Source: http://fi.opasnet.org/fi/Sulfaatin_ekotoksikologisen_riskin_kuvaus
Timestamp: 2019-01-22 01:57:34+00:00
Document Index: 23339362

Matched Legal Cases: ['kko ', 'kko ', 'kko ', 'kko ', 'kko ', 'kko ', 'kko ', 'kko ']

Sulfaatin ekotoksikologisen riskin kuvaus – Opasnet Suomi
Sivutunniste: Op_fi5778
1 Päästölähteet luonnon vesiin
2 Riskin kuvauksessa tarvittavat sulfaatin ympäristöpitoisuudet
3 Vesistön kemiallisen tilan arviointi
4 Sulfaatin taustapitoisuus
5 Sulfaattipitoisuuden ohjearvot vesistöissä
6 Sulfaattipitoisuuden vertailu Brittiläisen Kolumbian (BC) ohjearvoon
7 Natriumsulfaatin haitattomat pitoisuudet perusteineen
8 Natriumsulfaatin biokertyminen
9 Natriumsulfaatin hajoaminen ympäristössä
10 Johtopäätöksiä natriumsulfaatin ekotoksisuudesta
11 Natriumsulfaatin epäsuorat ekologiset vaikutukset
11.1 Suolaantumisriski
11.2 Happamoitumisriski
11.3 Rehevöitymisriski
11.4 Sulfaatin vaikutus elohopean metylaatioon
Päästölähteet luonnon vesiin
Sulfaattia pääsee vesistöihin rikkihappoa ja sulfaatteja tuottavista ja/tai käyttävistä tuotantolaitoksista kuten
sulatoista
sellu- ja paperiteollisuudesta
tekstiili- ja nahkateollisuudesta
maatalouden valumavesistä ja lietteistä
Kaivoksiin liittyviä merkittäviä sulfaattilähteitä ovat
sulfidimineraalien (pyriittien) kemiallinen ja biologinen hapettuminen
happamat valumavedet
asidofiiliset bakteerit
Kaivoksen sulfaattipäästöjä on kuvattu tarkemmin MINERA:n sivuilla: Päästöt vesiin kaivannaisjätteiden varastoinnista.
Happamuuden ja myrkyllisten metallipitoisuuksien vähentämiseen käytetty kalkitseminen voi pienentää sulfaatin määrää, kun sulfaatti saostuu kalsiumin kanssa kipsiksi CaSO4. Saostumisesta huolimatta jäteveden liukoinen sulfaattipitoisuus voi olla edelleen korkea.
Sulfaatteja pidetään vesien happamoitumisen indikaattoreina (Meays ja Nordin 2013) [1]
Riskin kuvauksessa tarvittavat sulfaatin ympäristöpitoisuudet
Vesieliöiden altistumisen määrittämiseen tarvitaan sulfaatin pitoisuus (liukoinen, suodatettu)
pintavedessä
alusvedessä
sedimentissä
Lisäksi tarvitaan sulfaatin
arvioidut taustapitoisuudet
alueen vesistössä tai luonnonvesissä.
Kroonisia vaikutuksia tarkastellaan suhteessa sulfaattipitoisuuden aritmeettiseen kuukausi- tai vuosikeskiarvoon.
Akuutteja vaikutuksia tarkastellaan suhteessa hetkellisiin sulfaattipäästöihin.
Vesistön kemiallisen tilan arviointi
Pintaveden sulfaatin pitoisuutta vertaillaan ympäristölaatunormeihin ja raja/ohjearvoihin (EQS) tai alueen taustapitoisuudella korjattuun raja-arvoon
EQS + tausta = taustapitoisuus + eqs
Sulfaatin taustapitoisuus
Sulfaatin ja natriumin taustapitoisuuksia Suomessa ja muualla on esitetty taulukossa 1. Ellei toisin ole ilmaistu, Suomea koskevat havainnot on koottu ympäristöhallinnon Hertta-tietokannasta kaikkien ajankohtien, syvyyksien ja määritysmenetelmien keskiarvona vuosilta 2000-2012 (Kauppi ym. 2013 [2]). Tähän on lisättävä myös tiedot kalsiumin (Ca) ja magnesiumin (Mg) -pitoisuuksista, sillä nämä ionit vaikuttavat veden kovuuteen ja mahdollisesti sulfaatin haitallisuuteen. Sade- ja pintaveden sulfaattipitoisuudet ovat yhteydessä ihmistoiminnasta aiheutuviin rikkidioksidipäästöihin (Keller and Pitblado 1986 [3]).
