RISKBEDÚMNING
FÚRORENADE
HUVUDRAPPORT
Mark Elert, Gabriella Fanger, Lars Olof Höglund och Celia Jones, Kemakta Konsult AB
i samarbete med
Pascal Suér och Ebba Wadstein Statens Geotekniska Institut Jette Bjerre-Hansen och Christian Groen
DHI Water and Environment, Danmark
Beställningar
Ordertel: 08-505 933 40 Orderfax: 08-505 933 99 E-post: natur@cm.se
Postadress: CM-Gruppen, Box 110 93, 161 11 Bromma Internet: www.naturvardsverket.se/bokhandeln
Naturvårdsverket
Tel 08-698 10 00, fax 08-20 29 25 E-post: natur@naturvardsverket.se
Postadress: Naturvårdsverket, SE-106 48 Stockholm Internet: www.naturvardsverket.se ISBN 91-620-5535-6.pdf ISSN 0282-7298 Elektronisk publikation © Naturvårdsverket 2006 Tryck: CM Digitaltryck AB
Förord
Ett av riksdagens miljömål är Giftfri miljö, och i detta mål ingår att efterbehandla och sanera förorenade områden. Brist på kunskap om risker med förorenade om-råden och hur de bör hanteras har identifierats som hinder för effektivt sanerings-arbete. Naturvårdsverket har därför initierat kunskapsprogrammet Hållbar Sanering.
Den här rapporten redovisar projektet ”Laktester för riskbedömning av förore-nade områden” som har genomförts inom Hållbar Sanering. I projektet har man tagit fram ett förslag till metodik för val, utförande och tolkning av laktester som verktyg i miljö- och hälsoriskbedömningar för förorenade områden.
Redovisningen är omfattande och presenteras i tre rapporter som innehåller: 1) huvudrapport och underlagsrapport 1a (Laktester för oorganiska ämnen).
ISBN: 91-620-5535-6.
2) underlagsrapport 2a (Laktester för organiska ämnen) och 2b (Tester för bedömning av oral biotillgänglighet vid intag av jord).
ISBN: 91-620-5557-7.
3) underlagsrapport 3 (Sammanställning av underlagsdata och användning av modeller för tolkning av laktester).
ISBN: 91-620-5558-5.
Rapporterna har skrivits av Gabriella Fanger, Lars Olof Höglund, Mark Elert och Celia Jones på Kemakta Konsult AB, Pascal Suér och Ebba Wadstein på Statens Geotekniska Institut (SGI) samt Jette Bjerre-Hansen och Christian Groen på DHI Water and Environment. Kontaktperson för Hållbar Sanering har varit Niklas Löwegren på Banverket.
Huvudfinansiär för detta projekt har varit Naturvårdsverket med delfinansiering från Kemakta Konsult AB, Statens Geotekniska Institut (SGI) och DHI Water and Environment.
Naturvårdsverket har inte tagit ställning till innehållet i den här rapporten. Författarna svarar själva för innehåll, slutsatser och eventuella rekommendationer. Naturvårdsverket juni 2006
Innehåll
Huvudrapport: Laktester för riskbedömning av förorenade områden
Sammanfattning 6 Summary 7
1 Inledning 8
1.1 Bakgrund och syfte 9
1.2 Omfattning 9
1.3 Rapportens upplägg 10
2 Tillgängliga lakmetoder 11
2.1 Grundläggande frågeställningar 11 2.2 Laktester för oorganiska ämnen 11 2.3 Laktester för organiska ämnen 15 2.4 Tester för bedömning av biotillgänglighet 16 2.5 Lakmetoder vid deponering av avfall 17
3 Resultat av utvärdering av laktester 18
3.1 Underlagsmaterial 18
3.2 Definition av lakbarhet och fastläggning 18 3.3 Utvärdering av sammanställda laktester 21 3.4 Slutsatser från modellering av laktester 25 3.5 Slutsatser för användning av laktestresultat i riskbedömningsmodeller 27 3.6 Slutsatser och rekommendationer 29
4 Förslag till metodik 31
4.1 Avgränsning 31
4.2 Översikt över metodiken 31 4.3 Beskrivning av lakningsscenario 33 4.4 Karakterisering av jord och provtagningsstrategi 34 4.5 Förslag till val av laktester 36 4.6 Tolkning av resultat från laktester 38 4.7 Tillämpning för bedömning av risker 42
4.8 Diskussion 44
5 Kunskapsluckor och vidare arbeten 47
5.1 Fördjupad utvärdering av laktester 47 5.2 Utförande av nya laktester 47 5.3 Laktester för organiska ämnen 48
6 Referenser 49
Underlagsrapport 1: Laktester för oorganiska ämnen
Sammanfattning 54
1 Inledning 57
1.1 Standardisering 58
1.2 Osäkerheter 58
2 Laktester med vatten 60
2.1 Inledning 60 2.2 Perkolationstest 62 2.3 Skaktest 64 2.4 Kd-tester 66 2.5 Diffusionstest 67 3 Extraktionstester 70 3.1 Inledning 70 3.2 Tillgänglighetstest 70 3.3 Reducerande tester 72 3.4 Inverkan av pH på lakning 72 3.5 ANC/BNC 74 3.6 Flerstegsextraktion/sekventiell extraktion 75 3.7 Biotillgänglighet 76 4 Viktigt om jordanalyser 78 4.1 Provberedning 78 4.2 Uppslutning för totalhalt 78 Referenser 80
Sammanfattning
Två centrala moment i riskbedömningar av förorenade områden är dels att bedöma hälsorisker vid vistelse på området dels att uppskatta risken för utlakning och spridning av föroreningar. I många fall baseras bedömningarna på mätningar av totalinnehållet av föroreningar i marken, vanligen i kombination med analyser av grundvatten och ytvatten. Det är dock väl känt att det för både oorganiska och or-ganiska ämnen endast är en del av det totala innehållet som är tillgängligt för snabb utlakning eller för upptag i kroppen. Under de senaste 15 åren har laktester utveck-lats och standardiserats för oorganiska ämnen med syfte att bedöma riskerna för lakning till grund- och ytvatten. Dessa laktester har etablerats som en metod för att bedöma olika typer av avfallsmaterial. Det har även utvecklats laktester för att bedöma föroreningarnas farlighet för människor vid intag av jord (biotillgänglig-hetstester). Användning av laktester vid riskbedömning av förorenad mark har blivit allt vanligare på senare år, dock finns det ingen standard för vilka tester som bör användas eller hur resultaten skall användas i riskbedömningen.
Denna rapport redovisar ett förslag till metodik för val och utförande av tester samt tolkning av lak- och biotillgänglighetstester som verktyg i miljö- och hälso-riskbedömningar för förorenade områden. I rapporten beskrivs olika typer av lak-tester och rekommendationer ges på hur tolkning av lak-testerna kan göras i riskbe-dömningssammanhang. Vidare diskuteras hur resultaten kan utnyttjas som indata till riktvärdes- och spridningsmodeller samt osäkerheter och känsliga antaganden. Dataunderlaget är störst för oorganiska ämnen, men även laktester för organiska ämnen diskuteras.
Metodiken baseras på en sammanställning, utvärdering samt modellering av re-sultat från laktester på förorenad jord från olika svenska och danska efterbehand-lingsobjekt. Utvärderingen visar att det finns osäkerheter i hur resultat från dagens standardiserade laktester skall användas och tolkas i riskbedömningar av förorenad mark.
För att kunna utveckla den metodik som föreslås i denna rapport till mer hand-gripliga råd i en mer detaljerad vägledning krävs fler utredningar kring laktester på förorenad jord och hur dessa kan tolkas och utvärderas vid riskbedömning av för-orenade områden. Hur biotillgänglighetstester kan inkluderas i riskbedömningen bör också utredas vidare. Kompletterande utredningar föreslås i rapporten.
Summary
Risk assessments of contaminated sites include both the direct impact upon human health when exposed to contaminated soil and the risk for leaching of contaminants to ground water and surface water. Conventionally, decisions are based upon mea-surements of the total content of contaminants in soils, usually combined with analysis of groundwater or surface water. However, it is well known that for both inorganic and organic compounds in soils only part of the total content of contami-nants may be available for leaching to groundwater or surface water, as well as for uptake by humans.
During the last 15 years, leaching tests for inorganic compounds have been de-veloped and standardized for assessing the risk for leaching to ground and surface water. These leaching methods have primarily been developed for waste materials, but they have to some extent been adjusted for use on contaminated soils. Simi-larly, test methods have been developed for assessment of the availability of soil contaminants for impact upon humans and the soil environment. However, until now the use of leaching and availability tests for risk assessments of contaminated sites has been limited.
