4.2 Yhdisteiden hajottaminen haitattomampaan muotoon
4.2.4 Lietteen polttaminen
Kuten luvussa 4.1.2 todettiin, osa perfluoratuista yhdisteistä siirtyy vedenpuhdistusprosessissa jätevedestä puhdistamolietteeseen sorptiolla. Lietteen jatkokäsittelynä on usein poltto, joten PFAS-yhdisteiden käyttäytymistä poltettavassa lietteessä on tutkittu. Puhdistamolietteeseen sitoutuneiden PFAS-yhdisteiden on todettu hajoavan lietteen poltossa. PFAS-yhdisteistä muodostuu poltossa lyhyen hiiliketjun omaavia kaasuja, kuten ja (Wang et al., 2011a). Syntyvät kaasut ovat kasvihuonekaasuja, jotka saastuttavat ilmakehää ja voimistavat kasvihuoneilmiötä (SVT, 2014). On kuitenkin kyseenalaista muodostuuko kaasuja niin paljon, ettei polttamista voitaisi pitää hyvänä keinona hajottaa PFAS-yhdisteet lietteestä.
Poltossa muodostuvien yhdisteiden hallintaa on yritetty parantaa sopivien lisäkemikaalien, kuten kalsiumdihydroksidin, avulla, jotta PFAS-yhdisteet saostuisivat hajotessaan haitattomammiksi kalsiumyhdisteiksi (Wang et al., 2011a). Wang et al. (2011a) polttivat tutkimuksessaan PFOS:ia sisältävää lietettä. Tutkimuksessa lietteeseen lisättiin kalsiumdihydroksia ja lietettä poltettiin lämpötiloissa 300, 350, 400, 600 ja 900 ºC. Optimaalisimman kalsiumin ja fluorin konsentraatiosuhteen todettiin olevan välillä 1:1 ja 1,5:1. Normaalisti PFOS kaasuuntuu lämpötilassa 425 ºC, mutta lisätty alensi hajoamislämpötilaa, sillä :ia alkoi muodostua jo 350 ºC:ssa. Kuvassa 15 on esitetty, miten :ia muodostui kokeen edetessä lämpötiloissa 400, 600 ja 900 ºC. 300
ºC-Menetelmä Liuos Katalyytti Teho, W t, h Hajoaminen , %
asteessa PFOS ei hajonnut. Transformaatiosuhde (TR) ilmoittaa, miten suuri osa PFOS:n hajoamisessa vapautuvista fluoridi-ioneista on muodostanut :ia. Lämpötiloissa 600 ja 900 ºC PFOS:n hajoaminen tapahtui noin minuutissa ja kuten kuvassa 15 näkyy, korkeissa lämpötiloissa vapautuneet fluoridi-ionit muodostivat myös eniten :ia.
Kuva 15 Transformaatiosuhteet kokeissa, joissa perfluoro-oktaanisulfonaattia (PFOS) ja :a sisältävää lietettä poltettiin 30 minuutin ajan lämpötiloissa 400, 600 ja 900 ºC. Transformaatiosuhde ilmoittaa, kuinka suuri osuus PFOS:sta irronneista fluoridi-ioneista on saostunut :ksi. (Wang et al., 2011a)
5 ANALYYSIMENETELMÄT
PFAS-yhdisteiden pitoisuuksien määrittäminen jätevesistä on hankalaa, koska pitoisuudet ovat usein hyvin alhaisia. Sanderin et al. (2013) mukaan pitoisuuksien tarkkaa mittaamista vaikeuttaa lisäksi vedessä olevien muiden aineiden läsnäolo eli matriisivääristymä.
Perfluorattujen yhdisteiden pitoisuuksia jätevedessä voidaan mitata nestekromatografisilla käänteisfaasimenetelmillä. Jäteveden pitoisuudet ovat yleensä suurempia kuin luonnonvesien, mutta silti luokkaa µg/l tai ng/l. Yleisesti käytetään nestekromatografin ja massaspektrometrin yhdistelmää (LC-MS/MS). (Sander et al., 2013, s.364) Taulukkoon XI on koottu eri PFAS-yhdisteille ja pitoisuuksille soveltuvia analyysimenetelmiä.
Taulukko XI Kooste tutkimuksista, joissa on kokeiltu eri analyysimenetelmiä PFAS-yhdisteiden pitoisuuksien mittaamiseen. Nestekromatografisissa menetelmissä eluenttina oli metanoli ja ammoniumasetaatin vesiliuos.