Taulukko 1. Sulfaatin, natriumin ja mangaanin taustapitoisuuksia.
Aine Maa/alue Vesistö Yksikkö Keskiarvo Mediaani Min-Max Viite
SO4 Suomi Järvivedet mg/l 15 3.8 0.1-3280 Kauppi ym. 2013 [2]
SO4 Suomi Purovedet mg/l 5.8 3.2 0.6-31.1 Lahermo ym. 1996 [4]
SO4 Suomi Murtovesi mg/l 470 Kauppi ym. 2013 [2]
SO4 Kanada Järvivedet mg/l 3-30 Katz 1977 [5] in Health Canada 1994 [6]
SO4 Kanada (länsiosa) Jokivedet mg/l 1-3040; suurin osa <580 Environment Canada 1984 [7]
SO4 Eurooppa Sadevesi mg/l 6 WHO/UNEP 1989 [8]
Na Suomi Järvivedet mg/l 5.5 1.7 0.1-1430 Kauppi ym. 2013 [2]
Na Suomi Murtovesi mg/l 1840 Kauppi ym. 2013 [2]
Ca Suomi
Mg Suomi
Sulfaattipitoisuuden ohjearvot vesistöissä
Suomessa sulfaatille ei ole asetettu ympäristölaatunormia. Myös muualla maailmalla luonnon vesien sulfaatille on esitetty vähän ohjearvoja.
Brittiläisen Kolumbian (BC) ohjearvo vesistöjen sulfaatin maksimipitoisuudelle on 100 mg/l (Singleton 2000 [9]). BC on päivittänyt arviota sulfaatin ohjearvosta uudemmalla tutkimustiedolla, joka perustuu pitkäaikaisaltistumiseen (Meays and Nordin 2013 [1]). Selvitys osoitti kirjolohen poikasten kuoriutumisen olevan herkin laji ja elinvaihe krooniselle sulfaattialtistukselle: LC10 21 d = 155 mg/l (Meays and Nordin 2013 [1]).
Veden kovuus voi vaikuttaa sulfaatin myrkyllisyyteen. Sulfaatin haitallisuus voi lieventyä kovissa vesissä, mutta kovahkoissa vesissä (> 160 mg/l) myös veden kovuus itsessään voi aiheuttaa haittaa herkimmille vesieliöille (Elphick et al. 2011 [10]). Suomessa pintavedet ovat yleensä pehmeitä ja sulfaatin ohjearvo 100 mg/l on tämän hetkisen tiedon perusteella vertailukelpoinen vesien suojelun kannalta. Kuitenkin sulfaatin riskinarvioinnissa on huomioitava, ettei ohjearvoa ole testattu Suomen vesistöissä ja oloissa.
Taulukossa 2 esitetään sulfaatille herkimmät lajit ja vasteet tietyissä veden kovuuksissa BC:n arvioinnin mukaisesti. Katso myös US EPA 2010 [11]
Taulukko 2. Sulfaatin EC10-arvoja (ka, min-max) eri eliöille.
Laji Vaste Altistusaika vrk Veden kovuus mg/l EC10 (min-max) mg/l
Kirjolohi Oncorhynchus mykiss poikasten kuoriutuminen 21 6 155 (142-170)
Lehtisammakko Pseudacris regilla nuijapäiden selviytyminen 28 80 186 (65-531)
Vesikirppu Ceriodaphnia dubia lisääntyminen 40 158 (12-2016)
Vesikirppu Ceriodaphnia dubia lisääntyminen 320 253 (47-1350)
Rasvapäämutu Pimephales promelas selviytyminen 7 40 320 (204-445)
Rasvapäämutu Pimephales promelas selviytyminen 50 295 (223-391)
Makean veden simpukka Elliptio complanata selviytyminen 28 50 104 (21-502)
Sulfaatin toksisuuteen vaikuttavat käytetty testieliö, kokeen kesto, mitattu vaste (kuolleisuus, kasvu, käyttäytyminen, lisääntyminen jne.), koeveden kemia ja aineistojen analysoinnissa käytetyt tilastomenetelmät. Veden kovuuden vaikutus sulfaatin haitallisuuteen saattaa vaihdella riippuen sulfaatin pitoisuudesta, eliöstä ja tutkittavasta vasteesta. Useimmat testieliöt eivät osoittaneet vahvaa tukea mallille, että veden kovuuden kasvu aina suojelisi vaikutuksilta. Kuitenkin herkimmäksi lajiksi osoittautuneella kirjolohella (tarkasteltava vaste 21 vrk:n kehittyminen alkiosta kalanpoikaseksi) sulfaatin toksisuus lieventyi veden kovuuden kasvaessa pitoisuudesta 6 mg/l pitoisuuteen 250 mg/l (Meays and Nordin 2013 [1]).
