PAH

Inledning

Polycykliska aromatiska kolväten, PAH (Polycyclic Aromatic Hydrocarbons), är organiska ämnen som är uppbyggda av två eller flera sammanbundna bensenringar. Det är en stor ämnesgrupp som består av flera hundratals olika ämnen. Det är dock vanligt att undersökningar av förorenade områden begränsas till 16 ämnen (Figur 1).

Dessa 16 ämnen pekades på 70-talet ut som prioriterade av US-EPA1. Urvalet baserades på den då tillgängliga kunskapen om toxicitet, mutagenicitet och cancerframkallande egenskaper, men också på vad som var möjligt att analysera. Flertalet länder, där ibland Sverige valde att följa efter och stort fokus har därför lagts på dessa 16 ämnen. Med dagens teknik kan många fler ämnen analyseras och US-EPA har t ex för riskbedömning av sediment utökat sin lista till 34 ämnen (2). Orsaken till att vi i Sverige fortfarande begränsar undersökningar och riskbedömning till de 16 föreningarna är främst bristen på riktvärden och information om andra PAH-ämnens toxicitet och ekotoxicitet.

I Sverige har Naturvårdsverket tagit fram generella riktvärden för tre undergrupper av de 16 PAH baserat på ämnenas molekylvikt: PAH-L, PAH-M och PAH-H, där L, M och H står för föreningar med låg, medel och hög molekylvikt (Tabell 1). Fysikalisk-kemiska data för de tre PAH-grupperna är framtagna genom att beräkna effektiva medelvärden för typiska sammansättningar i förorenade områden (3,4). Egenskaperna för olika PAH inom respektive grupp PAH L, M, H skiljer sig dock, indelningen är en förenkling, som ibland kan innebära att egenskaper överskattas eller underskattas inom gruppen, t.ex. flyktighet eller vattenlöslighet (läs mer under Risk för falska positiva och negativa resultat). Sammansättningen inom olika grupper kan även skilja sig väsentligt mellan olika förorenade områden och biotillgängligheten av PAH kan variera stort beroende av föroreningskälla, ålder och/eller jordens egenskaper. Riskbedömningen kan därför förbättras/förfinas med hjälp av en platsspecifik bedömning om varje enskild PAH bedöms mot ett eget riktvärde istället för att slå samman ämnena i undergrupper.

Som ett komplement till riktvärden för PAH-L, -M och -H har även generella riktvärden för alkylerade PAH som ingår i aromatfraktionerna >C10‑C16 och >C16-C35 tagits fram3. Den lättare fraktionen motsvarar de aromatfraktioner som ingår i bensin och diesel och består av alkylerade varianter av PAH-föreningarna naftalen, fenatren och antracen. Den tyngre aromatfraktionen (>C16-C35) kan förekomma i tyngre petroleumprodukter och är beräknad utifrån egenskaper för alkylerade varianter av PAH-föreningarna fluoren, fluoranten, pyren, krysen och benso(a)antracen. Alkylerade PAH kan vara mer toxiska än ämnets ”ursprungsform”5 och det kan därför vara viktigt att även ta hänsyn till dem vid en riskbedömning. 

PAH16

Figur 1. De 16 prioriterade polycykliska aromatiska kolvätena (16-PAH). Bokstäverna (L), (M) och (H) visar ämnen som ingår i grupperna PAH-L, PAH-M och PAH-H. Källa Enell 2016. 

Egenskaper

Förekomst och verksamheter

PAH bildas vid upphettning och ofullständig förbränning av organiskt material och kan uppstå naturligt vid skogsbränder och vulkanutbrott. Antropogena utsläpp av PAH till luft sker vid förbränning av fossila bränslen och vedeldning, eller via utsläpp från kol- och koksverk, aluminiumsmältverk, stålverk, oljeraffinaderier och trafik. Genom deposition kan luftutsläpp av PAH ge upphov till förhöjda lokala bakgrundshalter i mark, till exempel i storstadsområden.

