PAH

Detaljer

Senast uppdaterad tisdag, 04 januari 2022 08:42

Inledning
Egenskaper
Verksamheter
Spridningsvägar
Risker
Undersökningar
Analyser
Åtgärdsmetoder att beakta
Referenser

Inledning

Polycykliska aromatiska kolväten, PAH (Polycyclic Aromatic Hydrocarbons), är organiska ämnen som är uppbyggda av två eller flera sammanbundna bensenringar. Källor till PAH föreningar är vedeldning i liten skala, storskalig energiproduktion, användning och tillverkning av andra produkter från råolja och kol, uppvärmning av byggnader samt avgaser från trafiken. PAH kan transporteras långa sträckor i luften. 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-EPA (Keith L. 2014). 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 (EPA-600-R-02-013). 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 (NV rapport 5976; NV Datablad PAH). 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 fram (NV rapport 5976). 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” och det kan därför vara viktigt att även ta hänsyn till dem vid en riskbedömning (Andersson and Achten 2015). 

Generellt har PAH minskat kraftigt de senaste decennierna. Halterna är som störst i luften vid de kalla årstiderna då förbränningen ökar.

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.

Egenskaper

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).

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

Hur PAH-fördelningen ser ut vid en markförorening beror på källan till föroreningen. Fördelningen av PAH-grupperna vid förorening påverkas även av markens utlakande egenskaper, förångning samt nedbrytning. Sammansättningen varierar mest in gruppen PAH-L och minst inom PAH-H. PAH- föreningar kan vara substituerade med alkyl-, oxy- och nitro-grupper.

Lättare PAH-föreningar är mer vattenlösliga och mer flyktiga. Vattenlösligheten och flyktigheten minskar med ökande molekylvikt samtidigt ökar fettlösligheten. Generellt har PAH föreningar låg vattenlöslighet (Kleja & Enell 2021).

PAH-L har en fördelningsfaktor mellan vatten och organiskt kol, K_ow och en fördelningsfaktor mellan oktanol och vatten, K_oc, på 4300 l/kg respektive 1800 l/kg (NV Datablad PAH).

PAH-M har en fördelningsfaktor mellan vatten och organiskt kol, K_ow och en fördelningsfaktor mellan oktanol och vatten, K_oc, på 49 000 l/kg respektive 29 000 l/kg (NV Datablad PAH).

PAH-H har en fördelningsfaktor mellan vatten och organiskt kol, K_ow och en fördelningsfaktor mellan oktanol och vatten, K_oc, på 710 000 l/kg respektive 500 000 l/kg.

Henrys konstant (H) är för PAH-L: 0,0099, för PAH-M: 0,0028 och för PAH-H: 0,000 0088 (NV Datablad PAH).

Naturlig förekomst och bakgrundshalter  

PAH- föreningar förekommer främst i luften där de adsorberas till partiklar. PAH föreningar bildas vid ofullständig förbränning eller upphettning av organiskt material, därav förekommer föreningarna även utan antropogen påverkan (Kleja & Enell 2021). Dock är antropogen aktivitet den absolut största bidragande orsak till PAH-föreningar.

PAH-föreningar förekommer överallt i varierande halter i ytlig jord. Mark i skogsområden tillförs PAH- föreningar genom att de adsorberades på exempelvis löv och barr från luften samt genom atmosfärisk deposition. I urbanmiljö tillförs PAH-föreningar främst genom atmosfärisk deposition. Mellan åren 1994 och 2016 har nedfallet av PAH (summa 12) minskat från ca. 150 – 200 µg/m² till ca. 50 µg/m².

I luft har PAH (summa 12) minskat från kring 9 ng/m³ till runt 2 ng/m³.

I Europa är det vanligt med halter i jord mellan 0,6 och 3 mg/kg i urbana miljöer och på landsbygden är halterna vanligtvis lägre mellan 0,01 och 0,1 mg/kg.

PAH-föreningar förekommer generellt i låga halter i grundvatten. I fall då PAH förekommer i grundvatten har det främst varit på förorenade platser.

Tabell 1. Egenskaper hos de 16 prioriterade PAH-föreningarna (NV Datablad PAH).

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

Förekomst i verksamheter

Källor till PAH föreningar är bland annat vedeldning, storskalig energiproduktion, användning och tillverkning av andra produkter från råolja och kol, uppvärmning av byggnader samt avgaser från trafiken. PAH kan transporteras långa sträckor i luften. Uppkomsten av PAH gynnas av förekomst av aromatiska och omättade kolväten i materialet som hettas upp, temperatur kring 400 – 800° C, otillräcklig syretillförsel vid förbränning. PAH finns även i snus samt i grillade och rökta livsmedel, generellt är halterna i livsmedel låga i Sverige (livsmedelsverket.se).