Taulukossa 3 on BC:n päivittämät ohjearvot sulfaatin maksimipitoisuudelle veden eri kovuuksissa (Meays and Nordin 2013 [1]). Ohjearvot sulfaatin kuukausikeskiarvoille veden eri kovuuksissa ovat turvallisia herkimmälle lajille eli kirjolohen poikasvaiheelle. Kovuuden vaikutusta voi tarvittaessa huomioida riskinarvionnissa.
Taulukko 3. Ohjearvoja sulfaatin kuukausikeskiarvolle vesien suojelemiseksi. Arvot perustuvat 30 päivän aikana kerättyihin vähintään viiteen yhtenäiseen näytteeseen. (BC, Meays and Nordin 2013 [1]).
Veden kovuus, CaCO3 mg/l Sulfaatin ohjearvo mg/l
Erittäin pehmeää (0-17) 1151
Pehmeää (18-60) 195
Keskikovaa tai kovahkoa (61-180) 270
Erittäin kovaa (181-250) 410
>250 Vaatii kohdekohtaista selvitystä
1tässä oli käytetty turvakerrointa 2
Sulfaattipitoisuuden vertailu Brittiläisen Kolumbian (BC) ohjearvoon
Ohjearvo sulfaatin enimmäispitoisuudelle (EQS) pintavedessä (mg/l; BC):
Taustakorjattu sulfaatin enimmäispitoisuuden ohjearvo (EQS + tausta) pintavedessä (mg/l) esim.:
Sulfaatin pitoisuus arvioitavassa vedessä (mg/l):
cat("Tulos 1: Arvioitavan veden sulfaattipitoisuus suhteessa enimmäispitoisuuden ohjearvoon (EQS) pintavedessä: \n")
Vertailu <- Pitoisuus/EQS
cat("Tulos 2: Arvioitavan veden sulfaattipitoisuus suhteessa taustakorjattuun enimmäispitoisuuden ohjearvoon (EQS+tausta) pintavedessä: \n")
Vertailu <- Pitoisuus/EQStausta
cat("Tulosten tulkinta:\n")
cat("Jos tulos < 1: Arvioitavan veden pitoisuus alittaa pintavedelle suositellun enimmäispitoisuuden.\n")
cat("Jos tulos > 1: Arvioitavan veden pitoisuus ylittää pintavedelle suositellun enimmäispitoisuuden. Jatka kohtaan Haitaton pitoisuus.\n")
Natriumsulfaatin haitattomat pitoisuudet perusteineen
Taulukko 4. Natriumsulfaatin haitattomat pitoisuudet (Predicted No-Effect Concentration; PNEC). Lähde: ECHA, Registered substances (14.10.2015) [12]
Matriisi Yksikkö PNEC (Na2SO4) Käytetty arviointikerroin/ekstrapolaatiomenetelmä
Makea vesi mg/l 11.09 100
Ajoittainen päästö (intermittent release) mg/l 17.66 100
Jäteveden puhdistamo mg/l 800 10
Sedimentti mg/kg dw 40.2 jakaantumiskerroin
Merivesi mg/l 1.109 1000
Merisedimentti mg/kg dw 4.02 jakaantumiskerroin
Maa mg/kg dw 1.54 jakaantumiskerroin
Ilmassa mg/m3 Ei todettua vaaraa (no hazard identified) -
Natriumsulfaatin haitattomat pitoisuudet on arvioitu pääasiassa akuutin toksisuuden perusteella ja tarvittava tieto pitkäaikaisaltistumisesta puuttuu. Suurten arviointikerrointen vuoksi sulfaatin toksisuustietojen päivittymisen seuraaminen ja uudemman kirjallisuuden tarkastelu on suositeltavaa.
