Biologisk behandling - födjupning

Tillämpning

Biologisk behandling in situ kan tillämpas på alla biologiskt nedbrytbara föroreningsämnen. Metoden har dock främst kommit att tillämpas på relativt lättnedbrytbara kolväten som t.ex. monoaromater och lågmolekylära alifater (<C12), d.v.s. de kolväten som normalt utgör huvudbeståndsdelar i bensin och flygplansdrivmedel. Föroreningar av diesel och lätt eldningsolja betraktas i allmänhet som lätt till måttligt nedbrytbara, medan t.ex. föroreningar av tung eldningsolja och smörjoljor/basoljor ofta betraktas som svårnedbrytbara. Till lättnedbrytbara kolväten räknas i allmänhet även klorerade lösningsmedel som dikloreten, trikloreten och tetrakloreten. Dessa skiljer sig från petroleumkolväten genom att de lättare bryts ned under anaeroba (syrefria) förhållanden än under aeroba förhållanden. Högmolekylära PAH, PCB, dioxin och perfluorerade alkylsubstanser betraktas som svårnedbrytbara eller persistenta mot biologisk behandling.

Biologisk behandling lämpar sig bäst för föroreningsobjekt vid vilka något akut efterbehandlingsbehov inte föreligger, eller där föroreningskällan/källzonen har åtgärdats men en föroreningsplym i grundvattenzonen kvarstår. Beroende på om det är aerob, anaerob eller halorespiration som ska uppnås kan metoden tillämpas i både omättad och mättad zon. Mer om detta finns att läsa under rubriken ”Behandlingsprinciper”. Bäst förutsättningar för biologisk behandling föreligger i jordlager och berggrund med måttlig till hög hydraulisk konduktivitet. Användningen av additiv/substanser i slurry eller emulsion, som långsamt avger aktiva substanser till grundvattnet, har emellertid visat sig fungera väl även i lågpermeabla zoner, där diffusiv transport dominerar över konvektiv/tryckbetingad transport.

Den engelska benämningen på stimulerad bionedbrytning in situ är enhanced in situ bioremediation, ofta förkortad EISB. Metoden benämns även In situ bioremediation, vanligen förkortad ISB.

Status och historik

Begreppet biologisk behandling in situ inrymmer en rad olika tekniker och tillvägagångssätt, varav några betraktas som etablerade medan andra betraktas som innovativa. Generellt kan sägas att biostimulering i form av bioventilering – med eller utan tillsats av näringsämnen och mikroorganismer – kan betraktas som en etablerad behandlingsteknik. Bioaugmentering för att åstadkomma reduktiv dehalogenering betraktas numera som en relativt etablerad teknik, men tekniken genomgår samtidigt en stark utveckling, särskilt vad gäller möjligheten att reducera de ofta långa behandlingstiderna vid tillämpning av halorespiration in situ.

Sammantaget är biologisk behandling in situ en kommersiellt tillgänglig och mycket använd metod i Nordamerika med ökande användning i Europa, inklusive Skandinavien. Av de sammanlagt cirka 1800 föroreningsobjekt som sedan 1982 registrerats inom det statliga amerikanska efterbehandlingsprogrammet superfund har biologisk in situ-behandling i någon form tillämpats vid i storleksordningen 100 objekt avseende behandling av källzoner (1)(2). De vanligast förekommande biologiska behandlingsmetoderna inom superfundprogrammet har hittills varit:

  • Bioventilering och biosparging (ca 65 objekt)
  • Biologisk behandling in situ av grundvatten (ca 35 objekt)

Biologiska behandlingsmetoder har främst i USA fått ett relativt stort kommersiellt genomslag vid behandling av klorerade kolväten, främst i mättad zon. Vid amerikanska kemtvättar anslutna till branschorganisationen SCRD tillämpades under år 2007 biologisk behandling in situ vid 24 av sammanlagt 104 pågående efterbehandlingsprojekt avseende föroreningar i grundvatten (3). Merparten av dessa grundvattenföroreningar utgjordes av klorerade kolväten, främst tetra- och trikloreten.

