4 Förslag till metodik
5) Karakterisering av området
4.7 Tillämpning för bedömning av risker
Olika typer av modeller kan användas för att uppskatta av läckaget av föroreningar från ett förorenat område. I dessa modeller görs olika antaganden om källtermen, hur den förändras med tiden samt hur föroreningarna sprids. I detta avsnitt redovi- sas olika modellers egenskaper samt effekten av olika typ av källterm. I underlags- rapport 3 redovisas även exempelberäkningar för enkelt fall med spridning från ett förorenat område.
4.7.1 Tillämpning av bl.a. Kd i utsläpps- och riktvärdesmodeller Beräkning av utsläpp eller halter av föroreningar nedströms föroreningskällan med hjälp av resultat från skaktest (och eventuella perkolationstest) kan ske på följande sätt:
1) Med en spridningsmodell som baseras på den s.k. TAC-modellen. 2) Med en spridningsmodell som utgår från ett Kd-värde som uppskatt-
ning av källtermen som tas fram från laktestet och andra tester såsom adsorptionstester används för att ta hänsyn till sorption nedströms källan 3) Med en utspädningsmodell som motsvarar den som används i den gene- rella riktvärdesmodellen (ingen hänsyn till sorption nedströms förore- ningskällan).
Prognoser av tidsförlopp i lakningen baserade på hur halten i lakvätskan förändras med ökande L/S-tal bygger på extrapolation av försök utförda under mycket kort tid till mycket långa tider. Därför bör de formler som används för att överföra L/S- tal till laktid under givna infiltrationsförhållanden användas med stor försiktighet, se även diskussion i avsnitt 4.6.5. Olika typer av modeller utnyttjar informationen från ett laktest på olika sätt (se figur 4.2) och lägger också olika vikt på de tidsför- lopp som observeras i laktestet:
x I modeller som bygger på direkt användning av laktestdata, t.ex. TAC- modellen är resultatet mycket känsligt för val av parametervärden (C0, Kappa). Användning av höga värden på Kappa (snabbt avtagande utlak- ning) riskerar att underskatta utsläppet från ett förorenat område. Detta gäller speciellt om fastläggning under transport i grundvattnet är bety- dande. Ofta antas endast en mindre mängd av den totala föroreningen vara utlakbar även i mycket långa tidsperspektiv.
x Modeller som beräknar källtermen utifrån ett Kd-värde som antas vara
konstant i tiden kan överskatta källtermen för spridning, eftersom den an- tar att all förorening på sikt är lakbar. Eftersom källtermen i de flesta fall pågår under lång tid är resultatet mindre känsligt för antaganden om hur snabbt transporten i grundvattnet sker.
x Den metod som används i generella riktvärdesmodellen med en konstant källterm och ingen hänsyn till fastläggning under transport i grundvattnet ger en försiktig uppskattning av läckaget, men ger samtidigt ingen indi- kation om när en föroreningsplym kan förväntas nå recipienten.
C0 Kappa Kd Vattenflöde genom förorenade massor Källterm LAKFÖRSÖK Totalhalt Total mängd förorening Transport- egenskaper i grundvatten •Vattentransporttid •Sorptions Kd i akvifer •Dispersion Utspädningsfaktor TRANSPORTMODELL Tidsberoende koncentration Tidsberoende
utläckage koncentrationMaximal Avklingning från Kappa C = C0exp(-Ȗt) Avklingning från Kd & mängder C = C0exp(-Ȗ*t ) Konstant halt i porvattnet TAC-modellen Kd-modell Riktvärdes-
modellen C0 Kappa Kd Vattenflöde genom förorenade massor Källterm LAKFÖRSÖK Totalhalt Total mängd förorening Transport- egenskaper i grundvatten •Vattentransporttid •Sorptions Kd i akvifer •Dispersion Utspädningsfaktor TRANSPORTMODELL Tidsberoende koncentration Tidsberoende
utläckage koncentrationMaximal Avklingning från Kappa C = C0exp(-Ȗt) Avklingning från Kd & mängder C = C0exp(-Ȗ*t ) Konstant halt i porvattnet TAC-modellen Kd-modell Riktvärdes-
modellen
Figur 4.2. Användning av resultat från laktester i olika typer av modeller för beskrivning av utsläpp av föroreningar med tiden.
4.7.2 Tolkning och verifiering av lakresultat för bedömning av risk En bedömning av riskerna med utlakning från ett förorenat område kan t ex göras genom att beräknade halter och/eller utsläpp till nedströms liggande brunnar eller ytvattenrecipienter jämförs med:
x bedömningsgrunder/kvalitetskriterier för yt- och grundvatten (dricksvat- tennorm, ytvattenkvalitetskriterier).
x bidrag från det förorenade området till recipient relativt bakgrundstrans- porten i recipienten.