Kraftigt PAH-förorenad mark återfinns ofta på platser där det pågått eller ännu pågår verksamheter som på olika sätt använder sig av fossila bränslen eller produkter som framställts ur fossila bränslen och där spill skett. Exempel på sådan industriell verksamhet är gasverk, bränsleförädling, produktion av koks, stenkolstjära och träskyddsmedlet kreosot och kreosotimpregnering av trä. PAH påträffas också ofta heterogent spritt i utfyllda områden.

Fysikaliska och kemiska egenskaper

PAH är opolära hydrofoba (vattenskyende) organiska ämnen. Det betyder att deras vattenlöslighet är låg och att de hellre fördelar sig till organiskt material och jordpartiklar än till markens vattenfas. Detta gör dem mindre tillgängliga för spridning och nedbrytning och de kan därför finnas kvar i förorenad mark mycket länge (decennier och århundrade). På platser där spill har skett, tex av kreosot eller tjära, är det också vanligt att PAH återfinns i fri fas tillsammans med andra organiska föroreningar (Figur 2).

PAH frifas H Branzen SGI

Figur 2. Exempel på frifas av kreosot i grundvatten, bild: SGI, Helena Branzén.

Trots att alla PAH räknas som hydrofoba ämnen, och som i de flesta fall har en relativt låg flyktighet, finns det betydande skillnader inom gruppen 16 PAH (Tabell 1). En viktig parameter med stor inverkan på ämnenas fysikaliska och kemiska egenskaper är molekylvikten (20). Med ökad molekylvikt blir ämnena mer svårlösliga och mindre flyktiga.

Ämnen som tillhör gruppen PAH-H räknas som mycket svårlösliga i vatten. De binds huvudsakligen till, och transporteras med, partiklar och organiskt material i mark, vatten och atmosfär. Förmågan att binda eller fördela sig till en fast fas (organiskt material och partiklar) gör att PAH-H kan förbli i marken under mycket lång tid. Deras fördelning till den fasta fasen, (vilken ökar med ökad molekylvikt) gör dem mindre tillgängliga för vattenlevande mikroorganismer som skulle kunna bryta ner dem om PAH-föroreningarna existerade i vattenfasen. De är också mindre tillgängliga för transport till grund- och ytvatten jämfört med PAH med lägre molekylvikt, men kan spridas i form av samtransport med kolloider och mobila partiklar om vattnet innehåller sådana. Spridning kan också ske genom att föroreningarna associerar till vattnets innehåll av DOC (löst organiskt kol). Fördelningen till DOC ökar med föroreningarna molekylvikt6.

PAH-L är relativt sett betydligt mer vattenlösliga än PAH-H och kan därför transporteras och brytas ned i betydligt högre utsträckning. I såväl jordar som sediment sker huvuddelen av den biologiska nedbrytningen av PAH i vattenfasen. En högre vattenlöslighet innebär större tillgänglighet för såväl biologiska som fotokemiska nedbrytningsprocesser, men också en större benägenhet att lakas ut ur jorden och risk för spridning med vattnets transportvägar.

Vattenlösligheten hos ämnen inom gruppen PAH-M går från i nivå med det minst lösliga ämnet inom gruppen PAH-L till det mest lösliga inom PAH-H (Tabell 1). Detta gör att PAH-M får egenskaper som ligger mittemellan PAH-L och PAH-H.

Ämnena inom gruppen PAH-H har låg till mycket låg flyktighet, medan naftalen den minsta av PAH-föreningarna definieras som en flyktig organisk förening då naftalen har en kokpunkt som är lägre än 250°C7. Övriga PAH-L, antracen och acenaftylen, får anses vara relativt flyktiga då deras kokpunkter ligger strax över detta värde (Tabell 1), medan PAH-M kan räknas som semi-flyktiga organiska ämnen då de alla har kokpunkter över 250°C, men under 400°C8. I jord kan därmed en betydande andel av PAH-L avgå i gasform och över tid kan även PAH-M förångas. Detta gör också att PAH-L (och i viss mån PAH-M) lättare kan brytas ned i atmosfären och de kan vara svårare att analysera på ett tillförlitligt sätt då de kan förflyktigas och försvinna till luften vid provtagning, provberedning och analys av jord (läs mer under ”Risk för falska positiva och negativa resultat”).

