Fysikaliska självreningsmekanismer

Fysikaliska självreningsmekanismer minskar föroreningskoncentrationer i grund- vatten utan att destruera ämnet. Detta sker antingen genom att föroreningen sprids ut över en större volym eller omfördelas från lösning till en annan matris. Detta är som nämnts tidigare, i de flesta fall inte acceptabla självreningsmekanismer efter- som de inte minskar massflödet och/eller massan av föroreningen. Vid retarda- tion/sorption fördröjs endast grundvattenplymens transport (med undantag för irreversibel sorption) medan dispersion endast orsakar spädning.

Precis som de nedbrytande självreningsmekanismerna styrs de fysikaliska mekanismernas förmåga att påverka spridning och fördelning av både föro- reningens kemiska egenskaper och den geokemiska omgivningen. De fysikaliska processerna omfattar retardation (avsnitt 3.4.1), dispersion (avsnitt 3.4.2), utspäd- ning (avsnitt 3.4.3) och förångning (avsnitt 3.4.4). Dessa processer diskuteras kort- fattat nedan.

3.4.1 Retardation

Retardation beror dels på att föroreningar diffunderar in i zoner där grundvattnet, p.g.a. låg permeabilitet, har en lägre strömningshastighet än i den omgivande jord- volymen. Även sorption (se avsnitt 3.3.5) orsakar retardation av ett ämne. Om sorptionen kan beskrivas linjärt (linjär isoterm) kan retardationens effekt på trans- porthastigheten i grundvatten beskrivas med hjälp av en dimensionslös retarda- tionskoefficient (R) som beror av Kd och akvifärens egenskaper enligt nedan- stående samband:

R= 1+ (ρb / n)Kd (3.7) där n är den totala porositeten och ρb är densiteten hos det porösa mediet. Retar- dationskoefficienten fungerar som en skalfaktor mellan den hastighet med vilken föroreningen transporteras (vförorening) och den hastighet som grundvattnet rör sig med (vgv).

Vförorening = vgv / R (3.8) Sorptionen har även en annan effekt, som märks tydligast då läckaget från föro- reningskällan upphör (t.ex. då en läckande underjordisk cistern tas bort). När så sker blir istället den fastlagda fraktionen av ämnet den nya källan genom att läckage sker från tidigare adsorberat material. Denna kan leda till att ett läckage av ett sorberande ämne vilket då ger upphov till en plym med stor utbredning i både tid och rum på grund av desorption från jordmaterialet.

Både metaller och organiska föroreningar med låg vattenlöslighet kan retar- deras (se avsnitt 3.4.1 och 3.3.5). Generellt gäller att retardationen ökar med minskande vattenlöslighet. Vissa mycket vattenlösliga ämnen såsom perklorat och nitrat retarderas inte i akvifärsmaterial.

3.4.2 Dispersion

Den process som benämns hydrodynamisk dispersion beskriver den spridning och blandning av grundvatten som sker på grund av mekanisk dispersion och diffusion.

Mekanisk dispersion blandar grundvattnet dels genom hastighetsskillnader mellan porerna och dels genom omblandning inom porerna.

Diffusion är den process som beskriver transport av ett ämne på en molekylär skala längs en koncentrationsgradient. Diffusion kan styra massfördelningen av ett ämne inom en porvolym och mellan närliggande porer. Det diffusiva flödet är proportionellt mot koncentrationsgradienten, vilket betyder att förorenings-

transporten sker från områden med högre koncentrationer mot områden med lägre. Den molekylära diffusionen är en egenskap hos kemikalien i grundvattnet och värden på diffusionskoefficienten ligger vanligen inom 1-2 storleksordningar för de flesta ämnen i vatten. Diffusionshastigheten påverkas också av temperatur.

I de flesta fall är dispersionen större än diffusionen. Dock ökar diffusionens inverkan när grundvattnets strömningshastighet minskar, exempelvis i formationer med låg permeabilitet.

Resultatet av hydrodynamisk dispersion är att den befintliga massan av en föro- rening sprids ut över en större vattenvolym. Matematiskt beskrivs hydrodynamisk dispersion i en dimension längs en strömningslinje (s.k. longitudinell dispersion) som summan av mekanisk dispersion och diffusion enligt:

DL = αL v + Dτ (3.9)

där DL är den longitudinella dispersionskoefficienten, αL är den longitudinella dispersiviteten, som beror på det och porösa mediets egenskaper och plymens

storlek, D är diffusionskoefficienten och τ är vindlingsfaktorn (som beskriver hur mycket en genomsnittlig flödeslinje avviker från en rät linje på grund av att den vindlar sig fram mellan jordpartiklarna). Liknande ekvationer finns för att beskriva dispersionen både horisontellt och vertikalt vinkelrätt mot strömningsriktningen.

Den styrande faktorn för hydrodynamisk dispersion är variationer i grund- vattnets strömningshastighet. Dessa variationer är helt oberoende av egenskaper hos de föroreningar som beaktas (undantaget formationer med mycket låg per- meabilitet då diffusion blir viktigare) och beror istället på skillnader i hydraulisk konduktivitet som kan variera med flera storleksordningar beroende på före- komsten av olika geologiska material med olika egenskaper i akvifären.

3.4.3 Utspädning

Utspädning är en annan mekanism, som minskar koncentrationen av föroreningen i grundvattnet utan att minska den totala massan.

Rent vatten, som når akvifären antingen genom nederbörd eller genom utbyte via sjöbottnar eller vattendrag, kan utgöra en stor del av inflödet till en akvifär. Eftersom dessa inflöden är opåverkade av föroreningen kommer koncentrationen av denna att minska då inflödena blandas med grundvattnet. På samma sätt minskar koncentrationen då plymen når ett opåverkat ytvatten.

