Utvärdering av ett laktest för jordar kontaminerade med ... - Sysav

Examensarbete 20 p
HT 2006
Utvärdering av ett laktest för jordar kontaminerade med
ickeflyktiga organiska föreningar
Examensarbete för Matematisk Naturvetenskaplig examen i Miljövetenskap 160 p,
Lunds Universitet
Kristian Hemström
Handledare:
Jan Åke Jönsson, Analytisk kemi, Lunds Universitet
Anja Enell, Statens Geotekniska Institut, Malmö
Examinator:
Olof Berglund, Kemisk ekologi/Ekotoxikologi, Lunds Universitet

Förord
Detta examensarbete är gjort inom Miljövetenskapsprogrammet vid Lunds Universitet under
HT-2006. Arbetet har utförts i samarbete mellan Statens Geotekniska Institut (SGI), som varit
uppdragsgivare, Institutionen för Analytisk kemi vid Lunds Universitet och Kemiska
Institutionen vid Umeå Universitet. Examensarbetet har ingått som en del av SGI:s
forskningsprojekt ”Organiska lakningar” som syftar till utveckling av metoder för bestämning
av lakning av organiska föreningar.
Jag vill tacka alla som har medverkat till detta examensarbete; framförallt Anja Enell för
engagerad handledning, Ylva Persson för analyser, rådfrågning och diskussioner, Jan Åke
Jönsson för handledning, David Bendz för rådgivning och Eva Narbrink för stor hjälp på
labbet. Jag vill även tacka annan personal på SGI som varit till god hjälp och stöd. Tack också
till familj och vänner som varit med på resans gång.
Malmö maj 2007
Kristian Hemström
2

Abstract
In order to reach the Swedish environmental objective 'A Non-Toxic Environment' there is a
need to make inventories of, and decontaminate, polluted sites. Approximately 80 000
contaminated sites have been identified in Sweden and 16 500 of these are estimated to pose a
large or very large risk to human health or to the environment. Decontamination of polluted
sites is often accompanied by large costs. Therefore it is of great importance that priority is
given to the right areas and that resources are used in an efficient way. Risk assessments of
sites polluted with organic compounds are often based on estimations of the soil solute
concentration from measured total contents of the contaminants in the area. However, this
method has proven to be inadequate. There is therefore a need for reliable experimental
methods describing the equilibrium distribution of organic contaminants between soil
particles and solute in order to make more realistic estimates of the soil solute concentration,
and thus the potential for transport and leaching, of the contaminants in question.
The purpose of this study has been to evaluate the stability and the repeatability of an
experimental method for estimating the leaching potential of soils contaminated with nonvolatile
organic compounds. The method is a column leaching test with recirculation aiming
to determine the equilibrium between solid and liquid phase, and thus the maximal soil solute
concentration in the investigated soil. The method has previously been validated for
determination of leaching potential of soils contaminated with polyaromatic hydrocarbons
(PAHs). In this study one soil contaminated with PAHs and another contaminated with
chlorophenols (CPs), chlorinated diphenyl ethers (PCDEs), polychlorinated dibenzofurans
(PCDFs) and polychlorinated dibenzo-p-dioxins (PCDDs) were used.
The results showed that the method is satisfactory in respect of repeatability for determination
of leaching potentials of PAHs and CPs. The repeatability of the method decreased with
increased hydrophobicity of the investigated compounds and was considered unsatisfactory
for PCDEs, PCDFs and PCDDs. The influence of colloidal transport on the leaching of the
chlorinated compounds was investigated and the results showed that the CPs predominantly
were transported in dissolved form. Only 1-3% of the leached CPs were transported bound to
particles. 66-94% of the PCDEs, 77-93% of the PCDFs and 82-99% of the PCDDs were
transported bound to particles. The poor repeatability of the PCDEs, PCDFs and PCDDs is
thought to be caused by contaminant heterogeneity in the soil and on the colloids set in
motion. The method was robust to a 50% increase in flow, from 20 to 30 ml h -1 . No
differences in physical and chemical parameters, flow regimes, leached concentrations or
colloid facilitated transport appeared to be caused by the change in flow. Evaluation of the
contact time showed that the recommended recirculation time of 7 days was not sufficient for
obtaining chemical equilibrium in the system. When increasing the contact time to 22 days the
leached concentrations increased for all PAHs except Naphthalene. The low-chlorinated CPs
appear to reach equilibrium after 7 days, whereas the leached concentrations of the highchlorinated
CPs, above all TeCP, increased with increased contact time. When comparing
experimentally determined leaching with leaching estimated from the total content of the
contaminants in the soil, large differences were observed. The estimated leaching was much
higher than experimentally determined for the most hydrophilic compounds and much lower
for the most hydrophobic. The large differences exemplify the need of a reliable method that
can be used in risk assessments for determination of leaching potential from soils
contaminated with organic compounds. The investigated column leaching test has the
potential to meet this need for PAHs and CPs.
3

Innehållsförteckning
1. Inledning ................................................................................................................................ 5
1.2. Syfte ............................................................................................................................................. 6
1.3. Bakgrund ..................................................................................................................................... 6
1.3.1. PAH-förorenade jordar ........................................................................................................................ 6
1.3.2. CP-förorenade jordar............................................................................................................................ 8
1.3.3. Utlakning av organiska föroreningar.................................................................................................... 9
1.3.3.1. Upplösning och sorption .............................................................................................................. 9
1.3.3.2. Kolloider och DOC .................................................................................................................... 11
1.3.3.3. Utlakning under inverkan av icke-jämviktsförhållanden ........................................................... 12
2. Material och metod .............................................................................................................. 13
2.1. Jordarnas egenskaper .............................................................................................................. 13
2.2. ER-H-metoden .......................................................................................................................... 14
2.2.1. Förbehandling .................................................................................................................................... 14
2.2.2. Försöksuppställningen ....................................................................................................................... 14
2.2.3. Provuppställning ................................................................................................................................ 16
2.3. Konservativt spårämnesförsök................................................................................................ 16
2.4. Analys av PAH:er, CP:er, PCDE:er och PCDD/F:er i lakvatten ......................................... 17
2.5. Adsorptionstest till filter och glasväggar ................................................................................ 17
3. Resultat ................................................................................................................................. 18
3.1. Lakningsförsök på PAH-förorenad jord ................................................................................ 18
3.1.1. Utlakade PAH-koncentrationer .......................................................................................................... 18
3.1.2. Fysikaliska och kemiska parametrar från PAH-försöken ................................................................... 21
3.1.3. Genombrottskurvor från PAH-försöken............................................................................................. 22
3.1.4. Adsorption av PAH:er till glasväggar i kolonnen .............................................................................. 22
3.2. Lakningsförsök på CP-förorenad jord ................................................................................... 23
3.2.1. Utlakade CP-, PCDE- och PCDD/F-koncentrationer ......................................................................... 23
3.2.2. Fördelning av de utlakade CP:erna, PCDE:erna och PCDD/F:erna mellan partikelfraktioner och
vätskefas i lakvattnet .................................................................................................................................... 30
3.2.3. Fysikaliska och kemiska parametrar från CP-försöken ...................................................................... 31
3.2.4. Genombrottskurvor från CP-försöken ................................................................................................ 32
3.2.5. Adsorption av CP:er, PCDE:er och PCDD/F:er till filter och glasväggar .......................................... 33
3.3. Beräknad utlakning baserat på totalhalt och Koc .................................................................. 34
4. Diskussion ............................................................................................................................ 35
4.1. Metodens repeterbarhet med avseende på PAH:er ............................................................... 35
4.2. Metodens repeterbarhet med avseende på CP:er, PCDE:er och PCDD/F:er .................... 37
4.3. Fördelningen av HOCs mellan partikulär fas och verkligt löst fas i lakvattnet ................. 38
4.4. Utvärdering av ER-H-metodens robusthet ............................................................................ 40
4.5. Utvärdering av recirkulationstidens längd ............................................................................ 42
4.6. Riskbedömning baserad på beräkningar utifrån totalhalt och Koc respektive
experimentella lakförsök ................................................................................................................ 44
4.7. ER-H metodens användbarhet vid riskbedömning av förorenade områden ...................... 45
4.8. Rekommenderad vidareutveckling av ER-H-metoden ......................................................... 46
4.9. Slutsatser ................................................................................................................................... 47
5. Referenser ............................................................................................................................ 48
4

1. Inledning
I Sverige har riksdagen, år 1999 och 2005, antagit mål för miljökvaliteten inom 16 områden
och strävan är att de stora miljöproblemen ska vara lösta till nästa generation (Sveriges
miljömål, 2006a). Ett av dessa är Giftfri miljö där målet är att ”Miljön skall vara fri från
ämnen och metaller som skapats i eller utvunnits av samhället och som kan hota människors
hälsa eller den biologiska mångfalden” (Sveriges miljömål, 2006b). För att detta mål ska nås
krävs bl.a. inventering och sanering/efterbehandling av förorenade områden eftersom dessa är
ett hot mot människors hälsa och miljön (Sveriges miljömål, 2006b). Ungefär 80 000
potentiellt förorenade områden är identifierade i Sverige och av dem är upp till 16 500
klassade att utgöra en stor till mycket stor risk (Naturvårdsverket, 2007). Kostnaden för
efterbehandling av förorenade områden har hittills varit 2,5 miljarder kronor och för att
åtgärda de mest angelägna områdena kommer det att krävas uppskattningsvis ytterligare ca 45
miljarder kronor (Naturvårdsverket, 2006). Åtgärder med statliga medel pågår eller har
avslutats på endast 61 platser (Naturvårdsverket, 2006). Med tanke på hur många områden
som återstår, och den höga kostnaden det ofta innebär att utföra efterbehandlingsarbete, är det
av stor vikt att rätt prioriteringar görs och att resurserna används så effektivt som möjligt i
arbetet kring förorenade områden.
Uppskattning och utvärdering av läckaget av föroreningar till yt- och grundvatten är en viktig
del i riskbedömningen av förorenade områden. Ett problem är emellertid att det inte finns
standardmetoder för att bestämma läckaget av enskilda organiska ämnen från kontaminerade
områden, trots att många av föroreningarna av intresse vid riskbedömningar är organiska
(Nordtest, 2000). Istället baseras riskbedömningar av områden kontaminerade med organiska
föreningar på totalhalterna av ämnena i jorden (Naturvårdsverket, 2002). Många organiska
miljögifter är hydrofoba och binder till sorptionsdomäner i jorden hellre än att vara i
vattenfasen, vilket minskar deras transportpotential och tillgänglighet för upptag av
organismer. Det har därför föreslagits att riskbedömningar baserade på totalhalter kraftigt kan
överdriva risken som föroreningarna utgör för människor, djur och växter, vilket kan leda till
att felaktiga prioriteringar görs i efterbehandlingsarbetet (Alexander, 2000). För t.ex.
polyaromatiska kolväten (PAH:er) har det visats att deras förmåga att laka ut, deras
biotillgänglighet och åtkomlighet för mikrobiell nedbrytning minskar ju längre de åldras i
jorden (Chung och Alexander, 1999). Totalhalterna av organiska föroreningar på områden
som kontaminerades för länge sedan kan därför fortfarande vara höga, men den direkta risken
de utgör för människan och miljön kan vara liten eftersom föreningarnas mobilitet och
biotillgänglighet kan vara låg.
För att förbättra riskbedömningen av förorenade områden pågår arbete med att utveckla
metoder som bestämmer lakbarheten av organiska föreningar. Skaktester, som ofta används
för oorganiska ämnen, har provats men visat sig vara svåra att tillämpa på organiska
föreningar. Det beror bl.a. på att det har varit svårt att separera den fasta fasen och lakvattnet
efter skakning samt på att det skett en frisläppning av kolloider under skakningen vilket kan
överskatta lakningspotentialen av partikulärt transporterade föreningar (Hansen et al., 2004).
Olika kolonnlakningsmetoder har också utvecklats som syftar till att uppskatta
jämviktsfördelningen av ickeflyktiga organiska föreningar mellan en fast fas, t.ex. ett
förorenat jordprov, och en vätskefas, t.ex. vatten (Enell et al., 2004, Gamst et al., 2003). Med
hjälp av jämviktsbaserade metoder kan den maximala porvattenkoncentrationen i jorden
uppskattas vilket ger ett bättre underlag för riskbedömning än då utlakningen uppskattas
utifrån totalhalter. I denna studie har ett kolonnlakningstest för ickeflyktiga organiska
föreningar utvecklad av Gamst et al. (2003, 2007) utvärderats. Metoden kallas för ER-H-
5

metoden där ER-H står för chemical Equilibrium Recirculation column test for Hydrophobic
organic compounds.
1.2. Syfte
Syftet med denna studie är att utvärdera ER-H-metoden (Gamst et al. 2003, 2007) som är ett
kolonnlakningstest för ickeflyktiga organiska föreningar med avseende på robusthet,
repeterbarhet och kolloidtransport av föreningar. ER-H-metoden har tidigare validerats av
Hansen et al. (2004) för 16 PAH:er.
Den första målsättningen var att testa ER-H-metoden på en PAH-förorenad referensjord för
att se om försöksuppställningen fungerar tillfredställande och om resultaten faller inom
rapporterade värden för repeterbarhet (variation mellan replikat) och reproducerbarhet
(variationen mellan laboratorier). Den andra målsättningen var att implementera ER-Hmetoden
på en klorfenolförorenad jord. Metoden har tidigare bara testats för PAH:er och det
är angeläget att utvärdera om den även fungerar för klorerade föreningar med olika
egenskaper; både mycket hydrofoba som furaner och dioxiner och mindre hydrofoba som
klorfenoler. Den tredje målsättningen var att undersöka hur stor andel av den uppmätta
jämviktskoncentrationen av de lakade föroreningarna som består av partikelbundna föreningar
genom att undersöka fördelningen av hydrofoba organiska föreningar (HOCs) mellan
kolloider och vätskefasen i lakvattnet. Den fjärde målsättningen var att utvärdera ER-Hmetodens
känslighet (robusthet) mot en förändring i flödeshastighet. För att få ett mått på
metodens robusthet är det viktigt att undersöka hur denna förändring påverkar
partikeltransporten, kolloidfraktionen i lakvattnet, flödesregimen i kolonnen, utlakningen av
föreningar samt fysikaliska och kemiska parametrar i lakvattnet. Den femte målsättningen var
att undersöka effekterna av en förlängd recirkulationstid på de uppmätta koncentrationerna för
att utvärdera om den föreslagna recirkulationstiden är tillräckligt lång för att jämvikt mellan
den fasta fasen och vätskan i systemet ska uppnås. Den sjätte, och sista, målsättningen var att
jämföra de experimentellt utlakade koncentrationerna med beräknade jämviktskoncentrationer
baserade på totalhalter i jorden och föreningarnas Koc-värden.
1.3. Bakgrund
HOCs består av en stor mängd ämnen, t.ex. PAH:er, polyklorerade bifenyler (PCB:er),
klorfenoler (CP:er), polyklorerade dibenzofuraner (PCDF:er) och polyklorerade dibenzo-pdioxiner
(PCDD:er). Dessa föreningar är ofta persistenta i miljön, kan bioaccumuleras i
näringsvävar och har ofta en hög, framförallt indirekt, toxicitet (Walker et al., 2001). Att
förstå transportprocesser och att minska spridningen av dessa ämnen är av yttersta vikt för att
minska de negativa effekter de kan orsaka för människor och i miljön. I denna studie har
lakbarheten av HOCs från en PAH-förorenad jord från ett skjutfält och en CP-förorenad jord
från ett sågverk studerats.
1.3.1. PAH-förorenade jordar
PAH:er är icke-polära hydrofoba organiska föreningar som är uppbyggda av två eller fler
ringformade kolväten. De bildas framförallt i förbränningsprocesser, både från naturliga som
vegetationsbränder och vulkanutbrott, och från antroprogena som förbränning av fossila
bränslen (Wilcke, 2000). Förbränning av fossila bränslen är den klart största källan till
PAH:er i miljön, och koncentrationen av PAH:er i jordar är ofta mycket högre än om de
endast skulle härstammar från naturliga källor (Wilcke, 2000). Det finns hundratals PAH:er,
6

och av dessa har US Environmental Protection Agency (EPA) definierat 16 stycken som ses
som prioriterade föroreningar (se figur 1). Av dessa är sju kapabla att skada DNA och orsaka
mutationer som kan ge cancer. Exponering för dessa av männinskor tros framförallt vara
genom mat och luft (Menzie et al., 1992). PAH-sammansättningen i tempererade jordar
domineras ofta av bensfluoranten, krysen och fluoranten, varav de två första är cancerogena
(Wilcke, 2000). Andra studier visar däremot att även fenantren, benso(ghi)perylen, pyren och
dibens(ah)antracen kan vara bland de mest vanligt förekommande PAH:erna i jordar, varav
bara dibens(ah)antracen är cancerogen (Atanassova och Brümer, 2004). Naturliga
bakgrundshalter av PAH:er i jordar har uppskattats vara runt 1-10 µg kg -1 , men i många
urbana jordar och skogsjordar kan halterna vara hundratals µg kg -1 (Wilcke, 2000), och på
industriella områden där t.ex. bensin och kreosot tillverkats eller virke impregnerats har
koncentrationer upp till 10 000-tals mg kg -1 rapporterats (Wilson och Jones, 1993). PAH:er
binder ofta till det organiska materialet i jordar och ackumuleras ofta i den kolrika toppjorden
men kan även transporteras, ofta associerat till löst organiskt material, till djupare jordlager
(Wilcke, 2000). Associationen till organiskt material minskar biotillgängligheten av PAH:er,
och upptag i växter från jorden är ofta litet. Daggmaskar kan däremot bioackumulera stora
mängder PAH:er på kort tid (Wilcke, 2000) och på så sätt kan PAH:er i jordar inkorporeras
och bioackumuleras i näringsvävar.
7