4.8 Diskussion
4.8.1 Begränsningar
Laktester ger framförallt information för att bedöma risken för spridning av förore- ningar på kort och medellång sikt. Stor försiktighet bör tillämpas i bedömningen av långtidseffekter. I den aktuella metodiken föreslås endast kvalitativa bedömningar göras av förändringar med tiden, som underlag för beslut om åtgärdsbehov. I många fall saknas standardiserade tester för bedömning långtidsförändringar av kemiska förhållanden, t.ex. saknas tester för lakning under lätt reducerande förhål- landen. Det kan vara relevant med vidare arbeten inom detta område, t ex att söka laktester med andra extraktionslösningar som beskriver utlakning under andra kli- matförhållanden. Stor försiktighet skall dock vidtas vid tolkning av sådana typer av forcerade tester. Det bedöms inte vara relevant med alltför ”tuffa” laklösningar eftersom starkt överskattade mått på lakbarheten inte är intressanta annat än för
kvalitativa resonemang i ett riskbedömningssammanhang. Variationen i jordtyp, föroreningskemi, m.m. kommer också att avgöra tillämpbarheten och utformningen av ett sådant laktest.
Om halterna i eluaten är högre vid L/S 10 än L/S 2, vilket indikerar att det finns utlakningsprocesser som ej kan representeras med en exponentiellt avtagande halt, kan TAC-modellen inte användas. I sådana situationer krävs även försiktighet vid tolkning av laktestdata för beräkning av Kd-värden.
Det kan noteras att mobila föroreningar utöver i den lösta fasen även kan finnas i partikelbunden form. I laktestet filtreras laklösningen oftast med 0,45 μm filter. Detta används som en operativ definition av vad som är löst. I en verklig situation kan partiklar större än 0,45 μm bidra till spridning.
Den föreslagna metodiken är i stora delar även tillämplig för organiska ämnen. För att ett mer detaljerat förslag till utförande och tolkning av laktester för både oorganiska och organiska ämnen skall kunna redovisas måste kompletterande lak- tester utföras på förorenad jord (se avsnitt 5).
Utförande och tolkning av biotillgänglighetstester har hanterats översiktligt i denna rapport och diskuteras i mer detalj i underlagsrapport 2b.
4.8.2 Kvalitetssäkring/osäkerheter
Alla analyser är behäftade med osäkerhet, dock är inte alla lika bra undersökta. Skaktest, EN 12457, har blivit validerad av van der Sloot m. fl. (2001). Några re- sultat från den studien och från Wahlström m.fl. (2004) visas i tabell 4.2 för att ge en uppfattning om osäkerheterna i laktester. Det ska betonas att detta endast rör utförandemässiga osäkerheter där ett och samma förfarande använts. Denna typ av validering ger däremot ingen information om huruvida de processer som styr ut- lakningen kan mätas med den undersökta metoden, se vidare diskussion om dessa typer av osäkerheter i underlagsrapport 3.
Reproducerbarhet för ett test anger spridningen som kan fås mellan tester på delar av samma prov utförda vid olika laboratorier. Upprepbarhet anger den sprid- ning som kan erhållas mellan två mätningar utförda på samma laboratorium, med samma utrustning och samma material.
Van der Sloot m.fl. (2001) visade att resultat mellan olika laboratorier kan skil- ja uppåt 100 % för samma material (med 95 % säkerhet). I normalfallet är dock spridningen inte så hög. Studien visade också att resultatet mellan två analyser gjorda av samma laboratorium kan skilja uppåt 50 %, men skillnaden är vanligtvis mindre. Skillnaderna kan bero på små variationer i materialet, hanteringen och analysen av vattnet.
Tabell 4.2 Standardavvikelse för skaktest enligt EN 12457 vid L/S 10 (kumulativt), mätt på enskilda ämnen.
Material Förorenad jord Avfall Avfall
Testdetaljer Enstegs Tvåstegs Tvåstegs
Upprepbarhet (inom lab) 3–5 % 10–35 % 2–14 % Reproducerbarhet (mellan lab) 7–30 % 20–40 % 2–52 % Antal laboratorier 11 9 4
Källa (Van der Sloot m.fl., 2001)
(Van der Sloot m.fl., 2001)
(Wahlström m.fl., 2004)
Osäkerheten, räknat som reproducerbarhet, är ungefär dubbelt så stor för skaktest som för en vanlig totalhaltsanalys för samma prov. Dock brukar laktestresultat variera mindre än totalhaltsanalyserna mellan olika prov från samma område då det oftast är samma processer som styr lakningen från materialet medan det totala in- nehållet av föroreningar kan variera (se mer detaljer i underlagsrapport 1).