LOD=limit of detection, LOQ=limit of quantification, RSD=relative standard deviation, ME=matrix effect. *= tutkimuksessa analysoitiin neljää PFSA:ta, kuutta PFCA:ta, yhtä fluoritelomeeriä ja FOSA:a.
Yhdiste Menetelmä
Esi-käsittely LOD LOQ RSD, % ME, % Näyte Viite
PFCA HPLC+CAD SPE
HRMS SPE 0,3-2 ng/L 2-19 0-3
kunnallinen
jätevesi Munoz et al., 2015 PFSA
LDTD/APCI+
HRMS SPE 0,6-3 ng/L 1-2 6-20
kunnallinen PFBuA HPLC-MS/MS SPE 56,2 ng/L 187 ng/L 9 <10 jätevesi Martin et al., 2014 PFPeA HPLC-MS/MS SPE 3,25 ng/L 10,8 ng/L 8 <10 jätevesi Martin et al., 2014 PFHxA HPLC-MS/MS SPE 2,02 ng/L 6,72 ng/L 3 11 jätevesi Martin et al., 2014 PFHpA HPLC-MS/MS SPE 1,84 ng/L 6,12 ng/L 2 12 jätevesi Martin et al., 2014 PFOA HPLC-MS/MS SPE 0,19 ng/L 0,62 ng/L 1 18 jätevesi Martin et al., 2014 PFOS HPLC-MS/MS SPE 0,25 ng/L 0,85 ng/L 9 13 jätevesi Martin et al., 2014
6 JOHTOPÄÄTÖKSET
Perfluoratut alkyyliyhdisteet ovat synteettisiä orgaanisia yhdisteitä, joita käytetään teollisuudessa muun muassa pintakäsittelyaineina. Yhdisteet eivät hajoa jätevedenpuhdistamoilla perinteisesti käytettävissä menetelmissä, joten niitä päätyy vedenpuhdistamoilta päästettävien jätevesien mukana vesistöihin. Yhdisteitä kertyy luontoon ja niillä on huomattu olevan toksisia ominaisuuksia. Kirjallisuusselvityksessä on esitelty vedenpuhdistusmenetelmiä, jotka soveltuvat PFAS-yhdisteitä sisältävien jätevesien käsittelyyn. Työn tavoitteena on puhdistusmenetelmiä vertailemalla päätellä, mikä menetelmä soveltuu parhaiten. Toimivan menetelmän löytäminen on tärkeää, jotta yhdisteiden päätymistä luontoon voitaisiin hillitä ja siten välttää niiden aiheuttamat ympäristö- ja terveysongelmat. Lisäksi työssä on esitelty analyysimenetelmiä, joilla voidaan mitata PFAS-yhdisteiden pitoisuuksia jätevedessä.
Selvitys toteutettiin tutustumalla tuoreisiin puhdistusmenetelmistä julkaistuihin tieteellisiin artikkeleihin. Kokonaisuudessaan puhdistus- ja analyysimenetelmien esittelyssä hyödynnettiin 34 artikkelia muiden kirjallisuuslähteiden ohessa. Kaikki käytetyt tutkimusartikkelit on julkaistu vuosina 2006–2015.
Esitellyt vedenpuhdistusmenetelmät perustuvat joko yhdisteiden poistamiseen jätevedestä tai niiden rakenteen hajottamiseen ja muokkaamiseen harmittomampaan muotoon.
Yhdisteiden poistaminen onnistuu membraaneilla ja erilaisilla adsorbenteilla.
Membraanierotus osoittautui erittäin tehokkaaksi, sillä kaikilla esitellyillä nanosuodatukseen tai käänteisosmoosiin perustuvilla membraaneilla päästiin yli 90 % rejektioihin. Membraanit soveltuvat tutkimusten perusteella monipuolisesti erilaisille PFCA- ja PFSA-yhdisteille. Membraanierotus sopii sekä korkeita että alhaisia pitoisuuksia sisältäville vesille, sillä pitoisuudet tutkimuksissa olivat 0,0021-1000 mg/L. Jäteveden koostumus ja pitoisuudet vaihtelevat, joten membraanien laaja soveltuvuus on suuri etu.
Lisäksi membraanitekniikka on tuttu menetelmä jätevedenpuhdistuksessa.