Naftalen Acenaften Acenaftylen Fluoren
Antracen Fenantren Fluoranten
Bens(a)antracen* Krysen* Pyren
Bens(b)fluoranten* Bens(k)fluoranten* Bens(a)pyren*
Dibens(a,h)antracen* Indeno(123cd)pyren* Bens(ghi)perylen
Figur 1: Struktur av 16 PAH:er som bedömts vara prioriterade föroreningar
av United States Environmental Protection Agency. De PAH:er som är
cancerogena är markerade i figuren (*).
1.3.2. CP-förorenade jordar
CP:er är relativt hydrofoba, svaga organiska syror med en sur funktionell grupp som kan
joniseras (Fingler et al., 2004). De har bl.a. använts i stor utsträckning som
träimpregneringsmedel mot svampangrepp och är toxiska för både terrestra och akvatiska
organismer (Velkko et al. 1987). Vid produktion av CP:er bildas toxiska biprodukter som
klorerade fenoxyfenoler (PCPP:er), klorerade difenyletrar (PCDE:er), och PCDD/F:er (Nilson
och Renberg, 1974). Dessa föreningar är både mer hydrofoba och toxiska än CP:erna. I det
CP-baserade träimpregneringsmedlet Ky-5 förekommer både PCDE:er, PCDD:er och
PCDF:er i höga halter (Koistinen et al., 1995). Förhöjda halter av dessa föroreningar har
påträffats både i sediment nära tillverkning av medlet (Koistinen et al., 1995), och i jordar på
platser där medlet använts (Persson et al., 2007a). P.g.a. toxiciteten hos både CP:erna och dess
biprodukter förbjöds användandet av CP-baserade träimpregneringsmedel i Sverige 1978
(Velkko et al., 1987). Innan dess användes sådana på uppskattningsvis 400-500 platser i
Sverige, framförallt inom sågverksindustrin (Naturvårdsverket, 1999). På platser där virke
impregnerades med CP-baserade preparat är föroreningsprofilerna i marken ofta mycket
8

komplexa och miljökonsekvenserna svåra. Studier av fem gamla sågverkstomter visade
totalhalter av PCDD/F:er i jordprover på 0,03 till 51 mg kg -1 TS vilket motsvarar upp till 3 mg
kg -1 TS WHO-TEQ (Persson et al., 2007a). De största källorna till PCDD/F:er i naturen har
föreslagits komma från bildning i förbränningsprocesser och från användandet av CP:er
(Baker och Hites, 2000). Molekylstrukturen för CP:er, PCDE:er och PCDD/F:er visas i figur
2.
Klorfenoler
(CP)
Klorerade difenyletrar
(PCDE)
9
Klorerade dibensofuraner
(PCDF)
Klorerade dibenso-p-dioxiner
(PCDD)
Figur 2: Molekylstruktur av CP:er, PCDE:er, PCDF:er och PCDD:er. Fem kolatomer i CP:erna, tio i
PCDE:erna och åtta i PCDD/F:erna kan kloreras (x,y).
1.3.3. Utlakning av organiska föroreningar
Koncentrationen av en förorening i vätskefasen i jorden är den koncentration som är
tillgänglig för utlakning. För organiska föreningar kontrolleras denna koncentration
huvudsakligen av tre processer; upplösning, sorption samt förekomsten av kolloider och löst
organiskt material (Nordtest, 2000). Dessa processer påverkas av jordens och lakvätskans
egenskaper, föroreningens egenskaper som hydrofobicitet och storlek, flödeshastigheten i
jorden och av omgivningsbetingelser som temperatur och pH (Enell, 2006). Utlakningen av
föroreningar i jordar påverkas även av förekomst av kemisk och fysikalisk icke-jämvikt i
systemet.
1.3.3.1. Upplösning och sorption
Om föroreningen förekommer som en fri organisk fas i marken, t.ex. vid spill av PAHinnehållande
stenkolstjära, kontrolleras utlakningen av upplösning av föroreningen från den
fria fasen till vattenfasen (Enell, 2006). Om det inte finns någon fri fas av föroreningen
kontrolleras koncentrationen i vattenfasen framförallt av sorption och av förekomsten av löst
organiskt kol (DOC) och kolloider (Hansen et al. 2004). Sorptionsprocesser påverkar både
transport, nedbrytning och biologisk aktivitet av föroreningar i jordar och kan delas upp i en
snabb och en långsam process. Långsam sorption beror på intrapartikulär diffusion av
föroreningar in i porer och sprickor i jordpartiklarna (Pignatello och Xing, 1996). Sorptionen
av organiska föreningar i jordar brukar däremot beskrivas väldigt förenklat och utan hänsyn
till de långsamma processerna. Följande förenklande antaganden, hämtande från Nordtest
(2000), brukar användas vid beskrivning av sorptionsprocesser av organiska föreningar:
• Sorptionen av organiska föreningar beskrivs av en linjär sorptionsisoterm, vilket
innebär att det alltid finns en bestämd kvot mellan koncentrationen i vattenfasen, Cw,
och koncentrationen i den fasta fasen (jorden), Cs. Denna kvot kallas
fördelningskoefficienten, Kd, och är oberoende av koncentrationen av den organiska
föreningen (ekvation 1).
K
Cs
= (1)
d
Cw
• Den organiska föreningen sorberar uteslutande till det naturliga organiska kolet i
jorden, och sorptionen till mineraler är därför försumbar. Ingen hänsyn tas till vilken
typ av organiskt kol som förekommer i jorden.

• Fördelningskoefficienten, Kd, är proportionell mot fraktionen naturligt organiskt kol i
jorden (foc) och den organiska föreningens fördelning mellan vatten och jordens
organiska kol, Koc (ekvation 2).
K = f × K
(2)
d
oc
oc
• Sorptionen är reversibel, d.v.s. både adsorptionen och desorptionen av en organisk
förening till/från vattenfasen från/till den fasta fasen kan beskrivas med samma Kdvärde.
• Sorptionen är omedelbar. Masstransporten av en organisk förening från vattenfasen till
den fasta fasen (eller tvärtom) för att jämvikt ska uppnås är därför så snabb att den kan
ses som ögonblicklig.
• Effekten av andra organiska föreningar eller kolloider på sorptionen är försumbar, och
det finns därför ingen konkurrens vid sorptionsprocessen mellan olika föreningar, om
flera olika föreningar finns närvarande.
Att på detta förenklade sätt beskriva sorption av organiska föreningar är däremot inte alltid
gångbart. Det har t.ex. ofta visats att sorptionsprocessen inte alltid är omedelbar, bl.a. på
grund av den intramolekylära diffussionen av föreningar in i jordpartiklar, och det har även
visats att sorptionen inte alltid är reversibel och att adsorptionen ofta är snabbare än
desorptionen (Nordtest, 2000). En mer exakt metod för att värdera sorptionens betydelse vid
utlakning av organiska föroreningar är att experimentellt bestämma Kd i jordprover, t.ex. med
hjälp av laktester. Detta kostar däremot ofta för mycket, och tar för lång tid, och vid
uppskattning av lakbarhet och vid riskbedömningar av förorenade områden används därför
ofta beräkningsmetoder baserade på Koc istället (Miljøstyrelsen, 1996). Utöver att
antagandena ovan inte alltid är gångbara är det även ett stort problem att det saknas
jämförbara och beprövade värden för Koc. Detta försvårar i sin tur en eventuell riskbedömning
av ett förorenat område och minskar dess tillförlitlighet (Gawlik et al., 1997). En mängd olika
metoder har använts för att uppskatta Koc, vanligen utifrån andra kända parametrar hos
föreningen i fråga, varav två av de vanligaste är utifrån föreningens vattenlöslighet respektive
utifrån dess Kow-värde (Gawlik et al., 1997). I ekvation 3 visas en vanligt förekommande
formel för beräkning av Koc för bl.a. PAH:er utifrån föreningarnas Kow-värden hämtad från
Abdul et al. (1987).
logKoc = 1,04 × logKow – 0,84 (3)
Ekvation 4 och 5 visar två formler för beräkning av Koc för bl.a. klorerade ämnen utifrån
föreningarnas Kow-värden hämtade från Seth et al. (1999).
logKoc = 1,08 × logKow – 0,41 (4)
logKoc = 0,99 × logKow – 0,81 (5)
Koc är däremot inte bara beroende av föreningens egenskaper utan varierar även med sorbent
och är t.ex. större i färskvattensediment än i jord, och större i toppjord än i akvifärmaterial.
Anledningen till detta är att sammansättningen av det organiska materialet varierar mellan
olika sorbenter, bl.a. eftersom det kan härstamma från geologiskt sett väldigt olika tidsåldrar
(Miljøstyrelsen, 1996).
10

1.3.3.2. Kolloider och DOC
Som nämnts ovan påverkas utlakningen av organiska föreningar även av förekomsten av
kolloider och DOC i vätskefasen. Kolloider är mikroskopiska organiska eller oorganiska
partiklar, som ofta har en elektriskt laddad yta, är suspenderade i en vätskefas, och är mellan 1
nm och ca 10 µm stora (Sen och Khilar, 2005). Frisläppandet av kolloider i jordar ökar med
minskad jonstyrka, ökad pH och ökad flödeshastighet (Sen och Khilar, 2006). Om kolloider
finns närvarande i vattenmättade jordmaterial finns det tre faser som alla påverkar transporten
och utlakningen av föroreningar; en mobil vätskefas, en mobil kolloidfas och en immobil fast
fas. Kolloider har en stor ytarea i förhållande till sin volym och har därför en relativt stor
kapacitet att adsorbera organiska föreningar och kan öka den skenbara lösligheten av
framförallt hydrofoba föreningar (Sen och Khilar, 2005). Kolloider kan därmed göra HOCs
mer mobila än väntat utifrån deras löslighet eftersom de kan transporteras med porvattnet
sorberade till kolloider (de Jonge et al., 2004). Riskbedömningar rörande transport och öde av
HOCs från förorenade områden bör därför inkludera inverkan av kolloider på
föroreningstransporten för att lakningspotentialen inte ska underskattas.
Sorptionen av HOCs kan variera med storleken på kolloiderna. Vittholth (1999) visade att
PAH:er i grundvatten nästan uteslutande associerade med kolloider >0,1 µm och att
sorptionen var av hydrofob karaktär. Att de undersökta PAH:erna inte fördelade sig till
kolloider 0,2 µm i grundvatten.
Medelstora kolloider anses i allmänhet vara de som är mest mobila i fältsituationer.
Lægdsman et al. (1999) undersökte processer som påverkar mobiliseringen av kolloider i
makroporer i jorden genom att konstgjort regn tillsattes. De mobila kolloidernas medelstorlek
var 0,38-0,46 µm. I en annan fältstudie samlade Ranville et al. (2005) in mobila kolloider i en
jordprofil från olika jordhorisonter och analyserade dem med avseende på storlek och
sammansättning. Förekomsten av kolloider var olika i de olika horisonterna. I toppjorden var
majoriteten av kolloiderna ca 0,15 µm stora men en stor andel var även mellan 0,2 och 0,6 µm
och det förekom även kolloider 0,1 respektive >0,2 µm, är mobila i fält bör hänsyn till kolloidtransport
tas vid uppskattning av lakbarhet av dessa föreningar.
Tillgängligheten för upptag hos organismer kan däremot vara mindre för föreningar som
transporterats partikulärt bundet jämfört med de som transporteras fritt lösta. Gallé et al.
(2005) visade t.ex. att biokoncentrationsfaktorn (BCF), och därmed biotillgängligheten, för
PCB-77 hos Daphnia magna minskade med ökad förekomst av humuskolloider.
Biotillgängligheten av partikulärt bundna föreningar kan även vara beroende av typ av kolloid
som föreningen associerat till. Chen och Wang (2001) visade att järn (Fe) bundet till kolloider
11

var tillgängligt för upptag i marina fytoplankton, men att upptaget inhiberades av
kolloidbindningen. Upptaget påverkades av storleken på kolloiderna, och Fe bundet till små
kolloider (1-10 kDa) togs upp i högre grad än Fe bundet till större kolloider (10 kDa-0,2 µm).
Biotillgängligheten av partikulärt bundna HOCs kan emellertid förändras vid förändrade
omgivningsbetingelser som pH, temperatur eller jonstyrka. Gallé et al (2005) visade att vid
ändrad jonstyrka förändrades laddningen på humuskolloiderna som PCB-77 satt bundet till
och då förändrades även BCF. BCF ökade med ökad laddning på humuskolloiderna. Detta
berodde på att PCB-molekylernas affinitet och sorption till humuskolloider minskade när
kolloidernas polaritet ökade. Partikulärt bundna föroreningar med låg biotillgänglighet kan
därför bli mer biotillgängliga om de transporteras till miljöer med andra
omgivningsbetingelser.
I lakförsök bör kolloider analyseras som en del av vätskefasen om kolloiderna anses bidra till
lakbarheten från den förorenade jorden. Annars bör kolloiderna separeras från vätskefasen så
att bara den utlakade koncentrationen i den verkliga vätskefasen erhålls (Hansen et al., 2004).
I ER-H-metoden utvecklad av Gamst et al. (2003, 2007) antas de partiklar och kolloider som
transporteras med lakvattnet till viss del ”självfiltreras” i kolonnen p.g.a. lakvattnets
recirkulation och de kolloider som väl återfinns i lakvattnet vid analysen betraktas som en
partikelfraktion som hade varit mobil även under naturliga laksituationer (Hansen et al.,
2004).
1.3.3.3. Utlakning under inverkan av icke-jämviktsförhållanden
Transporten av lösningar och föreningar genom jordar karakteriseras ofta av icke-ideala
fenomen orsakade av att det förekommer kemisk och/eller fysikalisk icke-jämvikt i systemet.
Kemisk icke-jämvikt orsakas av att interaktioner mellan lösningen och specifika
sorptionsdomäner i jorden är hastighetsbegränsade, och detta kan leda till att sorptionsjämvikt
i systemet inte uppnås (Brusseau och Rao, 1990). En jord innehåller ofta många olika
sorptionsplatser som kan reagera med lösningen med olika hastighet och styrka. Vid höga
flödeshastigheter kringgås de långsamma sorptionsplatserna och interaktionen med de snabba
platserna ökar i betydelse (Wagenet och Chen, 1998). Om kemisk och sorptionsjämvikt
uppnås eller ej i systemet är beroende av lösningens flödeshastighet.
Fysikalisk icke-jämvikt uppkommer då flödesfältet genom jorden är ojämnt p.g.a. att
fördelning av porstorlekar i jorden inte är enhetlig och flödeshastigheten i olika porområden
är olika, och/eller om det förekommer immobila områden i jorden (Brusseau och Rao, 1990).
Diffusionen av massa genom vattenfilmen som omger jordpartiklarna kan t.ex. vara långsam
jämfört med huvudflödet i jorden, och hydrauliska och/eller koncentrationsgradienter kan
uppkomma i systemet p.g.a. stor variation i porstorlekar i jorden (Jardine et al., 1998). En
konsekvens av förekomst av fysikaliska icke-jämviktsförhållanden och att hela flödesfältet
inte medverkar i lösningstransporten kan vara att det förekomma extremsituationer i
föroreningstransporten orsakade av att lösningen tar vägar med snabbare flöde än det
genomsnittliga flödet (Wagenet och Chen, 1998). Hastighetsbegränsande processer för att
fysikalisk jämvikt i systemet ska uppnås är antingen (1) advektions- eller
dispersionstransporten från huvudflödet till gränsytor mellan mobila och immobila zoner, (2)
diffusionstransport genom gränsytan mellan dessa områden eller (3) inter- och intrapartikulär
diffusion inom den immobila zonen. Den intrapartikulära diffusionen anses ofta vara den mest
hastighetsbegränsande processen (Brusseau och Rao, 1990). Uppskattning av hur
föroreningstransporten och flödesfältet genom en jordkolonn ser ut, samt uppskattning av
förekomsten och inverkan av immobila zoner i den mobila fasen, kan göras genom att ett
konservativt spårämne pumpas in i kolonnen och dess genombrottskurva studeras. I system
12

där transporten sker under icke-ideala förhållanden karakteriseras genombrottskurvan av tidigt
genombrott av pulsens front och en utdragen ”svans” i slutet på genombrottskurvan (Brusseau
och Rao, 1990).
2. Material och metod
2.1. Jordarnas egenskaper
Två förorenade jordar användes i denna studie och dessa benämns som Ringsted och Luleå i
text, figurer och tabeller. Ringsted-jorden härstammade från ett gammalt skjutfält i Ringsted i
Danmark och var kontaminerad med PAH:er. Ringsted-jorden var provberedd vid ankomst till
laboratoriet. Den var siktad genom ett 9,5 mm såll, och bitar av lerduvor som återfanns i
jorden hade krossats, siktats genom ett 4 mm såll och sedan homogeniserats tillsammans med
jorden (Hansen et al., 2004). Luleå-jorden härstammade från ett sågverksområde i Luleå och
var kontaminerat med bl.a. CP:er, PCDE:er, PCDF:er och PCDD:er. På området hade
impregneringsmedel innehållande tetraklorfenol använts mellan ungefär 1960 och 1975.
Jordprovet från Luleå-jorden som användes i denna studie var en blandning av tre jordprover
på ca 0,5 till 2 kg styck, tagna på området från ytan ner till en meters djup. Luleå-jorden var
provberedd vid ankomst till laboratoriet, och de tre jordproverna hade blandats mekaniskt i en
hink med en spade. En fjärdedel av varje jordprov hade tillsatts åt gången och homogenisering
pågått tills provet antagits homogent; efter ungefär 30 minuter. De fysikaliska och kemiska
egenskaperna samt hur dessa bestämdes för Ringsted- och Luleå-jorden visas i tabell 1.
Tabell 1: Fysikaliska och kemiska egenskaper hos Ringsted- och
Luleå-jorden.
Parameter Ringsted Luleå
a
foc
0,099 0,0024
pH jord (1:5) b 8,1 6,5
Vatteninnehåll c (%) 14,8 2,2
Densitet i kolonn d vid 20 resp 36% vattenkvot e (t/m 3 ) 1,8 2,1
Porositet f (%) 50 37
Kornstorleksfördelning g
13
(%) (%)
Sand (0,063-2 mm) 55 87
Silt (0.002-0.063 mm) 24 12
Lera (

