.2.2 Teori
Utrustning och uppställning vid IP-mätning är densamma som för resistivitetsmätning (se kap 5.1.2)
med två strömelektoder och två potentialelektroder.
Mätningarna kan i huvudsak utföras antingen som tidsdomän- eller frekvensdomänmätning (Reynolds
1997). Denna teori begränsas till tidsdomänmätning eftersom den metoden användes vid
undersökningarna i detta examensarbete. Vid tidsdomänmätning leds likström (I) med känd styrka ned
i marken via strömelektroderna (Figur 5:6). Då stiger spänningen (U) uppmätt över de två
potentialelektroderna direkt till en viss nivå (U’).
Figur 5:6 Spänningens (U) gradvisa uppbyggnad och avklingning då
strömmen (I) sluts respektive bryts (Jeppsson 2006).
Därefter ökar spänningen gradvis en kort stund (från någon tiondels sekund till flera tiondels
sekunder) för att så småningom bli konstant (Umax). När strömmen bryts efter tiden T faller spänningen
direkt ner med samma storlek som den inledande höjningen var (U’). Därefter klingar spänningen av
mot noll under en tidsperiod som är lika lång som vid den inledande höjningen (τ). Denna tid kallas
avklingningstid. Spänningens gradvisa uppbyggnad och avklingning då strömmen sluts respektive
bryts kallas IP-effekt och beror både på mätinstrument och geologiska faktorer. IP-effekt förklaras
närmare nedan i avsnitt 5.2.2.1.
Det som mäts vid inducerad polarisation är en funktion av alla de ingående lagrens
uppladdningsförmåga, eller chargeability, varför det uppmätta värdet är skenbart.
Uppladdningsförmågan (M) uttrycks i mV/V eller ms (Reynolds 1997). Uppladdningsförmågan är
ytan under spänningens avklingningskurva i ett på förhand valt intervall (t1-t2).
- 29 -

Ytan kan uttryckas som en integral enligt:
M
U
=
1
t2
max t1
∫ U Δ
()dt t
M Uppladdningsförmåga, chargeability (skenbar)
Umax Uppmätt spänning då strömmen sluts
ΔU Skillnaden mellan Umax och U’ vid tiden t (se figur 5:6)
För att undvika påverkan av elektromagnetiska induktionseffekter väljs tiden t1 med en viss
fördröjning från det att strömmen brutits, vanligen 10-50 ms. Tiden t2 väljs utifrån hur långt
integrationsintervall som önskas, vanligen 100-1000 ms. Lång mättid (högt t2) kan ibland vara viktig,
då spänningens avklingningsförlopp är olika långt i olika material. Avklingningsförloppet kan även
delas upp i flera olika tidsfönster, vilket medger mer ingående analys.
5.2.2.1 IP-effekt
Avsnittet baseras på Reynolds (1997).
Geologiska material med långt avklingningsförlopp uppvisar hög uppladdningsförmåga, sk IP-effekt,
och kan därmed urskiljas med IP-mätningar. IP-effekt kan ännu inte förklaras till fullo, men det finns
för närvarande två olika förklaringsmodeller; membranpolarisation och elektrodpolarisation.
Enligt membranpolaristationsmodellen uppstår IP-effekt i material med betydande andel porer som har
mycket liten pordiameter. Orsaken till membranpolarisation är förträngning och blockering av
porerna. Många mineral, bland annat lermineral, är negativt laddade på ytan. I porvätskan finns både
positivt och negativt laddade joner, vilket medför att positiva joner fäster som ett orörligt skikt på
mineralytan (Figur 5:7). Skiktets tjocklek kan uppgå till 100 μm, vilket minskar pordiametern och är
tillräckligt för att blockera de minsta porerna helt. När strömmen sluts uppstår ett externt elektriskt
fält. Då uppstår en potentialskillnad, varpå negativa och positiva joner rör sig mot plus- respektive
minuspolen. Jonerna fastnar efter hand i de blockerade porerna och en lokal spänningsskillnad
uppkommer. När strömmen bryts diffunderar jonerna i de blockerade porerna gradvis ut och
polarisationen upphör. Spänningens uppbyggnad och avklingning får inte gå alltför fort om mätbar IPeffekt
ska uppstå. Markens förmåga att transportera joner ska alltså vara låg, liksom jonhalten i
porvätskan.
Elektrodpolarisation äger rum kring kroppar vars ledningsförmåga är hög, såsom metallsulfider och
metalloxider. Elektrodpolarisation är i huvudsak ett ytfenomen, varför förekomster med stor yta
uppvisar störst IP-effekt. Kroppar med hög ledningsförmåga i marken befinner sig i en
laddningsneutral miljö till dess att ström leds ner i marken via strömelektroderna (Figur 5:8 A).
Strömmen ger upphov till ett externt elektriskt laddat fält i marken varpå laddningarna fördelas och
polarisation uppstår över den konduktiva kroppen (Figur 5:8 B). Ytorna på den polariserade kroppen
blir antingen positivt eller negativt laddade, varför jonerna i marken långsamt dras åt respektive håll
med påföljd att polarisationen minskar. Spänningen mellan potentialelektroderna byggs upp och blir
till slut ett konstant maxvärde. När strömmen bryts försvinner det elektriska fältet och då upphör
polarisationen, varför laddningsansamlingarna sakta men säkert diffunderar tillbaka ut i marken igen.
Detta innebär att spänningen gradvis klingar av för att så småningom bli noll.
- 30 -
(5:5)

Figur 5:7 Membranpolarisation vid (A) förträngning
av porer mellan två mineral och (B) vid negativt laddade
mineral i en porkanal (Reynold 1997).
Figur 5:8 Elektrodpolarisation. (A) Laddningsneutral miljö i en
porkanal. (B) Polarisation uppstår då en konduktiv kropp blockerar
porkanalen (Reynolds 1997).
IP-effekt uppnås om materialet är lättpolariserat (såsom metaller) och porvätskans konduktivitet är låg.
Kroppens förmåga att transportera joner ska vara låg för att bäst IP-effekt ska uppnås, vilket innebär
att den inte får innehålla för många porer, sprickor och så vidare som underlättar jontransport.
Förekomster med stor yta ger upphov till störst IP-effekt. Särskilt stor blir därför IP-effekten vid
malmer av impregnationstyp med stor yta per volymenhet. Även de plastpåsar som mycket av
hushållsavfall i en deponi är förpackat i har stor yta per volymenhet och kan tänkas ge upphov till IP-
- 31 -

effekt (Jönsson 2002). Porositeten och porernas fyllnadsgrad har också betydelse. IP-effekten blir
störst när porositeten är låg och porerna är vattenfyllda till ¾, varför även kroppar ovan
grundvattenytan kan framkalla IP-effekt.
Elektrodpolarisation ger upphov till betydligt större IP-effekt än membranpolarisation, men i övrigt
kan de båda processerna inte särskiljas utifrån avklingningskurvan.
5.2.3 Normaliserad IP
IP-effekt beror enligt ovan både på elektrodpolarisation och membranpolarisation. Normaliserad IP är
en parameter som kvantifierar hur stor del av IP-effekten som beror på elektrodpolarisation, vilket i
huvudsak är ett ytfenomen (Slater och Lesmes 2002). Man kan därför säga att normaliserad IP är ett
slags mått på ytledningsförmåga.
Försök i laboratorium visar att standard IP korrelerar starkt med uppmätt resistivitet, som bland annat
beror på jonhalt, vattenmättnadsgrad och lerhalt (se avsnitt 5.1.1.1). Normaliserad IP däremot visade
sig vara oberoende av uppmätt resistivitet och direkt relaterad till IP-effekt genom elektrodpolarisation
(Slater och Lesmes 2002). Detta gör att normaliserad IP kan vara till hjälp vid tolkning av IPanomalier
för att avgöra om IP-effekt uppstår på grund av litologiska faktorer eller ökad jonhalt.
Normaliserad IP betecknas MN (normaliserad uppladdningsförmåga) och definieras som
uppladdningsförmågan (M) dividerat med värdet för resistivitet (ρ) (Slater och Lesmes 2002).
Normaliserad uppladdningsförmåga har enheten mS/m.
5.2.4 Metod
Resistivitetsmätningar ingår som en del av proceduren för IP-mätning i tidsdomän. Den konstanta
spänningen som ligger till grund för resistivitetsvärdet bestäms under mätproceduren. Mätningarna av
resistivitet och IP kan därför kombineras utan större svårigheter. Metoden (inklusive
elektrodkonfiguration och så vidare) är alltså densamma som för resistivitetsmätningar och beskrivs i
kapitel 5.1.2. Vid IP-mätningar är det dock av ännu större betydelse att injektera så stor strömstyrka
som möjligt i marken, eftersom IP-effekt ger mycket lägre signalstyrka, vilket gör mätningarna mer
känsliga för brus och andra störande moment. Det är även viktigt att mätprotokollen skrivs så att det
går så lång tid som möjligt innan de elektroder som använts för att injektera ström används för att mäta
potentialskillnad. Detta för att undvika uppladdningseffekter (Dahlin 2000).
Topografin spelar också roll för resultatet vid 2D-undersökningar och höjder ska om möjligt korsas
med rät vinkel för att undvika 3D-effekter.
5.2.5 Processering av data
Inverteringen av IP-data sker i samband med resistivitetsinverteringen i RES2DINV genom invers
modelltolkning, se kapitel 5.1.3
Resistivitetsmodellen för varje iteration vid datorprocesseringen används för att beräkna potentialen
enligt:
i
DConly
i ( − mi
ρ = ρ 1
ρ i Resistivitet i det laddade materialet.
DConly
ρ i Resistivitet i det oladdade materialet.
m Uppladdningsförmåga, chargeability.
)
- 32 -
(5:6)

Programmet tar inte hänsyn till vid vilken tid uppladdningsförmågan mättes eller integrationstiden,
utan endast ett tidsfönster i taget kan inverteras (Leroux et al 2007). Inversionen resulterar i en IPsektion
som visar uppladdningsförmågans fördelning i marken.
5.3 Magnetometri
Följande kapitel är skrivet med utgångspunkt från Reynolds (1997).
Magnetometri ingick inte i vårt huvudsakliga syfte, varför denna metod endast beskrivs mycket kort.
1640 gjordes de första mätningar av jordens magnetfält i Sverige för att hitta järnmalm, men det
dröjde fram till 1870 innan instrument som var lämpade för rutinmässiga undersökningar utvecklades.
Utvecklingen har sedan gått framåt och 1915 tillverkade Adolf Schmidt en riktig magnetometer för
mer omfattande magnetiska undersökningar.
Magnetometri används främst för att kartera geologiska enheter med olika magnetiska egenskaper, till
exempel malmer. Ett annat användningsområde är lokalisering av sprickszoner och vid miljöundersökningar
används metoden för att lokalisera nedgrävda metallföremål.
5.3.1 Teori
Runt jorden finns ett magnetfält med ett flöde från dess magnetiska nordpol till dess magnetiska
sydpol. När en magnetometer används, är det variationen i den magnetiska fältstyrkan (B) som mäts
och anges normalt i nanotesla (nT). Man kan även definiera ett magnetfält som ett kraftfält som
uppstår från en elektrisk ström. Den magnetiska fältstyrkan (H) är i detta fall den fältstyrkan som
uppstår i mitten av en spole genom vilken en ström flödar. B har en relation till H genom magnetisk
susceptibilitet (κ), vilken kan användas som en geologiskt diagnosticerande parameter. Denna saknar
enhet och är ett mått på hur lättmagnetiserat ett material är.
Ett föremål kan få en inducerad magnetisering (Ji). Om ett föremål förs in i ett externt magnetiskt fält
(H0) kommer detta bli magnetiskt påverkat. Magnetiseringen resulterar i att ett antal magnetiska
dipoler induceras i föremålet. Storleken på Ji beror dels på styrkan av det externa fältet och dels på
föremålets magnetiska susceptibilitet κ.
Bergarter och andra föremål, så som stålskrot, stålrör osv, kan dock ha en magnetisering utan att det
befinner sig i ett externt magnetfält. Föremålet har en magnetisering med egen riktning och styrka, helt
oberoende av externa fält och det har då en remanent magnetisering (Hr). Det totala magnetfältet (H)
runt ett remanent magnetiserat föremål ges av:
H +
i r H H H + = 0 (5:7)
I geofysiska sammanhang är det det totala magnetfältet som mäts, framförallt avvikelser i magnetisk
susceptibilitet (κ) och remanent magnetisering (Hr). Variationen i dessa parametrar ger upphov till
magnetiska anomalier som kan användas för att tolka geologin.
5.3.2 Metod
En magnetometer är ett lättanvänt instrument som kan hanteras av en person. Det består normalt sett
av en sensor och en dataenhet som är sammankopplade med hjälp av en kabel. I denna undersökning
användes dock en så kallad gradiometer av Geometrics GSM 858, se figur 5:9.
- 33 -