Tabell 1. Egenskaper hos de 16 prioriterade PAH-föreningarna. Data för molekylvikt, smältpunkt och kokpunkt från Mackay et al (19) och vattenlöslighet, KOW och KOC från Naturvårdsverkets Datablad för PAH (4).

 

Förening

Struktur (antal ringar)

Molekylvikt (g/mol-1)

Smältpunkt (°C)

Kokpunkt (°C)

Vattenlöslighet (mg/l)

KOW

(l(kg)

KOW

(l/kg)

KOC

(l/kg)

KOC

(l/kg)

PAH-L

Naftalen

2

128,2

81

218

31,8

2 000

4 300

955

1800

Acenaftylen

3

152,2

92

275

4,01

8 710

2 950

Acenaften

3

154,2

96

279

2,57

8 320

3 390

PAH-M

Fluoren

3

166,2

117

295

1,32

15 100

49 000

5 890

29 000

Fenantren

3

178,2

98

339

0,85

29 500

17 000

Antracen

3

178,2

216

340

7,13*10-2

28 200

20 000

Fluoranten

4

202,3

111

375

0,201

145 000

151 000

Pyren

4

202,3

156

393

0,106

97 700

67 600

PAH-H

Benso[a]antracen

4

228,3

160

435

1,16*10-2

347 000

710 000

617 000

500 000

Krysen

4

228,3

255

448

1,79*10-3

646 000

525 000

Benso[b]fluoranten

5

252,3

168

481

1,68*10-2

603 000

219 000

Benso[k]fluoranten

5

252,3

217

481

4,84*10-4

1 290 000

1 740 000

Benso[a]pyren

5

252,3

175

496

8,42*10-4

1 350 000

661 000

Indeno[1,2,3-cd]pyren

6

276,3

163

-

2,65*10-4

7 410 000

1 050 000

Benso[g,h,i]perylen

6

276,3

277

525

1,86*10-4

1 660 000

2 690 000

Dibenso[a,h]antracen

5

278,4

270

524

8,28*10-4

12 900 000

1 380 000

KOC = fördelningskoefficienten mellan vatten och organiskt kol; Data för de enskilda föreningarna som använts för att beräkna KOC för ämnesgrupperna för beräkning se Naturvårdsverkets Datablad för PAH (4) som i sin tur använts för beräkning av generella riktvärden (3).
KOW = fördelningskoefficienten oktanol/vatten.

Spridningsvägar för olika faser och medier

På grund av sin vattenskyende natur vill PAH hellre vara tillsammans med organiskt material än att befinna sig i lösning med vatten. Det betyder att när ämnena kommer i kontakt med en jord, eller ett sediment, kommer de att fördela sig i en betydligt större utsträckning till det organiska materialet än till vattnet som finns i markens eller sedimentets porer. De kan också fastna på ytan av oorganiska partiklar, men denna typ av fastläggning är bara viktig i jordar med mycket liten andel organiskt material; <0,1-0,5 vikts-% organiskt kol (3). Finns det mer organiskt kol än så, kan den huvudsakliga fastläggningen antas ske genom fördelning in i det organiska materialet (absorption) och till organiska ytor (adsorption) (3). Fastläggning av PAH i jord och sediment beräknas därför med fördelningsfaktorn mellan vatten och organiskt kol, KOC. Fördelningsfaktorn är ämnesspecifik och ökar i storlek med ämnets hydrofobicitet (och molekylvikt), Tabell 1. Ett högt KOC betyder en större fastläggning, lägre markvattenkoncentrationer och lägre biotillgänglighet. Värdet på KOC påverkas också av de platsspecifika förutsättningarna. Förorenade områden med åldrade föroreningar har som regel högre KOC-värden (9). Typen av organiskt material påverkar också biotillgängligheten. Jordar (och sediment) med hög andel svartkol (t ex. sot) har generellt bättre förutsättningar att hålla kvar PAH (det vill säga har högre KOC-värden) än jordar med hög andel naturligt organiskt material (t ex. humus) (10,11). Hur PAH sprids med vatten beror alltså på hur starkt de kan fastläggas (retarderas) i jorden och detta i sin tur beror i hög grad på de platsspecifika förutsättningarna. Det kan därför vid riskbedömning vara en god idé att bestämma plastspecifika KOC för PAH, vilket kan göras med POM-metoden (9,12).

