Spridning och effekter av tungmetaller från vägar och

VTI rapport 512
Utgivningsår 2005
www.vti.se/publikationer
Spridning och effekter av tungmetaller från
vägar och vägtrafik
Litteraturöversikt
Lennart Folkeson
Utgivare:
Publikation:
VTI rapport 512
581 95 Linköping
Utgivningsår:
Projektnummer:
2005
50479
Projektnamn:
Tungmetaller i vägtransportsystemet
Författare:
Uppdragsgivare:
Lennart Folkeson
Vägverket
Titel:
Spridning och effekter av tungmetaller från vägar och vägtrafik
Litteraturöversikt
Referat (bakgrund, syfte, metod, resultat) max 200 ord:
Från vägtransportsystemet tillförs den yttre miljön stora mängder tungmetaller. Fordon, trafik, last,
vägmaterial och vägutrustning samt drift och underhåll är viktiga källor. I däckgummi finns mycket
zink, i bromsbelägg koppar. Korrosion av fordonskomponenter frigör bl.a. järn, krom, mangan,
molybden, nickel, vanadin, volfram och zink. Galvaniserad vägutrustning avger zink.
Tungmetallflödena styrs av trafikvolym, trafiksammansättning, beläggningstyp, dagvattenhantering,
topografi, väderförhållanden, vegetationsstruktur m.m. Snö i tätortsmiljö ansamlar tungmetaller som
belastar dumpningsplatser. Biltvättar omsätter stora mängder tungmetaller.
Många tungmetaller ingår i livsviktiga enzymer. Även essentiella metaller är giftiga i högre
koncentrationer. Metallers rörlighet i mark styrs av många markfaktorer. Kadmium och zink är
lättrörliga, bly immobilt. Översta markskiktet nära vägar har förhöjda tungmetallhalter. Djur i vägars
närhet kan ha förhöjda tungmetallhalter. Sediment i dagvattenbelastade vattendrag är ofta
tungmetallförorenade.
Hälsoeffekter av bensinbly är väldokumenterade. Blybelastningen har avtagit kraftigt sedan bly
fasades ut som bensintillsats. Tungmetaller i höga halter ger skador på t.ex. andningsorgan och
nervsystem.
I katalysatorer ingår platina, palladium och rodium. Palladium är den mest rörliga i mark. Alla tre är
dock relativt biologiskt inerta och ackumuleras i markytan. Hälsoeffekter av katalysatormetaller är
ännu inte dokumenterade, men föga är känt om miljö- och hälsoeffekter på längre sikt.
Kunskapsöversikten behandlar främst palladium, platina, rodium, antimon, bly, kadmium, kobolt,
koppar, krom och zink men även cerium, iridium, järn, kvicksilver, mangan, molybden, nickel, tallium,
tenn, vanadin, vismut och volfram.
Kunskapsbehov har identifierats.
ISSN:
0347-6030
Språk:
Antal sidor:
Svenska
61+ bilaga
Publisher:
Publication:
VTI rapport 512
SE-581 95 Linköping Sweden
Published:
Project code:
2005
50479
Project:
Heavy metals in the road transportation
system
Author:
Sponsor:
Lennart Folkeson
Swedish Road Administration
Title:
Dispersal and effects of heavy metals from roads and road traffic
Literature survey
Abstract (background, aims, methods, results) max 200 words:
Large amounts of heavy metals originating in the road transportation system enter the environment.
Vehicles, traffic, cargo, pavement material, road equipment and road operation and maintenance
activities are important sources. Tyre rubber contains much zinc, brake linings much copper. Corrosion
of vehicle components introduces iron, chromium, manganese, molybdenum, nickel, vanadium,
tungsten and zinc, etc into the environment. Galvanised road equipment is a source of zinc.
Heavy metal fluxes are governed by the volume and composition of traffic, pavement type, runoff
handling, topography, weather conditions, vegetation structure, etc. Snow lying in urban environments
accumulates heavy metals that will be introduced into ecosystems serving as snow deposits. Car wash
facilities discharge large amounts of heavy metals.
Many heavy metals are constituents of enzymes necessary for life. Heavy metals, also the essential
ones, are toxic in high concentrations. Metal mobility in soils is governed by many soil factors.
Cadmium and zinc are mobile whereas lead is immobile. The uppermost soil layer close to roads has
elevated heavy metal concentrations. Animals in roadside habitats can have high levels of heavy
metals. Sediments in watercourses which receive runoff are often metal polluted.
The health effects of engine exhaust lead are well documented. Owing to the phase-out of petrol
lead, the lead load on humans and the environment has decreased considerably. Heavy metals in high
concentrations cause damage to the respiratory organs and the neural system.
Catalytic converters contain platinum, palladium and rhodium. Of these, palladium has the highest
soil mobility but all three are relatively biologically inert and accumulate in the soil surface. The health
effects of catalyst metals have not been documented so far, but little is known about long-term health
and environmental effects.
The review primarily concerns palladium, platinum, rhodium, antimony, lead, cadmium, cobalt,
copper, chromium and zinc but also cerium, iridium, iron, mercury, manganese, molybdenum, nickel,
thallium, tin, vanadium, bismuth and tungsten. Gaps in knowledge have been identified.
ISSN:
0347-6030
Language:
No. of pages:
Swedish
61 + App.
Förord
Föreliggande litteraturöversikt utgör redovisning av projektet ”Tungmetaller i
vägtransportsystemet” (VTI projektnummer 50479). Uppdragsgivare och finansiär
har varit Vägverket (SA80A 2004:16444), där Kicki Johansson vid Samhälle och
trafik har varit kontaktperson. Uppdraget erhölls sommaren 2004. Ett preliminärt
manuskript ingavs till uppdragsgivaren i december 2004. Inför publiceringen hölls
granskningsseminarium vid VTI den 15 februari 2005. I föreliggande publikation
har synpunkter från seminariet inarbetats.
Ett varmt tack riktas till Claes Eriksson, VTI, för hjälp med litteratursökningen
och till Professor emeritus Gunnar Jacks, KTH, för vetenskaplig granskning av
manuskriptet i samband med granskningsseminariet.
Samtliga fotografier är tagna av författaren.
Linköping april 2005
Lennart Folkeson
Projektledare
VTI rapport 512
VTI rapport 512
Innehållsförteckning
Sid
Sammanfattning
5
Summary
7
1
Bakgrund
9
2
Metod
11
3
3.1
3.1.1
3.1.2
3.2
3.2.1
3.2.2
3.3
3.3.1
3.3.2
3.4
3.4.1
3.4.2
3.5
3.5.1
3.5.2
3.6
3.6.1
3.6.2
3.7
3.7.1
3.7.2
3.8
3.8.1
3.8.2
Resultat
Allmänt om tungmetaller
Tungmetaller generellt
Platinagruppens element
Källor
Andra metaller än platinagruppens element
Platinagruppens element
Luft
Andra metaller än platinagruppens element
Platinagruppens element
Mark och växter
Andra metaller än platinagruppens element
Platinagruppens element
Vatten
Andra metaller än platinagruppens element
Platinagruppens element
Mikroorganismer
Andra metaller än platinagruppens element
Platinagruppens element
Djur
Andra metaller än platinagruppens element
Platinagruppens element
Hälsoaspekter
Andra metaller än platinagruppens element
Platinagruppens element
12
13
13
16
16
16
25
26
26
27
30
30
32
35
35
39
40
40
41
41
41
41
42
42
45
4
Diskussion
47
5
Kunskapsbehov
49
6
Citerade källor
50
Bilaga:
Kemiska ämnesbeteckningar
VTI rapport 512
VTI rapport 512
Spridning och effekter av tungmetaller från vägar och vägtrafik
Litteraturöversikt
av Lennart Folkeson
VTI
581 95 Linköping
Sammanfattning
Från vägtransportsystemet tillförs stora mängder tungmetaller till den yttre miljön.
Fordon, trafik, last, vägmaterial och vägutrustning samt drift och underhåll av
vägar är de viktigaste källorna. Koppar, zink, kadmium, bly, nickel och krom är
metaller där emission, spridning, upplagring samt effekter på miljö och hälsa är
väldokumenterade i den internationella litteraturen. Platina och även palladium
och rodium är betydligt mindre kända tungmetallföroreningar från vägtrafik.
Användningen av dessa metaller i katalysatorer kan spåras genom kraftigt ökade
halter i luft. Först under de senaste åren har upplagring och effekter av dessa
”platinagruppens element” studerats i den yttre miljön.
Däckgummi innehåller mycket zink som sprids till omgivningen tillsammans
med bl.a. kadmium, krom och nickel som också finns i däck. Bromsbelägg är en
viktig källa till koppar men de avger även antimon, bly, kadmium, krom, nickel
och zink. Korrosion av fordonskomponenter ger upphov till spridning av bl.a.
järn, krom, mangan, molybden, nickel, vanadin, volfram och zink. Spill från gods
ger upphov till spridning av en lång rad tungmetaller.
Genom beläggningsavnötning frigörs tungmetaller i olika grad beroende på
stenmaterialets sammansättning. Nedbrytning av galvaniserade stolpar, räcken
och annan vägutrustning tillför bl.a. zink till dagvatten och till vägens omgivning.
Dagvatten, sprejbildning och lufttransport är de viktigaste transportvägarna för
tungmetaller från vägar och trafik. Transporten av tungmetaller från vägar styrs av
faktorer som trafikvolym, trafiksammansättning, beläggningstyp, dagvattenhantering, topografi, väderförhållanden, förekomst av vegetation i vägens närhet
m.m. Jämfört med konventionell tät asfalt reducerar porös asfalt spridningen av
tungmetaller till den yttre miljön, men effektiviteten på lång sikt behöver
undersökas mer. Snö som får ligga länge i tätortsmiljö ansamlar tungmetaller som
belastar de ekosystem där man deponerar snö. Tvättanläggningar för bilar
omsätter stora mängder tungmetaller.
Många tungmetaller har en viktig biologisk funktion för växter och djur. Olika
tungmetaller ingår exempelvis i enzymer som medverkar i livsnödvändiga
processer i cellerna. Även dessa s.k. essentiella metaller blir, liksom tungmetaller
i allmänhet, snart giftiga i högre koncentrationer. Olika växt- och djurgrupper
visar varierande känslighet för olika tungmetaller.
Växter i närheten av vägar tillförs tungmetaller genom direktdeposition och
rotupptagning. Olika växtarter är olika känsliga för höga tungmetallhalter.
Metallers rörlighet i mark och därmed deras potential att tillföras biologiska
system styrs av många olika markfaktorer, t.ex. textur, surhetsgrad,
redoxförhållanden och halten organiskt material. Kadmium, zink och (envärt)
tallium är tämligen rörliga. Föga rörliga är antimon, indium, tellur, tallium och
vismut. Bly och kvicksilver är vanligen mycket immobila; bly binds till organiskt
material och lerpartiklar. Översta skiktet av marken nära vägar har förhöjda
tungmetallhalter.
VTI rapport 512
5
Djur i vägars närhet kan också ha förhöjda tungmetallhalter. I dagvattenbelastade sjöar och vattendrag kan sedimenten hålla höga tungmetallhalter.
Halterna av tungmetaller varierar mellan olika grupper av vattenlevande djur
beroende bl.a. på levnadssätt.
Bly användes tidigare i stor skala som oktanförhöjande tillsats i bensin.
Hälsoeffekter av bensinbly är mycket väldokumenterade. Belastningen av bly på
människa och miljö har avtagit kraftigt sedan bly fasades ut som bensintillsats.
Tungmetaller i höga halter ger skador på t.ex. andningsorgan och nervsystem.
I många miljöprover överensstämmer kvoten platina/rodium med den kvot i
vilken dessa metaller ingår i katalysatormaterial, nämligen någonstans mellan 4:1
och 6:1. Av de tre metaller som används i katalysatorer är palladium den som är
mest rörlig i mark . Alla tre metallerna är dock relativt immobila och biologiskt
inerta, åtminstone så länge de förekommer i sin metalliska form. De ackumuleras i
markens översta skikt. I vad mån dessa metallers rörlighet i mark ökar över tid är i
stort sett okänt. Okänt är också vilka effekter den ökande belastningen av
platinagruppens metaller har på miljö och hälsa på längre sikt. Hälsoeffekter av
platina, palladium och rodium från katalysatoranvändningen är ännu inte
dokumenterade men halterna i luft är, trots ökningen sedan katalysatorer började
användas, mycket låga.
Kunskapsöversikten, som omfattar litteratur på svenska, norska, engelska och
tyska, behandlar framför allt tungmetallerna palladium, platina, rodium, antimon,
bly, kadmium, kobolt, koppar, krom och zink. Cerium, iridium, järn, kvicksilver,
mangan, molybden, nickel, tallium, tenn, vanadin, vismut och volfram behandlas i
mindre utsträckning.
Genom kunskapsöversikten har kunskapsbehov inom följande frågeställningar
identifierats:
• Diskrepanser i emissionen av platinagruppens element mellan laboratorieförhållanden och reella körförhållanden på väg
• Emission av platina, palladium och rodium från felfungerande eller
saboterade katalysatorer
• Långtidseffekter av ackumuleringen av platinagruppens element i olika
delar av den yttre miljön
• Rörligheten hos palladium i mark och vatten
• Möjligheten till förbisedda problem med hälsoeffekter av platinagruppens
element associerade till avgas- och/eller beläggningspartiklar
• Hälsoeffekter av upplagring på lång sikt av PGE i den yttre miljön
• Behovet av åtgärder inom vägtransportsystemet för att säkerställa god
vattenstatus enligt vattendirektivet
• Miljö- och hälsoeffekter av diffus och lågintensiv men areellt omfattande
tungmetallbelastning från vägtransportsystemet.
6
VTI rapport 512
Dispersal and effects of heavy metals from roads and road traffic.
Literature survey
by Lennart Folkeson
VTI
SE-581 95 Linköping Sweden
Summary
Large amounts of heavy metals originating in the road transportation system enter
the environment. Vehicles, traffic, cargo, pavement material, road equipment and
road operation and maintenance activities are the most important sources. Copper,
zinc, cadmium, lead, nickel and chromium are metals whose emission, dispersal
and accumulation as well as environmental and health effects are well covered in
the international literature. The heavy metals platinum, palladium and rhodium are
less known pollutants emitted by road traffic. The use of these metals in catalytic
converters can be traced through considerably elevated aerial concentrations. It is
only in recent years that the accumulation and environmental effects of these
“platinum group elements” have been studied.
Zinc is a constituent of tyre rubbers and is dispersed into the environment
together with cadmium, chromium, nickel and other metals which are also present
in tyres. Brake linings are an important source of copper but they also emit
antimony, lead, cadmium, chromium, nickel and zinc. Corrosion of vehicle
components gives rise to dispersal of iron, chromium, manganese, molybdenum,
nickel, vanadium, tungsten and zinc, etc. Cargo spillage contributes to the
dispersal of a large number of heavy metals.
Heavy metals are given off by pavement wear the extent of which depends on
the composition of the stone material. Deterioration of galvanised posts, crash
barriers and other types of road equipment contributes zinc and other metals to the
road runoff and the road environment. Road runoff, spray and aerial transport
constitute the most important routes of heavy metal dispersal from roads and
traffic. The heavy metal fluxes from roads are governed by factors such as the
amount and composition of traffic, pavement type, runoff handling, topography,
weather conditions, roadside vegetation characteristics etc. Compared with
conventional dense asphalt, porous asphalt reduces the dispersal of heavy metals
to the adjacent nature but its efficiency in the long run would merit further study.
Snow lying for extended periods of time in urban areas will accumulate heavy
metals that will impose a load on ecosystems subject to the deposition of cleared
snow. Car wash facilities discharge large amounts of heavy metals.
Many heavy metals have an important biological function in plants and
animals. Many heavy metals are constituents of enzymes participating in essential
life processes in the cells. In the same way as heavy metals in general, these
essential heavy metals will also soon become toxic in higher concentrations. The
sensitivity to different heavy metals varies between groups of plants and animals.
Aerial deposition and root uptake are the routes for heavy metal incorporation
into plants inhabiting the vicinity of roads.
The mobility of metals in the soil and, therefore, also their potential of entering
biological systems are governed by many different soil factors, e.g. soil texture,
acid-base characteristics, redox potential and organic content. Cadmium, zinc and
VTI rapport 512
7
thallium(I) are fairly mobile in soils. Less mobile are antimony, indium, tellurium,
thallium and bismuth. Lead and mercury are considered to be among the least
mobile heavy metals. Lead is bound to soil-organic material and clay particles.
The uppermost soil layer near roads has elevated heavy metal concentrations.
Animals inhabiting or utilising the environment close to roads can have high
levels of heavy metals. The same is true of sediments in lakes and watercourses
which receive road runoff. Heavy metal concentrations vary between groups of
aquatic animals depending on life forms.
Until some decades ago, lead was widely used as a petrol additive to raise the
octane content. The health effects of engine exhaust lead are well documented.
Owing to the phase-out of petrol lead, considerably decreasing lead loads have
been registered in humans and the environment. Heavy metals in high
concentrations cause damage to the respiratory organs and the neural system.
In many samples of environmental material, the platinum to rhodium quotient
has been shown to resemble the quotient occurring in the material of catalytic
converters, i.e. in the range between 4:1 and 6:1. Palladium shows the highest soil
mobility of the three metals used in converters. All three are relatively mobile and
biologically inert, at least as long as they occur in their metallic form. These
metals accumulate in the uppermost soil layer. The degree to which the mobility
of these metals in the soil increases with time is largely unknown. The same is
true of any long-term health or environmental effects that may result from the
increasing load of the platinum group elements. The health effects of platinum,
palladium and rhodium from the use of these metals in catalytic converters have
not been documented so far, but air concentrations are still very low despite the
rise in concentration since the onset of converter use.
The literature review, comprising literature in Swedish, Norwegian, English
and German, mainly concerns the heavy metals palladium, platinum, rhodium,
antimony, lead, cadmium, cobalt, copper, chromium and zinc. Some information
is given on cerium, iridium, iron, mercury, manganese, molybdenum, nickel,
thallium, tin, vanadium, bismuth and tungsten.
Gaps in knowledge have been identified concerning
• the discrepancy in estimates of platinum-group element emission made in
the lab and under real-world conditions
• platinum, palladium and rhodium emissions from malfunctioning or
demolished catalytic converters
• long-term effects of the accumulation of platinum group elements in
components of the natural environment
• palladium mobility in soil and water
• the possibility that the health effects of platinum group elements associated
with exhaust and/or pavement particles have been neglected
• the need of measures to be taken in the transportation system to safeguard
a good water status as demanded by the European Water framework
directive
• Environmental and health effects of diffuse and low-intensity, but
widespread, heavy metal deposition originating in the road transportation
system.
8
VTI rapport 512
1
Bakgrund
Tungmetaller utgör ett välkänt problem för miljö och hälsa. Emission och
spridning av tungmetaller från industri, trafik och andra aktiviteter samt effekter
av tungmetaller på miljö och natur har varit föremål för forskning i många
decennier. Vägar och vägtrafik utgör källor till omfattande spridning av
tungmetaller till den yttre miljön. Tidigt uppmärksammades de miljö- och
hälsoeffekter som följde av den omfattande användningen av bly i bensin. Sedan
blyanvändningen till stora delar fasats ut, har ökad uppmärksamhet kommit att
riktas mot andra tungmetaller som koppar, zink och kadmium. För dessa och vissa
andra tungmetaller finns relativt omfattande kunskap om förekomst i och transport
från vägtransportsystemet samt om effekter på miljö och hälsa.
Kunskapen är betydligt mindre i fråga om metaller som relativt nyligen införts
i vägtransportsystemet och om metaller som föreligger i mycket låga
koncentrationer. I gruppen ”nyligen införda metaller” ingår exempelvis metaller i
platinagruppen som används i katalysatorer. I fråga om metaller som förekommer
i mycket låga halter kan två faktorer nämnas: utvecklingen av analystekniken
möjliggör spårning av metaller i allt lägre koncentrationer; hittills ”harmlösa”
ämnen kan komma att visa sig ha miljö- eller hälsoeffekter. Här kan en parallell
dras till många organiska föreningar, där det saknas tröskelvärde för toxisk
verkan, dvs. ämnena är mer eller mindre skadliga i alla koncentrationer.
Miljökvalitetsmålet Frisk luft anger att luften ska vara så ren att människors
hälsa samt djur, växter och kulturvärden inte skadas. Målet Giftfri miljö anger att
miljön ska vara fri från ämnen och metaller som skapats i eller utvunnits av
samhället och som kan hota människors hälsa eller den biologiska mångfalden.
Målet Grundvatten av god kvalitet värnar om grundvattnet som naturresurs och
livsmiljö. Målet God bebyggd miljö inriktas bl.a. mot säkerställandet av en
hälsosam livsmiljö för människor.1
Transportpolitikens delmål Miljö anger bl.a. att transportsystemets utformning
och funktion ska anpassas till krav på en god och hälsosam livsmiljö för alla, där
natur- och kulturmiljö skyddas mot skador.
Miljöbalken kräver att verksamhetsutövare ska skaffa sig den kunskap som
behövs för att skydda människors hälsa och miljön mot skada eller olägenhet och
också vidta de åtgärder som behövs för att hindra sådan skada eller olägenhet.
Inom ramen för sitt sektorsansvar har Vägverket ett övergripande ansvar för
vägtransportsystemets miljöpåverkan. Häri ingår att ta fram och sprida kunskap
om vilka effekter vägar och vägtrafik har på miljö och hälsa idag och i framtiden.
Föreliggande kunskapsöversikt avser ge ett bidrag till den kunskapsbas som
behövs för att Vägverket ska kunna vidta åtgärder som minskar vägtransportsystemets miljö- och hälsoeffekter när det gäller tungmetaller.
Kunskapsöversikten syftar till att ge översiktlig information om spridning samt
miljö- och hälsoeffekter av en grupp relativt välkända tungmetaller och att genom
en internationell litteraturöversikt identifiera hittills mindre uppmärksammade
tungmetaller som kan komma att bli framtida miljö- eller hälsoproblem. I den
förra gruppen ingår främst bly, kadmium, kobolt, koppar, krom, nickel och zink. I
den andra gruppen ingår främst palladium, platina och rodium.
1
Svenska miljömål (2001).
VTI rapport 512
9
”Tungmetaller” eller ”tunga metaller” är ingen kemiskt välavgränsad ämnesgrupp, utan termen används med olika definitioner. En av de mest allmänt
använda definitionerna på tungmetaller är metaller med densitet högre än 6 g/cm3,
och det är denna definition som används i föreliggande översikt. Metalloiden
arsenik behandlas därför inte här.