Taulukko 5. Natriumsulfaatin vaikutukset eliöstöön (herkin vaste/laji). Haitattomat pitoisuudet (PNEC; Taulukko 4) on arvioitu näitä pitoisuuksia käyttäen.
Eliö/vaikutustaso Laji Vaste Tulos (Na2SO4-pitoisuus) Yksikkö
Viherlevä ja vesikasvi Nitzschia linearis[13], [14] Myrkyllisyys EC50, 120 h 1900 mg/l
Vesikirppu Daphnia magna[15] Akuutti myrkyllisyys (kuolleisuus) EC50 , 48 h, pH 7.5-8.1, kovuus 25 mg CaCO3/l, Ca:Mg suhde 0.7 1766 mg/l
Vesikirppu Ceriodaphnia dubia[16] Krooninen vaikutukseton pitoisuus (NOEC), lisääntyminen, 7 d, pH 8, kovuus 92 mg CaCO3/l. LOEC = 1329 mg/l. 1109 mg/l
Kala Rasvapäämutu Pimephales promelas[17] Akuutti myrkyllisyys LC50, 96 h, static, pH 7.5-9, kovuus kohtalainen 7960 mg/l
Kala - Krooninen vaikutukseton pitoisuus (NOEC) - mg/l
Mikrobitoksisuus (lietteen mikro-organismit) Ripsieläimet[14] Krooninen vaikutukseton pitoisuus (NOEC) 8000 mg/l
Vaikutukset muihin eliöihin - - - mg/kg dw
Sedimentin toksisuus Hyalella azteca -katka [18], [19] LC50, 96 h, pH 7.9, kovuus kohtalainen (94 mg CaCO3/l; Ca/Mg molar ratio = 0.88) 757 mg/kg dw
Natriumsulfaatin biokertyminen
Natriumsulfaatin arvioitu biokertyvyyskerroin (BCF) = 0.5 [14]
Johtopäätös: Natriumsulfaatin biokertyvyyskerroin on hyvin pieni, joten sulfaatti ei ole biokertyvää. Natrium- ja sulfaatti-ionit ovat kaikille eliöille välttämättömiä ja niiden solunsisäisiä ja -ulkoisia pitoisuuksia säädellään aktiivisesti. Joihinkin kasveihin on taipumus kertyä sulfaattipitoisuuksia, jotka voivat olla myrkyllisiä jyrsijöille. Tällaisia kasveja ovat esimerkiksi maissi ja kesäsypressi (Kochia scoparia). [14] [20]
Natriumsulfaatin hajoaminen ympäristössä
Taulukko 6. (Natrium)sulfaatin ympäristössä hajoamisen arvioiminen.
Osa-alue Kuvaus
Helposti hajoava (”Ready Biodegradability”) Sulfaatin aerobinen biohajoaminen on mahdotonta.
Luontaisesti hajoava (”Inherent Biodegradibility”) [14] Sulfaattia pelkistävät bakteerit voivat hyödyntää natriumsulfaattia elektronien vastaanottajana anaerobisessa sulfaatin pelkistyksessä, jossa sulfaatti pelkistyy (vety)sulfideiksi. [21]
Jos orgaanista ainesta on läsnä natriumsulfaatti hajoaa seuraavien reaktioiden mukaan:
Sokeri: C12H22O11 + 5 H2O + 4 SO4 2- → 4 CO2 + 8 H2 + 4 HS- + 8 HCO3- + 4 H+
8 H2 + 2 SO4 2- + 2 H+ → 2 HS- + 8 H2O
C12H22O11 + 8 H2SO4 → 8 S + 12 H2CO3 + 7 H2O
Etanoli: 2 C2H5OH + 3 SO4 2- → 3 HS- + 3 HCO3- + 3 H2O + CO2
C2H5OH + H2SO4 → 2 S + 2 H2CO3 + 3 H2O
Rikin kierto:
Assimilatiivinen sulfaatin pelkistys: Kasvit, sienet ja erilaiset prokaryootit pelkistävät sulfaatin (SO42-) orgaanisiksi sulfhydryyliryhmiksi (tioliryhmiksi, RSH).
Desulfunointi: Rikkipitoisista orgaanisista molekyyleistä poistetaan rikkiä, jolloin syntyy rikkivetykaasua (H2S).