PAH kan dock transporteras mycket långa sträckor i marken om transporten sker tillsammans med föroreningskällan i form av frifas. Ett exempel på en sådan föroreningskälla är kreosot som räknas som en Dense Non Aqueus Phase Liquid (DNAPL), vilket betyder att ämnet inte är vattenlösligt samt tyngre än vatten. DNAPLs kan transporteras under grundvattenytan längs med täta skikt (lerlager eller berglager) i en horisontell riktning upp till hundratals meter beroende på spillets omfattning och markens geologi (13). En fri fas av t ex. kreosot kan därför transporteras i en annan riktning än grundvattnets eftersom kreosotens spridning till stor del styrs av gravitationen och de förutsättningar som finns i marken så som jordens porositet, andel av sprickor och förekomst av täta jordlager (t ex lera) eller berggrund (13).

PAH som är flyktiga till relativt flyktiga (PAH-L och delvis PAH-M) kan också spridas i mark genom avgång till markluften (den luft som finns i markens porer) och transporteras vidare upp till markytan.

Miljö- och hälsorisker

Hälsorisker

Flera olika blandningar av PAH har klassats som cancerogena för människor (klass 1) av International Agency for Research on Cancer. Flera enskilda PAH-föreningar ur grupperna PAH-M och PAH-H har visats vara carcinogena och/eller genotoxiska i djurstudier, vilket betyder att de skadar arvsmassan. PAH-föreningar i gruppen PAH-L bedöms inte ha genotoxiska egenskaper, men har liksom de andra PAH-grupperna kända effekter som leverskador, nedsatt immunförsvar och skador på reproduktionen (4).

Miljörisker

Samtliga 16 PAH (och troligtvis alla andra PAH i ämnesgruppen) kan ge upphov till negativa effekter på mark och vattenlevande organismer4. Många miljötoxikologer anser att den primära toxiska påverkan på mark- och vattenlevande organismer är narcosis (2,14). Narcosis definieras som en allmän sänkning/försämring av biologisk aktivitet på grund av närvaron av toxiska molekyler i organismen. Den exakta mekanismen bakom den negativa effekten är inte klarlagd, men en hypotes är att det uppstår förändringar i cellmembranen; i lipidskikten eller i proteinerna som är bundna till membranen. Vid narcosis anses alla PAH vara lika potenta, det vill säga alla PAH är lika giftiga och gemensamt ger de upphov till den negativa effekten (s.k. additiv effekt) (14). Akut narcosis kan ge upphov till död om den sammanlagda PAH-koncentrationen i organismen blir för stor. Även en kontinuerlig exponering kan på sikt ge upphov till död, men den toxiska effekten orsakad av narcosis kan också vara en reversibel process om exponeringen upphör. Några av de 16 PAH kan även bli fototoxiska om de utsätts för ljus. De mest kända ämnena är antracen, fluoranten och pyren som blir betydligt mer potenta (mer toxiska) om de utsätts för ljus (14).

Provhantering provberedning (gränssnitt mellan konsult och labbet)

Vattenprov

PAH adsorberar mycket lätt till ytor på grund av sina vattenskyende egenskaper. Därför är det viktigt att välja provtagningskärl av ett så inert material som möjligt. Kärl av plast ska aldrig användas för prover som ska analyseras med avseende på PAH. Plast fungerar som en absorbent för PAH och risken är stor att halten i vattenprovet underskattas (15).