Översikten avser endast tungmetaller som emitteras från väginfrastruktur och
vägtrafik. Målgruppen för översikten är främst den intresserade vägverkaren.
10
VTI rapport 512
2
Metod
En internationell informationssökning genomfördes sommaren 2004 genom VTI:s
biblioteks- och informationscenter. Informationssökningen fokuserade på de
tidigare mindre uppmärksammade tungmetallerna. Förutom de traditionella
transportforskningsdatabaserna TRAX (VTI:s bibliotek- och informationscenter),
ITRD (OECD) och TRIS (amerikanska TRB) anlitades ett flertal miljödatabaser:
Agricultural and Environmental Biotechnology Abstracts, Ecology Abstracts,
Environmental Engineering Abstracts, Health and Safety Science Abstracts,
Human Population & Natural Resource Management, Pollution Abstracts,
Toxicology Abstracts och Water Resources Abstracts. De medicinska aspekterna
undersöktes genom sökning i databasen Medline och de mer fordonstekniska
aspekterna söktes i databasen Mobility (från SAE, Society of Automotive
Engineers). Vissa kompletterande sökningar gjordes i diverse biologiska databaser
men sökningen avslutades sedan utfallet befunnits ge mycket ringa ytterligare
information.
I de flesta fall användes ingen tidsbegränsning även om litteratur producerad
före 1990 visade sig vara mycket sällsynt.
Sökningen omfattade följande metaller: Ag, Ba, Bi, Hf, Hg, In, Ir, La, Mn, Mo,
Nb, Pd, Pt, Re, Rh, Ru, Sb, Sc, Sn, Sr, Ta, Tc, Ti, Tl, V, W, Y och Zr samt
”platinagruppens element”. En förteckning över refererade metaller och deras
kemiska beteckningar återfinns som bilaga.
Den datorbaserade litteratursökningen kompletterades med inlån av ett urval av
den stora mängden existerande standardverk över de mer kända tungmetallerna. I
litteraturlistan är verk av översiktskaraktär markerade med asterisk (*).
Sökningen inriktades mot litteratur på svenska, norska, danska, engelska och
tyska.
VTI rapport 512
11
3
Resultat
Föreliggande översikt inriktas på förhållanden som påverkar förekomst och
effekter av tungmetaller som är relevanta i väg- och vägtrafiksammanhang.
Redovisningen koncentreras på tungmetaller som i detta sammanhang hittills varit
mindre uppmärksammade. För överblickens skull har en viss, ytlig och punktvis
belysning gjorts av sedan tidigare ”välkända” tungmetaller som Cd, Cu, Pb, Ni
och Zn. Dessa metaller har många andra källor jämte vägtrafiken, låt vara att Pb
intagit en särställning genom användningen som bensintillsats. För dessa sedan
länge väldokumenterade metaller refereras främst till översikter, som i flertalet
fall är publicerade för ganska länge sedan.
Information om storlek på emission, flöden och halter i olika medier av de mer
välkända tungmetallerna i, ligger utanför ramen för denna översikt. För uppgifter
om emission, flöden och halter liksom för information om olika tungmetallers
utvinning, användningsområden, förekomstformer samt löslighets- och mobilitetsförhållanden hänvisas till översiktsarbeten,2 där även ytterligare kunskap om
effekter på olika organismgrupper finns att hämta.
Eftersom platinagruppens element (PGE) är föremål för särskilt intresse i
föreliggande arbete, behandlas denna ämnesgrupp i det följande vanligen skilt
från övriga tungmetaller (figur 1).
1
H
3
Li
11
Na
19
K
37
Rb
55
Cs
87
Fr
4
Be
12
Mg
20
Ca
38
Sr
56
Ba
88
Ra
21
Sc
39
Y
57
La
89
Ac
22
Ti
40
Zr
72
Hf
23
V
41
Nb
73
Ta
24
Cr
42
Mo
74
W
25
Mn
43
Tc
75
Re
26
Fe
44
Ru
76
Os
27
Co
45
Rh
77
Ir
28
Ni
46
Pd
78
Pt
29
Cu
47
Ag
79
Au
30
Zn
48
Cd
80
Hg
5
B
13
Al
31
Ga
49
In
81
Tl
58
Ce
90
Th
59
Pr
91
Pa
60
Nd
92
U
61
Pm
93
Np
62
Sm
94
Pu
63
Eu
95
Am
64
Gd
96
Cm
65
Tb
97
Bk
66
Dy
98
Cf
6
C
14
Si
32
Ge
50
Sn
82
Pb
7
N
15
P
33
As
51
Sb
83
Bi
8
O
16
S
34
Se
52
Te
84
Po
9
F
17
Cl
35
Br
53
I
85
At
2
He
10
Ne
18
Ar
36
Kr
54
Xe
86
Rn
67
Ho
99
Es
68
Er
100
Fm
69
Tm
101
Md
70
Yb
102
No
71
Lu
103
Lr
Figur 1 Grundämnenas periodiska system.
Fetmarkerade: naturligt förekommande tungmetaller (här: densitet > 6 kg/dm3).
Kursiverade: platinagruppens element. Siffror: atomnummer.
2
Folkeson (1976), Nriagu (1979), Nriagu (1980), Hutchinson & Meema (1987), Nriagu & Sprague (1987), Bartlett &
James (1988), Coleman (1988), Holdway (1988), Loutit et al. (1988), Nriagu & Nioeboer (1988), Nriagu et al. (1988),
Wong & Trevors (1988), Lead (1989), Fergusson (1990), Beeby (1991), Clements (1991), Newman & McIntosh (1991),
Weis & Weis (1991), Alloway (1995b), Baird (1995), Järup et al. (1998), Landner & Lindeström (1998), Lead (1998),
Walterson (1999), Kielhorn et al. (2002), Metaller i stad och land (2002).
12
VTI rapport 512
3.1
Allmänt om tungmetaller
3.1.1 Tungmetaller generellt
Vissa tunga metaller är essentiella, dvs. livsnödvändiga. För växter är följande
essentiella: Co, Cu, Fe, Mn, Mo, Ni, Ti, V och Zn.3 Motsvarande för djur är: Co,
Cr, Cu, Fe, Mn, Mo, Ni, Sn, V och Zn, möjligen även Ba, Cd, Pb och Sr i mycket
låga koncentrationer.4 Metallerna är bl.a. nödvändiga i olika typer av enzymatiska
reaktioner. Mycket små mängder behövs, därav benämningen spårmetaller.
Många organismer har förmågan att genom olika mekanismer reglera halterna av
spårmetaller i sina organ. Tas metallerna upp till höga halter, inträder snart
giftverkningar av olika slag. Bland olika organismgrupper finns dock många sätt
att göra sig av med överskott av tungmetaller eller på andra sätt oskadliggöra dem.
Som exempel kan nämnas inlagring i hårda vävnader, utsöndring av små korn och
bindning till svårlösliga kemiska komplex.5
Mangan är en av många tunga metaller som är nödvändiga för alla växter och
djur. Mangan ingår i många enzymsystem och är viktigt för oxidations/reduktionsprocesser.6
Som allmän regel kan sägas att metaller som inte tillhör de essentiella visar
toxiska effekter hos djur i lägre koncentrationer än vad essentiella metaller gör.7
Rörligheten och därmed växttillgängligheten varierar mycket mellan olika
tungmetaller. Bland några av de mer uppmärksammade tungmetallerna kan
följande mycket grova indelning göras: mobila och växttillgängliga: Cd och Zn;
måttligt mobila: Bi, Cu, Ni, Sb, Te, Tl; extremt immobila: Cr, Hg och Pb.8
Kvicksilver binds hårt till humus, och transporten av Hg i mark är mycket
beroende av rörligheten hos markens organiska material.9 Bly är sannolikt den
mest orörliga metallen i mark.10
Rörligheten är mycket beroende av markfaktorer som textur, surhetsgrad, halt
Al-, Fe- och Mn-oxider, organisk halt och redoxförhållanden.11
Markens pH är en av de viktigaste faktorer som styr metallernas rörlighet i
mark. Grovt generaliserat kan sägas att tungmetallers rörlighet ökar med
sjunkande pH. Ett tydligt undantag är Mo, som i form av molybdatjonen blir
rörligare vid ökande pH.12
Al-, Fe- och Mn-oxider förekommer i mark i form av små partiklar i samma
storleksklass som lerpartiklar. Oxidernas förekomst styrs i hög grad av
redoxförhållandena. Under oxiderande förhållanden fälls oxiderna ut och till deras
yta kan tungmetaller adsorberas. Under reducerande förhållanden löses oxiderna
upp och adsorberade tungmetaller kan frigöras.13
Liksom Al-, Fe- och Mn-oxider är även humussyror och andra typer av
organiskt material involverade i katjonbytesreaktioner och kan till sig adsorbera
3
Kabata-Pendias & Pendias (1992) citerade av Alloway (1995d) s. 30.
Literatur citerad av Alloway (1995d) s. 31.
5
Beeby (1991).
6
Caselles (1998).
7
Weis & Weis (1991) s. 147.
8
Fergusson (1990) sid. 368 samt flera andra översikter.
9
Kvicksilver i Sverige (1991).
10
Kabata-Pendias & Pendias (1984) citerade av Fergusson (1990) sid. 365.
11
Sauerbeck (1989) citerad av Schäfer et al. (1998).
12
Alloway (1995d) s. 12.
13
Alloway (1995d) s. 16.
4
VTI rapport 512
13
tungmetaller genom bildning av kelatkomplex. Lösligheten av dessa komplex är
avgörande även för lösligheten av tungmetallerna.14
I vattenmiljöer är giftigheten hos förekommande tungmetaller i hög grad
beroende av vattnets hårdhetsgrad. Giftigheten hos Zn är exempelvis betydligt
mindre i hårda vatten än i mjuka. Likaså minskas giftigheten hos Zn av humus
(organiskt material) som med Zn bildar komplex med låg biotillgänglighet. Fosfat
minskar också giftigheten genom bildandet av svårlösliga föreningar.15
Upptagningen av spårmetaller i växter och djur är beroende av en mängd olika
faktorer, t.ex. halt och förekomstform av metallen i fråga, surhetsförhållanden,
redoxförhållanden, katjonbyteskapacitet samt förekomst av lermineral, organiskt
kol, organiska komplexbildare och oorganiska oxider.
Rotupptagning utgör den främsta transportvägen för tungmetaller in i växter
(som har rötter). Det är också i rötterna som de högsta halterna av tungmetaller i
växten uppträder. Vanligen är halterna lägre i frön och frukter än i övriga delar av
växten.16
Upptagningen av metaller i växtrötter är antingen aktiv eller passiv. Aktiv
upptagning sker mot en koncentrationsgradient och kräver därför metabolisk
energi. Bly är ett exempel på en tungmetall som tas upp passivt, medan Cu, Mo
och Zn tas upp antingen passivt eller aktivt eller genom en kombination därav.17
Toxiciteten hos en metall är mycket beroende av metallens speciering, dvs. den
form i vilken metallen förekommer. Ett välkänt exempel är att sexvärt Cr är
betydligt giftigare än den trevärda formen som är mindre mobil i mark, särskilt
vid högre pH.18 Tilläggas kan att sexvärt Cr knappast förekommer i jordar som
innehåller organiskt material; sexvärt Cr är alltså sällsynt i svenska jordar.
Toxiciteten hos tungmetaller är också mycket beroende av utvecklingsstadiet
hos de djur som utsätts för giftverkan. Allmänt gäller att individ i tidiga, inte
minst embryonala, utvecklingsstadier är betydligt mer känsliga än adulta (vuxna)
individ.19
Giftverkan i organismer kan ske genom ett flertal olika mekanismer. För
giftverkan i växter har olika kategoriseringar av mekanismer föreslagits, bl.a. den
som framgår av tabell 1.
14
Alloway (1995d) s. 22, Kiekens (1995) s. 295.
Landner & Lindeström (1998) s. 131.
16
Fergusson (1990) s. 390.
17
Alloway (1995d) s. 25.
18
Weis & Weis (1991) s. 147, McGrath (1995) s. 164.
19
Weis & Weis (1991) s. 146.
15
14
VTI rapport 512
Tabell 1 Exempel på tungmetallers påverkan på biokemiska processer.20
Process
Metaller
Förändrad permeabilitet (genomsläpplighet) hos cellmembranet
Inhibering av proteinsyntes
Metallens reaktion med tiol- och sulfhydrylgrupper
Konkurrens om bindningsställen med essentiella metaboliter
Reaktion med fosfatgrupper m.m.
Metallen ersätter essentiella metaller
Anjoner av tungmetaller blockerar essentiella fosfat- och nitratgrupper
Inhibering av vissa enzymer
Påverkan på fotosyntes
Påverkan på klyvöppningarnas funktion
Påverkan på respiration
Påverkan transpiration
Ag, Au, Cd, Cu, Hg, Pb
Hg
Ag, Cd, Hg, Pb, Tl
Sb, Te, W
De flesta tungmetaller
Sr, Tl
Tl, W
Cd, Pb, Tl
Cd, Hg, Pb, Tl
Cd, Pb, Tl
Cd, Pb
Cd, Hg, Pb, Tl
Även om metallers toxicitet är beroende av en lång rad faktorer, kan följande
tungmetaller anges som de mest giftiga för växter: Cd, Co, Cu, Hg, Ni och Pb,
möjligen även Ag och Sn.21
Tungmetallers toxiska verkan är ofta förknippad med metallens förmåga att
interagera med specifika enzymer och inhibera deras funktion.22 En vanlig
verkningsmekanism för tungmetalltoxicitet är att tungmetallen konkurrerar med
en eller flera metaller som är nödvändiga för cellernas funktion. Exempelvis kan
Zn i höga halter konkurrera ut Cu och Fe från bindningsställen så att symptom på
brist av dessa metaller uppträder hos djur.23
Höga tungmetallhalter i vävnader och organ ger alltså ofta störningar i
enzymatiska processer. Exempelvis störs nedbrytningsprocesserna i mår av många
olika tungmetaller, t.ex. Cr, Mo och Ni.24 Andra exempel är störd tillväxt och
reproduktion vid höga halter av dessa metaller hos daggmask.25
Tungmetalltolerans är ett mycket välstuderat forskningsområde. Toleransen
kan uppstå genom olika mekanismer, hos växter exempelvis genom förmåga att
utestänga den giftiga metallen från rotupptagning, minskad membranpermeabilitet
för metallen, immobilisering i rot, blad eller frön, fastläggning i olöslig form eller
förändrade mönster för metabolismen.26 Olika organismgrupper har olika sätt att
göra sig av med eller på annat sätt oskadliggöra tungmetaller som tagits upp i för
höga halter. De giftiga metallerna kan exempelvis utsöndras ur kroppen genom att
organismen kan bilda särskilda proteiner, t.ex. metallothioneiner, som till sig
binder tungmetallen och sedan utsöndras. Sådan tungmetalltolerans kan utbildas
genom ett slags tillvänjning; förmågan att utsöndra exempelvis Zn stimuleras
genom gradvis ökad exponering för Zn.27 Tungmetalltolerans är metallspecifik;
tolerans för en metall innebär inte automatiskt tolerans för andra metaller.
Metalltolerans verkar vara ärftlig.28
Vissa tunga metaller är kända för att interagera med andra metaller i
organismer, såväl makroämnen som spårämnen. Exempelvis interagerar Pb med
20
Källor ur Fergusson (1990) s. 401; Kabata-Pendias & Pendias (1992) citerade av Alloway (1995d) s. 32.
Mench & Martin (1991) citerade av Alloway (1995d) s. 32.
22
Weis & Weis (1991) s. 148.
23
Landner & Lindeström (1998) s. 114.
24
Rühling & Tyler (1979) citerade av Walterson (1999) s. 202.
25
Litteratur citerad av Walterson (1999) s. 202.
26
Kabata-Pendias & Pendias (1992) citerade av Alloway (1995d) s. 33.
27
Landner & Lindeström (1998) s. 131.
28
Lead (1989).
21
VTI rapport 512
15
Ca såväl i biokemiska system som på cell- och systemnivån hos ryggradslösa djur.
Likaså interagerar Cd och Pb med metabolismen av Cu och Zn.29
I litteraturen finns många exempel på studier av att metaller har antingen
antagonistisk (motverkande) eller synergistisk (förstärkande) verkan gentemot
andra metaller. Zink, till exempel, visar både antagonism och synergism mot
andra metaller, men den antagonistiska verkan uppges vara vanligare. Sålunda
minskas exempelvis giftigheten av Cd om Zn samtidigt finns närvarande. En känd
applikation inom jordbruket är att växtupptagningen av Cd ur jordar med för hög
Cd-halt kan minskas genom att Zn tillförs jorden.30 För mer information om
antagonism och synergism mellan metaller hänvisas till översiktsarbeten.31
En svensk översikt om Zn anger att risken för biologiska effekter och
hälsoeffekter av för höga Zn-halter är liten, t.o.m. i närheten av högtrafikerade
vägar. Möjligen skulle det kunna bli aktuellt att diskutera restriktioner av
användningen av mark med mycket tunna och näringsfattiga jordar helt nära
högtrafikerade vägar, liksom i storstadscentra.32 Tilläggas kan att det är många
andra föroreningar som bidrar till den samlade giftigheten i sådan miljö.
3.1.2 Platinagruppens element
Platinagruppens element utgörs av Ru, Rh, Pd, Os, Ir och Pt och ingår i periodiska
systemets grupp VIII. Dessa element är de tyngsta i grupp VIII. De föreligger i
ytterst låga halter i jordskorpan; vanligast är Pt. Dessa element förekommer i
naturen i metallisk form, ofta i legeringar eller i form av arsenider, sulfider och
andra malmer. Ofta förekommer de tillsammans med Cu, Ag och Au.
Platinagruppens element är tämligen inerta; Pd och Pt är de mest reaktiva. PGE
kan bilda en lång rad oxider, sulfider, fosfider m.m. men framför allt halider.
Ru(II), Ru(III), Rh(III) och Pd(II) kan bilda hydratkomplex, men det förekommer
även andra typer av komplex. Många av de halid- eller kväveinnehållande
komplexen är lösliga.
Rodium kan uppträda i oxidationsstadierna -I, 0, I och III. För Pd och Pt är de
vanligaste oxidationsstadierna är II och IV, jämte 0.33
3.2
Källor
3.2.1 Andra metaller än platinagruppens element
Många olika fordonskomponenter bidrar till tungmetallemissionen från fordon.
Förslitning och korrosion av stålmaterial ger upphov till emission av Cr, Fe, Mn,
Mo, Ni, V och W. Däckslitage ger upphov till stora mängder Zn som frigörs till
miljön (figur 2)34. Zinkoxid tillsätts gummi i vulkaniseringsprocessen, och bildäck
innehåller vanligen ca 2 % Zn.35 För den svenska vägfordonsflottan har
spridningen av Zn via däckslitage beräknats till ca 150 ton/år.36 I många produkter
som innehåller Zn förekommer Cd som förorening.37 Däckslitage ger sålunda
29
Litteratur citerad av Beeby (1991) s. 66.
Landner & Lindeström (1998) s. 131.
31
Kabata-Pendias & Pendias (1992) citerade av Alloway (1995d) s. 30.
32
Landner & Lindeström (1998) s. 142.
33
Cotton & Wilkinson (1972).
34
Bækken (1993) citerad av Gustafsson (2001), Sarkar (2002), Warner et al. (2002).
35
Ahlbom & Duus (1994) citerade av Landner & Lindeström (1998) s. 43.
36
Landner & Lindeström (1998) s. 44.
37
Amrhein & Strong (1990) och Amrhein et al. (1992) citerade av Glenn & Sansalone (2002).
30
16
VTI rapport 512
upphov även till emission av Cd.38 Zink finns inte bara i däck utan ingår även i
olika metalldelar i fordonen. År 1993 rapporterades en personbil i medeltal
innehålla ca 10 kg Zn, en siffra som visade en ökande trend över åren.39
Figur 2
Däck innehåller stora mängder zink som sprids till miljön då däcken
förslits. Dubbar innehåller volfram.
Däck innehåller även Cr och Ni. Slitage av bildäck (personbilar, lastbilar och
bussar) i Sverige har uppskattats emittera ca 1 800 kg Cr och 1 700 kg Ni per år.40
Bakomliggande haltuppgifter (182 ppm Cr och 174 ppm Ni i däckgummi) är dock
från 1975. Dubbar innehåller W.41 Balanseringsvikter till bilhjul är vanligtvis
gjorda av Pb. Balanseringsvikter som lossnar och hamnar i vägens omgivning ger
med tiden upphov till punktvis blyförorening. Numera försäljs även balanseringsvikter av Zn (figur 3).
Dieselolja är en källa till Cd.42 Bromsar, kablar, lager och bussningar är viktiga
källor till Cu-förorening och avger också Pb och Zn.43 Även Cr ingår i
bromsbelägg.44 Enligt analyser av ett stort antal bromsbelägg som används av
bilparken i Stockholm innehåller beläggen Cd, Cr, Cu, Ni, Pb och Zn.
Kopparhalter runt 80–200 g/kg var vanligt förekommande i bromsbelägg på
personbilar.45
38
Litteratur citerad av Fergusson (1990) sid, 420.
Frise (1994) citerad av Landner & Lindeström (1998) s. 42.
40
Walterson (1999) s. 109.
41
Sternbeck et al. (2001).
42
Amrhein & Strong (1990) och Amrhein et al. (1992) citerade av Glenn & Sansalone (2002).
43
Legret & Pagotto (1999); litteratur citerad av Sternbeck et al. (2001); Amrhein & Strong (1990) och Amrhein et al.
(1992) citerade av Glenn & Sansalone (2002); Bohemen & Janssen van de Laak (2003); Bergbäck et al. (2001) citerade av
Riediker et al. (2003).
44
Pacyna & Nriagu (1988), McGrath (1995) s. 163.
45
Westerlund (2001).
39
VTI rapport 512
17
Figur 3 Balanseringsvikter är vanligen gjorda av bly. Vikter som lossnar ger
upphov till punktvis blybelastning av miljön.