Behandlingsprinciper

Bionedbrytning in situ omfattar i huvudsak två olika processer (4)(5)(6):

  • Aerob och anaerob respiration
  • Halorespiration eller biologiskt betingad reduktiv dehalogenering

Aerob och anaerob respiration

Aerob och anaerob respiration är principiellt en och samma process. Vid både aerob och anaerob respiration genereras ett energiöverskott när elektroner och kolatomer frigörs från den aktuella kolväteföroreningen. Bakterierna drar nytta av processen genom att använda energiöverskottet till uppbyggnad och reparation av cellmembran. Bakterierna producerar i sin tur de enzym som katalyserar överföringen av kolatomer och elektroner. Kolkällan utgörs i normalfallet av den aktuella kolväteföroreningen. I vissa fall tillämpas s.k. cometabolism, varvid en annan kolkälla (ibland benämnd primärsubstrat) tillsätts det förorenade området. Enzymer som normalt katalyserar nedbrytningen av det tillförda primärsubstratet kommer då att reagera även med den aktuella föroreningen. Föroreningen avger i likhet med primärsubstratet kolatomer och omvandlas därigenom till ett annat ämne, vilket därefter kan genomgå ytterligare biologisk nedbrytning. Vid aerob respiration utgörs elektronacceptorn alltid av syre medan den vid anaerob respiration vanligen utgörs av nitrat eller sulfat. Senare års forskning har visat att en lång rad kolväten är biologiskt nedbrytbara både under aeroba (syresatta) och anaeroba (syrefria) förhållanden. Några relativt vanligt förekommande föroreningsämnen har emellertid utifrån laboratorietester och andra erfarenheter visat sig vara mer eller mindre resistenta mot biotransformation via aerob och/eller anaerob respiration. Det gäller t.ex. tetrakloreten som istället relativt effektivt bryts ned vid halorespiration (se nedan). Vid både aerob och anaerob respiration utgörs slutprodukterna vid fullständig biotransformation av koldioxid, vatten och i förekommande fall halogener (klorid, bromid m.m.). Vid ofullständig biotransformation bildas mellanprodukter/metaboliter som t.ex. ättiksyra och oxalsyra.

 nedbrytning

Figur 1: Aerob och anaerob respiration kan förenklat beskrivas som en exoterm och cyklisk process där överskottet av kol och elektroner används av bakterierna för att bygga upp och förstärka cellmembranen. Bakterierna producerar i sin tur de enzymer som katalyserar överföringen av elektroner och kolatomer från den aktuella kolväteföroreningen. Vid aerob respiration utgörs elektronacceptorn alltid av syre. Vid anaerob respiration utgörs elektronacceptorn vanligen av nitrat eller sulfat.

Halorespiration

Halorespiration eller mikrobiellt katalyserad reduktiv dehalogenering är, i motsats till aerob och anaerob respiration, en endoterm eller energikonsumerande process. Vid halorespiration fungerar kolväteföroreningen som elektronacceptor, medan elektrondonatorn utgörs av vätgas. Väte bildas bl.a. genom jäsning av tillsatta eller naturligt förekommande organiska kolföreningar som t.ex. alkoholer (metanol, glykol, etanol m.fl.), fettsyror, sockerarter (glykos, lactat, molass m.fl.) och petroleumkolväten. Såvitt det är känt så sker halorespiration uteslutande under syrefria förhållanden. Processen inhiberas om syre/luft tillförs. Orsaken till att anaeroba förhållanden måste föreligga är att processen katalyseras av den anaeroba bakterien Dehalococcoides Ethenogenes (DHE). DHE förekommer i viss mån naturligt i jord och grundvatten och fall av halorespiration utan föregående biostimulering finns dokumenterade. Vid stimulerad halorespiration tillförs framodlade DHE bakterier tillsammans med en elektrondonator, t.ex. i form av en sockerlösning. Nedbrytningen sker genom reduktiv dehalogenering varvid en eller flera halogenatomer avskiljs från det halogenerade kolvätet. Halogenatomerna ersätts av väteatomer och successivt enklare kolväten uppkommer. Bäst kartlagd är nedbrytningen av tetrakloreten där de fyra kloratomerna successivt ersätts av väteatomer. Vid fullständig reduktiv deklorering av tetrakloreten utgörs slutprodukterna av klorider och etener. Om DHE inte förekommer i tillräcklig mängd avstannar ofta dekloreringsprocessen ”halvvägs” och en ackumulation av enklare klorerade kolväten, främst dikloreten och kloreten, kan då observeras.

