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

More documents

Recommendations

Info

• 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
Page 1 and 2: Examensarbete 20 p HT 2006 Utvärde
Page 3 and 4: Abstract In order to reach the Swed
Page 5 and 6: 1. Inledning I Sverige har riksdage
Page 7 and 8: och av dessa har US Environmental P
Page 9: komplexa och miljökonsekvenserna s
Page 13 and 14: där transporten sker under icke-id
Page 15 and 16: mättade förhållanden genom att v
Page 17 and 18: dispersions-ekvationen. Utifrån de
Page 19 and 20: Tabell 3: Totalkoncentrationer av P
Page 21 and 22: Tabell 4: Repeterbarheten (standard
Page 23 and 24: espektive 0,005% av den totalt utla
Page 25 and 26: Tabell 7: Totalkoncentrationen av P
Page 27 and 28: Cw för PCDF:erna visas även i fig
Page 29 and 30: Det var inte någon skillnad mellan
Page 31 and 32: Koncentration (mg L -1 ) Koncentrat
Page 33 and 34: C/C0 C/C0 C/C0 1 0,5 Luleå 1a 0 0
Page 35 and 36: Cw (mg L -1 ) Cw (ng L -1 ) 90 80 7
Page 37 and 38: 4.2. Metodens repeterbarhet med avs
Page 39 and 40: PCDE:er var något lägre, men fort
Page 41 and 42: kemikaliska parametrar mellan de ol
Page 43 and 44: jämviktskoncentrationen. Gamst et
Page 45 and 46: och de som är adsorberade till gla
Page 47 and 48: tolkningen av resultaten försvåra
Page 49 and 50: Fingler S., Drevenkar V., Fröbe Z.
Page 51 and 52: Nilsson C-A., Renberg L., 1974, Fur

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

Create successful ePaper yourself

Delete template?

Save as template?