2.2. ER-H-metoden
2.2.1. Förbehandling
Jordarna förvarades i kylskåp vid 4±2 o C när de inte användes. Innan de packades i kolonner
homogeniserades de igen. Luleå-jorden homogeniserades i en stor glasflaska som rullades
runt och skakades. Ringsted-jorden skakades i påsen den levererades i.
Glaskolonnerna och flaskorna som användes i lakningsförsöken diskades i maskin med Extran
AP 12 (Merck, Tyskland) och syradiskades sedan i 1M HNO3 i 24h. Därefter sköljdes de med
destillerat vatten och sedan med metanol (p.a.). Rören diskades för hand med diskmedel och
sköljdes sedan med 1M HNO3, destillerat vatten och slutligen med metanol. All utrustning
och kvartssand glödgades sedan i 200 o C i 24h för att bränna bort eventuella organiska
föroreningar. Enligt rekommendation av Hansen et al. (2004) borde flaskorna glödgas i 550 o C
i 2h, men ingen ugn fanns att tillgå för att komma upp i så höga temperaturer. Allt material
som kom i kontakt med jorden och lakningsvätskan var gjorda i antingen glas eller rostfritt
stål för att minska adsorptionen och därmed förlusten av föreningar till kontaktytorna.
2.2.2. Försöksuppställningen
Den kolonnlakningsmetod som användes i denna studie är utformad för att uppskatta
jämviktsfördelningen av icke-flyktiga organiska föreningar mellan fast och flytande fas. Den
har tidigare beskrivits utförligt och validerats för 16 PAH:er av Hansen et al. (2004). I figur 3
visas försöksuppställningen.
Ø = 160
Ø = 60
Lakvätska
Kvartssand
Förorenad jord
Kvartssand
Lakvätska
Figur 3: Kolonnlakningstest, ER-H-metoden, för uppskattning av jämviktsfördelningen mellan fast
och flytande fas, och därmed den maximala porvattenkoncentrationen, för ickeflyktiga organiska
ämnen. Lakvätskan recirkuleras genom kolonnen, från botten till toppen, i sju dygn.
Ungefär 0,5 kg av testmaterialet, Ringsted- respektive Luleå-jorden, packades i tre lager, som
kompakterades med en stämpel, i en glaskolonn (längd ~16 cm, diameter ~6 cm, volym ~425
cm 3 ). För att undvika att luftbubblor stängdes inne i materialet utfördes packningen under
14

mättade förhållanden genom att vätskeytan på tillsatt lakvätska alltid var 1-2 cm över
jordytan. För att få ett så jämnt flöde som möjligt genom kolonnen och för att filtrera bort en
del av de lösta partiklar som transporteras med lakvätskan placerades ett 1 cm tjockt
kvartssandlager över och under testmaterialet under packningen. Efter packningen pumpades
sedan lakvätskan genom kolonnen med en kolvpump med keramiskt pumphuvud.
Flödesriktningen var uppåt, från botten av kolonnen till toppen (se figur 3), så att
testmaterialet hela tiden var mättat. Lakvätskan samlades sedan upp i en 250 ml glasflaska
varifrån den pumpades in i kolonnen igen. Recirkulationen av lakvätska genom kolonnen
varade i sju dygn. Vatten/jord-förhållande (L/S) var konstant under lakningen och beroende
av packningsgraden och testmaterialets egenskaper. Lakvätskan bestod av destillerat vatten
innehållande 0,005 M CaCl2 och 500 mg/l NaN3. CaCl2 minskar spridningen av jordaggregat
och höjer jonstyrkan i lakvätskan och minskar därmed mobiliseringen av DOC. NaN3 är en
biocid och tillsattes för att förhindra mikrobiell nedbrytning av utlakade föroreningarna. För
att undvika fotokemisk nedbrytning av föroreningar täcktes kolonnerna och flaskorna med
aluminiumfolie under recirkulationstiden. Efter sju dygns recirkulation antas föroreningarna
föreligga i jämvikt mellan den fasta och den flytande fasen. Lakvattnet analyserades då med
avseende på pH, mikrobiell aktivitet, DOC, turbiditet och konduktivitet samt utlakade
koncentrationer av PAH:er respektive CP:er, PCDE:er och PCDD/F:er. Från flaskan togs 1 ml
lakvatten till pH-analys. pH mättes i ett provrör med pH-meter (PHM 210, Radiometer,
Brønshøj, Danmark). Analys av mikrobiell aktivitet gjordes med hjälp av Agar-plattor,
Petrifilm AC odlingsplattor (Petrifilm Aerobic Count Plate, 3M Microbiology, USA). 2×1 ml
lakvatten togs från flaskan och applicerades på två odlingsplattor som sedan inkuberades i 72h
i 30 o C. Antalet röda kolonier räknades sedan. Flaskan med lakvatten skickades på analys av
utlakade koncentrationer av PAH:er respektive CP:er, PCDE:er och PCDD/F:er. Lakvattnet i
flaskan (ungefär 50% av lakvattnet i hela systemet) räckte inte till analys av DOC,
konduktivitet och turbiditet. Direkt efter avslutat lakförsök pumpades därför 80 ml lakvatten
ut från kolonnen; 40 ml till turbiditetsanalys, 30 ml till DOC-analys och 10 ml till
konduktivitetsanalys. I kolonnen fanns ca 200 ml lakvatten och de utpumpade 80 ml
förmodades ha samma fysikaliska och kemiska egenskaper som lakvattnet i glasflaskan
eftersom jämvikt antas råda i systemet efter sju dygns recirkulation. Turbiditets- och DOCmätningarna
utfördes av Analytica, ALS Laboratory Group. Konduktiviteten mättes i provrör
med konduktivitetsmätare (CDM 210, Radiometer, Brønshøj, Danmark).
I fyra av försöken fraktionerades lakvattnet upp i tre partikulära fraktioner och en vätskefas
före analys av de utlakade föroreningarna. Detta gjordes med filtrering genom två
glasfiberfilter med en nominal porstorlek på 2,7 µm och 0,7 µm (GF/D and GF/F, Whatman
International Ltd. Maidstone, England) samt genom ett polykarbonatmembranfilter med en
porstorlek på 0,2 µm (Cyclopore®, Whatman International Ltd. Maidstone, England).
Filterhållare av rostfritt stål användes (Pall Gelman Laboratory, MI, USA) och lakvattnet
filtrerades sekventiellt under vakuum. Filtreringen utfördes på Institutionen för Miljökemi vid
Umeå Universitet. Partiklar i >2,7 µm och i 0,7-2,7 µm fraktionerna kan anses ha begränsade
kolloidala egenskaper och låg mobilitet under naturlig förhållanden. Eftersom det föreslagits
att de kolloider som mobiliseras i ER-H metoden även kan anses mobila i fält inkluderades
emellertid även dessa partikelfraktioner i den kolloidala fasen i denna studie. Partiklar i 0,2-
0,7 µm fraktionen ansågs ha kolloidala egenskaper. Fraktionen

ören. I försöken på Luleå-jorden togs bara plattan i botten bort, och plattan i toppen av
kolonnen fanns kvar (se figur 3). I försöken på Ringsted-jorden togs båda plattorna bort.
2.2.3. Provuppställning
Åtta lakningsförsök utfördes; tre på Ringsted-jorden och fem på Luleå-jorden. Benämning av,
och skillnader mellan, de olika försöken visas i tabell 2. Hansen et al. (2004) rekommenderar
att lakningsförsöken utförs med en flödeshastighet på 20 ml h -1 och med en recirkulationstid
på sju dygn.
Tabell 2: Försöksbenämning, använt testmaterial, flödeshastighet, recirkulationstid och antal replikat för
de olika lakningsförsöken. Tabellen visar även om lakningsvätskan från försöken har fraktionerats
genom filtrering i partikulära fraktioner och vätskefas eller ej.
Benämning Testmaterial Flödeshastighet Recirkulationstid Antal replikat Fraktionering
Ringsted 1 Ringsted-jorden 20 ml/h 7 dygn 2 (a och b) Nej
Ringsted 2 Ringsted-jorden 20 ml/h 22 dygn 1 Nej
Luleå 1 Luleå-jorden 20 ml/h 7 dygn 2 (a och b) Ja
Luleå 2 Luleå-jorden 30 ml/h 7 dygn 2 (a och b) Ja
Luleå 3 Luleå-jorden 20 ml/h 22 dygn 1 Nej
Ringsted-försöken utfördes för att testa att försöksuppställningen fungerade tillfredställande
och för att studera effekten av en förlängd recirkulationstid. Luleå-försöken utfördes för att
implementera metoden på klorerade föreningar, för att studera fördelningen av HOCs mellan
partikelfraktioner och vätskefas, för att studera metodens robusthet med avseende på en
förändring i flödeshastighet samt för att studera effekten av en förlängd recirkulationstid.
Försöken utvärderades, och skillnader studerades, med avseende på pH, DOC, konduktivitet,
turbiditet, utlakade koncentrationer, fördelning av utlakade föreningar till partikelfraktion
respektive vätskefas samt fysikaliska transportprocesser.
2.3. Konservativt spårämnesförsök
De fysikaliska transportprocesserna i kolonnerna, som flödesregimen och förekomsten av
immobila zoner i den mobila fasen, undersöktes i varje kolonn efter lakningsförsöken genom
konservativa spårämnesförsök. En puls (ungefär 200-275 ml) med 555 mg L -1 LiBr pumpades
in i kolonnen följt av 555 mg L -1 CaCl2. Koncentrationen av bromidjoner mättes sedan
kontinuerligt vid kolonnens utloppsrör med en bromidselektiv elektrod (Orion 96-35 ionplus ®
series bromide electrode, Thermo Fisher Scientific, MA, US). Mätningarna gjordes i 5-7,5 ml
lakvätska i provrör, och uppsamling av lakvätskan gjordes med hjälp av en fraktionssamlare.
För att minimera risken för densitetsrelaterade effekter på flödesfältet pumpades en porvolym
555 mg L -1 CaCl2 genom systemet före varje konservativt spårämnesförsök så att densiteten
på lösningen i kolonnen skulle vara densamma som densiteten på LiBr-pulsen.
Flödeshastigheten var densamma i de konservativa spårämnesförsöken som i lakförsöken.
Mätningarna av bromidjoner pågick i 26 till 36h och utifrån uppmätta bromidkoncentrationer
ritades sedan genombrottskurvor upp. Genombrottskurvorna ger ett fingeravtryck av de
fysikaliska processerna i jorden och beskriver den fasta fasens inverkan på den mobila fasen
samt förekomsten av eventuella immobila zoner i den mobila fasen. Till de experimentellt
uppförda genombrottskurvorna tillpassades modellerade genombrottskurvor med hjälp av
programmet CXTFIT, STANMOD, Version 2.2 (US Salinity Laboratory, USDA, ARS,
USA). Modelleringsprogrammet ger en endimensionell analytisk lösning av advektions-
16

dispersions-ekvationen. Utifrån de modellerade genombrottskurvorna kunde dispersiviteten
(λ) och porvattenhastigheten (v) i varje kolonn bestämmas. Porvattenhastigheten beräknades
även från v = Q/(A×θ), där Q är flödeshastigheten, A är bottenarean i kolonnen och θ är
porositeten. Den modellerade porvattenhastigheten (vm) är ett mått på porvattenhastigheten i
materialet i den del av porositeten som är tillgänglig för transport, medan den beräknade
porvattenhastigheten (vb) är porvattenhastigheten i den totala porositeten i materialet. Om vm
är högre än vb tyder det på att det finns immobila zoner i den mobila fasen och att den
porositet som är tillgänglig för transport är mindre än den totala porositeten. Under
experimentets gång fanns en nettoförlust av bromidjoner inne i kolonnen och den totalt
uppmätta mängden bromidjoner vid kolonnens utlopp var därför inte lika stor som mängden
som pumpades in. Nettoförlusten berodde förmodligen på att det fanns en retardation av
bromidjoner orsakad av immobila zoner i den mobila fasen i kolonnen. Hade mätningar
utförts under längre tid hade förmodligen alla bromidjoner återfunnits vid kolonnens utlopp så
småningom. Eftersom det fanns en nettoförlust av massa i kolonnen under den tid som
experimenten pågick togs en förlustfaktor med i modellen och beskrevs som en linjär funktion
av koncentrationen i den mobila fasen. Förlustfaktorn benämndes α. På grund av praktiska
skäl kunde inte LiBr-pulsens längd vara lika lång, och mätningen av bromidjoner pågå lika
länge, i alla försök. Massbalansen, mängden bromidjoner som återfanns jämfört med hur
mycket som pumpades in, varierade därför mellan de olika försöken.
2.4. Analys av PAH:er, CP:er, PCDE:er och PCDD/F:er i lakvatten
Analysen av PAH:er i lakvätskan från Ringsted-försöken utfördes av Analytica, ALS
Laboratory Group, Prag, Tjeckien, enligt metod baserad på US EPA 610 och 550. Proverna
extraherades med hexan och mätning utfördes sedan med HPLC med fluorescens- och
UVdetektion.
Analysen av CP:er, PCDE:er och PCDD/F:er i lakningsvätskan från Luleå-försöken utfördes
på Institutionen för Miljökemi vid Umeå Universitet och följde förfaringssättet i Frankki et al.
(2006) och Persson et al. (2007a). Analyserade föreningar var kongener av mono-penta CP:er,
tri-deca CDE:er, tetra-octa CPF:er och tetra-okta CDD:er. Filterna från fraktioneringen av
lakvätskan från Luleå 1 och 2 extraherades med Soxhlet-extraktion och vätskefasen med
vätske-vätske extraktion med diklormetan. Den instrumentella analysen utfördes med
HRGC/LRMS och HRGC/HRMS utrustad med en DB-5 MS kapillärkolonn, d.v.s.
gaskromatograf i kombination med lågupplösande respektive högupplösande
masspektrometer.
2.5. Adsorptionstest till filter och glasväggar
Adsorptionen av lösta CP:er, PCDE:er och PCDD/F:er till filter undersöktes genom att 600 ng
av varje CP-kongen, 10-40 ng av 19 PCDE-kongener och 200-1000 pg av de 17 PCDD/F:er
som har kloratomer i positionerna 2,3,7,8 tillsattes till en 250 ml glasflaska med avjoniserat
vatten. Vattnet filtrerades sekventiellt, på samma sätt som lakningsvätskan från Luleå 1 och 2,
genom filterna (2,7 µm, 0,7 µm och 0,2 µm). Glasflaskan, till vilken föreningarna hade
tillsatts, sköljdes ur med diklormetan och mängden som adsorberat till glasväggarna
analyserades. Analysen utfördes på samma sätt som analysen av lakningsvätskan, beskrivet i
kapitel 2.4.
Efter avslutat lakningsförsök undersöktes hur mycket PAH:er respektive PCDD/F:er som
adsorberats till väggarna i glaskolonnen och rören i försök Ringsted 1a och 2 och Luleå 1a
och 1b. Glaskolonnerna tömdes på jord, sköljdes ur med destillerat vatten, och partiklar som
fortfarande fanns kvar på glasväggarna torkades försiktigt bort med papper. Rören sköljdes
17

också med destillerat vatten. Kolonnerna sköljdes sedan med 3×30 ml heptan och rören med
ca 20 ml heptan. Heptanet indunstades sedan till 2 ml och analyserades sedan med avseende
på PAH:er respektive PCDD/F:er på samma sätt som lakningsvätskan beskrivet i kapitel 2.4.
3. Resultat
3.1. Lakningsförsök på PAH-förorenad jord
3.1.1. Utlakade PAH-koncentrationer
Tre lakningsförsök genomfördes på den PAH-förorenade Ringsted-jorden; två enligt
rekommendationer av Hansen et al. (2004), Ringsted 1a och 1b, och ett med en ca tre gånger
längre recirkulationstid, Ringsted 2. De utlakade PAH-koncentrationerna, Cw, från Ringstedförsöken
och totalhalterna enligt analys, Cs, av PAH:erna i jorden samt rapporterade Csvärden
för Ringsted-jorden (Hansen et al., 2004) visas i tabell 3. Tabellen visar även hur stor
andel av jordens totalmängd av PAH:er som återfanns i lakvätskan. Koncentrationerna av
acenaftylen och dibens(ah)antracen var under detektionsgränsen (både i denna studie och i
Hansen et al. (2004)) och dessa föreningar har därför uteslutits i tabellen.
18

Tabell 3: Totalkoncentrationer av PAH:er i Ringsted-jorden, både enligt analys, Cs - analys
(baserat på ett replikat), och rapporterat, Cs - rapport (Hansen et al., 2004), samt utlakade PAHkoncentrationer,
Cw, från alla Ringsted-försök. Andel av totalmängden i jorden som återfunnits i
lakvattnet visas även i % för varje PAH och försök.
Cs - analys
[µg g -1 TS]
Cs - rapport
[µg g -1 TS]
19
Cw
[µg L -1 ]
Ringsted 1a* Ringsted 1b* Ringsted 2**
Naftalen 1,8 2,8 6,7 5 5,7
(0,4%) (0,3%) (0,4%)
Acenaften 4,4 7,9
Fluoren 4,4 9,6
Fenantren 24 61
Antracen 5,1 15
Fluoranten 34 74
Pyren 28 64
Bens(a)antracen 11 53
Krysen 9,1 64
Bens(b+j+k)fluoranten*** 17,4 131
Bens(a)pyren 6,6 73
Benso(ghi)perylen 4,5 10
3,2 2,6 3,8
(0,08%) (0,07%) (0,1%)
2,2 2 3,4
(0,06%) (0,05%) (0,1%)
4,6 4 7,7
(0,02%) (0,02%) (0,04%)
0,69 0,63 0,96
(0,02%) (0,01%) (0,02%)
1,2 1 1,6
(0,004%) (0,003%) (0,006%)
0,75 0,65 1,1
(0,003%) (0,003%) (0,005%)
0,11 0,11 0,15
(0,001%) (0,001%) (0,002%)
0,14 0,13 0,2
(0,002%) (0,002%) (0,003%)
0,055 0,064 0,092
(0,0004%) (0,0004%) (0,0007%)
0,039 0,047 0,064
(0,0007%) (0,0008%) (0,001%)
0,015 0,019 0,029
(0,0004%) (0,0005%) (0,0008%)
Indeno(123cd)pyren 5,6 12 0,012 0,016 0,024
(0,0003%) (0,0003%) (0,0005%)
Summa PAH (16 EPA) 160 583 20 16 25
(0,01%) (0,01%) (0,02%)
* Lågt flöde, 7 dygn
** Lågt flöde, 22 dygn
*** Bens(j)fluoranten har ej bestämts i denna studie och Ringsted-koncentrationerna avser bara Bens(b+k)fluoranten. Värden
från Ringsted-försöken och från Hansen et al. (2004) kan därför inte jämföras.