Figur 5:9 Mätning i fält med en gradiometer Geometrics
(GSM 858). (Foto: Sonja Jones)
En gradiometer har två sensorer och har inget behov av en basstation, vilket en traditionell
magnetometer har. Gradiometern som användes i denna undersökning hade de två sensorerna
placerade ovan på varandra på en stav med en halv meters separation. Varje sensor mäter styrkan på
jordens magnetfält (B) varefter fältets vertikala gradient beräknas av datorenheten. Gradiometern är
mindre känslig för variationer i jordens magnetfält än vad en vanlig magnetometer är. Den ger även
mer distinkta anomalier för ytligt liggande föremål, vilket är önskvärt när en deponi med
metallföremål i undersöks.
Mätningarna utförs två gånger längs varje profil, en i varje riktning. Detta gör att en kvalitetskontroll
av uppmätt data kan göras genom att jämföra de båda. Gradiometern mäter magnetfältet ett visst antal
gånger per sekund medan man går längs profilen. Det antas att gånghastigheten är konstant.
- 34 -

6 Fältundersökning
6.1 Utrustning
Vid all insamling av resistivitets- och IP-data har en modifierad version av ABEM Lund Imaging
System (Dahlin och Bernstone 1997b) använts, se figur 6.1. Detta består av en strömsändare (SAS
2000), en elektrodväljare och ett mätinstrument (RIP924). Instrumentet har åtta kanaler och kan i
kombination med den använda reläväljaren mäta i sju olika punkter för varje ströminjektion. Systemet
kontrollerades med hjälp av programmet Eric via en dator (PC).
Figur 6:1 Utrustning för insamling av resistivitets- och IP-data. A:
Dator B:Mätinstrument (RIP 924), C: Strömsändare SAS
2000, D: Reläväljare. (Foto: Björn Johansson)
Inledande undersökning:
5 elektrodkablar med 2 meters elektrodavstånd
2 kopplingsdosor
Elektroder i rostfritt stål
Elektrodkopplare (jumpers)
Yttäckande undersökning:
6 elektrodkablar med 5 meters elektrodavstånd
2 förlängningskablar
Elektroder i rostfritt stål
Elktrodkopplare (jumpers)
Magnetometri
Gradiometer: Geometrics GSM858
- 35 -

6.2 Profildragning
Figur 6:2 Profiler för resistivitets- och IP-mätningar inlagda i Hörbys primärkarta.
- 36 -

Två inledande rekognoseringsprofiler drogs för att undersöka vilken datakvalitet som kunde förväntas.
Profil 1 drogs över deponin i väst-östlig riktning för att stämma av deponins gränser (figur 6:2). Profil
två drogs väster om deponin i nord-sydlig riktning eftersom den naturliga grundvattenströmmningens
riktning gjorde att en eventuell lakvattenplym var mest trolig i denna riktning, se figur 6:2. De båda
profilerna korsade varandra vinkelrätt och var 280 respektive 140 meter långa.
Tolkningen av de inledande rekognoseringsprofilerna visade att det var intressant att täcka in såväl
området strax öster om deponin, som området i väster. En yttäckande undersökning gjordes sedan för
att kunna ta fram en tredimensionell modell av området. Profilerna lades upp över ett rektangulärt
område. Detta utgjordes av tio profiler i sydväst/nordostlig riktning längs med deponin. Profilernas
längd var 300 meter och hade en separation av dubbla elektrodavståndet (10 meter) mellan varandra.
Profilerna betecknas 4 till 13, se figur 6:2.
För resistivitets- och IP-mätning är det viktigt att kablarna läggs ut rakt. För att åstadkomma raka och
parallella profiler, användes syftning och den egyptiska triangeln (30, 40, 50 m). Koordinaterna (x, y,
z) för de undersökta profilerna mättes in av Lantmäteriet (Metria).
6.3 Geofysiska undersökningar
6.3.1 Inledande resistivitets- och IP-undersökning (profil 1 och 2)
Den inledande undersökningen utfördes i början av juni 2006.
Två olika protokoll för multipel gradient konfiguration användes i denna undersökning, ett långt och
ett kort. Protokollen som användes var GRAD7L (långt) och GRAD7S (kort), med arraykod 15 och är
utformade av Torleif Dahlin vid Teknisk geologi, Lunds universitet. Den gradienta konfigurationen
ger relativt bra upplösningsförhållanden i kanterna. Konfigurationen kombinerar flera egenskaper för
horisontella och vertikala strukturer, vilket är bra eftersom båda typer kan förväntas finnas i deponin.
Känslighet för horisontella strukturer är viktig för att kunna avgränsa deponin på djupet, medan
känsligheten för vertikala strukturer är viktig för att avgränsa kanterna (Dahlin och Zhou 2006).
Elektrodavståndet, a, i undersökningen var 2 meter. I de två profilerna användes n-faktor -3 och 4 och
s-faktor 15 i protokollen. Detta bedömdes ge tillräckligt god upplösning och djupnedträngning,
~30meter.
IP-mätningarna utfördes med 10 ms fördröjning och med 10 tidsfönster om 100 ms vardera.
Mätningarna gjordes med utmärkt elektrodkontakt i båda profiler. Strömstyrkor mellan 50 och 200
mA kunde injekteras. I profil 1 samlades mätdata in i 2177 punkter och i profil 2 1022.
Efter utförda mätningar kontrollerades datakvaliteten i pseudosektionerna med dataprogrammet
Erigraph.
6.3.2 Yttäckande resistivitets- och IP-undersökning (profil 4 till 13)
Den yttäckande undersökningen utfördes i början på oktober (v 41) 2006.
Optimalt, för att få så heltäckande 3D-data som möjligt, skulle den tredimensionella undersökningen
ha genomförts med kablarna utlagda i ett rektangulärt rutnät med mätningar i x-led, y-led och
diagonalt (Loke 2003a). Eftersom det aktuella undersökningsområdet var relativt stort och delvis hade
svår terräng med tät vegetation, användes istället en metod som går ut på att en serie parallella
tvådimensionella profiler kombineras till en tredimensionell datamängd.
- 37 -

I denna undersökning användes ett annat protokoll, GRD7_3, för multielektrod gradient konfiguration
än det som beskrevs i den inledande undersökningen. Dessutom användes en elektrodkonfiguration för
bipol-dipol mätningar med protokollet BIDI7_3. Detta för att få en ökad djupnedträngning i kanterna
av profilen, vilket är önskvärt vid 3D-inverteringen som interpolerar modellen ut i kanterna till en box.
Protokollen är utformade av Torleif Dahlin vid Teknisk geologi, LTH. I GRD7_3 användes
elektrodavståndet, a, 5 meter, s-faktor 7 och värden på n-faktorn mellan -3 och 3. Det minsta
elektrodavståndet var 5 meter och det största 30 meter, vilket gav en djupnedträngning på ~50 meter. I
protokollet BIDI7_3 var n-faktorn mellan -7 och 1 samt 1 och -7.
I undersökningen var elektrodkontakten generellt sett god, mellan 20 och 200 mA kunde skickas ut.
Tyngdpunkten låg mellan 50 och 100 mA. I profil 6 kunde dock i några mätningar endast 10 mA
injekteras i marken. I några av profilerna (4 och 5) var dessutom några få elektroder tvungna att
exkluderas eftersom de efter ihärdiga försök inte fick kontakt med marken. Trots detta var kvaliteten
på insamlad data god, enligt bedömningar av pseudosektionerna.
IP-mätningarna utfördes med 10 ms fördröjning och med 10 tidsfönster på 100 ms vardera.
6.3.3 Magnetometrisk undersökning
Mätningarna i denna undersökning gjordes med en gradiometer längs profil 11. Övriga profiler kunde
inte mätas på grund av besvärlig topografi och vegetation som inte gick att undkomma med den
aktuella gradiometern. Undersökningsprofilen mättes två gånger, en i sydväst-nordostlig och en i
nordost-sydvästlig riktning, för att kunna bedöma datakvaliteten. Mätningar togs 10 gånger per
sekund. Vid mätningarna hölls gånghastigheten så konstant som möjligt för att uppmätta datapunkter
skulle hamna så korrekt som möjligt på profilen. Insamlad data från magnetometerundersökningen har
analyserats i programmet Mag Map 2000 och resultatet presenteras som rådata.
6.4 Borrning av provpunkter
De geofysiska undersökningarna indikerade lägre resistiviteter på två ställen utanför deponin, dels i
nordvästra hörnet i kohagen på fastighet 17:21 öster om deponin (se figur 6:2). Dels även väster om
deponin på fastighet 23:32 (se figur 6:2). På fastighet 17:21 borrades det med borrbandvagn (Geotech)
för att klargöra geologin och sätta grundvattenrör för provtagning. Det borrades till 4,4 m under
markytan och en okulär besiktning av lagerföljden visade på hög andel lera och organiskt material,
med något inslag av sand. I denna borrpunkt fanns artesiskt tryck av grundvattnet. Grundvattenrör (1
¼ tum) av stål med filter i botten sattes. I fallet väster om deponin (fastighet 23:32) orkade
borrbandvagnen bara ner till 1,20 m, här fick istället kommunen gräva med grävmaskin ner till ca 4 m
djup och sedan borrades det med en handdriven så kallad Skurupsborr ner till 5,70 m. Grundvattenytan
påträffades på ett djup av 5,20 meter under markytan. Okulär bedömning visade på kompakt sandig
morän i hela denna provpunkt. Här sattes grundvattenrör av samma typ som på fastighet 17:21. Det
gjordes även försök att borra med borrbandvagnen på ett antal ställe uppe på deponin, men
borrbandvagnen orkade även här bara ner till max 1,20 m. Ned till detta djup utgjordes täckskiktet av
förhållandevis genomsläppligt material, enligt okulär bedömning.
6.5 Vattenprovtagning
Fem punkter valdes ut för provtagning av vatten (se primärkartan i figur 6:2) för att kunna avgöra om
de låga resistiviteterna berodde på föroreningar:
A Pumpbrunn, grundvatten.
B Inspektionsbrunn kulverterad bäck, grundvatten
C Grundvattenrör på fastighet 17:21 (GV-rör 17:21)
D Ytvattenansamling direkt väster om pumpbrunn (nedströms)
E Grundvattenrör på fastighet 23:32 (GV-rör 23:32)
- 38 -

En handpump av plast användes för att ta upp vattenprover i grundvattenröret på fastighet 17:21 (C). I
pumpbrunn (A) och ytvattenansamling (D) användes en husvagnspump av plast, med slang av plast. I
inspektionsbrunnen (B) var det 9,7 m ner till vattenytan, och på grund av av för stor lyfthöjd kunde
ingen av pumparna användas. Istället användes en behållare av metall, fäst i ett långt snöre för att på så
vis få upp vatten. I grundvattenröret på fastighet 23:32 (E) kunde dessvärre inget vattenprov tas på
grund av att där inte fanns något vatten vid provtagningstillfället. Grundvattenröret sattes då
tryckledningen som transporterar bort vatten var igensatt, vilket innebär att grundvattenytan stod högre
än den gör annars. Vid provtagningstillfället hade tryckledningen rensats varpå grundvattenytan sjönk
så att den låg nedanför grundvattenröret.
I provpunkterna A, C och D togs vattenprover dels för karaktärisering av lakvattnet (DEP001) och dels
en screening för organiska miljögifter (Soil2Control). I provpunkt B togs prov för karaktärisering av
lakvattnet DEP001, samt en metallanalys M4638.
Allt vatten som skulle analyseras för metaller filtrerades med en filterspruta. Analyserna utfördes av
det ackrediterade laboratoriet ALcontrol i Malmö. För fullständiga analysparametrar och analysresultat
se bilaga 3.
- 39 -