Lämpliga provtagningskärl är mörka glasflaskor med teflonförsedda korkar. Rostfria kärl fungerar också bra, men dessa måste vara helt fria från gummi- eller plastpackningar. I sista hand kan provkärl av teflon användas (men dyrt och studier har visat på viss förlust till teflon) (15). Vid val av provkärl, konsultera laboratoriet som ska utföra analysen – de kan även tillhandahålla lämpliga provkärl.

För att förhindra nedbrytning av PAH ska proverna förvaras väld kylda och skyddade från ljus hela vägen från provtagning till analys. Använd t ex kylväska för transport. Analysera proverna så fort som möjligt, för att undvika förluster av PAH-L och -M som är relativt lättnedbrytbara i vatten. Om proverna måste förvaras en längre tid kan den biologiska nedbrytningen hämmas genom tillsats av en biocid (t ex natriumacid).

Vattenprov för analys av PAH bör inte filtreras, eftersom PAH (framför allt PAH-M och PAH-H) lätt adsorberar till filtermaterialet. Om proverna filtreras riskerar halterna lösta PAH att underskattas. Ett cellulosamembranfilter (standard för metaller) är direkt felaktigt att använda eftersom det kommer att fungera som ett adsorptionsmaterial (fastläggningsfilter) för PAH då det består av organiskt material. Även glasfiberfilter kan fastlägga PAH-H och PAH-M. Filtrerade och ofiltrerade prover skiljer sig därför stort i sammansättning av PAH:

  • Stora vattenskyende PAH (de mer hydrofoba) fastnar i hög grad till alla typer av filter medan de mer lättlösliga (tex naftalen) kan ta sig igenom. Risk för att underskatta halten löst PAH-M och PAH-H.
  • Ett ofiltrerat prov kan innehålla partiklar som är förorenade med PAH eller droppar av föroreningskällan (en fri fas, t ex kreosot). Extraktion, som sker i samband med analys, av ett sådant prov kommer även få med PAH som är partikelbundet och från den fria fasen. Koncentration kan vara representativ för den mobila koncentrationen, dvs den koncentration av PAH som kan transporteras med grundvatten och spridas, men risken är stor att den fritt lösta koncentrationen av PAH överskattas.

För att få bort partiklar från vattenfasen kan provet istället låtas sedimentera och sedan dekanteras, eller först centrifugersa och sedan dekanteras. Det finns också nya analystekniker som gör det möjligt att mäta enbart den fritt lösta koncentrationen av PAH i vatten. En sådan är POM-metoden (9,12) .

Jordprov

Jordprov som ska analyseras med avseende på PAH ska förvaras i inert provtagningskärl t ex mörka glasburkar med teflonförsedda lock. Plastpåse är inte lämpligt på grund av risk för förluster (risk för avgång av flyktiga ämnen, absorption till plast). Kärlet bör toppfyllas innan det försluts och ska skydda provet från ljus (för att förhindra fotokemisk nedbrytning). Kyl prover under transport (använd t ex kylväska) och förvara proverna kallt fram till analys (för att begränsa biologisk nedbrytning). Undvik att förvara prover – analysera proverna så snart som möjligt. Behöver prover förvaras ges vägledning om detta t ex i SS-ISO 18512 Markundersökningar - Vägledning avseende kort- och långtidsförvaring av jordprover.

Vid val av provberedning, tänk efter kring vad analyssvaret till ska användas till. Det kan vara svårt att provbereda på ett optimalt sätt för samtliga analyser och ämnen. Konsultera laboratoriet som ska utföra analysen. PAH-L och PAH-M, kan avgå till luften vid provberedning om provet torkas eller vid siktning och omrörning. Samtidigt är siktning och omrörning ofta nödvändig provberedning för att homogenisera provet så att representativa delprov för olika tester kan tas ut.