Tutkituista adsorbenteista tehokkaimmat olivat bambupohjainen aktiivihiili sekä IRA67-hartsi, joilla saatiin jäteveden sisältämästä PFCA:sta poistettua yli 90 %. Erotus oli siis suunnilleen yhtä tehokasta kuin membraanierotuksessa. Erottuminen oli kuitenkin huomattavasti hitaampaa kuin membraaneilla, sillä pisin membraanisuodatusaika oli 8
tuntia, mutta tasapainon saavuttaminen adsorptiossa kesti 48 tuntia. Lisäksi yli 90 % erottumiseen adsorptiolla päästiin ainoastaan happamalla vesiliuoksella, mikä edellyttäisi mahdollisesti pH:n säätämistä puhdistusprosessissa. Näistä syistä membraanierotus on soveltuvampi menetelmä yhdisteiden poistamiseen. Erotusmenetelmiin liittyvä merkittävä ongelma on kuitenkin se, että vaikka vesi puhdistuu tehokkaasti, niin erotetut PFAS-yhdisteet eivät häviä minnekään. Erottamisen jälkeen vaaditaan siis jatkokäsittelyvaihe.
Jatkokäsittelytarpeen takia yhdisteiden poistaminen jätevedestä on huonompi käsittelymenetelmä kuin yhdisteiden hajottaminen.
PFAS-yhdisteiden hajottaminen on mahdollista hapettamalla ja polttamalla. Pelkän kemikaalin avulla hapettaminen ei kuitenkaan osoittautunut tutkimusten perusteella tehokkaaksi, sillä PFOS:sta hajosi parhaimmillaan vain 71,7 % Liun et al. (2012) tutkimuksessa, jossa hapettimena käytettiin permanganaattia. Permanganaatin lisäksi hapetus vaati liuoksen kuumentamisen lämpötilaan 85 ᵒC ja hapettumiseen kului 18 päivää. PFAS-yhdisteiden hapettaminen ainakaan permanganaatilla ei siis vaikuta lupaavalta menetelmältä.
Fotokemiallisella hapetusmenetelmällä päästiin huomattavasti parempiin tuloksiin erityisesti PFOA:n hapettamisessa. Varsinkin Lin et al. (2013) tutkimuksessa 400 ᵒC:ssa käsitellyllä -grafeenifotokatalyytillä ja 254 nm:n UV-säteilyllä päästiin vaikuttaviin tuloksiin, sillä PFOA:a ei havaittu vedessä enää ollenkaan kolmen tunnin käsittelyn jälkeen. PFOS ei toisaalta hajonnut fotokemiallisesti kovinkaan tehokkaasti, sillä suoraketjuisen muodon hapettaminen 185 nm:n UV-tyhjiösäteilyllä (VUV) kesti 72 tuntia Jinin ja Zhangin (2015) tutkimuksessa. Pääasiassa perfluorattuja karboksyylihappoja sisältävälle jätevedelle fotokemiallinen hapetus vaikuttaa siis soveltuvalta puhdistusmenetelmältä. PFOS on kuitenkin PFOA:a yleisempi yhdiste ja sen hajottaminen menetelmällä ei näiden tutkimusten valossa ole kovin tehokasta.
Kolmas esitelty nykyaikainen hapetusmenetelmä oli alhaisen lämpötilan plasmatekniikka.
Tekniikka on vedenpuhdistuksessa uusi, mutta sillä saatiin PFOS, PFOA sekä fluoritelomeeri Forafac 1110 hajoamaan Hayashin et al. (2015) ja Marouf-Khelifan et al.