7 Inversioner av resistivitets- och IP-data
Inversionerna är gjorda på en dator med 2,8 Ghz Intel Pentiumprocessor och 2 GB i ramminne.
Programmen som användes var RES2DINV version 3.55.73 för 2D-modellerna och RES3DINV
version 2.15.49 för 3D-modellen.
Innan invertering kontrollerades datakvaliteten och eventuellt dåliga datapunkter togs bort. Detta
gjordes genom att analysera pseudosektionerna i Erigraph och sedan ta bort de dåliga punkterna i
RES2DINV.
I inversionerna för profil 1 och 2 användes 20 lager. Lagrens tjocklek redovisas i bilaga 1. Bredden på
de modellerade cellerna i det översta lagret för profil 1 och 2 delades upp på halva elektrodavståndet,
det vill säga 1 meter istället för 2.
I 2D-inversionerna för den yttäckande undersökningen användes 15 lager på djupet. Lagrens tjocklek
och fördelning redovisas i bilaga 1. Bredden på de modellerade cellerna i det översta lagret delades
upp på halva elektrodavståndet, det vill säga 2,5 meter istället för 5 meter. 3D-modellen är uppdelad i
lika många lager som 2D-modellen och med samma tjocklek, bilaga 1. Detta för att möjliggöra en
korrekt jämförelse mellan 2D- och 3D-modellen. I 3D-inversionen användes även samma uppdelning
av de översta blocken som i 2D-modellen, nämligen halva elektrodavståndet.
Samtliga inversioner inkluderade topografisk data. De har gjorts genom att robust (L1-norm) inversion
och ”incomplete Gauss-Newton ekvation” användes. Övriga inversionsparametrar redovisas i bilaga 1.
Antalet datapunkter redovisas i tabell 7:1 och varierar beroende på om elektroder exkluderats eller om
dåliga datapunkter tagits bort.
Tabell 7:1 RMS-värde och antal datapunkter för profilerna.
Profil Datapunkter Datapunkter bipol- Antal RMS (%) RMS
gradient dipol + gradient iterationer Resistivitet (%) IP
1 2176 - 5 3,0 1,4
2 1022 - 5 2,0 1,1
4 1197 2174 5 4,0 5,2
5 1239 2229 5 4,4 5,0
6 1088 1971 5 4,3 6,9
7 1239 2220 5 4,9 3,9
8 1239 2227 5 4,4 3,3
9 1239 2220 5 4,8 3,6
10 1239 2214 5 4,8 4,2
11 1230 2120 5 7,3 5,3
12 1236 2184 7 8,1 5,3
13 1224 2187 5 7,2 7,2
3D - 21746 6 8,2 -
- 40 -

8 Resultat och tolkning av 2D- och 3D-resistivitet
2D- och 3D-inversioner av resistivitet utfördes för alla ingående profiler i den yttäckande
undersökningen (4-13) med uppmätt data från både gradient- och bipol-dipol konfiguration. För att
kunna göra en jämförelse mellan hur resistiviteten distribueras i 2D- respektive 3D-modellerna från
inversionerna, plockades horisontella sektioner från samma nivåer ut ur båda inversionsresultaten.
Dessa horisontella sektioner har illustrerats med hjälp av Surfer 8.0. En spatial inerpolation med
"triangulation with linear interpolation" har gjorts av inversionsresultaten.
I de nordligare delarna av bilderna vid 90 och 95 m ö h i 2D-modellen (figur 8:2), återfinns ett område
med höga resistiviteter på 400 till över 2500 Ωm. Även på 98 m ö h i 3D-sektionen syns detta
högresistiva område. Detta tolkas vara Höörsandstenen som underlagrar den förmodade sandiga
moränen. I modellernas östra del skulle det även kunna tolkas vara gnejs, eftersom det i detta område
finns en förkastningszon. I 2D-modellen är det högresistiva området avsevärt mycket större än i 3Dmodellen.
I den senare är området även mer avgränsat med högre kontrast mot de angränsande lägre
resistiviterna mellan 100 och 160 Ωm. Dessa resistiviteter tolkas vara vattenmättad sandig morän.
Denna har mindre utbredning i 2D-modellen på 90 m ö h. Höörsandstenens förmodade överyta
påträffas ytligare i 2D-modellen. Generellt påträffas den i båda modellerna ytligare i de nordliga
delarna. Detta innebär att moränens mäktighet verkar vara större i de sydliga delarna av modellen.
I sektionen för 95 m ö h (figur 8:2) träder ett område med låga resistiviteter fram på under 25-40 Ωm.
Området på denna nivå är särskilt framträdande i 3D-modellen. Området växer sedan successivt upp
till ~105 m ö h för 2D-modellen och ~106 meter för 3D-modellen. Området tolkas vara den
vattenmättade delen av deponin. Enligt båda modeller ligger överytan av den vattenmättade delen av
deponin högst i modellens nordliga delar. 3D-modellen påvisar att deponins misstänkta underyta
ligger längre ner, runt 95 m ö h, än i 2D-modellen. I den senare börjar den synas i små områden med
låga resistiviteter på 95 m ö h, men de framträder i större utsträckning runt 96 m ö h. I punkten x =
167, y = 25 i resistivitetsmodellerna har djupet till den kulverterade bäcken under deponin mätts i
inspektionsbrunnen till 9,7 m, ~100 m ö h. Tolkningen av deponins underyta i denna punkt i 2Dmodellen,
är mellan 97 och 98 meter. Djupet för underytan av deponin varierar, men ligger
förmodligen djupast i modellens mellersta delar. Att låga resistiviteter påträffas under det uppmätta
djupet av inspektionsbrunnen, kan förutom ekvivalensproblem även tolkas vara lakvattenpåverkad
sandsten. Lakvattnet kan alltså ha spridits nedåt in i sandstenens porer.
Den förmodade vattenmättade delen av deponin, ser olika ut i 2D- och 3D-modellerna. 3D-modellen
har långsträckta strukturer i profilens riktning med resistiviteter mellan 50 och 160 Ωm, inne i det
lågresistiva området, se figur 8:2. Dessa områden kan tolkas vara inre strukturer i deponin, bestående
av byggavfall med högre resistiviteter än övrigt deponiavfall. Vidare kan de dock tolkas vara
artefakter uppkomna i inversionsprocessen. Det lågresistiva området i 2D-modellen är mer
sammanhängande och visar inte på något område med högre resistivitet, mer än i sektionen för 103 m
ö h. Förhöjningen i resistivitet där har en annan utbredning och tillhör förmodligen den torra delen av
deponin. Deponin har nämligen tidigare utsatts för sättningar i de mellersta delarna, vilket
kompakterat avfallet här.
I sektionen för 108 m ö h i båda inversionsresultaten är resistiviteterna generellt sett högre än i
underliggande sektioner. Resistiviteterna ligger i det gröna området på ~100 Ωm och tolkas utgöra
täckskikt och/eller torr del av deponin. Det går ej att avgöra vilket. De lägre resistiviteterna på ~43 Ωm
i mitten av 3D-modellen på denna nivå, härrör troligen från finkornigare jordarter så som lera. I 2Dmodellen
syns på denna nivå randiga fält i nord/sydlig riktning med resistivitet mellan 250 och 400
Ωm. Den randiga strukturen hos dessa tolkas vara artefakter som uppkommit i samband med
inversionerna.
- 41 -

I sektionerna från 95 till 100 m ö h finns till vänster i modellerna ett band i sydvästlig riktning med
resistiviteter under 25 Ωm. Detta tolkas utifrån figur 8:2 vara VA-ledningen som går från
pumpbrunnen. Vidare är dess överyta avgränsad högre upp i 3D-modellen. I sektionen för 100 m ö h
är bandet i princip borta i 2D-modellen, medan det fortfarande tydligt kan ses i den andra.
Vid y = 50 - 60 m, x = 70 - 75 m i sektionen för 90 m ö h, finns i båda modellerna ett litet område med
resistiviteter på under 25 Ωm. Dessa tolkas som att VA-ledningen som ligger här har ett läckage. Det
lågresistiva området har i 2D-modellen en punktform, medan den i 3D-modellen sträcker ut sig i
profilens riktning. Objektet uppträder i de horisontella sektionerna upp till och med 100 m ö h. I 2Dmodellerna
är det dock svårt att särskilja det eventuella läckaget från VA-ledningen i de horisontella
sektionerna.
Från och med 90 m ö h upp till 100 m ö h finns till höger i 3D-modellen långsträckta strukturer i
nordsydlig riktning med resistivitet runt 25 Ωm. Området uppträder först på 93 m ö h i 2D-modellen.
Detta tolkas utifrån figur 5:1 vara VA-ledningar.
I sektionen för 90 m ö h finns i 2D-modellen ett litet område uppe till höger i bilden med resistiviteter
över 1800 Ωm. I 3D-modellen är resistiviterna mellan 630 och 1000 Ωm. Området har en tydligare
avgränsning i 2D-modellen, men en något annorlunda position. I 3D-modellen verkar detta område
vara en del av den högresistiva sträckningen som går genom hela högersidan. Både området uppe till
höger, samt sträckningen i 3D-modellen tolkas tillhöra Höörsandstenen. Det skulle dock även kunna
utgöras av gnejs, eftersom området återfinns i en förkastningszon mellan dessa två bergarter.
I 2D-modellen finns vid y = 70 - 90, x = 125 ett litet område med resistiviteter mellan 1000 och 1600
Ωm i sektionerna för 95 till 100 m ö h. Samma område återfinns i 3D-modellen, men med lägre
resistiviteter. Samma fenomen återfinns vid x = 225, y = 60 - 80 i sektionerna för 100 till 105 m ö h i
2D-modellen, där det finns en område med resistiviteter på 1000 till över 2500 Ωm. Dessa områden
återfinns där elstolpar med tillhörande betongfundament och jordningskablar fanns i profilen och de
höga resistiviteterna tolkas ha med detta att göra.
De resistiviteter som ligger mellan 100 och 160 Ωm utanför det som tolkats vara våta deponin, är
troligen vattenmättad sandig morän. Detta styrks av uträkningarna från Archies lag som visade att
formationsresistiviteten, beräknad på bakgrundsvärden för grundvattnets resistivitet, skulle vara
omkring 112 Ωm. Vattnet skulle möjligen kunna vara lakvattenpåverkat. Till vänster i modellerna från
98 m ö h och uppåt finns ett område med resistiviteter på 630 Ωm och uppåt. Det uppträder endast
fläckvis i sektionen för 98 m ö h, men breder ut sig och påvisar högre resistivitet högre upp. Detta
tolkas vara sandig morän ovanför grundvattenytan. Moränens underyta är enligt 2D-modellen mellan
98 och 99 m ö h medan den är på runt 100 m ö h i 3D-modellen. I den senare kan finns små områden
med förhöjda resistiviteter på runt 2500 Ωm, vilka kan representera områden som är rikare på block.
Den förmodade vattenmättade zonen tolkas ligga högre upp i de norra delarna av modellen, vilket
betyder att grundvattenytan ligger högre här. Detta beror förmodligen på att pumpen som pumpar
lakvatten i VA-ledningen ger upphov till en avsänkningstratt som "torrlägger" ett tjockare lager av
moränen runt pumpbrunnen.
I sektionen för 98 m ö h vid x = 80, y = 50 - 90 finns en diagonal sträckning i sydostlig riktning, med
resistiviteter på under 63 Ωm. Denna sträckning återfinns inte på samma sätt i 3D-modellen, vilken
endast uppvisar en punkt i sektionen för 100 m ö h vid x = 90 - 100, y = 70 - 80 med resistivitet under
25 Ωm. Dessa låga resistiviteter skulle kunna tolkas vara en lakvattenplym som sprids i sydostlig
riktning. Så skulle kunna vara en möjlig spridning, eftersom det som tolkats vara sandig morän som
utgör akvifären, vilken har en mäktighet som blir större på detta håll.
Vidare finns i 3D-sektionen för 98 m ö h (figur 8:1) i modellens vänstra del en sträckning med lägre
- 42 -

esistiviteter från 63 Ωm och neråt. Detta återfinns även, i mindre utsträckning i 2D-modellen. Detta
tolkas som en möjlig lakvattenspridning som följer dalgången riktning i västlig riktning.
Figur 8:1 Sektion på 98 m ö h från den 3D-inverterade resistivitetsmodellen. Undersökningsprofilerna är
inritade med profil 13 på y=90 och profil 4 vid y=0. Förmodade artefakter som har med
inversionsprocessen att göra syns i östvästlig riktning. Till vänster i bild syns även en del av en möjlig
lakvattenplym med resistiviteter på 63 Ωm och ner.
- 43 -

Figur 8:2 Horisontella sektioner från både 2D- och 3D-inverterade resistivitetsmodellerna.
- 44 -