De rapporterade Cs-värdena är 1,5-11 gånger högre än de mätta. Den totala utlakningen från
Ringsted 1a var något högre än utlakningen från Ringsted 1b. Det var framförallt de små
PAH:erna som hade lakats ut mer i Ringsted 1a medan de stora hade lakat ut något mindre.
För alla PAH:er utom naftalen var de utlakade koncentrationerna i 22-dygnsförsöket 30-80%
högre än de utlakade koncentrationerna i 7-dygnsförsöken. Mindre än 0,5% av varje enskild
PAH i jorden lakades ut och andelen minskade med ökad storlek på molekylerna i alla
Ringsted-försök.
De utlakade PAH-koncentrationerna från Ringsted 1a och 1b jämfördes med rapporterade
värden från Hansen et al. (2004) och visas i figur 4.
Koncentration (µg L -1 )
100
10
1
0,1
0,01
Naftalen
Acenaften
Fluoren
Fenantren
Antracen
Fluoranten
Pyren
Bens(a)antracen
Krysen
Bens(b+j+k)fluoranten*
20
Bens(a)pyren
Benso(ghi)perylen
Indeno(123cd)pyren
Ringsted 1a & 1b
Hansen et al. (2004)
Figur 4: Utlakade PAH-koncentrationer från Ringsted 1 samt utlakade koncentrationer rapporterade av
Hansen et al. (2004) för samma jord. Staplarna visar medelvärden. Standardavvikelsen från Hansen
et al. (2004) visar variationen mellan laboratorier (reproducerbarheten) (n=8).
*Bens(j)fluoranten har ej bestämts i denna studie och Ringsted-koncentrationerna avser bara Bens(b+k)fluoranten. Värden från
Ringsted-försöken och från Hansen et al. (2004) kan därför inte jämföras.
De utlakade PAH-koncentrationerna var i genomsnitt 43% lägre i Ringsted 1 än rapporterade
koncentrationer i Hansen et al. (2004) men låg inom variationen mellan laboratorier för alla
föreningar utom bens(a)antracen, krysen och indeno(123cd)pyren. Repeterbarheten
(definierad i Hansen et al. (2004) som standardavvikelsen mellan replikaten) i Ringsted 1 var
5-21% (n=2). Repeterbarheten för PAH:er rapporterad i Hansen et al. (2004) är 19-59%
(n=8). Repeterbarheten för varje enskild PAH visas i tabell 4.

Tabell 4: Repeterbarheten (standardavvikelsen
mellan replikaten) i Ringsted 1 för alla PAH:er samt
rapporterade värden från Hansen et al. (2004).
Standardavvikelse
[%]
Ringsted 1
(n=2)
Rapporterat
(n=8)
Naftalen 21 24
Acenaften 15 19
Fluoren 7 22
Fenantren 10 22
Antracen 6 19
Fluoranten 13 21
Pyren 10 25
Bens(a)antracen 0 28
Krysen 5 29
Bens(b+j+k)fluoranten* 11 44
Bens(a)pyren 13 48
Benso(ghi)perylen 17 59
Indeno(123cd)pyren 20 46
Summa PAH (16 EPA) 16 21
*Bens(j)fluoranten har ej bestämts i denna studie och Ringstedkoncentrationerna
avser bara Bens(b+k)fluoranten. Värden från
Ringsted-försöken och från Hansen et al. (2004) kan därför inte
jämföras.
3.1.2. Fysikaliska och kemiska parametrar från PAH-försöken
pH, DOC, konduktivitet och turbiditet i de olika Ringsted-försöken mättes och studerades för
att utvärdera om det fanns skillnader i fysikaliska och kemiska parametrar mellan replikaten
och för att undersöka effekterna av en förlängd recirkulationstid. Tabell 5 visar de fysikaliska
och kemiska parametrarna från Ringsted-försöken.
Tabell 5. Fysikaliska och kemikaliska parametrar från Ringsted-försöken.
Mängd jord
[g TS]
L/S
Flöde start /
slut [ml h -1 ]
21
pH start /
slut
DOC
[mg L -1 ]
Kond.
[mS m -1 ]
Turbiditet
[FNU]
Ringsted 1a* 423,90 1,17 20,3 / 18,7 7,0 / 7,5 47 223 0,4
Ringsted 1b* 430,59 1,19 20,4 / 18,6 7,0 / 7,5 47 229 0,7
Ringsted 2** 410,61 1,24 18,7 / 18,7 6,8 / 7,7 91 246 1,3
* Lågt flöde, 7 dygn
** Lågt flöde, 22 dygn
Mängden jord och L/S var ungefär densamma i alla Ringsted-försök. Flödeshastigheten sjönk
något under experimentens gång i Ringsted 1, och pH ökade i alla Ringsted-försök. Det var
ingen direkt skillnad i pH, DOC, konduktivitet och turbiditet mellan Ringsted 1a och 1b. I
Ringsted 2 var däremot DOC, konduktiviteten och turbiditeten något högre. Det fanns ingen

akteriell tillväxt på Agar-plattorna från lakningsvätskan i Ringsted-försöken, varken i början
eller i slutet av experimenten.
3.1.3. Genombrottskurvor från PAH-försöken
Konservativa spårämnesförsök med LiBr utfördes och genombrottskurvor studerades för att
utvärdera om det fanns skillnader i flödesregim genom kolonnerna mellan replikaten och om
flödesregimen påverkades av en förlängd recirkulationstid.
De experimentellt uppmätta bromidkoncentrationerna och de modellerade
genombrottskurvorna för Ringsted-försöken visas i figur 5. Figuren visar även dispersiviteten,
λ, förlustfaktorn, α, den beräknade porvattenhastigheten, vb, samt den modellerade
porvattenhastigheten, vm, för varje Ringsted-försök.
C/C0
C/C0
1
0,5
Ringsted 1a
0
0 1 2 3 4 5 6
1
0,5
Porvolym
v m = 1,54
22
Ringsted 1b
R 2 Lågt flöde, 7 dygn Lågt flöde, 7 dygn
= 1,00
λ = 1,59
1
α = 1E-10
v b = 1,32
0,5
Ringsted 2
Lågt flöde, 22 dygn
0
0 1 2 3 4 5 6
Porvolym
R 2 = 0,99
λ = 3,44
α = 1E-10
v b = 1,32
v m = 1,79
C/C0
0
0 1 2 3 4 5 6
Porvolym
R 2 = 0,99
λ = 3,42
α = 1E-10
v b = 1,32
v m = 1,42
Figur 5: Experimentellt uppmätta bromidkoncentrationer () och modellerade genombrottskurvor (•)
samt dispersiviteten, λ, förlustfaktorn, α, den beräknade porvattenhastigheten, vb, och den
modellerade porvattenhastigheten, vm, från Ringsted-försöken. LiBr-pulsens längd var 1,5 porvolymer i
Ringsted 1a och 1b, och 1,3 i Ringsted 2.
Genombrottskurvorna från Ringsted-försöken var relativt symmetriska men hade en tydlig
svansning i nedgången av kurvorna. C/C0 var 0,7 vid en porvolym i Ringsted 1a och 0,8 i
Ringsted 1b och 2. Massbalansen, andelen av mängden inpumpade bromidjoner som återfanns
i utflödet under experimentets gång, var 98% i Ringsted 1a, 96% i Ringsted 1b och 98% i
Ringsted 2. λ var ungefär dubbelt så stor i Ringsted 1b och 2 än i Ringsted 1a. α var i princip
obefintlig i alla Ringsted-försök. vm var större än vb i alla Ringsted-försök, och störst var
skillnaden i Ringsted 2.
3.1.4. Adsorption av PAH:er till glasväggar i kolonnen
Adsorptionen av PAH:er till glasväggar i kolonnen och till rören var liten, 0,2 ng (Σ 16
PAH:er) i Ringsted 1a och 0,7 ng (Σ 16 PAH:er) i Ringsted 2, vilket motsvarade 0,002

espektive 0,005% av den totalt utlakade PAH-mängden i lakvätskan. Adsorptionen, i
massprocent av mängden i lakvätskan, ökade med storlek på PAH-molekylerna.
3.2. Lakningsförsök på CP-förorenad jord
3.2.1. Utlakade CP-, PCDE- och PCDD/F-koncentrationer
Fem lakningsförsök utfördes på den CP-förorenade Luleå-jorden; två enligt
rekommendationer av Hansen et al. (2004), Luleå 1a och 1b, två med en 50% ökning i
flödeshastighet, Luleå 2a och 2b, och ett med en ca tre gånger längre recirkulationstid, Luleå
3. De utlakade CP-koncentrationerna, Cw, från Luleå-försöken och de betämda totalhalterna,
Cs, av CP:er i jorden visas i tabell 6. Tabellen visar även hur stor andel av jordens totalmängd
av CP:er som återfanns i lakvattnet.
Tabell 6: Totalkoncentrationen av CP:er i Luleå-jorden, Cs (medelvärde och standardavvikelse
baserat på fem replikat), och utlakade CP-koncentrationer, Cw, från alla Luleå-försök. Andel av
totalmängden (medelvärdet) i jorden som återfunnits i lakvattnet visas även i % för varje CPhomolog
och försök.
Cs
[µg g -1 TS]
23
Cw
[mg L -1 ]
Luleå 1a* Luleå 1b* Luleå 2a** Luleå 2b** Luleå 3***
DiCP 2±2 0,03 0,04 0,03 0,03 0,03
(1%) (2%) (2%) (1%) (1%)
TrCP 17±16 1 1 1 1 1
(3%) (6%) (4%) (4%) (6%)
TeCP 153±104 41 75 49 51 132
(23%) (42%) (28%) (29%) (76%)
PCP 47±49 4 5 16 15 14
(8%) (8%) (30%) (29%) (26%)
Summa 218±137 46 81 66 67 147
(18%) (31%) (27%) (27%) (60%)
* Lågt flöde, 7 dygn
** Högt flöde, 7 dygn
*** Lågt flöde, 22 dygn

Cw för CP:erna visas även i figur 6 för alla Luleå-försök.
Koncentration (mg L -1 )
160
140
120
100
80
60
40
20
0
1a 1b 2a 2b 3
Lågt flöde
7 dygn
Lågt flöde
7 dygn
Högt flöde
7 dygn
24
Högt flöde
7 dygn
Figur 6: Utlakade koncentrationer, Cw, av CP:er från alla Luleå-försök.
Lågt flöde
22 dygn
PCP
TeCP
TrCP
DiCP
Den totala utlakningen av CP:er var något större i Luleå 1b än i 1a medan ingen skillnad
kunde ses mellan Luleå 2a och 2b. Det var inte heller någon större skillnad i totalt utlakade
CP:er mellan Luleå 1 och Luleå 2. Andelen PCP var däremot större i Luleå 2 än i Luleå 1.
Den totala utlakningen av CP:er var 2-3 gånger större i Luleå 3 än i Luleå 1 och 2. Det var
ingen skillnad i utlakningen av Di- och TrCP mellan Luleå 3 och Luleå 1 och 2, men
utlakningen av TeCP var ca 2-3 gånger större. Utlakningen av PCP var ca 3 gånger större än i
Luleå 1 men något lägre än i Luleå 2. Upp till 60% av de den totala mängden CP:er lakades ut
i Luleå 3, och störst var utlakningen av Te- och PCP. Av CP:erna i jorden var 72% TeCP.
Variationen i Cs för CP:er mellan de olika jordproverna var mycket stor (se tabell 6).
De utlakade PCDE-koncentrationerna, Cw, från Luleå 1 och 2 och de bestämda totalhalterna,
Cs, av PCDE:er i jorden visas i tabell 7. Tabellen visar även hur stor andel av jordens
totalmängd av PCDE:er som återfanns i lakvattnet. Luleå 3 analyserades inte med avseende
på PCDE:er och visas därför inte i tabellen.

Tabell 7: Totalkoncentrationen av PCDE:er i Luleå-jorden, Cs (medelvärde och
standardavvikelse baserat på fem replikat), och utlakade PCDE-koncentrationer, Cw,
från Luleå 1 och 2. Andel av totalmängden (medelvärdet) i jorden som återfunnits i
lakvattnet visas även i % för varje PCDE-homolog och försök.
Cs
[ng g -1 TS]
25
Cw
[ng L -1 ]
Luleå 1a* Luleå 1b* Luleå 2a** Luleå 2b**
TeCDE 0,1±0,1 0,4 0,3 0 0,02
(0,3%) (0,2%) (0%) (0,01%)
PeCDE 1±0,3 1 1 0,1 1
(0,04%) (0,03%) (0,006%) (0,06%)
HxCDE 12±2 5 5 2 13
(0,03%) (0,02%) (0,02%) (0,09%)
HpCDE 23±4 9 8 5 23
(0,03%) (0,02%) (0,02%) (0,09%)
OCDE 13±6 4 5 3 17
(0,02%) (0,02%) (0,02%) (0,1%)
Summa 50±10 19 19 10 54
(0,03%) (0,02%) (0,02%) (0,09%)
* Lågt flöde, 7 dygn
** Högt flöde, 7 dygn
Cw för PCDE:erna visas även i figur 7 för Luleå 1 och 2.
Koncentration (ng L -1 )
60
50
40
30
20
10
0
1a 1b 2a 2b
Lågt flöde
7 dygn
Lågt flöde
7 dygn
Högt flöde
7 dygn
Högt flöde
7 dygn
OCDE
HpCDE
HxCDE
PeCDE
TeCDE
Figur 7: Utlakade koncentrationer, Cw, av PCDE:er från Luleå 1 och 2.
Det var ingen skillnad i utlakade koncentrationer av PCDE:er mellan Luleå 1a och 1b. I Luleå
2b var däremot utlakningen ca 6 gånger större än i Luleå 2a och 3 gånger större än Luleå 1. I

Luleå 2a var utlakningen något lägre än i Luleå 1. Mindre än 0,1% av den totala mängden
PCDE:er i jorden hade lakat ut. Variationen i Cs för PCDE:er mellan de olika jordproverna
var betydligt mindre än variationen för CP:er (se tabell 7).
De utlakade PCDF-koncentrationerna, Cw, från alla Luleå-försök och de bestämda
totalhalterna, Cs, av PCDF:er i jorden visas i tabell 8. Tabellen visar även hur stor andel av
jordens totalmängd av PCDF:er som återfanns i lakvattnet.
Tabell 8: Totalkoncentrationen av PCDF:er i Luleå-jorden, Cs (medelvärde och standardavvikelse
baserat på fem replikat), och utlakade PCDF-koncentrationer, Cw, från alla Luleå-försök. Andel av
totalmängden (medelvärdet) i jorden som återfunnits i lakvattnet visas även i % för varje PCDFhomolog
och försök.
Cs
[ng g -1 TS]
26
Cw
[ng L -1 ]
Luleå 1a* Luleå 1b* Luleå 2a** Luleå 2b** Luleå 3***
TeCDF 15±18 1 0,3 0,1 0,3 1
(0,004%) (0,002%) (0,0006%) (0,002%) (0,007%)
PeCDF 103±114 10 6 2 5 8
(0,008%) (0,005%) (0,002%) (0,004%) (0,007%)
HxCDF 329±134 77 78 36 157 134
(0,02%) (0,02%) (0,01%) (0,04%) (0,04%)
HpCDF 1036±796 162 210 119 413 540
(0,01%) (0,02%) (0,01%) (0,03%) (0,05%)
OCDF 368±408 49 77 43 191 172
(0,01%) (0,02%) (0,01%) (0,05%) (0,04%)
Summa 1853±948 299 372 201 766 855
(0,01%) (0,02%) (0,01%) (0,04%) (0,04%)
* Lågt flöde, 7 dygn
** Högt flöde, 7 dygn
*** Lågt flöde, 22 dygn

Cw för PCDF:erna visas även i figur 8 för alla Luleå-försök.
Koncentration (ng L -1 )
900
800
700
600
500
400
300
200
100
0
1a 1b 2a 2b 3a
Lågt flöde
7 dygn
Lågt flöde
7 dygn
Högt flöde
7 dygn
27
Högt flöde
7 dygn
Figur 8: Utlakade koncentrationer, Cw, av PCDF:er från alla Luleå-försök.
Lågt flöde
22 dygn
OCDF
HpCDF
HxCDF
PeCDF
TeCDF
Samma trend som för PCDE:er kunde ses för utlakningen av PCDF:er; ingen skillnad mellan
Luleå 1a och 1b, något lägre koncentrationer i Luleå 2a och mycket högre koncentrationer i
Luleå 2b. Utlakningen av PCDF:er i Luleå 3 var något högre än i Luleå 2b och ca 3-4 gånger
högre än i Luleå 1 och Luleå 2a. PCDF:erna i jorden bestod till störst del av HpCDF, och
HpCDF återfanns också i högst koncentrationer i lakvattnet från alla Luleå-försök. Mindre än
0,05% av den totala mängden PCDF:er i jorden hade lakats ut. Variationen i Cs för PCDF:er
mellan de olika jordproverna var stor (se tabell 8).
De utlakade PCDD-koncentrationerna, Cw, från alla Luleå-försök och de bestämda
totalhalterna, Cs, av PCDD:er i jorden visas i tabell 9. Tabellen visar även hur stor andel av
jordens totalmängd av PCDD:er som återfanns i lakvattnet.

Tabell 9: Totalkoncentrationen av PCDD:er i Luleå-jorden, Cs (medelvärde och standardavvikelse
baserat på fem replikat), och utlakade PCDD-koncentrationer, Cw, från alla Luleå-försök. Andel av
totalmängden i jorden som återfunnits i lakvattnet visas även i % för varje PCDD-homolog och
försök.
Cs
[ng g -1 TS]
28
Cw
[ng L -1 ]
Luleå 1a* Luleå 1b* Luleå 2a** Luleå 2b** Luleå 3***
TeCDD 13±16 1 0,4 0,01 0,02 12
(0,006%) (0,002%) (0,0001%) (0,0001%) (0,08%)
PeCDD 79±85 16 13 0,3 0,1 13
(0,02%) (0,01%) (0,0003%) (0,0001%) (0,01%)
HxCDD 120±108 228 258 2 3 126
(0,2%) (0,2%) (0,001%) (0,002%) (0,09%)
HpCDD 18±18 122 123 1 2 35
(0,6%) (0,6%) (0,005%) (0,01%) (0,2%)
OCDD 2±2 15 17 0 1 4
(0,7%) (0,8%) (0,02%) (0,04%) (0,2%)
Summa 232±211 383 412 3 6 190
(0,1%) (0,2%) (0,001%) (0,002%) (0,07%)
* Lågt flöde, 7 dygn
** Högt flöde, 7 dygn
*** Lågt flöde, 22 dygn
Cw för PCDD:erna visas även i figur 9 för alla Luleå-försök.
Koncentration (ng L -1 )
450
400
350
300
250
200
150
100
50
0
1a 1b 2a 2b 3
Lågt flöde
7 dygn
Lågt flöde
7 dygn
Högt flöde
7 dygn
Högt flöde
7 dygn
Figur 9: Utlakade koncentrationer, Cw, av PCDD:er från alla Luleå-försök.
Lågt flöde
22 dygn
OCDD
HpCDD
HxCDD
PeCDD
TeCDD

Det var inte någon skillnad mellan Luleå 1a och 1b i utlakade koncentrationer av PCDD:er.
Utlakningen i Luleå 2 var däremot ca 100 gånger lägre än i Luleå 1 och utlakningen i Luleå 3
ca hälften så stor. PCDD-koncentrationerna i Luleå 2b var ungefär dubbelt så höga som i 2a.
PCDD:erna i jorden bestod till störst del av HxCDD, och HxCDD återfanns också i högst
koncentrationer i lakvattnet från alla Luleå-försök. Mindre än 0,2% av den totala mängden
PCDF:er i jorden hade lakats ut. I Luleå 1 återfanns däremot upp till 0,8% av Hp- och
OCDD:erna från jorden i lakvattnet. Variationen i Cs för PCDD:er mellan de olika
jordproverna var stor och större än variationen för de andra klorerade föreningarna (se tabell
9). Sammansättningen av PCDD/F:er i jordproverna och i de analyserade lakvattnen varierade
kraftigt. Föroreningsprofilen för PCDD/F:er i Luleå-försöken och i jordproverna visas i figur
10.
%
70
60
50
40
30
20
10
0
1a 1b 2a 2b 3 jord a jord b jord c jord d jord e
29
TCDF
PeCDF
HxCDF
HpCDF
OCDF
TCDD
PeCDD
HxCDD
HpCDD
OCDD
Figur 10: Föroreningsprofiler för PCDD/F:er i lakvattnet från Luleå-försöken samt från totalhaltsanalyserna
av jordproverna.
Föroreningsprofilen för PCDD/F:er i Luleå 3 liknar mest jordprov c. Det gör även Luleå 1a
och 1b men med en högre andel PCDD:er. Luleå 2a och 2b liknar däremot mest jordprov d
och e som också karakteriseras av en liten andel PCDD:er.
Repeterbarheten (standardavvikelsen mellan replikaten) i Luleå 1 (n=2) och Luleå 2 (n=2) för
homologer av CP:er, PCDE:er och PCDD/F:er visas i tabell 10.

