EXAMENSARBETE, 20 poäng
Tungmetaller och PAH i ett efterbehandlingssystem för vägdagvatten i Gårda
ANNA JAKOBSSON
Institutionen för Vatten Miljö Transport
CHALMERS TEKNISKA HÖGSKOLA
Institutionen för Kemi
GÖTEBORGS UNIVERSITET
Göteborg, 2003
Tungmetaller och PAH i ett efterbehandlingssystem för vägdagvatten i Gårda
© ANNA JAKOBSSON
Rapportnummer: 2003:19
Institutionen för Vatten Miljö Transport
Chalmers tekniska högskola
412 96 Göteborg
Telefon 031-772 2121
Fax 031-772 2128
Web: www.wet.chalmers.se
Omslag: Sedimentationsanläggningen i Gårda.
Foto: Stefan Ahlman
Chalmers reproservice
Göteborg, 2003
ii
Sammanfattning
Dagvatten som rinner av från vägar är ofta kraftigt förorenat. Föroreningarna kommer till stor
del från fordon och från vägbeläggningar. Rinner detta vattnet direkt ut i närmsta vattendrag
kan det orsaka stor skada på recipientens ekosystem. Det är därför viktigt att vattnet renas så
att åtminstone en del av föroreningarna avskiljs. Intill hårt trafikerade vägar på landsbygden
används ofta stora sedimentationsdammar, i vilka vattnet tillåts stå stilla under en viss tid,
varvid partiklar och partikelbundna föroreningar avskiljs genom sedimentation. Denna typ av
anläggning tar stor plats och passar därför inte bra inne i tätbebyggt område. Här krävs istället
lösningar som tar upp så liten yta som möjligt. På senare tid har ett antal mindre anläggningar
för rening av vägdagvattnet byggts. Dessa är dock ännu tämligen outforskade.
I detta examensarbete har en mindre sedimentationsanläggning avsedd för rening av
vägdagvatten undersökts. Anläggningen är belägen vid Europaväg 6, i Gårda, Göteborg och
tar emot vatten från cirka 2 hektar hårt trafikerad, asfaltsyta. Konstruktionen består av sju
stycken seriekopplade brunnar genom vilka det förorenade vägdagvattnet passerar.
Sedimentprover togs i varannan brunn. Dessa prover analyserades med avseende på PAH-16
och tungmetaller. Dessutom utfördes en kornstorleksfördelning samt bestämning av vattenhalt
och innehåll av organiskt material i sedimenten. Ett bägarförsök genomfördes, i vilket
sedimentens benägenhet att avge metaller vid olika betingelser studerades. De betingelser som
undersöktes var surt regn, vägsalt och hög turbulens. Vattenprover togs vid anläggningens
inlopp och utlopp. Dessa prover analyserades med avseende på tungmetaller. Dels studerades
mängden lösta metaller i vattnet, dels studerades den totala mängden metaller, inklusive den
del som var partikulärt bunden. Ett inloppsprov och ett utloppsprov analyserade också med
avseende på PAH-16.
De flesta metaller detekterades i relativt höga halter i både sedimenten och i det inkommande
vägdagvattnet. Den metall som återfanns i mest förhöjda halter var koppar, vilket förmodligen
härstammar från fordonens bromsbelägg. Halterna av cancerogena PAH:er i sedimenten
visade på en allvarlig förorening av dessa ämnen, övriga PAH:er låg långt under gränsvärdet
för känslig markanvändning. Den relativa sammansättningen av PAH:er i sedimenten
indikerar att gummidäck är den största källan till PAH:er i anläggningens sediment.
Bägarförsöket visade att vägsalt och turbulens var de faktorer som hade den största påverkan
på avgivandet av metaller från sedimenten. Turbulens i vattnet ökade avgivningen av de flesta
metaller mångfalt, medan vägsalt i vattnet kunde ha både negativ och positiv effekt beroende
på vilken metall som studerades. En sänkning av pH i vattnet hade en mycket liten effekt på
avgivningen av metaller från sedimenten. Detta berodde förmodligen på att sedimentets
porvatten hade en relativt god buffertkapacitet att det klarade av att neutralisera det sura
tillskottet. Detta betyder i så fall att metallavgivningen i sedimentet inte är speciellt känslig för
de surstötar som kan uppkomma till exempel i samband med ett kraftigt försurat regn. Den
största delen av metallerna i vattnet var partikelbundna. De metaller som i högst utsträckning
var adsorberade till partiklar var bly och krom, medan koppar och kobolt var de metaller som i
lägst grad var partikelbundna.
iii
Abstract
Stormwater from roads and highways is often strongly polluted. Normally the pollutants
originate from vehicles and asphalt. If this stormwater is directly discharged to the receiving
waters, the water ecosystem can be badly injured. Because of this, it is of great concern that
the water is being treated so that, at least a part of the pollutants is being separated from the
water. In rural areas, big ponds are used, where particles and particulate-bound pollutants, will
settle. This type of construction takes too much space to be built in a urban areas. In recent
years alternative constructions of smaller sized manholes have been built for use in urban
areas.
In this project a sedimentation construction, used for treatment of road stormwater has been
studied. The construction is located next to the European highway 6 in Gårda, Göteborg and
receives water from an area of about 2 hectare of heavily trafficked highway. The construction
consists of seven manholes connected in series and the highway stormwater is transported
through all manholes before it is pumped out to the receiving water, Mölndalsån.
Sediment samples were taken in every second manhole. Those samples were analyzed for
EPA-PAH-16 and heavy metals. The content of water and organic material and grain size
distribution was determined. The sediments tendency to emit metals to water column was also
studied in batch experiments. The changes in transport of metals from the sediment were
studied by lowering pH, addition of de-icing salt and at high turbulence conditions. Water
samples were taken from the inlet and the outlet of the sedimentation construction. These
samples were analyzed for heavy metals. Both the concentration of dissolved and particulatebound metals was measured.
In the sediment and in the incoming water, most metals were detected in relatively high
concentrations. The metal that was found in most elevated concentrations was copper. The
sediments were highly polluted by carcinogenic PAH, while the concentrations of the other
PAHs were relatively low. The relative content of different PAHs in the sediments, indicate
that the biggest source is tires. The batch experiment showed that turbulence in the water
above the sediments made the transport of metals from the sediment to the water column to
increase. De-icing salt in the water, also had a big influence on the metal transport, but in this
case the influence was positive for some metals and negative for others. A decline in pH had a
surprisingly low effect. For most metals it was not detectable at all. This was probably due to
a good buffer capacity within the sediment pore water, which made it possible to neutralize
acid contributions. This means that the transport of metals from the sediment is not very
sensitive towards highly acidic rainfall. Most of the metals in the water were bound to
particles.
iv
Förord
Jag skulle vilja tacka mina handledare Ann-Margret Strömvall och Thomas Pettersson vid
institutionen för Vatten Miljö Transport, Chalmers tekniska högskola, som varit väldigt
hjälpsamma och tillmötesgående och som alltid tagit sig tid att diskutera mitt examensarbete
med mig.
Jag skulle även vilja tacka Stefan Ahlman för all hjälp med vattenprovtagningen samt Jesper
Knutsson och Mona Zanders som hjälpt mig på laboratoriet.
Tack också till Jonny Andersson och Thomas Hammarlund på Plan- och trafikavdelningen,
miljöförvaltningen, Göteborg som väckte tanken till detta projekt och till Vägverket som
ställde upp med finansiering.
Till sist vill jag rikta mitt tack till min familj som betyder allt för mig och som stöttat mig
genom detta examensarbete och genom hela min studietid.