Analys av PAH i jord bör utföras på naturfuktiga prover då PAH-L och PAH-M kan förflyktigas då provet torkas. Om provet är mycket fuktigt och kräver torkning för påföljande analys bör det inte torkas i högre temperatur än rumstemperatur.

För fler detaljer kring provberedning inför analys av organiska ämnen i jord se ISO 14507 Soil quality - Pretreatment of samples for determination of organic contaminants.

Porgasprov

Förekomst av PAH i porgas kan bestämmas genom provtagning av porgas (16). Att tänka på specifikt vid porgasprovtagning är att flera av PAH-föreningarna har en låg flyktighet. Det är någonting som måste beaktas vid planering för hur provtagningen ska genomföras, för att öka chanserna att de enskilda föreningarna ska kunna detekteras i halter som överskrider analysmetodens rapporteringsgräns och/eller aktuella riktvärden.

Ett alternativ till provtagning av porgas är att istället bestämma halten av lösta PAH-föreningar i porvatten med POM-metoden (9,12). Denna halt speglar potentialen för gasavgång till porluft, vilket är en lämplig parameter att använda i en riskbedömning. Det finns resultat som visar att POM-metoden ger god överensstämmelse med resultat från porgasprovtagning av PAH17. På detta sätt kan många av de osäkerheter som finns vid aktiv porgasprovtagning undvikas.

För generell info om undersökningar av porgas, se mediaspecifik info om porgasprovtagning samt provtagningsmetoder för porgas.

Analysmetoder

Jord

Det finns flera lämpliga extraktions- och analysmetoder för bestämning av PAH-halter i jord. För aktuella standarder se SIS/TK535 Produktguide ”Standarder för undersökning och riskbedömning av förorenad mark”.  

Laktester

Laktester kan användas för att ta fram underlag till en fördjupad riskbedömning. För aktuella standarder se SIS/TK535 Produktguide ”Standarder för undersökning och riskbedömning av förorenad mark”. 

Laktester som utförs som skakförsök är mindre lämpliga för bestämning av PAH-M och PAH-H eftersom de fördelar sig i stor utsträckning till partiklar och lakvatten från skaktest ofta innehåller en större andel partiklar än vad ett fältvatten skulle göra. Testet kan fungera som ett worst-case scenario, men i de flesta fall överskattar testet både den fritt lösa och den mobila koncentrationen av PAH-M och PAH-H (6). Därför har andra laktester utvecklats: 

  • Perkolationstest med återcirkulation (6,18) för bestämning av den mobila (lakbara) koncentrationen.
  • Passiva provtagare (t.ex. POM-metoden (9,12)) för bestämning av den biotillgängliga koncentrationen i markvatten, d.v.s den verkligt lösta koncentrationen.

POM-metoden

POM-metoden är ett laktest som kan användas för att uppskatta den fritt lösta porvattenkoncentrationen av PAH i jord (eller sediment). Det utförs som ett skak-test där koncentrationen av PAH i vattenfasen mäts med hjälp av ett jämvikts-membran gjort av Poly-Oxy-Metylen, (POM). Med hjälp av POM-membranet kan mätning göras på vad som är fritt löst i vattnet utan att få med bidrag från partiklar och löst organiskt kol (6). Resultat från POM-metoden kan användas för ekologisk riskbedömning. För vidare beskrivning se rapport från forskningsuppdraget IBRACS och Excel-verktyg för riskbedömning av PAH med POM, som båda kan hämtas under ”Downloads” från IBRACS-projekt-webbplats.

Porgas

Analys av PAH i porgas kan göras med en PID, men metoden ger ingen info om vilka PAH som förekommer, och tyngre PAH ger inget eller mycket låga utslag på ett PID instrument. För säkrare analys rekommenderas passiv provtagare eller pumpning av porgas genom en adsorbent avsedd för ändamålet, t.ex. aktivt kol och där provet sedan analyseras på ackrediterat labb. Som beskrivs ovan i stycket om porgasprovtagning kan även POM-metoden användas. Det finns resultat som visar att POM-metoden ger god överensstämmelse med resultat från porgasprovtagning av PAH (17). På detta sätt kan många av de osäkerheter som finns vid aktiv porgasprovtagning undvikas.