Tabell 10: Repeterbarheten (standardavvikelsen mellan replikaten) i Luleå 1 och 2 för
CP:er, PCDE:er och PCDD/F:er.
Standardavvikelse
[%]
30
Standardavvikelse
[%]
Luleå 1* Luleå 2** Luleå 1* Luleå 2**
DiCP 23 9 TeCDF 50 67
TrCP 49 6 PeCDF 39 64
TeCP 42 3 HxCDF 1 89
PCP 6 4 HpCDF 18 78
OCDF 32 89
TeCDE 19 141 TeCDD 59 42
PeCDE 12 115 PeCDD 14 61
HxCDE 8 98 HxCDD 9 40
HpCDE 7 95 HpCDD 0,3 51
OCDE 21 103 OCDD 9 63
* Lågt flöde, 7 dygn
** Högt flöde, 7 dygn
I Luleå 1 var standardavvikelsen för alla föreningsgrupper lägre än den rapporterade
repeterbarheten för PAH:er på 19-59 % (Hansen et al., 2004). I Luleå 2 var
standardavvikelsen högre än repeterbarheten för PAH:er för alla föreningsgrupper utom
CP:er.
3.2.2. Fördelning av de utlakade CP:erna, PCDE:erna och PCDD/F:erna
mellan partikelfraktioner och vätskefas i lakvattnet
Lakvattnet från Luleå 1 och 2 fraktionerades genom filtrering i fyra faser, 2,7 µm, 0,7 µm, 0,2
µm och vattenfas (0,2 µm). Av föreningarna som återfanns i partikelfraktionerna fanns störst
mängd i den grövsta fraktionen, 2,7 µm; upp till 50% av CP:erna, 65% av PCDE:erna och
75% av PCDD/F:erna. Mängden partiklar som fastnat på filterna var däremot för liten för att
vägas. De utlakade koncentrationerna och fördelningen mellan partikel- och vätskefas för de
olika CP:erna, PCDE:erna och PCDD/F:erna i Luleå 1 och 2 visas i figur 11. Lakvattnet från
Luleå 3 fraktionerades inte och visas därför inte i figuren.

Koncentration (mg L -1 )
Koncentration (ng L -1 )
90
80
70
60
50
40
30
20
10
0
800
700
600
500
400
300
200
100
0
1a 1b
2a
2b
>0.2 0.2 0.2 0.2 0.2 0.2 0.2 0.2 0.2 0.2 0.2 0.2 0.2 0.2 0.2 0.2 0,2µm) och
vätskefas (

högre än i de andra Luleå-försöken. Det var ingen skillnad i konduktivitet mellan Luleå 1 och
2. Konduktiviteten i Luleå 3 var däremot något högre. Turbiditeten var något lägre i Luleå 2
och 3 än i Luleå 1. Det fanns inga direkta skillnader i de fysikaliska och kemiska
parametrarna mellan replikaten utöver det något högre DOC-värdet i Luleå 2a jämfört med
Luleå 2b. Det fanns ingen bakteriell tillväxt på Agar-plattorna från lakningsvätskan i Luleåförsöken,
varken i början eller i slutet av experimenten.
3.2.4. Genombrottskurvor från CP-försöken
Konservativa spårämnesförsök med LiBr utfördes och genombrottskurvor studerades för att
utvärdera om det fanns skillnader i flödesregim genom kolonnerna mellan replikaten och om
flödesregimen påverkades av en förändrad flödeshastighet och av en förlängd
recirkulationstid.
De experimentellt uppmätta bromidkoncentrationerna och de modellerade
genombrottskurvorna för Luleå-försöken visas i figur 12. Figuren visar även dispersiviteten,
λ, förlustfaktorn, α, den beräknade porvattenhastigheten, vb, samt den modellerade
porvattenhastigheten, vm, för varje Luleå-försök.
32

C/C0
C/C0
C/C0
1
0,5
Luleå 1a
0
0 1 2 3 4 5 6
1,0
0,5
Porvolym
v m = 1,78
33
Luleå 1b
R 2 Lågt flöde, 7-dygn Lågt flöde, 7-dygn
1,0
= 1,00
λ = 0,39
α = 0,024
v b = 1,63
0,5
Luleå 2a
0,0
0 1 2 3 4 5 6
1
0,5
Porvolym
v m =2,79
C/C0
0,0
0 1 2 3 4 5 6
Porvolym
Luleå 2b
R 2 Högt flöde, 7-dygn Högt flöde, 7-dygn
1,0
= 1,00
λ = 0,34
α = 0,022
v b = 2,85
0,5
Luleå 3
Lågt flöde, 22-dygn
0
0 1 2 3 4 5 6
Porvolym
R 2 = 0,99
λ = 0,37
α = 0,020
v b = 1,80
v m = 1,91
C/C0
R 2 = 0,99
λ = 0,37
α = 0,023
v b = 1,58
v m = 1,65
0,0
0 1 2 3 4 5 6
Porvolym
R 2 = 0,99
λ = 0,49
α = 0,023
v b = 2,71
v m = 2,67
Figur 12: Experimentellt uppmätta bromidkoncentrationer () och modellerade genombrottskurvor (•)
samt dispersiviteten, λ, förlustfaktorn, α, den beräknade porvattenhastigheten, vb, och den
modellerade porvattenhastigheten, vm, från Luleå-försöken. LiBr-pulsens längd var 1,6 porvolymer i
Luleå 1a och 1b, 2,2 i Luleå 2a, 1,9 i Luleå 2b och 1,8 i Luleå 3.
Bromidpulserna genom kolonnerna karakteriseras av symetriska genombrottskurvor i alla
Luleå-försök. Det fanns en viss svansning i nedgången av kurvorna. C/C0 var 0,6 vid 1
porvolym i Luleå 1a, 2b och 3, och 0,5 i Luleå 1b och 2a. Massbalansen, andelen av mängden
inpumpade bromidjoner som återfanns i utflödet under experimentets gång, var 81% i Luleå
1a och 1b, 91% i Luleå 2a, 88% i Luleå 2b och 90% i Luleå 3. λ och α var ungefär desamma i
alla Luleå-försök. vm var större än vb i Luleå 1 och 3 och något lägre än vb i Luleå 2.
3.2.5. Adsorption av CP:er, PCDE:er och PCDD/F:er till filter och
glasväggar
Vid adsorptionstestet adsorberades 4-25% av de återfunna CP:erna till filterna. Inga CP:er
adsorberade till glasväggarna. Av de andra föreningarna adsorberades 10-60% av PCDE:erna
och 65-93% av PCDD/F:erna till filterna. 6-32% av PCDD/F:erna adsorberade även till
väggarna i glasflaskan där de tillsatts. Det var ingen skillnad i adsorptionen av PCDD/F:er till
glasfiber- respektive polykarbonatfilterna. I Luleå 1a fanns 200 ng PCDD/F:er adsorberat till

glaskolonnens och rörens väggar efter avslutat lakningsförsök och i Luleå 1b fanns 125 ng.
Detta motsvar 63 respektive 39% av de totalt utlakade PCDD/F-mängderna.
3.3. Beräknad utlakning baserat på totalhalt och Koc
Utifrån Koc, Cs och foc beräknades den teoretiska utlakningen från Ringsted- och Luleå-jorden
enligt ekvation 1 och 2 (se kapitel 1.3.3.1.). Koc-värden för de olika PAH:erna bestämdes
utifrån Kow-värden enligt ekvation 3 och Koc-värden för CP:erna, PCDE:erna och
PCDD/F:erna bestämdes utifrån Kow-värden enligt ekvation 4 och 5 (se kapitel 1.3.3.1.).
Kow-värden för PAH:erna hämtades från Mackay et al. (1992), Kow-värden för CP:erna från
Mackay et al. (2006), Kow-värden för PCDE:erna från Kurz och Ballschmiter (1995) och Kowvärden
för PCDD/F:erna från Gowers och Krop (1998).
Jämförelser mellan beräknade och experimentellt uppmätta koncentrationer av CP:er,
PCDE:er och PCDD/F:er gjordes endast för de kongener som återfanns klart över
detektionsgränsen vid analysen och där Kow-värden kunde hittas.
I figur 13 jämförs den beräknade utlakningen av PAH:er från Ringsted-jorden med den
experimentellt uppmätta från försök Ringsted 1a och 1b (som utfördes enligt
rekommendationer av Hansen et al. (2004)).
Cw (µg L -1 )
100
10
1
0,1
0,01
0,001
Naftalen
Acenaften
Fluoren
Fenantren
Antracen
Fluoranten
Beräknat Ringsted 1
Pyren
Bens(a)antracen
Krysen
Bens(a)pyren
34
Bens(k)fluoranten
Bens(b)fluoranten
Benso(ghi)perylen
Indeno(123cd)pyren
Figur 13: Teoretiskt beräknade och experimentellt uppmätta utlakade PAH-koncentrationer från
Ringsted-jorden, Cw. De beräknade koncentrationerna baseras på Koc-värden uppskattade från Kowvärden
enligt formel i Abdul et al. (1987). De experimentellt uppmätta koncentrationerna är
medelvärden från försök Ringsted 1a och 1b. PAH:erna är rankade efter ökad hydrofobicitet, med de
mest hydrofoba till höger
De experimentellt uppmätta koncentrationerna var lägre än de beräknade för alla PAH:er
utom indeno(123cd)pyren.
I figur 14 jämförs de beräknade utlakningarna av CP:er, PCDE:er och PCDD/F:er från Luleåjorden
med den experimentellt uppmätta från försök Luleå 1a och 1b (som utfördes enligt
rekommendationer av Hansen et al. (2004)).

Cw (mg L -1 )
Cw (ng L -1 )
90
80
70
60
50
40
30
20
10
0
140
120
100
80
60
40
20
0
12468/13468-PeCDF
246-TrCP
12478/67/13478/61-PeCDF
Beräknat min Beräknat max Luleå 1
2346-TeCP
PeCP
Beräknat min Beräknat max Luleå 1
124679-HxCDF
123478-HxCDF
234678-HxCDF
1234678-HpCDF
1234789-HpCDF
OCDF
35
Cw (ng L -1 )
5
4
3
2
1
0
(22´44´6 PeCDE)
Cw (ng L -1 )
Beräknat min Beräknat max Luleå 1
22´44´5 PeCDE
80
60
40
20
0
12468/12479-PeCDD
(22´44´56 HxCDE)
22´44´55´/22´34´56 HxCDE
12378-PeCDD
(233´44´56 HpCDE)
22´34´56´/22´34´5´6 HxCDE
124679/124689-HxCDD
123678-HxCDD
22´33´44´56´ OCDE
(22´344´55´ HpCDE)
Beräknat min Beräknat max Luleå 1
1234679-HpCDD
1234678-HpCDD
Figur 14: Teoretiskt beräknade och experimentellt uppmätta utlakade koncentrationer av CP:er,
PCDE:er och PCDD/F:er från Luleå-jorden, Cw. De beräknade koncentrationerna baseras på Kocvärden
uppskattade från Kow-värden enligt formler i Seth et al. (1999). Beräkningar baserade på de
högre Koc-värdena (från ekvation 4) benämns Beräknat min i diagrammen och beräkningar som
baseras på de lägre Koc-värdena (från ekvation 5) benämns Beräknat max i diagrammen. De
experimentellt uppmätta koncentrationerna är medelvärden från försök Luleå 1a och 1b och benämns
Luleå 1 i diagrammen. Kongenerna är rankade efter ökad hydrofobicitet, med de mest hydrofoba till
höger.
De experimentellt utlakade CP-koncentrationerna var högre än de teoretiskt beräknade för Te-
och PeCP. Utlakningen av TrCP var lägre än den beräknade baserat på det lägre Koc-värdet
(ekvation 5). Den experimentellt uppmätta utlakningen var större än, eller lika stor som, den
som beräknats med det högre Koc-värdet (ekvation 4) för alla PCDE:er. Jämfört med den
teoretiska utlakningen beräknat med det lägre Koc-värdet (ekvation 5) var den experimentellt
uppmätta utlakningen högre för de hepta- och oktaklorerade PCDE:erna, men lägre för de
andra kongenerna. Den experimentellt uppmätta utlakningen var större än, eller lika stor som,
den beräknade för de hexa-, hepta- och oktaklorerade PCDF:erna, men lägre för de
pentaklorerade. Den experimentellt uppmätta utlakningen var större än de beräknade för alla
PCDD:er utom 12378-PeCDD.
4. Diskussion
4.1. Metodens repeterbarhet med avseende på PAH:er
Hansen et al. (2004) föreslår att ER-H-metoden kan användas vid rutinkontroller för att testa
lakbarheten av icke-flyktiga organiska föreningar från förorenade områden och restmaterial.
OCDD

En förutsättning för att en metod ska kunna användas vid rutinkontroller är att den ger
reproducerbara resultat, vilket Hansen et al. (2004) visar att ER-H-metoden gör för PAH:er.
Resultaten i den här studien visar ytterligare att både repeterbarheten och reproducerbarheten
för metoden är god för PAH:er. Repeterbarheten i denna studie var 5-21% jämfört med 19-
59% i Hansen et al. (2004) (se tabell 4). De utlakade koncentrationerna från Ringsted-jorden
var något lägre än rapporterade värden i Hansen et al. (2004), men var inom variationen
mellan laboratorier för de flesta PAH:erna (se figur 4). Att de utlakade koncentrationerna var
lägre i denna studie beror förmodligen på att försöken utfördes tre år senare än försöken i
Hansen et al. (2004), och trots att försöksjorden legat i kylskåp under tiden kan en del av
PAH:erna ha brutits ned eller förflyktigats. Skillnaden mellan det analyserade Cs-värdet och
det rapporterat Cs-värdet för Ringsted-jorden tyder på att jorden har förändrats med tiden (se
tabell 3). I Hansen et al. (2004) var den totala mängden PAH:er i jorden 583 µg g -1 medan den
bara vara 160 µg g -1 i denna studie. Eftersom det var så stor skillnad i Cs mellan studierna
borde eventuellt skillnaderna i utlakade koncentrationer också ha varit större. Cs bestämdes
däremot bara utifrån ett replikat i denna studie och det är inte tillräckligt för att på ett
tillförlitligt sätt bestämma PAH-koncentrationerna i jorden eftersom föroreningsspridningen i
jordar ofta är mer eller mindre heterogen (se vidare kapitel 4.2.). Skillnaden i PAHkoncentrationer
i hela jordmängden som använts vid lakningsförsöken i denna studie och i
Hansen et al. (2004) behöver därför inte vara så stor som skillnaderna i Cs i tabell 3 som bara
baserats på ett litet jordprov. Det framgår inte i Hansen et al. (2004) om de rapporterade Csvärdena
är singelvärden eller medelvärden från flera replikat.
Det är även möjligt att omrörningen vid homogenisering, då nya ytor med adsorberade
PAH:er exponeras och görs tillgängliga för utlakning, har stor inverkan på hur mycket som
lakas ut eftersom utlakningen endast sker från en liten del av totalhalten (se tabell 3). Att
skillnaden i Cw inte vara så stor, trots stor skillnad i Cs, i denna studie och i Hansen et al.
(2004) kan därför eventuellt bero på att provberedningen av jorden varit ungefär likadan före
varje lakförsök.
Det fanns ingen skillnad i de fysikaliska och kemiska parametrarna mellan replikaten
Ringsted 1a och 1b (se tabell 5). Det var inte heller någon större skillnad i flödesregimerna
genom kolonnerna. Båda genombrottskurvorna var relativt symmetriska, men med en viss
svansning (se figur 5). Svansningen tyder på att det förekommit en viss retardation av
bromidjoner i jorden, orsakad av t.ex. diffusion in i jordmatrisen eller av immobila zoner i den
mobila fasen. Kurvornas front tyder på att hela porositeten inte medverkat i transporten
genom kolonnen. Masscentrum (då C/C0 = 0,5) på fronten kom före en porvolym, vilket den
inte skulle ha gjort om ideala transportförhållanden hade rått. Den modellerade
porvattenhastigheten var något högre än den beräknade vilket tyder på att det till viss del har
förekommit immobila zoner i den mobila fasen. Massbalansen var hög i Ringstedförsöken,
96-98%, och nettoförlusten av bromidjoner i kolonnen låg under den tid experimenten pågick.
Den modellerade förlustfaktorn var därför nästan obefintlig i Ringsted-försöken.
Dispersiviteten var ungefär dubbelt så hög i Ringsted 1b än i 1a. Sammantaget tyder
likheterna i fysikaliska och kemikaliska parametrar samt flödesregim genom kolonnerna på att
packningen av jorden och förutsättningarna för utlakningsprocesserna varit likvärdiga mellan
replikaten.
Sammanfattningsvis dras slutsatsen att metoden fungerar tillfredställande med avseende på
repeterbarhet och reproducerbarhet för utlakning av PAH:er. För att ta reda på för vilka jordar
som metoden är tillämpbar på måste fler material med olika egenskaper testas. I Hansen et al.
(2004) har repeterbarhetsförsök gjorts för tre andra material, med mer eller mindre
tillfredställande resultat, men inte reproducerbarhetstest.
36