8.1 Diskussion
Generellt gäller för erhållna inversionsresultat att 3D-inversionen av insamlad data ger högre
upplösning med bättre kontrast mot omkringliggande resistiviteter. Detta syns tydligt på det som
tolkas vara spill- och dagvattenledningar (VA-ledningar). 2D-modellen ger här sämre kontrast mot
intilliggande högre resistiviteter och ger även mer diffusa avgränsningar. Detta är särskilt tydligt för
VA-ledningarna i sektionen för 95 m ö h. Vidare exempel på att upplösningen är bättre i 3D-modellen
är moränen ovanför grundvattenytan. I 2D-modellen framträder detta som ett sammanhängande
högresistivt fält, medan 3D-modellen visar tydligare inre variationer. Detta högresistiva fält är även
bättre avgränsat mot de lägre resistiviteterna i sidled.
Ytterligare exempel på att 2D-inversionen har problem med upplösningen syns på det som tolkats vara
Höörsandsten. 2D-modellen har långa övergångar för resistiviteten, framförallt i y-led, medan 3Dmodellen
ger en skarpare kontrast mot de lägre intilliggande resistiviteterna. Detta skulle kunna
förklara tolkningen att berggrundens överyta ligger ytligare och mer utbrett i den 2D-inverterade
modellen. Att 3D-modellen ger bättre upplösning än 2D beror förmodligen på att den typen av
inversion tar hänsyn till resistiviteter i tre dimensioner. I 2D-inversionen antas istället att resistiviteten
inte varierar vinkelrätt mot profilen. 2D-inversioner har framför allt svårt att lösa upp objekt som går i
profilens riktning, vilket är fallet för den förmodade sandstenen.
Där VA-ledningen tolkats läcka, syns i 2D-modellen läckaget endast som ett punktformigt fält, medan
det i 3D-modellen uppträder som en sträckning i profilens riktning. Resistivitetskontrasten som finns
vinkelrätt mot profilen i modellerna kan ha givit upphov till en 3D-effekt i 2D-inversionen, eftersom
denna påverkas av element på ett oändligt avstånd. Den klarar då inte av att lösa upp läckaget på
samma vis som 3D-inversionen. Denna låter resistiviteten variera i alla riktningar och tar hänsyn till
vad som mätts upp i profilerna bredvid. Den långsträckta formen i 3D-modellen skulle dock även
kunna tillskrivas artefaktproblem och inte ett läckage. Artefaktproblem tas upp nedan.
Det som tolkats vara möjliga inre strukturer i den våta delen av deponin, kan troligen vara artefakter
som uppstått i samband med 3D-inversionen. Inversionen har då förstärkt uppdelningen av
resistiviteterna mellan profilerna på grund av att fel dämpningsfaktor i riktningen vinkelrätt mot
profilen använts. Artefakterna skulle också ha kunnat uppstå på grund av för låg datatäthet mellan
profilerna. Avgränsningen mellan olika resistiviteter längs med undersökningsprofilerna kan påverkas
av artefaktproblemet. Problemen med artefakterna skulle kunna åtgärdas genom att lägga profilerna
tätare samt att invertera insamlad data med starkare dämpningsfilter i y-led. I sektionen för 108 m ö h
finns även där strukturer som tolkats vara artefakter. Dessa har förmodligen uppstått i de ytligare
delarna av modellen på grund av att fem meters elektrodavstånd användes vid insamlingen av data.
Tätare elektrodavstånd, samt eventuellt starkare dämpningsfaktor i x-led skulle kunna råda bot på
detta.
3D-inversiner klarar, enligt resultaten från resistivitetsundersökningarna, bättre av att hantera störande
objekt i marken än vad 2D-inversionen gör. I 2D-inversionen finns ett högresistivt område på de
platser (profil 11 och 12) där jordningskablar från en elledning gått ner i marken. 3D-inversionen
verkar fokusera de störande resistiviteterna till ett mindre område, vilket gör att störningen inte blir
lika framträdande här. Detta eftersom den senare låter resistiviteten variera i tre dimensioner och
därmed tar hänsyn till omkringliggande resistiviteter i inversionsprocessen.
De vertikala avgränsningarna varierar mellan 2D- och 3D-modellerna. Området som tolkats vara
enheten som överlagrar den våta delen av deponin är mäktigare i 3D-modellen än i 2D. Dessa
variationer i vertikal avgränsning, skulle kunna tillskrivas ekvivalensproblem. Den omättade moränen
verkar vara mäktigare i modellerna för 2D-inversionerna än för 3D. Detta skulle kunna bero på större
- 45 -

ekvivalensproblem i 2D-modellen. Det kan även bero på att denna modell inte klarar av att visa
tillräcklig kontrast mellan den omättade och mättade moränen. Det är svårt att avgöra vilken av
modellerna som lider mest av ekvivalensproblem.
När det gäller avgränsningen av den våta deponins underyta, verkar 2D-inversionen ge mer korrekt
resultat jämfört med 3D-modellen. Inspektionsbrunnens botten ligger på 100 m ö h och deponins
underyta i denna punkt tolkades för 2D vara mellan 97 och 98 m ö h. I 3D-modellen tolkades deponins
botten ligga på ca 95 m ö h. Att låga resistiviteter påträffas på dessa djup i modellen, kan tolkas som
att lakvatten trängt ner i Höörsandstenen och sänker dess annars relativt höga formationsresistivitet.
Det kan även bero på ekvivalensproblem. Dock finns det motsägelser när det gäller
ekvivalensproblemen i de båda modellerna. Det är svårt att säkert uttala sig om vilken modell som
avgränsar underytan bäst, på grund av brist på borrningar i området. Djupet till underytan i
inspektionsbrunnen tyder dock på att 2D-modellen återger djupet säkrare.
Det som tolkats vara lakvattenpåverkat grundvatten, till vänster i sektionen för 98 m ö h, är inte
nödvändigtvis detta. Utifrån formationsresistiviteten som erhölls från beräkningarna med Archies lag,
är det troligt att det är lakvattenpåverkat, men eftersom inget prov har kunnat tas i detta grundvatten
går det inte att säkert säga. De lägre resistiviteterna skulle också kunna bero på högre innehåll av
finkornigare material. Samma sak gäller för det som tolkats vara lakvattenpåverkat grundvatten i
sydostlig riktning.
De förmodade VA-ledningarnas lägen i resistivitetsmodellerna skiljer sig från deras lägen på
primärkartan (figur 6:2). Deras riktning verkar stämma bättre i 2D-modellerna än i 3D, vilket kan bero
på att 2D-inversionen har bättre förmåga att avgränsa objekt som korsar profilens riktning. Tolkningen
gäller förutsatt att ledningarnas läge är korrekt inritade på primärkartan.
När det gäller de djupare delarna i kanterna i x-led av modellerna, går det inte att säga något säkert.
Där är resistiviteterna interpolerade i inversionsprogrammen och baseras inte direkt på uppmätt data.
- 46 -

9 IP- och resistivitetsmätning
2D-inversionerna av alla profiler finns i bilaga 2.
2D-inversionerna för jämförelsen mellan resistivitets- och IP-mätningar, i den inledande och
yttäckande undersökningen, gjordes endast av uppmätt data från gradient elektrodkonfiguration.
9.1 Resultat och tolkning
9.1.1 Profil 1
Figur 9:1 visar den 2D-inverterade resistivitetssektionen (a), IP-sektionen (b) samt normaliserade IPsektionen
(c) för profil 1. Elektrodavståndet är 2m och IP-sektionerna utgörs av det första tidsfönstret
(10-110 ms efter att strömmen brutits). Profilens läge redovisas i figur 6:2.
Mellan 60 och 240 m på resistivitetssektionen återfinns låga resistiviteter ( 60 mV/V. Detta stämmer väl överens med
deponins förmodade avgränsning, varför den höga IP-effekten tolkas bero på avfall. De låga
resistiviteterna visar troligtvis den vattenmättade delen av deponin och underytan korrelerar
förmodligen med deponins nedre avgränsning. Det går ej att definiera deponins nedre avgränsning
utifrån IP-sektionen, men den normaliserade IP-sektionen definierar däremot deponins förmodade
botten väldigt tydligt (cirka 95 m ö h). Enligt ursprunglig nivå av dalgången bör deponins nedre
avgränsning vara 100 m ö h, att den ligger något lägre enligt den normaliserade IP-sektionen kan bero
på nedåtriktat läckage.
Ovanpå den troliga vattenmättade delen av deponin i resistivitetssektionen återfinns ett 3-6 m mäktigt
lager där resistiviteten varierar mellan ca 60 och 300 Ωm. Detta tolkas utgöra den omättade delen av
avfallet samt täckskikt, dock går de ej att särskilja. På IP-sektionen (även normaliserade) syns däremot
tydligt ett lager med låg uppladdningsförmåga,

lågpolariserat material (låg uppladdningsförmåga). Markens övre delar har resistiviteter mellan 200
och 400 Ωm och består sannolikt av sandig morän, vilket stöds av sticksondering i området. Därunder
återfinns ett lager med lägre resistivitet, runt 100 Ωm. Det underliggande lagret tolkas också vara
sandig morän, men vattenmättad.
Nivå 90 m ö h och djupare längs hela profilen utgörs av högre resistiviteter. Den västra halvan har
resistiviteter >2000 Ωm och den östra runt 1000 Ωm. Då det inte finns borrdata att tillgå på dessa djup
är det svårt tolka. Det kan vara sandsten, men det kan också vara hårt kompakterad sandig morän.
Eftersom det går en förkastningszon i området, skulle det även kunna vara gnejs i vissa delar. Utifrån
IP-sektionerna kan ingen motsvarande information erhållas.
9.1.2 Profil 8
Figur 9:2 visar den 2D-inverterade resistivitetssektionen (a), IP-sektionen (b) samt normaliserade IPsektionen
(c) för profil 8. Elektrodavståndet är 5 m och IP-sektionerna utgörs av det första tidsfönstret
(10-110 ms efter att strömmen brutits). Profilens läge redovisas i figur 6:2.
Profil 8 stämmer i princip väl överens med utseendet för profil 1. IP-sektionen visar på hög
uppladdningsförmåga mellan 90 och 240 m, på den normaliserade IP-sektionen syns det ännu
tydligare. Detta stämmer väl överens med deponins utbredning enligt tolkningen för profil 1.
Underytan är mycket bättre avgränsad i IP-sektionen här än den var profil 1. Den är belägen ca 95 m ö
h, vilket sammanfaller väl med resistivitetssektionen och även överensstämmer med tolkningen utifrån
resistivitetssektionen och den normaliserade IP-sektionen för profil 1.
Det förmodade täckskiktet är inte lika väl avgränsat i IP-sektionen som det var i profil 1 (med kortare
elektrodavstånd). Dock syns fortfarande att täckskiktet mitt uppe på deponin utgörs av finare material
samt har större mäktighet. Utåt kanterna är det tunnare och består av grövre material. Täckskiktets
förmodade avgränsning definieras ännu tydligare i den normaliserade IP-sektionen, däremot är
materialförändringar svårare att tolka in.
Det lågresistiva området 75 m in på resistivitetssektionen härrör sannolikt från VA-ledningen enligt
primärkartan i figur 6:2. Området har ingen lika klar motsvarighet på IP-sektionen, dock finns här ett
område med något högre uppladdningsförmåga (30-40 mV/V) jämfört med omgivningen. På den
normaliserade IP-sektionen är den förmodade VA-ledningen klart avgränsad och ligger på ca 90 m
djup.
Det lilla området med låga resistiviteter (< 25 Ωm) runt 40 m är mer oklart. IP-sektionen visar på
material med låg IP-effekt, medan det i den normaliserade IP-sektionen finns ett litet distinkt område
med hög normaliserad uppladdningsförmåga. Det skulle kunna tyda på att det handlar om en lerlins.
Profil 2 (se bilaga 2) korsar här och uppvisar också lägre resistivteter, dock inte så låga som i profil 8.
I övrigt skiljer sig profil 8 i stort sett inte från profil 1.
9.1.3 Profil 10
Figur 9:3 visar den 2D-inverterade resistivitetssektionen (a), IP-sektionen (b) samt normaliserade IPsektionen
(c) för profil 10. Elektrodavståndet är 5m och IP-sektionen utgörs av det första tidsfönstret
(10-110 ms efter att strömmen brutits). Profilens läge redovisas i figur 6:2.
Det fanns misstankar om att paddocken eventuellt delvis låg på deponin. Längs profil 10 är paddocken
inmätt mellan 56-116 m. På IP-sektionen (även normaliserade) syns tydligt att material med högre
uppladdningsförmåga (>60mV/V) återfinns under paddockens nordöstra hörn, 110 m in på profilen.
Med stor sannolikhet orsakas IP-effekten av avfall. I resistivitetssektionen återfinns dessutom låga
resistiviteter som sammanfaller väl med den höga IP-effekten. Detta förstärker misstankarna om att
- 48 -

paddocken delvis ligger på deponin.
Enligt resistivitetssektionen och den normaliserade IP-sektionen ser det dessutom ut som att VAledningen
(vid 66m) som pumpar lakvatten till reningsverket läcker. Det skulle även kunna vara
eventuellt lakvattenpåverkat grundvatten som letar sig under paddocken upp mot den förmodade VAledningen
och vidare.
Vid tolkning av djupet till berggrunden verkar det som att moränens mäktighet blir djupare åt söder
mot ridhuset. Detta skulle kunna innebära en grundvattenströmning i denna riktning, varför eventuellt
lakvatten även kan spridas åt detta håll. I övrigt finns inget att tillägga jämfört med profil 1 och 8.
- 49 -