Reduktiv deklorering är den viktigaste processen för bionedbrytning av högklorerade alifater som t.ex. tetra- och trikloreten, liksom för tetra- och trikloretan.

 reduktiv deklor

Figur 2: Reduktiv deklorering av tetrakloreten (PCE) genom halorespiration. Tetrakloreten bryts successivt ned till allt enklare klorerade alifater. Vid fullständig reduktiv deklorering utgörs slutprodukterna av klorider och etener. Halorespiration sker såvitt känt uteslutande under syrefria/anaeroba förhållanden.

Tekniskt utförande

Vid tillämpning av stimulerad biologisk nedbrytning tillförs näringsämnen, syre/luft (vid aerob respiration), kvävgas, sulfat, nitrat eller metan (vid anaerob respiration eller halorespiration), och vid behov mikroorganismer. Elektrondonator i form av en kolkälla behöver i allmänhet tillsättas vid stimulerad halorespiration. Elektrondonator i form av ett s.k. primärsubstrat tillsätts även när cometabola processer utnyttjas i samband med stimulerad aerob eller anaerob respiration.

Det sedan 1980-talet etablerade tillvägagångssättet vid stimulerad bionedbrytning in situ i mättad zon är ”The Raymond Process” (4). Systemet är baserat på kontinuerlig tillförsel av elektronacceptorer till det förorenade området. Förorenat grundvatten pumpas kontinuerligt via en eller flera extraktionsbrunnar. Ovanför marken tillsätts näringsämnen och i förekommande fall mikroorganismer till det pumpade grundvattnet, vilket recirkuleras via injektionsbrunnar. Grundvattenpumpningen medför att tillsatta substrat (näringsämnen, mikroorganismer m.m.) transporteras snabbare via grundvattenzonen än då naturliga gradientförhållanden råder. Detta medför i sin tur att kontakttiden mellan föroreningen och tillsatta substrat ökar, vilket leder till forcerad nedbrytning. Elektronacceptorer kan tillföras på flera sätt. Vid aerob respiration tillsätts ofta syre i form av ett syreavgivande ämne (t.ex. väteperoxid), vilket blandas med det pumpade grundvattnet före återinjektering.

På senare år har tillämpningen av s.k. biosparging, liksom av directpush-teknik ökat, vilket innebär att såväl näringsämnen som mikroorganismer - och i förekommande fall elektrondonatorer/elektronacceptorer - tillförs direkt till det förorenade området via injektionsrör utan att någon pumpning av grundvattnet behöver ske. Injektionsrören kan, till skillnad från förinstallerade extraktions- och injektionsbrunnar, snabbt tas upp ur marken och flyttas mellan olika punkter inom det förorenade området.

Ett alternativ till aktiva system baserade på ”The Raymond process” är s.k. passiva biobarriärer eller reaktiva zoner, vilka etableras genom att substrat som reagerar långsamt med föroreningen tillförs det förorenade grundvattnet. Grundvattnet får under naturliga gradientförhållanden flöda genom biobarriären eller den reaktiva zonen, varvid biologisk nedbrytning äger rum inom och/eller strax nedströms injektionsområdet. Exempel på långsamt reagerande elektrondonatorer är emulgerad vegetabilisk olja (t.ex. sojaolja eller rapsolja), laktatpolymerer, träflis m.m. Långsamt reagerande syrekällor för aerob oxidation omfattar fasta peroxider och liknande oxidationsmedel.(7)

 skiss biologisk injektering

Figur 3: The Raymond Process: aktivt system för stimulerad bionedbrytning in situ.Kontinuerlig grundvattenpumpning leder till forcerad transport av näringsämnen, mikroorganismer och andra substrat via den förorenade delen av akviferen. Illustration av Peter Harms-Ringdahl

Om de bakterier som katalyserar nedbrytningen inte finns tillgängliga inom det förorenade området kan de ympas in. Vid inympning tillförs bakterier till behandlingsområdet antingen via förinstallerade brunnar, eller via injekteringssonder med hjälp av directpush-teknik. Både naturligt förekommande och tillförda bakterier bryter primärt ned de föroreningar som är lösta i vattnet. Emellertid ökar desorptionen av sorberade föroreningar, liksom utlösningen av föroreningar från fri fas, i takt med att nedbrytning i vattenfasen sker. Detta beror på att koncentrationsgradienten ökar, som en följd av nedbrytningen, mellan den fasta eller fria fasen och vattenfasen (7).

 redox

Figur 4: Bilden illustrerar de redoxförhållanden som uppstår i marken vid injektering av en kolkälla. Närmast kolkällan är redoxpotentialen (och därmed tillgången på fritt syre) som lägst.Mikroorganismer och bakterier som kan leva och växa till utan fritt syre använder sig i tur och ordning av: nitrat, oxiderade metaller (mangan och järn), sulfat och koldioxid för att bryta ned det injekterade kolet.