(2008) tutkimuksissa lähes kokonaan. Hayashin et al. (2015) käyttämän tasavirralla tuotetun plasman avulla PFOA:sta hajosi 98 % kolmessa tunnissa ja PFOS:ia ei havaittu liuoksessa ollenkaan kahdeksan tunnin käsittelyn jälkeen. Marouf-Khelifan et al. (2008)
GAD-menetelmällä Forafac 1110:sta 96 % oli hajonnut -katalyytin avulla tunnissa ja ilman katalyyttiäkin 96 % hajosi jo kolmessa tunnissa. NTP-menetelmillä kolmen erilaisen PFAS-yhdisteen rakenne saatiin siis hajoamaan hyvin lyhyillä käsittelyajoilla eikä katalyytti ollut välttämätön. Ainoat lisäkemikaalit joita tutkimuksissa käytettiin olivat Hayashin et al. (2015) tutkimuksessa happikuplat, joiden sisään plasma muodostettiin, sekä Marouf-Khelifan et al. (2008) tutkimuksessa reaktioon johdettu kostea ilma. Vähäinen kemikaalien käyttö on ympäristön kannalta etu. Toisaalta NTP-menetelmä on myös taloudellisesta näkökulmasta hyvä, sillä vedenpuhdistaminen laitteen hankkimisen jälkeen ei kuluta muuta kuin energiaa ja edellä mainittuja kaasuja. NTP-menetelmien huonoja puolia ovat suuren laitteiston tarve ja sivutuotteiden muodostuminen. PFAS-yhdisteiden hajoamisessa vapautuvat fluoridi-ionit voivat sitoutua uudelleen ja muodostaa ympäristölle haitallisia ja jopa myrkyllisiä sivutuotteita. Erityisesti jätevesissä muodostuvia sivutuotteita saattaa olla vaikea kontrolloida, sillä sen koostumuksessa on usein suuriakin vaihteluja.
PFAS-yhdisteiden rakenne hajoaa lisäksi polttamalla. Wangin et al., (2011a) tutkimassa PFOS:ia ja :ia sisältävän lietteen polttamisessa PFOS alkoi saostua jo lämpötilassa 350 ᵒC. Lämpötilan noustessa 900 ᵒC-asteeseen 88 % PFOS:n hajoamisessa vapautuneista fluoridi-ioneista oli muodostanut :ia. Lietteeseen puhdistamolla päätyvä PFOS hajoaa siis tehokkaasti haitattomaksi :n avulla, kun liete käsitellään polttamalla. Lietteen mukana polttaminen on teoriassa hyvä käsittelymenetelmä, mutta kuten Ochoa-Herreran ja Sierra-Alvarezin (2008) tutkimuksessa todettiin, liete ei ole kovinkaan tehokas adsorbentti. Tutkimuksessa parhaiten adsorboiva anaerobinen rakeistettu liete on huomattavasti huonompi adsorbentti kuin esimerkiksi aktiivihiili. Tästä syystä lietteen polttoa ei voida näiden tutkimusten valossa käyttää ainakaan ainoana puhdistusmenetelmänä, koska PFAS-yhdisteet eivät adsorboidu puhdistamolietteeseen riittävän tehokkaasti puhdistusprosessin aikana. Osa yhdisteistä kuitenkin sitoutuu puhdistamoilla lietteeseen, joten sitoutuneiden yhdisteiden hajottamiseen poltto soveltuu hyvin.
Käsiteltyjen tutkimusten perusteella soveltuvimmaksi vedenpuhdistusmenetelmäksi PFAS-yhdisteitä sisältävälle jätevedelle on alhaisen lämpötilan plasmatekniikka. NTP-menetelmällä sekä PFCA-, PFSA- että fluoritelomeeriyhdiste saatiin hajotettua lähes kokonaan muihin menetelmiin verrattuna lyhyessä ajassa ja vähillä kemikaaleilla.
Menetelmässä muodostuvien sivutuotteiden hallinta vaatii tosin lisätutkimusta. Hallinnassa
voisi auttaa esimerkiksi biosensori, joka mittaa liuoksen toksisuutta (Kilpeläinen, 2012).
Tällöin myrkyllisten sivutuotteiden muodostuminen huomattaisiin helposti reaaliajassa.
Haitallisten sivutuotteiden ehkäisemiseksi fluoridi-ionien saostaminen niukkaliukoisiksi yhdisteiksi voisi olla hyvä keino, kuten Wang et al. (2011a) tekivät lietteen poltossa.
Esimerkiksi liukenee veteen huonosti, jolloin se saataisiin helposti erilleen puhdistettavasta vedestä. Muita lisätutkimuksen tarpeita ovat menetelmän soveltuvuuden varmistaminen jätevedenpuhdistamo-mittakaavan prosessiksi sekä kannattavuuden arviointi. Lisätutkimusta voitaisiin tehdä myös lietteen tehostamisesta adsorbenttina, sillä jos yhdisteitä on mahdollista saada sitoutumaan enemmän puhdistamolietteeseen, niin niiden käsittely lietteen poltolla on looginen ja helppo menetelmä.
7 KIRJALLISUUS
Arola K., Mänttäri M. 2013. Membraanisuodatuksen hyödyntäminen kunnallisessa jätevedenpuhdistuksessa. Case: Parikkalan Särkisalmen jätevedenpuhdistamo.