Göteborg, juni 2003
Anna Jakobsson
v
INNEHÅLLSFÖRTECKNING:
1. INTRODUKTION................................................................................................................ 1
1.1
SYFTE .......................................................................................................................... 1
2. LITTERATURSTUDIE....................................................................................................... 3
2.1. FÖRORENINGAR I VÄGDAGVATTEN ................................................................................... 3
2.1.1. Vägslitage................................................................................................................. 3
2.1.2. Bildäck...................................................................................................................... 3
2.1.3. Avgaser..................................................................................................................... 4
2.1.4. Katalytiska avgasrenare........................................................................................... 4
2.1.5. Salt............................................................................................................................ 4
2.1.6. Andra källor ............................................................................................................. 5
2.2. FÖRORENINGARNAS TOXIKOLOGISKA EFFEKTER .............................................................. 5
2.2.1. PAH:er...................................................................................................................... 5
2.2.2. Tungmetaller ............................................................................................................ 6
2.2.3. Katalysatormetaller.................................................................................................. 8
2.3. RENING AV VÄGDAGVATTEN ............................................................................................ 8
2.3.1. Våtmarker................................................................................................................. 9
2.3.2. Sedimentationsdammar ............................................................................................ 9
2.3.3. Fytoremediering ..................................................................................................... 10
2.4. KVARHÅLLANDE PROCESSER I SEDIMENT ....................................................................... 11
3. PROVTAGNING OCH ANALYS .................................................................................... 13
3.1. PROVTAGNINGSPLATS – SEDIMENTATIONSANLÄGGNING ................................................ 13
3.1.1. Läge och funktion ................................................................................................... 13
3.1.2. Konstruktion ........................................................................................................... 15
3.2. PROVTAGNING ................................................................................................................ 15
3.2.1. Sediment ................................................................................................................. 15
3.2.2. Vattenprover i brunnarna....................................................................................... 16
3.2.3. Automatisk vattenprovtagning................................................................................ 16
3.3. PROVBEREDNING, BESTÄMNINGAR OCH EXPERIMENT ..................................................... 18
3.3.1. Sedimentprover....................................................................................................... 18
3.3.2. Bägarförsök ............................................................................................................ 19
3.3.3. Vattenprover........................................................................................................... 20
3.4. ANALYSMETODER .......................................................................................................... 20
3.4.1. HPLC – High Performance (eller Pressure) Liquid Chromatography.................. 20
3.4.2. ICP-MS................................................................................................................... 22
4. RESULTAT OCH DISKUSSION..................................................................................... 24
4.1. KORNSTORLEKSFÖRDELNING ......................................................................................... 24
4.2. TORRSUBSTANS OCH ORGANISKT MATERIAL (GLÖDGNINGSFÖRLUST) ............................ 24
4.2.1. Torrsubstans........................................................................................................... 24
4.2.2. Organiskt material (glödgningsförlust).................................................................. 25
4.3. FÖRORENINGAR I SEDIMENTEN ....................................................................................... 25
4.3.1. Metaller .................................................................................................................. 25
4.3.2. PAH:er.................................................................................................................... 28
4.4. BÄGARFÖRSÖK – METALLER........................................................................................... 31
4.4.1. Bly........................................................................................................................... 32
vi
4.4.2. Krom....................................................................................................................... 33
4.4.3. Aluminium .............................................................................................................. 34
4.4.4. Sammanställning .................................................................................................... 35
4.5. STICKPROVER – VATTEN ................................................................................................. 36
4.6. FÖRORENINGAR I VATTNET ............................................................................................. 37
4.6.1. Nederbörd under provtagningsperioden ................................................................ 37
4.6.2. Metallhalter i vägdagvattnet .................................................................................. 38
4.6.3. Avskiljningseffektivitet av föroreningar ................................................................. 40
5. SLUTSATSER .................................................................................................................... 41
6. VIDARE STUDIER ........................................................................................................... 43
7. REFERENSER ................................................................................................................... 45
8. FÖRKORTNINGAR OCH ORDFÖRKLARINGAR .................................................... 51
9. BILAGOR ........................................................................................................................... 53
vii
viii
1. Introduktion
Det vatten som rinner av från vägar är ofta kraftigt förorenat av bland annat PAH:er och
metaller. Föroreningarna kommer till största delen från fordonsutsläpp och slitage från
vägbeläggningar. Många av föroreningarna i vägdagvattnet är toxiska för levande organismer
och skulle därför, om halterna blir tillräckligt höga, kunna orsaka stor skada på recipientens
ekosystem. Det är därför viktigt att rena det kontaminerade vägdagvattnet innan det släpps ut i
omgivande vattendrag. För att rena dagvatten används olika typer av anläggningar som
exempelvis
våtmarker,
sedimentationsdammar
eller
mindre
typer
av
sedimentationsanläggningar. De mindre typerna av reningsanläggningar är, jämfört med
dammar och våtmarker, fortfarande dåligt utforskade. I detta examensarbete undersöks en
mindre, under jord placerad sedimentationsanläggning belägen vid en kraftigt belastad del av
Europaväg 6 i Gårda, Göteborg. Sedimentationsanläggningen har sitt utlopp i Mölndalsån.
Initiativet till examensarbetet togs av Jonny Andersson och Thomas Hammarlund på
miljöförvaltningen i Göteborg och finansierades av Chalmers och Vägverket. Riktlinjerna för
projektet utarbetades i samråd med Ann-Margret Strömvall och Thomas Pettersson och
arbetet utfördes vid institutionen för Vatten Miljö Transport, Chalmers tekniska högskola.
Från och med år 2005 gäller nya miljökvalitetsnormer för hur höga halterna av stoftpartiklar
får vara i luft. E6:an i Gårda, Göteborg, är kraftigt belastad och det har visat sig att
stofthalterna där kan ligga över dessa gränsvärden vid torrt väder (Olofsson, 2003). För att
kunna uppfylla miljökvalitetsnormerna söker man lösningar med förhoppningen att minska
stofthalten i luft. Ett förslag är att med jämna mellanrum spola vägbanan med vatten, för att på
så vis leda ner stoft i de sedimenteringsanläggningar som finns vid sidan av vägen. Frågan är
om denna metod är en lämplig lösning på problemet. Om föroreningarna rinner rakt igenom
bassängerna kan kanske luftproblemet lösas, för att istället överföras till att bli ett
vattenproblem. Det kan tänkas att en spolning av vägbanan medför att färre partiklar stannar i
sedimenteringsanläggningen till följd av att strömhastigheten av vatten genom anläggningen
ökar vilket leder till att vattnet får en kortare uppehållstid och färre partiklar hinner
sedimentera.
1.1 Syfte
Detta examensarbete syftar till att undersöka vad som händer med dagvattenpartiklarna och
föroreningarna i sedimentationsanläggningen vid Odinslund i Gårda, Göteborg. Resultatet
från mätningarna väntas ge svar på om den befintliga sedimenteringsanläggningen är lämplig
för rening av vägdagvatten och hur effektiv denna i så fall är. Detta borde i sin tur kunna ge
svar på om spolning av vägbanan skulle kunna vara en lösning på problemet med de höga
stoftpartikelhalterna i luften runt Gårda. Massbalansen av de inkommande och utgående
föroreningarna
studerades,
för
att
sedan
kunna
bestämma
anläggningens
avskiljningseffektivitet. Därtill studerades föroreningshalterna i sedimenten. Hur
metallavgivningen från sedimentet påverkas av några, för anläggningen, relevanta betingelser,
undersöktes också. Dessutom genomfördes en litteraturstudie i vilken olika typer av
föroreningskällor i vägmiljö samt föroreningarnas toxikologiska effekter studerades. I denna
studie ges även en översikt över några befintliga konstruktioner och metoder som används för
att rena vägdagvatten.
1
2
2. Litteraturstudie
2.1. Föroreningar i vägdagvatten
Dagvatten som rinner av från vägar innehåller stora mängder föroreningar av olika slag. Till
dessa föroreningar hör metaller, partikulärt och löst material, organiska ämnen och oorganiska
föreningar, som till exempel vägsalt (Sansalone och Buchberger, 1997). Metaller i
vägdagvatten är mycket mer välundersökta än innehållet av organiska föroreningar. De
vanligaste metallerna i vägdagvattnet är bly, koppar, zink, nickel och järn. Dessa sitter till stor
del adsorberade på partiklar (Pitt et al, 1995), vilket medför att de kan avskiljas genom
sedimentation. Huvuddelen av de partikulära föroreningarna är bundna till de minsta
partiklarna, vilket dock försvårar avskiljning genom sedimentation. Till de organiska
föroreningarna hör bensin och oljerester samt PAH:er, (polycykliska aromatiska kolväten)
vilka också i hög grad adsorberas till partikulärt material (Lygren et al, 1984; Xanthopoulos
och Hahn, 1990). Organiska föroreningar i vägdagvattnet kan också komma från asfalt,
betong, gummidäck och fordonsdelar, där de ofta används som tillsatsämnen. Eftersom de
organiska föroreningarnas förekomst i vägmiljö fortfarande är tämligen outforskade är
flertalet av dessa ämnen ännu oidentifierade (Carlsson och Johansson, 2002).