(a)
(b)
(c)
Figur 9:1 . 2D-inverterad (a) resistivitessektion, elektrodavstånd 5m.
(b) IP-sektion och (c) normaliserad IP-sektion. Tidsfönster 10-110 ms.
- 50 -

(a)
(b)
(c)
Figur 9:2 Profil 8. 2D-inverterad (a) resistivitessektion, elektrodavstånd 5m.
(b) IP-sektion och (c) normaliserad IP-sektion. Tidsfönster 10-110 ms.
- 51 -

(a)
(b)
(c)
Figur 9:3 (a) 2D-inverterad resistivitetssektion för profil 10. Elektrodavstånd 5m.
(b) 2D-inverterad IP-sektion för profil 10. Tidsfönster 10-110 ms. Paddocken markerad
med svarta sträck
- 52 -

9.2 Diskussion
Gamla deponier innehåller förutom metallskrot även blandat material såsom hushålls- och
trädgårdsavfall samt byggavfall. Avfallet ger upphov till tydlig IP-effekt och generellt tenderar IPmätningar
att avgränsa avfall bättre än resistivitetsmätningar Detta gäller även det undersökta området,
där deponins yttre gränser i de flesta fall tydligt avgränsas i de 2D-inverterade IP-sektionerna. Det
gäller även deponins övre begränsning, där det utifrån resistivitetssektionerna inte går att skilja ut den
torra delen av deponin från täckskiktet.
På profil 1, med 2 m elektrodavstånd, går det inte att avgöra deponins nedre begränsning. Av någon
anledning verkar IP-mätningar generellt ha svagheter på djupet (se till exempel Leroeux et al 2007,
Weller et al 1999 och 2000). Det kan bero på otillräckligt nedträngningsdjup, men andra troliga
förklaringar är att kontrasten mot bakgrundvärdena är för liten eller att lakvattenläckaget från deponin
är nedåtriktat och på så vis helt eller delvis tar bort kontrasten (Leroux et al 2007). Det kan även bero
på ekvivalensproblem vid inverteringen, liksom inverteringsnorm. Vid jämförelse mellan invertering i
L1- och L2-norm (se kap 5.1.3) visade Jönsson (2002) att L1-norm i vissa fall verkade ge upphov till
mer vertikalt elongerade strukturer. På profil 8 är dock underytan mycket bättre avgränsad. Då
användes 5 m elektrodavstånd, vilket ger bättre praktiskt nedträngningsdjup. Eftersom L1-norm
använts vid inversionen av samtliga profiler ligger det därför nära till hands att deponins avsaknad av
tydlig underyta i profil 1 i detta fall har med elektrodavstånd och därmed praktiskt nedträngningsdjup
att göra.
Med utgångspunkt enbart från resistivitetssektionen i profil 1 ser det ut som att täckskikt saknas i
deponins kanter, vilket inte är fallet om IP-sektionen tas i beaktning. På den syns täckskiktet tydligt,
varför det kan avgöras att de högre resistiviteterna i deponins kanter istället beror på grövre material.
På övriga profiler (4-13) är täckskiktet inte lika bra avgränsat som i profil 1. En trolig förklaring till
detta är det ökade elektrodavståndet i dessa profiler, vilket ger något sämre upplösning.
VA-ledningen ca 50 m in på profil 1 ger, som sig bör, upphov till hög IP-effekt. Detsamma gäller för
profil 6, 9 och 11. På övriga profiler är VA-ledningen knappt skönjbar eller syns inte alls, vilket
förmodligen beror på ekvivalensproblem eller för dålig kontrast. På resistivitetssektionen borde VAledningen
synas som ett lågresistivt område, vilket inte är fallet för alla profiler av samma orsak som
för IP-sektionen. På alla profiler med 5m elektrodavstånd återfinns VA-ledningen (där den syns)
omkring 95 m ö h. På profil 1, med 2 m elektrodavstånd, ligger den runt 105 m ö h. VA-ledningens
verkliga djup är inte känt varför det är svårt att dra några slutsatser.
Horisontella resistivitets- och IP-sektioner, lagda som ett transparant lager på primärkartan över
undersökningsområdet, som visar nivån 100 m ö h presenteras överst och i mitten på figur 9:4. På
denna nivå är deponins utbredning som störst. Med utgångspunkt från dessa har deponins tolkade
avgränsning plottats in enligt den nedre bilden i figur 9:4. Lägg särskilt märke till att deponin sträcker
sig in under paddockens nordöstra hörn deponin samt under grusfläcken.
- 53 -

Figur 9:4 Primärkarta med avgränsningar 2D-inverterade IP och
resistivitetsresultat, 100 m ö h. Överst: Normaliserad IP-sektion.
Mitten: Resistivitetssektion. Nederst: Tolkad avgränsning inplottad.
- 54 -

10 Magnetometri
10.1 Resultat och tolkning
Insamlad data från magnetometerundersökningen har analyserats i programmet Mag Map 2000 och
resultatet presenteras som rådata.
Resultatet av den magnetometriska undersökningen i figur 10:1 längs profil 11 visar att relativt
högmagnetiska anomalier börjar vid 120-130 meter och slutar mellan 240-250 meter in på profilen
(profilens läge i figur 6:2). Anomalin tolkas bero på deponin och utgöra dess avgränsning i sydväst
respektive nordost. Den normaliserade IP-sektionen korrelerar väl med denna tolkning, se figur 10:1.
De lågmagnetiska anomalierna runt 60 meter och 250 meter in på profilen skulle kunna utgöras av
VA-ledningar.
Figur 10:1 Magnetometrisk kurva längs profil 11 i sydväst-nordostlig riktning
överst och normaliserad IP-sektion nederst.
10.2 Diskussion
Tolkningen av resultaten från den magnetometriska undersökningen, stödjer tolkningen av resultaten
från resistivitets- och IP-mätningarna längs denna profil.
- 55 -

Längs hela profil 11 gick en elledning rakt ovanför, vilket kan ha givit upphov till störningar i
mätningarna. Det faktum att staket och växtlighet på vissa ställen gjorde det svårt att ta sig fram gjorde
att konstant hastighet var svår att hålla, vilket innebär att avstånden mellan mätpunkterna inte alltid är
helt korrekta. Detta kan påverka deponins avgränsningarna i sidled, dock stämmer det väldigt bra
överens med den 2D-inverterade normaliserade IP-sektionen för samma profil (figur 10:1).
- 56 -

11 Vattenprovtagning
11.1 Analysresultat och diskussion
För fullständiga analysresultat se bilaga 3. För provpunkternas placering se figur 6:2
Tillvägagångssättet vid provtagning beskrivs i kapitel 6.6.
Enligt SGU (2006) som karterat konduktivitet i Sveriges brunnar, är medianvärdet för grävda brunnar
16 mS/m. I området runt Hörby visar kartan dock att konduktiviteten är mellan 20 och 40 mS/m.
Vatten från en grävd brunn på motorcrossklubben (MCK), uppströms deponin (fastighet 43:47),
analyserades för att användas som bakgrundvärde. Detta visade dock på onormalt höga konduktiviteter
och kan därför vara påverkat av yttre faktorer. Enligt egna konduktivitetsmätningar i fält runt
Ekeboda, är bakgrundvärdet för konduktiviteten cirka 40 mS/m. Medelvärdet för både borrade och
grävda brunnar i Hörby är 42,7 mS/m, vilket motsvarar en resistivitet på 23,4 Ωm. Detta stämmer väl
över ens med uppgifterna från SGU (2006), varför detta värde användes som bakgrundsvärde för
konduktivitet.
Vid borrningar för att sätta grundvattenrör i provpunkt 4 bedömdes de ytligare jordlagren ner till 5,7
meter utgöras av sandig morän. Enligt Archies lag (ekvation 5:4) kan då formationsresistiviteten (ρf)
beräknas då ρw = 23,4 Ωm, a = 1, m = 1,3 och Φ = 30 % för lös sand (Kirsch 2006).
ρ = aρ
Φ
f
w
−m
≈ 112Ωm
11.1.1 Allmän kemisk karaktärisering
Karaktäriseringen av lakvatten är ett analyspaket (DEP001) som gäller för alla provpunkter och
redovisas i tabell 1. Provpunkterna är:
A Pumpbrunn, grundvatten.
B Inspektionsbrunn kulverterad bäck, grundvatten
C Grundvattenrör på fastighet 17:21 (GV-rör 17:21)
D Ytvattenansamling direkt väster om pumpbrunn (nedströms)
E Grundvattenrör på fastighet 23:32 (GV-rör 23:32)
Motorcrossklubben (MCK) representerar ett bakgrundvärde för jämförelser, utom vad det gäller
konduktivitet där istället det genomsnittliga värdet för Hörby kommun användes, 42,7 mS/m. För
provpunkternas placering, se figur 6:2.
Den gamla kulverterade bäcken, i vilken inspektionsbrunnen (B) är placerad, är med största
sannolikhet otät och fungerar därför som en lakvattendränering. Detta vatten mynnar i pumpbrunnen
(A), varför det är intressant att jämföra dessa med avseende på utspädningseffekter (se tabell 11:1).
Generellt gäller att inspektionsbrunnen uppvisar högre koncentrationer av möjliga föroreningar än vad
pumpbrunnen gör, vilket styrker att lakvattnet i pumpbrunnen späds ut med opåverkat grundvatten.
Detta bekräftas av att vatten från diket norr om banvallen var kopplat till den dolda brunnen (se punkt
F i figur 6:2) som i sin tur mynnar i pumpbrunnen.
I både pumpbrunnen och inspektionsbrunnen var pH normalt, 7,0 respektive 7,1. Konduktiviteten är
förhöjd i båda provpunkterna jämfört med bakgrundsvärdet för kommunen. Detta innebär troligen att
de är lakvattenpåverkade. När det gäller löst organiskt material är TOC ungefär fyra gånger och
koncentrationen av CODCr och BOD7 ungefär dubbelt så hög i inspektionsbrunnen som i
pumpbrunnen. I samtliga provpunkter är förhållandet mellan BOD och COD lågt,

att de lättnedbrytbara delarna i avfallet har brutits ned och att deponin befinner sig i den metanogena
fasen (se kap 4.1.3). Ammoniumkväve är en parameter som är starkt förknippad med lakvatten från en
deponi och kan vara förhöjt i hundratals år. Koncentrationerna i proverna vid Ekeboda deponi är
mycket låga i jämförelse med genomsnittet för acidogent och metanogent lakvatten (741 mg/l) enligt
Christensen et al (2001). Koncentrationerna av oorganiska komponenter, såsom fosfor, kväve och
klorid, är alla lägre i pumpbrunnen än i inspektionsbrunnen. Sammantaget tolkas vatten från
pumpbrunn (A) och inspektionsbrunn (B) vara lakvattenpåverkat, dock inte i någon högre grad.
Tabell 11:1: Allmän karaktärisering av vattenproverna.
Provpunkter A (GV) B (GV) C (GV) D (YV)
- 58 -
MCK
(GV) Enhet
Turbiditet 220 >1000 980 220 0.9 FNU
Färg 130 40 >500 290 15 mg/l Pt
Konduktivitet 25 144 162 35.5 235 62.1 mS/m
Resistivitet 6.9 6.2 28.2 4.3 16.1 ohmm
pH 7.0 7.1 7.8 6.9 7.8 -
Alkalinitet 800 970 490 1300 370 mg/l
TOC 21 82 250 49 mg/l
BOD7

