Tolkning av resultat från laktester

4.6.1 Utvärdering av uppmätta halter, pH, m.m.

För att få en förståelse för lakprocesserna i det aktuella materialet bör man utföra olika utvärderingar, varav några viktiga redovisas nedan. I underlagsrapport 3 ges flera exempel på hur data från ett laktest kan sammanställas i figurer och diagram för vidare tolkning.

x Under vilket pH skedde den utförda lakningen? Plotta halt i eluat av ak- tuell förorening mot pH-värde, bl.a. för att klargöra om laktester på olika material gett upphov till olika pH-värden. Plotta även eluathalterna vid olika pH-värden från pH-stat testet. Gör ovanstående diagram även för ackumulerade utlakade mängder, som beräknas från uppmätta eluathalter och L/S-tal i olika steg. Beräkna även den ackumulerade utlakade ande- len av olika föroreningar i testen.

x Har innehållet av organiskt material betydelse för utlakningen? Plotta halt i eluat samt ackumulerad utlakad mängd av aktuell förorening mot halten DOC i eluat respektive mot halten TOC i den fasta fasen. x Finns korrelationer mellan halter av olika ämnen i eluaten? Vad betyder

detta för tolkningen av styrande processer?

x Hur påverkas utlakningen av totalhalten i jorden? Plotta eluathalten mot totalhalten i jorden.

x Hur ser utlakningsförloppet ut? Plotta halt i eluat (eller utlakade mäng- der) av aktuell förorening som funktion av L/S-kvoten. Observera att L/S-kvoten inte är relaterad till tiden på ett entydigt sätt.

4.6.2 Modellansatser och geokemisk tolkning

En konceptuell modell för utlakningen av olika ämnen kan beskrivas i ord och med enkla illustrationer. Vilken ledning ger tolkningen för behov och val av åtgärder? Ger de erhållna resultaten från de olika laktesten stöd för den konceptuella tolk- ningen?

Om underlaget tillåter kan tolkning och hypotesprövning även ske med hjälp av olika modellansatser och geokemiska tolkningar. Detta görs som stöd för bedöm- ning av styrande processer och styrande faktorer för lakning.

4.6.3 Källtermsbestämning

För bedömning av risk i riktvärdes- och spridningsmodeller definieras en källterm för vidare spridning av föroreningar. I förorenade områden är vanligen utlakning med strömmande vatten den vanligaste processen för spridning av föroreningar. Källtermen kan då beskrivas av en föroreningshalt och ett vattenflöde. Halter och flöden kan bestämmas på olika sätt: t.ex. porvattenhalter och transport från por- vattnet, grundvattenhalter och grundvattenflöden. Källtermen kan förändras med tiden vilket kan beaktas i spridningsmodeller. I vissa fall såsom i modellen för riktvärden för förorenad mark betraktas källtermen som konstant och syftar till att beskriva den maximala utlakning som kan uppkomma på sikt. Den följande texten fokuserar på att bestämma de halter som används för att beräkna källtermen.

De osäkerheter som introduceras när resultaten från laktester ska tolkas för att ta fram parametrar för beräkningarna medför att flera metoder bör användas för att ta fram underlag för riskbedömningen. För bestämning av den källterm som ska användas i riskbedömningen står tre grundläggande möjligheter till buds:

x Grundvattenhalter / in-situ markporvattenhalter x Eluathalter i laktest

x Bestämning av källterm baserat på Kd-värden och totalhaltsanalyser

Dessa redovisas utförligare i avsnitt 4.6.4 till 4.6.6.

4.6.4 Källtermsbestämning baserat på halter i grundvatten

Bestämning av källtermen med hjälp av uppmätta halter i grundvatten kan betrak- tas som en relativt pålitlig metod för att beskriva dagens situation. Ett problem som uppkommer är att avgöra i vilken grad den källterm som uppmätts på detta sätt är påverkad av utspädnings- eller fastläggningseffekter. Således uppkommer frågan om det är den maximala källtermen eller inte. Metoden ger inte heller någon upp- lysning om framtida haltutveckling. Andra metoder bör därför användas som kom- plement.