Koncentration och fördelning av de olika föroreningarna som samlas i dagvattnet är beroende
av en rad faktorer såsom trafikintensitet, fordons- och bränsletyper samt typ av
vägbeläggning. Dessutom spelar nederbördens mängd och intensitet en avgörande roll (Pitt et
al, 1995). Lyckas man inte avskilja de skadliga ämnena ur vägdagvattnet kan de vara till
skada för det mottagande vattendraget och de organismer som lever i och utav detta. Vid
vägkanter och i efterbehandlingssystem för vägdagvatten erhålls sediment med hög
föroreningshalt. Dessa massor måste omhändertas på något sätt, för att undvika att omgivande
miljö skadas av de toxiska ämnena.
2.1.1. Vägslitage
Det förekommer hela tiden ett slitage av vägbanan. Detta slitage är särskilt stort under
vinterhalvåret då dubbdäck och vägskrapor nöter på vägens beläggning. Asfalt innehåller till
90 % sten. Resten består av lika delar bindemedel (bitumen) och filler, som vanligen är ett
finkornigt stenmaterial. I bindemedlet finns organiska miljögifter såsom PAH:er och klorerade
organiska föreningar. Stora mängder PAH:er och andra kolväten avges från
vägbeläggningarna (Vägverket, 1995). De PAH:er som urlakas ur asfalt är främst naftalen,
acenaften, fluoren och fenantren, men även skadliga ämnen som BHT (butylhydroxytoluen)
och ftalater urlakas (Norin och Strömvall). I bitumen finns relativt stora mängder pyren och
krysen (Lindgren, 1998). Den övervägande mängden av de organiska föroreningar som läcker
från asfalt är dock fortfarande oidentifierade.
2.1.2. Bildäck
I Sverige slits omkring 9000 ton gummistoft bort från bildäck varje år (Vägverket, 1995).
Detta gummistoft innehåller en rad miljö- och hälsoskadliga ämnen. Däckpartiklar utgörs till
stor del av organiskt material (Muschack, 1990), vilket i vägdagvattnet ger ett högt COD,
(chemical oxygen demand). Nedbrytning av dessa partiklar orsakar alltså att mycket syre
förbrukas. Blir syrehalten tillräckligt låg i vattnet kan detta leda till att mobiliteten av
tungmetaller ökar (Pettersson, 1996). Från däcken kommer också tungmetalloxider, bestående
av bland annat zink, bly, krom, koppar och nickel. En stor del av det zink som finns i
vägdagvattnet härstammar från denna källa (Muschack, 1990). Metaller frigörs även när
dubbdäckens dubbar slits ner. Från gummidäck frigörs dessutom stora mängder PAH:er, via
3
den HA-olja (HA = highly aromatic) som finns i gummiblandningar. I gummidäck finns också
bland annat svavelföreningar, antioxidanter och antiozonanter (Ahlbom och Duus, 1994). De
vanligaste PAH:erna i däck är fenantren, fluorantren och pyren (Lindgren, 1998). Vid en
undersökning utförd vid E20 öster om Göteborg visade det sig att de PAH:er som fanns i
vägdikesmassorna hade ungefär samma sammansättning som PAH:er i bildäck (Carlsson och
Johansson, 2002). Det kan därför antas att en stor del av PAH:erna i vägmiljö härstammar från
fordonens gummidäck.
2.1.3. Avgaser
Avgaser består framförallt av kolmonoxid, kolväten, kväveoxider och partiklar (FinlaysonPitts och Pitts, 2000; Westerholm et al, 1990). De luftburna föroreningarna tas upp i
regndroppar och faller tillbaka ner mot markytan. Fäst på partiklarna kan det sitta föroreningar
i form av exempelvis tungmetaller. Avgaserna innehåller även PAH:er och andra aromatiska
föreningar (Westerholm et al, 1990). Dessutom innehåller bilavgaser tusentals oidentifierade
organiska ämnen.
Bly tillsattes förr i bensin och diesel för att minska knackningar i motorer och var under lång
tid den mest typiska trafikmetallen. Tack vare införsel av blyfri bensin har koncentrationen av
bly minskat i vägdagvatten de senaste åren. En studie som utförts i Hong Kong visar att en
reduktion av bly i bensinen gett en tydlig minskning av bly vid vägkanterna (Ho, 1990). Bly
fäster i hög grad på partiklar (Pettersson, 1999). Därför tar det längre tid för bly att lakas ur
marken än vad det gör för ämnen som inte har lika stor tendens att fästa till markpartiklarna.
På grund av detta kommer blyhalten, trots minskade utsläpp, fortsätta vara hög i vägområden
en lång tid framöver.
2.1.4. Katalytiska avgasrenare
För att reducera mängden kolväten (CH), kolmonoxid (CO) och kväveoxider (NOx) i
avgaserna används idag katalytiska avgasrenare. Den vanligaste typen av avgasrenare är
trevägskatalysatorn som kan omvandla alla tre, ovan nämnda, typer av luftföroreningsgrupper.
Katalysatorn är direkt ansluten till fordonets avgassystem. Palladium och/eller platina
katalyserar oxidationen av kolmonoxid till koldioxid, medan rodium fungerar som katalysator
för reduktion av kväveoxider till kvävgas (Rauch, 2001; Manahan, 2000). Efter införseln av
katalytiska avgasrenare har mängden platina, palladium och rodium ökat i miljön (Rauch,
2001). Även andra metaller såsom cerium, zirkon, lantan och barium frigörs i och med
nyttjandet av katalysatorer.
2.1.5. Salt
Under vintern sprids vägsalt (NaCl) ut på vägbanorna för att sänka vattnets fryspunkt och
därigenom förhindra att is bildas samt för att smälta snö som hamnat på vägen. Salt i små
mängder är inte skadligt för miljön. De hundratusentals ton som sprids ut i Sverige varje år,
220 000 ton säsongen 00/01 (Vägverket, 2003), kan dock ge en toxisk påverkan, på
framförallt växter. Saltet skadar de gröna växtdelarna samt hämmar tillväxt.
Natriumklorid ökar genom ett jonutbyte rörligheten av vissa tungmetaller (Löfgren, 2000) och
aluminium (Hindar et al, 1995), vilket gör att saltet även kan få en indirekt toxisk effekt
genom att en ökad mängd giftiga metaller sprids till omgivningen. Salt som rinner ner i
brunnar och sedimentationsanläggningar ökar också korrosionen av metalldelar (Vägverket,
1995). Vintersaltning kan ge upphov till surstötar i mindre vattendrag med dålig
buffertkapacitet (Löfgren, 2000). Detta beror på att det sker ett jonutbyte mellan tillsatta
natriumjoner och vätejoner som finns i marken.
4
2.1.6. Andra källor
Korrosion
De metaller som används i samhället förekommer så gott som aldrig i samma former i
naturen, utan är där bundna till andra grundämnen, som syre, svavel och kisel, i olika mineral.
Med hjälp av metallurgiska processer tillförs energi, så att metallerna utvinns ur mineralet. De
metaller som används i praktiken är därför energirika och vill spontant uppnå ett lägre
energitillstånd. Detta sker genom en korrosionsprocess då de förenar sig med tillgängligt syre
och vatten. (Mattsson, 1992; SGF, 1994). Från sina elementära former bildar metallerna
därför jonföreningar såsom salter, oxider och hydroxider (Manahan, 2000). Korrosion
introducerar metaller i omgivande vatten samt förstör föroreningskontrollerande utrustning
och rör.