Lappeenrannan teknillinen yliopisto. Lappeenranta. S. 4. Saatavissa:
http://www.parikkala.fi/loader.aspx?id=c564a7fe-a069-48c1-8b49-51dfa7a61832
Arvaniti O. S., Hwang Y., Andersen H. R., Stasinakis A. S., Thomaidis N. S., Aloupi N.
2015a. Reductive degradation of perfluorinated compounds in water using Mg-aminoclay coated nanoscale zero valent iron. Chemical Engineering Journal. Vol. 262. Pp. 133-139.
Arvaniti O. S., Stasinakis A S. 2015b. Review on the occurrence, fate and removal of perfluorinated compounds during wastewater treatment. Science of the Total Environment.
Vol. 524–525. Pp. 81–92.
Braun A., Jakob L., Oliveros E., Oller do Nascimento C. 2009. Up-Scaling Photochemical Reactions. Advances in Photochemistry. Vol. 18. John Wiley & Sons, Inc. New York.
P.280.
Buck R. C., Franklin J., Berger R., Conder T., de Voogt P., Jensen A. 2011. Perfluoroalkyl and polyfluoroalkyl substances in the environment: terminology, classification, and origins. Integrated Environmental Assessment and Management. Vol. 7. Pp. 513-541.
Buxton J. G. V, Greenstock C. L., Helman W.P., Ross A. B. 1988. Critical review of rate constants for reactions of hydrated electrons, hydrogen-atoms and hydroxyl radicals (OH/O-) in aqueous solution. J. Phys. Chem. Ref. Data. Vol. 17. Pp. 513–886.
Chen M., Lo S., Lee Y., Huang C. 2015. Photocatalytic decomposition of perfluorooctanoic acid by transition-metal modified titanium dioxide. Journal of Hazardous Materials. Vol. 288. Pp. 168-175.
Dinglasan M., Ye Y., Edwards E., Mabury, S. 2004. Fluorotelomer Alcohol Biodegration Yields Poly- and Perfluorinated Acids. Environmental Science and Technology. Vol. 38.
Pp. 2857-2864.
Du Z., Deng S., Chen Y., Wang B., Huang J., Wang Y., Yu G. 2015. Removal of perfluorinated carboxylates from washing wastewater of perfluorooctanesulfonyl fluoride using activated carbons and resins. Journal of Hazardous Materials. Vol. 286. Pp. 136-143.
Ehresman D., Froechlich J., Olsen G., Chang S., Butenhoff J. 2007. Comparison of human whole blood, plasma, and serum matrices for the determination of perfluorooctanesulfonate (PFOS), perfluorooctanoate (PFOA), and other chemicals. Environmental Research. Vol.
103. Issue 2. Pp. 176-184.
EFSA. 2012. Perfluoroalkylated substances in food: occurrence and dietary exposure.
EFSA Journal 10 (6), 2743. [Accessed 5.10.2015] Available:
http://www.efsa.europa.eu/en/efsajournal/doc/2743.pdf
Euroopan parlamentin ja neuvoston direktiivi (2000/60/EY) yhteisen vesipolitiikan puitteista. Virallinen lehti nro. L 327., 22.12.2000. S. 0001 – 0073.
Euroopan parlamentin ja neuvoston direktiivi (2013/39/EU) direktiivien 2000/60/EY ja 2008/105/EY muuttamisesta vesipolitiikan alan prioriteettiaineiden osalta. Virallinen lehti nro. L 226/2. 24.8.2013.
Fridman A., Gutsol A. 2008. Pulsed Corona Plasma Pilot Plant for VOC Abatement in Industrial Streams. Plasma assisted decontamination of biological and chemical agents.
NATO Science for Peace and Security Series. Series A: Chemistry and Biology. Pp. 111, 113.
Giesy J. et al. 2010. Aquatic Toxicology of Perfluorinated Chemicals. Reviews of Environmental Contamination and Toxicology. Vol. 202. Pp. 2-4, 8-11.
Haavisto T., Retkin R. 2014. Perfluorattujen yhdisteiden aiheuttama ympäristön pilaantuminen paloharjoitusalueilla. Suomen ympäristökeskuksen raportteja. 11. Helsinki.
S.8.