Vanliga metodkombinationer

Bionedbrytning kan med fördel tillämpas i kombination med en rad andra behandlingsmetoder som t.ex. jordtvättning in situ, termiska behandlingsmetoder, kemisk oxidation och kemisk reduktion, dels för att påskynda behandlingen och dels som ett poleringssteg för att avlägsna restföroreningar eller en spridningsplym som lämnats kvar efter ovan nämnda mer aggressiva behandlingsmetoder.

Projekteringsaspekter

För att kunna projektera en fullskalebehandling baserad på biologisk behandling in situ erfordras detaljerad kunskap om föroreningsförhållanden och spridningssituation. Geokemiska förhållanden, jordartsstratigrafi och de hydrogeologiska förhållandena inom och i anslutning till det förorenade området måste vara noggrant kartlagda. En konceptuell modell över föroreningssituationen och de hydrogeologiska förhållandena är ofta nödvändig att utarbeta. Den naturliga förekomsten av lämpliga näringssubstrat, mikroorganismer, elektrondonator/kolkälla och elektronacceptor bör vara kartlagd med hög detaljeringsgrad. Eventuella pågående mikrobiella nedbrytningsprocesser bör utvärderas för att behovet av tillförsel av inympade bakterier ska kunna avgöras på ett så tidigt stadium som möjligt. Nedan ges exempel på dataunderlag som behöver tas fram inför en projektering av en efterbehandlingsåtgärd baserad på bionedbrytning in situ (7)(8)(9):

  • Vertikal och horisontell utbredning av föroreningen i området som skall efterbehandlas, inklusive utbredningen av fri fas.
  • Karaktärisering av geokemiska förhållanden (pH, redoxförhållanden, järnhalt m.m.)
  • Geologisk information om området som ska efterbehandlas, för att identifiera eventuella impermeabla lager eller högpermeabla zoner som kan påverka grundvatten- och luftflödet i formationen
  • Bestämning av grundvattenflöde, hydraulisk konduktivitet, gaspermeabilitet och andra egenskaper hos akviferen.
  • Vid större efterbehandlingsprojekt baserade på biologisk behandling är det lämpligt att inför eller som en del i projekteringsarbetet låta utföra en databaserad grundvattenmodellering med syfte att utvärdera grundvattenflöde och spridningsförhållanden. En rad olika mjukvaror för grundvattenmodellering föreligger, med eller utan möjlighet att utöver grundvattnets strömningsbild även upprätta en prognos över spridnings- och föroreningssituationen i det behandlade grundvattenområdet. Något som även kan användas för att bestämma var injektion ska göras. Exempel på vanligt förekommande grundvattenmodelleringsprogram är GMS (Groundwater Modeling System) och MODFLOW
  • Föroreningsförhållandena bör utredas inte bara med beaktande av föroreningens utbredning och kvantitet utan också utifrån perspektivet att föroreningen i sig kan inhibera en naturligt pågående eller stimulerad biologisk nedbrytningsprocess
  • I vissa fall behövs mikrobiologiska analyser och laboratorietester för att utvärdera behovet av och förutsättningarna för bioaugmentering, d.v.s. biostimulering med hjälp av inympade bakteriersträngar.
  • Pilotförsök som underlag för system- och driftutformning och för att fastställa det projekterade systemets effektivitet
  • Anläggningsteknisk information som underlag för placering av processutrustning

Behandlingsförutsättningar

En lång rad miljöfaktorer påverkar bionedbrytningens effektivitet. Exempel på betydelsefulla miljöfaktorer är temperatur, pH-värde, halten löst syre i grundvattenzonen (vid aerob respiration), halten nitrat och sulfat (vid anaerob respiration), fuktighetsförhållanden/vatten-kvot i omättad zon, förekomst av toxiner, naturlig förekomst av kväve, kalium, fosfor och andra näringsämnen, naturlig förekomst av kolkälla/elektrondonator (9).