Bromsslitage
För 10-15 år sedan ersattes asbest i bilarnas bromsbelägg av koppar. Detta har medfört att
större mängder koppar numera sprids ut i naturen och att bromslitage numera är den största
utsläppskällan av koppar till miljön. Senare mätningar av kopparinnehåll i sediment från
dagvattendammar har visat betydligt högre halter än tidigare gjorda mätningar (German,
2001). Detta kan delvis bero på införandet av koppar i bromsbelägg. Bromsbelägg innehåller
dessutom metaller som till exempel bly och zink (Naturvårdsverket, 2000).
Vägutrustning och läckage från fordon
Stolpar, skyltar och räcken i vägmiljön består av metaller, framförallt zink, som läcker ut till
omgivningen. Stora mängder organiska och samtidigt syreförbrukande ämnen (till exempel
opolära alifatiska kolväten) sprids ut i miljön från motorfordon. Spridningen kan ske i form av
bränsle, motorolja, bromsvätska, spolarvätska, glykol, smörjmedel samt andra produkter
(Muschack, 1990). Plast används som tillsatsämne i bland annat asfalt och betong.
Metallbeläggningar används i stor utsträckning som korrosionsskydd (Mattsson, 1992). I
ytbehandlingar som är vanligt förekommande inom fordonsindustrin, kan det finnas ett flertal
olika ämnen såsom metalliskt zink, aluminium och krom. Krom kan även förekomma som
trevärt och sexvärt (Cr-III och Cr-VI). I ytbehandlingar kan det även förekomma
metallegeringar som till exempel ZnFe, ZnNi eller ZnCo (SGF, 1990). Ytbehandlingen som är
till för att skydda fordonens metalldelar från korrosion kan istället orsaka ett läckage av
skyddsmetallerna till miljön (SGF, 1994).
2.2. Föroreningarnas toxikologiska effekter
Alla ämnen är toxiska i tillräckligt stora mängder. Vägdagvatten innehåller höga halter av
många föroreningar och utgör ett stort hot mot levande organismer.
2.2.1. PAH:er
PAH är en grupp med mer än 100 olika kemiska ämnen som huvudsakligen bildas vid
ofullständig förbränning (ATSDR, 1996). Många PAH:er anses vara cancerogena. De flesta
av dessa är procancerogener, vilket betyder att de inte är cancerogena i sin ursprungliga form
utan blir det först efter metabolism i kroppen (Shaw och Connell, 1994). Metabolisk
aktivering katalyseras av det inducerbara enzymsystemet cytokrom P-450, och medför att
ämnet oxideras och därmed blir mer polärt (Timbrell, 2000). På grund av den förhöjda
polariteten kan ämnet lättare utsöndras ur kroppen. Vid oxidationen bildas reaktiva, elektrofila
intermediärer (till exempel epoxider) som kan binda till proteiner eller DNA-molekyler.
5
Figur 2.1: Bindning mellan en aktiverad PAH-metabolit och guanin
(Shaw och Connell, 1994)
Vid bindning till DNA bildas en så kallad DNA-addukt. Detta sker genom att de aktiverade
PAH-metaboliterna binder kovalent till framförallt N-2-positionen på kvävebasen guanin
(Figur 2.1). Vissa av de DNA-addukter som bildas av PAH-metaboliter leder till bildning av
cancertumörer.
En studie har visat att det polycykliska aromatiska kolvätet antracen inhiberar fotosyntesen i
vissa växter (Huang el al, 1997). Denna inhibering visade sig vara särskilt stark då ämnet
fotomodifierats, alltså ändrat struktur till följd av absorption av ultraviolett ljus.
I detta projekt analyserades 16 olika PAH:er enligt en lista som sammanställts av US-EPA.
Sju av dessa är cancerogena. I Bilaga 1 visas strukturformler för de analyserade PAH:erna. De
cancerogena föreningarna är markerade med en stjärna och tillhör alla de mer högmolekylära,
med 18 kolatomer eller mer. Ekotoxikologiska data för PAH-16 visas i Bilaga 2.
2.2.2. Tungmetaller
Metaller har en starkt negativ påverkan på miljön. Tungmetaller utgör en betydande del av
föroreningsmängden i vägdagvatten. De sitter ofta associerade till partikulärt material men för
vissa metaller föreligger en större del i löst form (Pettersson, 1999). Metaller i löst form är
mer biotillgängliga än vad partikelbundna är och utgör därför ett större hot mot organismer.
Halten lösta tungmetaller påverkas av den omgivande miljön. Det sker exempelvis en drastisk
ökning av lösta tungmetaller i vattnet då halten av löst syrgas minskar (Pettersson, 1996).
Även pH-värdet påverkar metallernas bindning till partiklar (Sansalone och Buchberger,
1997) genom att vätejoner kan tränga metallkatjoner från partiklarnas negativa
bindningsplatser.
6
Biologisk
funktion
Biologisk
funktion
Brist
Normalt
Tolerans
Toxiskt
Toxiskt
Dödligt
Dödligt
Metallkoncentration
Figur 2.2: Toxicitet för a) essentiella tungmetaller och b) icke-essentiella tungmetaller. Begreppet biologisk
funktion på y-axeln kan symbolisera t. ex. tillväxt, reproducerbarhet eller överlevnad.
Vissa metaller kan binda kovalent till organiska grupper. Den bildade produkten kan ha en
toxicitet som skiljer sig avsevärt från metalljonen och en del av de metallföreningar som
bildas är extremt toxiska, till exempel tetraalkylbly (Walker et al, 2001). Organiska
metallföreningar är starkt lipofila (fettälskande) och har därför stor tendens att ta upp och
bioackumuleras i organismer. Vissa tungmetaller binder starkt till svavelgrupper i exempelvis
proteiner och enzymer. Detta hänger samman med de mjuka Lewissyrornas tendens att binda
till den mjuka Lewisbasen sulfid och gäller framförallt de mjukaste Lewissyrorna, som
tillexempel Cd2+ (Shriver och Atkins, 1999). De mjuka syrornas tendens att binda till mjuka
baser samt de hårda syrornas tendens att binda till hårda baser kan även ses inom geologin där
exempelvis de hårda katjonerna Mg2+, Cr3+ och Al3+ binder till den hårda basen O2-, medan
kadmium och bly ofta sitter associerat till svavel.
Toxikologiskt kan tungmetaller delas in i två olika typer. De icke-essentiella tungmetallerna
(t.ex. Cd och Pb) medför inga positiva effekter för en organism medan de essentiella (t.ex. Zn
och Cu) är ämnen som organismen behöver för att kunna växa och leva på ett normalt sätt. I
tillräckligt hög mängd blir dock även de essentiella tungmetallerna giftiga. Detta illustreras i
Figur 2.2. I Tabell 2.1. visas exempel på vad några utvalda icke-essentiella och essentiella
tungmetaller kan ha för toxikologiska effekter.
7
Tabell 2.1: Toxikologiska effekter av några utvalda tungmetaller
Tungmetall Fytotoxikologiska
effekter
Kadmium
Hämmar tillväxt i växter.
Bly
Ingen direkt giftverkan hos
växter, men dessa fungerar
som passiva bärare
genom upplagring i växten.
Orsakar klorofyllnedbrytning
i växter.
Hämmar växtens tillväxt och
fotosyntesens mörkerreaktion.
Påverkar den fotosyntetiska
elektrontransporten i växter.
Zink
Koppar
Toxikologiska effekter
hos människa
Referens
Ger njur- och lungskador.
Orsakar störning i kalciummetabolismen, vilket leder
till benskörhet.
Binder till SH-grupper på
viktiga proteiner och enzymer.
Inhiberar hemoglobinsyntesen.
(ALA-D)
Strid, 2001b
Timbrell, 2000
ATSDR, 1999a
Brist skadar immunförsvaret.
För stort intag ger magkramper, illamående och anemi.
För stort intag ger huvudvärk,
yrsel och illamående.