Hang X., Chen X., Luo J., Cao W., Wan Y. 2015. Removal and recovery of perfluorooctanoate from wastewater by nanofiltration. Separation and Purification Technology. Vol. 145. Pp. 120-129.
Hart H., Craine L. E., Hart D. J., Hadad C. M. 2007. Organic Chemistry: A Short Course.
12th ed. Brooks/Cole Cengage Learning. Boston. P.549.
Hayashi R., Obo H., Takeuchi N., Yasuoka K. 2015. Decomposition of Perfluorinated Compounds In Water by DC Plasma within Oxygen Bubbles. Electrical Engineering in Japan. Vol. 190. Issue 3.
Jiang B., Zheng J., Qiu S., Wu M., Zhang Q., Yan Z., Xue Q. 2014. Review on electrical discharge plasma technology for wastewater remediation. Chemical Engineering Journal.
Vol. 236. Pp. 348-368.
Jin L., Zhang P. 2015. Photochemical decomposition of perfluorooctane sulfonate (PFOS) in an anoxic alkaline solution by 185 nm vacuum ultraviolet. Chemical Engineering Journal. Vol. 280. Pp. 241–247.
Kallenborn R., Berger U., Järnberg U. 2004. Perfluorinated alkylated substances in the Nordic environment. TemaNord 2004:552. Nordic Council of Ministers. Copenhagen.
Kilpeläinen, K. 2012. Biosensoreiden nykyisiä ja tulevia sovellutuksia. Oulun yliopisto,
Oulu. [luentokalvot] [viitattu 20.11.2015] Saatavissa:
http://www.oamk.fi/hankkeet/prinlab/docs/materials/kilpelainen.pdf
Korkki K. 2006. Perfluorattujen alkyyliaineiden (PFAS) ympäristöriskit Suomessa.
Suomen ympäristö. Vol. 14. Edita Prima Oy. Helsinki. S.7, 12, 22, 25.
Krafft M., Riess J. 2015. Per- and polyfluorinated substances (PFASs): Environmental challenges. Current Opinion in Colloid & Interface Science. Vol. 20. Pp. 192–212.
Kärrman A., Domingo J., Llebaria X., Nadal M., Bigas E., van Bavel B., Lindström G.
2010. Bio-monitoring perfluorinated compunds in Catalonia, Spain: concentrations and trends in human liver and milk samples. Environmental Science and Pollution Research.
Vol. 17. Issue 3. Pp. 750-758.
Lau C. 2008. United States Environmental Protection Agency EPA. Toxicology of Perfluoroalkyl Acids. North Carolina. [Seminar presentation] [Accessed 3.11.2015]
Available:
http://water.epa.gov/scitech/swguidance/fishshellfish/fishadvisories/upload/day2b.pdf Lipp P., Sacher F., Baldauf G. 2010. Removal of organic micro-pollutants during drinking water treatment by nanofiltration and reverse osmosis. Desalination and Water Treatment.
Vol 13. Pp. 226-237.
Liang R., Hu A., Hatat-Fraile M., Zhou N. 2014. Fundamentals on Adsorption, Membrane Filtration, and Advanced Oxidation Processes for Water Treatment. Lecture Notes in Nanoscale Science and Technology. Vol. 22. Springer International Publishing. Pp.1-47.
Liu C. S., Shih K., Wang F. 2012. Oxidative decomposition of perfluorooctanesulfonate in water by permanganate. Separation and Purification Technology. Vol. 87. Pp. 95-100.
Li Z., Zhang P., Li J., Shao T., Jin L. 2013. Synthesis of -graphene composites and their photocatalytic performance towards perfluorooctanoic acid decomposition. Journal of Photochemistry and Photobiology A: Chemistry. Vol. 271. Pp. 111-116.
Mannio J. 2015. Finnish Environmental Screening Studies 2013-2014. [seminaariesitys]
Nordic Screening Steering Group 9.4.2015. Reykjavik.
Marouf-Khelifa K., Abdelmak F., Khelifa A., Addou A. 2008. -assisted degradation of perfluorinated surfactant in aqueous solution treated by gliding arc discharge.
Chemosphere. Vol.70. Issue 11. Pp. 1995-2001.
Martín J., Camacho-Muñoz D., Santos J., Aparicio I., Alonso E. 2014. Determination of emerging and priority industrial pollutants in surface water and wastewater by liquid chromatography – negative electrospray ionization tamdem mass spectrometry. Analytical and Bioanalytical Chemistry. Vol. 406. Issue 15. Pp. 3709-3716.