I båda dessa fall beror utspädningen på hur väl grundvattnet blandar sig med det opåverkade vattnet. Vanligen är omblandningen effektivare i ytvatten än i grundvatten, varför koncentrationsminskningen blir större i ytvatten. På samma sätt som för dispersionen är graden av utspädning oberoende av vilket ämne som späds ut.

3.4.4 Förångning

Processen då en kemikalie går från löst fas till gasfas kallas förångning. Förång- ning kan ske både från grundvatten till den omättade zonen och från den omättade zonen till atmosfären. Förångning kan också ske direkt till atmosfären då grund- vattnet flödar ut till ytvatten.

Jämvikten mellan koncentrationen i vätske- och gasfas beskrivs vid låga kon- centrationer av flyktiga ämnen med Henrys lag och vid högre koncentrationer av Raoults lag. Henrys lag är:

Cv = CaqKH (3.10)

där Cv är jämviktskoncentrationen i ångfasen (eng. vapour phase), Caq är vatten- koncentrationen och KH är Henrys konstant [enhetslös].

Henrys konstant är direkt proportionell mot ämnets ångtryck och omvänt pro- portionell mot dess löslighet. Ett högt värde på Henrys konstant innebär att ämnet till största delen förekommer i gasfas, medan ett lägre värde innebär att ämnet i högre grad förekommer i vattenlösning när jämvikt råder.

De miljöfaktorer som påverkar förångningen av grundvattenföroreningar är bl.a.:

• temperatur • atmosfärstryck

• djup från markyta till grundvattenyta • närhet till ytvatten

Både en ökande temperatur och ett minskat atmosfärstryck leder till en ökad för- ångning av flyktiga föroreningar, vilket också leder till ett ökat massflöde från grundvattnet till den omättade zonen eller atmosfären. Om grundvattenytan är belägen nära markytan kommer förångningen att öka genom att koncentrations- gradienten mellan grundvattnen och atmosfär ökar. Ämnen i ytvatten kan över- föras till atmosfären snabbare än från grundvatten eftersom ytvatten har en stor, och i vissa fall turbulent, yta i kontakt med atmosfären.

Från grundvattnet sker förångning till den omättade zonen där vidare ång- transport sker via diffusion genom porer i jord- och akvifärsmaterial . Förändringar i atmosfärstryck kan dock fungera som en pump som suger ut eller pressar in luft i markens porer och därmed ökar gasavgången från grundvattnet helt enkelt genom att öka markluftens omsättning.

3.5 Referenser

Alexander, M. (1999) Biodegradation and Bioremediation. London, Academic Press. 453 p.

Baedecker, MJ och Back, W. 1979. Modern marine sediments as a natural analog to the chemically stressed environment of a landfill. Journal of Hydrology 43: 393-414.

Beller, HR; Spormann, AM; Sharma, PK; Cole, JR; och Reinhard, M. 1996. Isola- tion and characterization of a novel toluene-degrading, sulfate- reducing bacterium. Applied and Environmental Microbiology 62: 1188-1196.

Brock, TD och Madigan, MT. 1991. Biology of Microorganisms, Sixth Edition. Englewood Cliffs, New Jersey, USA: Prentice-Hall, Inc.

Butler, EC och Hayes, KF. 2000. Kinetics of the transformation of halogenated aliphatic compounds by iron sulfide. Environmental Science and Technology 34: 422-429.

Hashsham, SA och Freedman, DL. 1999. Enhanced biotransformation of carbon tetrachloride by Acetobacterium woodii upon addition of hydroxocobalamin and fructose.Applied and Environmental Microbiology 65: 4537-4542.

Hendrickson, ER; Payne, JA; Young, RM; Starr, MG; Perry, MP; Fahnestock, S; Ellis, DE; och Ebersole, RC. 2002. Molecular analysis of Dehalococcoides 16S ribosomal DNA from chloroethene-contaminated sites throughout North America and Europe. Applied and Environmental Microbiology 68: 485-495.

Lee, W. och Batchelor, B. 2004. Abiotic reductive dechlorination of chlorinated ethylenes by iron-bearing phyllosilicates. Chemosphere 56: 999-1009.

Liu, L; Tindall, J; och Friedel, M. 2007. Biodegradation of PAHs and PCBs in Soils and Sludges. Journal of Water, Air, & Soil Pollution 181(1-4): 281-296. Lovley, DR; Roden, EE; Phillips, EJP; och Woodward, JC. 1993. Enzymatic iron and uranium reduction by sulfate-reducing bacteria. Marine Geology 113: 41-53. Lyngkilde, J; Christensen, TH. 1992. Fate of organic contaminants in the redox zones of a landfill leachate pollution plume (Vejen, Denmark). Journal of Contaminant Hydrology 10: 291-307.

U.S. EPA. 1999. Use of Monitored Natural Attenuation at Superfund, RCRA Corrective Action, and Underground Storage Tank Sites. OSWER Directive 9200.4-17P, Final Draft, April 21.

Vazquez-Morillas, A; Vaca-Mier, M; och Alvarez, PJ. 2006. Biological activation of hydrous ferric oxide for reduction of hexavalent, chromium in the presence of different anions. European Journal of Soil Biology 42: 99-106.

Vogel, TM; Criddle, CS; och McCarty, PL. 1987. Transformations of halogenated aliphatic compounds. Environmental Science and Technology 21: 722-736.