In this report a preliminary methodology for the use and interpretation of leach-ing tests in risk assessments for contaminated sites is presented. Focus is on inor-ganic compounds although the applicability of different tests is discussed for both inorganic and organic compounds. The methodology is based on an evaluation of a set of leaching tests on Swedish and Danish soils including modelling of leaching processes. The results show that there are uncertainties as how results from stan-dardized leaching tests should be used in risk assessments. To develop the method-ology proposed in this report into a more practical advice in a detailed guidance-document, more work is required on leaching tests on contaminated soils and their interpretation in risk assessments of contaminated areas. Furthermore, the avail-ability of bioaccessibility tests for assessment of risk to human health upon oral exposure to contaminated soils is discussed and suggestions are given for the in-corporation of these methods in site risk assessments.
1 Inledning
Vid Naturvårdsverket initierades under våren 2004 Kunskapsprogrammet Hållbar Sanering vars syfte är att stärka utvecklingen och kunskapsspridningen inom områ-det efterbehandling av förorenade mark- och vattenområden. Denna rapport är resultatet av ett av de projekt som utförts och syftar till att stärka kunskaperna inom området riskbedömning och transport/spridning av föroreningar.
Från praktisk utgångspunkt i efterbehandlingsprojekt har laktester varit ett av de mest använda verktygen för att ta fram underlag för bedömning av spridnings-risker och biotillgänglighet, t.ex. platsspecifika indata till riktvärdesmodeller för förorenad mark eller olika typer av transportmodeller. Laktester kan utföras under kontrollerade former vilket ger förutsättningar för jämförelse med resultat från andra undersökningar. I dagsläget saknas dock vägledningar för användning av och hur man med dessa kan ta fram relevant underlag för riskbedömning av förorenad mark. Detta riskerar att ge upphov till en stor variation mellan olika efterbehand-lingsprojekt i Sverige avseende bedömning av riskerna med spridning.
Det föreliggande projektets syfte har varit att utforma en metodik för val, ut-förande samt tolkning av laktester att användas som verktyg i miljö- och hälsorisk-bedömningar för förorenade områden. Metodiken innehåller i dagsläget över-gripande rekommendationer kring hur laktester kan och bör användas samt möjlig-heter och begränsningar vid tolkning av resultaten. Metodikrapporten kan troligen konkretiseras ytterligare efter fördjupade studier kring några frågeställningar som uppkommit i det föreliggande projektet. Det kan noteras att det för närvarande inom ISO pågår utveckling av en vägledning och standardiserade laktester för för-orenad jord.
Projektet har utförts av Kemakta Konsult AB1 i samarbete med SGI2 (Statens
Geotekniska institut) och DHI3 (DHI Water & Environment) i Danmark. De olika
organisationerna har ansvarat för olika delrapporter som fungerar som underlags-rapporter till denna metodikrapport (se bilaga 1–3). Huvudansvaret för framtagan-det av rapporterna har skett enligt följande:
x Metodikrapport – Laktester för riskbedömning av förorenade områ-den, Kemakta.
x Underlagsrapport 1 – Laktester för oorganiska ämnen, SGI. x Underlagsrapport 2a – Laktester för organiska ämnen, DHI.
x Underlagsrapport 2b – Tester för bedömning av oral biotillgänglighet vid intag av jord: DHI.
x Underlagsrapport 3 – Sammanställning av underlagsdata och använd-ning av modeller för tolkanvänd-ning av laktester, Kemakta.
1
Gabriella Fanger, Lars Olof Höglund, Mark Elert och Celia Jones
2
Pascal Suér och Ebba Wadstein
3
1.1 Bakgrund och syfte
I samband med miljöriskbedömningar, t.ex. vid framtagning av platsspecifika rikt-värden, finns ett behov att kunna utvärdera ett förorenat materials lakningsegen-skaper såväl på kort sikt som i ett långt tidsperspektiv. Laktester kan vara ett stöd för dessa bedömningar och ger ett mer relevant mått på den potentiella utlakningen än en totalhaltsanalys.
Laktester kan även användas för att uppskatta föroreningars biotillgänglighet4 i
kroppen vid direkt intag av jord, vilket för ett flertal föroreningar är en viktig ex-poneringsväg som kan orsaka hälsorisker vid vistelse på ett förorenat område. Även föroreningarnas biotillgänglighet för växter/grödor samt marklevande orga-nismer är av stor vikt, men detta behandlas inte i det aktuella projektet.
Vid riskbedömning av ett förorenat område skall syftet med laktestet vara att beskriva den maximala utlakningen som kan uppkomma på lång sikt för en specifik jord. Målet är att uppskattningar av t.ex. föroreningsutsläpp skall vara rimligt kon-servativa så att riskerna för en recipient inte underskattas. Sammantaget finns det tre huvudmoment inom ramen för riskbedömningen:
x källtermsuppskattning x föroreningstransport x effekt på recipienten.
Att få en samsyn kring dessa moment samt beskrivningen av styrande faktorer för lakningen och biotillgängligheten är av yttersta vikt för att riskbedömningar av förorenade områden skall bli enhetliga och jämförelser mellan områden skall bli relevanta. Detta leder också till ett bättre beslutsunderlag i samband med priorite-ringar vid beslut om genomförande av sanering.
Föreliggande rapport utgör ett förslag till en metodik för hur laktester bör ut-nyttjas för att på bästa sätt beskriva riskerna med förorenad mark.
Ett angränsande område som inte omfattas av den aktuella metodiken är test-ning av avfall mot givna gränsvärden vid deponering. I dessa s.k. karakteriserings- och acceptanstester sker direkta jämförelser mellan resultaten från standardiserade laktest och specifika gränsvärden givna i föreskrifterna för deponering, där hänsyn tas till det aktuella avfallets lakbarhet, relevanta infiltrationskrav och skydd mot spridning till närmsta skyddsobjekt (NFS 2004:10).
1.2 Omfattning
Som underlag för slutsatser och rekommendationer har följande arbeten genom-förts:
x Sammanställning av olika metoder för laktester och deras användbarhet och begränsningar (omfattar tester för oorganiska ämnen, tester för orga-niska ämnen, tester för bedömning av biotillgänglighet vid intag av jord och tester avsedda för mätning av Kd-värden).
4
I denna rapport används termen biotillgänglighet för engelskans ”bioaccessibility”, se underlagsrapport 2b för mer detaljer (ISBN 91-620-5557-7)
x Insamling, sammanställning och utvärdering av tidigare utförda laktest och tillämpningar. Bearbetning har skett av ett urval av tester som utförts i de statligt finansierade efterbehandlingsprojekten samt tester som ut-förts vid SGI och DHI.
x Undersökning av skillnader och samband mellan mer tidskrävande per-kolationstest (kolonntest) och snabbare skaktest vilket skulle kunna be-gränsa omfattningen och kostnaderna för lakförsöken i framtiden. x Modellering av laktester i syfte att möjliggöra en mekanistisk tolkning av
de styrande förloppen i olika laktest (jämviktstillstånd, adsorp-tion/ytkomplexering, kinetiska faktorer, sekundära utfällningar, trans-portbegränsad upplösning, etc.). Modellering med avseende på betingel-serna i laktesten har även utförts för att identifiera kritiska parametrar och visa på situationer där en traditionell uttolkning av laktestet kan vara missvisande.
x Exempel på hur resultat av laktester kan användas för att bedöma utlak-ning och spridutlak-ning av föroreutlak-ningar med en diskussion av kritiska mo-ment och parametrar för olika typer av modeller.
Metodikrapporten och underlagsrapporterna omfattar en översikt av olika lakmeto-der, men störst vikt har lagts vid standardiserade tester. Det skall noteras att befint-liga standarder för laktester är framtagna för avfall. I rapporten ges förslag till tolk-ning av resultat från laktester som indata till spridtolk-ningsmodeller, bl.a. beräktolk-ning av Kd-värden, samband mellan koncentrationen av föroreningar i vattenfasen i
laktes-tet och den resulterande koncentrationen i grundvattnet, m.m. Fokus ligger på oor-ganiska ämnen, men även oroor-ganiska ämnen diskuteras. Kunskapsluckor diskuteras liksom behov av kompletterande utredningar.
1.3 Rapportens upplägg
Rapporten har delats in i olika delar där kapitel 2 sammanfattar vilka lakmetoder som kan användas generellt och kapitel 3 redovisar slutsatserna från utförd utvär-dering och modellering av de laktester som sammanställts i detta projekt.
I kapitel 4 ges ett förslag till metodik innehållande en sammanfattning av lämp-liga laktester samt tolkning av resultaten vid riskbedömning av förorenade områ-den.
I kapitel 5 diskuteras områden där fördjupade forskningsinsatser och fortsatta utredningar bedöms erforderliga.
2 Tillgängliga lakmetoder
Nedan sammanfattas viktiga slutsatser om användbarheten av olika lakmetoder som ges i de underlagsrapporter som finns till denna metodikrapport (underlags-rapport 1–3).