11.1.2 Metaller
Vad det gäller metallerna ingick de i Soil2Control (screening för organiska miljögifter), men då denna
screening inte valdes för inspektionsbrunnen, användes här istället ett separat analyspaket för metaller.
Därav skiljer sig detektionsgränser och ingående metaller något. Resultaten redovisas i tabell 11:2.
I pumpbrunnen (A) påvisades höga halter av barium, vilket antas gälla även för inspektionsbrunnen
(B) eftersom lakvattnets karaktär i princip följer pumpbrunnens. Barium finns inte fritt i naturen
(Nationalencyklopedin 2007), varför det antas härröra från deponin. I övrigt finns inga
anmärkningsvärda halter av metaller i grundvattnet från pumpbrunnen.
I GV-rör 17:21 (C) detekterades förhöjda halter av krom (III) och zink. Enligt Naturvårdsverket
(1995) sorberar dessa ämnen relativt starkt på organiskt material i marken. Detta är en trolig anledning
till de högre koncentrationer här, där TOC och organiskt innehåll är högt.
Tabell 11:2: Metallinnehåll i vattenproverna.
Provpunkter A (GV) B (GV) C (GV) D (YV) Enhet
Arsenik 0 0.9 1 2 μg/l
Barium 168 24 244 μg/l
Kadmium

pumpbrunnen vid provtagningstillfället. PAH ingår i tjära och asfalt, bilavgaser och tobaksrök
och bildas vid förbränning av industriavfall och vid vissa elektrolytiska processer (Öman et al
2000). Eftersom avfallet till stora delar förbrändes på plats under deponins tidiga år, antas
dessa föroreningar ha samband med detta. Att naftalen endast påträffas i GV-rör 17:21, och
inte alls i pumpbrunnen, är svårt att förklara. Naftalen är svårnedbrytbart (Juvonen 2004). Det
kan då ha ackumulerats i sedimenten vid GV-rör 17:21, men redan lakats ur till icke detekterbara
nivåer i pumpbrunnen.
Tabell 11:3 Screening av organiska summaparametrar i vattenproverna
Provpunkter A (GV) C (GV) D (YV) Enhet
Mineraloljor

organiskt material, medan de i större utsträckning har lakats ur deponin. Naftalen, liksom Bis(2etylhexyl)ftalat
(DEHP) har hög lipofilicitet och binder därmed gärna till organiskt material, vilket
styrker denna teori.
Vad det gäller semiflyktiga ämnen var 1,2-Diklorbensen, 2-klornaftalen samt dibenzofuran förhöjt i
pumpbrunnen (A). Klorbensener används i bekämpningsmedel och vid tillverkning av färger
och som lösningsmedel (Öman et al 2000). Dibenzofuraner kan bildas som biprodukter vid
framställning eller förbränning av klorhaltiga ämnen. Till exempel är PCB och klorerade
bekämpningsmedel ofta förorenade med dibenzofuraner (Öman et al 2000).
De semiflyktiga ämnenas förekomst i pumpbrunnens vatten tolkas härröra från deponin.
Inga flyktiga organiska ämnen kunde detekteras vid provtagningstillfället.
- 61 -

12 Felkällor
Tolkningarna av de geofysiska undersökningarna saknar i viss mån stöd av korrelationsborrningar.
Sådana hade behövts för att säkrare kunna uttala sig om lagermäktigheter och geologiskt material.
Det är viktigt att påpeka att endast en bråkdel av de föroreningar som kan förekomma i lakvatten har
analyserats. Vi valde de färdiga analyspaket som AlControl rekommenderade för deponier, men i
dessa ingick till exempel inte dioxiner. Detektionsgränserna har också betydelse, även om vissa ämnen
inte kan detekteras kan de ändå finnas i deponin.
Hänsyn bör tas till att lakvattensammansättningen varierar med årstid, nederbörd, pH, med mera.
Enstaka provtagningar ger inte information om dessa variationer. Till exempel så är hösten relativt
regnig och när proven togs för aktuella analyser hade det regnat en lång tid. Detta kan ha lett till att
koncentrationerna är lägre än vad de hade varit under en torr sommar. En torr sommar kan även sänka
grundvattenytan under deponin och tillfälligt avbryta mobiliseringen av potentiella föroreningar.
- 62 -

13 Förenklad riskbedömning
Ekeboda deponi bedöms befinna sig i den metanogena fasen (se kap 4.1), varför den största
föroreningstransporten från deponin förmodligen redan skett. Generellt når föroreninsgraden i
lakvattnet sitt maximum då deponin varit i drift ca 2-3 år (Bell 2003). Dock är det viktigt att vara
medveten om att vid ändrade förutsättningar kan föroreningsutsläppen öka igen, till exempel vad det
gäller pH och redoxförhållande. Vidare kan utsläppen öka då tunnor och dylikt rostar sönder, varpå
eventuellt innehåll kan rinna ut.
I allmänhet är föroreningsspridningen begränsad till närområdet och har endast en lokal påverkan
(Bell 2003). Spridningsförutsättningarna i marken vid deponin bedöms vara måttlig på grund av att
den dominerande jordarten i området är sandig morän, vilken bedöms som normaltät enligt
Naturvårdsverket (1999b). Den hydrauliska konduktiviteten för sandig morän ligger i intervallet 10 -6 -
10 -8 m/s. Vid 1 % lutning av grundvattenytan är grundvattnets strömningshastighet 0,1-1 m/år. Inga
vattentäkter finns nedströms deponin, däremot fiskdammar och hjorthägn. Enligt uppgift har
fiskdammarna blivit förorenade vid något tillfälle. Fastighetsägare intill deponin har vid olika tillfälle
klagat över att bäckarna är förorenade av eventuellt lakvatten. Ingen dokumentation om när detta
skulle ha skett finns att tillgå.
Eventuella effekter av skadliga ämnen beror bland annat på typ av föroreningar och exponeringsrisken
(Naturvårdsverket 1999b). Exponeringsrisken i sin tur är starkt förknippad med markanvändningen på
platsen. På området vistas ryttare frekvent och området används även för friluftsliv. Deponiområdet är
förhållandevis centralt beläget i tätorten och i anslutning till bostadsområden. Exponering kan ske
genom förtäring och hudkontakt av förorenad jord samt genom inandning av damm. Grundvattenuttag
sker sannolikt för bevattning och djurhållning, men de boende har dock tillgång till kommunalt vatten.
Om det förorenade vattnet används för bevattning kan exponering ske genom intag av egenodlade
grönsaker. Djur som dricker av grundvattnet (och ytvatten) kan exponeras, liksom djur som äter av
växter. Även marklevande organismer kan exponeras. Spridning via grundvatten till ytvatten kan göra
att akvatiska organismer i ytvatten och sediment exponeras.
Riskerna med de skadliga ämnena beror på känsligheten hos exponerade grupper samt miljöns
skyddsvärde. Deponier har lågt skyddsvärde enligt Naturvårdsverket (1999b). Eftersom grundvatten
inte används som dricksvatten och yrkesverksamheter ej är närvarande, är känsligheten för att
människor ska exponeras måttlig. Deponin skulle eventuellt kunna utgöra en risk för Hörbys
vattentäkt. Detta om indikationerna på att Höörsandstenen är belägen på mycket mindre djup här, och
om det finns ett nedåtriktat läckage.
Nedan beskrivs kort olika effekter av de potentiellt skadliga ämnen som kunde detekteras vid
vattenanalyserna.
Vad det gäller metaller fanns höga halter barium, framförallt i pumpbrunnen (A). Ämnet är inte akut
giftigt vid måttliga halter och anses inte vara cancerframkallande.
Trevärt krom har låg akuttoxicitet (Sterner 2003), dock ska metaller bedömas som om de förelåg i den
mest toxiska formen, i detta fall krom VI, enligt Naturvårdsverket (1999b). Enligt deras bedömning
har krom (VI) ’’mycket hög farlighet’’.
Zink kan i höga halter ha en giftverkan för såväl vattenlevande organismer som växter. Det kan också
vara ett mycket starkt gift i form av vissa organiska salter och komplex. Vidare är zink potentiellt
ackumulerbart.
- 63 -

Ur miljösynpunkt tillhör gruppen PAH:er (Polycykliska Aromatiska Kolväten) bland de viktigaste
föroreningarna. PAH är en komplex grupp av ämnen där åtskilliga av dem kan orsaka cancer och
genetiska skador. PAH:er är generellt fettlösliga, oftast stabila och i en del fall bioackumulerbara De
är mycket giftiga för vattenorganismer och kan orsaka skadliga långtidseffekter på vattenmiljön, där
de ackumuleras i sedimenten (Sterner 2003). Svenska riktvärden för PAH-halter i förorenat
grundvatten vid bensinstationer är 0,2 μg/l för cancerogena och 10 μg/l för övriga PAH. Riktvärden är
de nivåer som inte kan överskridas utan risk för hälso- och/eller miljöskador. Ju mer en uppmätt halt
överstiger riktvärdet, desto allvarligare bedöms tillståndet vara. I det undersökta området är PAHhalterna
>10 ggr riktvärdet, vilket anses som mycket allvarligt (Naturvårdsverket 1999b).
En annan ur, miljösynpunkt, viktig grupp är ftalater. Bis(2-etylhexyl)ftalat heter med ett annat namn
dietylhexylftalat (DEHP) och står för över hälften av användningen av ftalater i Sverige. Ftalater har
som grupp betraktat relativt låg akut toxicitet men långtidseffekter kan förekomma. DEHP
bioackumuleras och är svårnedbrytbart i områden med låga temperaturer och dåliga syreförhållanden
(Karolinska institutet 2007).
Semiflyktiga ämmen återfanns i pumpbrunnen (A) i form av 1,2-diklorbensen, 2-klornaftalen samt dibenzofuran.
Klorbensener kan ha ett till sex klor, där 1,2-diklorbensen har endast har 2. Ju fler klor,
desto lägre flyktighet, högre lipofilicitet, mindre reaktivitet och högre persistens (Sterner 2003).
Dibensofuran är ett derivat av dioxin. För många däggdjur är den akuta toxiciteten hög, men
känsligheten varierar beroende på art. Människan är mindre känslig men subakuta effekter kan inte
uteslutas (Öman 2000).
Sammantaget finns det viss risk för exponering av föroreningar, men risken bedöms vara låg för
negativa effekter på människor. Spridning av föroreningar ut från området bedöms, på basis av
genomförda undersökningar, generellt vara låg. Detta eftersom det mesta lakvattnet pumpas vidare till
reningsverk. Om det skulle visa sig att lakvatten smiter förbi pumpbrunnen finns risk för att
framförallt PAH:er och ftaleter kan spridas till närområdet, vilket kan ha en negativ effekt på
människor och miljö. Indikationer finns att det eventuellt kan förekomma viss föroreningsspridning åt
väster (provpunkt E, GV-rör 23:32). För att kunna utesluta föroreningstransport åt detta håll är det
därför viktigt att åtgärder vidtas så att provtagning kan ske. Det finns risk att Hörbys vattentäkt
förorenas om Höörsandstenen är ytligare belägen än som tidigare antagits och om det finns ett
nedåtriktat läckage.
Tungmetallerna ligger ganska fast i deponin vid rådande pH. Om förhållandena ändras kan det
medföra att tungmetallernas mobilitet ökar med påföljd att de kan spridas till omgivningen. Ett stort
frågetecken finns angående de detekterade ftalaterna och naftalen i GV-rör 17:21 (provpunkt C) då
inget annat tyder på att grundvattnet i denna punkt skulle vara påverkat av deponin. Inga naturliga
orsaker finns heller enligt våra uppgifter. Antingen härrör det från lantbrukarens egen aktivitet eller så
är analysresultatet inte tillförlitligt, varför nytt prov bör tas snarast. Då bonden har kor som betar i
hagen där provpunkten är belägen finns risk för negativa effekter för dessa och därmed indirekt på
människor.
På det hela taget bedöms deponins närområde ej vara kraftigt påverkat av föroreningar från deponin,
förmodligen inte värre än att naturen själv kan ta hand om dem. En sanering riskerar att mobilisera
föroreningar, varför inga vidare åtgärder rekommenderas vad det gäller den saken.
- 64 -

14 Slutsatser
14.1 2D- och 3D-inversioner av resistivitetsdata
• 3D-inversioner ger generellt bättre upplösning och ger bättre kontrast gentemot intilliggande
resistiviteter än vad 2D-inversioner gör.
• Resultaten av resistivitetsundersökningarna visar att 3D-inversion är mindre känslig för
störande objekt i marken än vad 2D-inversionen är. Där profilerna gått över jordningskablar,
visar 2D-modellen större avvikelse i resistivitet än vad 3D-modellen gör.
• Det är svårt att entydigt uttala sig om vilken modell som lider minst av ekvivalensproblem.
Detta eftersom 2D-modellen visar att den förmodat torra sandiga moränen har större
mäktighet än vad den har i 3D-modellen. Samtidigt visar den senare att deponins våta del
ligger djupare ner.
• Både 2D- och 3D-inversionerna kan ge upphov till inversionsartefakter. Resultaten visar att
artefakterna som uppstår i 3D-modellen är utsträckta längsmed undersökningsprofilen. Detta
kan påverka tolkningen av modellen i denna riktning. 2D-modellens inversioner påträffas
främst i de övre delarna av modellen och förkommer i en riktning tvärs profilen.
14.2 IP- och resistivitetsmätning
• IP-mätningar är generellt bättre än resistivitetsmätningar på att avgränsa deponin, förutom
underytan. Upplösningen på djupet är bättre med 5 meters elektrodavstånd.
• Resistivitetsmätningarna förmår inte skilja på täckskikt och den torra, omättade delen av
deponin. IP-mätningarna har inga problem med detta, speciellt tydligt avgränsas täckskiktet
då 2 meters elektrodavstånd användes.
• IP-mätningar kan inte särskilja materialförändringar vad det gäller kornstorlek på samma sätt
som resistivitetsmätningar
14.3 Sammanfattande slutsatser för Ekebodadeponin
• Ingen tydlig lakvattenspridning från Ekebodadeponin kunde påvisas. Dock påvisar
resistivitetsundersökningen en möjlig lakvattenspridning i västlig riktning, nedströms deponin.
• Resistivitets- och IP-undersökningen visar att deponin sträcker sig in under paddockens
nordöstra hörn samt under den grusiga fläcken.
• Täckskiktet uppe på deponin bedöms utifrån resistivitets- och IP-mätningarna utgöras av
finkornigt material och vara mäktigast (4-5 meter) i deponins mellersta delar. Ut mot kanterna
av deponin bedöms täckskiktet bli tunnare och utgöras av mer genomsläppligt material. Längs
deponins norra slänt är täckskiktet undermåligt och bitvis helt obefintligt.
• Vattenanalyserna visade generellt inte på någon större föroreningsgrad, vilket enligt
litteraturstudierna är att vänta när det gäller äldre deponier.
• Analyserna tyder till största del att marken på fastighet 17:21 inte är påverkat av deponin.
Dock kan det inte helt uteslutas, eftersom förhöjda halter av PAH och ftalater påträffades.
- 65 -

