Vanadium in Soils Chemistry and Ecotoxicity

 

 

 

 

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2  Aim 

The  overall  aim  of  this  thesis  was  to  obtain  knowledge  of  the  behaviour  of 

vanadium  in  soils  in  terms  of  sorption,  toxicity  and  speciation,  in  order  to 

enable improved environmental risk assessments. 

Specific objectives were to: 



 

Assess  the  sorption  pattern  of  vanadium  to  2-line  ferrihydrite  in  single 

sorbate systems and in competition with phosphate; examine the vanadium 

complex  formed  on  the  ferrihydrite  surface  by  means  of  EXAFS 

spectroscopy;  and  optimise  surface  complexation  constants  using  the  CD-

MUSIC model (Paper I). 



 

Determine critical vanadium concentrations for microorganisms and higher 

plants  in  soils  with  different  vanadium  amendments;  freshly  spiked,  aged 

and blast furnace slag (Papers II, III and IV). 



 

Identify  soil  properties  that  explain  vanadium  bioavailability  in  soils 

(Papers II, III, IV). 



 

Assess the long-term solubility and speciation of vanadium in a forest soil 

treated in the past with converter lime rich in vanadium (Paper V). 

 

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3  Background 

3.1  Vanadium in soils and waters 

3.1.1  Sources 

The  vanadium  content  in  soils  and  waters  is  primarily  determined  by  the 

geological  parent  material  (Hope,  1997).  However,  anthropogenic  emissions, 

mainly from combustion of fossil fuels (Pacyna & Pacyna, 2001), may enhance 

soil  vanadium  concentrations  locally.  Vanadium  inputs  to  soils  related  to 

human  activities  derive  e.g.  from  phosphate  fertilisers  (Molina  et  al.,  2009), 

soil  amendments  and  roadfill  materials  derived  from  steel  slag  (Shen  & 

Forssberg, 2003). 

Many of the slags generated in the steel production process have properties 

suitable  for  various  applications  within  society,  but  slag  reuse  may  be 

restrained  by  elevated  concentrations  of  trace  elements  (Motz  &  Geiseler, 

2001). Swedish blast furnace slags are naturally high in vanadium, which can 

reach  concentrations  above  500  mg  kg

-1

  (Nehrenheim  &  Gustafsson,  2008). 

This  is  10-fold  higher  than  reported  for  e.g.  blast  furnace  slags  in  the  USA 

(Proctor et al., 2000). Data on vanadium leaching from blast furnace slags are 

scarce (Cornelis  et al., 2008).  Laboratory-based availability  tests indicate that 

the potential leaching capacity of vanadium from Swedish blast furnace slags is 

approximately 10% of the total vanadium content (Fällman & Hartlén, 1994). 

Two important factors that control the leaching from different slags are the pH 

and  redox  conditions  (De  Windt  et  al.,  2011;  Fällman  &  Hartlén,  1994). 

However,  it  should  be  noted  that  leaching  tests  performed  in  the  laboratory 

may not adequately represent the leaching conditions in the field (Chaurand et 

al., 2007a; Fällman & Hartlén, 1994). 

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3.1.2  Redox chemistry 

Vanadium  can  exist  in  a  range  of  oxidation  states  (from  -2  to  +5).  The 

prevailing  valence  states  in  nature  are  vanadium(III),  vanadium(IV)  and 

vanadium(V)  of  which  the  latter  two  are  the  most  soluble  (Wanty  & 

Goldhaber, 1992). Vanadium(III) is stable in extremely reducing environments, 

such  as lake sediments,  and  is readily oxidised  in the unsaturated zone of the 

soil  (Crans  et  al.,  1998).  In  soils,  the  oxocation  vanadyl(IV),  VO

2+

,  occurs  at 

lower  pH  values  and  in  moderately  reducing  conditions  (Figure  1). 

Vanadyl(IV) forms strong complexes with organic matter, which may stabilise 

the  ion  at  higher  redox  potentials  (Wehrli  &  Stumm,  1989).  The  oxyanion 

vanadate(V),  H

2

VO

4

-

,  is  usually  the  predominant  form  in  soils.  It  prevails 

above  pH  3.6  and  has  three  protonation  states.  However,  protonation  to 

vanadic  acid,  H

3

VO

4

,  is  insignificant  due  to  the  formation  of  the  oxocation 

vanadyl(V),  VO

2

+

  (Crans  et  al.,  1998).  Vanadate  resembles  phosphate  and  is 

the  most  soluble  and  toxic  form  of  vanadium  due  to  its  ability  to  inhibit 

phosphate-metabolising  enzymes  (Perlin  &  Spanswick,  1981;  Seargeant  & 

Stinson, 1979). In waters, the relative concentrations of different vanadium(V) 

species are affected by the total vanadium concentration, the ionic strength and 

the pH. At concentrations above 100 μM, polymers of vanadium, in particular 

decavanadates, start to form (Baes & Mesmer, 1976). 

 

 

Figure 1. Eh-pH diagram of vanadium species formed in water at a vanadium concentration of 

0.01 mM, in a background electrolyte of 0.01 M NaCl at 25ºC. Red lines indicate the transition 

between oxidation states and the blue line is the stability limit for water. Source: Gustafsson & 

Johnsson, (2004). 

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