Yhteyttävät purppura- ja viherbakteerit ja eräät kemolitotrofit hapettavat sulfidia alkuainerikiksi (S0). [Litotrofi: eliö, joka saa energiansa hapettamalla epäorgaanisia ravinteita]
Rikin hapettajat tuottavat hapettaessaan alkuainerikin lisäksi sulfaattia.
Dissimilatiivinen rikin pelkistys: alkuainerikki voi pelkistyä rikkivedyksi.
Dissimilatiivinen sulfaatin pelkistys: sulfaatinpelkistäjät muodostavat rikkivetyä sulfaatista.
Tunnetut hajoamistuotteet Natriumsulfaatti hajoaa vedessä täydellisesti Na+ ja SO42- -ioneiksi. 200 g/l, 20 °C.
Hydrolyysi Sulfaatti-ioni on vedessä kemiallisesti vakaa. Ionit eivät hydrolysoidu.
Johtopäätöksiä natriumsulfaatin ekotoksisuudesta
Toksisuusaineistojen kattavuus ja luotettavuus pitää huomioida/arvioida.
Lisää tutkimustietoa tarvitaan Ca2+ ja Mg2+ -ionien vaikutuksista sulfaatin käyttäytymiseen, koska nämä ovat pääasialliset kationit, joilla veden kovuutta mitataan.
Kohonneen sulfaatin epäsuora vaikutus fosforin saatavuuteen, vesistöjen rehevöitymisherkkyyteen ja elohopean liikkuvuuteen vaatii lisäselvitystä.
Natriumsulfaatin epäsuorat ekologiset vaikutukset
Suolaantumisriski
Liukoiset sulfaattisuolat (esim. Na2SO4) voivat suurina pitoisuuksina lisätä vesistöjen suolaisuutta, mikä kasvattaa veden tiheyttä ja voimistaa alapuolisen veden kerrostuneisuutta. Kerrostuneisuus voi estää järven kevät- ja syyskiertoa ja johtaa pohjan happikatoon, joka aiheuttaa haittaa pohjaeläimille ja muuttaa sedimentin prosesseja.
Happamoitumisriski
Kohonneet sulfaattipitoisuudet maaperässä ja maavedessä lisäävät vesistöjen happamoitumisriskiä (Lynch et al. 2014 [22]).
Happamat kaivosvedet syntyvät sulfidimalmissa esiintyvän pyriitin (FeS2) hapettuessa hapen ja veden läsnä ollessa erilaisten kemiallisten ja biologisten reaktioiden seurauksena (Vestola ja Mroueh 2008 [23]).
Reaktiossa muodostuu sulfaattia (SO24-), protoni- (H+) ja mineraalihappamuutta (Fe2+) seuraavasti:
2FeS2 (s) + 7 O2(aq) + 2H2O → 2Fe2+ (aq) + 4 SO2-4 (aq) + 4 H+ (aq).
Vapaa sulfaatti-ioni voi muuttua edelleen rikkihapoksi ja heikentää veden alkaliniteettiä eli puskurointikykyä.
Samantyyppisissä kaivoksissa kaivosvedet voivat olla erittäin happamia tai alkaalisia riippuen siitä minkälaisia vuorovaikutuksia hydrologisten, kemiallisten ja biologisten prosessien välillä vallitsee (Banks et al. 1997 [24]).
Metallisulfideissa olevat karbonaattimineraalit, kuten kalsiitti (CaCO3), dolomiitti (CaMg(CO3)2) ja Sr-, Fe- tai Mg-karbonaatit, voivat neutraloida kaivosvesien protonihappamuutta (H+) ja tuottaa lyhytaikaisen puskurikapasiteetin happamoitumista vastaan. Myös silikaattimineraalit vähentävät happamuutta ja tuottavat pitkäaikaisemman puskurikapasiteetin. Runsaasti neutraloivia mineraaleja sisältävät sulfidimineraalit voivat tuottaa neutraaleja tai jopa emäksisiä kaivosvesiä (Vestola ja Mroueh 2008 [23]).
Rehevöitymisriski
Sulfaattipitoisuuden kasvu sedimentissä lisää fosforin vapautumista, mikä voi rehevöittää pintavesiä. Kohonneiden sulfaattipitoisuuksien on havaittu lisäävän liukoisen fosforin määrää joki- ja järvisedimenteissä (Zak et al. 2006 [25]), kosteikoissa (Smolders et al. 2010 [26]) ja pohjavesissä (Geurts ym. 2009[27], Meays and Nordin 2013[1]).