Spridningen av Zn från bromsar i Stockholms vägtrafik har uppskattats till hela
10 ton/år.46 En senare beräkning anger 3 900 kg/år för Cu, 560 kg/år för Pb och
900 kg/år för Zn.47 En annan uppskattning anger ca 50 ton/år som siffra på den
totala emissionen av Zn från den svenska bilparken (personbilar och tunga
fordon).48
Även Ba och Sb uppges ingå (åtminstone hittills) i bromsmaterial.49 En
nederländsk översikt anger likaså att Sb och även Ni och Ti används i
bromsbelägg.50 Tyska analyser av bromsbelägg visade Sb-halter på 1–4 %.51
Enligt en annan referens innehåller bromsbelägg förutom Ba och Sb även Sr och
Zr52. Överensstämmelse i kvoten Ba/Sb mellan materialet i bromsbelägg och
partiklar i luft vid en London-gata där bilar ofta bromsar indikerar att
bromsbelägg är källa till dessa metaller.53 En tysk undersökning har visat att
bromsbelägg innehåller 5–20 % Cu och 1–5 % Sb och att haltrelationen var
densamma i vägdamm. Kvoten Cu/Sb kan därför användas som kvantitativ
indikator på bromsbelägg som källa till dessa ämnen i aerosoler.54
46
Naturvårdsverket (1998) citerat av Sternbeck et al. (2001).
Westerlund (2001).
48
Landner & Lindeström (1998) s. 44.
49
Muntlig källa använd av Sternbeck et al. (2001).
50
Bohemen & Janssen van de Laak (2003).
51
Dietl et al. (1997).
52
Warner et al. (2002).
53
Warner et al. (2002).
54
Weckwerth (2001).
47
18
VTI rapport 512
En undersökning av bilskrot pekar på bilarnas plast- och gummidetaljer som en
väsentlig källa till Cd, Sb och Sn.55
Katalysatorer uppges vara en källa till Cr.56
Blyad bensin var tidigare en mycket stor källa till Pb. I USA introducerades Pb
som bensintillsats (antiknackningsmedel) redan 1923. Blyfri bensin började säljas
1972 i Japan och 1975 i USA.57 Med början redan på 1970-talet har utfasningen
av bensinbly fortgått i olika delar av världen sedan dess och är vissa länder ännu
ej avslutad.
Blynedfallet över Sverige har sjunkit kraftigt de senaste decennierna.
Depositionen av Pb över Sverige var 1995 endast en tiondel av depositionen i
slutet 1960-talet.58 En engelsk rapport visar på halvering av Pb-halten i gatudamm
i London.59 Även om bensinens roll som blykälla numera är mycket mindre än
tidigare, kan blyet, åtminstone i trafiknära miljöer, i stor utsträckning fortfarande
härröra från trafikrelaterade källor, såsom nedbrytningsprodukter från bilar, vilket
visats i en studie från Birmingham.60 I vissa europeiska länder har Pb använts i
bensin i mycket sen tid, t.ex. i Italien.61 Så sent som 1995 var 70 % av bensinen i
Spanien blytillsatt (och gränsen för tillåten tillsats var så hög som 0,4 g/l).62 Bly är
alltså en tungmetall som även i sen tid har fortsatt att belasta miljön i städer,
exempelvis Birmingham63 och Siena64.
Från Ghana rapporteras fortsatt hög emission av bensinbly i tillägg till den
nytillkomna emissionen av Pt. I det landet säljs fortfarande endast blyad bensin,
och Pt-emissionen härrör från importerade katalysatorförsedda bilar. Blyet i
bensinen skadar dock katalysatorerna, vilket leder till förhöjd förslitning och
emission av Pt från katalysatorerna.65
Sedan Pb i västländerna fasats ut som bensintillsats har denna metall mist sin
roll som markör för vägtrafik. Huang et al. (1994)66 har föreslagit att denna roll
kan övertas av bl.a. metallerna Sb och Zn, medan sällsynta jordartsmetaller inte
kan fylla denna roll. En spansk statistisk analys (PCA, principal components
analysis) av metalldata för bl.a. vägdamm anger likaså Sb som lämplig markör för
vägtrafik; halten Sb visade stark koppling till trafikvolym och till de tidigare
kända ”trafikmetallerna” Cd, Cu, Pb och Zn.67 Ett italienskt arbete har i stället
föreslagit Ba som lämplig vägtrafikindikator; Ba spårades i såväl diesel som i
blyad och oblyad bensin som såldes i Siena och uppges av författarna dessutom
användas i gummi, som smörjmedelstillsats och vid bränsletillverkning.68
Mangan har i Nordamerika kommit att ersätta bly i bensin. År 1996 angavs
Mn-tillsatt bensin stå för 20 % av Mn-emissionerna i Kanada.69 (Mangananvändning i bensin behandlas nedan under avsnittet Hälsoaspekter.)
55
Fisher & Mark (1999).
McGrath (1995) s. 163.
Alloway (1995d) s. 49.
58
Metaller i stad och land (2002).
59
Hutchinson & Pearson (2004).
60
Harrison et al. (2003).
61
Cicchella et al. (2003).
62
Caselles (1998).
63
Harrison et al. (2003).
64
Monaci & Bargagli (1997).
65
Kylander et al. (2003).
66
Huang et al. (1994).
67
Cal-Prieto et al. (2001).
68
Monaci & Bargagli (1997).
69
Loranger et al. (1996).
56
57
VTI rapport 512
19
Krom uppges i en äldre litteraturöversikt ingå som tillsats till oblyad bensin
och även ingå i kylvätskor och i legeringar för vissa bildelar.70
Till dieselbränsle tillsätts metaller, bl.a. Cu, Mo och Zn, som smörjmedel,
antioxidanter och antikorrosionsmedel; dessa metaller kan spåras i dieselavgaser.
Metaller i dieselavgaser kan också härröra från bl.a. motorn.71
Till följd av höga halter av Co och W i dagvatten (särskilt vintertid), har dessa
metaller föreslagits som nya markörer för miljökontaminering med
vägar/vägtrafik som källa.72
Figur 4 Korrosion av vägutrustning bestående av galvaniserat material frigör
mycket zink till den yttre miljön.
Vägutrustning är exponerad för en korrosiv miljö genom förekomsten av salt från
vinterväghållningen samt smuts från trafiken (figur 4). Stänk från fordonen håller
ytorna fuktiga under lång tid efter nederbördstillfällena.73 Vägutrustning av
galvaniserat material är en väsentlig källa till Zn.74 Miljögiftigheten hos bly gör
att särskilda försiktighetsåtgärder måste vidtas i samband med ommålning av t.ex.
broar som varit målade med blyhaltig färg.75 Korrosion av broar har även angivits
som källa till Cr.76
Bilkarosser, främst äldre bilar, är en källa till spridning av Cr, Mo och Ni
(figur 5).77
70
Nriagu et al. (1988) s. 158.
Weckwerth (2001).
Bäckström et al. (2003).
73
Persson & Kucera (1996) citerade av Walterson (1999) s. 107.
74
Legret & Pagotto (1999), Bohemen & Janssen van de Laak (2003).
75
Appleman (1998).
76
Yousef et al. (1984) citerade av Nriagu et al. (1988) s. 161.
77
Walterson (1999) s. 107.
71
72
20
VTI rapport 512
Figur 5 Rostande karosser och fordonskomponenter bidrar till den diffusa
spridningen av tungmetaller från vägtransportsystemet.
Tvättvatten från biltvättar innehåller stora mängder tungmetaller. En grov
uppskattning av belastningen av Cr och Ni på svenska fordonstvättar anger
mängderna till 2 300 kg Cr och 2 100 kg Ni per år.78 Åtgärder för begränsning av
utsläpp från tvättanläggningar har i stor utsträckning införts under senare år.
Vägtrafik är en betydande källa till Sb men bränsle verkar inte ha någon
framträdande roll här; snarare antas bromsar vara viktig som källa.79 Koppar, Pb
och Zn har visats uppträda i sotpartiklar.80
Dagvatten från högtrafikerade vägar innehåller stora mängder tungmetaller
associerade till partiklar. Kadmium, Cu, Pb och Zn är till stor del associerade till
de grövre–medelgrova partikelfraktionerna.81
Dagvatten transporterar stora mängder tungmetaller till omgivande miljö. Ofta
varierar halter och flöden mellan årstiderna.82
Möjligheten att genom gatsopning minska tungmetallbelastningen på städernas
dagvattensystem har diskuterats i omgångar. Meningarna tycks gå isär när det
gäller effektiviteten av denna åtgärd, t.ex. hur frekvent gatsopningen ska göras för
att vara optimal.83 För att de små partikelfraktionerna, som bär stora mängder
metaller, ska kunna avlägsnas, förefaller frekvent” dammsugning” krävas. Det
78
Walterson (1999) s. 112.
Sternbeck et al. (2001) och litteratur citerad däri.
80
Sternbeck et al. (2001).
81
Sansalone & Tribouillard (1999).
82
Folkeson (1994), Weijers et al. (2000).
83
German & Svensson (2001), Gustafsson (2002).
79
VTI rapport 512
21
uppsopade materialet måste tas om hand på ett miljöanpassat sätt, så att inte
gatsopningen medför att man skapar miljöproblem någon annanstans.
Gummi från gummi/asfaltbeläggningar (med inblandning av nedmalda däck)
läcker mycket Zn men även Cd, Cr, Cu, Ni och Pb.84
En stor beräkningsstudie av metallförråd och -flöden i Stockholm har klargjort
att vägtrafiken är en stor källa till många tunga metaller (tabell 2). Dagens utsläpp
av Cd, Cr, Ni och Zn härrör till över 50 % från källor relaterade till vägar och
vägtrafik.85 Noteras kan att de vägtrafikrelaterade utsläppen av Pb utgör en ringa
del av den emitterade mängden, medan dominerande källor är ammunition och
sänken, användningar som sannolikt är under minskning.
Tabell 2 Beräknade mängder metaller som emitteras till luft och vatten från
olika aktiviteter och produkter i Stockholm, kg/år. Data från Metaller i stad och
land (2002).
Cd
Cr
Cu
Hg
Pb
Ni
Zn
Källa
Biltvätt
Bensin
Asfalt
Artistfärg
Övrigt
Summa
Asfalt
Däck
Övrigt
Summa
Tappvattensystem
Bromsar
Luftledningar
Tak
Båtbottenfärg
Övrigt
Summa
Amalgam
Övrigt
Summa
Ammunition
Sänken
Bromsar
Övrigt
Summa
Asfalt
Däck
Övrigt
Summa
Däck
Galvaniserat
Biltvätt
Asfalt
Övrigt
Summa
10
5
2
2
6
25
500
200
100
800
4 300
3 900
1 200
1 000
700
900
12 000
12
3
15
5 500
5 000
600
900
12 000
300
200
100
600
10 000
5 000
3 000
1 000
6 000
25 000
En grov beräkning av emissionen av Zn från vägtransportsystemet redovisas i
tabell 3.
84
85
Vashisth et al. (1997).
Metaller i stad och land (2002).
22
VTI rapport 512
Tabell 3 Beräknade mängder (ton/år) Zn som tillförs den
yttre miljön från vägtrafikrelaterade källor i Sverige.86
Källa
Slitage av däck
Slitage av bromsbelägg
Slitage av vägytor
Korrosion av fordon
Summa
150
50
50
250
500
I tungmetallsammanhang har uppmärksamhet också riktats mot hanteringen av
snö. I snö som upplagras vid vägkanten kan en rad tunga metaller spåras, och
metallerna kan under vinterns lopp ansamlas till mycket höga halter vid
högtrafikerade vägar och i trafikbelastade stadsmiljöer (figur 6).87 Detta kan
exempelvis gälla för Cr, Cu, Ni, Pb, V och Zn. En del av dessa metallmängder har
sitt ursprung i stenmaterialet i asfalt, medan trafiken är en annan källa. För
vanadin i snö har bitumen i asfalt angivits som källa i en svensk studie.88 Även i
en nederländsk studie har asfalt visats vara en källa till Cr, Cu, Ni, Pb och Zn.89 Å
andra sidan har en tidig tysk studie pekat på möjligheten att vägens asfaltlager kan
skydda underliggande jord mot bl.a. metallföroreningar från vägen och trafiken.90
Figur 6 Snö som blir liggande länge i tätortsmiljö ansamlar tungmetaller till
höga halter.
86
Landner & Lindeström (1998) s. 45.
Eriksson (2004).
Lindgren (1998).
89
Bohemen & Janssen van de Laak (2003).
90
Münch (1992).
87
88
VTI rapport 512
23
Till skillnad mot i Sverige används i Frankrike och särskilt Nederländerna porös
asfalt (även benämnd dränasfalt) i stor utsträckning.91 I litteraturen finns många
uppgifter om att spridningen av tungmetaller bort från vägen är mindre där porös
asfalt används än där konventionell, tät asfalt används. Ett exempel är en studie
från Nederländerna där transporten av Cd, Cr, Cu, Ni, Pb och Zn visades vara
betydligt mindre från vägar med porös asfalt jämfört med vägar med tät asfalt.92
Användning av porös asfalt anses i Nederländerna som en metod att hålla kvar
tungmetaller och andra trafikgenererade föroreningar i den vägnära miljön genom
att den vindburna transporten bort från vägen minskar.93 En viktig mekanism är
att avdunstningen från vägytan är betydligt snabbare hos den porösa asfalten med
dess stora effektiva yta än hos den konventionella asfalten. Föroreningarna i
dagvattnet blir därmed mindre tillgängliga för transport genom den sprejbildning
trafiken åstadkommer. Där porös asfalt används sker transporten av de nämnda
tungmetallerna från vägytan i betydligt lägre grad genom vindtransport än genom
dagvattenavrinning. Där konventionell asfalt används, är det mer än hälften av
transporten som sker genom sprej och vindtransport.94 För att porös asfalt ska
bibehålla sin spridningsbegränsande förmåga, måste beläggningen emellertid
rengöras regelbundet.95
Dränasfaltens ofta stora förmåga att kvarhålla tungmetaller i porerna och
därmed minska spridningen till den vägnära miljön har likaså dokumenterats i en
rad franska undersökningar såväl i fält och på lab. som genom modellstudier.96
Genom sin tendens att bindas till organiskt material är Pb särskilt benäget att
fastläggas tillsammans med organiskt material i de partiklar som ackumuleras i
den porösa beläggningen. Kadmium, Cu och Zn fastläggs däremot i mindre grad;
en betydligt större andel av tillförda metallmängder kan transporteras vidare via
infiltrerande vatten.97 Vid simulering av resultat från en lakningsstudie på lab.
visade sig Cu, Pb och Zn dock i hög grad fastläggas i den porösa asfalten och
jorden därunder, medan urlakningen av Cd var betydande.98
Alternativa vägbyggnadsmaterial har länge varit föremål för undersökningar
inriktade mot urlakning av toxiska ämnen.99 Exempelvis har man i lakningsexperiment med svensk hyttsten visat att urlakningen av As, Cd, Cu, Hg, Ni, Pb,
Sr och V initialt var hög men efter hand minskade till nivåer jämförbara med
bakgrundsnivåer för svenska sötvatten, dock med undantag för Cu, Ni och V.100
Ett amerikanskt fältförsök med en väg där ett skikt i vägkroppen (ovanför
grundvattenytan) bestod av nedmalt gummi visade emellertid att Ba, Cd, Cr, Cu,
Pb och Zn endast lakades ut i mycket små halter. För Fe kunde en viss haltökning
observeras och för Mn en större ökning. 101
Vissa trevägskatalysatorer innehåller Ce102, och denna metall har detekterats i
avgaspartiklar103 och i ultrafina partiklar i stadsluft104. Ceriumhalten i gatudamm
91
Sandberg (muntl.).
Bohemen & Janssen van de Laak (2003).
93
Micro pollution... (1995).
94
The POLMIT Handbook (2003).
95
Legret et al. (1993).
96
Legret & Colandini (1999), Legret et al. (1999), Pagotto et al. (2000).
97
Legret & Colandini (1999).
98
Legret et al. (1999).
99
Se t.ex. Lindgren (1998).
100
Kanschat (1996).
101
Humphrey & Katz (2000).
102
Litteratur citerad av Whiteley & Murray (2003).
103
Silva & Prather (1997).
92
24
VTI rapport 512
och vägnära jord visades i ett australiskt arbete vara starkt korrelerad med Pd, Pt
och Rh. I vägnära jordprov var även Y-halten starkt korrelerad med PGE. 105
Tellur uppges accelerera vulkaniseringen av gummi; däck skulle därför kunna
vara en källa till Te i vägtransportsystemet. Indium uppges användas som
korrosionsskydd av stål inom bilindustrin.106
Cerium, La och Zr ingår i katalysatorer.107 Yttrium ingår också i
katalysatormaterial och rapporteras på senare tid ha fått ökad användning bl.a.
som korrosionsdämpande ytskiktsmaterial.108 Titan i vägdamm kan härröra från
vägmarkeringsfärg.109
3.2.2 Platinagruppens element
Vägtrafik är en viktig källa till PGE.110 En omfattande studie i europeiska städer
pekar entydigt på trafiken som viktigaste källa till PGE i stadsluft.111
Katalysatorer började introduceras i USA på 1970-talet. Platina används för att
katalysera oxidationen av bl.a. kolmonoxid och kolväten. Systemet introducerades
i Kanada och Japan 1976. Platina kom senare att kombineras eller till viss del
ersättas av den billigare metallen Pd med liknande oxiderande egenskaper. För att
katalysera reduktionen av NOx började under 1980-talet Rh användas i s.k.
trevägskatalysatorer.112 Inom EU måste sedan 1993 nya personbilar vara utrustade
med katalysator.113 I Australien började en motsvarande regel gälla fr.o.m. 1986, i
Polen 1988.114 Indikationer på mycket tidig användning (ca 1970) av Pd i
katalysatorer i Japan citeras i en australisk rapport.115
Trevägskatalysatorer i bensinmotorer oxiderar CO och HC till CO2 och H2O,
medan de reducerar NOx till N2. Det är Pt och Pd som är aktiva i oxidationsprocesserna, medan Rh är aktivt i reduktionsprocesserna. För dieselmotorer
används vanligen Pt och Pd som katalyserar oxidationsprocesser där lösliga
organiska kolväten liksom gasformiga kolväten, CO och luktämnen överförs till
CO2 och H2O.116
En katalysator i en vanlig personbil kan typiskt innehålla 1,75 g PGE117 eller,
enligt en annan uppgift, 1,5–2,5 g Pt.118 Återvinning av katalysatormaterial sker,
men återvinningsgraden anges vara så låg som 20–30 %.119 Av den mängd Pt som
används i tillverkningen av katalysatorer har upp till 70 % beräknats frigöras på
olika sätt till miljön under 5 års användning (eller 80 000 km) i bilen.120 Denna
beräkning säger dock inget om hur stor emissionen till luft är under körning, och
det är vanskligt att dra generaliserade slutsatser från denna typ av
schablonmässiga beräkningar.
104
Hughes et al. (1998).
Whiteley & Murray (2003).
106
Sternbeck (1998).
107
Rauch et al. (2000a).
108
Whiteley & Murray (2003).
109
Rauch et al. (2000a).
110
Jarvis et al. (2001).
111
Gómez et al. (2002).
112
Rauch & Morrison (2001).
113
Bocca et al. (2003), Cicchella et al. (2003).
114
Limbeck et al. (2004).
115
Schuster et al. (2000) citerade av Whiteley & Murray (2003).
116
Lox & Enger (1999) citerade av Moldovan et al. (2002), Limbeck et al. (2004).
117
Coombes (1992) citerad av Jarvis et al. (2001).
118
Rühle et al. (1997) citerade av Artelt et al. (1999a).
119
Cowley (1997) citerad av Jarvis et al. (2001).
120
Coombes (1992) citerad av Jarvis et al. (2001).
105
VTI rapport 512
25
Den ökade användningen av PGE i avancerade katalysatorer kommer
tillsammans med ökad efterfrågan på Pt att leda till brist på Pt inom något
decennium.121
Genom den ökande användningen av trevägskatalysatorer ökar emissionen av
Pd.122 Som nämnts ovan har Pd på senare år kommit att ersätta en del av Pt i
katalysatorerna.123 Katalysatorindustrin uppgavs 1998 stå för mer än hälften av
världens förbrukning av Pd. För Pt var motsvarande andel en tredjedel. I absoluta
tal är framställningen av Rh mindre men nästan allt går till katalysatorindustrin.124
Platina, Rh och Pd frigörs framförallt genom mekanisk abration från
katalysatorn och emitteras till luften i elementär form bundet till partiklar.125
Emissionen av Pt från katalysatorbilar har beräknats till 270 ng/km.126
På grundval av en tysk studie från (endast) tre sjukhus har sjukvården
(cancerbehandling) pekats ut som en källa till Pt-förorening. I en senare studie har
biltrafiken emellertid beräknats vara en betydligt viktigare källa till de nationella
emissionerna av Pt i Tyskland, Nederländerna och Österrike än vad sjukhusen
är.127
3.3
Luft
3.3.1 Andra metaller än platinagruppens element
Lufthalter av Cr, Cu, Fe, Mn, Sr, Ti och V är högre invid starkt trafikerade vägar
än längre bort.128
På grundval av analys av aerosoler i Tingstadstunneln och Götatunneln i
Göteborg har emissionsfaktorer för vägtrafik angivits för Ba, Bi, Cd, Cu, Pb, Sb,
W och Zn. Följande metaller identifierades som ”de metaller som sprids från
vägtrafiken i sådan omfattning att de kan påverka halterna i omgivande miljö”:
Ba, Cd, Cu, Pb, Sb och Zn samt eventuellt Bi och W.129 Merparten av emissionen
av dessa ämnen anges snarare vara relaterad till slitage och korrosion än till
förbränningsprocesser. Författarna pekar på det intressanta förhållandet att
vägtrafiken redan 1982 i en amerikansk studie pekades ut som källa till just dessa
metaller.130 Göteborgsstudien anger att trafiken troligen även är en viktig källa till
Fe.131
Bildäck är en viktig källa till Zn i trafikbelastade miljöer. Zinken i aerosoler i
luften i centrala Köpenhamn härrör t.ex. till 20 % från bildäck.132 Ofta har
däckförslitningen angivits ge upphov till relativt grova partiklar.133 Det har
emellertid befunnits att däckslitage även kan producera mycket små partiklar. Det
citerade arbetet från Köpenhamn har visat på en bimodal fördelning av
däckpartiklar i luften. Av partikelmassan hade 95 % en diameter under 1,0 µm och
resten förelåg i fraktionen över 10 µm.134
121
Tonn & Das (2002).
Zereini et al. (1997a).
123
Sternbeck (1998), Claus et al. (1999), Helmers (2000) och Barbante et al. (2001) citerade av Sures et al. (2002a).
124
Barbante et al. (2001) citerade av Sures et al. (2002a).
125
Schlögl et al. (1987) citerade av Lustig et al. (1997), Zereini et al. (1997a).
126
Zereini et al. (1997a).
127
Kümmerer et al. (1999).
128
Cubelic et al. (1997), Riediker et al. (2003).
129
Sternbeck et al. (2001).
130
Kowalczyk et al. (1982) citerade av Sternbeck et al. (2001).