4.6.5 Källtermsbestämning baserat på laktester

Att bestämma källtermen direkt från eluathalter kan indelas i tre olika fall: a) De uppmätta eluathalterna stämmer väl överens med en välgrundad för-

klaringsmodell, t ex om de kan förklaras med en löslighetsbegränsning. Är den utlakade andel av föroreningen som laktestet ger rimlig och för- klarbar? I detta fall bör de uppmätta eluathalterna utgöra en god ut- gångspunkt för uppskattning av källtermen.

b) De uppmätta eluathalterna visar tecken på att exempelvis kinetiska ef- fekter begränsar eluathalterna – avvikelser identifierade mellan laktest och förklaringsmodell. I detta fall kan försök göras att uppskatta rele- vanta korrektionsfaktorer. Om detta inte är möjligt föreslås (interimis- tiskt) att källtermen uppskattas som 10 gånger den uppmätta eluathalten. c) Dålig samstämmighet erhålls mellan olika laktest på likartade prov, till synes slumpartade haltberoenden (eluathalt mot totalhalt), oregelbundet pH-beroende etc. Någon rimlig förklaringsmodell kan ej ställas upp. I detta fall rekommenderas att man i stället lägger tyngden på andra me- toder för att uppskatta källtermen. Alternativt bör kompletterande under- sökningar och laktester utföras.

Extrapolation av eluathalter i tiden för att uppskatta tidsberoendet hos källtermen sker i dagsläget vanligen genom att översätta en L/S-kvot i laktestet till motsvaran- de tid för genomströmning av den förorenade jorden med grundvatten. Många laktester predikterar att endast en liten andel av den totala föroreningsmängden lakas ut även efter mycket lång tid. Om det inte finns starka skäl för att detta är fallet (t ex föroreningar i slaggmaterial etc.) skall denna begränsning utlakbar mängd inte beaktas i riskbedömningen. Som diskuterats i avsnitt 3.5.1 i denna rapport kan översättning av L/S-kvoter till tid vara osäker och kan inte generellt rekommenderas. I två speciella fall bör dock metoden kunna utnyttjas på ett rimligt tillförlitligt sätt:

x Då eluathalten avklingar exponentiellt och en extrapolering och integre- ring över tiden visar att hela den ursprungliga mängden av föroreningen kan förväntas lakas ut med tiden. För detta fall kan t ex TAC-modellen eller en Kd-modell med exponentiellt avtagande utnyttjas för utsläppsbe-

räkningarna.

x Då eluathalten snabbt ställer in sig på en konstant halt vid ökande L/S-tal och att det samtidigt kan visas att denna halt väl överensstämmer med en förväntad löslighetsbegränsande fast fas av föroreningen. I detta fall kan inte antagandet om ett exponentiellt avtagande utnyttjas. Enkla samband för att beskriva källtermen för detta fall ges i underlagsrapport 3. 4.6.6 Bestämning av platsspecifika Kd-värden för att beskriva

utlakning

I de modeller som används idag (t ex riktvärdesmodellen) utnyttjas fördelningsfak- torer, Kd-värden, för att beskriva föroreningarnas utlakning. Kd-värden för olika

Laktester utgör ett underlag för att ta fram platsspecifika Kd-värden. Laktester skall

dock inte ses som en experimentell bestämning av platsspecifika Kd-värden. Med

detta menas att Kd-värden utvärderade från laktester inte skall användas för beräk-

ning av riktvärden utan föregående tolkning och utvärdering. De rekommendatio- ner för att bestämma källtermen från laktester för olika typfall som ges i avsnitt 4.6.4 är tillämpliga även för bestämning av halten i lösning som används för att ta fram platsspecifika Kd-värden.

Kd-värden utvärderade från laktester kan endast användas för att beskriva ut-

lakning (desorption). Kd-värden som beskriver fastläggning på ren jord (adsorp-

tion) måste tas fram med andra metoder.