2.1 Grundläggande frågeställningar
Laktester används för att uppskatta utlakning av föroreningar från förorenad jord, avfall m.m. Laktest utförs under en begränsad tid; enkla skaktester under några timmar till några dagar, perkolationstester under några veckor till några månader. Då resultaten tillämpas i miljöriskbedömningar är man vanligen intresserad av att få ett tillförlitligt mått på lakbarheten (källtermen) såväl i nuläget som på lång sikt. Några grundläggande frågeställningar uppkommer vid användningen av resultat från laktester:
x Är de betingelser under vilka laktesten utförs representativa och relevan-ta för det fall som ska bedömas?
x Är kunskaperna tillräckliga för att medge relevanta tolkningar av laktest-resultaten för en specifik situation (dvs. då platsspecifika betingelser tas i beaktande)?
x Är kunskaperna om de grundläggande processer som styr utlakningen av olika komponenter tillräckliga för att medge extrapolering av resultaten till längre tider?
I det generella fallet är svaret på dessa frågor nej. Det innebär dock inte att laktester inte kan användas, inte heller att de saknar informationsvärde. Däremot pekar det på att tolkning och användning av resultaten måste göras med eftertanke och insikt. Denna studie syftar till att peka på möjligheter och svårigheter som finns vid tolk-ning och användtolk-ning av laktester för miljöriskbedömtolk-ningar.
Målet är att förslaget till metodik som presenteras i denna rapport ska kunna bidra till en korrekt tillämpning av laktester i de fall där de kan förväntas ge tillför-litliga resultat, men även till en sådan kunskapsmognad att risken för felaktiga tillämpningar minskas.
En utgångspunkt vid framtagande av metodiken var att fokus skulle ligga på användande av standardiserade tester för avfall, med klargörande av de möjligheter som kan finnas vid tillämpning för förorenad jord. I följande avsnitt redovisas lak-tester som används för oorganiska och organiska föroreningar samt lak-tester för be-dömning av biotillgänglighet.
2.2 Laktester för oorganiska ämnen
Metoder för utlakning av vattenlösliga ämnen ur fasta material har utvecklats inom olika områden utifrån specifika frågeställningar och förutsättningar. I tabell 2.1 ges en översikt av ett urval laktester. Dessa beskrivs närmare i underlagsrapport 1, Lakmetoder för oorganiska ämnen.
För utlakning av föroreningar har laktester använts främst för riskbedömning vid användning av avfall, restprodukter. Under 2005 har gränsvärden för deponiav-fall införts som baserats på laktester (NFS 2004:10), se avsnitt 2.6.
Vid laktestning av avfall undersöks vanligen lakbeteendet i en testmiljö som liknar naturliga förhållanden, där själva materialets egenskaper styr lakmiljön (t.ex. pH). I vissa fall används också pH-justerat vatten för att efterlikna sur nederbörd. Detta gäller oavsett om lakningen görs med skaktest eller i kolonn. Då vi modifie-rar lakmediet ytterligare för att starta en process eller påskynda en simulering av naturlig variation har vi övergått till vad som brukligt kallas extraktionstest. Skill-naden mellan laktest och extraktionstest är dock inte helt väldefinierad. De stan-dardiserade metoder som hittills använts mest i riskbedömningssammanhang är:
x Skaktest enligt SS-EN 12457-3 (L/S5 2 och L/S 10) med avjonat vatten x Perkolationstest enligt SIS-CEN/TS 14405 (7 st. L/S från 0,1 till 10) med
avjonat vatten.
Testerna är framtagna för oorganiska ämnen. De två första testerna är samma tester som numera krävs för klassificering (grundläggande karakterisering respektive överensstämmelseprovning) av avfall inför deponering vilket, om de även används för förorenad jord, kan ge samordningsvinster vid provtagning inför en sanering. För närvarande sker framtagande av standardiserade metoder för förorenad jord som i stort är desamma som ovan nämnda skak- och perkolationstester, dock avses testerna i nuvarande förslag utföras med en laklösning av kalciumklorid istället för avjonat vatten. Under den korta tid som skaktesterna utförs råder oxiderande för-hållanden.
I perkolationstest (tidigare benämnt kolonntest) låter man lakvätskan sakta strömma genom en kolonn som packats med testmaterial. Enligt standard analyse-ras sju olika vätskefraktioner vid olika L/S (dvs. den totala vattenmängd som vid en given tidpunkt varit i kontakt med materialet, L=liquid, S=solid). Metoden är lång-sammare än skaktest, ca 1–2 månader, beroende på materialets täthet.
I tvåstegs skaktest skakas jorden försiktigt först vid L/S 2 l/kg i 6 timmar varef-ter lakvattnet filtreras och analyseras. Sen görs en ny skakning med nytt vatten upp till L/S 10 i ytterligare 18 timmar. Resultatet redovisas som ackumulerad utlakad mängd av olika ämnen vid L/S 2 (0–2) och L/S 10 (2–10). Koncentrationen i lak-vattnet vid låga L/S (t ex inom intervallet 0–0,1) erhålls alltså inte med denna me-tod. Skaktest brukar anses som en förenklad laktest som är billigare och snabbare än perkolationstest.
Resultaten från tvåstegs skaktest och perkolationstest är ofta likartade, men för vissa ämnen (t.ex. ämnen som är löslighetskontrollerade) kan skillnaderna vara stora. Resultatet från skaktest kan såväl underskrida som överskrida resultatet från perkolationstest.
5
Tabell 2.1 Översikt över laktester (se även underlagsrapport 1).
Laktest Metod Typ Huvudsaklig användning
Rekommenderade standardtester Perkolationstest (kolonntest) SIS-CEN/TS 14405 Vattenlakning i kolonn, L/S 0,1 – L/S 10 l/kg
Lakning från förorenat om-råde Kd för källtermen
Gränsvärde mottagnings-kriterier deponi
Perkolationstest ISO/DIS 21268-3 Vattenlakning i kolonn, L/S 0,1 – L/S 10 l/kg
Utkast till standard, som ovan men anpassad för jord (kalciumkloridlösning istället för vatten)
Tvåstegs skak-test
SS-EN 12457-3 Vattenlakning skak-test, L/S 2 och L/S 10 l/kg
Lakning från förorenat om-råde Kd för källtermen
Gränsvärde mottagnings-kriterier deponi
Enstegs skaktest SS-EN 12457-1, 2, 4
Vattenlakning skak-test, L/S 2 eller L/S 10 l/kg
Ersätter EN 12457-3 när den inte fungerar, t ex vid hög vattenhalt.
Enstegs skaktest ISO/DIS 21268- 1 och 2
Vattenlakning skak-test, L/S 2 eller L/S 10 l/kg
Utkast till standard, som ovan men anpassad till jord (kalciumkloridlösning istället för vatten).
Adsorptionstester
Kd OECD 106 Skaktest med ren jord
och vatten med till-satta metaller
Fastläggning utanför föro-renat område.
Testet används bl.a. vid dimensionering av olika typer av sorptionsfilter.
Kd ASTM D 4646-03 Skaktest med
föro-renat vatten och ren jord/ filtermaterial
Fastläggning utanför föro-renat område.
Testet används bl.a. vid dimensionering av olika typer av sorptionsfilter.
Tester för solida material
Diffusionstest NEN 7345, NEN 7375
Ytutlakning av monolit (gjuten kropp) med pH-justerat (pH 4) vatten.
Lakning från stabiliserad jord
Diffusionstest framtida EN me-tod?
Ytutlakning av monolit (utan pH justering).
Lakning från stabiliserad jord. Ev. framtid för mottagnings-kriterier för deponi
Diffusionstest NVN 7347 Ytutlakning från kom-pakterade granulära material
Lakning från byggmaterial och avfall.
Tabell 2.2 Översikt över extraktionstester
Extraktionstest Metod Typ Huvudsaklig användning
Tillgänglighetstest NT ENVIR 003 Provet finmals. Lakvat-ten justerat till pH 7 och pH 4. L/S >100 l/kg Potentiellt tillgänglig mängd oorganiska föroreningar. Oxiderande till-gänglighetstest
NT ENVIR 006 Som ovan, med tillsats av oxidationsmedel
Potentiellt tillgänglig mängd oorganiska föroreningar för reducerande prov (t ex sulfidhaltiga).
pH-statisk lakning prEN 14997 Laktest där pH justeras till olika bestämda nivåer
Förutsäger förändring av föroreningars lakbarhet vid pH-ändring.
Grundläggande karakteri-sering för deponering av avfall.
Tolkning av styrande pro-cesser.
pH-statisk lakning prCEN/TS 14429 Skaktest där pH juste-ras initialt
Förutsäger förändring av föroreningars lakbarhet vid pH-ändring.
Grundläggande karakteri-sering för deponering av avfall.
Tolkning styrande proces-ser.
ANC EN standard
planerad för 2007
Skaktest med olika tillsatser av syra
Karakteriserar buffertver-kan vid pH-ändringar. Krav vid deponering farligt avfall
Sekventiell extrak-tion
Ej standardiserad Serie av skaktester med allt mer aggressi-va laklösningar
Uppskattar oorganiska föroreningars bindningssätt till jordens olika bestånds-delar.
Biotillgänglighet Se avsnitt 2.5 Se avsnitt 2.5 Bedömning av upptaget i mag-tarmkanalen vid oralt intag av jord.