• Pumpbrunnen pumpar utspätt lakvatten enligt vattenanalyserna, fältobservationer och
uträkningar.
• Den huvudsakliga avgången av gas från deponin, har med stor sannolikhet redan ägt rum
enligt litteraturstudierna. Därmed har huvuddelen av de sättningar man kan förvänta sig i en
deponi redan skett.
- 66 -

15 Rekommendationer för Hörby kommun
• För att säkert kunna uttala sig om eventuell lakvattenspridning väster om deponin, bör GVrör
23:32 (provpunkt E) sänkas så att det garanterat hamnar under grundvattenytan så att
vattenprovtagning kan ske. Beroende på analysresultatet bör eventuellt en resistivitetsprofil
läggas längre nedströms i västlig riktning för att kunna bedöma hur stort område som är
lakvattenpåverkat.
• Nya vattenprover bör tas i GV-rör 17:21, för att verifiera provresultaten som visar att ftalater
och PAH förekommer här.
• För att se hur lakvattensammansättningen beror på årstider, bör prover tas vid flera tillfällen
årligen.
• Utspädningen i pumpbrunnen kan minskas genom att plugga kulverten från vattendraget norr
om banvallen. Detta vatten bör dock först provtas för att utesluta föroreningar.
• VA-ledningen som tolkats ha ett läckage bör ses över och åtgärder övervägas.
• Vallen på deponins östra sida bör tas bort för att minska mängden nederbörd som kan
infiltrera ner i avfallet. Grusfläcken som finns i anslutning till vallen bör också åtgärdas då
den helt eller delvis är belägen över deponin och består av genomsläppligt material. Vad det
gäller paddocken är det bara det nordöstra hörnet som är beläget på deponin, varför åtgärder
förmodligen är överflödiga.
• Täckskiktet bör förbättras, främst ut mot kanterna på deponin. I deponins norra slänt och
nordöstra hörn syns avfall och skrot i dagen.
• En djupborrning bör göras för att kunna korrelera gentemot resultaten från resistivitets- och
IP-undersökningarna. Detta skulle visa vilka de geologiska enheterna i modellen är och på
vilka djup de påträffas. En lämplig placering av en sådan borrpunkt är strax uppströms
deponin. Detta för att undvika att eventuellt lakvatten får fri lejd ner genom Höörsandstenen
till vattentäkten.
• Ingen åtgärd av sediment runt deponin bör göras. Detta på grund av att de ej bedömts vara
kraftigt påverkade och att en eventuell sanering skulle kunna mobilisera föroreningarna.
• Vidare utredning av grundvattnets lokala flöde bör göras för att utreda huruvida det finns ett
flöde i sydvästlig riktning ut från deponin, vilket resistivitetsundersökningen har indikerat.
• Vad det gäller eventuell lakvattenbehandling i framtiden bedöms det inte vara lönt att sätta in
biologiska nedbrytningsmetoder eftersom det mesta organiska innehållet, enligt
BOD7/CODCr-kvoten, redan är nedbrutet.
- 67 -

16 Referenser
Angoran, Yed E., Fitterman, David V. och Marshall, Donald J. (1974) Induced Polarization: A
Geophysical Method for Locating Cultural Metallic Refuse, Science, 21 June, vol. 184, ss 1287-
1288.
Bell, F. G. (2003) Geological Hazards: Their assessment, avoidance and mitigation, Spon Press,
England, ISBN 0-415-31851-3, 648 s.
Bernstone, C., Bjulemar, B., Brorsson, J. och Dahlin, T., (1997) Identification of poor ground with the
aid of DC resistivity: results from work on the Öresund bridge connections, Procs. of the 3rd
Meeting Environmental and Engineering Geophysics, Denmark, ss 431-434
Bernstone, C., Dahlin, T., Ohlsson, T. och Hogland, W. (2000) DC resistivity mapping of internal
landfill structures: Two pre-excavation surveys. Environmental Geology, vol. 39 (3-4), ss 360-
371.
Carlson, N.R., Hare J.L., Zonge K.L. (2001) Buried landfill delineation with induced polarization:
Progress and problems, In proc. of the 2001 symposium on the Application of Geophysics to
Engineering and Environmental Problems (SAGEEP), Denver, Colorado, March 4-7 2001
Christensen.T.H., Cossu. R, Stegmann. R. (1992) Landfilling of waste: Leachate
publisher LTD, Essex, England, ISBN 1851667334, 520 s.
Christensen, T. H., Kjeldsen, P., Bjerg, P. L., Jense, D. L., Christensen, J. B., Baun, A., Albrechtsen
och H-G, Heron, G. (2001) Biogoechemistry of landfills, Applied Geochemistry, Denmark, ss
659-718
Dahlin T. (1993) On the automation of 2D resistivity surveying for engineering and environmental
applications, Teknisk geologi, Lunds tekniska högskola, Lunds universitet, 187 s.
Dahlin, T. och Loke, M.H. (1997) Quasi-3D resistivity imaging - mapping of three dimensional
structures using two dimensional DC resistivity techniques, Procs. of the 3rd Meeting
Environmental and Engineering Geophysics, Denmark, ss143-146
Dahlin, T. och Bernstone, C., (1997b) A roll-along technique for 3D resistivity data acquisition with
multi electrode arrays, Proc. of symposium on the application of geophysics to engineering and
environmental problems 1997, 8s.
Dahlin, T. (2000) Short note on electrode charge-up effects in DC resistivity data acquisition using
multi electrode arrays, Geophysical prospecting, vol. 48, ss 181-187
Dahlin, T., Bernstone, C. och Loke M. H. (2002a). A 3-D resistivity investigation of a contaminated
site at Lernacken, Sweden, Geophysics, vol. 67 (6), ss 1692-1700
Dahlin, T., Leroux, L. och Nissen, J. (2002b) Measuring techniques in induced polarisation imaging,
Journal of Applied Geophysics, vol. 50, ss 279-298
Dahlin, T. och Zhou, B. (2006) Gradient array measurements for multi-channel 2D resistivity
imaging, Near Surface Geophysics, vol. 4, ss 113-123
- 68 -

Daniel, E. (1998) SGU serie Ae 123, Jordartskartan: 2D Tomelilla NV, Skala 1:50000
Degerhamns kommun (2007). http://www.h.lst.se/NR/rdonlyres/867BCDDD-2382-45ED-9205-
6673D247AF9E/0/degerhamn.pdf 2007-02-05
Erlström, M. (1999) SGU serie Af 212, Berggrundskartan: 2D Tomelilla NV, Skala 1:50000
Forsberg, K. och Nilsson, A. (2006) Study of groundwater contamination from the Municipal Landfill
La Chureca, Managua, Nicaragua, Examensarbete, Teknisk geologi, Lunds universitet, Lund,
117 s.
Hauer, C. och Vagi, A. K. (2004) Lakvattenrening vid SRV återvinning. Examensarbete KTH,
Kemiteknik, Stockholm, 70 s.
Hörby kommun, 1993. Miljö- och hälsoskyddsförvaltningen. Gamla avfallupplag i Hörby kommun
Hörby kommun (1995) Miljö och hälsoskyddsnämnden. Sammanträdesprotokoll ang Ekeboda
avfallsupplag Dnr 86-183
Hörby kommun (2002) Åtgärder gamla deponin Ekeboda
Jeppson, H. (2006) Kompendium i Geofysiska undersökningsmetoder. Geologiska institutionen,
Lunds universitet. Opublicerat.
Juvonen, B. (2004) Marksanering av träimpregneringsanläggningar i Sverige - finns en typisk
föroreningssituation och hur saneras den?, Examensarbete, Fakulteten för skogsvetenskap,
Institutionen för skogsvetenskap, SLU, Uppsala, 56 s.
Jönsson, A-K. (2002) Resistivity and Induced Polarisation Measurements as a Tool in Environmental
Geophysics. Examensarbete, Teknisk geologi, Lunds universitet, Lund, 61 s.
Karolinska institutet (2007) http://www.imm.ki.se/riskweb/bedomningar/ftalater.html, 2007-01-29
Kirsch R. (2006) Groundwater Geophysics: A toll for hydrogeology, Springer-Verlag Berlin
Heidelberg, Tyskland, ISBN 35-4029-3833, 493 s.
Leroux, V., och Dahlin, T. (2002) Induced polarization survey at a wastefill in southern Sweden.
Procs. 8 th Proceeding Environmental and Engineering Geophysics, Aveiro, Portugal 8-12 Sept.
2002
Leroux, V., Dahlin, T. och Svensson, M. (2007) Dense resistivity and induced polarization profiling
for a landfill restoration project at Härlöv, Southern Sweden, Waste management & Research,
vol. 25, ss 49-60
Loke, M. H., Acworth, I. och Dahlin, T. (2003) A comparison of smooth and blocky inversion methods
in 2-D electrical imaging surveys, Procs. ASEG 15th Geophysical Conference and Exhibition,
August 2001, Brisbane
Loke, M. H., (2003a) Tutorial: 2D and 3D electrical imaging surveys, www.geoelectrical.com, 134 s.
Loke, M. H., (2003b) RES2DINV ver. 3.55 for Windows 98/Me/2000/NT/XP: Rapid 2-D Resistivity &
IP inversion using the least-squares method, Geotomo Software, Malaysia, 126 s.
- 69 -

Loke, M. H., (2004) RES3DINV ver. 3.55 for Windows 98/Me/2000/NT/XP Rapid 2-D Resistivity & IP
inversion using the least-squares method, Geotomo Software, Malaysia, 75 s.
McCann, D. M. (1994) Geophysical methods for the assessment of landfill and waste disposal sites: a
review, Land Contamin Reclam, vol 2, ss. 73-83
Miljömålsportalen (2006) http://mport.miljomal.nu/om_miljomalen/alla_mal.php 2006-12-12
Molander L. (2000) Metoder för lakvattenbehandling, RVF rapport 6 2000
Nationalencyklopedin (2007) http://www.ne.se/jsp/search/article.jsp?i_art_id=123979, 2007-02-06
Naturvårdsverket (1994) Rapport 4385, Lakvatten från upplag: Uppsamling och minimering, 69 s.
Naturvårdsverket (1995) Rapport 4473, Föroreningar i deponier och mark - ämnens spridning och
omvandling, Realtryck AB, Stockholm. 46 s.
Naturvårdsverket (1999a) Rapport 4915, Bedömningsgrunder för miljökvalitet - Grundvatten,
Almqvist & Wiksell Tryckeri, Uppsala, 140 s.
Naturvårdsverket (1999b) Rapport 4918: Metodik för inventering av förorenade område Almqvist &
Wiksell Tryckeri, Uppsala.150s.
Naturvårdsverket (2007) http://www.naturvardsverket.se/index.php3?main=/dokument/lagar/bedgrund
/foromr/fordok/niveau.html 2007-01-30
Naturvårdsverket (2007a) http://www.naturvardsverket.se/index.php3?main=/dokument/teknik/depo/
deponi.html, 2007-02-05
Naturvårdsverket (2007b) http://www.naturvardsverket.se/dokument/omverket/remisser/remisdok/
lakvatten/pdf/exremiss_lakv.pdf 2007-02-05
Overmeeren, R. A. och van Ritsema, I. L. (1988) Continuos vertical electrical sounding, First Break,
vol 6 (10), ss 313-324.
Palacky, G. J., (1987) Resistivity characteristics of geological targets, in electromagnetic methods in
applied geophysics, ed. Nabighian, Soc. of expl. geoph., Tulsa, 53-130
Reynolds J. M. (1997) An Introduction to Applied and Environmental Geophysics, John Wiley & Sons
Ltd., England, ISBN 10-0471-96802-1,796 s.
SEPA (1993) Principles for disposal of hazardous waste, Rapport 4230
SGU (2000) Förslag till skyddsområden för Hörby kommuns samtliga vattentäkter
SGU (2006) http://www.sgu.se/sgu/sv/miljo/gvkemi/kondukt_s.htm, 2006-12-18
SGU (2007) http://maps.sgu.se, 2007-01-20
- 70 -