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.

Figur 3. Kreosotimpregnering av slipers.

Kreosot innehåller höga halter av PAH:er (antracen, pyren, fenantren och fluorantren) och har varit väldigt vanligt i Sverige för att impregnera virke. Idag är det förbjudet att använda privat men för professionellt bruk, för till exempel järnvägssyllar, är det fortfarande tillåtet. Man kan förvänta sig förhöjda halter av PAH:er där virke har impregnerats med kreosot och även till en viss grad där impregnerat virke har använts.   

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 (Neilson A. 1998). Med ökad molekylvikt blir ämnena mer svårlösliga och mindre flyktiga.

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 (NV rapport 5976). 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) (NV rapport 5976). Fastläggning av PAH i jord och sediment beräknas därför med fördelningsfaktorn mellan vatten och organiskt kol, K_OC. Fördelningsfaktorn är ämnesspecifik och ökar i storlek med ämnets hydrofobicitet (och molekylvikt), Tabell 1. Ett högt K_OC betyder en större fastläggning, lägre markvattenkoncentrationer och lägre biotillgänglighet. Värdet på K_OC påverkas också av de platsspecifika förutsättningarna. Förorenade områden med åldrade föroreningar har som regel högre K_OC-värden (Arp H-P. et al 2014). 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 K_OC-värden) än jordar med hög andel naturligt organiskt material (t ex. humus) (Cornelissen et al 2005; Lohmann et al 2005). 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.

Jord 

PAH- föreningar adsorberas till organiskt material i jord och sediment och har låg löslighet i vatten. Vid aerobiska förhållanden kan PAH- föreningar brytas ner (Kleja & Enell 2021). Ämnen som tillhör gruppen PAH-H räknas som mycket svårlösliga i vatten, de binds därför 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.

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 (Kueper et al 2003). 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 (Kueper et al 2003).

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.

Vatten 

PAH-föreningar har en relativ låg löslighet i vatten, men är starkt lipofila. Därav förekommer de ofta i låga koncentrationer i vatten. Generellt gäller att desto högre molekylmassa desto lägre löslighet i vatten. 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.

Luft

I luften adsorberas PAH-föreningarna med lågt ångtryck till partiklar i luften. Högre ångtryck ger ökad tendens att övergå till gasfas. PAH-föreningar undergår fotolys (nedbrytning genom fotoner) när de exponeras för ultraviolett ljus från solljus. PAH-föreningar kan spridas långt i atmosfären från ursprungskällan. 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”).

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 (NV Datablad PAH). Risken för cancer är relaterad till dos. PAH- M och PAH-H föreningarnas cancerogena förmåga anges i relation till benso(a)pyrens cancerogena förmåga.

Miljörisker

Marklevande organismer kan exponeras för PAH-föreningar som löst sig i porvattnet i marken. Landlevande djur exponeras för PAH-föreningar genom intag av jord, växter eller djur. Effekten av PAH exponering för vertebrater är hämmad tillväxt och ökad dödlighet.

Samtliga 16 PAH (och troligtvis alla andra PAH i ämnesgruppen) kan ge upphov till negativa effekter på mark och vattenlevande organismer (NV Datablad PAH). Många miljötoxikologer anser att den primära toxiska påverkan på mark- och vattenlevande organismer är narcosis (NV rapport 5976; Verbruggen E.M.J. 2012). 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) (Verbruggen E.M.J. 2012). 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 (Verbruggen E.M.J. 2012).

Riskbedömning

Generella riktvärden för summa parametrarna PAH-L, PAH-M och PAH-H i mark finns här. 

Riktvärden för summa parametrarna PAH-L, PAH-M och PAH-H i grundvatten har tagits fram för drivmedelsanläggningar.

Alla människor exponeras för PAH från luften. Benso(a)pyren är den PAH-förening som är mest studerad avseende dess toxiska egenskaper. Den akuta giftigheten för PAH-föreningar är låg till måttlig. Långtidsexponering för höga doser kan orsaka skador på lever, njure, immunsystemet samt påverka hormonsystemet.   

Kleja & Enell 2021 presenterar metoder för att mäta och modellera den ekologiska påverkan av PAH i mark. Det baseras på att man placerar ut en polymer som absorberar PAH från markens porvatten, vilket ger en tillförlitlig mätning av den biotillgängliga delen. Sedan kan man använda det excelbaserade verktyget ”PAH-TU-kalkylator” som de utvecklat för att estimera påverkan på marklevande organismer. Tester av biotillgänglighet erbjuds även av Statens Geotekniska Institut (SGI). Kontakta SGI och stäm av syfte, metodik och vad resultat kan användas till innan provtagning för analys av biotillgänglighet görs. 