131
Sternbeck et al. (2001).
132
Fauser et al. (2002).
133
Weckwerth (2001).
134
Fauser et al. (2002).
122
26
VTI rapport 512
Avgaspartiklar kan innehålla upp till 1 % metaller. Ett tyskt arbete anger att
Ag, Cd, Cr, Cu, Hg, In, Mo, Ni, Re, Sb och Zn ansamlas i dieselavgaspartiklar till
betydligt högre halter än vad som förekommer i jordskorpan.135
I en tysk undersökning har halter av Ce analyserats i damm uppsamlat från
bladytor, plank och liknande ytor.136
Litteraturen om olika metallers fördelning på olika storleksfraktioner av
luftburna partiklar har inte närmare studerats i föreliggande översikt. I uppsopat
gatudamm i Palermo ackumulerades dock Au, Cr, Mo, Ni, Pd, Pt, Sb, V och Zn
främst i de finaste partikelfraktionerna, medan Ag, As, Ba, Cu och Pb knappast
varierade mellan fraktionerna.137
Mycket lite information om trafikrelaterat Hg har hittats. En studie utförd i
Genève pekar på en möjlighet att det flyktiga ämnet Hg (liksom As) under
sommartid kan övergå från gas- till partikelform genom interaktion med oxidanter
i aerosoler innehållande Pb från bl.a. biltrafik. Kvicksilvret (och arseniken)
emanerar sannolikt främst från sopförbränning. Liknande omvandling av Hg från
gas- till partikelform genom interaktion med trafikgenererade oxidanter (t.ex.
ozon) har enligt författarna tidigare visats i litteraturen.138
Cerium, som ingår i katalysatorer, följer PGE-metallerna vid emissionen och
har påvisats i gatudamm tillsammans med de likaledes svårrörliga PGEmetallerna.139
Tack vare minskad emission från främst industrin har depositionen av tunga
metaller över Sverige minskat under de senaste decennierna.140
3.3.2 Platinagruppens element
Platina som emitteras från katalysatorer föreligger i luften till över 99 % i form av
metalliskt Pt associerat till en kärna av aluminiumoxid.141 Halter av Pt i luft
publicerades första gången 1993.142 Sedan katalysatorer i personbilar började
användas i Västtyskland 1988 har halterna av Pt och Rh i luftburna partiklar visat
en stadigt stigande trend. Halten Pt hade ökat 5 gånger under perioden
1988–1998. Dessa metaller är främst bundna till grövre partiklar, större än 2 µm,
och kan transporteras långa sträckor i luften.143
På de allra senaste åren har de publicerade uppgifterna om förekomst av PGE i
samband med vägtrafik ökat drastiskt. Detta är ett resultat av ökat miljöintresse
för dessa ämnen och av utvecklingen av alltmer förbättrade analysmöjligheter. En
polsk artikel redovisar den senaste påträffade översikten över halter i olika
medier. Tabell 4 ger en grov bild av förekommande haltintervall.144
135
Weckwerth (2001).
Beyer et al. (1999).
137
Varrica et al. (2003)
138
Chiaradia & Cupelin (2000) och litteratur citerad däri.
139
Rauch et al. (2000a).
140
Landner & Lindeström (1998) s. 60.
141
Artelt et al. (1999b) samt litteratur citerad av Artelt et al. (1999a).
142
Alt et al. (1993) enligt Schierl et al. (1996).
143
Zereini et al. (2001).
144
Leśniewska et al. (2004).
136
VTI rapport 512
27
Tabell 4 Rapporterade halter av PGE i olika medier. Variationsvidd för
medelvärden av halter rapporterade i litteratur citerad av Leśniewska et al.
(2004). Vissa värden ligger betydligt över de högsta medelvärdena. Halter: pg/m3
för luftburna partiklar, ng/g för övriga medier.
Pt
Luftburna partiklar i trafikmiljöer
Tunneldamm
Pd
Rh
4–18
2–55
0,3–5
55–200
4–280
10–24
Vägdamm
2–330
2–95
31–100
Jord (markytan)
0,8–90
0,2–7
2–18
Gräs, barr
4–11
0,6–1,5
En relativt tidig studie redovisade låga halter av Pt inne i stadsbussar i
München.145
En annan i sammanhanget tidig studie anger att Pt emitteras i form av partiklar
med diameter mellan 3 och 40 µm och att Pt knappast alls finns i vattenlöslig eller
flyktig form.146
I det tidigare citerade arbetet om gatudamm i Palermo visade sig både Pd och
Pt finnas i högre halter ju mindre partikelfraktionen var.147
I en brett upplagd studie har emissionen av partikelburna PGE från olika typer
av katalysatorer studerats under laboratorieförhållanden. I studien jämfördes två
katalysatorer från bensinmotorer (Pt-Pd-Rh resp Pd-Rh) och två katalysatorer från
dieselmotorer (båda Pt). För ”färska” katalysatorer visade sig emissionen av PGE
variera mycket (flera tiopotenser) mellan olika typer av katalysatorer. Då
motorerna ”kördes” i intervallet 30 000–80 000 km stabiliserades emissionen från
bensinmotorerna på en lägre nivå som var en tiopotens lägre än när
katalysatorerna var färska. För dieselmotorernas katalysatorer avtog dock inte
emissionen utan stannade kvar på en nivå som var högre än bensinmotorernas.
Studien anges vara den första som publicerats rörande PGE-emissionen från
dieselmotorer. Den syralösliga fraktionen av de insamlade partiklarna var mindre
än 10 % i fråga om färska katalysatorer men betydligt högre i fråga om åldrande
katalysatorer, särskilt när det gällde Pd och Rh. PGE-metaller i elementär form
anses vara biologiskt inerta, medan biotillgängligheten förknippas med lösliga
former. Författarna påpekar att emissionsmönstren vid ”real-world”-körning
mycket väl kan avvika från vad som här uppmättes under kontrollerade
laboratorieförhållanden. De citerar också opublicerade uppgifter från industrin om
en avsevärd andel mängd katalysatorer med nedsatt funktion (”demolished
catalysts”).148
En tysk laboratoriestudie visar på samma sätt en tendens till minskande Ptemission med ökande ålder (körtid) men resultaten var osäkra.149
Halter av Pt i luft anges i en tysk översiktsartikel.150 För gatudamm anges Pthalter i storleksordningen µg/kg vara representativa för dagens förhållanden i
många länder.151 I en litteratursammanställning gjord i samband med en
145
Schierl et al. (1996).
König et al. (1992).
147
Varrica et al. (2003).
148
Moldovan et al. (2002).
149
Artelt et al. (1999b).
150
Lustig et al. (1997).
151
Gómez et al. (2002).
146
28
VTI rapport 512
omfattande europeisk studie publicerad 2002 visade det sig svårt att ange några
”normalhalter” av Pt, Pd och Rh i luft eftersom få studier dittills hade
publicerats.152 De nya mätningar i en rad europeiska städer som publicerades i
studien gav vid handen att halten Pt i luftens partiklar ligger i storleksordningen
15 pg/m3. Av detta anges 10 % ligga i den trakeobronkiala153 fraktionen och 8 % i
den alveolara154 fraktionen. Halten Rh i de studerade städernas luft ligger runt
2–3 pg/m3.
Nyligen publicerade studier i europeiska städer pekar på sambandet mellan
luftens halter av PGE och trafikintensitet och tid sedan införandet av
katalysatorer.155
Att trafikförhållandena kan påverka emissionen av PGE har omnämnts ovan.
En tysk undersökning visar också på betydelsen av trafikförhållandena men även
av topografin. Damm som insamlats på bladytor m.m. utefter ett vägavsnitt med
flera trafiksignaler där köer ofta uppstår visade på förhöjda Pt-halter, men
samtidigt låg vägen i en sluttning, vilket bidrar till kraftigt gaspådrag.156
Författarna kunde även visa på högre Pt-halt i damm insamlat i provtagare
placerade 0,3–1 m över mark än då insamlingen skedde på mer än 1,5 meters
höjd.
Kvoten mellan Pt- och Rh-halten i luft visar sig ofta ligga runt 3–6, dvs.
ungefär samma värde som i vanligen förekommande katalysatormaterial, vilket
pekar mot katalysatorer som källa till dessa metaller.157 På senare år har avvikelser
från denna kvot börjat rapporteras, vilket har tytts som en indikation på förändrad
PGE-sammansättning i katalysatormaterialen.158
Halten Pd i storstadsluft har visats öka kraftigt under de senaste åren.159 För
framtiden kan man förvänta sig fortsatt ökning i samband med att Pt i allt större
utsträckning ersätts av Pd.160
En tvåårsstudie av Pt- och Rh-halterna i luft på olika ställen i Rom visade ett
tydligt samband mellan lufthalter och trafikintensitet. Vid en ringväg med över
100 000 ådt (årsdygnstrafik) och medelhastigheter på 100–120 km/h var halten
(PM10; partiklar med diameter <10 µm) i medeltal dubbelt så hög (22 pg/m3)
jämfört med halten på innerstadsgator med ådt cirka 20 000 och hastighetsbegränsning till 50 km/h, där medelhalten var 11 pg/m3. Motsvarande halter för
Rh var 5,0 resp 3,4 pg/m3. Intressant nog kunde författarna även visa att halterna
var högre vid en mätpunkt där trafikstockningar ofta uppträder (trafiksignaler)
jämfört med punkter med ungefär samma ådt men utan frekventa
trafikstockningar. Halterna varierade med årstiden; medelhalten Pt var högre
under vinterperioden (24 pg/m3) än under sommarperioden (14 pg/m3), och
motsvarande siffror för Rh var 5,1 resp 3,3.161 Den italienska studiens resultat
rörande hastighetens betydelse för luftens Pt- och Rh-halter ligger i linje med
laboratorieförsök som anger högre emission vid högre hastighet och
152
Gómez et al. (2002).
Luftrör.
154
Lungblåsor.
155
Gómez et al. (2002) och litteratur citerad av Bocca et al. (2003).
156
Beyer et al. (1999).
157
Rauch et al. (2001), Bocca et al. (2003).
158
Litteratur citerad av Whiteley & Murray (2003).
159
Jarvis et al. (2001), Tilch et al. (2000) citerade av Sures et al. (2002a).
160
Gómez et al. (2002).
161
Bocca et al. (2003).
153
VTI rapport 512
29
motortemperatur.162 Ett exempel är en ökning av Pt-emissionen från 12 ng/km vid
80 km/h till 90 ng/km vid 130 km/h i ett tyskt laboratorieexperiment.163 Samband
mellan höga PGE-halter och ojämnt trafikflöde anges också ha visats i en tysk
studie.164
Trafikförhållandenas betydelse för emissionen av PGE framgår även av en tysk
studie där halterna av PGE i mark var mycket höga i närheten av ett vägavsnitt där
långvariga bilköer ofta uppträder. Under sådana trafikförhållanden kan emissionen
naturligtvis överstiga värden som framtagits under standardiserade laboratorieförhållanden.165
En österrikisk studie pekar på betydelsen av körmönstret och vägytans
beskaffenhet. Palladiumhalten i PM10 mättes under ett års tid i en rondell i
Salzburg. En markant haltförhöjning kunde dokumenteras under tiden för ett
vägarbete (i juni) då trafiken leddes om till en provisorisk väg med beläggning av
obundet material (krossat berg) och reducerad hastighet. Efter avslutat vägarbete
minskade Pd-halten drastiskt och stannade kvar på en låg nivå under hösten och
även vintern, en tid då halten på en parallellt provtagen mätstation i Klagenfurt
visade högre halter än under våren/sommaren. Författarna pekar på beläggningen,
som framkallar vibrationer i fordonen, och den låga hastigheten som troliga
förklaringar till den observerade halttoppen under vägarbetstiden och på den nya
beläggningens jämna yta som förklaring till den låga halten under tiden
därefter.166
3.4
Mark och växter
Vad gäller halter i växtprover har man i tungmetallsammanhang ofta diskuterat
hur stor andel av bladens totala metallhalt som är ett resultat av upptagning via
rötterna och hur stor andel som resulterat av direktdeposition. Direktdeponerade
metaller är till viss del avtvättbara.167 Fördelningen mellan dessa andelar är
mycket varierande mellan olika arter, metaller, markfaktorer m.m. Denna fråga
ligger utanför ramen för föreliggande översikt. Ett exempel kan dock nämnas: i en
tysk studie visades Sb i gräs från en trafikbelastad miljö vara till stor del
avtvättbart men resultaten från den belastade lokalen och en kontrollokal pekade
även i riktning mot en viss rotupptagning av Sb.168
3.4.1 Andra metaller än platinagruppens element
I litteraturen finns otaliga exempel på att halterna av tunga metaller i mark vid
trafikerade vägar är starkt beroende av trafikvolymen och att halterna avtar
kraftigt med ökande avstånd från vägen och med ökande markdjup.169 Mycket
litteratur har likaså publicerats om sambandet mellan tungmetallhalter i växter och
avstånd från högtrafikerade vägar samt trafikvolymen.170
162
Litteratur citerad av Bocca et al. (2003).
Artelt et al. (1999b).
164
Beyer et al. (2000) citerade av Bocca et al. (2003).
165
Cubelic et al. (1997).
166
Limbeck et al. (2004).
167
Ward et al. (1977) citerade av Nriagu et al. (1988) s. 158, Djingova et al. (2003).
168
Dietl et al. (1997).
169
Litteratur citerad av Harrison & Laxen (1981), av Nriagu et al. (1988) och av Fergusson (1990) sid. 358 och 360 samt
Lead (1989), Münch (1993), Eckhardt & Schäfer (1999).
170
T.ex. Ward et al. (1977) citerade av Fergusson (1990) s. 396 samt litteratur citerad av Harrison & Laxen (1981).
163
30
VTI rapport 512
Bly emitterades i stora mängder från vägtrafiken fram till dessa att utfasningen
av bensinbly påbörjades på 1990-talet. När blyanvändningen i bensin var allmänt
förekommande publicerades mycket litteratur om blyets spridning och upplagring
samt miljö- och hälsoeffekter.171
Även under senare år har en del litteratur publicerats som pekar på bensinbly
som väsentlig källa till blybelastning av vägnära miljö. Ett exempel är förhöjda
Pb-halter i blad av citronträd växande nära en väg med moderat trafikvolym i
sydöstra Spanien.172 Ett annat exempel är den starka korrelationen mellan halterna
av Pb och Pt i växter i vägtrafikbelastade miljöer i Tyskland; Pb-haltens samband
med andra katalysatoremitterade PGE var svagare.173
Jämfört med många andra tungmetaller visar Pb mycket långsam urlakning
från de översta markskikten eftersom Pb i många jordar föreligger i tämligen
olösliga föreningar.174 Det bly som under perioden med blyad bensin tillfördes
marken lagras till stor del upp i de övre markskikten men förrådet av Pb i svensk
skogsmark ner till en halvmeters djup ökar fortfarande. Längre ner i
markhorisonten innehåller markvattnet mycket lite organiskt material som kan
transportera bly.175
Med Pb och andra trafikrelaterade tunga metaller har åtskilliga
växtodlingsförsök utförts. Föreliggande översikt har inte inriktats mot den typen
av försök. Ett exempel på en sådan studie kan dock nämnas; i växthusförsök där
olika växter odlades i mycket starkt förorenad jord hämtad alldeles intill en
motorväg visades upptagningen av Cd, Cu och Zn variera mycket mellan olika
arter. Även om växter vanligen kan reglera upptagningen av Cu och Zn, visade
dessa metaller höga halter, medan upptagningen av Pb var ringa; Pb är känt för att
vara tämligen orörligt i marken.176
I svenska undersökningar av markvatten i vägnära miljö har halterna av Cd,
Cu, Pb och Zn visats ha betydligt förhöjda halter vintertid då belastningen av
vägsalt från vägen var hög. Den ökade lösligheten av Cd orsakades av jonbyte och
delvis av bildning med lösliga kloridkomplex. Likaså orsakades den ökade
lösligheten av Zn av jonbyte. Mobiliseringen av Cu och Pb hade sannolikt
samband med förekomsten av organiskt material i markvattnet.177
Att halten av en och samma metall varierar mellan olika växtarter på samma
växtplats är ett allmänt känt fenomen i tungmetallsammanhang. Mossor skiljer sig
från andra växtgrupper genom väsentligt högre tungmetallhalter.178 Att detta även
kan gälla metaller som Ce, La, Nd och Zr har visats i en undersökning från
Saarbrücken.179
Cerium är en metall som används som promotor i katalysatorer.180 I damm
uppsamlat i ett parkeringshus förelåg Ce- och Pt-halterna i en kvot som var i
storleksordningen 150, vilket motsvarar den storleksordning (20–100) som uppges
för Ce/Pt-kvoten i katalysatorer.181
171
Folkeson (1976), Harrison & Laxen (1981), McGrath (1995).
Caselles (1998).
173
Djingova et al. (2003).
174
McGrath (1995) s. 214.
175
Metaller i stad och land (2002).
176
Eckhardt & Schäfer (1999).
177
Bäckström et al. (2004).
178
Fergusson (1990) s. 398.
179
Djingova et al. (2003).
180
Domesle (1997) citerad av Beyer et al. (1999).
181
Beyer et al. (1999) och litteratur citerad däri.
172
VTI rapport 512
31
Guld visades i ett italienskt arbete förekomma i konstant haltrelation till Pt och
Pd i tallbarr i Palermo. Författarna spekulerar om dieselavgaser som en av
källorna till detta Au; guldet skulle kunna förekomma som orenhet i
katalysatormaterialet.182 Även gatudammet i Palermo visade förhöjda Auhalter.183
Barium anses inte tillhöra de metaller som har intresse ur föroreningssynpunkt.184
3.4.2 Platinagruppens element
Tidiga indikationer på förekomst av Pt i (eller snarare på) vegetation till följd av
katalysatoranvändning kom i USA.185
Att föroreningsbelastningen av Pt gått snabbt visas i en studie där jord
(ytskiktet) i Rom och Latium insamlad 1992 och 2001 jämfördes. Ingen
antropogen Pt-belastning kunde spåras 1992 men 2001 hade halterna i Rom ökat
flerfalt, samtidigt som halterna av Pb hade sjunkit markant till följd av
utfasningen av bensinbly.186
Platina som från avgasröret emitteras i elementär form bildar i marken
föreningar. Efter hand omvandlas Pt-föreningarna till former som är mindre
växttillgängliga.187
Mönstret för haltfördelningen av PGE i vägnära miljö följer det typiska
mönstret för tungmetaller i allmänhet, nämligen kraftigt avtagande halter med
ökande avstånd från vägen.188 Halterna i miljöprover visar vanligen ett tydligt
beroende av trafikvolymen189, men inte alltid.190 Likaså visar även fördelningen
av PGE en likhet med andra metaller i det att den förhärskande vindriktningen
påverkar transporten av föroreningarna.191 Kartläggning av jord i Neapel visar på
förhöjda Pd- och Pt-halter i hela staden och tydligt inflytande av
trafikbelastning.192
En studie utförd vid avloppsreningsverk i München visar på trafikens stora
men inte dominerande betydelse för den mängd Pt som tillförs reningsverken i en
dylik industristad. Mängden Pt som årligen tillfördes Münchens reningsverk från
vägtrafiken uppskattades till 0,9 kg.193 Beräknat med hjälp av emissionsfaktor och
trafikarbete uppskattades Pt-emissionen i stället till 0,22–0,32 kg/år (vid 51 % av
bilparken katalysatorutrustad). Runt 70 % av den Pt-mängd som årligen tillfördes
reningsverken togs om hand av reningen men 1,5 kg/år släpptes ut i floden Isar.194
Intressant nog visar en tysk studie att PGE-halterna i närheten av
högtrafikerade vägar endast är förhöjda i det översta markskiktet (0–5 cm) medan
tungmetallerna Pb, Cu och Zn visar haltförhöjning även längre ner i markprofilen.
Detta visar på skillnaden mellan de nyintroducerade föroreningarna PGE och
182
Dongarrá et al. (2003).
Varrica et al. (2003).
184
Monaci & Bargagli (1997).
185
Hodge & Stallard (1986) citerade av Beyer et al. (1999).
186
Cinti et al. (2002).
187
Lustig et al. (1996), Lustig et al. (1997) och Ensslin et al. (1994) citerade av Lustig et al. (1997).
188
Zereini et al. (1997a), Laschka et al. (1999), Rankenburg & Zereini (1999).
189
Laschka et al. (1999), Rankenburg & Zereini (1999), Rauch et al. (2001).
190
Whiteley & Murray (2003).
191
Cubelic et al. (1997).
192
Cicchella et al. (2003).
193
Laschka & Nachtwey (1999).
194
Laschka & Nachtwey (1997).
183
32
VTI rapport 512
föroreningen av andra tungmetaller som pågått under betydligt längre tid.195
Framtiden får utvisa om PGE kommer att transporteras till djupare markskikt eller
om skillnaden mellan PGE och övriga tungmetaller kvarstår. Höga halter av Pt i
översta markskiktet men snabbt avtagande halter med ökat markdjup har också
dokumenterats i en annan tysk studie.196
Topografins betydelse för spridningen av PGE ut från vägen visas i en tysk
undersökning; markytans halt av PGE var tydligt förhöjda vid foten av en slänt
där vägen gick i skärning.197 En annan tysk studie visar också på högre PGEhalter i miljöprover i anslutning till platser där vägen går i stigning.198 Likaså visar
studien på högre halter i miljöprover i anslutning till vägsträckor där hastigheten
är hög.199 I ytterligare en annan tysk studie har man visat på motorbelastningens
betydelse för Pt-emissionen. Halten Pt i översta markskiktet var nämligen högre i
anslutning till motorvägspåfarter än i anslutning till avfarter, och likaså högre vid
motorvägspåfarten från en rastplats än vid avfarten till rastplatsen.200 Studien ger
dock inga svar på huruvida de mätta PGE-halterna visar ett annat mönster än vad
andra tungmetaller skulle göra eller om den ökade motorbelastningen ger större
emissionsökning av PGE än av andra föroreningar.