Strid, 2001b
Flegal och Smith, 1995
Timbrell, 2000
ATSDR, 1999b
Strid, 2001b
ATSDR, 1995
Strid, 2001b
ATSDR, 2002
2.2.3. Katalysatormetaller
De metaller som i första hand avges från katalytiska avgasrenare är platina, palladium och
rodium. Platina betraktas som toxiskt för både växter och djur och har visat sig vara
cancerogent (SMHI och IVL, 2001). De andra katalysatormetallerna anses inte vara lika
giftiga. Det har dock visat sig att palladium är mer biotillgänglig och bioackumuleras i högre
grad än vad platina gör (Rauch, 2001) och borde därför kunna tillfoga organismerna större
skada, trots sin lägre toxicitet. När katalysatormetallerna befinner sig i den form, i vilken de
avges från katalysator, tas alla tre upp med samma hastighet. I naturen sker dock en viss
omvandling av metaller och andra föroreningar, vilket medför att vissa ämnen, i detta fall
palladium, blir mer biotillgängliga än andra. Katalysatormetallernas kemiska omvandling i
naturen är dock fortfarande tämligen outforskad.
2.3. Rening av vägdagvatten
För tillfället har Vägverket cirka 400 anläggningar i Sverige som på olika sätt behandlar det
skadliga vägdagvattnet (Svenska naturskyddsföreningen, 2001). I de flesta fall använder man
sig av utjämningsmagasin och dammar, i vilka vattnet fördröjs innan de når recipienten.
Studier har visat att dagvattnets toxicitet kan reduceras kraftigt om de suspenderade
partiklarna i dagvattnet tillåts sjunka till botten (Pitt et al, 1995). Föroreningar som i hög grad
fäster på partiklar, som till exempel PAH och bly kan med särskilt gott resultat avskiljas ur
vattnet när sedimentation är den huvudsakliga reningsprocessen (Lygren et al, 1984;
Pettersson, 1999). Våtmarker och sedimentationsdammar är exempel på konstruktioner som
kan fungera som effektiva reningsanläggningar för vägdagvatten (Vägverket, 1998; Petterson,
1999). Dessa typer av anläggningar tar dock upp en stor yta och kan inte användas inne i
tätbebyggt område. Där används ofta istället mindre typer av oljeavskiljare eller
sedimenteringsanläggningar. Den studerade anläggningen i detta projekt ett bra exempel på en
sådan. Systemet i Gårda är en helt ny typ av anläggning. I Tabell 2.2 visas en
sammanställning över några typer av metoder som kan användas för rening av förorenat
vägdagvatten.
8
Gatsopning har visat sig kunna vara ett effektivt sätt att föra bort grövre partiklar från vägytan
och därigenom också de föroreningar som fäster på dessa partiklar (German, 2003). Detta
skulle kunna vara ett sätt att sänka föroreningshalten i vägdagvatten samt att minska
ansamlingshastigheten av sediment i efterbehandlingssystem för vägdagvatten, och skulle
kunna användas i kombination med andra typer av reningsmetoder.
2.3.1. Våtmarker
På senare tid har många våtmarker anlagts i anslutning till större vägar för att bidra till en
rening av vägdagvattnet (Vägverket, 1998). I en våtmark renas dagvattnet genom ett flertal
olika fysikaliska, kemiska och biologiska processer. Suspenderat material och partikelbundna
föroreningar avlägsnas i stor utsträckning genom en sedimentationsprocess, medan lösta
föroreningar avlägsnas eller bryts ner via kemiska eller biologiska processer. De processer
som sker i störst utsträckning i en våtmark är sedimentation, biologisk nedbrytning och
kväveretention (Vägverket, 1998). Kväveretention är ett samlingsnamn för de processer som
förhindrar att kväveföreningar förs vidare till recipienten. Detta sker huvudsakligen genom ett
upptag av kväve i våtmarkens växter samt, i ännu högre utsträckning, omvandling till
kvävgas, som avgår till atmosfären, via nitrifikation och denitrifikation. Andra processer som
sker i våtmarker är till exempel adsorption av lösta ämnen till partiklar, utfällning av
framförallt tungmetaller och fosfor samt avdunstning av flyktiga ämnen.
2.3.2. Sedimentationsdammar
Sedimentationsdammar är en form av våtmarker där sedimentation utgör den huvudsakliga
process med vilken dagvattnet renas. En sedimentationsdamm bör dimensioneras så att vattnet
får så lång uppehållstid som möjligt (Vägverket, 1998). Detta för att reningen ska bli så stor
som möjligt. Suspenderat material och partikelbundna föroreningar får då längre tid på sig att
sedimentera ut ur vattenmassan. Ju mindre en partikel är, desto längre tid tar den på sig för att
sedimentera. En större andel av föroreningarna fäster på de fina partikelfraktionerna än på de
grövre (Xanthopoulos och Hahn, 1990). Eftersom de allra finaste partiklarna är så små att de
aldrig sedimenterar är det därför svårt att få en hundraprocentig rening av de partikelbundna
föroreningarna, även om föroreningsavskiljningen kan bli mycket god i en
sedimentationsdamm (Pettersson, 1999).
Olika dammar skiljer sig åt vad gäller reningseffektivitet. Denna skillnad beror framförallt på
två olika faktorer (Pettersson, 1999). För det första har det visat sig att ju större dammens
specifika yta är – det vill säga dammens yta i förhållande till den hårdgjorda ytan i det
anslutna avrinningsområdet – desto bättre klarar den av att rena det förorenade vägdagvattnet.
Reningseffekten planar dock ut då den specifika ytan överstiger 250 m2/ha. Den andra faktorn
som spelar stor roll för dammens reningseffektivitet är dess geometriska form. En cirkulär
geometri gör att vattenflödet i dammen blir ojämnt fördelat, vilket i sin tur leder till att stora
delar av vattenvolymen blir tämligen outnyttjad för rening av det inflödande vattnet. I en mer
långsmal konstruktion blir flödet mer jämnt fördelat mellan in- och utflödespunkterna varvid
reningseffekten blir större. Inloppet bör placeras så att inflödet orsakar så lite resuspension av
bottensedimentet som möjligt, för att undvika att partikelbundna föroreningar förs upp i
vattenfas och flödar ut ur dammen (Pettersson, 1999). Dammsedimentet innehåller nämligen
stora mängder tungmetaller och andra föroreningar. Den metall som mätts i mest förhöjda
halter är koppar, vilken följs av zink och bly (German, 2001).
9
Tabell 2.2. Sammanställning av principer för system för efterbehandling av förorenat vägdagvatten.
Teknik
Princip
Fördelar
Sedimentation
Biologisk nedbrytning
Kväveretention
Effektiv rening.
Även lösta
föroreningar
kan avskiljas.
Effektiv rening.
Nackdelar
Tar stor plats.
Resulterar i ett sediment som
kan vara kraftigt förorenat och
måste omhändertas.
Sedimentation
Tar stor plats.
DagvattenResulterar i ett sediment som
dammar
(kap. 2.3.2.)
kan vara kraftigt förorenat och
måste omhändertas.
De minsta partiklarna
slinker igenom.
Ackumulering, utfällning, Idealt för stora Växten kräver någorlunda gynnFytostabilisering eller förytor.
samma förhållanden för att
remediering
(kap. 2.3.3.)
ångning av föroreningar
överleva.
med hjälp av växter.
Växterna måste skördas med
jämna mellanrum.
Tar liten plats. Klarar endast av att ta emot en
Sedimentations- Sedimentation
viss mängd vatten.
anläggning
Resulterar i ett sediment som
(Gårda)
kan vara kraftigt förorenat och
måste omhändertas.
De minsta partiklarna
slinker igenom.
Våtmarker
(kap. 2.3.1.)