2.3 Laktester för organiska ämnen
Laktest för organiska ämnen är i dagsläget under utveckling. För förorenad jord finns i litteraturen flera förslag till lakmetoder för mindre flyktiga organiska äm-nen:
x skaktest
x jämviktstest i kolonn (återcirkulation av eluatet genom kolonnen) x perkolationstest
I tabell 2.2 sammanfattas de grundläggande principerna för de laktester som be-döms vara mest relevanta för förorenade områden. Även andra laktester t ex till-gänglighetstester och pH-statiska tester har utarbetats för mindre flyktiga organiska ämnen. Tillämpbarheten av dessa tester inom ramen för riskbedömning för förore-nad mark är dock dåligt utredd. I underlagsrapport 2a ges en mer detaljerad be-skrivning av laktester för organiska ämnen.
Tabell 2.3 Översikt över laktester för organiska ämnen (se även underlagsrapport 2a).
Laktest Huvudsaklig användning och
be-skrivning av test
Resultat av test
Kolonn med recirkulation av lakvätska (eluat)
Utvecklat för icke-flyktiga hydrofoba organiska ämnen. Testet utförs vid en fix kvot mellan volym vätska och mängd fastfas som beror på testmate-rialets egenskaper (L/S mellan 1 och 2 l/kg). Testet utförs med ett kontinuerligt uppåtriktat flöde. Lakvätskan består av en utspädd CaCl2-lösning (med natri-umazid för att motverka nedbrytning). Lakvätskan recirkuleras tills jämvikt nås. Lakvätskan uttas som en enda volym.
En jämviktskoncentration av föroreningar i eluatet från vilken en jämviktshalt i por-vatten kan uppskattas. Testet ger en bild av den aktuella utlakningen från materialet. Resultaten från detta test är likartade med resultat från skaktester.
Skaktester (standard vid fram-tagande av ISO 21268-1 och 2)
Skaktest för icke-flyktiga organiska ämnen. Testet utförs vid en fix L/S-kvot (2 eller 10 l/kg). Lakmediet är en lös-ning av antingen avjonat vatten eller CaCl2. Behållaren skakas under en förutbestämd tid för att uppnå jämvikt mellan föroreningar i lösningen och föroreningar i jorden. Eluatet separeras från den fasta fasen genom centrifuge-ring.
En jämviktskoncentration av föroreningar i eluatet från vilken en jämviktshalt i por-vatten kan uppskattas. Testet ger en bild av den aktuella utlakningen från materialet.
Perkolationstest Lakmediet består av en lösning av antingen avjonat vatten eller en ut-spädd lösning av CaCl2. Flödesrikt-ningen i kolonnen är uppåtriktad och flödeshastigheten skall vara relativt långsam så att lokal jämvikt nås. Eluat tas ut i flera fraktioner (olika L/S) som i standardtest för oorganiska ämnen.
Testet ger värdefull informa-tion om utvecklingen av ut-lakningen av föroreningar med tiden. Eluathalterna kan användas för tolkning av utlakningen på både kort och lång sikt
(standard vid fram-tagande av ISO 21268-3)
Laktester för organiska ämnen finns beskrivna i underlagsrapport 2a. Denna rap-port fokuserar på laktester för mindre flyktiga organiska ämnen, t ex PCB, dioxi-ner-furaner, 2,4-dinitritoluen, PAH, alifatiska kolväten (bara de med längre kolked-jor) samt aromatiska kolväten (andra än BTEX och PAH). Dessa ämnen bedöms
vara relevanta för laktester då de har fysikalisk-kemiska egenskaper som gör det svårt att uppskatta frigörelsen från jorden med hjälp av teoretiska beräkningar.
2.4 Tester för bedömning av biotillgänglighet
En nödvändig del av riskbedömningen av ett förorenat område är att klargöra ris-kerna för hälsoeffekter vid exponering för föroreningar pga. intag av den förorena-de jorförorena-den. Riskbedömningar av förorenaförorena-de områförorena-den baseras ofta på toxicitetsstudi-er där förorening föreliggtoxicitetsstudi-er i en form som lätt tas upp i kroppen, vanligen den form som finns i vatten eller livsmedel. När en förorening tas upp via intag av förorenad jord kan biotillgängligheten vara annorlunda. Riskbedömningar av förorenad mark bör därför utgå från den verkliga biotillgängligheten av föroreningen i jorden när toxikologiskt baserade haltnivåer sätts.
I denna studie har det utretts hur risken för upptag av föroreningar i kroppen ef-ter intag av jord kan beskrivas med enkla biotillgänglighetstesef-ter som simulerar frigörelsen i människans mag-tarmkanal (oralt biotillgänglighetstest). Testerna beskriver utlakningen/upplösningen i mag-tarmkanalen (s.k. ”bioaccessiblility”, se definition i underlagsrapport 2b).
De vanligaste testerna som använts internationellt för riskbedömning av oralt upptag av föroreningar från förorenad jord har utvecklats i USA (SBRC metoden), Tyskland (DIN metoden) och Holland (RIVM metoden):
x SBRC-metoden (Solubility/Bioavailability Research Consortium) ut-vecklad från PBET-metoden (Physiologically Based Extraction Test) x DIN (Deutsches Institut für Normung)
SBRC-metoden är en förenklad metod och används i stor utsträckning i USA för bly, kadmium och arsenik och rekommenderas även för nickel. En variant av SBRC-metoden omfattande ytterligare ett laksteg/lakvätska rekommenderas för krom och kvicksilver. Det amerikanska Naturvårdsverket (US EPA) kommer even-tuellt att föreslå den ena metoden (SBRC) vid riskbedömning av blyförorenad jord.
RIVM-metoderna har huvudsakligen tillämpats för bly, arsenik och PAH. Oli-ka utformning används för metaller respektive organisOli-ka ämnen för att simulera ett realistiskt ”värsta fall” vilket är syftet med testerna. När RIVM-metoderna testades på sju danska jordar låg den relativa biotillgängligheten jämfört med det totala innehållet i jorden långt under 100 % för flertalet föroreningar, se underlagsrapport 2b.
Några av de metoder som kan användas för att värdera jordföroreningens till-gänglighet för människor vid oral exponering har utvärderats i en studie för danska Naturvårdsverket (Miljøstyrelsen). Resultaten och användbarheten av olika tester diskuteras i mer detalj i underlagsrapport 2.
2.5 Lakmetoder vid deponering av avfall
Deponiavfall ska genomgå en grundläggande karakterisering samt överensstäm-melsetestning (minst 1 gång/år) innan de deponeras enligt NFS 2004:10. I den grundläggande karakteriseringen är utlakning m.h.a. laktester en viktig del. Före-skrifterna trädde ikraft den 1 januari 2005.
Karaktäriseringskraven är olika beroende på materialklassning (farligt avfall, icke farligt avfall) enligt avfallsförordningen eller deponiklassning enligt Natur-vårdsverkets föreskrifter om deponering (NFS 2004:10). Föreskrifterna innehåller mottagningskrav med lakgränsvärden för avfall som får deponeras på deponi för inert avfall och deponi för farligt avfall. Icke reaktivt och stabilt farligt avfall som klarar gränsvärdena för icke farligt avfall får även läggas på en deponi för icke farligt avfall. Vid samdeponi för icke farligt avfall och farligt avfall finns även lakgränsvärden för icke farligt avfall. Inga lakgränsvärden finns för icke farligt avfall som deponeras i en deponi för enbart icke farligt avfall.
De avfall som inte klarar gränsvärden för deponering på deponi för farligt av-fall måste förbehandlas eller omhändertas på annat sätt än deponering.
Den lakmetod som anges för grundläggande karakterisering är perkolationstest, SIS CEN/TS 14405 och för överensstämmelseprovning tvåstegs skaktest, SS-EN 12457-3. Om överensstämmelse finns mellan skaktest och perkolationstest kan skaktest användas som överensstämmelseprovning för avfall enligt NFS 2004:10. För Sveriges del finns lakgränsvärden för koncentrationen vid L/S 0,1 (C0) samt
ackumulerad mängd vid L/S 10. För andra EU-länder finns även lakgränsvärden för ackumulerad mängd vid L/S 2. Utöver lakgränsvärden finns gränsvärden för organiska totalhalter, t.ex. TOC, PAH och PCB, främst vad gäller deponi för inert avfall.
Ett annat test som krävs vid deponi för farligt avfall är ANC, materialets syra-neutraliserande förmåga, som är ett mått på förmågan att motstå förändring av pH när ett material utsätts för försurningspåverkan. Standardmetod för ANC är ännu ej fastställd. En europastandard, motsvarande en variant av pr CEN/TS 14429, pH-statisk test där syra/bas tillförs initialt, diskuteras. För utlakning av DOC (löst or-ganiskt kol) kan pH-statiska tester motsvarande prEN/TS 14429 vid pH 7,5–8 an-vändas enligt NFS 2004:10.