4.2. Metodens repeterbarhet med avseende på CP:er, PCDE:er och
PCDD/F:er
ER-H-metoden har tidigare bara testats med avseende på PAH:er. Eftersom många förorenade
områden är kontaminerade med klorerade föreningar är det även angeläget att testa om
metoden fungerar för denna typ av ämnen. I denna studie utfördes därför lakningsförsök på en
CP-förorenad jord och lakvattnet analyserades med avseende på fyra olika klorerade
ämnesgrupper med olika egenskaper; CP:er, PCDE:er, PCDF:er och PCDD:er.
Repeterbarheten i Luleå 1, då försöken utfördes enligt rekommendationer av Hansen et al.
(2004), var god för alla ämnesgrupper (se tabell 10) och överensstämmer med rapporterad
repeterbarhet för PAH:er på 19-59% (Hansen et al. 2004). Repeterbarheten i Luleå 2, då
försöken utfördes med 50% högre flödeshastighet, var väldigt god för CP:er, men
otillfredsställande hög för PCDE:er och PCDD/F:er (se tabell 10). Då lakningsförsöken
utfördes enligt rekommendationer av Hansen et al. (2004) verkar ER-H-metoden alltså vara
applicerbar även på klorerade föreningar. Det finns däremot ingenting som tyder på att
skillnaderna i utlakade koncentrationer mellan Luleå 1 och Luleå 2 beror på den ökade
flödeshastigheten i Luleå 2 (se vidare kapitel 4.4.). För att utvärdera metodens repeterbarhet
med avseende på CP:er, PCDE:er och PCDD/F:er bör därför hänsyn tagas även till
variationen mellan Luleå 1 och Luleå 2 och inte bara till variationen mellan replikaten i
respektive grupp. För CP:er är de utlakade koncentrationerna ungefär desamma i Luleå 1 och
Luleå 2 (se figur 6), och repeterbarheten mellan de fyra försöken är 19-65%. Variationen,
mätt som standardavvikelsen, var högst för PCP (65%). Repeterbarheten för CP:er är alltså
tillfredställande och i samma storleksordning som repeterbarheten för PAH:er även när de
fyra försöken från Luleå 1 och Luleå 2 ses som replikat.
För PCDE:er var variationen stor mellan Luleå 1 och Luleå 2 (se figur 7) och repeterbarheten
dålig om alla fyra försök ses som replikat, 58-112%. Detsamma gäller för PCDF:er (se figur
8) och PCDD:er (se figur 9) där repeterbarheten var 57-77 respektive 107-128% om alla fyra
försök ses som replikat. De utlakade koncentrationerna i Luleå 2b var däremot inte helt
tillförlitliga vilket kan vara en av förklaringarna till de höga standardavvikelserna. I Luleå 2b
orsakade ett luftintag i kolonnen, genom en dålig packning, en häverteffekt så att lakvätska
och partiklar hastigt sögs från toppen av kolonnen till glasflaskan. Detta kan ha mobiliserat
partiklar och partikulärt bundna föroreningar som annars inte skulle ha transporterats med
lakvätskan. Detta kan vara orsaken till att koncentrationen av partikulärt bundna PCDE:er och
PCDD/F:er var högre i Luleå 2b än i 2a (se figur 11). I de partikulära fraktionerna är kvoten
mellan Luleå 2b och 2a 7 för PCDE:er, 4 för PCDE:er och 2 för PCDD:er. Motsvarande
kvoter i vätskefasen är bara 2, 1 och 1, vilket indikerar att den högre utlakningen av PCDE:er
och PCDD/F:er i Luleå 2b jämfört med Luleå 2a är orsakad av en ökad partikulär transport av
dessa föreningar, möjligen orsakad av häverteffekten. Turbiditetsmätningen visar inte att
mängden partiklar varit högre i Luleå 2b än i Luleå 2a (se tabell 11). Turbiditetsmätningen
gjordes däremot inte på lakvätskan i flaskan som skickades på analys utan på lakvätskan som
fanns kvar i kolonnen och i rören efter avslutat lakningsförsök (se kap 2.2.2.). När lakvätskan
i glasflaskan från Luleå 2b filtrerades före analys innehöll den däremot synbart mer partiklar
än lakvätskan från de andra Luleå-försöken.
Utan Luleå 2b blir repeterbarheten för PCDE:er och PCDD/F:er något bättre om Luleå 1 och
Luleå 2 ses som replikat; 31-89% för PCDE:er, 28-78% för PCDF:er och 84-105% för
PCDD:er. Variationen mellan Luleå 1 och Luleå 2 är mest anmärkningsvärd för PCDD:er och
är väldigt stor även utan Luleå 2b (se figur 9). Den här studien kan inte visa på någon annan
förklaring för denna skillnad än föroreningsheterogenitet i jorden. Både mellan de olika
lakvattnen och mellan jordproverna var skillnaden i föroreningsprofiler anmärkningsvärt stor
37

för PCDD/F:er (se figur 10). I lakningsförsöken användes visserligen en mycket större mängd
jord än i totalhaltsanalyserna vilket borde ha minskat inverkan av heterogeniteten, men för de
föroreningar som till stor del transporteras partikulärt har heterogeniteten i
förorenigskoncentrationen förmodligen ändå spelat en stor roll. De utlakade
koncentrationerna är då till stor del beroende av sammansättningen av föroreningar på de
partiklar som mobiliserats och som finns i lakvattnet vid analys. För att minska inverkan av
föroreningsheterogenitet i jorden på de utlakade koncentrationerna borde testmaterialet
förmodligen ha homogeniserats mer. En ökad homogenisering kan däremot öka frisättningen
av kolloider och utlakningen av partikulärt bundna föreningar kan då bli betydligt högre än
den skulle vara vid en naturlig laksituation.
Det var i princip inga skillnader i fysikaliska och kemiska parametrar eller i flödesregim
mellan replikaten i Luleå 1 och i Luleå 2 (se vidare kapitel 4.4.) vilket tyder på att packningen
av kolonnerna och förutsättningarna för utlakningsprocesserna varit likvärdiga i de olika
försöken.
Sammanfattningsvis dras slutsatsen att ER-H-metoden fungerar tillfredställande med
avseende på repeterbarhet för CP:er, men inte för PCDE:er och PCDD/F:er på grund av
variationen mellan Luleå 1 och Luleå 2. Denna variation antas i sin tur vara orsakad av
föroreningsheterogenitet i jorden vilket är en faktor som verkar påverka utlakningen av
huvudsakligen partikulärt transporterade föreningar mer än utlakningen av föreningar som
transporteras i löst form (se vidare kapitel 4.3.). ER-H-metoden verkar dock ha potential att
fungera även för PCDE:er och PCDF:er eftersom repeterbarheten för dessa ämnen var relativt
tillfredställande utan Luleå 2b. Metodens tillämpbarhet på dessa, och andra hydrofoba
klorerade föreningar, bör därför utvärderas vidare.
4.3. Fördelningen av HOCs mellan partikulär fas och verkligt löst fas
i lakvattnet
Fraktioneringen av lakvattnet från försök Luleå 1 och Luleå 2 i partikelfraktioner och
vätskefas (

PCDE:er var något lägre, men fortfarande hög. De partikulära fraktionerna i figur 11 kan
därför ha innehållit verkligt lösta föreningar som adsorberat till filterna, och den partikulära
transporten av dessa föreningar behöver inte ha varit så stor som framgår av figuren. De
utlakade koncentrationerna av de hepta- till oktaklorerade PCDE:erna och PCDD/F:erna var
däremot betydligt högre än vattenlösligheten för dessa föreningar vilket indikerar att de
huvudsakligen transporterats partikulärt bundet. Jämförelser mellan den teoretiskt beräknade
utlakningen och den experimentellt uppmätta visar att även de hexaklorerade PCDE:erna och
PCDD/F:erna lakat ut mer än väntat, vilket indikerar att de transporterats partikulärt bundet
(se figur 14). Ingen säker slutsats kan däremot dras, baserat på Koc-beräkningar eller
vattenlöslighet, om huruvida de tetra- och pentaklorerade PCDE:erna och PCDD/F:erna som
återfanns i filterna verkligen var partikulärt bundna eller om de var lösta föreningar som
adsorberat till filterna. Av de totalt utlakade PCDE:erna och PCDD/F:erna var de tetra- och
pentaklorerade däremot bara en liten del, 1-9% (se tabell 7, 8 och 9), och slutsatsen dras
därför att PCDE:erna och PCDD/F:erna i filterna huvudsakligen var partikulärt bundna och
inte adsorberade lösta föreningar.
Hansen et al. (2004) rekommenderar att lakvattnet från kolonnlakningsexperimentet inte
filtreras före analys så att de partikelbundna föreningarna i lakvattnet tas hänsyn till vid
uppskattningen av lakbarheten i den undersökta jorden. Denna studie visar tydligt vikten av
att ta hänsyn till partikulärt transporterade föroreningar vid riskbedömningar av läckage av
HOCs från förorenade områden, framförallt för de med logKow >6. Annars är risken stor att
lakbarheten i jorden underskattas. Att filtrera lakvattnet före analys kan däremot ha fördelar
om filterna, som i denna studie, sedan extraheras och analyseras. Hänsyn tas då till de
partikulärt transporterade föreningarna och information fås även om hur stor andel av de
utlakade föreningarna som transporterats partikulärt respektive löst i vätskefasen. Denna
information kan sedan vara viktig vid riskbedömningen av det förorenade området i fråga,
både med avseende på biotillgänglighet och på transportpotential av föroreningarna. Lösta
föroreningar är mer biotillgängliga än partikulärt bundna (Semple et al., 2004) och utgör
därför en större direkt risk. Hydrofoba HOCs kan å andra sidan transporteras längre och
fortare och vara potentiellt biotillgängliga på platser längre bort än väntat utifrån deras
vattenlöslighet om de är bundna till mobila kolloider (de Jonge et al., 2004). Fraktionering av
de utlakade föreningarna i partikulär och löst fas kan därför förbättra riskbedömningen genom
att ge information om både vad som är direkt och vad som är potentiellt biotillgängligt.
Tolkningen av denna information försvåras däremot av att det inte finns någon enhetligt
accepterad definition av biotillgänglighet. Semple et al. (2004) skiljer på biotillgängliga
(bioavailable) och bioåtkomliga (bioaccessible) föreningar. Biotillgängliga föreningar är
föreningar som är fritt tillgängliga att när som helst korsa en organisms cellmembran från
mediet som organismen lever i. Bioåtkomliga föreningar är föreningar som är tillgängliga att
korsa en organisms cellmembran från miljön om organismen har tillgång till dem, men där
tillgången begränsas av att föreningarna i fråga antingen är fysiskt avlägsna från organismen
eller bara biotillgängliga efter en viss tid (Semple et al., 2004). Fysiskt avlägsna föreningar
kan vara HOCs fästa till organiskt material eller kolloider men som kan bli biotillgängliga
genom frisläppande eller genom att organismen kan röra sig för att komma i kontakt med
dem. Tidsramen för frisläppandet kan vara sekunder till år eller decennier. Bioåtkomlighet
omfattar både vad som är biotillgängligt nu och vad som är potentiellt biotillgängligt (Semple
et al., 2004).
Det är däremot inte bara kvantiteter och fysikaliska och temporära hinder som bestämmer
biotillgängligheten av ett ämne. Det som driver biokoncentration och transport-,
transformations-, diffusions- och fördelningsprocesser, vilket är nyckelparametrar för
uppskattning av biotillgänglighet och toxiska effekter, är snarare den kemiska aktiviteten,
39

eller kemiska potentialen, av ett ämne (Reichenberg och Mayer, 2005). Kemisk aktivitet är
nära besläktat med fugacitet och fri löst koncentration (Reichenberg och Mayer, 2005). För att
mäta den kemiska aktiviteten eller den fria lösta koncentrationen räcker det inte med att, som i
denna studie, fraktionera lakvattnet med hjälp av filtrering, utan mätning måste då ske med
hjälp av t.ex. jämviktsprovtagning genom membran eller genom Solid Phase Microextraction
(SPME) (Larsson et al., 2007, Liu et al., 2005, Heringa och Hermens, 2003). I vätskefasen i
denna studie (6 från
förorenade områden studeras och utvärderas. Annars är risken stor att
föroreningstransportpotentialen från området underskattas. Samtidigt är det svårt att bedöma
hur biotillgänglig denna fraktion är och vilka risker den faktiskt utgör.
4.4. Utvärdering av ER-H-metodens robusthet
En ökad flödeshastighet i systemet kan påverka hur mycket kolloider som mobiliseras och
flödesregimen genom kolonnen. En ökad flödeshastighet kan därmed leda till en ökad
koncentration av hydrofoba föreningar i lakvätskan orsakad av en ökad partikulär transport.
En ökad flödeshastighet kan å andra sidan även öka självfiltreringen av kolloider i systemet
eftersom lakvätskan recirkulerar fler varv genom kolonnen. Detta kan öka möjligheten att
kolloider fastnar och hålls kvar i jorden och att färre kolloider finns kvar i lakvätskan.
För att utvärdera metodens känslighet mot en ökad flödeshastighet utfördes lakningsförsök på
Luleå-jorden vid två flödeshastigheter, 20 ml h -1 och 30 ml h -1 . Effekten av denna förändring
studerades sedan med avseende på pH, turbiditet, DOC, konduktivitet, utlakade
koncentrationer, fördelning av utlakade föreningar till partikelfraktioner respektive vätskefas
samt med hjälp av konservativa spårämnesförsök. Jämförelser i det här kapitlet avser bara
Luleå 1 och Luleå 2, och inte Luleå 3 eftersom Luleå 3 utfördes med en längre
recirkulationstid vilket kan ha påverkat de parametrar som jämförs.
Den ökade flödeshastigheten i Luleå 2 orsakade inte någon ökad mobilisering av kolloider. En
något lägre turbiditet erhölls i Luleå 2 än i Luleå 1 (se tabell 11). Skillnaden kan vara en
indikation på att det förekom en ökad självfiltrering av lakvattnet i jordkolonnen med ökad
flödeshastighet och fler recirkulationer. Turbiditetsmätningarna utfördes å andra sidan mer än
24 timmar efter provtagning (3 till 5 dagar), på ett kommersiellt laboratorium, vilket kan ha
påverkat resultaten. Turbiditetsmätningar ger ingen exakt bestämning av hur mycket
suspenderat material som fanns i lösningarna, men ger i alla fall en uppfattning om inbördes
förhållanden av mängden partikulärt material i lakvätskan mellan lakningsförsök utförda på
samma testmaterial. Flödeshastigheten sjönk något under experimentets gång i alla Luleåförsök
och det gjorde även pH (se tabell 11). Sänkningen i pH beror förmodligen på att
jordens pH var lägre än lakningsvätskan (se tabell 1). Sänkningen i flödeshastighet beror
förmodligen på att hastigheten vid försökets start uppmättes utan kolonn och när
lakningsvätskan sedan recirkulerade genom kolonnen utövade testmaterialet ett mottryck som
kan ha sänkt flödeshastigheten något. DOC var något högre i Luleå 2a än i de andra Luleåförsöken
vilket kan bero på det något högre pH-värdet i den kolonnen (se tabell 11). Det finns
däremot inget som tyder på att de små skillnader som observerats i fysikaliska och
40

kemikaliska parametrar mellan de olika Luleå-försöken skulle vara orsakade av ökningen av
flödeshastigheten i Luleå 2.
De konservativa spårämnesförsöken ger information om huruvida flödesregimerna genom
kolonnerna påverkats av den förändrade flödeshastigheten. Genombrottskurvorna från både
Luleå 1 och Luleå 2 är symetriska vilket indikerar att flödesfältet varit homogent i alla
kolonner (se figur 12). Fördelningen av transporttider för bromidpulsens front var dessutom
lika och en återfinningsgrad på 50% (då C/C0 = 0,5) uppkom vid ungefär en porvolym i både
Luleå 1 och Luleå 2. Skillnaden mellan den modellerade porvattenhastigheten och den
beräknade var liten i alla försök, men störst i Luleå 1a vilket indikerar att det förkommit fler
immobila zoner i den mobila fasen i den kolonnen än i de andra Luleå-försöken.
Genombrottskurvorna börjar inte dala samtidigt i Luleå 1 och Luleå 2 vilket berodde på att
bromidpulsens längd var olika lång i de olika försöken. C/C0 kom aldrig upp i 1 i någon av
genombrottskurvorna vilket förmodligen beror på att det förekom en retardation av
bromidjoner i immobila zoner i kolonnerna. Dessa joner transporterades långsammare vilket
resulterade i en liten svansning av genombrottskurvorna. Den modellerade förlustfaktorn i
kolonnerna som representerar denna retardation av bromidjoner i kolonnen var lika stor i
Luleå 1 och Luleå 2. Den var inte heller någon direkt skillnad i den modellerade
dispersiviteten mellan de olika försöken. Sammantaget indikerar de konservativa
spårämnesförsöken att den ökade flödeshastigheten i Luleå 2 inte påverkade flödesmönstret
genom jorden i kolonnerna samt att packningen av jorden varit likvärdig mellan replikaten.
Som nämnts i kapitel 4.2. var det ingen direkt skillnad i den totala utlakningen av CP:er
mellan Luleå 1 och Luleå 2 (se tabell 6), vilket indikerar att en ökning av flödeshastighet med
50% inte påverkade utlakningen av de föreningar som huvudsakligen transporterats i löst
form och inte bundet till partiklar (se kapitel 4.3.). Utlakningen av PCDE:er och PCDD/F:er
skiljde sig däremot åt mellan Luleå 1 och Luleå 2 (se figur 7, 8 och 9). Dessa skillnader antas
däremot vara orsakade av andra faktorer än förändringen i flödeshastighet. Den betydligt
mycket högre utlakningen av PCDE:er och PCDF:er i Luleå 2b än i Luleå 1 antas vara
orsakad av häverteffekten som mobiliserade partikulärt bundna HOCs som annars inte hade
transporterats med lakvätskan (se kapitel 4.2.) och inte av den ökade flödeshastigheten i Luleå
2. Utlakningen av PCDE:er och PCDF:er var något lägre i Luleå 2a än i Luleå 1, men i
samma storleksordning, och antas därför inte ha påverkats av förändringen i flödeshastighet.
De stora skillnaderna i utlakade koncentrationer av PCDD:er mellan Luleå 1 och Luleå 2
beror förmodligen inte heller på den ökade flödeshastigheten i Luleå 2 utan antas vara
orsakade av den stora föroreningsheterogeniteten i jorden. PCDD-resultaten skulle kunna tyda
på en ökad självfiltrering av kolloider i kolonnen och minskad utlakning av partikulärt
transporterade föroreningar med ökad flödeshastighet, men om så var fallet borde samma
trend även ha setts för PCDE:er och PCDF:er som också huvudsakligen transporterades
partikulärt (se kapitel 4.3.). Den beräknade procentuella utlakningen (andel av totalmängden i
jorden som återfanns i lakvattnet) indikerar att utlakningsprocessen för PCDD:er varit
annorlunda än utlakningsprocessen för PCDE:er och PCDF:er i både Luleå 1 och Luleå 2. I
Luleå 1 var den totala procentuella utlakningen av PCDD:er ungefär tio gånger större än den
procentuella utlakningen av PCDE:er och PCDF:er, och i Luleå 2 var den totala utlakningen
av PCDD:er ungefär tio gånger lägre (se tabell 7,8 och 9). Den här studien kan inte visa på
någon annan förklaring för denna trend än föroreningsheterogenitet i jorden och på de
mobiliserade kolloiderna.
Fraktioneringen av lakvattnet i partikulära fraktioner och vätskefas visade inte några
skillnader mellan försöken som kan anses vara orsakade av den ökade flödeshastigheten i
Luleå 2 (se figur 11). De observerade skillnaderna i partikulärt transporterade föroreningar ses
41