Figur 4. Illustration över PAH:ers jämviktsförhållanden i mark. Vid jämnvikt ändras inte koncentrationen i de olika fördelningsområdena. Källa: Kleja & Enell 2021

Hälsa

För PAH- L är värdet för tolerabelt dagligt intag (TDI) 0,03 mg/kg kroppsvikt och dag.

PAH- M och PAH- H som är cancerframkallande har istället riskbaserade toxikologiska riktvärden RISK_or på 0,00042 respektive 8,3 x 10^-6 mg/kg kroppsvikt och dag (Keith L. 2014).

WHO anger ett gränsvärde för fluoranten (PAH- M) i dricksvatten på 0,004 mg/l. Livsmedelsverket har gränsvärde på 0,0001 mg/l för summan av benso(b)fluoranten, benso(k)fluoranten, benso(ghi)pherylen och indenol(1,2,3-cd) pyren (PAH-H föreningar) (Keith L. 2014).

Miljö

Jord  

Vid bedömning av förorenade områden kan Naturvårdsverkets riktvärden för förorenad mark användas som utgångspunkt men platsspecifika riktvärden är mer pragmatiskt. Länk till generella riktvärden finns här och för beräkningsverktyget för platsspecifika riktvärden se här.

Skydd av ytvatten 

Gränsvärde som maximal tillåten koncentration samt årsmedelvärde i ytvatten finns för antracen, naftalen, benso(a)pyren, benso(b)fluoranten, benso(k)fluoranten, benso(ghi) perylen och indenol(1,2,3-cd)pyren och finns här.

Angående undersökningar 

För generella provtagningsstrategier se: http://fororenadeomraden.se/index.php/undersoekningsstrategier/provtagningsstrategier 

För mediespecifik provtagning se:  

http://fororenadeomraden.se/index.php/undersoekningsstrategier/medier  

Vattenprover

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 (Krüger O. et al 2014).

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) (Krüger O. et al 2014). 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 natriumazid).

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 (Arp H-P. et al 2014; Lohmann et al 2005)

Jordprover

Vid provtagning av jord bör utgångsläget vara att halterna PAH i jorden är heterogent fördelade och eftersom den mängd jord som tas ut för själva analysen är mycket liten är det viktigt att homogenisera provet (kräver provberedning på labb) för att få en jämn fördelning av föroreningshalter i provet.  

Jordprov som ska analyseras med avseende på PAH ska förvaras i inert provtagningskärl till exempel 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 provet ska skyddas från ljus (för att förhindra fotokemisk nedbrytning). Prover ska transporteras kylda (använd till exempel kylväska) och förvaras 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 till exempel 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.

Porgasprover

Förekomst av PAH i porgas kan bestämmas genom provtagning av porgas (SGF rapport 2:2013). 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 (Arp H-P. et al 2014; Lohmann et al 2005). 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 PAH (Pettersson et al 2016). 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.

Sedimentprover 

Sedimentprover ska tas på ackumulationsbotten där föroreningarna ansamlas och inte omlagras. Fördelningen av föroreningar i sedimenten kan anses vara homogena spatialt men kan variera i djupled. I övrigt, ska proverna hanteras liksom jordprover.

Fyllnadsmassor  

Partikelbundna föroreningar i fyllnadsmassor har ofta stor haltvariation både i sidled och i djupled då äldre utfyllnader oftast gjordes med för dagen tillgängliga massor med rätt geotekniska egenskaper men med mindre hänsyn till innehållet av farliga ämnen. Provtagning av fyllnadsmassor bör därför provtas systematiskt i tredimensionella rutnät både i sidled och djupled. Underliggande ostörda jordlager (torrskorpelera, tät lera, morän, sand) bör aldrig ingå i samma jordprov som den ovanliggande påverkade jordmassan. 

In situ-analysmetoder

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”.  

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 (Enell A. et al 2016). 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 (Pettersson et al 2016).  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.

Åtgärdsmetoder att beakta

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

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.

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).

Berggren Kleja, D. och Enell A., 2021, Ekologisk riskbedömning, Att använda kemiska biotillgänglighetsmetoder i platsspecifik ekologisk riskbedömning, Statens geotekniska institut, SGI, Linköping, 2021-11-17-

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.

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).

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.

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.

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.

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

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.

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.

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.

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

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

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

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

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.

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