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

More documents

Recommendations

Info

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 (
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 and 10: komplexa och miljökonsekvenserna s
Page 11: 1.3.3.2. Kolloider och DOC Som näm
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

You also want an ePaper? Increase the reach of your titles

Delete template?

Save as template?