Sharma, P. V. (1997). Environmental and engineering geophysics, Cambridge University UK, ISBN
0-521-57632-6, 475 s.
Slater, L.D. och Lesmes, D. (2002) IP interpetation in envrironmental investigations, Geophysics,
Vol. 67, Nr. 1, ss. 77-88
Sterner, O. (2003) Förgiftningar och miljöhot, Studentlitteratur, Lund, ISBN 91-44-02242-5, 386 s.
Weller, A., Frangos, W. och Seichter, M. (1999) Three-dimensional inversion of induced polarization
data from simulated waste, Journal of Applied Geophysics, vol. 41, ss. 31-47
Weller, A., Frangos, W. och Seichter, M. (2000) Three-dimensional inversion of induced polarization
data from simulated waste, Journal of Applied Geophysics, vol. 44, ss. 67-83
Wisén, R., Zhang, D. och Dahlin, T. (2005) 3D Effects on 2D Resistivity imaging: Modelling and
Field Surveying Results, För publicering i: Geophysical Journal International, Teknisk geologi,
Lunds universitet
Öman, C., Malmberg, M. och Wolf-Watz, C. (2000) IVL Rapport 3: Karaktärisering av lakvatten från
avfallsupplag, RVFs Utvecklingssatsning Deponering. Stockholm. 151 s
- 71 -

- 1 -

- 1 -
Bilaga 1
Diverse inversionsparametrar
Inversion settings för 2D-inversioner
Initial damping factor (0.01 to 1.00)
0.1600
Minimum damping factor (0.001 to 0.75)
0.0150
Line search option (0=Never, 1=Sometimes, 2=Always)
2
Convergence limit for relative change in RMS error in percent (0.1 to 20)
5.0000
Minimum change in RMS error for line search in percent (0.5 to 100)
0.4000
Number of iterations (1 to 30)
5
Vertical to horizontal flatness filter ratio (0.25 to 4.0)
1.0000
Model for increase in thickness of layers(0=default 10, 1=default 25, 2=user defined)
2
Number of nodes between adjacent electrodes (2 or 4)
2
Flatness filter type, Include smoothing of model resistivity (0=model changes only,1=directly on model)
1
Reduce number of topographical datum points? (0=No,1=Yes. Recommend leave at 0)
0
Carry out topography modeling? (0=No,1=Yes)
1
Type of topography trend removal (0=Average,1=Least-squares,2=End to end)
1
Type of Jacobian matrix calculation (0=Quasi-Newton, 1=Gauss-Newton, 2=Mixed)
1
Increase of damping factor with depth (1.0 to 2.0)
1.0500
Type of topographical modeling (0=None, 1=No longer supported so do not use, 2=uniform distorted FEM,
3=underwater, 4=damped FEM, 5=FEM with inverse Swartz-Christoffel)
4
Robust data constrain? (0=No, 1=Yes)
1
Cutoff factor for data constrain (0.0001 to 0.1))
0.0500
Robust model constrain? (0=No, 1=Yes)
1
Cutoff factor for model constrain (0.0001 to 1.0)
0.0050
Allow number of model parameters to exceed datum points? (0=No, 1=Yes)
1
Use extended model? (0=No, 1=Yes)
0
Reduce effect of side blocks? (0=No, 1=Slight, 2=Severe, 3=Very Severe)
2
Type of mesh (0=Normal,1=Fine,2=Finest)
0
Optimise damping factor? (0=No, 1=Yes)
1
Time-lapse inversion constrain (0=None,1=Least-squares,2=Smooth,3=Robust)
0

Type of time-lapse inversion method (0=Simultaneous,1=Sequential)
0
Thickness of first layer (0.25 to 1.0)
0.5000
Factor to increase thickness layer with depth (1.0 to 1.25)
1.1000
USE FINITE ELEMENT METHOD (YES=1,NO=0)
1
WIDTH OF BLOCKS (1=NORMAL WIDTH, 2=DOUBLE, 3=TRIPLE, 4=QUADRAPLE, 5=QUINTIPLE)
1
MAKE SURE BLOCKS HAVE THE SAME WIDTH (YES=1,NO=0)
1
RMS CONVERGENCE LIMIT (IN PERCENT)
1.000
USE LOGARITHM OF APPARENT RESISTIVITY (0=USE LOG OF APPARENT RESISTIVITY, 1=USE
RESISTANCE VALUES, 2=USE APPARENT RESISTIVITY)
0
TYPE OF IP INVERSION METHOD (0=CONCURRENT,1=SEQUENTIAL)
0
PROCEED AUTOMATICALLY FOR SEQUENTIAL METHOD (1=YES,0=NO)
0
IP DAMPING FACTOR (0.01 to 1.0)
0.100
USE AUTOMATIC IP DAMPING FACTOR (YES=1,NO=0)
0
CUTOFF FACTOR FOR BOREHOLE DATA (0.0005 to 0.02)
0.00300
TYPE OF CROSS-BOREHOLE MODEL (0=normal,1=halfsize)
0
LIMIT RESISTIVITY VALUES(0=No,1=Yes)
1
Upper limit factor (10-50)
50.000
Lower limit factor (0.02 to 0.1)
0.020
Type of reference resistivity (0=average,1=first iteration)
0
Model refinement (1.0=Normal,0.5=Half-width cells)
1.00
Combined Combined Marquardt and Occam inversion (0=Not used,1=used)
0
Type of optimisation method (0=Gauss-Newton,2=Incomplete GN)
0
Convergence limit for Incomplete Gauss-Newton method (0.005 to 0.05)
0.005
Use data compression with Incomplete Gauss-Newton (0=No,1=Yes)
0
Use reference model in inversion (0=No,1=Yes)
0
Damping factor for reference model (0.0 to 0.3)
0.05000
Use fast method to calculate Jacobian matrix. (0=No,1=Yes)
1
Use higher damping for first layer? (0=No,1=Yes)
0
Extra damping factor for first layer (1.0 to 100.0)
2.50000
- 2 -

Type of finite-element method (0=Triangular,1=Trapezoidal elements)
0
Factor to increase model depth range (1.0 to 5.0)
1.000
Reduce model variations near borehole (0=No, 1=Yes)
0
Factor to control the degree variations near the boreholes are reduced (2 to 100)
5.0
Factor to control variation of borehole damping factor with distance (0.5 to 5.0)
1.0
Inversion settings för 3D-inversioner
Initial damping factor
0.1500
Minimum damping factor
0.0100
Line search option
1
Convergence limit
5.0000
Minimum change in RMS error
0.2000
Number of iterations
6
Number of iterations to recalculate Jacobian matrix
10
Vertical to horizontal flatness filter ratio
0.5000
X horizontal flatness filter weight
1.0000
Y horizontal flatness filter weight
1.0000
Flatness filter weight for half-size layers
1.0000
Number of nodes between adjacent electrodes
2
Normalise potentials
0
Flatness filter type, Include smoothing of model resistivity
1
Increase of damping factor with depth
1.0500
Type of topographical modeling
0
Factor for damped topography model
0.50
Type of topography trend removal
0
Robust data constrain?
1
Cutoff factor for data constrain
0.0500
Robust model constrain?
1
Cutoff factor for model constrain
0.0100
Reduce effect of side blocks?
- 3 -

1
Optimise damping factor?
0
Thickness of first layer
0.5100
Factor to increase thickness layer with depth
1.1500
Number of half-size layers
0
Divide half-size layers vertically (1=YES,0=NO)
0
Factor to increase model depth range
1.00
USE FINITE ELEMENT METHOD (YES=1,NO=0)
0
RMS CONVERGENCE LIMIT (IN PERCENT)
5.000
USE LOGARITHM OF APPARENT RESISTIVITY (0=LOG OF APP. RESIS., 1=RESISTANCE, 2=APP.
RESIS.)
0
TYPE OF IP INVERSION METHOD (0=CONCURRENT,1=SEQUENTIAL)
0
PROCEED AUTOMATICALLY FOR SEQUENTIAL METHOD (1=YES,0=NO)
0
IP DAMPING FACTOR
0.250
USE AUTOMATIC IP DAMPING FACTOR (YES=1,NO=0)
0
CUTOFF FACTOR FOR LOW POTENTIALS (0.0005 to 0.02)
0.00333
LIMIT RESISTIVITY VALUES(0=No,1=Yes)
1
Upper limit factor (10-50)
25.000
Lower limit factor (0.02 to 0.1)
0.040
Type of reference resistivity (0=average,1=first iteration)
0
Type of optimisation method (0=Gauss-Newton,2=Incomplete GN)
2
Convergence limit for Incomplete Gauss-Newton method
0.011
Use data compression with Incomplete Gauss-Newton (0=No,1=Yes)
0
Use reference model in inversion (0=No,1=Yes)
0
Damping factor for reference model
0.10000
Type of initial model (0=Homogeneous,1=approx.inverse)
1
Time-lapse inversion constrain
0
Type of time-lapse inversion method
0
Type of time reference model,0=first,1=preceding
0
Reduce effect of side blocks? (0=No,1=Yes)
- 4 -

1
Use higher damping for first layer? (0=No,1=Yes)
0
Extra damping factor for first layer
2.50000
Automatically re-sort data points (0=No, 1=Yes)
1
Automatically switch electrodes for negative geometric factor (0=No, 1=Yes)
1
Automatically force apparent rsistivity values to be positive (0=No, 1=Yes)
1
Scale Incomplete Gauss-Newton method (0=No, 1=Yes)
0
Type of scaling for Incomplete Gauss-Newton method (1=First, 1=Second)
1
Lagertjocklek vid inversionerna
Tabell 1: Lagertjocklek för 2D-inversioner
av de inledande profilerna 1 och 2.
Lager Djup (m) Djup (m)
Profil 1 Profil 2
1 0,5 0,55
2 1,05 1,05
3 1,65 1,65
4 2,32 2,32
5 3,05 3,05
6 3,86 3,86
7 4,74 4,74
8 5,72 5,72
9 6,79 6,79
10 7,97 7,97
11 9,27 9,27
12 10,7 10,7
13 12,3 12,3
14 14,0 14,0
15 15,9 15,9
16 18,0 18,0
17 20,3 20,3
18 22,8 22,8
19 25,6 25,6
20 28,6 28,6
- 5 -
Tabell 2: Lagertjocklek för 2D- och 3Dinversioner
av profil 4-13 i den yttäckande
undersökningen.
Lager Djup (m)
1 1,7
2 3,5
3 5,63
4 7,9
5 10,4
6 13,1
7 16,1
8 19,5
9 23,1
10 27,1
11 31,5
12 36,4
13 41,7
14 47,6
15 54,1

Resistivitets- och IP-sektioner
- 1 -
Bilaga 2
Figur 1 Profil 1. Resistivitetssektion överst, IP-sektion i mitten och normaliserad IP-sektion nederst

Figur 2 Profil 2. Resistivitetssektion överst, IP-sektion i mitten och normaliserad IP-sektion nederst
- 2 -

Figur 3 Profil 4. Resistivitetssektion överst, IP-sektion i mitten och normaliserad IP-sektion nederst
- 3 -

Figur 4 Profil 5. Resistivitetssektion överst, IP-sektion i mitten och normaliserad IP-sektion nederst
- 4 -

Figur 5 Profil 6. Resistivitetssektion överst, IP-sektion i mitten och normaliserad IP-sektion nederst
- 5 -

Figur 6 Profil 7. Resistivitetssektion överst, IP-sektion i mitten och normaliserad IP-sektion nederst
- 6 -

Figur 7 Profil 8. Resistivitetssektion överst, IP-sektion i mitten och normaliserad IP-sektion nederst
- 7 -

Figur 8 Profil 9. Resistivitetssektion överst, IP-sektion i mitten och normaliserad IP-sektion nederst
- 8 -

Figur 9 Profil 10. Resistivitetssektion överst, IP-sektion i mitten och normaliserad IP-sektion nederst
- 9 -

Figur 10 Profil 11. Resistivitetssektion överst, IP-sektion i mitten och normaliserad IP-sektion nederst
- 10 -

Figur 11 Profil 12. Resistivitetssektion överst, IP-sektion i mitten och normaliserad IP-sektion nederst
- 11 -

Figur 12 Profil 13. Resistivitetssektion överst, IP-sektion i mitten och normaliserad IP-sektion nederst
- 12 -

Analysprotokoll från kemisk vattenanalys
- 1 -
Bilaga 3

- 2 -

- 3 -

- 4 -

- 5 -

- 6 -

- 7 -

- 8 -

- 9 -

- 10 -

- 11 -

- 12 -

- 13 -

- 14 -

- 15 -