Referens
Vägverket, 1998
Pettersson, 1996;
Pettersson, 1999;
German, 2001
Strid, 2001a;
White och
Burken, 1999
Blom, 2000;
Blom, 2001;
Nilsson, 2001
Stora, djupa dammar löper en viss risk att till följd av nedbrytning av organiskt material bli
syrefria vid botten. Denna risk är särskilt påtaglig under långa torrperioder då omblandningen
i dammen är svag på grund av ett litet inflöde. Syrefria förhållanden kan även uppkomma
under vintern om ett istäcke förhindrar luftens syre att lösa sig i vattnet (Marsalek et al. 1998).
Partikelbundna metaller har en tendens att frigöras från sedimentet och övergå till löst form i
sådana anoxiska miljöer (Pettersson, 1996). Detta innebär därför en negativ effekt på vattnets
rening i dammen. Även vägsalt orsakar många tungmetaller att bete sig på detta sätt (Löfgren,
2000). Bly fungerar dock på motsatt sätt och tenderar att bli mer partikelbunden då
konduktiviteten ökar (Pettersson, 1999).
Avskiljningseffektiviteten av suspenderat material och tungmetaller från dagvattnet varierar
kraftigt vilket huvudsakligen beror på det specifika regntillfällets nederbördsmängd och den
föregående torrperioden. Bäst reningseffekt erhålls då regnmängden är liten samt då
föregående torrperiod varit lång (Pettersson, 1996).
2.3.3. Fytoremediering
Fytoremediering innebär att vatten, jordar eller luft renas med hjälp av växter. Detta har
används flitigt till exempel vid rening av dagvatten i naturliga eller konstgjorda våtmarker.
Nedanstående beskrivning av fytoremediering är hämtad från Strid (2001a) samt White och
Burken (1999).
Fytoremediering kan ske med olika mekanismer. I vissa fall tas föroreningen upp direkt i
växten för att sedan ackumuleras. Detta gäller främst metaller. Växterna kan sedan skördas
och förstöras termiskt, mikrobiellt eller kemiskt. Denna typ av fytoremediering kräver att
växten har stor tendens att ta upp metalljoner. Dessutom måste den ha hög metalltolerans för
att kunna överleva. Slutligen bör växten ha hög biomassa, vilket gör den mer lättskördad.
10
Ett annat exempel på fytoremediering är när växter eller mikroflora som sitter associerade till
växter omvandlar föroreningarna till icke toxiska ämnen. Detta gäller framförallt organiska
föroreningar.
Fytoremediering kan också ske genom att växterna tar upp metaller som efter metabolisering i
växten blir flyktiga och förångas, vilket gäller särskilt för kvicksilver, selen och arsenik.
Omvandlingen av metallen innebär oftast att en metyl- eller etylgrupp kopplas på.
Vissa växter medverkar till att toxiska föroreningar fälls ut och stabiliseras. Detta kan till
exempel ske genom att växten utsöndrar salter som fäller ut metallen, varvid exempelvis
blyfosfat bildas, eller att organiska föroreningar binder till lignin i växternas rötter. Oxidation
i växtens rötter kan leda till att järnoxid eller någon annan oxid bildas, vilken kan
komplexbinda metallerna. Växten kan också orsaka att metallen genomgår en redoxreaktion
som gör att den fäller ut.
2.4. Kvarhållande processer i sediment
Tungmetaller binds till sediment på tre olika sätt (Baird, 1999), nämligen genom:
•
•
•
adsorption till mineralpartikelytor
adsorption i form av komplexbindning till humusämnen
fällningsreaktioner
Mineralpartiklar kan bestå av till exempel silkatmineral, karbonatmineral, järn- och
manganoxider. Mineralpartiklarnas ytor har ofta en negativ laddning. Positiva katjoner kan
därför adsorberas till dessa partikelytor genom att det uppstår en elektrostatisk attraktion
mellan katjonerna och de negativa platserna på partikeln. Beroende på hur stora
koncentrationerna är av olika katjoner är kan dessa byta plats med varandra. I allmänhet
binder en tvåvärd jon starkare än en envärd, men om koncentrationen av en envärd jon blir
hög, kan denna ändå tränga bort de tvåvärda jonerna från de negativa bindningsplatserna. En
sänkning av pH i marken eller i ett sediment ger en ökad koncentration av vätejoner, vilket
alltså kan leda till att metalljoner lossnar från negativa partikelytor. Detta kan till exempel ske
om nedbrytningen i ett sediment är stor. Då förbrukas syre samtidigt som den svaga syran
koldioxid, CO2, bildas och vätejoner produceras, enligt:
CH2O + O2 → CO2 + H2O → H2CO3 → H+ + HCO3Mineralpartiklar är ofta täckta av en hinna av opolärt organiskt material (Drever, 1997).
Hydrofoba ämnen som exempelvis PAH:er tenderar att fästa på sådana opolära ytor för att
minska kontakten med de polära vattenmolekylerna.
Humusämnen har hög affinitet för tungmetaller och tar upp dem via en jonbytesprocess.
Bindningen sker i stor utsträckning genom komplexbindning mellan metalljonen och
hydroxid- och/eller karboxylgrupper som sitter på humus- eller fulvosyran (Figur 2.3). Om
syrekoncentrationen i ett sediment minskar på grund av till exempel nedbrytning eller
otillräcklig syretillförsel, genom exempelvis isbeläggning (kapitel 2.3.2), blir förhållandena i
sedimentet mer reducerande, varvid metallerna har en tendens att övergå från komplexbunden
till löst form.
11
O
O
OH
+
O
M2+
OH
O
M
+
2 H+
Figur 2.3: Jonbytesprocess där en tvåvärd metalljon binder till ett humusämne medan två vätejoner frigörs
(Baird, 1999).
Vissa joner bildar föreningar som är svårlösliga i vatten. De fällningar som bildas vid sådana
reaktioner utgör en del av sedimentet. Fällningsreaktioner kan ske mellan metalljoner och till
exempel karbonat-, sulfat- eller hydroxidjoner (Zumdahl, 1998).
Den andel av metallerna i sedimentet som är bundna till olika typer av bindningsplatser som
exempelvis karbonatmineral, järn- och manganoxider eller organiskt material beror på ett
flertal olika faktorer, såsom vilken metall det är frågan om och på sedimentet eller markens
sammansättning (Norrstöm och Jacks, 1998). Aluminium, bly och koppar har exempelvis
visat sig vara bundet till humusämnen i högre grad än zink och kadmium (Löfgren, 2000).
När tungmetaller och PAH från vägtrafiken hamnar i vägdiken och liknande, transporteras de
nedåt genom jordprofilen (Norrstöm och Jacks, 1998). PAH har hittats så djupt ner i vägdiken
som 1 meter (Carlsson och Johansson, 2002). Kommer föroreningarna tillräckligt långt ner
kan de nå grundvattnet, varvid spridningen ökar ytterligare.
12
3. Provtagning och analys
3.1. Provtagningsplats – sedimentationsanläggning
3.1.1. Läge och funktion
Den studerade sedimenteringsanläggningen är belägen vid Europaväg 6, mittemot
Odinslundsparken i Gårda, Göteborg. Här passerar i medeltal 100 000 fordon per dygn.
Avrinningsområdet utgörs av totalt 51 400 m2 varav 21 000 m2 hårdgjord yta (Figur 3.1).
Avskiljningssystemet är en relativt ny typ av konstruktion som inte tidigare används och som
nu testas i Gårda.
Anläggningen anlades i samband med Vägverkets ombyggnad av motorvägen år 2000, då
vägen breddades till tre körfält i vardera riktningen. Anläggningens funktion under
ombyggnaden var framför allt att minska utsläpp och spridningen av skadliga ämnen från
vägen eftersom halterna kan förhöjas under ett vägbygge.
Figur 3.1: Sedimentationsanläggningens placering och avrinningsområde (Vägverket, 2000)
13
Provtagare,
inlopp
Provtagare,
utlopp
a)
b)
Figur 3.2: Anläggningens konstruktion (Vägverket, 2000). a) Anläggningen sedd uppifrån samt provtagarnas
placering. b) Brunnarna i genomskärning. Här visas första och sista brunnen samt en av de mellanliggande
brunnarna.