Mehtonen J., Mannio J., Kalevi K., Huhtala S., Nuuttinen J., Perkola N., Sainio P., Pihlajamäki J., Kasurinen V., Koponen J., Paukku R., Rantakokko P. 2012. Haitallisten orgaanisten yhdisteiden esiintyminen yhdyskuntajatevedenpuhdistamoilla ja kaatopaikoilla. Suomen ympäristökeskuksen raportteja. 29. Helsinki.
Meichsner J., Schmidt M., Schneider R., Wagner H. 2013. Nonthermal Plasma Chemistry and Physics. CRC Press. Boca Raton. P. 91.
Munoz G., Duy S., Budzinski H., Labadie P., Liu J., Sauvé S. 2015. Quantitative analysis of poly- and perfluorinated compunds in water matrices using high resolution mass spectrometry: Optimization for a laser diode thermal desorption method. Analytica Chimica Acta. Vol. 881. Pp. 98-105.
Ochoa-Herrera V., Sierra-Alvarez R. 2008. Removal of perfluorinated surfactants by sorption onto granular activated carbon, zeolite and sludge. Chemosphere. Vol. 72. Pp.
1588-1593.
Perkola N. 2014. Fate of artificial sweeteners and perfluoroalkyl acids in aquatic environment. Väitöskirja. Helsingin yliopisto, Ympäristötieteiden laitos, Bio- ja ympäristötieteellinen tiedekunta. S.22.
Perkola N., Sainio P. 2013. Survey of perfluorinated alkyl acids in Finnish effluents, storm water, landfill leachate and sludge. Environmental Science and Pollution Research. Vol.
20. Pp. 7979-7987.
RPA & BRE 2004. Perfluorooctane Sulphonate Risk Reduction Strategy and Analysis of Advantages and Drawbacks. Final Report prepared for Department for Environment, Food and Rural Affairs and the Environment Agency for England and Wales. RPA (Risk &
Policy Analysts Ltd.) in association with BRE Environment.
Sander L.C., Schantz M.M., Wise S.A. 2013. Environmental Analysis: Persistent Organic Pollutants. Chemical Sciences Division, National Institute of Standards and Technology (NIST), Gaithersburg, MD, USA. Pp. 360-364.
Santos I., Guo H., Mesquita R., Rangel A., Armstrong D., Schug K.2015. Paired-ion electrospray ionization – triple quadrupole tandem mass spectrometry for quantification of anionic surfactants in water. Talanta. Vol. 143. Pp. 320-327.
Scholtz V., Pazlarova J., Souskova H., Khun J., Julak J. 2015. Nonthermal plasma – A tool for decontamination and disinfection. Biotechnology Advances. Vol. 33. Pp. 1108-1119.
Schröder H. F., Meesters R. J. W. 2005. Stability of fluorinated surfactants in advanced oxidation processes – A follow up of degradation products using flow injection–mass spectrometry, liquid chromatography–mass spectrometry and liquid chromatography–
multiple stage mass spectrometry. J. Chromatogr. A. Vol. 1082. Pp. 110–119.
Schultz M., Barofsky D., Field J. 2006. Quantitative Determination of Fluorinated Alkyl Substances by Large-Volume-Injection Liquid Chromatography Tandem Mass Spectrometry- Characterization of Municipal Wastewaters. Environmental Science and Engineering. Vol. 40. Pp. 289-295.
Schwarzenbach R. P., Gschwend P. M., Imboden D. M. 1993. Environmental Organic Chemistry. John Wiley & Sons, Inc. New York. Pp. 436–437, 447–448.
Shao T., Zhang P., Jin L., Li Z. 2013. Photocatalytic decomposition of perfluorooctanoic acid in pure water and sewage water by nanostructured gallium oxide. Applied Catalysis B:
Environmental. Vol. 142-143. Pp. 654-661.
Suomen virallinen tilasto (SVT): Kasvihuonekaasut. 2014 [verkkojulkaisu].
ISSN=1797-6049. Helsinki: Tilastokeskus [viitattu:19.10.2015]. Saatavissa:
http://www.stat.fi/til/khki/2014/khki_2014_2015-05-22_tie_001_fi.html
Taniyasu S., Kannan K., So M., Gulkowska A., Sinclair E., Okazawa T., Yamashita N.