Risk för falska positiva och negativa resultat

Även om man har försökt att gruppera ämnen med liknande egenskaper förekommer det väsentliga skillnader inom grupperna PAH-L, PAH-M och PAH-H. Därför bör man vid undersökningar av halter i mark, vatten och luft utvärdera varje PAH för sig, innan man summerar halter för en undergrupp. Detta för att lättare upptäcka eventuella avvikande analysresultat och förändringar över tid, då ämnena har olika benägenhet att förflyktigas, brytas ned och fastläggas. Naftalen är ett flyktigt ämne, men även acenaften och acenaftylen, är båda relativt flyktiga och relativt lättnedbrytbara (både fotokemiskt och biologiskt). Dessa egenskaper kan orsaka förluster (i fält och på lab) så att falska negativa resultat eller lägre resultat än det verkliga värdet erhålls. Ämnenas lättflyktighet kan också ge upphov till falska positiva resultat om prover hanteras på ett felaktigt sätt, t ex om förorenad jord provbereds i samma lokal där känsliga analyser på andra rena(re) prover utförs.

Möjliga åtgärdsmetoder

Läs mer under respektive metod för att bättre kunna bedömma om metoden är möjlig att använda i en specifik föroreningssituation.

Jord

In situ
Biologisk behandling
Fytosanering
Grundvattenpumpning och behandling
Inneslutning/barriärteknik
Jordtvätt
Kemisk oxidation
Termisk behandling
Övervakad naturlig självrening

 Ex situ

Biologisk behandling (beskrivs ej på åtgärdsportalen)
Deponering (beskrivs ej på åtgärdsportalen)
Gräv- och schaktsanering
Jordtvätt
Termisk behandling

Sediment

In situ
Övervakad naturlig självrening
AC-baserad tunnskiktsövertäckning
Förstärkt övervakad naturlig självrening
Isolationsövertäckning

Ex situ
Muddringsmetoder

Vattenreningsmetoder

Filtrering
Gravimetrisk oljeavskiljning
Sedimentering

 

Referenser

(1)      Keith, L. H. The Source of U.S. EPA’s Sixteen PAH Priority Pollutants. Polycycl. Aromat. Compd. 2015, 35 (2–4), 147–160.

(2)      United States Environmental Protection Agency. Procedures for the Derivation of Equilibrium Partitioning Sediment Benchmarks (ESBs) for the Protection of Benthic Organisms: PAH Mixtures. EPA-600-R-02-013. Office of Research and Development, Washington, DC, USA; 2003.

(3)      Naturvårdsverket. Riktvärden För Förorenad Mark, Modellbeskrivning Och Vägledning. Rapport 5976; 2009.

(4)      Naturvårdsverket. Datablad För Polycykliska Aromatiska Kolväten (PAH). 2017.

(5)      Andersson, J. T.; Achten, C. Time to Say Goodbye to the 16 EPA PAHs? Toward an Up-to-Date Use of PACs for Environmental Purposes. Polycycl. Aromat. Compd. 2015, 35 (2–4), 330–354.

(6)      Enell, A.; Lundstedt, S.; Arp, H. P. H.; Josefsson, S.; Cornelissen, G.; Wik, O.; Berggren Kleja, D. Combining Leaching and Passive Sampling to Measure the Mobility and Distribution between Porewater, DOC, and Colloids of Native Oxy-PAHs, N-PACs, and PAHs in Historically Contaminated Soil. Environ. Sci. Technol. 2016, 50 (21).

(7)      EU. RÅDETS DIREKTIV 1999/13/EG Av Den 11 Mars 1999 Om Begränsning Av Utsläpp Av Flyktiga Organiska Föreningar Förorsakade Av Användning Av Organiska Lösningsmedel i Vissa Verksamheter Och Anläggningar. 1999.