3 Resultat av utvärdering
av laktester
För att ge ledning om hur olika föroreningar uppträder i laktester på förorenad mark har en sammanställning och utvärdering gjorts av laktester som utförts på förorenad jord inom ramen för olika efterbehandlingsprojekt i Sverige och utom-lands. Syftet var också att undersöka om det finns generella samband mellan olika tester, jordar och föroreningstyper som kan medföra en förenkling av metodiken.
Nedan ges en sammanfattning av viktiga slutsatser från utvärderingen av tidi-gare utförda laktester som ges i underlagsrapport 3 till denna metodikrapport. Defi-nitioner av lakbarhet och fastläggning som används i rapporterna ges också.
3.1 Underlagsmaterial
Laktester från SGI och DHI samt Kemaktas databaser har sammanställts liksom resultat som erhållits efter kontakt med olika länsstyrelser, kommuner och konsul-ter som länsstyrelserna hänvisat till.
I bilaga 1 finns en tabell med de laktester som erhållits från länsstyrelserna (rapporter, enstaka laboratorieprotokoll och i ett fåtal fall digitala data). I bilagan markeras vilka laktester som sammanställts i databasen.
3.2 Definition av lakbarhet och fastläggning
3.2.1 Inledning
Markförorening är antingen ett resultat av spill av kemikalier direkt på jorden (im-pregneringsmedel, ytbehandlingslösningar, olja, m.m.), förorening genom sprid-ning från uppströms belägen föroresprid-ningskälla eller att marken fyllts ut med av-fallsmaterial från olika verksamheter (slagger från metallframställning, kisaska från svavelsyraframställning, glas, m.m.). Hur och i vilken form föroreningarna hamnat i jorden och hur länge de legat där påverkar utlakningsförloppet och fastläggningen av aktuella ämnen.
Spridning av föroreningar i miljön styrs i stor utsträckning av hur föroreningar-na växelverkar med olika fasta material. I föroreföroreningar-nad mark är föroreningarföroreningar-na initialt huvudsakligen bundna till det fasta materialet, men genomströmning av mark- eller grundvatten leder till en utlakning och spridning. Det är därför viktigt att ha kun-skap om hur föroreningar kan överföras till vattenfasen och hur de kan transporte-ras vidare med det strömmande vattnet.
I denna rapport används begreppet lakbarhet i första hand för att beskriva den frigörelse som sker i källområdet, dvs. hur en förorening frigörs från det fasta för-orenade materialet (jorden) till den mobila fasen (strömmande mark- eller grund-vatten). Lakning är ett samlingsbegrepp för hur ämnen i ett fast material kan mobi-liseras. Flera olika grundläggande fysikaliska och kemiska processer styr lakning-en. Exempel på fysikaliska processer är diffusion av förorening från interna porer i
det fasta materialet ut i det strömmande vattnet eller mekaniska förändringar i ma-terialet. Kemiska processer kan vara jonbyte, desorption, upplösning eller vittring. Vilka processer som är av betydelse för lakningen beror på det fasta materialets karakteristika, det lakade ämnet samt de fysikaliska och kemiska betingelserna.
Många av de fysikaliska och kemiska processer som orsakar lakning från ett förorenat material kan även verka i motsatt riktning. Därigenom kan fastläggning av föroreningar ske från en förorenad lösning som kommer i kontakt med ett opå-verkat fast material. Fastläggning är ett samlingsnamn för processer varmed för-oreningar i den mobila fasen interagerar med fasta material längs med spridnings-vägarna och därmed åter binds till det fasta materialet, t.ex. via diffusion av ämnen in i interna porer i en jord, adsorption, utfällningar, etc. Eftersom processer ofta är reversibla kan fastlagda föroreningar frigöras på nytt. Det är viktigt att notera att graden av fastläggningen i den ursprungligen förorenade jorden kan vara väsentligt större än i jord som där föroreningar fastlagts från en förorenad lösning.
3.2.2 Styrande processer för lakning
För att kunna tolka resultaten från laktester och göra en bedömning av spridnings-riskerna från ett förorenat område bör man ha en översiktlig bild av de kemiska, fysikaliska och biologiska processer som pågår liksom en förståelse för hur mar-kens mineralogi och mekaniska/geotekniska förhållanden påverkar lakningen. Mo-bilitet och speciering av olika ämnen i mark och vatten är beroende av faktorer såsom pH, redoxpotential, närvaro av andra ämnen (sulfat, klorid, karbonater och organiska ligander såsom humusämnen), föroreningshalten samt kornstorlek, mine-ralogi, m.m. Även omgivningsförhållanden som hydrologi/klimatologi inverkar i hög grad på utlakningsprocessen.
En av de viktigaste styrande faktorerna för utlakningen av ämnen från en för-orenad jord är pH-värdet. Den påverkar möjligheten till sorption av föroreningar i jorden eftersom mineralytornas laddning är starkt beroende av pH. Vid sorption adsorberar positivt laddade metalljoner till negativt laddade ytor i jorden, t ex ler-mineral, oxider, karbonater och organiskt material (humus), och negativt laddade anjoner adsorberar till positivt laddade ytor. Vid de pH-värden som råder naturligt i jordar är negativt laddade ytor vanligare, vilket ger en kraftigare sorption av posi-tivt laddade joner. Många föroreningars löslighet påverkas signifikant av ändrat pH i jorden. För många metaller ökar lösligheten med sjunkande pH-värde. Processer för utlakning och spridning av föroreningar diskuteras i mer detalj i delrapport 3. 3.2.3 Definition av Kd-värde
Många, men inte alla, processer som styr en förorenings fördelning mellan vatten och fast fas i marken är haltberoende, dvs. att en ökad halt i jorden även innebär en ökad halt i det vatten som är i kontakt med jorden och vice versa. Jämviktsförhål-landet mellan halten i den fasta fasen och halten i lösningen kan beskrivas som en funktion, ofta kallad isoterm. Flera olika typer av isotermer kan användas, men den enklaste är den som antar ett linjärt förhållande mellan halten i den fasta fasen och halten i den lösta fasen. Kd-värdet beskriver förhållandet mellan halten av ett ämne
) / ( ) / ( l mg fas löst i Halt TS kg mg fas fast i Halt Kd
Om jämviktsinställningen är snabb och reversibel samt ett linjärt förhållande råder mellan halt i fast fas och löst fas är det så kallade Kd-konceptet giltigt för de
stude-rade förhållandena. Ett Kd-värde gäller strikt för en typ av förorening i kontakt med
en viss typ av fast material under vissa givna kemiska betingelser. Om de kemiska betingelserna ändras kan Kd-värdet behöva justeras.
Kd-konceptet är en kraftig förenkling av de ofta komplicerade processer som
styr hur en förorening fördelar sig i marken. Det är dock genom sin enkelhet ett mycket användbart koncept och används därför flitigt inom en rad olika områden. En grov förenkling av hur Kd-konceptet används ges i figur 3.1.
Figur 3.1. Illustration till den komplexa verklighet som man försöker beskriva med hjälp av den lumpade parametern Kd-värdet. Vissa fenomen som kan påverka ett verkligt system beskrivs
rimligt väl av ett Kd-värde, t.ex. sorption, medan andra processer såsom partikelbunden transport
och filtreringseffekter ej kan beskrivas på detta sätt.
I modeller som beskriver utlakning och transport av föroreningar används Kd
-värdet i två olika betydelser:
x för att beskriva utlakning eller lakbarhet av föroreningar i ett förorenat material (desorption från källan).
x för att beskriva fastläggning i samband med spridning av föroreningar med vatten till ett initialt opåverkat material. Här används Kd-värdet även
för att beskriva effekten av den sekundära källterm, som fastläggnings-processen orsakat, då halterna på längre sikt ånyo sjunker i plymens ut-bredningsområde.
Enligt tidigare resonemang är det viktigt att vara medveten om att Kd-värden för
ovanstående situationer skiljer sig åt. I denna rapport används Kd-värden framför
allt för att beskriva utlakning från förorenad jord. Traditionellt i forskning och litteratur används Kd-värden för att beskriva sorption, inte utlakningsprocesser. För
ett och samma ämne kan således olika Kd-värden behöva användas för olika delar
av riskanalysen.
3.3 Utvärdering av sammanställda laktester
3.3.1 Slutsatser rörande generella samband vid lakning
Laktester ger information om halt i lakvätska, utveckling av halter i lakvätska, utlakad mängd vid olika L/S-tal, samt fördelning mellan halt i fast fas och lakväts-ka (Kd-värde).