Rikkikierron bakteerit ovat tärkeitä fosforin mobilisaatiossa. Sulfaattikuorma mahdollisesti edistää fosforin vapautumista sedimentistä kiihdyttämällä mineralisaatiota sulfaatinpelkistäjäbakteerien toiminnan kautta. Sulfaattilisäys realistisilla ympäristöpitoisuuksilla (192 and 384 mg/L) lisäsi sedimentin huokosveden fosforipitoisuuksia ja alkaalisuutta (Brouwer ym. 1999 [28]; Meays and Nordin 2013[1]).
Sulfaatin pelkistyminen voi myös vaikuttaa epäsuorasti ravinteiden kinetiikkaan. Bakteerien pelkistämästä sulfaatista syntynyt sulfidi muodostaa liukenemattomia rautasulfidiyhdisteitä, jotka häiritsevät rauta-fosfaattioksidien sitoutumista maassa ja sedimenteissä, ja vapauttavat fosfaattia järvisedimenteistä (Holmer & Storkholm 2001 [29]).
Sulfaatin vaikutus elohopean metylaatioon
Kohonnut sulfaattipitoisuus voi lisätä sedimentissä olevan elohopean metylaatiota metyylielohopeaksi (Meays and Nordin 2013 [1]). Metyylielohopea on elohopean biosaatavin esiintymismuoto, joka voi rikastua ravintoketjussa ja aiheuttaa vakavia terveyshaittoja ihmisille (Kainz et al. 2008 [30]) ja muille ravintoketjun huipulla oleville eliöille. Sulfaattipitoisuus ja sulfaattia pelkistävien mikrobien määrä vaikuttavat metyylielohopean määrään (Han ym. 2007 [31]).
↑ 1,0 1,1 1,2 1,3 1,4 1,5 1,6 1,7 1,8 Meays C, Nordin R. 2013. Ambient Water Quality Guidelines For Sulphate. Technical Appendix.
↑ 2,0 2,1 2,2 2,3 2,4 Kauppi ym. 2013. Sulfaatin ja natriumin pitoisuuksien keskiarvot vuosilta 2000-2012. Ympäristöhallinnon Hertta-tietokanta.
↑ Keller W, Pitblado JR. 1986. Water quality changes in Sudbury area lakes: A comparison of synoptic surveys in 1974–1976 and 1981–1983. Water Air Soil Pollut. 29, 285-296.
↑ Lahermo P, Väänänen P, Tarvainen T, Salminen R. 1996. Suomen geokemian Atlas, osa 3. Ympäristögeokemia - purovedet ja sedimentit. Geologian tutkimuskeskus, Espoo.
↑ Katz M. 1977. The Canadian sulphur problem. In: Sulphur and its inorganic derivatives in the Canadian environment. NRCC No. 15015, Associate Committee on Scientific Criteria for Environmental Quality, National Research Council of Canada, Ottawa. p. 21.
↑ Health Canada. 1994. Guidelines for Canadian Drinking Water Quality: Guideline Technical Document – Sulphate.
↑ Environment Canada, unpublished data, 1984. In: Sulfate in Drinking-water. Background document for development of WHO guidelines for drinking water quality. WHO, 2004.
↑ WHO/UNEP. 1989. Global Environment Monitoring System: Global freshwater quality. Published on behalf of the World Health Organization and the United Nations Environment Programme. Oxford, Alden Press.
↑ Singleton H. 2000. British Columbia ambient water quality guidelines for sulphate: Technical Appendix. Ministry of the Environment, Lands and Parks, Water Quality Section. Water Management Branch. Victoria, BC, Canada. 33p.
↑ Elphick JR, Davies M, Gilron G, Canaria EC, Lo B, Bailey HC. 2011. An aquatic toxicological evaluation of sulfate: The case for considering hardness as a modifying factor in setting water quality guidelines. Environ. Toxicol. Chem. 30, 247-53.
↑ United States Environmental Protection Agency. 2010. Final Report on Acute and Chronic Toxicity of Nitrate, Nitrite, Boron, Manganese, Fluoride, Chloride and Sulphate to Several Aquatic Animal Species. Region 5, Chicago, IL, USA. EPA 905-R-10-002.
↑ ECHA, Registered Substances. [1]
↑ Patrick RJ, Cairns J, Scheier A. 1968. The relative sensitivity of diatoms, snails, and fish to twenty common constituents of industrial wastes. Fish-Cult. 30(3):137-140.