En lång rad studier har visat att såväl anaeroba som aeroba biologiska nedbrytningsprocesser fungerar optimalt inom temperaturintervallet 20-35°C. Vid stigande temperatur forceras såväl kemiska som enzymatiska reaktioner. För flertalet mikroorganismer avstannar emellertid tillväxten vid temperaturer överstigande 40°C. Vid biologisk efterbehandling används i allmänhet s.k. mesofila bakteriestammar med optimal tillväxt inom intervallet 25-35°C. Metoden kan således betraktas som relativt beroende av klimat- och temperaturförhållanden. Samtidigt finns en rad studier som visar att biologiska nedbrytningsprocesser äger rum även i kalla klimatzoner, liksom vintertid i tempererade klimatzoner. Optimalt pH-värde för biologisk nedbrytning ligger inom pH-intervallet 6,5-7,5. Nedbrytningsprocesser har emellertid observerats inom pH-intervallet 4,5-8,5. (7)(9)

Permeabilitetsförhållandena är väsentliga för spridningen av näringssubstrat, mikroorganismer och kolkälla. Men senare års erfarenheter har visat att biostimulering med hjälp av tillförd elektronacceptor som t.ex. ORC (Oxygen Release Compounds), liksom tillförda elektrondonatorer i form av vegetabiliska oljor och vissa sockerarter, fungerar väl även i lågpermeabla zoner. Orsaken är att dessa substanser har mycket långa halveringstider och i huvudsak sprids via diffusiv transport. De är därmed i relativt liten utsträckning beroende av jordlagrens permeabilitet.(8)

En lång rad kolväten, som t.ex. monoaromater, alifater (<C12) och vissa lågmolekylära halogenerade kolväten (TCE, DCE m.fl.) betraktas som relativt lättnedbrytbara. Till de svårnedbrytbara kolvätena hör högmolekylära PAHer, PCB, perfluorerade alkylsubstanser, vissa högklorerade pesticider och dioxin. Dioxin bedöms inte kunna behandlas på biologisk väg överhuvudtaget. Även perfluorerade alkylsubstanser (PFOA, PFOS m.fl.) har vid kontrollerade laboratorieförsök visat sig vara persistenta mot biologisk nedbrytning (6). För PCB, däremot, har relativt hög biologisk nedbrytningsgrad erhållits i laboratorieskala, medan dokumenterade tillämpningar in situ i full skala fortfarande saknas. När det gäller PAH, som bl.a. utgör huvudbeståndsdelen i kreosot, så är 2- och 3-ringade PAH vara relativt lättnedbrytbara och möjliga att behandla med bionedbrytning in situ, medan flertalet cancerogena PAH betraktas som persistenta eller mycket svårnedbrytbara, även om motstridiga uppgifter föreligger (9).

Åtgärdsmål och åtgärdskrav vid biologisk behandling in situ bör i första hand avse reduktion av mängden föroreningar i jord och/eller grundvatten inom det behandlade området, och därigenom även minskade halter. I de fall föroreningen till stor del utgörs av volatila ämnen kan åtgärdsmålen även omfatta porgasens föroreningsinnehåll. Det är viktigt att inte enbart den primära föroreningen analyseras, utan också tänkbara nedbrytningsprodukter/metaboliter.

Drift och uppföljning

Bionedbrytning in situ erfordrar relativt omfattandeuppföljningsinsatser under lång tid. Exempel på drift- och uppföljningsåtgärder som kan erfordras under behandlingsperioden är (7):

  • Uppföljning av halter i grundvatten för övervakning av behandlingseffekter och verkan av biostimulerande tillsatser
  • I aktiva system krävs rutinmässig kontroll och underhåll av processutrustning
  • I aktiva system kan periodisk renspumpning av injekterings- och uttagsbrunnar erfordras
  • I passiva system som t.ex. biobarriärer och reaktiva zoner behöver elektrodonatorer, elektronacceptorer och vattenlösningar av bakterier och näringssubstrat injekteras med jämna mellanrum.

Miljö- och hälsorisker

Miljö- och hälsoriskerna vid biologisk behandling in situ är sammantaget små. En sidoeffekt av biostimulering kan vara sjunkande pH-värde i grundvattenzonen, vilket i sin tur leder till ökad utlakning och spridning av metaller som t.ex. järn, bly och kadmium (8). Även redoxförändringar kan påverka utlakningen av metaller. Vid en övergång till anaeroba förhållanden kan t.ex. utlakningen av arsenik och krom öka som en följd av att dessa metaller övergår i mer mobila jonformer (AsIII respektive CrVI). Det finns även viss risk för att sjukdomsframkallande (patogena) bakterier introduceras eller kraftigt tillväxer i grundvattenzonen. Om gas injekteras i det förorenade området bör avgången av VOC till atmosfären kontrolleras för att undvika spridning. Ackumulering av toxiska nedbrytningsprodukter, t.ex. vinylklorid och kloretan, vid ofullständig reduktiv dehalogenering kan inträffa.