framförallt för PCDD:er samt i Luleå 2b även för PCDE:er och PCDF:er. Dessa skillnader
tros, som nämnts ovan, däremot bero på häverteffekten i Luleå 2b samt på
föroreningsheterogenitet i jorden, och inte på en ökad mobilisering eller ökad självfiltrering
av kolloider orsakade av en ökad flödeshastighet.
Sammanfattningsvis dras slutsatsen att ER-H-metoden verkar vara robust mot en ökning av
flödeshastigheten med 50% eftersom inga skillnader i fysikaliska och kemiska parametrar,
förändringar i flödesregim, skillnader i utlakade koncentrationer eller förändringar i den
partikulära transporten av föroreningarna föreföll vara orsakade av förändringen i
flödeshastighet.
4.5. Utvärdering av recirkulationstidens längd
ER-H-metoden har tidigare utvärderats med olika långa recirkulationstider, 1-21 dygn för två
PAH:er; fluoranten och bens(a)pyren, (Gamst et al., 2003), och 1-19 dygn för fyra PAH:er;
naftalen, fluoranten, fenantren och bens(a)pyren, (Gamst et al., 2007). Gamst et al. (2003)
fann att den utlakade koncentrationen av dessa ämnen bara ökade upp till en recirkulationstid
på ungefär sju dygn vilket indikerar att jämvikt då har nåtts i systemet. Gamst et al. (2007)
fann att ökningen från sju till 19 dygn var liten och svår att bestämma. Resultaten i den här
studien tyder på att jämvikt inte uppnås efter sju dygns recirkulation. För alla PAH:er utom
naftalen var de utlakade koncentrationerna högre i 22-dygnsförsöket än i 7-dygnsförsöken (se
tabell 3). I utvärderingen av recirkulationstidens längd i Gamst et al. (2003) och Gamst et al.
(2007) användes däremot en annan jord än i denna studie vilket kan vara en anledning till att
resultaten skiljer sig åt. Antalet replikat är dessutom få. Inverkan av recirkulationstiden på de
utlakade PAH-koncentrationerna bör därför studeras vidare, både med fler replikat och på fler
jordar och restmaterial med olika egenskaper. I 22-dygnsförsöket i denna studie var DOC
nästan dubbelt så högt som i 7-dygnsförsöken (se tabell 5), och med ökad DOC ökar även
lösligheten av HOCs (Chiou et al., 1987). Turbiditeten var också något högre i Ringsted 2 än i
Ringsted 1 (se tabell 5). Den ökade utlakningen i 22-dygnsförsöket kan alltså bero på att
mängden DOC och partiklar i lakvätskan var högre i det försöket, vilket gör det svårt att dra
någon säker slutsats om huruvida jämvikt uppnåtts efter sju dygns recirkulation eller ej. Det
bör därför även utredas vidare hur lång tid det tar för DOC att ställa in sig i jämvikt mellan
den fasta och flytande fasen, eftersom mängden DOC kan ha stor inverkan på utlakningen av
HOCs.
Flödesregimen genom Ringsted 2 var lik den i Ringsted 1. Genombrottskurvan var relativt
symetrisk, men hade en tydlig svansning, precis som i Ringsted 1 (se figur 5). Det förekom
däremot mer immobila zoner i den mobila fasen i Ringsted 2; skillnaden mellan den
modellerade och beräknade porvattenhastigheten var större, och fronten på
genombrottskurvan kom lite tidigare, i Ringsted 2 än i Ringsted 1. Dispersiviteten var ungefär
lika stor som i Ringsted 1b. De små skillnaderna i flödesregim mellan Ringsted 1 och 2
behöver däremot inte vara orsakade av den förlängda recirkulationstiden, utan kan t.ex. bero
på att luftbubblor stängts inne i materialet vid packning.
Om den ökade utlakningen i 22-dygnsförsöket beror på att jämvikt inte uppnåtts efter sju
dygn skulle det vid en riskbedömning av ett PAH-förorenat område finns en risk att
lakbarheten skulle underskattas om recirkulationstiden i kolonnlakningsförsöket utförts enligt
rekommendationer av Hansen et al. (2004). Vid riskbedömningar används däremot
säkerhetsmarginalerna och en underskattning av den maximala porvattenkoncentrationen på
30-80% kan då eventuellt vara acceptabel. Gamst et al. (2007) anser att 7 dygns kontakttid
förmodligen är en bra kompromiss; det tillfredställer behovet av att metoden ska vara snabb
och tillförlitlig och ger en skenbar jämviktskoncentration nära den ”riktiga”
42

jämviktskoncentrationen. Gamst et al. (2007) efterlyser dock ytterligare undersökningar för
att utreda för vilka jordar detta gäller.
I Luleå-försöken verkar jämvikt ha uppnåtts efter sju dygn för Di- och TrCP. De utlakade
koncentrationerna ökade inte för dessa ämnen när recirkulationstiden förlängdes (se tabell 6).
För TeCP ökade däremot utlakningen med förlängd recirkulationstid. Detta tyder på att de
olika CP:erna har olika sorptions/desorptions-isotermer och att det tar längre tid för de
högklorerade CP:erna än för de lågklorerade att ställa in sig i jämvikt mellan den fasta fasen
och vätskefasen. Resultaten för PCP är däremot motstridiga. Det verkar som om jämvikt har
uppnåtts i Luleå 2, men inte i Luleå 1, efter sju dygns recirkulation, jämfört med Luleå 3 (se
tabell 6). Detta kan eventuellt bero på att föroreningsheterogeniteten var väldigt stor i
jordproverna med avseende på PCP. Analysen av lakvattnet i Luleå 3 var dessutom
annorlunda än analysen av lakvattnet i Luleå 1 och Luleå 2. Lakvattnet i Luleå 3 filtrerades
inte och vid filtrering, extraktion av filter och analys av lakvattnet i Luleå 1 och 2 kan
förlusterna vid analysen ha varit större än i Luleå 3. Det är därför svårt att säga om CP:erna
uppnått jämvikt eller ej efter sju dygns recirkulation, eller om de observerade skillnaderna i
utlakade koncentrationer beror på föroreningsheterogenitet i jorden eller på förluster vid
analysen av lakvätskan. Det finns i alla fall inget som tyder på att skillnaderna i utlakade
koncentrationer skulle bero på förändringar i fysikaliska och kemikaliska parametrarna. De
var i princip opåverkade av förlängningen i recirkulationstid (se tabell 11). Flödesregimen
genom kolonnen påverkades inte heller av den förlängda recirkulationstiden. Precis som för
de andra Luleå-försöken var genombrottskurvan från Luleå 3 symetrisk och hade en front där
en 50% återfinningsgrad uppkom vid ungefär en porvolym (se figur 12). Den modellerade
nettoförlusten och dispersiviteten var dessutom i samma storleksordning som i de andra
försöken. Den modellerade porvattenhastigheten var något högre än den beräknade vilket
indikerar att det förekommit en del immobila zoner i den mobila fasen, men skillnaden är för
liten för att vara orsakad av den förlängda recirkulationstiden.
Eftersom PCDD/F:erna nästan uteslutande transporterades partikulärt (se figur 11) är det inte
särskilt intressant att diskutera om jämvikt mellan jorden och lakvattnet uppnåtts eller ej för
dessa föreningar efter sju dygns recirkulation. För dessa ämnen är det mer relevant att
utvärdera om den partikulära transporten påverkats av en förlängd recirkulationstid.
Utlakningen av PCDF:er var betydligt högre efter 22 dygns recirkulation än efter sju dygns
recirkulation (se figur 8) om man bortser från koncentrationerna i Luleå 2b som förmodligen
inte är tillförlitliga (se kap 4.2.). Den partikulära transporten av PCDF:er verkar alltså ha ökat
med en ökad recirkulationstid. Detta syns däremot inte i turbiditetsmätningen som faktiskt är
lägre i Luleå 3 än i de andra Luleå-försöken (se tabell 11). Turbiditeten mättes däremot inte i
lakvattnet i flaskan som skickades på analys utan i lakvattnet som fanns kvar i kolonnen och i
rören efter avslutat lakningsförsök. Turbiditeten antogs vara densamma i hela systemet, men
detta antagande har inte testats. Turbiditetsvärdena i tabell 11 visar bara vad som kommer in i
flaskan från kolonnens utloppsrör. Det är fullt möjligt att mängden partiklar som lämnar
flaskan genom pumpens inloppsrör vid recirkulationen är mindre än mängden som kommer in
och att det därför sker en ansamling av partiklar i flaskan som ökar med tiden. En ansamling
snarare än en ökad mobilisering av partiklar skulle därför kunna vara förklaringen till de
förhöjda PCDF-koncentrationerna i 22-dygnsförsöket.
Det är svårt att avgöra vilken påverkan den förlängda recirkulationstiden har haft på den
partikulära transporten av PCDD:erna eftersom föroreningsheterogeniteten i jorden tros ha
haft en avgörande betydelse för utlakningen av dem (se kapitel 4.2.). Jämfört med Luleå 2a
verkar den förlängda recirkulationstiden ha gett en ansamling av partikulärt bundna PCDD:er
43

likt den för PCDF:er (se figur 9). Denna trend kan däremot inte ses när Luleå 3 jämförs med
Luleå 1.
Sammanfattningsvis dras slutsatsen att en recirkulationstid på sju dygn eventuellt inte är
tillräcklig för att jämvikt mellan den fasta och flytande fasen ska uppnås för PAH:er och tetra-
och pentaklorerade CP:er. Detta behöver studeras vidare och för fler testmaterial. Vidare
rekommenderas att det även bör utvärderas hur stor avvikelse från jämviktskoncentrationerna
som är acceptabel ur ett riskbedömningsperspektiv eftersom ER-H-metoden är betydligt mer
praktisk om den kan köras i sju istället för 22 dygn. Slutsatsen dras även att en förlängd
recirkulationstid förmodligen inte ökar mobiliseringen av kolloider men att det kan ske en
ansamling av kolloider, och partikulärt transporterade HOCs, i glasflaskan som ökar med
tiden.
4.6. Riskbedömning baserad på beräkningar utifrån totalhalt och Koc
respektive experimentella lakförsök
Det har tidigare visats att uppskattningen av mobilitet och tillgänglighet av organiska
föreningar i förorenade jordar överskattas då riskbedömningar gjorts baserat på totalhalter i
jorden. En anledning till detta är intrapartikulär diffusion av föroreningarna in i jordpartiklar
och jordaggregat med tiden vilket minskar deras mobilitet, biotillgänglighet och möjlighet att
brytas ned bakteriellt (Alexander, 2000). Samma trend kunde ses i denna studie. Den
experimentellt bestämda utlakningen från Ringsted-jorden var lägre än den som beräknats
utifrån Koc-värden och totalhalten i jorden för alla PAH:er utom indeno(123cd)pyren (se figur
13). Skillnaden minskade dock med ökad molekylvikt på PAH:erna. Resultaten i denna studie
tyder alltså på att lakbarheten av de mindre PAH:erna kan överskattas kraftigt om den
uppskattas utifrån beräkningar baserade på Koc och totalhalten i jorden, men underskattas för
de allra tyngsta PAH:erna.
För många av de klorerade föreningarna var den experimentellt uppmätta utlakningen högre
än den beräknade (se figur 14). En tydlig trend kunde ses med ökad underskattning av
lakbarheten beräknad utifrån totalhalten med ökad hydrofobicitet hos föreningarna,
framförallt för utlakningen beräknade med det högre Koc-värdet (från ekvation 4) men även
från beräkningar med det lägre (från ekvation 5). Detta beror förmodligen på att de hydrofoba
föreningarna med logKow >6-7 huvudsakligen transporterats bundet till partiklar, något som
inte tas hänsyn till i beräkningar utifrån totalhalt och Koc-värden. Riskbedömningar baserade
på totalhalter kan därför kraftigt underskatta lakbarheten av hydrofoba organiska föroreningar
som transporteras bundet till kolloider från förorenade områden. För att förbättra
riskbedömningen är det är därför av stor vikt att experimentella metoder, som ER-H-metoden
testad i denna studie, utvecklas och valideras även för HOCs med logKow >6-7.
En svaghet med experimentella lakförsök är att HOCs hellre än att vara i vattenfasen
adsorberar till ytor. I Luleå-försöken fanns 125-200 ng PCDD/F:er adsorberat till
glaskolonnens väggar efter avslutat lakningsförsök vilket motsvarade 39-63% av de totalt
utlakade PCDD/F:er (se kap 3.2.5.). Det skulle därför även kunna finnas en relativt stor
adsorption av PCDD/F:er till glasväggarna i flaskan. Denna adsorption kan påverka lakningen
på två sätt. Om en del av de utlakade föreningarna adsorberar till glasväggarna i kolonnen
istället för att stanna kvar och recirkulera med lakvätskan sänks koncentrationen i lakvätskan
och jämvikt kanske inte uppnås efter sju dygns recirkulation. När föreningarna adsorberar till
glasväggarna i flaskan sänks också koncentrationen i lakvätskan. När lakvätska sedan pumpas
in i kolonnen igen har den en lägre koncentration och fler föreningar kan lakas ut. Efter
avslutat lakningsförsök analyseras alla föreningar som finns i glasflaskan, både de i lakvattnet
44

och de som är adsorberade till glasväggarna, och eventuellt är då den utlakade
koncentrationen större än jämviktskoncentrationen. Metoden avser att bestämma
jämviktskoncentrationen av icke-flyktiga organiska föreningar mellan fast och flytande fas för
att på så sätt uppskatta den maximala porvattenkoncentrationen i jorden som kan uppstå i en
fältsituation. Adsorption av hydrofoba föreningar till bl.a. glasväggar försvårar däremot
extrapoleringen av resultaten från lakningsförsök till fältsituationer. Om adsorptionsförluster
gör att jämviktskoncentrationer inte uppnås finns det en risk att lakbarheten hos jorden
underskattas. Om adsorptionen gör att den utlakade koncentrationer blir högre än
jämviktskoncentrationen kan lakbarheten hos jorden däremot överskattas.
För PAH:er utgjorde adsorptionen till glasväggarna däremot inget problem. Den var bara 0,2-
0,7 ng (se kap 3.1.5.). En anledning till att adsorptionen av PCDD/F:er var så mycket större
kan vara att de är mer hydrofoba än de undersökta PAH:erna. Mer än 98% av de adsorberade
PCDD/F:erna var hexa-oktaklorerade med logKow-värden över 7,3. Av PAH:erna som
analyserats var det bara indeno(123cd)pyren som hade ett logKow-värde över 7.
Indeno(123cd)pyren fanns emellertid i ganska hög halt i jorden (se tabell 3) men hade ändå
inte adsorberat till glasväggarna i detekterbar mängd. Gamst et al. (2003) rapporterar att upp
till 10 massprocent av den utlakade mängden flouranten adsorberat till glaskolonn och rör vid
lakförsök. Däremot kunde ingen adsorption av bens(a)pyren, med mer än 10 gånger högre
Kow-värde, detekteras. På grund av dessa motstridiga resultat bör adsorptionen av PAH:er till
glasväggar utredas ytterligare.
Sammanfattningsvis dras slutsatsen att experimentella metoder för att uppskatta lakbarheten
av organiska föreningar har fördelar framför beräkningar baserade på totalhalt och Koc-värden.
Hänsyn tas då till faktorer som påverkar utlakningen av HOCs som minskad mobilitet och
tillgänglighet p.g.a. åldrande samt ökad mobilitet p.g.a. kolloidtransport. Den experimentellt
uppmätta utlakningen avser de föreningar som verkligen varit mobila. Det finns däremot en
del praktiska problem med experimentella metoder, vilket denna studie visat, som adsorption
av HOCs till glasväggar, svårigheter att veta om jämvikt uppnåtts i systemet och inverkan av
föroreningsheterogenitet på utlakningen, som försvårar extrapolering av resultaten till
fältsituationer. En fortsatt vidareutveckling och utvärdering av experimentella
lakningsmetoder är därför angeläget.
4.7. ER-H metodens användbarhet vid riskbedömning av förorenade
områden
De förhållanden och förutsättningar för utlakning som råder generellt i kolonnlakningstester
skiljer sig markant från de som råder i marken i fält. Resultaten är därför inte direkt
överförbara till fältsituationer och till riskbedömningar. I en nyligen genomförd studie av
Elert m.fl.(2007) uppmärksammades många av de osäkerheter gällande resultat från laktester
av förorenad mark. Vid provtagning och provberedning skapas t.ex. nya mineralytor i jorden
vilket kan leda till högre utlakning alternativt högre fastläggning av föroreningar.
Provberedningen kan även leda till att kolloider skapas. I kolonntester är även flödesregimen
ofta annorlunda än i fältsituationer eftersom större partikelfraktioner sållats bort, jorden har
homogeniserats och sedan packats för att få ett så jämnt flödesfält som möjligt. Lakvätskans
sammansättning och kontakttiden mellan jord och vätska skiljer sig sannolikt också mellan
laktester och verkligheten. Laktester utförs dessutom vanligtvis i rumstemperatur medan
markens temperatur varierar och är betydligt mycket lägre stora delar av året. Vid ökad
temperatur (7-22 o C) har det visats att utlakningen av PAH:er kan öka med en faktor 10 (Enell
et al., 2005).
45