↑ 14,0 14,1 14,2 14,3 14,4 OECD SIDS Initial Assessment Report. Sodium sulfate. UNEP Publications, Paris, France, 2005
↑ Davies TD, Hall KJ. 2007. Importance of calcium in modifying the acute toxicity of sodium sulphate to Hyalella azteca and Daphnia magna. Environmental Toxicology and Chemistry 26 (6):1243-1247.
↑ Soucek DJ. 2007. Comparison of hardness and chloride regulated acute effects of sodium sulfate on two freshwater crustaceans. Environmental Toxicology and Chemistry 26:773–779.
↑ Mount DR, Gulley DD, Hockett JR, Garrison TD, Evans JM. 1997. Statistical models to predict the toxicity of major ions to Ceriodaphnia dubia, Daphnia magna and Pimephales promelas (Fathead minnows). Environ. Toxicol. Chem. 16(10):2009-2019.
↑ ECHA, Registered Substances. [2]
↑ Soucek DJ, Kennedy AJ. 2005. Effects of hardness, chloride, and acclimation on the acute toxicity of sulfate to freshwater invertebrates. Environ Toxicol Chem. 24:1204-10.
↑ HERA – Cover Note of Sodium sulfate 7757-82-6. 2006. Human and Environmental Risk Assessment on Ingredients of Household Cleaning Products. Substance: Sodium sulfate (CAS# 7757-82-6). Edition 1.0., January 2006. [3]
↑ Muyzer G, Stams AJM. 2008. The ecology and biotechnology of sulphate-reducing bacteria. Nature Rev. 6:441-454.
↑ Lynch SF, Batty LC, Byrne P. 2014. Environmental risk of metal mining contaminated river bank sediment at redox-transitional zones. Minerals 4:52-73
↑ 23,0 23,1 Vestola E, Mroueh UM. 2008. Sulfaatinpelkistyksen hyödyntäminen happamien kaivosvesien käsittelyssä. Opas louhoskäsittelyn hallintaan. VTT Tiedotteita 2422, Espoo, 76 s.
↑ Banks D, Younger PL, Arnesen RT, Iversen ER, Banks SB. 1997. Mine-water chemistry: the good, the bad and the ugly. Environmental Geology 32:164-174.)
↑ Zak D, Kleeberg A, Hupfer M. 2006. Sulphate-mediated phosphorus mobilization in riverine sediments at increasing sulphate concentration, River Spree, NE Germany. Biogeochemistry 80:109-119.
↑ Smolders AJP, Lucassen ECHET, Bobbink R, Roelofs JGM, Lamers LPM. 2010. How nitrate leaching from agricultural lands provokes phosphate eutrophication in groundwater fed wetlands: the sulphur bridge. Biogeochemistry 98:1-7.
↑ Geurts JJ, Sarneel JM, Willers BJ, Roelofs JG, Verhoeven JT, Lamers LP. 2009. Interacting effects of sulphate pollution, sulphide toxicity and eutrophication on vegetation development in fens: a mesocosm experiment. Environ. Pollut. 157(7):2072-81.
↑ Brouwer E, Soontiens J, Bobbink R, Roelofs JGM. 1999. Sulphate and bicarbonate as key factors in sediment degradation and restoration of Lake Banen. Aquatic conservation-marine and freshwater ecosystems 9:121-132.
↑ Holmer M, Storkholm P. 2001. Sulphate reduction and sulphur cycling in lake sediments: a review. Freshwater biology 46:431-451.
↑ Kainz M, Arts MT, Mazumder A. 2008. Essential versus potentially toxic dietary substances: a seasonal comparison of essential fatty acids and methyl mercury concentrations in the planktonic food web. Environm. Poll. 155:262-270.
↑ Han S, Obraztsova A, Pretto P, Choe KY, Gieskes J, Deheyn DD, Tebo MB. 2007. Biogeochemical factors affecting mercury methylation in sediments of the Venice lagoon, Italy. Environm. Toxicol. Chem. 26:655–663.
British Columbia, Approved Water Quality Guidelines [4]
Noudettu kohteesta http://fi.opasnet.org/fi-opwiki/index.php?title=Sulfaatin_ekotoksikologisen_riskin_kuvaus&oldid=34747
Sivua on viimeksi muutettu 21. joulukuuta 2017 kello 08.53.