Körmönstrets betydelse visas även i en australisk studie; höga PGE-halter i
vägdamm och jord registrerades i anslutning till provtagningsplatser med ofta
förekommande köbildningar, t.ex. vid trafikljus.201
Den från många tungmetallstudier kända bryneffekten återfinns även för PGE;
partikelurskiljning i brynvegetationen ger ökad deposition och förhöjda halter i
marken i brynet.202 Likaså har träd och buskar i den trafiknära miljön visats
begränsa den vidare transporten av PGE-innehållande partiklar längre bort från
vägen.203
Litteraturen visar många exempel på att kvoten mellan Pt och Rh i olika prover
från trafikkontaminerade miljöer ofta är påfallande konstant och dessutom ganska
lik den kvot som förekommer i själva katalysatormaterialet, nämligen mellan
cirka 4:1 och 6:1.204 Detta visar även att dessa metaller visar någorlunda samma
rörlighet i mark, åtminstone hittills. Emellertid finns studier som anger att kvoten
Pt/Rh kan vara förhöjd i partiklar emitterade från åldrade katalysatorer och att
sintring möjligen kan vara en faktor här.205
På motsvarande sätt har man i några arbeten ställt upp en kvot mellan Pt och
Pd. Att kvoten i en och samma typ av miljöprov är konstant ses som ett tecken på
gemensamt ursprung. I barrprov från Palermo var halterna av Pt och Pd nära
korrelerade med varandra. Vägtrafiken pekades ut som troligaste källa.206
195
Cubelic et al. (1997).
Rankenburg & Zereini (1999).
197
Cubelic et al. (1997).
198
Claus et al. (1999).
199
Claus et al. (1999).
200
Zereini (1997) citerad av Rankenburg & Zereini (1999).
201
Whiteley & Murray (2003).
202
Cubelic et al. (1997).
203
Whiteley & Murray (2003).
204
Cubelic et al. (1997), Zereini et al. (1997b), Beyer et al. (1999), Dirksen et al. (1999), Eckhardt & Schäfer (1999),
Rankenburg & Zereini (1999), Zereini & Golwer (1999), Whiteley & Murray (2003), Leśniewska et al. (2004).
205
Rauch et al. (2001).
206
Dongarrá et al. (2003).
196
VTI rapport 512
33
Vägdamm i Perth har Pd-halter som är högre än i jämförbara europeiska
studier, vilket enligt författarna återspeglar den högre relativa halten Pd i
katalysatorer som används i Australien.207
Att kvoten mellan Pt och Pd varierar mellan olika typer av miljöprover har i ett
tyskt arbete tolkats som att Pd möjligen har en större rörlighet i mark- och
vattenmiljö än vad Pt har.208 En större löslighet hos Pd än hos Pt och Rh anges
även i andra tyska arbeten, vilket pekar i riktning mot en större risk för
biotillgänglighet hos Pd än de andra två metallerna.209
I en brittisk studie visades halterna av PGE avta kraftigt med ökat avstånd från
vägen.210 Halterna varierade med årstiden. Även denna studie pekar på att Pd i
viss mån är lösligt i marken.
I närvaro av organiskt material i höga halter i mark rapporteras lösligheten av
Pt vara högre än för Pd.211
Ett tyskt växtodlingsförsök pekar på att växtupptagningen av Pt skiljer sig åt
mellan olika typer av jordar.212
Halter av Pt i mark och växter anges i ett tyskt översiktsarbete.213
I laboratorieexperiment214 där PGE-material från uttjänta katalysatorer
blandades in i skogsjord visades lösligheten av Pt öka med minskande pH, ett
mönster som även gäller många tunga metaller. Ur ett vinterväghållningsperspektiv kan det vara av intresse att notera att saltinblandning (NaCl) i den
PGE-tillsatta jorden inte gav något tydligt utslag på lösligheten av Pt.215
Författarna refererar dock till en studie216 som anger att en del av den kolloidala
platinan kan vara löslig i närvaro av lämpliga ligander, såsom Cl-.
Till följd av den ringa lösligheten i mark visar PGE låg upptagningsbenägenhet
i växter i närheten av starkt trafikerade vägar.217 Det ovan citerade tyska
experimentet med växthusodling av olika växter i jord från en kraftigt förorenad
motorvägsmiljö visar dock tydligt på att PGE kan tas upp i växter.218
Upptagningskoefficienten (halten i växten i relation till växttillgänglig mängd i
marken) för Pt och Rh var, anmärkningsvärt nog, i samma storleksordning som
för den essentiella metallen Cu och en tiopotens högre än för den icke essentiella
metallen Pb. Palladium visade än högre upptagningsbenägenhet, jämförbar med
den hos den essentiella metallen Zn. Upptagningskoefficienten var för alla
undersökta arter en tiopotens högre för Pd än för Pt och Rh.219
En växtodlingsstudie där olika växter odlades i jord från vägnära miljö gav vid
handen att växtupptagningen avtog i ordningen Pd>Pt>Rh. Upptagningskoefficienten (halt i växt i relation till halt i mark) för dessa metaller låg i nivå
med koppars och dessa metaller kan alltså betecknas som ”orörliga” till ”måttligt
207
Whiteley & Murray (2003).
Beyer et al. (1999) och litteratur citerad däri.
209
Claus et al. (1999), Zereini & Golwer (1999).
210
Jarvis et al. (2001).
211
Bowles et al. (1995) citerade av Zimmermann et al. (2003).
212
Djingova et al. (2003).
213
Lustig et al. (1997).
214
Zereini et al. (1997b).
215
Zereini et al. (1997b).
216
Nachtigall et al. (1996) citerade av Zereini et al. (1997b).
217
Zereini (1997) och Lustig et al. (1998) citerade av Rankenburg & Zereini (1999).
218
Beyer et al. (1999).
219
Eckhardt & Schäfer (1999).
208
34
VTI rapport 512
mobila”.220 Att Pd har högre upptagningsbenägenhet än Pt och Rh är känt även
från annan litteratur.221
Att upptagningskoefficienten för PGE var relativt lika för de olika experimentväxterna tyder på att växterna saknar artspecifika regleringsmekanismer för dessa
metaller.222 Ett annat tyskt odlingsexperiment visade emellertid ringa
upptagningsbenägenhet av Pt vid växtodling i jord inblandad med damm från en
vägtunnel.223
Mossors benägenhet att ha högre tungmetallhalter än andra växtgrupper har,
åtminstone för Rhytidiadelphus squarrosus, visats gälla även för Pd, Pt, Rh, Ru
och Ir i det ovan nämnda arbetet från Saarbrücken.224
3.5
Vatten
3.5.1 Andra metaller än platinagruppens element
Dagvatten transporterar ansenliga mängder tunga metaller från vägytan till
omgivande miljö.225 Studier av dagvatten från två svenska vägar har visat på
tydlig årstidsvariation i transporten av tunga metaller i dagvatten. För Cd, Cu, Pb
och Zn skedde hälften eller mer av transporten under vinterperioden, för Co och
W så mycket som 90 %. Den under vinterperioden ökade transporten kunde till
stor del förklaras med ökad dubbdäcksavnötning av beläggningen till följd av att
salt från haltbekämpning håller vägbanan våt (nötningen är större på en våt
beläggning än på en torr; figur 7). Saltet ökar också lösligheten och därmed
mobiliteten hos metallerna.226
220
Schäfer et al. (1998) och där citerade koefficienter från Sauerbeck (1989).
Brooks (1992) och Schäfer (1998) citerade av Eckhardt & Schäfer (1999).
222
Eckhardt & Schäfer (1999).
223
Lustig & Schramel (1999).
224
Djingova et al. (2003).
225
Folkeson (2000).
226
Bäckström et al. (2003).
221
VTI rapport 512
35
Figur 7 Stenmaterialet i beläggningen är en källa till tungmetaller. Dubbdäcksanvändningen ger en stor ökning av slitaget.
En annan svensk undersökning av marken invid en starkt trafikerad väg har visat
att en stor del av förrådet av Cu, Pb och Zn föreligger i kemiska former som lätt
kan övergå i mer lösliga former då halten NaCl stiger, redoxpotentialen sjunker
eller markens surhetsgrad ökar. Med andra ord kan vintersaltning leda till ökad
mobilisering och utlakning av tungmetaller som ansamlats i den vägnära
marken.227
Förutom med dagvatten transporteras tungmetaller även genom luftnedfall och
genom stänk till omgivande miljö.228
Vägverket har för vägdagvatten föreslagit schablonhalter för belastningsberäkning och andra användningar under svenska förhållanden (tabell 5).
Tabell 5 Förslag till schablonhalter för vägdagvatten från landsväg resp.
stadstrafik. µg/l. Medeltal (min–max). Ådt=årsdygnstrafik. Från Olvik & Nimfeldt
(2001).229
Landsväg
ådt <15 000
15 000–30 000
30 000–60 000
Stadstrafik
Pb
20 (10–50)
25 (15–60)
30 (20–70)
40 (15–70)
Zn
100 (50–275)
150 (75–350)
250 (100–600)
240 (100–350)
Cu
35 (20–70)
45 (25–90)
60 (30–120)
75 (25–110)
Cd
0,5 (0,3–0,9)
0,5 (0,3–0,9)
0,5 (0,3–0,9)
0,5 (0,3–1,0)
Mycket har skrivits om metoder för omhändertagande och behandling av
vägdagvatten230 men detta ligger utanför ämnet för denna översikt (figur 8).
227
Norrström & Jacks (1998).
Folkeson (2000), Bäckström et al. (2003).
229
Olvik & Nimfeldt (2001).
230
Folkeson (1995).
228
36
VTI rapport 512
Principiellt viktigt är emellertid att ha i minnet att bassänger, dammar och
liknande inte oskadliggör tungmetallerna; sådana anläggningar är snarare att
betrakta som uppsamlingsanordningar vars innehåll förr eller senare måste
tömmas. 231 Likaså är vegetativa metoder, liksom dammar, ett sätt att tillfälligt ta
hand om tungmetallerna och begränsa deras spridning i naturen. Avgörande är på
vilket sätt tungmetallerna slutgiltigt tas om hand.
Figur 8 Vägdagvatten är en viktig transportväg för tungmetaller från
vägtransportsystemet till den yttre miljön.
Snö som ansamlas under ett par dygn i hårdtrafikerade urbana miljöer kan ta upp
ansenliga mängder tungmetaller, t.ex. Cd, Cu, Fe, Pb och Zn. Haltökningen i snön
kan vara snabb under de första 12 timmarna efter snöfall. Metallerna är till den
helt dominerande delen bundna till organiska partiklar, främst i den grova
fraktionen (>250 mikrometer).232 I snö som ligger länge sker kemiska
omvandlingar, inte minst vid tining och återfrysning. Tungmetaller kan t.ex.
övergå i mer lösliga former och frigöras med smältvattnet. Surhetsgrad, halt
organiskt material, salthalt och temperatur är viktiga regulatorer för tungmetallers
löslighet i vatten.233 Innehåll och omvandling av tungmetallföroreningar i snö har
studerats i en svensk avhandling.234 I en norsk studie visades tungmetallhalterna
vara högre i snö från två högtrafikerade gator än från två lågtrafikerade gator i
centrum av Drammen. Snö från snöröjningen deponeras i Drammenselva, något
231
Glenn et al. (2001).
Glenn & Sansalone (2002).
233
Glenn & Sansalone (2002).
234
Lindgren (1998).
232
VTI rapport 512
37
som inte bedömdes vara olämpligt ur belastningssynpunkt, möjligen med ett
frågetecken för Cu.235
Hur och var förorenad snö från gator deponeras är en viktig kommunal fråga.
På dispens från Naturvårdsverket deponeras snö från Stockholms gator
fortfarande i stor mängd i Saltsjön och Riddarfjärden. Vissa år kan upp till
1,5 miljon m3 deponeras (figur 9). Eftersom snön kan bli liggande i gatumiljön
lång tid innan den förs bort, hinner den i många fall bli kraftigt förorenad.
Muddring sker årligen i Riddarfjärden där snön deponeras.236
Figur 9 Stora mängder förorenad snö från Stockholms gator dumpas i Saltsjön
och, som här, i Riddarfjärden.
Trots omfattande Mn-användning i kanadensisk bensin kunde något samband
mellan vägtrafik och Mn-halt i snö inte beläggas i en studie där en rad andra
metaller visade tydlig relation till trafiken.237
Sjön Padderudvann i södra Norge har blivit föremål för en mycket omfattande
långtidsstudie av biologiska effekter av föroreningsbelastning från väg E18 som
går längs sjöns norra strand. Genom åren har belastningen av tunga metaller från
trafiken varierat men över tid har ansenliga metallmängder ansamlats i sjöns
sediment. Vattnet i tillrinnande bäckar hade under det senaste provtagningsåret
(2003) alltjämt höga halter Cu och Ni men vattnet i själva sjön hade måttligt eller
obetydligt förhöjda tungmetallhalter. Sedimenten visade måttligt förhöjda halter
av As och tunga metaller (Cd, Cr, Cu, Ni, Pb och Zn) 2001; vissa metaller hade
ökat sedan 1991, andra minskat. Med undantag av Pb hade metalltillförseln till
235
Bækken & Tjomsland (2001).
Gustafsson, R. (pers. medd.).
237
Loranger et al. (1996).
236
38
VTI rapport 512
sjön ökat under de senaste 15 åren, vilket förklarades med ökande trafikvolym och
ökande metallavrinning. Författarna menar att näringsämnen och miljögifter som
under lång tid ackumulerats i bottensedimenten mycket väl kan komma att belasta
vattenmiljön vid eventuella genomgripande vattencirkulationer.238
I Padderudvann undersöktes halterna av tungmetaller (Cd, Cu, Ni och Zn) även
i gul näckros och grovnate. Halterna varierade mellan arterna och visade
svårtolkade resultat över tid och mellan olika provtagningsplatser i sjön, men de
måttligt förhöjda halterna visade överlag på förhållanden som i litteratur från
utomnordiska skulle betecknas som oförorenade.239
Vid studier av tungmetallackumulation i sediment och biologiska effekter
därav bör noteras att effekterna hos olika organismgrupper är mycket beroende av
organismernas levnadssätt. Filtrerare, sedimentätande djur och djur som betar av
påväxten på vattenväxter får naturligtvis i sig mycket olika mängd metaller trots
att de lever i samma miljö men i olika ekologiska nischer.240 Mer om toxicitet
förknippad med sediment kan läsas i översikter.241
I fältstudier av olika tungmetaller i rinnande vatten har bl.a. följande biologiska
effekter dokumenterats: reducerat artantal, minskad individtäthet, ökad förekomst
av toleranta arter.242 För tungmetallers effekter på vattendragsekosystem hänvisas
till en översikt.243
Toxiska effekter av Cd hos vattenlevande mikroorganismer, växter och
evertebrater styrs bl.a. av komplexbindning, pH, temperatur, ljusförhållanden
samt vattnets hårdhet och syrgashalt. Förekomsten av naturliga organiska
föreningar som kan komplexbinda Cd minskar metallens giftighet. Kadmium är
vanligen mer giftigt vid lågt pH än vid högt. Metallens toxicitet är högre i mjuka
än i hårda vatten, möjligen till följd av att Cd och Ca interagerar antagonistiskt
med varandra.244 Giftverkan av Cd på bl.a. fisk är förknippad med halten fria Cdjoner i vattnet.245
Sexvärt krom är mycket lösligt i grundvatten men adsorptionen av Cr(VI) ökar
med ökad surhetsgrad hos vattnet. Trevärt Cr har däremot låg löslighet och
adsorptionen ökar med minskad surhetsgrad.246
3.5.2 Platinagruppens element
Från många studier av tungmetallhalter i vägdagvatten är det känt att det finns en
s.k. first-flush-effekt. Med detta menas att dagvatten har betydligt högre
metallhalter under den första delen av ett nederbördstillfälle än under dess senare
del. Detta förhållande kan vara särskilt uttalat då nederbördstillfället föregåtts av
en lång period utan nederbörd. En sådan first-flush-effekt har även visats för
PGE.247
Halter av Pt i vatten anges i en tysk översikt.248
238
Bækken & Færøvig (2004).
Bækken & Færøvig (2004).
240
McIntosh (1991) s. 246.
241
T.ex. McIntosh (1991).
242
Litteratur citerad av Clements (1991) s. 372.
243
Clements (1991).
244
Wong (1987).
245
Sprague (1987).
246
Calder (1988).
247
Grout et al. (1999), Sansalone & Glenn (2000).
248
Lustig et al. (1997).
239
VTI rapport 512
39
Analyser av PGE-halter i sediment från en damm för behandling av dagvatten
från en motorväg i Tyskland visar för de sista åren av 1980-talet en kraftig
förhöjning av Pd, Pt och Rh i den 23-åriga lagerföljden.249
Platina och Rh som härstammar från katalysatorer visar mycket liten löslighet i
vatten.250 Olika typer av naturligt förekommande komplexbildare, t.ex.
humussyror, kan emellertid i hög grad öka fettlösligheten av PGE, särskilt för Pd.
Komplexbildande ämnen i galla från ål har visat sig öka fettlösligheten av både Pd
och Pt betydligt mer än av Rh. Författarna pekar på komplexbildning som en
viktig väg för PGE in i biota.251
Ett i PGE-sammanhang relativt tidigt arbete anger risken för grundvattenkontaminering med PGE som försumbar.252 Upplagring över tid kan tillsammans
med nytillkommande rön om rörligheten emellertid komma att ställa PGEmetallerna i annan dager i framtiden.
3.6
Mikroorganismer
3.6.1 Andra metaller än platinagruppens element
Mycket lite litteratur har påträffats som behandlar mikrobiologiska effekter av
tungmetaller emitterade från vägtrafik. Ett tidigt svenskt arbete visade på störda
nedbrytningsprocesser i barrförna invid väg E4 där blyhalten var förhöjd som
följd av trafikens emission av avgasbly.253
Från lokaler i närheten av industrianläggningar som emitterar tungmetaller,
främst Cd, Cu, Pb och/eller Zn, har störningar i omsättningen av markens
organiska material liksom störningar i olika mikrobiologiska processer, inte minst
enzymatiska processer, beskrivits i många rapporter.254
Mikroorganismer verkar vara mindre känsliga för Cd än andra akvatiska
organismgrupper; för mer information om effekter av Cd på mikroorganismer
hänvisas till en översikt.255 Mikroorganismer kan ackumulera Pb.256
Mikroorganismer anges reagera på Cr på ungefär samma sätt som högre växter
gör. Mycket återstår emellertid att undersöka beträffande hur mikroorganismer
reagerar på olika former av Cr och andra tungmetaller där tillgänglighet och
toxicitet styrs av redoxförhållandena.257 Vad gäller bakterier och alger uppges Cr
vara mindre studerat än Hg, Pb och Sn.258 Svampar i mark anges vara mindre
känsliga för Cr än vad bakterier är.259 För litteratur om Cr-effekter på bakterier
och alger hänvisas till speciallitteratur.260 Inverkan av Sb på mikrobiologiska
processer är föga studerad.261
249
Zereini & Golwer (1999).
Zereini et al. (1997a), Zereini & Golwer (1999).
251
Zimmermann et al. (2003).
252
Zereini et al. (1997b).
253
Folkeson (1979).
254
Litteratur citerad av Alloway (1995d) s. 34 och av Davies (1995) s. 219.
255
Wong (1987).
256
Baird (1995) s. 372.
257
Bartlett & James (1988) s. 290.
258
Wong & Trevors (1988).
259
Coleman (1988).
260
Coleman (1988), Loutit et al. (1988), Wong & Trevors (1988).
261
Edwards et al. (1995) s. 309.
250
40
VTI rapport 512
3.6.2 Platinagruppens element
I experiment med Salmonella typhimurium visade Pt högre mutagenicitet än Rh;
skador uppträdde på DNA. Däremot var Pd inte alls mutagent.262
3.7
Djur
3.7.1 Andra metaller än platinagruppens element
Den ovan refererade norska långtidsstudien i Padderudvann visade att halten Cd
och Zn i dammussla hade fördubblats mellan 1991 och 2001, något som hänfördes
till föroreningen från den närbelägna vägen. Filtrerare som musslor är naturligtvis
mycket utsatta för tungmetallinnehållet i sediment. Intressant nog hade blyhalten
däremot gått ner under samma tid. Kräftor hade något förhöjda halter Cd och Cr
men i abborre var halterna av olika tungmetaller i nivå med det som anses som
oförorenade förhållanden. Även för kräftor hade halten Pb minskat under
tioårsperioden.263
Olika tungmetaller som förknippas med vägtrafik varierar i biotillgänglighet.
Biotillgängligheten varierar också mycket mellan olika arter och naturligtvis
mellan de olika medier djuren lever i. Upptagningen i olika djurarter styrs av
många olika typer av faktorer; i vattenmiljöer är surhetsgrad och halt organiskt
material två viktiga faktorer. Många studier har ägnats upptagningens
samvariation med olika faktorer. I en studie där en musselart utsattes för
tungmetallhaltigt vägdamm var upptagningen av Cd, Cu, Fe, Pb och Sb
exempelvis högre i vatten med hög humushalt än i kranvatten.264
En amerikansk toxicitetsstudie visade att många alternativa vägbyggnadsmaterial, t.ex. flygaska, stålslagg och impregnerat trä, var potentiellt mycket
toxiska för alger och Daphnia (hinnkräftor) men att toxiciteten avsevärt
reducerades när materialen blandades med betong, asfalt och/eller jord.265
Funktion och toxicitet av Cr, Hg, Mo, Ni och Pb hos olika djurgrupper beskrivs
i en nyligen utgiven översikt.266 För en beskrivning av toxiska effekter av Cd, Cu,
Hg, Sn och Zn hos fisk hänvisas till en översikt från 1991267 och vad gäller Cd
och Cr till översikter från 1987268 resp 1988.269
3.7.2 Platinagruppens element
Mycket lite information finns om biotillgängligheten av PGE hos djur. Det första
belägget på att trafikgenererat Pd kan ansamlas i akvatiska djur kom 2001; ålar
som utsattes för kraftig exponering med kontaminerat vägdamm i en månad
ansamlade Pd i sin lever men inte i sina njurar.270
Året därefter kom forskargruppen med den första publikationen som visar på
att trafikgenererat PGE kan ansamlas i mussla; i försöket exponerades musslor för
kontaminerat gatudamm.271 Gruppen visade också att metalliskt Pd, Pt och Rh
förutom i mussla även tas upp i karp (lever och njure). Mest biotillgängligt var Pd.
262
Bünger et al. (1996).
Bækken & Færøvig (2004).
264
Zimmermann et al. (2002).
265
Eldin (2002).
266
Sarkar (2002).
267
Weis & Weis (1991).
268
Sprague (1987).
269
Holdway (1988).
270
Sures et al. (2001).
271
Sures et al. (2002b).
263
VTI rapport 512
41
Experimenten utfördes genom att vattenbehållare försattes dels med pulvriserat
katalysatormaterial från bilar, dels med gatudamm från en högtrafikerad gata.272
Andra studier på djur och växter i akvatisk miljö har likaså visat på högre
tillgänglighet hos Pd än hos Pt och Rh.273 Studiernas resultat pekar på behovet av
mer kunskap om biotillgängligheten av PGE.274 Forskargruppen har nyligen också
i exponeringsexperiment med katalysatormaterial (i metallisk form) visat att
hakmaskar (en maskartad tarmparasit) i ål besitter en extremt hög förmåga att
ansamla Pt och Rh till långt högre halter än de som förekommer i ålens njure.