Beräkningen av Kd-värdet för användning i ovanstående riktvärdes- och sprid-

ningsmodeller föreslås ske på följande sätt:

1) Kd = totalhalt [mg/kg TS] / maximal halt i eluat från perkolations- eller

skaktest [mg/l]. Eluathalter från laktester bör tolkas och i vissa fall juste- ras enligt avsnitt 4.6.5. För skaktester har resultaten i denna studie visat att Kd beräknat från halter vid L/S 2 ofta är lägre än vid L/S 10, dock

inte för alla ämnen. För perkolationstester erhålls maximal halt i eluat ofta vid L/S 0–0,1 l/kg. Man kan med fördel beräkna Kd från flera olika

L/S-tal och jämföra skillnaderna.

2) Jämför det framtagna Kd-värdet med Kd-beräkningar från platsspecifika

fältmätningar, t ex halter i jord i förhållande till halter i grundvatten eller porvatten.

o Kd = halt i jorden [mg/kg TS] / halt i grundvattnet

(porvattnet) [mg/l]

3) Möjligheter finns att även jämföra det framtagna Kd-värdet med resultat

från eventuella andra tester, t ex lysimetertest.

4) Om Kd-värdet beräknat från laktestet är väsentligt högre än de värden

som erhålls från fältmätningar eller andra tester bör det beräknade Kd-

värdet justeras nedåt. Fall där laktestet visar lägre Kd-värdet kan också

förekomma, men någon uppjustering av Kd-värdet bör inte ske eftersom

det riskerar att underskatta utlakningen.

5) Om de beräknade Kd-värdena blir extremt höga är detta en indikation på

att Kd-konceptet med beräkningssätt enligt ovan ej är tillämpbart. Det

finns ett ”tak” över vilket Kd-värden ej kan användas i t ex riktvärdes-

modellen. I underlagsrapport 3 redovisas variationer i beräknade Kd-

värden för olika ämnen från laktester som utförts i de svenska efterbe- handlingsprojekten. Om det beräknade platsspecifika Kd-värdet väsent-

ligt överstiger de värden som används i Naturvårdsverkets riktvärdes- modell eller överstiger medianvärdet av de data som redovisas i under- lagsrapport 3 bör starka motiv finnas för att använda dessa höga värden. Det slutliga platsspecifika Kd-värdet som efter utvärderig och tolkning bedöms vara

mest representativt för det förorenade området kan användas i riktvärdesmodellen istället för generella Kd-värden. I avsnitt 4.7.2 beskrivs hur Kd-värden kan tillämpas

4.6.7 Bedömning av effekten av långsiktiga förändringar

Vid utvärdering av laktesterna bör även en kvalitativ bedömning göras av risken för att utlakningen förändras på sikt. Följande frågeställningar bör besvaras:

x Finns det en risk att materialets buffertkapacitet utarmas på sikt eller att redoxsituationen förändras inom det förorenade markområdet (t ex för- ändring av grundvattenytans nivå, övertäckning genom asfaltering, markarbeten, m.m.)? Information kan ges av ANC-bestämning. x Kan sur nederbörd leda till en sänkning av pH-värdet i den aktuella jor-

den med ökad utlakning som följd? Genomför uppskattningar av relevan- ta tidsförlopp. Viktig information kan ges av pH-stattester och ANC- bestämning.

x Kan man förvänta sig att de aktuella föroreningstyperna/kemiska former- na är känsliga för kemiska/fysikaliska förändringar i det aktuella geolo- giska materialet/fyllnadsjorden? (Som exempel är krom ett redoxkänsligt ämne som vid övergång från reducerande till oxiderande förhållanden kan omvandlas från trevärd till sexvärd form. Den senare kemiska for- men är mer mobil vilket kan medföra en ökad utlakning och spridning). x Kan framtida åtgärder leda till ändrade redoxförhållanden (höjning av

grundvattenyta, inkapsling/övertäckning, m.m.) eller ändrat pH (kalk- ning, in-situ stabilisering, m.m.).

Om svaret på någon eller samtliga av ovanstående frågor är ja, kan kemisk- hydrologiska situationer uppkomma på sikt inom det förorenade området som ris- kerar att ge en ökad utlakning som inte generellt går att beskriva med de utförda laktesterna. Värdefull information kan ges av pH-stattester som bas för värderingar av känslighet för pH-förändringar.

Ovanstående aspekter bör beaktas vid tolkning av laktester och för slutsatser om risker och åtgärdsbehov för förorenade markområden.