(8)      ISO. ISO 16000-25:2011 Inomhusluft - Del 25: Bestämning Av Avgivning Av Svårflyktiga Organiska Ämnen (SVOC) Från Byggprodukter - Metod Med Mikrokammare (ISO 16000-25:2011, IDT). 2011.

(9)      Arp, H. P. H.; Lundstedt, S.; Josefsson, S.; Cornelissen, G.; Enell, A.; Allard, A.-S.; Kleja, D. B. Native Oxy-PAHs, N-PACs, and PAHs in Historically Contaminated Soils from Sweden, Belgium, and France: Their Soil-Porewater Partitioning Behavior, Bioaccumulation in Enchytraeus Crypticus, and Bioavailability. Environ. Sci. Technol. 2014, 48 (19).

(10)    Cornelissen, G.; Gustafsson, Ö.; Bucheli, T. D.; Jonker, M. T. O.; Koelmans, A. A.; Van Noort, P. C. M. Extensive Sorption of Organic Compounds to Black Carbon, Coal, and Kerogen in Sediments and Soils: Mechanisms and Consequences for Distribution, Bioaccumulation, and Biodegradation. Environ. Sci. Technol. 2005, 39 (18), 6881–6895.

(11)    Lohmann, R.; MacFarlane, J. K.; Gschwend, P. M. Importance of Black Carbon to Sorption of Native PAHs, PCBs, and PCDDs in Boston and New York, Harbor Sediments. Environ. Sci. Technol. 2005, 39 (1), 141–148.

(12)    Josefsson, S.; Arp, H. P. H.; Kleja, D. B.; Enell, A.; Lundstedt, S. Determination of Polyoxymethylene (POM) - Water Partition Coefficients for Oxy-PAHs and PAHs. Chemosphere 2015, 119.

(13)    Kueper, B. H.; Wealthall, G. P.; Smith, J. W. N.; Leharne, S. A.; Lerner, D. N. An Illustrated Handbook of DNAPL Transport and Fate in the Subsurface; Environment Agency UK, 2003.

(14)    Verbruggen, E. M. J. Environmental Risk Limits for Polycyclic Aromatic Hydrocarbons (PAHs): For Direct Aquatic , Benthic , and Terrestrial Toxicity; RIVM Report 607711007/2012; 2012.

(15)    Krüger, O.; Kalbe, U.; Meißner, K.; Sobottka, S. Sorption Effects Interfering with the Analysis of Polycyclic Aromatic Hydrocarbons (PAH) in Aqueous Samples. Talanta 2014, 122, 151–156.

(16)    SGF. Fälthandbok Fälthandbok Undersökningar Av Förorenade Områden. Rapport 2:2013; 2013.

(17)    Back, P.-E.; Pettersson, M.; Berggren Kleja, D.; Ohlsson, Y.; Carling, M. Wermlandskajen Och Klaraborgs Före Detta Gasverk - WP2: PAH i Porgas - Provtagning, Modellering Och Övergripande Metodik Vid Riskbedömning; Linköping, 2016.

(18)    Gamst, J.; Moldrup, P.; Rolston, D. E.; Olesen, T.; Scow, K.; Komatsu, T. Comparison of Naphthalene Diffusion and Nonequilibrium Adsorption-Desorption Experiments. Soil Sci. Soc. Am. J. 2003, 67 (3), 765–777.

(19)    Mackay, D.; Ma, K. C.; Shiu, W. Y. Illustrated Handbook of Physical-Chemical Properties and Environmental Fate for Organic Chemicals. Vol. 2, Polynuclear Aromatic Hydrocarbons, Polychlorinated Dioxins and Dibenzofurans; Lewis Publishers, NY, USA, 1992.

(20)    Mackay D, Calcott D. 1998. Partitioning and Physical Chemical Properties of PAHs. In: PAHs and Related Compounds - Chemistry (Neilson AH, ed.). The Handbook of Environmental Chemistry, Vol. 3I Anthropogenic Compounds. Springer-Verlag, Berlin Heidelberg, Germany; p. 325-346.