Utvärderingen av de skaktester som utförts inom ramen för statliga efterbe-handlingsprojekt gav följande resultat avseende bedömning av lakbarhet:
x För tester på ett enskilt material har pH en mycket stark effekt på förore-ningshalten i lakvätskan (figur 3.2). För de flesta metaller erhålls högre halter vid låga pH samt vid mycket höga pH.
x I en sammanställning av ett stort antal tester på olika typer av jordar från olika platser och med olika verksamhetsbakgrund kan oftast inga gene-rella samband ses mellan halt i lakvätska och pH eftersom de lakade pro-verna visar stor variation i föroreningsgrad och jordtyp. I vissa fall kan dock en tendens till ökande eluathalter vid lägre pH-värden skönjas, t.ex. för koppar (figur 3.3), bly och zink. Sammantaget går det alltså inte att generellt för olika jordar säga hur utlakningen ser ut vid ett visst pH. x En tendens till linjär korrelation finns mellan utlakning (halt i eluat) och
halt i fastfasen för några av de undersökta ämnena i de sammanställda skaktesterna vid L/S 0–2 l/kg och L/S 2–10 l/kg. Korrelationen är tydli-gast för arsenik (figur 3.4) och kadmium. Även för koppar och bly indi-keras en ökande eluathalt med ökande fastfashalt, men variationen i data är större.
x Sämre korrelation erhålls för nickel, krom och zink vilket innebär att det kan finnas andra processer än sorption som styr utlakningen av dessa föroreningar eller att eller att skillnaderna mellan olika jordmaterial är mer betydelsefull för dessa föroreningar.
0.0001 0.001 0.01 0.1 1 10 100 1000 2 4 6 8 10 12 14 pH H al t e lu at i p H -s ta t te st (L /S 10 ) As mg/l Ba mg/l Co mg/l Cu mg/l Pb mg/l Zn mg/l
Figur 3.2. Eluathalten av olika föroreningar som funktion av pH (pH-statiskt test på en dansk förorenad jord; test utfört av DHI på uppdrag åt danska Miljöstyrelsen).
1 10 100 1000 10000 0 2 4 6 8 10 12 pH Ko p p ar el u at ( μ g/l) L/S 0-2 L/S 2-10
Figur 3.3. Eluathalten av koppar som funktion av pH från sammanställning av skaktest med två L/S-tal (data från samtliga verksamheter, endast prov med halter > MKM =200 mg/kg
x Att endast ett svagt samband kan ses mellan halt i fastfas och halten i lakvätskan innebär en stor spridning i Kd-värden. För ett enskilt ämne
va-rierar typiskt 90 % av Kd-värdena (beräknade som kvoten mellan halten i
fastfas och halten i eluat) med en faktor ca 100–1000.
x Beräknade Kd-värden visar på en stor spridning med både mycket höga
och mycket låga Kd. Mycket höga Kd-värden bör ej användas i
material är andra processer än sorption som styr lakningen varmed be-räknade Kd-värden saknar relevans. Mycket höga Kd ger dock en
indika-tion om att utlakningen är långsam, vilket kan användas på ett mer kvali-tativt sätt i riskbedömningen. Antal prov = 108 st 0.1 1 10 100 1000 10000 100000 1 10 100 1000 10000 100000
Halt arsenik fastfas (mg/kg TS)
Ha lt ar se n ik e lu at ( μ g/l) L/S 0-2 L/S 2-10
Figur 3.4. Eluathalten av arsenik som funktion av fastfashalten (totalhalten) i jordprovet vid skaktest med två L/S-tal.
x De Kd-värden som används i den generella riktvärdesmodellen är
försik-tigt valda. Generellt uppvisar 80–95 % av de utvärderade proverna en lägre lakbarhet (figur 3.5). Slutsatsen om en lägre lakbarhet utgår från att uppmätta halter i laktestet motsvarar jämviktsförhållanden.
x Utvärderingen visar att för de tre ämnen som använts vid impregnerings-anläggningar med CCA-medel (koppar, krom och arsenik) är beräknade Kd-värden lägre jämfört med Kd-värden beräknade från lakdata från
samtliga objekt och verksamheter. Detta indikerar att jord förorenad med impregneringsvätska tycks ha en något högre lakbarhet, dvs. förorening-arna är bundna i något mer lättlösliga kemiska former. Dataunderlaget medgav inte någon ytterligare indelning i olika verksamhetstyper. x Perkolationstester och skaktester ger rimligt likartade svar för samma
L/S-tal.
x Skillnaden i Kd-värden framtagna med perkolationstester (L/S=0,1)
re-spektive skaktester vid L/S=2 är liten i jämförelse med andra variationer mellan tester.
x God samstämmighet mellan utlakning från skak- respektive perkolations-tester erhålls för nickel och zink. För arsenik och krom tenderar perkola-tionstesterna att ge en högre utlakning. För bly och kadmium ses ingen tydlig tendens, men huvuddelen av testerna för bly visar på en högre ut-lakning i skaktesterna. Perkolations- och skaktester utförda på jordprov
från samma impregneringsanläggning visade att Kd för arsenik beräknat
från skaktester var upp till tre gånger högre än Kd beräknat från
perkola-tionstester vid samma L/S-tal.
x Underlagsmaterialet innehåller inte tillräckligt med bakgrundsinforma-tion för att kunna dra slutsatser om lakbarheten i olika geologiska materi-al.
x Bakgrundsinformation saknas också för att kunna dra slutsatser eller kvantifiera lakbarheten i relation till innehållet av organiskt material i jord (TOC) eller lakvätska (DOC).
0 5000 10000 15000 20000 25000 30000 35000 40000 45000 50000 0% 20% 40% 60% 80% 100%
Andel under givet värde
K d-värde (l/kg) Laktester Pb "Generellt Kd" (NV4639+RVF) Bly
Figur 3.5. Andel av Kd-värden för bly från laktestade jordprov i olika haltintervall (samtliga jordprov
och halter från skaktester vid L/S 0–2).
3.3.2 Kommentar kring jämförelse med gränsvärden för deponering Även om föreliggande projekt främst har varit inriktat på laktesters användbarhet vid riskbedömning och bedömning av åtgärdsbehov för förorenad mark har jämfö-relser gjorts med de gränsvärden som används för deponering av avfall (NFS 2004:10). För arsenik (figur 3.6) visar jämförelsen bl.a. att endast ett fåtal prov överskrider haltgränsen för FA-deponering och att huvuddelen av de prov som underskrider RVFs totalhaltsgräns för deponi för icke-farligt avfall (100 mg/kg) även underskrider Naturvårdsverkets gränsvärde avseende lakbara mängder för denna deponityp.
0.001 0.01 0.1 1 10 100 1000 1 10 100 1000 10000 100000 Halt fastfas (mg/kg TS) U tl a k a de m ä ndge r a rs e n ik ( m g/ k g TS ) Utlakat L/S 0-10 Inert deponi IFA-deponi FA-deponi Totalhalt IFA (RVF) MKM
Figur 3.6. Utlakbara mängder arsenik från skaktest (summerat för L/S 0–2 och L/S 2–10) som funktion av fastfashalten. Haltgränser för MKM och icke-farligt avfall enligt RVF är inlagt liksom gränsvärden för utlakade mängder för olika deponityper (inert, IFA, FA).
3.4 Slutsatser från modellering av laktester
Beroende på vilka faktorer som styr lakningen är olika laktester användbara i olika situationer. Utförda modelleringsinsatser har försökt belysa möjligheter och be-gränsningar vid uttolkning av olika tester och för olika förhållanden. Osäkerhe-ter/fel blir större om ett laktest används som ej beskriver den styrande processen korrekt och under särskilda förhållanden kan vissa laktester vara direkt olämpliga.
Utförda modellexempel har indikerat att de processer som styr utlakningen av föroreningar i förorenad jord inte alltid kan beskrivas på ett korrekt sätt med de standardiserade laktester som finns framtagna för avfall. Resultaten indikerar att det finns osäkerheter vid användning av både skaktester och perkolationstester. De största osäkerheterna bedöms uppkomma på grund av den begränsade tid under vilket laktesterna utförs och som innebär att jämvikt inte hinner ställa in sig. Detta kan innebära att testerna inte alltid beskriver de maximala lakhalterna som kan uppkomma på sikt. Om det är kinetiska processer som styr utlakningen kan detta t ex få betydelse om hastighetskonstanten är långsammare än laktiden. Detta skall dock även ställas i relation till förhållandena i verkligheten, dvs. genomströmning-en av vattgenomströmning-en och kontakttidgenomströmning-en med jordgenomströmning-en på det aktuella objektet.