Det laktest som utvärderats här önskar bli en standardmetod för bestämning av lakbarhet för
ickeflyktiga organiska föreningar. Vid standardisering är det en förutsättning att metoden ger
repeterbara och reproducerbara resultat vilket bl.a. kräver att proverna måste provberedas
även om man då måste göra avkall på att efterlikna verkliga fältförhållanden. ER-H metoden
har visat sig ge repeterbara resultat för PAH:er och i denna studie även för CP:er. För att
kunna relatera de resultat som fås med ER-H metoden med verkligheten är det önskvärt att
valideringar görs genom t.ex. lysimeterprovtagning av markvatten från den provpunkt där
jorden som använts till laktestet tagits.
Trots skillnaderna i förutsättningarna för utlakning som råder mellan fältsituationer och
laktester kan ER-H metoden bidra med värdefull information som kan användas i
riskbedömningen av förorenade områden, kontaminerade med organiska föroreningar.
Normalt används, som nämnts tidigare, beräkningsmodeller baserat på totalhalten och Kocvärdet
för föreningen i fråga. Generella Koc-värden som är empiriskt framställda finns att
hämta för ett antal föreningar i remissversionen av Beräkningsmodell för riktvärden för mark
(Naturvårdsverket, 2005). Generella Koc-värden kan även beräknas utifrån andra kända
parametrar av föreningen i fråga som i denna studie (se kapitel 3.3.) Genom att kombinera
riskbedömningen med ER-H metoden kan däremot mer platsspecifika Koc-värden bestämmas
och eventuella beräkningsmodeller bli mer precisa. Om det platsspecifika Koc-värdet, bestämt
m.h.a. ER-H metoden, är högre än det generella, indikerar det att sorptionen är starkare i den
studerade jorden än i de föroreningssituationer som ligger till grund för de generellt bestämda
Koc-värdena i riktvärdesmodellen, och vice versa.
4.8. Rekommenderad vidareutveckling av ER-H-metoden
För att vidareutveckla metoden kan det vara intressant att utföra kolonnlakningsförsöken i
större skala. Om en större volym lakningsvätska används kan inverkan av adsorptionen av
HOCs till glasväggar bli jämförelsevis mindre, och en större mängd testmaterial kan minska
inverkan av föroreningsheterogenitet på utlakningen. En större skala skulle även kunna
förbättra möjligheten att extrapolera de experimentella resultaten till fältsituationer.
Adsorptionens inverkan på lakningsresultaten kan även minskas genom att lakvattnet i
glasflaskan dekanteras vid analys. De föreningar som adsorberat till glasväggarna, och som
eventuellt gör att koncentrationen i flaskan är högre än jämviktskoncentrationen i systemet,
följer då inte med. Adsorptionen av HOCs skulle eventuellt även kunna minskas om andra
material användes, t.ex. rostfritt stål istället för glas. Att tillverka kolonnen i rostfritt stål
skulle även ha fördelen att risken för luftintag och häverteffekter skulle minska eftersom
kopplingar lättare skulle kunna göras täta.
För att vidareutveckla metoden bör turbiditeten om möjligt mätas även i lakvattnet i
glasflaskan som skickas till analys och inte bara i lakvattnet som finns kvar i kolonnen och
rören efter avslutat lakförsök, som i denna studie. En jämförelse mellan turbiditeten i
lakvattnet i rören och kolonnen, vilket är turbiditeten i lakvattnet som kommit in flaska, och
turbiditeten i flaskan skulle kunna ge information om det skett en ansamling av partiklar i
flaskan under experimentets gång vilket i sin tur kan ha påverkat utlakningen.
Turbiditetsmätningar ger däremot ingen exakt bestämning av mängden suspenderat material i
lakvattnet och att mäta turbiditeten är eventuellt otillräckligt för att utvärdera om det skett en
ansamling av partiklar i flaskan eller ej.
Eftersom förekomsten av kolloider påverkar både transportpotentialen och biotillgängligheten
av HOCs vore det intressant att vid varje lakförsök veta hur stor andel av de utlakade
föreningarna som varit partikulärt bundet respektive verkligt lösta. Filtrering och analys av
filter, som har gjorts för en del av proverna i den här studien, ger intressant information, men
46

tolkningen av resultaten försvåras av den stora adsorptionen av mycket hydrofoba föreningar
till filterna. Eventuellt skulle filter tillverkat i ett annat material där adsorptionen är ett mindre
problem kunna användas. Alternativt skulle analysen av de utlakade koncentrationerna i
flaskan, både partikulärt och verkligt löst, om möjligt kunna kombineras med analys av den
fritt lösta koncentrationen med hjälp av t.ex. jämviktsmätare genom membran (Larsson et al,
2007) eller SPME (Heringa och Hermens, 2003).
4.9. Slutsatser
Denna studie visar att ER-H-metoden utvecklad av Gamst et al. (2003, 2007) ger repeterbara
resultat och fungerar tillfredställande för att bestämma lakbarheten av PAH:er och CP:er.
Metoden är även robust mot en ökning av flödeshastigheten med 50%. Metoden fungerar
däremot sämre för PCDE:er, PCDF:er och PCDD:er på grund av att dessa föreningar
huvudsakligen transporterades bundna till partiklar. Utlakningen av partikulärt bundna
föreningar verkar kunna påverkas kraftigt av föroreningsheterogeniteten i jorden och av vilka
partiklar som mobiliseras. Studien visar däremot på vikten av att ta hänsyn till den partikulära
transporten av HOCs från förorenade områden. Annars är risken stor att lakningspotentialen
och risken som föroreningarna utgör för omgivningen underskattas. Den här studien visar
även att sju dygns recirkulation eventuellt inte är tillräckligt för att jämvikt mellan den fasta
och flytande fasen i systemet ska uppnås. Detta bör därför studeras vidare, och helst på ett
flertal olika testmaterial med olika egenskaper, om den maximala porvattenkoncentrationen i
testmaterialet ska kunna bestämmas med säkerhet med hjälp av ER-H-metoden. I studien
observerades även stora skillnader mellan experimentellt bestämd utlakning och beräknad
utifrån totalhalter vilket exemplifierar behovet av en tillförlitlig metod som kan användas i
riskbedömningar för bestämning av lakbarhet i jordar kontaminerade med organiska
föreningar. Detta behov har ER-H-metoden potential att tillgodose för PAH:er och CP:er.
47

5. Referenser
Abdul, A.S., Gibson T.L., Rai D.N., 1987, Statistical correlations for predicting the partioncoefficient
for nonpolar organic contaminants between aquifer organic-carbon and
water, Hazardous Waste & Hazardous Materials 4 (3), 211-222
Alexander M., 2000, Aging, bioavailability, and overestimation of risk from environmental
pollutants, Environmental Science and Technology, 34 (20), 4259-4265
Atanassova I., Brümer G.W., 2004, Polycyclic aromatic hydrocarbons of anthropogenic and
biopedogenic origin in a colluviated hydromorphic soil of Western Europe, Geoderma
120, 27-34
Baker J.I., Hites R.A., 2000, Is combustion the major source of polychlorinated dibenzo-pdioxins
and dibenzofurans to the environment? A mass balance investigation,
Environmental Science and Technology 34 (14), 2879-2886
Brusseau M.L., Rao P.S.C., 1990, Modeling solute transport in structured soils: A review,
Geoderma 46, 169-192
Burgess R.M., McKinney R.A., Brown W.A., 1996, Enrichment of marine sediment colloids
with polychlorinated biphenyls: Trends resulting from PCB solubility and
chlorination, Environmental Science and Technology 30 (8), 2556-2566
Chen M., Wang W-X., 2001, Bioavailability of natural colloid-bound iron to marine plankton:
Influences of colloidal size and aging, Limnology and Oceanography 46 (8), 1956-
1967
Chiou C.T., Malcolm R.L., Brinton T.I., Kile D.E., 1986, Water solubility enhancement of
some organic pollutants and pesticides by dissolved humic and fulvic acids,
Environmental Science and Technology 20, 502-508
Chung N., Alexander M., 1999, Effect of concentration on sequestration and bioavailability of
two polycyclic aromatic hydrocarbons, Environmental Science and Technology 33
(20), 3605-3608
Elert M., Eliaeson K., Strandberg J., Nilsson S., Wadstein E., Enell A., Berggren Kleja D.,
Gustafsson J.P., 2007, Föroreningsspridning – tillämpning och utvärdering av
metoder, Hållbar sanering, Naturvårdsverket
Enell A., 2004, A column method for determination of leaching of polycyclic aromatic
hydrocarbons from aged contaminated soil, Chemosphere 54, 707-715
Enell A., Reichenber F., Ewald G., Warfvinge P., 2005, Desorption kinetics studies on PAHcontaminated
soil under varying temperatures, Chemosphere 61, 1529-1538
Enell A., 2006, Leaching of polycyclic aromatic hydrocarbons using a column method,
Teknologie doktorsavhandling vid tekniska fakulteten, Lunds Universitet, Lund
48

Fingler S., Drevenkar V., Fröbe Z., 2004, Sorption of chlorophenols in soils and aquifer and
marine sediments, Archives of Environmental Contamination and Toxicology 48, 32-
39
Frankki S., Persson Y., Tysklind M., Skyllberg U., 2006, Partioning of CPs, PCDEs, and
PCDD/Fs between particulate and experimentally enhanced dissolved natural organic
matter in a contaminated soil, Environmental Science and Technology 40, 6668-6673
Gallé T., Grégoire Ch., Wagner M., Bierl R., 2005, Bioavailability of HOC depending on the
colloidal state of humic substances: A case study with PCB-77 and Daphnia magna,
Chemosphere 61, 282-292
Gamst J., Kjeldsen P., Hansen J.B., Broholm K., Christensen T.H., 2003, Leaching of PAH´s
from soil: Comparison of two conceptualy different column tests and a batch tests,
Proceedings of the 2 nd International Workshop on Groundwater Risk Assessment at
Contaminated Sites (GRACOS) and Integrated Soil and Water Protection (SOWA),
Tübingen, Tyskland, Center for Applied Geosciences
Gamst J., Kjeldsen P., Christenssen T.H., 2007, Determination of solute organic concentration
in contaminated soils using a chemical-equilibrium soil column system, Water, Air
and Soil Pollution, DOI 10.1007/s11270-007-9386-0
Gawlik B.M., Sotiriou N., Feicht E.A., Schulte-Hostede S., Kettrup A., 1997, Alternatives for
the determination of the soil adsorption coefficient, KOC, of non-ionicorganic
compounds – a review, Chemosphere 34 (12), 2525-2551
Gowers H.A.J., Krop H.B., 1998, Partion constants of chlorinated dibenzo-furans and
dibenzo-p-dioxins, Chemosphere 37, 2139-2152
Hansen J.B., Grön C., Hjelmar O., Asmussen O., Klem S., Mizutani S., Gamst J., Wahlström
M., Håkkanson K., Breedweld G., 2004, Leaching tests for non-volatile organic
compounds – Developement and testing, Nordtest 1643-03
Heringa M.B., Hermens J.L.M., 2003, Measurement of free concentration using negligible
depletion-solid phase microextraction (nd-SPME), Trends in Analytical Chemistry 22
(10), 575-585
Jardine P.M., R. O´Brien G.V. Wilson J.P. Gwo, 1998, Experimental techniques for
confirming and quantifying physical nonequlibrium processes in soils, I: Physical
nonequilibrium in soils - Modeling and application (Red: H.M. Selim and L. Ma), Ann
Arbor Press, Chelsea, Michigan, s. 243-271
de Jonge L.W., Kjaergaard C., Moldrup P., 2004, Colloids and colloid-facilitated transport of
contaminants in soils: An introduction, Vadose Zone Journal 3, 321-325
Koistinen J., Paasivirta J., Suonpera M., Hyvarinen H., 1995, Contamination of pike and
sediment from the Kymijoki river by PCDEs, PCDDs, and PCDFs: Contents and
patterns compared to pike and sediment from the Bothnian bay and seals from Lake
Saimaa, Environmental Science and Technology 29, 2541-2547
49

Kurz J., Ballschmiter K., 1995, Isomer-specific determination of 79 polychlorinated diphenyl
ethers (PCDE) in cod liver oils, chlorophenols and in a fly ash, Fresenius´ Journal of
Analytical Chemistry 351, 98-109
Larsson N., Toräng L., Liu J.-f, Romero R., Utterback K., Reichenberg F., Jönsson J.Å., 2007,
Jämviktsprovtagning, Kemivärlden Biotech med Kemisk Tidskrift 2, 22-24
Liu J.-f., Jönsson J.Å., Mayer P., 2005, Equilibrium sampling through membranes of freely
dissolved chlorophenols in water samples with hollow fiber supported liquid
membrane, Analytical Chemistry 77, 4800-4809
Lægdsman M., Villholth K.G., Ullum M., Jensen K.H., 1999, Processes of colloid
mobilization and transport in macroporous soil monoliths, Geoderma 93, 33-59
Mackay A.A., Gschwend P.M., 2001, Enhanced concentrations of PAHs in groundwater at a
coal tar site, Environmental Science and Technology 35 (7), 1320-1328
Mackay D., Shiu W.-Y., Ma K.-C., 1992, Illustrated handbook of physical-chemical
properties and environmental fate for organic chemicals, Vol. II Polynuclear aromatic
hydrocarbons, polychlorinated dioxins, and dibenzofurans, Lewis Publishers, NY,
USA
Mackay D., Shiu W.-Y., Ma K.-C., Lee S.C., 2006, Handbook of physical-chemical
properties and environmental fate for organic chemicals, Vol. III Oxygen containing
compounds, 2 nd ed, CRC Press, USA
Menzie C.A., Potocki B.B, Santodonato J., 1992, Exposure to carcinogenic PAHs in the
environment, Environmental Science and Technology 26 (7), 1278-1284
Miljøstyrelsen, 1996, Kemiske stoffers opførsel i jord og grundvand: Bind 1, Miljø- og
Energiministeriet
Naturvårdsverket, 1999, Vägledning för efterbehandling vid träskyddsanläggningar, Rapport
4963, Naturvårdsverket, Stockholm
Naturvårdsverket, 2002, Metodik för bedömning av förorenade områden, Rapport 4918,
Naturvårdsverket, Stockholm
Naturvårdsverket, 2005, Beräkningsmodell för riktvärden för mark, REMISSVERSION,
2005-07-04, Kontaktperson NV Yvonne Österlund
Naturvårdsverket, 2006, Efterbehandling och sanering av förorenade områden – Läget idag,
http://www.naturvardsverket.se/, uppdaterad 2006-03-23
Naturvårdsverket, 2007, Lägesbeskrivning av efterbehandlingsarbetet i landet 2006,
http://www.naturvardsverket.se/upload/07_verksamheter_med_miljopaverkan/efterbe
handling/laget_i_landet_efterbehandling/lagesbeskrivning_2006.pdf, skrivelse 2007-
02-22
50

Nilsson C-A., Renberg L., 1974, Further studies on impurities in chlorophenols, Journal of
Chromatography 89, 325-333
Nordtest, 2000, Development of tests for characterising the leaching of organic compounds
from contaminated soils and waste products, Hjelmar O., Broholm K., Larsson L.B.,
Wahlstrøm M., Nordtest projekt 1394-97
Persson Y., Lundstedt S., Öberg L., Tysklind M., 2007a, Levels of chlorinated compounds
(CPs, PCPPs, PCDEs, PCDFs and PCDDs) in soils at a contaminated sawmill sites in
Sweden, Chemosphere 66, 234-242
Persson Y., Schukarev A., Öberg L., Tysklind M., 2007b, Dioxins, chlorophenols and other
chlorinated organic pollutants in colloidal and water fractions of groundwater from a
contaminated sawmill site, Manuskript, filosofie doktorsavhandling i kemi, Tekniska-
Naturvetenskapliga fakulteten, Umeå Universitet
Pignatello J.J., Xing B., 1996, Mechanisms of slow sorption of organic chemicals to natural
particles, Environmental Science and Technology, 30 (1), 1-11
Ranville J.F., Chittleborough D.J., Beckett R., 2005, Particle-size and element distribution of
soil colloids: Implications for colloid transport, Soil Science Society of America
Journal 69, 1173-1184
Reichenberg F., Mayer P., 2006, Two complementary sides of bioavailability: Accessibility
and chemical activity of organic contaminants in sediments and soils, Environmental
Toxicology and Chemistry, 25 (5), 1239-1245
Semple K.T., Kirk, Doick K.J., Jones K.C., Burauel P., Craven A., Harms H., 2004, Defining
bioavailability and bioaccessibility of contaminated soil and sediment is complicated,
Environmental Science and Technology 38, 228A-231A
Sen T.K., Khilar K.C., 2006, Review on subsurface colloids and colloid-associated
contaminant transport in saturated porous media, Advances in Colloid and Interface
Science 119, 71-96
Seth R., Mackay D., Muncke J., 1999, Estimating the organic carbon partion coefficient and
its variability for hydrophobic chemicals, Environmental Science and Technology 33,
2390-2394
Sveriges miljömål, 2006a, Bakgrund – Varför miljömål?,
http://www.miljomal.nu/om_miljomalen/bakgrund.php, uppdaterad 2006-12-29
Sveriges miljömål, 2006b, 4. Giftfri miljö,
http://www.miljomal.nu/om_miljomalen/miljomalen/mal4.php, uppdaterad 2006-06-
07
Velkko H., KitunenV.H., Valo R.J., Salkinoja-Salonen M.S., 1987, Contamination of soil
around wood-preserving facilities by polychlorinated aromatic compounds,
Environmental Science and Technology 21, 96-101
51

Vittholth, K.G., 1999, Colloid characterization and colloidal phase partioning of polycyclic
aromatic hydrocarbons in two creosote-contaminated aquifers in Denmark,
Environmental Science and Technology 33, 691-699
Wagenet R.J., Chen W., 1998, Coupling sorption rate hetrogeneity and physical
nonequilibrium, I: Physical nonequilibrium in soils - Modeling and application (Red:
H.M. Selim and L. Ma), Ann Arbor Press, Chelsea, Michigan, s. 1-36
Walker C.H., Hopkin S.P., Silby R.M., Peakall D.B., 2001, Principles of Ecotoxicology,
Second Edition, Taykor & Francis, London
Wilcke W., 2000, Polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs) in soil – a Review, Journal of
Plant Nutrition and Soil Science 163, 229-248
Wilson S.C., Jones K.C., 1993, Bioremediation of soil contaminated with polynuclear
aromatic hydrocarbons (PAHs): a Review, Environmental Pollution 81, 229-249
52