Metangasbildning har observerats i samband med anaeroba nedbrytningsprocesser. Metangas är inte hälsoskadligt vid inandning, men kan i höga halter och vid ansamling i slutna utrymmen orsaka brand och/eller explosion. Riskerna kan kontrolleras med gasvarningsutrustning baserad på IR-spektrofotometri eller katalytisk mätning. .

Energi- och resursaspekter

Energi- och resursförbrukningen vid biologisk in situ-behandling betraktas sammantaget vara låg och i huvudsak koncentrerad till etablerings- och installationsfasen. Installation av djupa injektions- och extraktionsbrunnar erfordrar tung entreprenadutrustning. För tillblandning av näringssubstrat, kolkälla och bakterier i vattenlösning behöver blandningsutrustning användas. För grundvattenpumpning används i normalfallet eldrivna centrifugalpumpar.

Kostnadsaspekter

Kostnaden för biologisk behandling varierar inom ett brett spektrum. Faktorer som påverkar kostnaden är jordartstyp, geokemiska förhållanden, djup till grundvattennivån och akviferens utbredning i djupled, föroreningens vertikala och horisontella utbredning, föroreningshalter, förekomst av naturligt förekommande kolkälla/elektrondonator, elektronacceptor, näringssubstrat, mikroorganismer m.m. Generellt betraktas metoden som mer kostnadseffektiv än andra injektionsbaserade efterbehandlingsmetoder med motsvarande grad av behandlingseffektivitet (8). Detta gäller dock enbart så länge den behandlade föroreningskällan eller plymen inte uppvisar signifikanta förekomster av fri fas. I dylika fall betraktas t.ex. kemisk reduktion, kemisk oxidation och termisk behandling in situ som mer kostnadseffektiva behandlingsmetoder än biostimulering.

För- och nackdelar

Fördelar

  • Metoden är i vissa utföranden relativt väl beprövad
  • Massreduktion uppnås. I gynnsamma fall kan denna vara betydande och ske under förhållandevis kort tid (något - några år)
  • Relativt skonsam och kan användas där andra metoder inte kommer åt eller går att använda.

Nackdelar

  • Begränsad kommersiell tillgänglighet för de mer sofistikerade tillämpningarna
  • Känslighet för miljöfaktorer som temperatur och pH-värde. Generellt minskar biologiska nedbrytningshastigheter med en faktor 2 vid en temperatursänkning med 10°C, och optimalt pH för bionedbrytning är mellan 6 och 8. Bionedbrytningshastigheten kan därför förväntas vara lägre i kallare akviferer och akviferer med något surt eller basiskt pH.

Referenser

(1) US EPA, 2013: Superfund Remedy Report. Fourteenth edition. EPA 542-R-13-016.

(2) US EPA, 2003: Superfund Remedy Report. Superfund remedial actions 1982-2002: Source control treatment projects (FY 1982-2002).

(3) SCRD, 2007: Comparison of remedial systems employed at drycleaner sites. State Coa-lition for Remediation of Drycleaners, SCRD, august 2007.

(4) Suthersan, S, 1997: Remediation engineering. Design concepts. Lewish Publishers. ISBN 1-56670-137-6.

(5) The Federal Remediation Technologies Roundtable (FRTR), 2014: Remediation Technologies Screening Matrix and Reference Guide, Version 4.0. www.frtr.gov/matrix2/section 4/4-19.html

(6) Berglind, R. Helldén, J m.fl. 2013. Perfluorerade ämnen i jord, grundvatten och ytvat-ten – riskbild och åtgärdsstrategier. Totalförsvarets Forskningsinstitut. FOI-R--3705--SE.

(7) Englöv, P. m.fl., 2007. Klorerade lösningsmedel-Identifiering och val av efterbehand-lingsmetod. Naturvårdsverket rapport 5663.

(8) Stroo, Leeson, Marqusee, m.fl. 2012: Chlorinated ethane source remediation: Lessons Learned. Environmental Science & Technology, may 2012, pp 6438-6447.

(9) Helldén, J., Juvonen, B., m.fl, 2006: Åtgärdslösningar-Erfarenheter och tillgängliga metoder. Naturvårdsverket rapport 5637.