Hade bara ålens egen vävnad analyserats, hade man inte upptäckt ackumulationen
i ålens parasit.275
Sötvattengråsuggan kan ackumulera PGE. Undersökningar och experiment
med olika typer av exponering visade intressanta skillnader. I gråsuggor från den
starkt förorenade Mölndalsån avtog halterna i ordningen Pd>Pt>Rh. Samma
ordningsföljd i ackumulationen rådde efter korttidsexponering för metallerna i
form av standardlösningar. När djuren exponerades för PGE i metallisk form (från
katalysatorer), var upptagningen av metallerna proportionell mot halterna i
katalysatormaterialen. Vid exponering för åsediment, vägdamm och vägtunneldamm följde upptagningen andra mönster. Platina var mer biotillgänglig i
sediment än i väg- och tunneldamm. Resultaten pekar tydligt på att PGE
genomgår omvandlingar i miljön vilka ökar metallernas biotillgänglighet.276 I
experiment med olika former av Pt-lösningar visade sig fyrvärd Pt mer
lättupptaget än tvåvärd Pt i vattengråsuggan.277
Att PGE i likhet med andra tunga metaller är biotillgängliga för mussla visades
i det ovan refererade experimentet. För de olika PGE avtog tillgängligheten i
ordningen Pd>Pt>Rh.278 Att Pd här kommer på första plats stämmer överens med
andra studier som anger att Pd har den största biotillgängligheten av de tre.
I ett laboratorieförsök där råttor exponerades för elementär Pt genom tillförsel
till luftstrupen kunde man visa att en viss metallupptagning skedde i lungorna och
att metallen sedan transporterades vidare till kroppsvätskor (blod, urin),
exkrementer och alla viktiga inre organ. I organen var metallen till övervägande
del bunden till proteiner.279 Även om experimentet utfördes med artificiellt
framställda Pt-partiklar liknande dem som emitteras från katalysatorer, pekar
resultaten på att uppmärksamhet måste riktas mot risken för att Pt från
katalysatorer kan vara biotillgänglig för åtminstone råttor.
3.8
Hälsoaspekter
3.8.1 Andra metaller än platinagruppens element
Under lång tid tillsattes, som nämnts, Pb till bensin till höga halter. Sedan Pb i
denna (och annan) användning fasats ut eller håller på att fasas ut, har Pb mist
mycket av den aktualitet det hade på 1970- och 1980-talen. Genom omfattande
forskningsaktivitet under den tiden finns en mycket god kunskap om både miljöoch hälsoeffekter av trafikbly. Att här sammanfatta denna litteratur ligger inte
272
Sures et al. (2002a).
Schäfer et al. (1998) citerade av Sures et al. (2002a), Claus et al. (1999).
Sures et al. (2002a).
275
Sures et al. (2003).
276
Moldovan et al. (2001).
277
Rauch et al. (2000a).
278
Zimmermann et al. (2002).
279
Artelt et al. (1999a).
273
274
42
VTI rapport 512
inom ramen för föreliggande arbete. För mer information hänvisas därför till
översikter och speciallitteratur.280 Helt kort kan nämnas att intag av Pb sker både
genom luftvägarna och via livsmedel. Bly ansamlas främst i skelett, tänder, hud
och muskler. Den långvariga upplagringen i kroppen sker främst i skelettet,
eftersom Pb2+ kemiskt liknar Ca2+. I skelett, tänder och hud är Pb relativt stabilt
och harmlöst. Även om blodet fungerar som transportör av Pb är det inte
blyfraktionen i blodet som är biologiskt aktiv och toxisk utan fraktionen i
mjukvävnad, inte minst muskler och hjärna. Bland de mest kända blyeffekterna
kan nämnas nedsatt njurfunktion, blodbrist och nervskador.281 Barn (och foster) är
känsligare än vuxna, och hos barn kan Pb störa hjärnans utveckling och bl.a. ge
inlärnings- och koncentrationssvårigheter. Ett samband mellan höga blyhalter i
blod och minskad intelligenskvot anges ha blivit visat i flera studier, även om
många andra faktorer spelar in.282 Utfasningen av Pb ur bensin återspeglas tydligt
i kraftigt avtagande blyhalter i blod hos befolkningen i amerikanska städer under
perioden 1976–1980.283 Likaså visar en långtidsstudie bland barn i Landskrona
och Trelleborg på en tydlig nedgång i Pb-halten i blod under åren 1978 till 2002
(figur 10).
Blyhalt
70
60
50
40
30
20
10
0
1970
1975
1980
1985
1990
1995
2000
2005
2010
Figur 10 Genomsnitt av blyhalter (µg/l) i blod hos 3 227 barn i Landskrona och
Trelleborg 1978–2002. Hälften av punkterna avser Landskrona, hälften
Trelleborg. Omritad efter figur från en studie utförd vid Yrkes- och
Miljömedicinska kliniken i Lund, återgiven i ”Hur påverkar miljön människors
hälsa” (2003).284
Nämnas kan att bensinblydebatten under många år på 1970- och 1980-talen var
intensiv; ”At the time of writing, the topic of lead pollution is the subject of an
intense and sometimes heated debate. The argument centres upon possible
adverse health effects arising from exposure of children to current environmental
280
Lead (1989), Fergusson (1990) s. 463 ff., s. 537 ff. och s. 569 ff.
Harrison & Laxen (1981), Hutton (1987), Baird (1995) s. 372 ff.
Lead (1998).
283
Lippmann (1990) citerad av Baird (1995) s. 372.
284
Hur påverkar miljön människors hälsa? (2003), s. 43
281
282
VTI rapport 512
43
levels of lead.” skrivs det exempelvis i förordet till en översikt från 1981.285 I en
något senare bok som behandlar blydebatten skriver författarna i förordet att ”..
lead is a topic that arouses passions well beyond that normally encountered in
scientific discourse.”286
Som ersättare för bensinblyet har man i Kanada i många år använt en
manganförening,
metylcyklopentadienylmangantrikarbonyl
(MMT),
som
antiknackningsmedel och oktanvärdeshöjare. I Nordamerika pågår sedan många år
en debatt om hälsoriskerna med användningen av denna manganförening. Mangan
är en metall som i höga doser kan ge neurologiska effekter på människan. Efter att
ha varit förbjudet i många år i USA tilläts MMT återigen som bensintillsats
1995.287 I Kanada har MMT använts i oblyad bensin sedan 1976.288 De farhågor
som rests i samband med MMT-användningen baseras främst på det faktum att
ämnet i sig är dokumenterat toxiskt samt att det finns risk för ökat intag av Mn
hos barn och hos vuxna med järnbrist. Vid förbränningen i motorn oxideras dock
MMT till manganoxider, främst Mn3O4 som binds till partiklar i luften.289 Den
amerikanska debatten om MMT har många likheter med den långdragna debatt
som föregick förbudet mot blyinblandning i bensin.290 En kanadensisk översiktsartikel redovisar exempelvis studier av mangans neurotoxicitet och lyfter fram
faran för potentiella folkhälsoeffekter av ökad användning av Mn som
bensintillsats.291 I en annan kanadensisk översikt bedöms däremot risken för
hälsoeffekter av Mn från vägtrafik vara obetydlig, möjligtvis med undantag för
vissa utsatta grupper såsom boende nära högtrafikerade vägar. Författarna anger
dock att kunskapsunderlaget är litet.292
MMT anges användas i bensin också i vissa länder i Asien, Sydamerika och
Europa 293 (möjligen t.ex. Ryssland och Slovenien294). Enligt uppgift från Svenska
Petroleum Institutet används inte MMT som bensintillsats i Sverige; enligt
drivmedelsdirektivet och standarden för bensin (EN 228) är MMT som
bensintillsats inte tillåtet inom EU.295 Kemikalieinspektionen anger dock att MMT
används som bränsletillsats i Sverige.296
I en amerikansk studie av exponeringen för metaller inne i bilar visade sig en
lång rad metaller ha förhöjda halter inne i kupén jämfört med utomhusluften,
nämligen Cr, Cu, Fe, Mn, Sr, Ti och V.297
Partikelstudier i München anger att Sb är bundet till partiklar som till största
delen kan passera larynx (struphuvudet) men endast till liten del nå alveolerna
(lungblåsorna).298
Att aktiviteterna på en bilskrotningsanläggning kan utgöra en hälsofara
uppdagades i en amerikansk beräkningsstudie som gjordes inför miljöprövningen
av en etablering av en fragmenteringsanläggning för skrotbilar i Minnesota. Bland
285
Harrison & Laxen (1981).
Lansdown & Yule (1986).
287
Davis (1999).
288
Loranger et al. (1996).
289
Baird (1995) s. 373.
290
Kaiser (2003).
291
Normandin et al. (2002).
292
Zayed et al. (1999).
293
Lynam et al. (1999).
294
Tamm (pers. medd.).
295
Tamm (pers. medd.).
296
Almkvist (pers. medd.).
297
Riediker et al. 2003.
298
Dietl et al. (1997).
286
44
VTI rapport 512
annat framhävdes hälsoriskerna till följd av förorening med Pb (jord där bildelar
lagras), Hg (bildelar, strömbrytare/kontakter) och Cr (färger och ytbehandlingskemikalier).299
Hos människan är den dominerande källan för metallexponering i regel
livsmedel.300 Höga Cd-halter i grödor till följd av gödsling med rötslam är ett
välkänt fenomen. Den toxiska verkan av Cd gäller främst njurfunktionen301 men
hög Cd-exponering kan även ge benskörhet.302 Befolkningens kadmiumexponering visar inga tecken till att minska.303 För en översikt över hälsoeffekter
av Cd hänvisas till speciallitteratur.304
Förhöjd kromupptagning kan leda till skador på hud och slemhinnor samt
cancer.305 Hälsoeffekter av sexvärt Cr är mycket studerade, särskilt i samband
med yrkesmässig Cr-exponering; här skall endast hänvisas till speciallitteratur.306
Liksom för andra organismer är metallens cancerogenicitet hos människan knuten
till Cr(VI), medan den tämligen olösliga trevärda formen av Cr knappast är
cancerogen.307
Hög nickelexponering kan ge upphov till allergi och skador på andningssystemet samt cancer.308 Molybden anses föga toxiskt för människa.309 Överintag
av Mo kan bl.a. orsaka störningar i kopparmetabolismen.310
Kvicksilver har uppmärksammats mycket i samband med försurningen av
svenska sjöar och vattendrag. Ur hälsosynpunkt är det främst risken för alltför
högt Hg-intag genom konsumtion av fisk från försurade sjöar som har väckt
farhågor. För information om emission och effekter av Hg hänvisas till
speciallitteratur.311
Intag, halter och effekter av Bi, In, Sb, Te och Tl är föga studerade.312 Barium
anses ha toxikologiskt intresse.313
3.8.2 Platinagruppens element
Hälsoeffekter av luftexponering för PGE är fortfarande mycket lite studerade314
och föremål för vetenskaplig diskussion.315
Hälsoeffekter av Pd är hittills knappast studerade alls men mycket låga doser
av Pd i jonform kan orsaka allergiska reaktioner hos känsliga individer.316
Möjligen är Ni-allergiska personer särskilt känsliga även för Pd.317 Palladium och
Rh uppges ha mindre cytotoxiska och mutagena effekter än Pt.318
299
Belluck et al. (1997).
Järup et al. (1998), Baird (1995) s. 378, Walterson (1999) s. 214.
301
Alloway (1995a) s. 122.
302
Järup et al. (1998), s. 7.
303
Järup et al. (1998), s. 7.
304
Fergusson (1990) s. 548 ff samt Järup et al. (1998).
305
Litteratur citerad av Walterson (1999) s. 215.
306
Nieboer & Shaw (1988), Yassi & Nieboer (1988), Kortenkamp (1997), Stearns & Wetterhahn (1997).
307
Nieboer & Shaw (1988), Yassi & Nieboer (1988).
308
Litteratur citerad av Walterson (1999) s. 215.
309
Stiefel & Murray (2002).
310
Litteratur citerad av Walterson (1999) s. 215.
311
T.ex. Lindberg (1987), Fergusson (1990) s. 472 och 542 ff. samt Steinnes (1995).
312
Fergusson (1990) s. 526 och 558 ff.
313
WHO (1990) som citeras i Monaci & Bargagli (1997).
314
Gómez et al. (2002), Moldovan et al. (2002), Iavicoli et al. (2004).
315
Rosner & Merget (1999), Moldovan et al. (2002), Bocca et al. (2003).
316
Wataha & Hanks (1996) citerade av Rauch & Morrison (2001).
317
Kielhorn et al. (2002).
318
Bünger et al. (1996) citerade av Rauch & Morrison (2001).
300
VTI rapport 512
45
Luftburna partiklar som innehåller PGE från katalysatorer föreligger till
övervägande del i fraktionen över 10 µm och alltså inte i respirabel form.319
En tysk studie visade visserligen en kraftig ökning av luftens halter av Pt och
Rh över en 10-årsperiod men hälsorisker ansågs knappast föreligga.320
En studie utförd bland manliga och kvinnliga poliser i Rom visade att Pt-halten
i blod inte var högre hos poliser som brukade tjänstgöra ute i trafiken på gator
med medelstor trafikvolym jämfört med kollegor med inomhustjänstgöring.
Däremot var halten högre hos äldre (>40 år) än hos yngre poliser. I den
undersökta gruppen som helhet var halterna Pt i blodet högre jämfört med vad
som rapporterats från studier bland t.ex. buss- och taxiförare.321
De halter av Pt och Rh som uppmättes i luften på olika platser i Rom var tre
tiopotenser lägre än vad författarna angav som ”säkra” halter med avseende på
hälsa.322
En omfattande studie i europeiska städer anger att halterna av PGE i stadsluft
fortfarande är tre tiopotenser lägre än den gräns (ca 100 ng/m3) där hälsoeffekter
hos befolkningen anses kunna uppträda.323 Eftersom Pd och Rh anses vara mindre
giftiga än Pt och halterna av de tre metallerna ligger i samma storleksordning, kan
hälsorisken med Pd och Rh bedömas vara mindre än för Pt.324 En studie anger
emellertid att Pd och Rh från avgaser har högre löslighet i sura medier än vad Pt
har.325
En tysk medicinsk utvärdering av risken för hälsoeffekter av PGE anger att
dagens exponering för PGE från katalysatorer är så låg att ingen folkhälsorisk
föreligger. De mest troliga vägarna för upptagning bedöms vara intag av PGEkontaminerat damm och, i andra hand, inandning. De effekter som skulle kunna
tänkas uppstå ligger inom områdena cancer och sensibilisering.326 Andra tyska
utvärderingar anger likaså en närmast obefintlig risk för folkhälsoeffekter av
exponering för katalysator-PGE; halterna i luft anges vara minst 2 storleksordningar lägre än den ”kritiska” nivå där effekter skulle kunna uppträda.327 För
Pt har författarna föreslagit ett ”guidance value” på 15–150 ng/m3 luft, där det
undre värdet är satt för att täcka in känsliga befolkningsgrupper. Även om de
fåtaliga uppgifterna om toxiciteten för Ir inte tyder på någon hälsorisk beträffande
denna metall, anser författarna att metallen, med hänsyn till sin relativt höga
flyktighet, kan komma att behöva studeras ur hälsosynpunkt om metallens
användning i katalysatorer kommer att öka.328
Att övriga PGE alltmer ersätts av Pd har ur ett hälsoperspektiv bedömts som
positivt.329
För information om halter av olika PGE i kroppsvätskor hänvisas till
speciallitteratur.330
319
Artelt et al. (1999a), Artelt et al. (1999b).
Zereini et al. (2001).
321
Iavicoli et al. (2004).
322
Bocca et al. (2003).
323
Gómez et al. (2002).
324
Gómez et al. (2002).
325
Moldovan et al. (1999) citerade av Gómez et al. (2002).
326
Gebel (1999).
327
Rosner & Merget (1999), Merget & Rosner (2001).
328
Merget & Rosner (2001).
329
Bünger et al. (1996).
330
Lustig et al. (1997).
320
46
VTI rapport 512
4
Diskussion
Förekomsten av platinagruppens element i miljön har drastiskt ökat under den tid
dessa metaller har varit i bruk i katalysatorer i bilar. Kunskapen om förekomsten
av katalysatormetaller i miljön samt miljö- och hälsoeffekter av dem har också
ökat påtagligt de senaste åren. Svenska forskare (i Göteborg) var tidigt ute med
publikationer på detta område. När det gäller metallhalter av den storleksordning
som platinagruppens element föreligger i i miljön måste man beakta de
analyssvårigheter som är förknippade med mätningarna. Tidiga haltuppgifter bör
bedömas med detta i åtanke. Mätanalytiska problem diskuteras bl.a. i Sébastien
Rauchs doktorsavhandling 2001.331
Många forskningsrapporter har påpekat att uppmärksamhet måste riktas mot
potentiella miljö- och hälsoeffekter av PGE-metallerna. Även om ingen
informationssökning i allmänna medier ingått i föreliggande arbete, kan det
noteras att åtminstone den svenska debatten om miljö- och hälsoeffekter av
katalysatormetaller inte varit särskilt livaktig.
När katalysatorerna förslits, frigörs katalysatormetallerna i form av partiklar.
Under de allra senaste åren har intresset för avgas- och beläggningspartiklar varit
stort, inte minst till följd av miljökvalitetsnormen för partiklar i luft (som trädde i
kraft 1 januari 2005). Intresset är främst knutet till partiklarnas hälsoeffekter. Med
tanke på PGE-metallernas förmåga att associeras till avgas- och beläggningspartiklar och därigenom göras tillgängliga för transport in i andningsvägarna hos
människan, borde betydligt större uppmärksamhet riktas mot katalysatormetallernas hälsoeffekter än vad ännu är fallet i Sverige. Tilläggas kan att de
halter som PGE föreligger i även i hårt trafikbelastad tätortsmiljö är mycket låga
och ligger betydligt under etablerade gränsvärden utomlands. Samtidigt måste
man vara medveten om att gränsvärden i många fall är satta utefter politisktekonomiskt gångbara kriterier. Vidare måste ett halt- eller dostänkande alltid
kombineras med ett belastningstänkande där effekter av långvarig belastning eller
exponering ligger till grund för bedömningen av miljö- eller hälsoriskerna.
Bland de PGE som används i katalysatorer verkar Pd vara den metall som
lättast kan mobiliseras i markmiljö. Genom denna mobilisering öppnas potentiellt
vägen för denna metall in i biosfären. Särskilt om användningen av Pd som
katalysatormetall kommer att öka, bör ökad forskningsverksamhet inriktas mot
riskerna med ökad spridning av denna metall i miljön.
Platinagruppens metaller är liksom andra tunga metaller persistenta; till
skillnad mot många organiska miljögifter bryts de inte ner. Litteraturen visar
också att PGE liksom andra tunga metaller ackumuleras i miljön. Det är befogat
att betona de farhågor som flera vetenskapliga publikationer framfört när det
gäller långsiktiga miljöeffekter av den upplagring av PGE som sker till följd av
användningen av katalysatorer. Både ur miljö- och hälsosynpunkt vore det befogat
att tillämpa försiktighetsprincipen i fråga om användningen av katalysatormetaller. Mot PGE-metallernas potentiella giftighet står dock naturligtvis de
miljö- och hälsovinster katalysatoranvändningen otvetydigt har.
Ur ett naturresursperspektiv är det också angeläget att uppmärksamma den
snabba förbrukning av naturresurser som den accelererande användningen av
platinagruppens metaller i katalysatorer utgör. Debatten om detta har pågått en tid
331
T.ex. Rauch et al. (2000b).
VTI rapport 512
47
utomlands; ett kretsloppstänkande har börjat vinna insteg och praktiska
återvinningsåtgärder har börjat vidtas. Detta förefaller befogat, inte bara ur ett rent
knapphetsperspektiv utan även i betraktande av de omfattande miljöproblem som
är förknippade med brytningen av dessa metaller.
När tillgången på PGE-metaller blir alltmer knapp uppkommer ett behov av
andra kemiska ämnen eller andra tekniska lösningar för avgasrening. Likaså
kommer nya tekniker inom bränsle- och fordonsområdena att föra med sig ett
behov av användning av andra kemiska ämnen. Även i dessa fall är det viktigt att
miljöforskningen och den medicinska vetenskapen tidigt uppmärksammar
riskerna med dessa ämnens användning i stor skala.
Bensinblydebatten för några decennier sedan resulterade i utfasning av bly i
bensin och många andra användningar. Den debatt om mangananvändningen i
bensin som i Nordamerika följde på utfasningen av bly pekar på oron för
hälsoeffekter när nya kemikalier införs i teknosfären. Veterligen är mangan dock
inte aktuellt som bensintillsats i Sverige.
Vad gäller de tidigare väldokumenterade tunga metallerna kan det konstateras
att vägtransportsystemet omsätter ansenliga mängder tungmetaller som förr eller
senare kommer att överföras från teknosfären till den yttre miljön. I olika delar av
den yttre miljön kommer upplagringen av en lång rad metaller med ursprung i
vägtransportsystemet att fortgå under mycket lång tid. Omhändertagande av
exempelvis dagvatten så att tillförseln av tungmetaller till recipienter begränsas är
i och för sig en viktig och riktig åtgärd. Emellertid innebär många hittills använda
metoder för omhändertagande av dagvatten i realiteten endast ett uppehållande
försvar. Det som verkligen är betydelsefullt är var tungmetallerna slutligen
hamnar. Samtidigt vore det naturligtvis betydligt bättre om själva införseln av
tungmetaller i teknosfären kunde begränsas. Tilläggas kan att vattendirektivet
kommer att ställa hårda krav på vägtransportsystemet så att vattnens status inte
försämras till följd av tillförsel av bl.a. tunga metaller från vägar och trafik.
Miljöeffekterna av korttidsexponering för tungmetaller och upplagring på kort
och medellång sikt är rätt väl kända. Vad som är mindre uppmärksammat är
potentiella miljöeffekter på riktigt lång sikt av den delvis diffusa men areellt
omfattande tungmetallbelastning som blir resultatet av användningen av
tungmetaller i fordon, vägmaterial, vägutrustning och andra komponenter i
vägtransportsystemet. Likaså är hälsoeffekterna av mycket långvarig exponering
av tungmetaller inklusive PGE i kombination med annan miljögiftsbelastning föga
kända.