Anläggningens huvuduppgift är i första hand att genom sedimentation rena vägdagvattnet från
föroreningar. I andra hand tjänstgör konstruktionen som en fälla för utsläpp, vid till exempel
en trafikolycka där farligt gods är inblandat. I anläggningen finns detekteringsinstrument som
mäter mängden olja i det inkommande vattnet. Om koncentrationerna blir för höga, till följd
av till exempel en trafikolycka, går ett larm varvid pumparna stängs av och en lucka i
avstängningsbrunnen (se Figur 3.2a) stängs, vilket leder till att inget vatten tillåts passera ut ur
anläggningen.
14
Före ombyggnationen upprättades ett kontrollprogram inom vilket stickprover togs på
utgående vatten från anläggningen en gång per månad. Syftet med kontrollprogrammet var att
under byggtiden, övervaka att inga stora utsläpp förekom, detta för att skydda livsmiljön för
de djur och växter som lever i och vid Mölndalsån (Blom, 2001). När vägen var färdigutbyggd
avslutades provtagningen. Proverna som togs inom kontrollprogrammet analyserades med
avseende på opolära alifatiska kolväten, konduktivitet, pH, suspenderade ämnen och
turbiditet. Halten av opolära alifatiska kolväten fick inte överstiga 5 mg/l. Halten låg under
hela kontrollprogrammet långt under detta riktvärde. I övrigt har inga analyser tidigare
genomförts på vatten eller sediment från den aktuella anläggningen.
Vid Nellickevägen (cirka 1 km söder om Gårdaanläggningen) finns en anläggning med
samma typ av konstruktion som den aktuella. I denna anläggning utfördes under den senare
delen av vägens ombyggnad ett projektarbete, som syftade till att fastställa hur stor effekt
vattnets uppehållstid i brunnarna hade på pH, konduktivitet och halten av suspenderat
material. Studien visar att en ökad uppehållstid ger en tydlig minskning av mängden partiklar i
vattnet (Nilsson, 2001).
3.1.2. Konstruktion
Anläggningen vid Odinslundsparken består av sju stycken seriekopplade brunnar, placerade
under jord, med en total volym av 122 m3 (Figur 3.2). Den första brunnen är högre än vad de
övriga är (Figur 3.2b). I den sista brunnen finns två pumpar som pumpar upp vattnet genom
en tryckledning till en självfallsledning, vilken har sitt utlopp i Mölndalsån, några hundra
meter från anläggningen. Vid varannan pumpning används pump 1 och vid varannan
pumpning används pump 2. Tanken är att vatten ska pumpas ut ur anläggningen med 40
timmars intervall. Om 40 timmar förflutit utan att en bestämd startnivå (0,90 m över
brunnsbotten) överstigits, ska pumparna inte startas förrän denna nivå uppnåtts. Vattnet ska
alltså tillåtas stå stilla i minst 40 timmar. En tryckgivare, placerad 0,20 m över brunnsbotten
mäter vattennivån i anläggningen.
Under arbetets gång upptäcktes dock att pumparna programmerats på fel sätt. Som pumparna
för närvarande är inställda, pumpas vatten ut så fort vattennivån överstiger den ovan nämnda
startnivån. Pumpningen fortgår tills lägsta tillåtna vattenyta (0,50 m över brunnsbotten) är
nådd. När nivån i anläggningen åter stigit 0,90 m över brunnsbotten startar således pumparna
igen oavsett hur lång tid som förflutit sedan senaste pumpningen. Detta innebär att vattnet
uppehållstid i anläggningen i vissa fall bara blir några få timmar, vilket ger en sämre
reningseffektivitet än om vattnets uppehållstid alltid tilläts vara minst 40 timmar (Nilsson,
2001).
3.2. Provtagning
3.2.1. Sediment
Sedimentprover togs i brunn 1, 3, 5 och 7 med hjälp av en så kallad Ekmanhuggare (Figur
3.3). En huggprovtagare orsakar en relativt stor störning av sedimentet, vilket dock inte
spelade så stor roll i detta fall eftersom ingen djupprofilanalys planerades i detta projektet.
Sedimentproverna transporterades omedelbart efter provtagningen till laboratoriet.
Sedimentprover som analyserats med avseende på metaller förvarades i plastpåsar och
sedimentprover för PAH-analys förvarades i glasburkar. Organiska ämnen har en tendens att
binda till polymera material och prover som ska analyseras med avseende på organiska ämnen
bör därför inte förvaras i plastkärl.
15
Figur 3.3: Ekmanhuggare
Foto: Thomas Pettersson
Figur 3.4: Ruttnerhämtare
Foto: Thomas Pettersson
3.2.2. Vattenprover i brunnarna
I samband med sedimentprovtagningen i brunnarna togs även vattenprover i den överliggande
vattenfasen. Vattenprov från brunn 1 skickades in för analys av PAH, för att se om det fanns
några detekterbara PAH:er i provet. De flesta PAH:er har nämligen en väldigt låg löslighet i
vatten och kan man detektera PAH:er i vattnet tyder detta på en relativt hög förorening.
Proverna togs med hjälp av en så kallad Ruttnerhämtare (Figur 3.4). Vattenprover från brunn
1, 3, 5 och 7 analyserades på tungmetaller.
3.2.3. Automatisk vattenprovtagning
Kontinuerliga vattenprover av inkommande och utgående dagvatten har genomförts i
Gårdaanläggningen vid flera avrinningstillfällen (nederbörd). Två automatiska provtagare
(ISCO 3700 och ISCO 6700) har använts för att bestämma anläggningens förmåga att avskilja
dagvattenföroreningar. Den ena provtagaren (ISCO 6700) monterades vid anläggningens
inlopp, och den andra (ISCO 3700) installerades vid anläggningens utlopp. Provtagarnas
placeringar visas i Figur 3.2. I Figur 3.5a visas provtagaren vid inloppet.
Vid inloppsprovtagaren monterades även en flödesmätare. När vattennivån i inloppsledningen
översteg 90 mm, startade provtagaren. Provtagningen utfördes flödesproportionellt och varje
gång flödesmätaren detekterat att 25 m3 vatten passerat mätpunkten togs två prover på vardera
300 ml; ett prov tillsattes i ett glaskärl, det andra i ett plastkärl. Tre delprover tillsattes till
varje flaska. Flaskuppsättningen bestod av totalt fyra set, där varje set utgjordes av ett plastoch ett glaskärl (Figur 3.5b). Vattenproverna från glaskärlen användes för PAH-analys, medan
proverna från plastkärlen analyserades med avseende på metaller.
16
a)
Foto: Stefan Ahlman
b)
Foto: Stefan Ahlman
Figur 3.5: a) Den automatiska vattenprovtagaren ISCO 6700. b) Flaskornas placering i provtagaren vid
inloppet (varannat glas- och varannat plastkärl).
Provtagningen vid utloppet styrdes av signaler från de båda pumparna. När någon av
pumparna startade, påbörjades provtagningen, därefter togs prover var tionde minut tills
pumpningen avslutades. Flaskorna i utloppsprovtagaren var placerade på samma sätt som i
inloppsprovtagaren (Figur 3.5b). Även provtagningen utfördes på samma sätt som vid
inloppet med den skillnaden att provmängden vid utloppet var 200 ml per provtagning.
Provtagaren som användes vid utloppet (ISCO 3700) är något mindre än inloppsprovtagaren
(ISCO 6700), och rymmer därför inte lika stora kärl, vilket är anledningen till att
provmängden var mindre vid utloppet. Då pumparna ger ett konstant flöde blev även
provtagningen vid utloppet flödesproportionell.
Vatten från de olika glas- respektive plastkärlen slogs vid varje provtagningstillfälle samman
till samlingsprover, ett samlingsprov från inloppet samt ett från utloppet. Alla uppmätta
koncentrationer är därför medelkoncentrationer i inkommande respektive utgående vatten
under ett provtagningstillfälle. Eftersom all provtagning skedde flödesproportionellt kunde
proverna slås samman.
