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

More documents

Recommendations

Info

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
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 and 12: 1.3.3.2. Kolloider och DOC Som näm
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: 4.2. Metodens repeterbarhet med avs
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?