48
VTI rapport 512
5
Kunskapsbehov
Litteraturgenomgången ger vid handen att det finns ett kunskapsbehov bland
annat i fråga om:
•
•
•
•
•
•
•
•
Diskrepans i PGE-emissionen mellan laboratorieförhållanden och reella
körförhållanden på väg
Emission av PGE från felfungerande eller saboterade katalysatorer
Miljöeffekter av den långsiktiga ackumuleringen av PGE i olika delar av
den yttre miljön
Rörligheten hos Pd i mark och vatten
Möjligheten till förbisedda problem med hälsoeffekter av PGE associerade
till avgas- och/eller beläggningspartiklar
Hälsoeffekter av upplagring på lång sikt av PGE i den yttre miljön
Behovet av åtgärder inom vägtransportsystemet för att säkerställa god
vattenstatus enligt vattendirektivet
Miljö- och hälsoeffekter av diffus och lågintensiv men areellt omfattande
tungmetallbelastning från vägtransportsystemet.
VTI rapport 512
49
6
Citerade källor
* Asterisk anger referens av översiktskaraktär.
*Alloway, B. J. 1995a. Cadmium. – I: Alloway, B. J. (ed.), Heavy metals in
soils, 2nd edition, s. 122–51. – Blackie Academic & Professional. London.
*Alloway, B. J. (ed.) 1995b. Heavy metals in soils, 2nd edition. – Blackie
Academic & Professional. London. 368 sid.
*Alloway, B. J. 1995c. The origins of heavy metals in soils. – I: Alloway, B. J.
(ed.), Heavy metals in soils, 2nd edition, s. 38–57. – Blackie Academic &
Professional. London.
*Alloway, B. J. 1995d. Soil processes and the behaviour of metals. – I:
Alloway, B. J. (ed.), Heavy metals in soils, 2nd edition, s. 11–37. – Blackie
Academic & Professional. London.
Almkvist, Åsa, Kemikalieinspektionen, personligt meddelande (e-post) 2004-1108.
Appleman, B. R. 1998. Removing lead paint from bridges: Costs and
practices. – Journal of Protective Coatings & Linings 15(9): 64–74.
Artelt, S., Creutzenberg, O., Kock, H., Levsen, K., Nachtigall, D., Heinrich, U.,
Rühle, T. & Schlögl, R. 1999a. Bioavailability of fine dispersed platinum as
emitted from automotive catalytic converters: a model study. – Science of
the Total Environment 228(2–3): 219–42.
Artelt, S., König, H.-P., Levsen, K. & Rosner, G. 1999b. Quantitative
Motorstand-Reihenuntersuchungen zur Bestimmung der Platinemissionen
aus Automobilabgaskatalysatoren. – I: Zereini, F. (ed.), Emissionen von
Platinmetallen. Analytik, Umwelt- und Gesundheitsrelevanz, s. 117–28. –
Springer. Berlin.
*Baird, C. 1995. Environmental chemistry. – W. H. Freeman & Co. New York.
484 sid.
*Bartlett, R. J. & James, B. R. 1988. Mobility and bioavailability of chromium
in soils. – I: Nriagu, J. O. & Nieboer, E. (ed.), Chromium in the natural and
human environments, s. 267–304. Advances in Environmental Science and
Technology vol. 20. – John Wiley & Sons. New York.
*Beeby, A. 1991. Toxic metal uptake and essential metal regulation in
terrestrial invertebrates: A review. – I: Newman, M. C. & McIntosh, A. W.
(ed.), Metal Ecotoxicology. Concepts & Applications, s. 65–89. – Lewis
Publishers. Chelsea, Michigan.
Belluck, D. A., Lynott, W. J. & Benjamin, S. L. 1997. Human and ecological
health risks from heavy metals and other substances released to the
envioronment from metal shredders. – I: Hadjiliadis, N. D. (ed.), Cytotoxic,
mutagenic and carcinogenic potential of heavy metals related to human
environment, s. 363–73. – Kluwer Academic Publishers. Dordrecht.
Beyer, J.-M., Zereini, F., Artelt, S. & Urban, H. 1999. Platinkonzentrationen in
Staubproben aus Frankfurt am Main und Umgebung. – I: Zereini, F. (ed.),
Emissionen von Platinmetallen. Analytik, Umwelt- und Gesundheitsrelevanz,
sid. 131–45. – Springer. Berlin.
Bocca, B., Petrucci, F., Alimonti, A. & Caroli, S. 2003. Traffic-related platinum
and rhodium concentrations in the atmosphere of Rome. – Journal of
Environmental Monitoring 5(4): 563–8.
50
VTI rapport 512
Bohemen, H. D. van & Janssen van de Laak, W. H. 2003. The influence of road
infrastructure and traffic on soil, water, and air quality. – Environmental
Management 31(1): 50–68.
Bünger, J., Stork, J. & Stalder, K. 1996. Cyto- and genotoxic effects of
coordination complexes of platinum, palladium and rhodium in vitro. –
International Archives of Occupational and Environmental Health 69(1):
33–8.
Bäckström, M., Nilsson, U., Håkansson, K., Allard, B. & Karlsson, S. 2003.
Speciation of heavy metals in road runoff and roadside total deposition. –
Water, Air, and Soil Pollution 147: 343–366.
Bäckström, M., Karlsson, S., Bäckman, L., Folkeson, L. & Lind. B. 2004.
Mobilisation of heavy metals by deicing salts in a roadside environment. –
Water Research 38(3): 720–32.
Bækken, T. & Tjomsland, T. 2001. Trafikkforurenset snø i Drammen sentrum.
Konsekvenser av snødumping for vann- og sedimentkvalitet i
Drammenselva. – NIVA Rapport LNR 4460-2001. Oslo.
Bækken, T. & Færøvig, P. J. 2004. Effekter av vegforurensninger på
vannkvalitet og biologi i Padderudvann. – Vegdirektoratet, Teknologiavdelingen, Publikasjon 106. Oslo.
*Calder, L. M. 1988. Chromium contamination of groundwater. – I: Nriagu, J.
O. & Nieboer, E. (ed.), Chromium in the natural and human environments, s.
215–29. Advances in Environmental Science and Technology vol. 20. – John
Wiley & Sons. New York.
Cal-Prieto, M. J., Carlosena, A., Andrade, J. M., Martínez, M. L., Muniategui, S.,
López-Mahía, P. & Prada, D. 2001. Antimony as a tracer of the
anthropogenic infuence on soils and estuarine sediments. – Water, Air, and
Soil Pollution 129: 333–48.
Caselles, J. 1998. Levels of lead and other metals in citrus alongside a motor
road. – Water, Air, and Soil Pollution 105: 593–602.
Chiaradia, M. & Cupelin, F. 2000. Gas-to-particle conversion of mercury,
arsenic and selenium through reactions with traffic-related compounds
(Geneva)? Indications from lead isotopes. – Atmospheric Environment 34:
327–32.
Cicchella, D., De Vivo, B. & Lima, A. 2003. Palladium and platinum
concentration in soils from the Napoli metropolitan area, Italy: possible
effects of catalytic exhausts. – Science of the Total Environment 308:
121–31.
Cinti, D., Angelone, M., Masi, U. & Cremisini, C. 2002. Platinum levels in
natural and urban soils from Rome and Latium (Italy): Significance for
pollution by automobile catalytic converter. – Science of the Total
Environment 293(1–3): 47–57. Abstract.
Claus, T., Zereini, F. & Urban, H. 1999. Verteilung und Konzentrationen von
Platin, Palladium und Rhodium in Umweltmaterialien an der
Bundesautobahn A 5 (Akm 459–Akm 524). – I: Zereini, F. (ed.), Emissionen
von Platinmetallen. Analytik, Umwelt- und Gesundheitsrelevanz, s. 147–59. –
Springer. Berlin.
*Clements, W. H. 1991. Community responses of stream organisms to heavy
metals: A review of observational and experimental approaches. – I:
Newman, M. C. & McIntosh, A. W. (ed.), Metal Ecotoxicology. Concepts &
Applications, s. 363–91. – Lewis Publishers. Chelsea, Michigan.
VTI rapport 512
51
*Coleman, R. N. 1988. Chromium toxicity: Effects on microorganisms with
special reference to the soil matrix. – I: Nriagu, J. O. & Nieboer, E. (ed.),
Chromium in the natural and human environments, s. 335–50. Advances in
Environmental Science and Technology vol. 20. – John Wiley & Sons. New
York.
*Cotton, F. A. & Wilkinson, G. 1972. Advanced inorganic chemistry. A
comprehensive text. 3rd ed. – Interscience Publishers. New York. 1 145 sid.
Cubelic, M., Pecoroni, R., Schäfer, J., Eckhardt, J.-D., Berner, Z. & Stüben, D.
1997. Verteilung verkehrsbedingter Edelmetallimmissionen in Böden. –
Umweltwissenschaften und Schadstoff-Forschung 9(5): 249–58.
*Davies, B. E. 1995. Lead. – I: Alloway, B. J. (ed.), Heavy metals in soils, 2nd
edition, s. 206–23. – Blackie Academic & Professional. London.
Davis, J. M. 1999. Inhalation health risks of manganese: an EPA perspective.
– NeuroToxicology 20(2–3): 511–8.
Dietl, C., Reifenhäuser, W. & Peichl, L. 1997. Association of antimony with
traffic – occurrence in airborne dust, deposition and accumulation in
standardized grass cultures. – Science of the Total Environment 205:
235–44.
Dirksen, F., Zereini, F., Skerstupp, B. & Urban, H. 1999. PGE-Konzentrationen
in Böden entlang der Autobahnen A 45 und A 3 im Vergleich zu Böden im
Einflußbereich der edelmetallverarbeitenden Industrie in Hanau. – I:
Zereini, F. (ed.), Emissionen von Platinmetallen. Analytik, Umwelt- und
Gesundheitsrelevanz, s. 161–9. – Springer. Berlin.
Djingova, R., Kovacheva, P., Wagner, G. & Markert, B. 2003. Distribution of
platinum group elements and other traffic related elements among
different plants along some highways in Germany. – Science of the Total
Environment 308: 235–46.
Dongarrá, G., Varrica, D. & Sabatino, G. 2003. Occurrence of platinum,
palladium and gold in pine needles of Pinus pinea L. from the city of
Palermo (Italy). – Applied Geochemistry 18: 109–16.
Eckhardt, J.-D. & Schäfer, J. 1999. Pflanzenverfügbarkeit, Boden – Pflanze
Transfer. – I: Zereini, F. (ed.), Emissionen von Platinmetallen. Analytik,
Umwelt- und Gesundheitsrelevanz, s. 229–37. – Springer. Berlin.
*Edwards, R., Lett, N. W & Jones, K. C. 1995. Other less abundant elements of
potential environmental significance. – I: Alloway, B. J. (ed.), Heavy metals
in soils, 2nd edition, s. 306–52. – Blackie Academic & Professional. London.
Eldin, N. N. 2002. Road construction: Materials and methods. – Journal of
Environmental Engineering 128(5): 423–30.
Eriksson, Ö. 2004. Dagvattenfrågorna får ökad aktualitet. – Aktuellt om gator
och trafik. – Svenska Kommunförbundet, Gatu- & fastighetssektionen,
2004:60. Stockholm.
Fauser, P., Tjell, J. C., Mosbæk, H. & Pilegaard, K. 2002. Tire-tread and
bitumen particle concentrations in aerosol and soil samples. – Petroleum
Science and Technology 20(1&2): 127–41.
*Fergusson, J. E. 1990. The heavy elements. Chemistry, environmental impact
and health effects. – Pergamon Press. Oxford. 614 sid.
Fisher, M. M. & Mark, F. E. 1999. The role of plastics in automotive shredder
residue (ASR): Characterization and environmental assessment. – SAE
Technical Paper Series, 1999-01-0664. Society of Automotive Engineers.
52
VTI rapport 512
International Congress and Exposition, Detroit, Michigan, 1–4 March 1999. 11
sid.
*Folkeson, L. 1976. Bly, särskilt avgasbly, i den terrestra miljön. –
Upplagring och ekologiska effekter. Litteraturöversikt. – Statens
Naturvårdsverk PM 794. Solna. 103 sid.
Folkeson, L. 1979. Effekter av tungmetallförorening på nedbrytningsprocesser i skogsmark. V. Avgasbly. – SNV PM 1180. Solna.
*Folkeson, L. 1994. Miljöeffekter av vägdagvatten. Litteraturöversikt. – VTI
rapport 391. Linköping.
*Folkeson, L. 1995. Dagvattenhantering. – I: Miljöanpassad gatuskötsel, sid.
71–85. – Svenska Kommunförbundet. Stockholm.
Folkeson, L. (ed.). 2000. Pollution from roads and vehicles and dispersal to
the local environment: Monitoring of 14 case studies. – POLMIT (Pollution
of Groundwater and Soil by Road and Traffic Sources: Dispersal Mechanisms,
Pathways and Mitigation Measures). RO-97-SC.1027. – EC Transport RTD
Programme of the 4th Framework Programme. Draft report, Deliverable D3.
Gebel, T. 1999. Toxikologisches Gefährdungspotential der Platingruppenelemente Platin, Palladium und Rhodium. – I: Zereini, F. (ed.), Emissionen
von Platinmetallen. Analytik, Umwelt- und Gesundheitsrelevanz, s. 229–37. –
Springer. Berlin.
German, J. & Svensson, G. 2001. Street sweeping as a pollutant control
measure. – 4th International Conference on Innovative Technologies in Urban
Drainage, 25–27 June 2001, Lyon.
Glenn, D. W. III, Liu, D. & Sansalone, J. J. 2001. Influence of highway runoff
chemistry, hydrology, and residence time on nonequilibrium partitioning
of heavy metals. – Transportation Research Record 1755, Paper 01-0336.
Glenn, D. W. III & Sansalone, J. J. 2002. Accretion and partitioning of heavy
metals associated with snow exposed to urban traffic and winter storm
maintenance activities. II. – Journal of Environmental Engineering 128(2):
167–85.
Gómez, B., Palacios, M. A., Gómez, M., Sanchez, J. L., Morrison, G., Rauch, S.,
McLeod, C., Ma, R., Caroli, S., Alimonti, A., Petrucci, F., Bocca, B.,
Schramel, P., Zischka, M., Petterson, C. & Wass, U. 2002. Levels and risk
assessment for humans and ecosystems of platinum-group elements in the
airborne particles and road dust of some European cities. – Science or the
Total Environment 299(1–3):1–19.
Grout, H., Wiesner, M. R. & Bottero, J.-Y. 1999. Analysis of colloidal phases in
urban stormwater runoff. – Environmental Science and Technology 33(6):
831–9.
*Gustafsson, M. 2001. Icke-avgasrelaterade partiklar i vägmiljön. Litteraturöversikt. – VTI meddelande 910. Linköping.
*Gustafsson, M. 2002. Väg- och gaturengöring som åtgärd mot höga
partikelhalter orsakade av vägdamm. – VTI meddelande 938. Linköping.
Gustafsson, Rolf. Gatu- och fastighetskontoret, Stockholms stad, muntlig
information 2005-03-17.
*Harrison, R. M. & Laxen, D. P. H. 1981. Lead pollution. Causes and control. –
Chapman and Hall. London & New York. 168 sid.
Harrison, R. M., Tilling, R., Romero, M. S. C., Harrad, S. & Jarvis, K. 2003. A
study of trace metals and polycyclic aromatic hydrocarbons in the
VTI rapport 512
53
roadside environment. – Atmospheric Environment 37(17): 2391–2402.
(abstract).
*Holdway, D. A. 1988. The toxicity of chromium to fish. – I: Nriagu, J. O. &
Nieboer, E. (ed.), Chromium in the natural and human environments, s.
369–97. Advances in Environmental Science and Technology vol. 20. – John
Wiley & Sons. New York.
Huang, X., Olmez, I., Aras, N. K. & Gordon, G. E. 1994. Emissions of trace
elements from motor vehicles: Potential marker elements and source
composition profile. – Atmospheric Environment 28(8): 1385–91.
Hughes, L. S., Cass, G. R., Gone, J., Ames, M. & Olmez, I. 1998. Physical and
chemical characterization of atmospheric ultrafine particles in the Los
Angeles area. – Environmental Science and Technology 32(9): 1153–61.
Humphrey, D. N. & Katz, L. E. 2000. Water-quality effects of tire shreds
placed above the water table. – Transportation Research Record 1714, paper
00-0892.
Hur påverkar miljön människors hälsa? Mått och resultat från miljöövervakningen. 2003. – Naturvårdsverket Rapport 5325. Stockholm.
Hutchinson, E. J. & Pearson, P. J. G. 2004. An evaluation of the environmental
and health effects of vehicle exhaust catalysts in the United Kingdom. –
Environmental Health Perspectives 112(2): 132–41. (abstract)
*Hutchinson, T. C. & Meema, K. M. (ed.). 1987. Lead, mercury, cadmium and
arsenic in the environment. – Scope 31. – Scientific Committee on Problems
of the Environment (SCOPE) of the International Council of Scientific Unions
(ICSU). Wiley & Sons. 360 sid.
*Hutton, M. 1987. Human health concerns of lead, mercury, cadmium and
arsenic. – I: Hutchinson, T. C. & Meema, K. M. (ed.), Lead, mercury,
cadmium and arsenic in the environment. – Scope 31. – Scientific Committee
on Problems of the Environment (SCOPE) of the International Council of
Scientific Unions (ICSU), sid. 53–68. Wiley & Sons.
Iavicoli, I., Bocca, B., Petrucci, F., Senofonte, O., Carelli, G., Alimonti, A. &
Caroli, S. 2004. Biomonitoring of traffic police officers exposed to airborne
platinum. – Occupational and Environmental Medicine 61(7): 636–9.
Jarvis, K. E., Parry, S. J. & Piper, J. M. 2001. Temporal and spatial studies of
autocatalyst-derived platinum, rhodium, and palladium and selected
vehicle-derived trace elements in the environment. – Environmental Science
and Technology 35(6): 1031–6.
*Järup, L. (ed.), Berglund, M., Elinder, C. G., Nordberg, G. & Vahter, M. 1998.
Health effects of cadmium exposure – a review of the literature and a risk
estimate. – Scandinavian Journal of Work, Environment & Health 24,
Supplement 1. 52 sid.
Kaiser, J. 2003. Manganese: A high-octane dispute. – Science 300(5621):
926–8.
Kanschat, A. 1996. Masugnsslagg i vägar. Fördelar och begränsningar med
hyttsten som vägmaterial. – Examensarbete, Institutionen för samhällsbyggnadsteknik, Avdelningen för trafikteknik, Tekniska högskolan i Luleå, 1996:
162 E.
*Kiekens, L. 1995. Zinc. – I: Alloway, B. J. (ed.), Heavy metals in soils, 2nd
edition, s. 284–305. – Blackie Academic & Professional. London.
54
VTI rapport 512
*Kielhorn, J., Melber, C., Keller, D. & Mangelsdorf, I. 2002. Palladium – A
review of exposure and effects to human health. – International Journal of
Hygiene and Environmental Health 205(6): 417–32.
*Kortenkamp, A. 1997. Approaches to the biological monitoring of
chromium(VI) exposed individuals. – I: Hadjiliadis, N. D. (ed.), Cytotoxic,
mutagenic and carcinogenic potential of heavy metals related to human
environment, s. 35–53. – Kluwer Academic Publishers. Dordrecht.
*Kvicksilver i Sverige. Problem och åtgärder. 1991. – Naturvårdsverket
informerar. Solna.
Kylander, M. E., Rauch, S., Morrison, G. M. & Andam, K. 2003. Impact of
automobile emissions on the levels of platinum and lead in Accra, Ghana.
– Journal of Environmental Monitoring 5(1): 91–5. (abstract)
Kümmerer, K., Helmers, E., Hubner, P., Mascart, G., Milandri, M., Reinthaler, F.
& Zwakenberg, M. 1999. European hospitals as a source for platinum in
the environment in comparison with other sources. – Science of the Total
Environment 225(1–2): 155–65.
König, H. P., Hertel, R. F., Koch, W. & Rosner, G. 1992. Determination of
platinum emissions from a three-way catalyst-equipped gasoline engine. –
Atmospheric Environment 26A(5): 741–5.
*Landner, L. & Lindeström, L. 1998. Zinc in society and in the environment.
An account of the facts on fluxes, amounts and effects of zinc in Sweden. –
Swedish Environmental Research Group (MFG). Kil. 160 sid.
*Lansdown, R. & Yule, W. 1986. The lead debate: The environment,
toxicology and child health. – Croom Helm. London & Sydney. 286 sid.
Laschka, D. & Nachtwey, M. 1997. Platinum in municipal sewage treatment
plants. – Chemosphere 34(8): 1803–12.
Laschka, D. & Nachtwey, M. 1999. Platin in kommunalen Kläranlagen. – I:
Zereini, F. (ed.), Emissionen von Platinmetallen. Analytik, Umwelt- und
Gesundheitsrelevanz, s. 171–9. – Springer. Berlin.
Laschka, D., Nachtwey, M., Wäber, M., Dietl, C. & Peichl, L. 1999.
Biomonitoring verkehrsbedingter Platin-Immissionen. – I: Zereini, F. (ed.),
Emissionen von Platinmetallen. Analytik, Umwelt- und Gesundheitsrelevanz,
s. 181–9. – Springer. Berlin.
*Lead. 1998. – Expert Panel on Air Quality Standards. Department of the
Environment, Transport and the Regions. The Stationery Office. London. 20
sid.
*Lead – Environmental aspects. 1989. – Environmental Health Criteria, Vol.
85. – WHO. Genève. 106 sid.
Legret, M., Demare, D., Colandini, V., Balades, J.-D. & Madiec, H. 1993.
Behaviour of metallic pollutants in a pervious road construction. – I: Sixth
International Conference on Urban Storm Drainage, Niagara Falls, Ontario,
Canada, September 12–17 1993. Proceedings Vol II: 1201–6.
Legret, M. & Colandini, V. 1999. Effects of a porous pavement with reservoir
structure on runoff water: Water quality and fate of heavy metals. – Water
Science and Technology 39(2): 111–7.
Legret, M., Nicollet, M., Miloda, P., Colandini, V. & Raimbault, G. 1999.
Simulation of heavy metal pollution from stormwater infiltration through
a porous pavement with reservoir structure. – Water Science and
Technology 39(2): 119–25.
VTI rapport 512
55
Legret, M. & Pagotto, C. 1999. Evaluation of pollutant loadings in the runoff
waters from a major rural highway. – Science of the Total Environment
235: 143–50.
Leśniewska, B. A., Godlewska-Źyłkiewicz, B., Bocca, B., Caimi, S., Caroli, S. &
Hulanicki, A. 2004. Platinum, palladium and rhodium content in road dust,
tunnel dust and common grass in Białystok area (Poland): a pilot study. –
Science of the Total Environment 321: 93–104.