2005. Analysis of fluorotelomer alcohols, fluorotelomer acids, and short- and long-chain perfluorinated acids in water and biota. Journal of Chromatography A. Vol. 1093. Issues 1-2. Pp. 89-97.
Vieno N. 2015. Haitta-aineet puhdistamo- ja hajalietteissä. Vantaanjoen ja Helsingin seudun vesiensuojeluyhdistys ry:n julkaisu 73. S. 8, 40-41.
Wang F., Lu X., Shih K., Liu C. 2011a. Influence of calcium hydroxide on the fate of perfluorooctanesulfonate under thermal conditions. Journal of Hazardous Materials. Vol.
192. Pp. 1067– 1071.
Wang F., Shih K. 2011b. Adsorption of perfluorooctanesulfonate (PFOS) and perfluorooctanoate (PFOA) on alumina: Influence of solution pH and cations. Water Research. Vol. 45. Pp. 2925-2930.
Wang F., Lu X., Li X., Shih K. 2015a. Effectiveness and Mechanisms of Defluorination of Perfluorinated Alkyl Substances by Calcium Compunds during Waste Thermal Treatment.
Environmental Science & Technology. Vol. 49. Pp. 5672-5680.
Wang T., Zhao C., Li P., Li Y., Wang J. 2015b. Fabrication of novel poly(m-phenylene isophthalamide) hollow fiber nanofiltration membrane for effective removal of trace amount perfluorooctane sulfonate from water. Journal of Membrane Science. Vol. 477. Pp.
74-85.
Zhou Q., Chen M., Zhu L., Tang H. 2015. Determination of perfluorinated carboxylic acids in water using liquid chromatography coupled to a corona-charged aerosol detector.
Talanta. Vol. 136. Pp.35-41.
Taulukko I Membraanierotus. HL= huoneenlämpötila, NF (0,404 nm)= tutkimuksessa kehitetty nanosuodatusmembraani, jonka aukkokoko on 0,404 nm.
Taulukko II Sorptio. BAC= bambupohjainen aktiivihiili, nZVI= Eng. nanoscale zero valent iron, MgAC= Eng. Mg-aminoclay.
PFOS 0,05-0,5 3,2 HL 400 91,17 Wang et al., 2015b
NF (0,404 nm)
PFOS 0,05-0,5 9,5 HL 400 97,49 Wang et al., 2015b
XLE (RO) PFBA, PFBS,
8 99,8-99,9 Lipp et al., 2010
Adsorbentti Liuos Pitoisuus t, h pH, - Erottuminen, % Viite BAC, 0,3 g/L
Taulukko IV Alhaisen lämpötilan plasmatekniikka (NTP). GAD= Eng. gliding arc discharge.
Menetelmä Liuos Pitoisuus Katalyytti pH, - T, C t, h Hajoaminen,
%
PFOA 41,1 mg/L 3 20 happikuplat, 0,1 L/min
98 6 Hayashi et al.,
2015 NTP,
tasavirta
PFOS 60 mg/L 8 20 happikuplat, 0,1 L/min
Taulukko VI Poltto lietteen mukana. PFOS:n ja kalsiumdihydroksidin pitoisuudet on ilmoitettu kalsiumin ja fluorin suhteena. Transformaatiosuhde ilmoittaa, miten suuri osa fluoridi-ioneista on muodostanut :ia.
Menetelmä Liuos Katalyytti Teho, W t, h pH, - Hajoaminen,
%
Viite UV (254 nm) PFOA
Cu-titaani-dioksidi
400 12 91 Chen et al., 2015
UV (254 nm) PFOA titaanidioksidi 400 12 14 Chen et al., 2015
UV (254
titaanidioksidi 3 82 Shao et al., 2013
VUV (185
Poltto lietteessä liete, jossa PFOS:ia ja kalsiumdihydroksidia
Ca:F = 1:1-1,5:1 350 0,5 Wang et al., 2011a Poltto lietteessä liete, jossa PFOS:ia ja
kalsiumdihydroksidia
Ca:F = 1:1-1,5:1 400 0,5 65 Wang et al., 2011a Poltto lietteessä liete, jossa PFOS:ia ja
kalsiumdihydroksidia
Ca:F = 1:1-1,5:1 600 0,5 80 Wang et al., 2011a Poltto lietteessä liete, jossa PFOS:ia ja
kalsiumdihydroksidia
Ca:F = 1:1-1,5:1 900 0,5 88 Wang et al., 2011a