Följande viktiga slutsatser har dragits från de modellsimuleringar som utförts på skak- och perkolationstester från svenska efterbehandlingsprojekt och tester på danska jordar vid DHI (se underlagsrapport 3):
x En detaljerad analys av perkolationstester visar att utlakningen av förore-ningarna i många fall inte uppträder på ett sätt som kan beskrivas av ett idealiserat Kd-koncept. Detta kan eventuellt förklaras av kinetiska
effek-ter, men mer komplexa kemiska och fysikaliska förlopp i samverkan har visats som ett exempel på en alternativ förklaringsmodell.
x Resultaten indikerar att testerna inte utförs under tillräckligt lång tid för att jämvikt ska ställa in sig. Detta indikeras bl.a. av tester där halterna i lakvätskan stiger med ökande L/S tal, Halterna i laklösningen kan där-med underskattas.
x I vissa prover faller halterna från en initialt hög nivå men planar ut på ett konstant lågt värde. Det bedöms att de högre halterna som vanligtvis er-hålls vid L/S 0,1 i perkolationstester inte nödvändigtvis är en effekt av en initial utlakning av lättlösliga ämnen, vilket är den vedertagna tolkning-en. Föroreningar som funnits i marken under en längre tid kan redan för-väntas ha utarmats på de lättlösliga komponenterna pga. infiltration och genomströmning av grundvatten. Det bedöms att de högre halterna istäl-let kan vara ett resultat av att kontakttiden är längre pga. en inledande uppmättnadsfas av kolonnen (fyra dygn). Om provet varit fuktigt vid provtagningen och lagrats i fuktigt tillstånd till dess att lakförsöket påbör-jats kan även detta bidra till uppmättnaden. Under denna tid är det tänk-bart att långsamma utlakningsprocesser inverkar.
x Laktest där eluathalten påverkats av kinetiska processer eller transport-motstånd i stagnanta zoner, t ex diffusion i mikroporer i mineralkorn, kommer att underskatta utlakningen.
x En genomgång av ett stort antal skaktester visade att föroreningshalten avtar exponentiellt med ökande L/S-tal i övervägande andelen testade jordprov (vilket är ett grundläggande antagande i den s.k. TAC-modellen). För ca 15 % av proverna ökade dock halterna med ökande L/S-tal.
x Det är oklart om inverkan av naturliga organiska ämnen på utlakningen av föroreningar underskattas med dagens standardlaktester där avjonat vatten eller rent oorganiska saltlösningar används. I viss mån frigörs DOC från jorden till laklösningen under testets gång.
Överslagsberäkningar visar att utlakningen på grund av kinetiska processer kan vara flera gånger högre än vad som visas med ett laktest. Det är svårt att precisera hur stort felet bli, men upp till 10 gånger högre utlakning kan inte uteslutas vid ett enskilt L/S-tal (se underlagsrapport 3 för mer information).
Sammantaget visar ovan redovisade resultat att det finns vissa begränsningar och osäkerheter vid tolkningen av resultaten från standardiserade laktester för an-vändning i riskbedömningar för förorenad jord. Det bedöms dock att laktesterna ger värdefull information, men att resultaten måste tolkas med försiktighet och på ett sätt som tar hänsyn till de osäkerheter som finns kring lakningsförlopp och styrande processer då de används i riskbedömningssammanhang.
3.5 Slutsatser för användning av
laktestresultat i riskbedömningsmodeller
3.5.1 Extrapolation av laktestresultat i tiden
Typiskt för de förorenade markområden som undersöks inom ramen för de statliga efterbehandlingsprojekten är att verksamheten lades ner för minst 30 år sedan (1969). Under denna tid har utlakning från jorden skett på grund av vattenström-ning genom förorenade massor. Som exempel motsvarar en infiltration på 250 mm/år över ett område med ett föroreningsdjup på ca två meter ett L/S-tal på ca 2 l/kg. Detta innebär att tester som beskriver utlakningen vid låga L/S-tal (perkola-tionstester) i första hand har relevans för ett område som ej utsatts för infiltration tidigare, t ex förorenad jord som ligger skyddad under ett hus, ett tak, m.m. För sådana platsspecifika förutsättningar kan perkolationstester med uttag av eluat vid låga L/S-tal vara relevanta vilket ger svar på storleken av den initiala utlakningen av lättlösliga ämnen. Det är framför allt för mark som blivit förorenad genom spill av lättlösliga salter (impregnering, ytbehandling, m.m.) som sådana tester kan vara aktuella.
Extrapolation av eluathalter i tiden för att uppskatta tidsberoendet hos källter-men sker i dagsläget vanligen genom att översätta en L/S-kvot i laktestet till mot-svarande tid för genomströmning av den förorenade jorden med grundvatten. Det är svårt att relatera relevanta L/S-tal till vattenomsättningen och tidsförlopp under verkliga förhållanden inom ett område. Detta gäller både för L/S 0–2 och L/S 2–10 i skaktester och för perkolationstest där flödet genom kolonnen anpassas till mate-rialets permeabilitet. Detta beror på att osäkerheter introduceras beträffande bland annat:
x Effekter av tidsberoende processer i lakförloppet, exempelvis diffusions-styrd frigörelse från korn i jorden och långsam kemisk upplösning (kine-tik)
x Inverkan av långsamma fastläggningsprocesser
x Effekter av flödesheterogeniteter, som ofta uppvisar ett skalberoende x Omgivningsberoende processer kan vara helt annorlunda i laktesten och i
den förorenade jorden (klimatpåverkan, redox-processer, inverkan av na-turliga organiska ämnen, m.m.)
En extrapolation av lakresultat med antagande om exponentiellt avtagande halter visar att endast en liten del av totalhalten skulle laka ut vid oändligt L/S-tal. Ty-piskt är maximalt utlakad mängd i laktesten mindre än 1 % av den totala förore-ningsmängden (33–95% av proven). Om haltförändringen i en verklig situation inte är exponentiellt avtagande utan når en konstant nivå riskerar utlakningen att under-skattas med en sådan förklaringsmodell.
3.5.2 Diskussion om jämviktsförhållanden
Markförorening förekommer ofta i form av att rester av förorenat fast material (avfall, restprodukter) ligger inblandat i en jord eller fyllning, men även på grund av att jord eller fyllning som ursprungligen varit ren förorenats av vätskor (t.ex.
vätskeformigt spill eller lakvatten innehållande metaller eller organiska ämnen). För jord som förorenats av lösningar direkt eller sekundärt är mobiliseringen starkt beroende av jordens egenskaper. Även i det fallet förorenat fast material blandats in jorden kan utlakad förorening ha orsakat att ursprungligen ren omkringliggande jord förorenats sekundärt av lakvatten. Om den huvudsakliga föroreningen är ett fast förorenat material styrs mobiliseringen av metaller även till stor del av detta materials egenskaper, t.ex. av upplösningen av metallhaltiga slagger och askor eller diffusion från metallhaltiga partiklar.
Antagandet att det vatten som passerar genom den förorenade jorden uppnår jämviktshalten är försiktigt eftersom jämvikt i praktiken uppnås endast i de delar av porsystemet där vattnet är relativt orörligt. Det finns ett motstånd mot transport av föroreningar från det orörliga vattnet till de porer där vatten strömmar, t.ex. på grund av diffusion, se figur 3.7. Detta innebär att halterna i det vatten som ström-mar genom jorden får en lägre halt än jämviktshalten. Olika modeller har tagits fram för att uppskatta massöverföring mellan mobilt och orörligt vatten, men dessa kräver en detaljerad beskrivning av jorden och de strömningsvägar som finns där och är därför svåra att använda för generella fall.
Diffusion i partiklar med förorening Diffusion i zoner med immobilt vatten Strömmande vatten Diffusion i partiklar med förorening Diffusion i zoner med immobilt vatten Strömmande vatten
Figur 3.7. Schematisk beskrivning av utlakning från jord med strömmande och immobilt vatten. De Kd-värden som används för att beskriva utlakning från förorenade områden (t
ex modellen för beräkning av riktvärden för förorenad mark) representerar inte fullständigt ett äkta jämviktsförhållande utan bygger indirekt in den ”utspädning” som sker mellan porer med orörligt vatten och de porer där vatten verkligen ström-mar.
I ett lakförsök är mängden vatten som tillförs betydligt större än vad som nor-malt finns i jorden samt att laktiderna är korta jämfört med uppehållstiden i mar-ken. Dessa Kd-värden representerar således inte några äkta jämviktsförhållanden
utan innehåller ett mått av utspädning som innebär att halterna i laklösningen kan vara lägre än de faktiska jämviktshalterna. Till viss del kompenserar de utspäd-ningseffekter som sker vid lakförsök av de försiktiga antaganden som görs i rikt-värdesmodellen (antagandet om jämviktshalter i det vatten som passerat genom marken).
Det går inte att generellt bedöma i vilken grad dessa två effekter kompenserar varandra eftersom avvikelsen från jämviktshalter beror på en mängd kemiska och
fysikaliska faktorer, t.ex. kinetik i de kemiska reaktionerna, vattenströmningshas-tigheter, jordens struktur (kornstorlek, inre porositet) och hur föroreningen ligger (ytförorening, förorening av inre ytor).
En uppskattning av betydelsen av dessa effekter kan man få genom att jämföra olika halter i vatten:
x I laklösningar vid olika L/S-tal.
x I porvatten beräknade utifrån Kd-värden och fastfashalter
x Uppmätt i mark- eller grundvatten.
För ämnen som är löslighetsbegränsade kan Kd-värden beräknade från lakförsök
användas som ett källterms-Kd endast vid den aktuella fastfashalten. Om Kd-värdet
används för förorenad mark med lägre totalhalt riskerar utlakningen att underskat-tas.