Limbeck, A., Rendl, J., Heimburger, G., Kranabetter, A. & Puxbaum, H. 2004.
Seasonal variation of palladium, elemental carbon and aerosol mass
concentrations in airborne particulate matter. – Atmospheric Environment
38: 1979–87.
*Lindberg, S. 1987. Mercury. – I: Hutchinson, T. C. & Meema, K. M. (ed.).
Lead, mercury, cadmium and arsenic in the environment. – Scope 31. –
Scientific Committee on Problems of the Environment (SCOPE) of the
International Council of Scientific Unions (ICSU), s. 17–33. Wiley & Sons.
Lindgren, Å. 1998. Road construction materials as a source of pollutants. –
Doctoral thesis. Department of Environmental Engineering, Division of Traffic
Engineering, Luleå University of Technology, 1998:05. Luleå.
Loranger, S., Tétrault, M., Kennedy, G. & Zayed, J. 1996. Manganese and other
trace elements in urban snow near an expressway. – Environmental
Pollution 92(2): 203–11.
*Loutit, M., Bremer, P. & Aislabie, J. 1988. The significance of the interactions
of chromium and bacteria in aquatic habitats. – I: Nriagu, J. O. & Nieboer,
E. (ed.), Chromium in the natural and human environments, s.
317–34. Advances in Environmental Science and Technology vol. 20. – John
Wiley & Sons. New York.
Lustig, S., Schierl, R., Alt, F., Helmers, E. & Kümmerer, K. 1997. Deposition,
Verteilung sowie Bedeutung für den Menschen und sein Nahrungsnetz. –
Umweltwissenschaften und Schadstoff-Forschung 9(3): 149–52.
Lustig, S. & Schramel, P. 1999. Zum Transformationsverhalten Kfzemittierten Platins in einem Boden und Platinaufnahme durch Pflanzen. –
I: Zereini, F. (ed.), Emissionen von Platinmetallen. Analytik, Umwelt- und
Gesundheitsrelevanz, sid. 239–47. – Springer. Berlin.
Lynam, D. R., Roos, J. W., Pfeifer, G. D., Fort, B. F. & Pullin, T. G. 1999.
Environmental effects and exposures to manganese from use of
methylcyclopentadienyl manganese tricarbonyl (MMT) in gasoline. –
NeuroToxicology 20(2–3): 145–50.
*McGrath, S. P. 1995. Chromium and nickel. – I: Alloway, B. J. (ed.), Heavy
metals in soils, 2nd edition, s. 152–78. – Blackie Academic & Professional.
London.
*McIntosh, A. 1991. Trace metals in freshwater sediments: A review of the
literature and an assessment of research needs. – I: Newman, M. C. &
McIntosh, A. W. (ed.), Metal Ecotoxicology. Concepts & Applications, s.
243–60. – Lewis Publishers. Chelsea, Michigan.
Merget, R. & Rosner, G. 2001. Evaluation of the health risk of platinum group
metals emitted from automotive catalytic converters. – Science of the Total
Environment 270(1–3): 165–73.
*Metaller i stad och land. Miljöproblem och åtgärdsstrategier. 2002.
Naturvårdsverket Rapport 5184. Stockholm.
56
VTI rapport 512
Micro pollution along motorways: an evaluation. 1995. – Ministry of
Transport, Public works and Water Management. Directorate-General for
Public Works and Water Management, Road and Hydraulic Engineering
Division. W-DWW-95-735. Delft.
Moldovan, M., Rauch, S., Gómez, M., Palacios, M. A. & Morrison, G. M. 2001.
Bioaccumulation of palladium, platinum and rhodium from urban
particulates and sediments by the freshwater isopod Asellus aquaticus. –
Water Research 35(17): 4175–83.
Moldovan, M., Palacios, M. A., Gómez, M. M., Morrison, G., Rauch, S., McLeod,
C., Ma, R., Caroli, S., Alimonti, A., Petrucci, F., Bocca, B., Schramel, P.,
Zischka, M., Pettersson, C., Wass, U., Luna, M., Saenz, J. C. & Santamaría, J.
2002. Environmental risk of particulate and soluble platinum group
elements released from gasoline and diesel engine catalytic converters. –
Science of the Total Environment 296: 199–208.
Monaci, F. & Barbagli, R. 1997. Barium and other trace metals as indicators
of vehicle emissions. – Water, Air, and Soil Pollution 100: 89–98.
Münch, D. 1992. Soil contamination beneath asphalt roads by polynuclear
aromatic hydrocarbons, zinc, lead and cadmium. – Science or the Total
Environment 126: 49–60.
Münch, D. 1993. Concentration profiles of arsenic, cadmium, chromium,
copper, lead, mercury, nickel, zinc, vanadium and polynuclear aromatic
hydrocarbons (PAH) in forest soil beside an urban road. – Science of the
Total Environment 138: 47–55.
*Newman, M. C. & McIntosh, A. W. (ed.). 1991. Metal Ecotoxicology.
Concepts & Applications. – Lewis Publishers. Chelsea, Michigan. 399 sid.
*Nieboer, E. & Shaw, S. L. 1988. Mutagenic and other genotoxic effects of
chromium compounds. – I: Nriagu, J. O. & Nieboer, E. (ed.), Chromium in
the natural and human environments, s. 399–441. Advances in Environmental
Science and Technology vol. 20. – John Wiley & Sons. New York.
Normandin, L., Panisset, M. & Zayed, J. 2002. Manganese neurotoxicity:
Behavioural, pathological, and biochemical effects following various
routes of exposure. – Reviews on Environmental Health 17(3): 189–217.
Norrström, A.-C. & Jacks, G. 1998. Concentration and fractionation of heavy
metals in roadside soils receiving de-icing salts. – Science of the Total
Environment 218: 161–74.
*Nriagu, J. O. (ed.) 1979. Copper in the environment. Part I: Ecological
Cycling. – John Wiley & Sons. New York. 522 sid.
*Nriagu, J. O. (ed.) 1980. Cadmium in the environment. Part I: Ecological
Cycling. – John Wiley & Sons. New York. 682 sid.
*Nriagu, J. O. & Sprague, J. B. (ed.) 1987. Cadmium in the aquatic
environment. – Advances in Environmental Science and Technology, Vol. 19.
– John Wiley & Sons. New York. 272 sid.
*Nriagu, J. O. & Nieboer, E. (ed.) 1988. Chromium in the natural and human
environments. Advances in Environmental Science and Technology vol. 20. –
John Wiley & Sons. New York. 571 sid.
*Nriagu, J. O., Pacyna, J. M., Milford, J. B. & Davidson, C. I. 1988. Distribution
and characteristic features of chromium in the atmosphere. – I: Nriagu, J.
O. & Nieboer, E. (ed.), Chromium in the natural and human environments, s.
125–72. Advances in Environmental Science and Technology vol. 20. – John
Wiley & Sons. New York.
VTI rapport 512
57
Olvik, G. & Nimfeldt, J. 2001. Dagvattenbelastning på sjöar och vattendrag i
förhållande till andra föroreningskällor. – Vägverket publikation 2001: 114.
Borlänge.
*Pacyna, J. M. & Nriagu, J. O. 1988. Atmospheric emissions of chromium from
natural and anthropogenic sources. – I: Nriagu, J. O. & Nieboer, E. (ed.),
Chromium in the natural and human environments, s. 105–23. Advances in
Environmental Science and Technology vol. 20. – John Wiley & Sons. New
York.
Pagotto, C., Legret, M. & Le Cloirec, P. 2000. Comparison of the hydraulic
behaviour and the quality of highway runoff water according to the type
of pavement. – Water Research 34(18): 4446–54.
The POLMIT Handbook. A practical guideline on causes and remedies of the
pollution of groundwater and soil by road and traffic sources. 2003. –
DWW-2004-082. Ministerie van Verkeer en Waterstaat, Rijkswaterstaat.
35 sid.
Rankenburg, K. & Zereini, F. 1999. Verteilung und Konzentration von
Platingruppenelementen (PGE) im Boden entlang der Autobahn
Frankfurt – Mannheim. – I: Zereini, F. (ed.), Emissionen von Platinmetallen.
Analytik, Umwelt- und Gesundheitsrelevanz, s. 205–14. – Springer. Berlin.
Rauch, S., Morrison, G. M., Motelica-Heino, K., Donard, O. F. X. & Muris, M.
2000a. Elemental association and fingerprinting of traffic-related metals in
road sediments. – Environmental Science and Technology 34: 3119–23.
Rauch, S., Motelica-Heino, M., Morrison, G. M. & Donard, O. F. X. 2000b.
Critical assessment of platinum group element determination in road and
urban river sediments using ultrasonic nebulisation and high resolution
ICP-MS. – Journal of Analytical Atomic Spectrometry 15(4): 329–34.
Rauch, S. & Morrison, G. M. 2001. An environmental case history of the
platinum group metals. – I: Ebdon, L. et al. (eds.), Trace Element Speciation
for Environment, Food and Health. – The Royal Society of Chemistry,
Cambridge, cop. 2001: xxvi. 391 sid. Cambridge. ISBN: 0-85404-459-0
Rauch, S., Lu, M. & Morrison, G. M. 2001. Heterogeneity of platinum group
metals in airborne particles. – Environmental Science and Technology 35:
595-9.
Riediker, M., Williams, R., Devlin, R., Griggs, T. & Bromberg, P. 2003.
Exposure to particulate matter, volatile organic compounds, and other air
pollutants inside patrol cars. – Environmental Science and Technology
37(10): 2084–93.
Rosner, G. Merget, R. 1999. Abschätzung des Gesundheitsrisikos von
Platinemissionen aus Automobilabgaskatalysatoren. – I: Zereini, F. (ed.),
Emissionen von Platinmetallen. Analytik, Umwelt- und Gesundheitsrelevanz,
s. 293–313. – Springer. Berlin.
Sandberg, Ulf, VTI. 2005. Muntlig information.
Sansalone, J. J. & Tribouillard, T. 1999. Variation in characteristics of abraded
roadway particles as a function of particle size. Implications for water
quality and drainage. – Transportation Research Record 1690, Paper
99-0552.
Sansalone, J. J. & Glenn, D. W. III. 2000. Temporal variations in heavy metal
partitioning and loading in urban highway pavement sheet flow.
Implications for in situ treatment design. – Transportation Research Record
1720, Paper 00-0354.
58
VTI rapport 512
*Sarkar, B. (ed.). 2002. Heavy Metals in the Environment. – Marcel Dekker.
New York. 725 sid.
Schierl, R. & Fruhmann, G. 1996. Airborne platinum concentrations in
Munich city buses. – Science of the Total Environment 182: 21–3.
Schäfer, J., Hannker, D., Eckhardt, J.-D. & Stüben, D. 1998. Uptake of trafficrelated heavy metals and platinum group elements (PGE) by plants. –
Science of the Total Environment 215: 59–67.
Silva, P. J. & Prather, K. A. 1997. On-line characterization of individual
particles from automobile emissions. – Environmental Science and
Technology 31(11): 3074–80.
*Sprague, J. B. 1987. Effecs of cadmium on freshwater fish. – I: Nriagu, J. O. &
Sprague, J. B. (ed.), Cadmium in the aquatic environment. – Advances in
Environmental Science and Technology, Vol. 19: 139–69. – John Wiley &
Sons. New York.
*Stearns, D. M. & Wetterhahn, K. E. 1997. The mechanisms of metal
carcinogenecity. – I: Hadjiliadis, N. D. (ed.), Cytotoxic, mutagenic and
carcinogenic potential of heavy metals related to human environment, s.
55–72. – Kluwer Academic Publishers. Dordrecht.
*Steinnes, E. 1995. Mercury. – I: Alloway, B. J. (ed.), Heavy metals in soils, 2nd
edition, s. 245–259. – Blackie Academic & Professional. London.
Sternbeck, J. 1998. Antimon, selen, tellur, indium, gallium och palladium:
mängder, trender och fördelning i teknosfären. – IVL Rapport B 1285.
Stockholm.
Sternbeck, J., Sjödin, Å. & Andréasson, K. 2001. Spridning av metaller från
vägtrafik. – IVL Rapport 1431. Stockholm.
Stiefel, E. I. & Murray, H. H. 2002. Molybdenum. – I: Sarkar, B. (ed.), Heavy
Metals in the Environment, s. 503–29. – Marcel Dekker. New York.
Sures, B., Zimmermann, S., Messerschmidt, J., Bohlen, A. von & Alt, F. 2001.
First report on the uptake of automobile catalyst emitted palladium by
European eels (Anguilla anguilla) following experimental exposure to road
dust. – Environmental Pollution 113: 341–5.
Sures, B., Thielen, F. & Zimmermann, S. 2002a. Untersuchungen zur
Bioverfügbarkeit Kfz-emittierter Platingruppenelemente (PGE) für die
aquatische Fauna unter besonderer Berücksichtigung von Palladium. –
Umweltwissenschaften und Schadstoff-Forschung 14(1): 30–36.
Sures, B., Zimmermann, S., Messerschmidt, J. & Bohlen, A. von. 2002b.
Relevance and analysis of traffic related platinum group metals (Pt, Pd,
Rh) in the aquatic biosphere, with emphasis on palladium. – Ecotoxicology
11: 385–92.
Sures, B., Zimmermann, S., Sonntag, C., Stüben, D. & Taraschewski, H. 2003.
The acanthocephalan Paratenuisentis ambiguus as a sensitive indicator of
the precious metals Pt and Rh from automobile catalytic converters. –
Environmental Pollution 122: 401–5.
Svenska miljömål – delmål och åtgärdsstrategier. – Prop. 2000/01: 130.
Tamm, Ebba, Svenska Petroleum Institutet, personliga meddelanden (e-post)
2004-12-02 och 2004-12-03.
Tonn, B. E. & Das, S. 2002. Assessment of platinum availability for advanced
fuel-cell vehicles. – Transportation Research Record 1815, Paper 02-3528.
VTI rapport 512
59
Varrica, D., Dongarrà, G., Sabatino, G. & Monna, F. 2003. Inorganic
geochemistry of roadway dust from the metropolitan area of Palermo,
Italy. – Environmental Geology 44: 222–30.
Vashisth, P., Lee, K. W. & Wright, R. M. 1997. Assessment of water pollutants
from asphalt pavement containing recycled rubber in Rhode Island. –
Transportation Research Record 1626, Paper 97–1299.
*Walterson, E. 1999. Krom, nickel och molybden i samhälle och miljö. En
faktaredovisning av flöden, mängder och effekter i Sverige. –
Miljöforskargruppen. 252 sid. Borås.
Warner, L. R., Sokhi, R. S., Luhana, L., Boulter, P. G. & McCrae, I. 2002. Nonexhaust particle emissions from road transport. – I: International
Conference ”Transport and Air Pollution”, 19–21 June 2002, Graz, s. 265–72.
Weckwerth, G. 2001. Verification of traffic emitted aerosol components in the
ambient air of Cologne (Germany). – Atmospheric Environment 35:
5525–36.
Weijers, E., Erisman, J. W. Vermeulen, A., Geusebroek, M., Zomeren, A. van,
Comans, R., Bakker, F., Fonteyn, P., Möls, H. & Koeleman, M. 2000.
Dispersion and loads of heavy metals to the verge of two motorways in the
Netherlands. – I: 9th International Symposium “Transport and Air Pollution”,
Avignon, 5–8 June 2000, Proceedings 70: 63–70.
*Weis, P. & Weis, J. S. 1991. The developmental toxicity of metals and
metalloids in fish. – I: Newman, M. C. & McIntosh, A. W. (ed.), Metal
Ecotoxicology. Concepts & Applications, s. 145–69. – Lewis Publishers.
Chelsea, Michigan.
Westerlund, K.-G. 2001. Metal emissions from Stockholm traffic – Wear of
brake linings. – Reports from SLB-analys 3:2001. Stockholm.
Whiteley, J. D. & Murray, F. 2003. Anthropogenic platinum group element (Pt,
Pd and Rh) concentrations in road dust and roadside soils from Perth,
Western Australia. – Science of the Total Environment 317: 121–35.
*Wong, P. T. S. 1987. Toxicity of cadmium to freshwater microorganisms,
phytoplankton, and invertebrates. – I: Nriagu, J. O. & Sprague, J. B. (ed.),
Cadmium in the aquatic environment. – Advances in Environmental Science
and Technology, Vol. 19: 117–38. – John Wiley & Sons. New York.
*Wong, P. T. S. & Trevors, J. T. 1988. Chromium toxicity to algae and
bacteria. – I: Nriagu, J. O. & Nieboer, E. (ed.), Chromium in the natural and
human environments, s. 305–15. Advances in Environmental Science and
Technology vol. 20. – John Wiley & Sons. New York.
*Yassi, A. & Nieboer, E. 1988. Carcinogenicity of chromium compounds. – I:
Nriagu, J. O. & Nieboer, E. (ed.), Chromium in the natural and human
environments, s. 443–86. Advances in Environmental Science and Technology
vol. 20. – John Wiley & Sons. New York.
Zayed, J., Vyskocil, A. & Kennedy, G. 1999. Environmental contamination and
human exposure to manganese – contribution of methylcyclopentadienyl
manganese tricarbonyl in unleaded gasoline. – International Archives of
Occupational and Environmental Health 72(1): 7–13.
Zereini, F., Alt, F., Rankenburg, K., Beyer, J.-M. & Artelt, S. 1997a. Verteilung
von Platingruppenelementen (PGE) in den Umweltkompartimenten
Boden, Schlamm, Straßenstaub, Straßenkehrgut und Wasser. –
Umweltwissenschaften und Schadstoff-Forschung 9(4): 193–200.
60
VTI rapport 512
Zereini, F., Skerstupp, B., Alt, F., Helmers, E. & Urban, H. 1997b. Geochemical
behaviour of platinum-group elements (PGE) in particulate emissions by
automobile exhaust catalysts: experimental results and environmental
investigations. – Science of the Total Environment 206: 137–46.
Zereini, F. & Golwer, A. 1999. Geochemisches Verhalten von Platinmetallen
aus Autoabgaskatalysatoren in Sedimenten und im Wasser aus einem
Vesickerbecken. – I: Zereini, F. (ed.), Emissionen von Platinmetallen.
Analytik, Umwelt- und Gesundheitsrelevanz, s. 259-66. – Springer. Berlin.
Zereini, F., Wiseman, C., Alt, F., Messerschmidt, J., Müller, J. & Urban, H. 2001.
Platinum and rhodium concentrations in airborne particulate matter in
Germany from 1988 to 1998. – Environmental Science and Technology
35(10): 1996–2000.
Zimmermann, S., Alt, F., Messerschmidt, J., Von Bohlen, A., Taraschewski, H. &
Sures, B. 2002. Biological availability of traffic-related platinum-group
elements (palladium, platinum, and rhodium) and other metals to the
zebra mussel (Dreissena polymorpha) in water containing road dust. –
Environmental Toxicology and Chemistry 21(12): 2713–8. (abstract).
Zimmermann, S., Menzel, C. M., Stüben, D., Taraschewski, H. & Sures, B. 2003.
Lipid solubility of the platinum group metals Pt, Pd and Rh in dependence
on the presence of complexing agents. – Environmental Pollution 124: 1–5.
VTI rapport 512
61
62
VTI rapport 512
Bilaga 1
Sid 1 (1)
Kemiska ämnesbeteckningar
Ag*
Silver
Al
Aluminium
As
Arsenik
Au*
Guld
Ba
Barium
Bi*
Vismut
Ca
Kalcium
Cd*
Kadmium
Ce*
Cerium
Co*
Kobolt
Cr*
Krom
Cu*
Koppar
Fe*
Järn
Hf
Hafnium
Hg*
Kvicksilver
In*
Indium
Ir*
Iridium
La*
Lantan
Mn*
Mangan
Mo*
Molybden
Nb
Niob
Nd
Neodym
Ni*
Nickel
Pb*
Bly
Pd*
Palladium
Pt*
Platina
Re*
Rhenium
Rh*
Rodium
Ru*
Rutenium
Sb*
Antimon
Sc
Skandium
Se
Selen
Sn*
Tenn
Sr
Strontium
Ta
Tantal
Tc
Teknetium
Te*
Tellur
Ti
Titan
Tl*
Tallium
V*
Vanadin
W*
Volfram
Y
Yttrium
Zn*
Zink
Zr
Zirkonium
Platinagruppens element*
Här: Pt, Pd och Rh
* Tungmetaller som behandlas i texten (kapitel 3–5)
VTI rapport 512
VTI rapport 512
www.vti.se
[email protected]
VTI är ett oberoende och internationellt framstående forskningsinstitut som arbetar med
forskning och utveckling inom transportsektorn. Vi arbetar med samtliga trafikslag och
kärnkompetensen finns inom områdena säkerhet, ekonomi, miljö, trafik- och transportanalys,
beteende och samspel mellan människa-fordon-transportsystem samt inom vägkonstruktion,
drift och underhåll. VTI är världsledande inom ett flertal områden, till exempel simulatorteknik.
VTI har tjänster som sträcker sig från förstudier, oberoende kvalificerade utredningar och
expertutlåtanden till projektledning samt forskning och utveckling. Vår tekniska utrustning består
bland annat av körsimulatorer för väg- och järnvägstrafik, väglaboratorium, däckprovningsanläggning, krockbanor och mycket mer. Vi kan även erbjuda ett brett utbud av kurser och
seminarier inom transportområdet.
VTI is an independent, internationally outstanding research institute which is engaged on
research and development in the transport sector. Our work covers all modes, and our core
competence is in the fields of safety, economy, environment, traffic and transport analysis,
behaviour and the man-vehicle-transport system interaction, and in road design, operation
and maintenance. VTI is a world leader in several areas, for instance in simulator technology.
VTI provides services ranging from preliminary studies, highlevel independent investigations
and expert statements to project management, research and development. Our technical
equipment includes driving simulators for road and rail traffic, a road laboratory, a tyre testing
facility, crash tracks and a lot more. We can also offer a broad selection of courses and seminars
in the field of transport.
HUVUDKONTOR/HEAD OFFICE
LINKÖPING
POST/MAIL SE-581 95 LINKÖPING
TEL +46(0)13 20 40 00
www.vti.se
BORLÄNGE
POST/MAIL BOX 760
SE-781 27 BORLÄNGE
TEL +46 (0)243 446 860
STOCKHOLM
POST/MAIL BOX 6056
SE-171 06 SOLNA
TEL +46 (0)8 555 77 020
GÖTEBORG
POST/MAIL BOX 8077
SE-402 78 GÖTEBORG
TEL +46 (0)31 750 26 00