3.6 Slutsatser och rekommendationer
En utgångspunkt vid framtagande av den metodik som presenteras i denna rapport var att fokus skulle ligga på användande av standardiserade tester, som i dagsläget finns framtagna för avfall. Följande slutsatser har kunnat dras rörande användbar-heten av sådana standardtester:
x Standardiserade laktester har en stor fördel att resultat från olika platser, utförda av olika laboratorier, m.m. kan jämföras. Standardisering och ac-kreditering innebär dessutom en kvalitetskontroll för utförandet.
x Standardiserade tester innebär kraftiga förenklingar och beskriver därför inte alltid de verkliga förhållandena i en förorenad jord. Resultaten är därför inte direkt överförbara till fältförhållanden och verkliga tidsskalor vilket måste beaktas vid tolkning av laktesterna. Särskild hänsyn vid tolkningen av resultaten måste bl.a. tas på grund av att:
o Laktester är korttidstester med korta kontakttider mellan lakvätska och lakat material. Eventuella kinetiska effekter i utlakningen (kemiska eller fysikaliska) innebär att halten i lakvätskan underskattas. Det är mycket svårt att uppskatta storleken av denna effekt men upp till tio gånger högre hal-ter kan inte uteslutas.
o Lakning sker med stora mängder vatten, varigenom utspäd-ningseffekter kan uppkomma som innebär att halten i lak-vätskan underskattas.
o Ett problem med skaktester är att eventuella lättlakade äm-nen blir kvar i lakvattnet och kan påverka andra ämäm-nens ut-lakning. I en verklig situation sköljs dessa successivt bort. o Förändringar i pH eller redoxpotential kan kraftigt påverka
lakbarheten av många ämnen. En förändring/sänkning av pH med en enhet kan ge upp till 10–100 gånger högre ut-lakning.
x Standardtester för att studera möjligheten för pH-förändringar och de konsekvenser detta har på utlakningen finns tillgängliga och bedöms vara användbara vid riskbedömning för förorenade områden (ANC-tester för att beskriva buffertkapaciteten respektive pH-statisk lakning för att titta på pH-beroende utlakning).
x Perkolationstester ger möjlighet att mäta halten i lakvätskan vid låga L/S-tal. Halten i lakvätskan vid L/S=0,1 är ofta högre än vid andra L/S-tal, men undantag förekommer där halten ökar med stigande L/S. De högre halter som ibland observeras vid L/S=0,1 kan bero på utlakning som sker under de fyra dygn som kolonnen står och uppmättas med vatten (något som skulle kunna tyda på kinetiska effekter). Det är mindre troligt att den högre utlakningen beror på frigörelse av lättlösliga fraktioner av olika komponenter från jorden. Jordarna som utvärderats i detta projekt har i många fall legat åtkomliga för lakning under lång tid varvid mycket lätt-lakade fraktioner därmed redan är utlätt-lakade.
x De laktester som är framtagna för avfall görs med avjoniserat vatten vil-ket kan ge en utlakning som inte är representativ för många metaller i jordar. I en ISO-standard som är under framtagning föreslås lakning med CaCl2-lösning som standard för jordar, vilket anses bättre avspegla den
kemiska miljön i markporvatten. För jord där föroreningen sitter lätt ad-sorberad (t ex jord som förorenats genom spill;
impregne-ring/ytbehandling) bedöms laktester med vatten kunna ge en tillräckligt god bild av lakbarheten. För fyllnadsmaterial innehållande granulära av-fallsslag t ex slagg sitter föroreningen generellt hårdare bundet (dock sker krossning till 4 mm inför laktestet).
Sammantaget har slutsatserna från de analyser som gjort i denna rapport och tillhö-rande underlagsrapporter visat att ett urval av de standardiserade lakmetoder som finns framtagna för oorganiska ämnen kan användas vid riskbedömning av förore-nad mark för att beskriva utlakningen av föroreningar. Vissa begränsningar har dock identifierats vilket även diskuterades i avsnitt 3.4-3.5.
4 Förslag till metodik
Nedan ges en beskrivning av tillvägagångssätt för utförande av relevanta laktester och tolkning av resultaten vid riskbedömning av förorenad mark. Metodiken är giltig för oorganiska ämnen (metaller och arsenik), men många av principerna är även giltiga för organiska ämnen. Hur metodiken kan utvecklas till att även omfatta organiska ämnen inklusive behov av kompletterande utredningar diskuteras sist i rapporten.
4.1 Avgränsning
Bedömning av lakbarheten av den förorenade jorden är av intresse för flera delar av en riskbedömning för förorenade områden. Dessa är:
x Bedömning av föroreningarnas biotillgänglighet och därmed de miljö- och hälsorisker de kan innebära vid den planerade markanvändningen x Bedömning av risk för spridning av föroreningar på grund av utlakning
av föroreningar med genomströmmande vatten.
x Utredning av alternativ för omhändertagande av jorden efter en eventuell urgrävning.
Denna rapport redovisar i första hand en metodik för att klargöra risken för utlak-ning av föroreutlak-ningar från ett förorenat område på kort och lång sikt vid de aktuella kemiska och hydrologiska förutsättningarna. Detta görs i dagsläget med hjälp av framtagande av platsspecifika riktvärden enligt Naturvårdsverkets modell eller genom användande av spridningsmodeller.
Metodiken berör inte tester för att klassificera jorden (avfallet) inför placering på deponi (se kapitel 1). Det kan dock finnas vissa samordningsvinster om samma standardiserade laktest kan utnyttjas för riskbedömning som för en eventuell klassi-ficering av uppschaktade jordmassor aktuella för deponering. Metodiken omfattar inte heller laktester för bedömning av möjlighet till återanvändning av jord efter rening. Det kan noteras att nya standardiserade metoder för förorenad jord är under framtagande inom ISO.
De beskrivna metoderna kan leda till betydande osäkerheter i tolkningarna för oxidations- eller reduktionskänsliga material och kräver i många fall kompletteran-de unkompletteran-dersökningar med andra typer av tester. För oxidationskänsliga material är utlakningen i betydande grad beroende av syre eller andra oxidanter, medan utlak-ningen hos reduktionskänsliga material är beroende av organiskt kol eller andra reduktionsmedel.
4.2 Översikt över metodiken
En europastandard finns framtagen som beskriver en metodik för bedömning av lakbarhet hos avfall (prEN 12920). För närvarande pågår även framtagning av en liknande metodik för förorenad jord (ISO/TC 190/SC 7/WG 6). Sammanfattnings-vis beskriver dessa metodiker olika steg i riskbedömningen som ska beaktas för att
laktester ska väljas och tolkas på rätt sätt. En anpassning har gjorts för den aktuella metodiken som presenteras i denna rapport. Den föreslagna metodiken sammanfat-tas översiktligt i figur 4.1.
Identifiera
källterm Spridningsvägar? riskobjekt?Recipient/
Standardiserade skak- och kolonntester Konservativ uppskattning av källtermen Jämförelse med miljökvalitetskriterier Beskrivning av scenario Karakterisering av jord och
provtagningsstrategi Förslag till val av laktester Tolkning och verifiering av
resultat från laktester Tillämpning och bedömning
av risker Beräkning av Kd-värden Områdesbeskrivning, historiska data, totalhaltsbestämning Tillämpning i riktvärdes-och utsläppsmodeller Identifiera
källterm Spridningsvägar? riskobjekt?Recipient/
Standardiserade skak- och kolonntester Konservativ uppskattning av källtermen Jämförelse med miljökvalitetskriterier Beskrivning av scenario Karakterisering av jord och
provtagningsstrategi Förslag till val av laktester Tolkning och verifiering av
resultat från laktester Tillämpning och bedömning
av risker Beräkning av Kd-värden Områdesbeskrivning, historiska data, totalhaltsbestämning Tillämpning i riktvärdes-och utsläppsmodeller
Figur 4.1. Sammanfattning av metodiken för utförande och tolkning av laktester vid riskbedömning av förorenad mark.
I mer detalj omfattar metodiken följande steg: 4) Scenariobeskrivning
x Identifiering och beskrivning av källterm, spridningsvägar och riskobjekt x Identifiering av behov av laktestning och eventuell omfattning (antal,
typ, m.m.).
5) Karakterisering av området
x Karakterisering av det förorenade markområdet
x Val av representativa jordprov för lakning; provtagningsstrategi 6) Förslag till val av laktester
x Förslag till val av laktester för riskbedömning av förorenad mark 7) Tolkning och verifiering av resultat från laktester
x Utvärdering av uppmätta halter, pH, m.m.
x Tolkning/hypotesprövning med hjälp av olika modellansatser och geo-kemiska tolkningar (stöd för bedömning av styrande processer, m.m.) x Jämförelse med resultat från fältmätningar, t ex analys av halter i jord
och grundvatten eller markporvatten.
x Jämförelse med resultat av fälttester, t ex lysimetertest. 8) Tillämpning och bedömning av risker
x Jämförelse med bedömningsgrunder för miljökvalitet x Framtagande av Kd-värden