17
Vid inloppet satt ett GSM-modem som var kopplat till provtagaren. Modemet användes för att
överföra data som lagrats i provtagarens logger (t.ex. provtagningstidpunkter och
provtagningsmängder) till datorn. Data överfördes även till datorn i fält via kabel.
3.3. Provberedning, bestämningar och experiment
3.3.1. Sedimentprover
Kornstorleksfördelning
En siktning utfördes för att bestämma partiklarnas storleksfördelning i de olika brunnarna
(brunn 1, 3, 5 och 7). Före siktning torkades sedimenten i 105°C under två dygn. Eftersom
partiklarna aggregerats med varandra under torkningen mortlades alla sedimenten för att
separera de aggregerade partiklarna. Kornstorleksbestämningen utfördes enligt svensk
standard (SS 02 71 23), med undantag av siktarnas maskvidder. Vid denna siktning användes
siktar med maskvidderna 0,074; 0,125; 0,25; 0,5; 1; 2; 4; 5,6 och 8 mm. Cirka 200 g av de
mortlade sedimenten siktades i skakapparat i ungefär 20 minuter. Varje sikt vägdes före och
efter siktningen, varpå kvarstannad massa partiklar kunde bestämmas för varje fraktion. De
fyra finaste fraktionerna från första och sista brunnen sparades för tungmetallanalys.
Torrsubstans och organiskt material (glödgningsförlust)
Ett sediments torrsubstans är det som återstår då allt vatten avlägsnats genom torkning.
Sedimentproven (ca 5 g) lades i vägda och torkade keramikdeglar. Deglarna vägdes på nytt
innehållande de våta sedimenten, varpå de torkades i 105°C under två dygns tid. Därefter
vägdes deglarna med de torra sedimenten. Andelen torrt material av den totala mängden
sediment kunde sedan beräknas.
Glödgningsrest är det som återstår av det torra sedimentet då det glödgats i hög temperatur.
Glödgningsförlusten motsvarar mängden organiskt material i provet. Deglarna med torrt
sediment placerades efter torrsubstansbestämningen i en karbolitugn. Sedimenten glödgades i
550°C under två timmar, varefter deglarna togs ut och vägdes. Andelen organiskt material i
det torra sedimentet kunde därefter beräknas utifrån provets viktminskning efter glödgningen.
Bestämning av torrsubstans och glödgningsförlust utfördes enligt svensk standard (SS 02 81
13).
Provberedning för metallanalys
Ungefär 0,5 g torkat sediment togs ut från varje prov och täcktes med 2 ml väteperoxid för att
oxidera det organiska material som fanns inuti. Detta gjordes för att undvika en våldsam
reaktion vid den kommande tryckkokningen. Proven fick stå i väteperoxid i en timma, varefter
5 ml salpetersyra (65 %-ig, suprapur) och 5 ml nanopurvatten tillsattes. Därefter placerades
proven i mikrovågsugn där de fick tryckkoka i cirka 30 minuter. När proven svalnat
överfördes de till provrör. Eftersom en del av vätska förångats under tryckkokningen tillsattes
nanopurvatten tills proven hade den ursprungliga vätskevolymen på 12 ml. 0,1 ml av proven
pipetterades till nya provrör, varpå 0,1 ml salpetersyra (65 %-ig, suprapur) och 0,1 ml
internstandard (1 ppm rodium) tillsattes. Slutligen späddes proven till 10 ml med
nanopurvatten.
PAH-analys
Fyra sedimentprover (otorkade) skickades till Analytica i Täby för att analyseras på innehåll
av PAH-16. Dessa prover förvarades, kallt och mörkt i glasburkar med teflonlock.
18
Brunn, nr.
1
3
5
7
Referens
pH 4
(surt regn)
NaCl
(vägsalt)
Turbulens
(stora regnflöden)
Figur 3.6: Bägarförsökets uppställning.
3.3.2. Bägarförsök
För att studera jämvikten mellan sedimentet och överliggande vattenfas för metaller, utfördes
ett bägarförsök. Sediment från fyra av brunnarna i anläggningen (brunn 1, 3, 5 och 7)
placerades i fyra bägare vardera, vilka sedan täcktes med nanopurvatten. Till varje gram vått
sediment tillsattes 2 ml vatten. Vattnet i den första sedimentbägaren från varje brunn
behandlades inte på något sätt och utgjorde därför ett referensprov. Vattnet som sattes till den
andra bägaren hade pH sänkt till 4 genom tillsats av HNO3. I den tredje bägaren tillsattes
vägsalt (natriumklorid), varvid vattnet fick en salthalt på 0,5 mol/l (3 %). I den fjärde och sista
bägaren från varje brunn pågick konstant omrörning. Figur 3.6 illustrerar de olika
sedimentbägarnas behandling och ursprung. Bägaren som var utsatt för omblandning samt
innehöll sediment från brunn 5 utgick på grund av ett missöde, då bägaren till följd av
omrörningen välte under försökets första dygn. Prover från vattenfaserna togs efter ett, två och
tre dygn samt efter en veckas tid. Dessa prover analyserades sedan med avseende på
tungmetaller med hjälp av ICP-MS. De metaller som analyserades var Al, Pb, Cd, Cu, Cr, Ni
och Zn. Proven filtrerades före analys och innehöll alltså endast metaller i löst form (inklusive
kolloider med en partikeldiameter mindre än 0,45µm). Efter filtrering tillsattes 1
volymprocent salpetersyra (65 %-ig, suprapur) och 1 volymprocent internstandard (1 ppm
rodium) till varje prov.
De olika betingelser som sedimenten utsattes för symboliserar lågt pH, hög salthalt i
vägdagvattnet samt hög turbulens av vattnet i sedimentationsanläggningen. Detta är exempel
på betingelser som kan förekomma i anläggningen under en säsong. Surstötar i vattnet kan till
exempel uppkomma när nederbörden har särskilt lågt pH, hög salthalt förekommer i vattnet
under vintern då vägsalt används för halkbekämpning av vägarna och en hög vattenturbulens
kan uppkomma vid kraftiga regn med höga vattenflöden. Det är därför intressant att se hur
metallavgivningen/upptaget från sedimenten i anläggningen påverkas av dessa faktorer.
De olika behandlingarna borde alla kunna öka avgivningen av metaller till överliggande
vatten. Vid lågt pH och hög halt av salt i vattnet väntas ett jonutbyte ske i sedimentet, vilket
ökar transporten av metaller till vattenfasen. Alltså borde dessa betingelser ge en ökad mängd
lösta metaller i vattnet. När vattnet utsätts för hög turbulens sker en resuspension av
sedimentet, vilket också borde kunna ge en större mängd metaller i vattenfasen.
19
3.3.3. Vattenprover
Suspenderat material
Suspenderat material i ett vattenprov är den mängd partiklar som vid filtrering kvarhålls på ett
filter med maskvidden 0,45 µm. 100 ml prov filtrerades genom vägda glasfiberfilter (MGAfilter). Därefter torkades filtren i 105°C, under cirka en timme, varefter de vägdes. Mängden
suspenderat material i vattnet (mg/l) kunde därefter beräknas. För att bestämma den organiska
halten i det suspenderade materialet glödgades filtrena i 550°C under en timme, varpå de
vägdes. Bestämningarna utfördes enligt svensk standard (SS 02 81 12).
Provberedning för metallanalys
Vattenproverna från de automatiska provtagarna delades i två, varvid det ena provet
filtrerades, medan det andra lämnades ofiltrerat. Detta för att studera hur stor andel av
metallerna i vattnet som var lösta respektive fästa på partiklar. Både ofiltrerade och filtrerade
prov surgjordes med 1 volymprocent salpetersyra (65 %-ig, suprapur). Detta för att undvika
att metallerna skulle bilda fällningar med andra joner i provet. Proverna förvarades i kylskåp.
De ofiltrerade proverna uppslöts i mikrovågsugn för att överföra alla metaller till löst form,
även den andel metaller som var adsorberade till partiklar. 5 ml av varje ofiltrerat prov fick
tryckkoka i mikrovågsugnen (cirka 30 minuter) tillsammans med 5 ml salpetersyra (65 %-ig,
suprapur). 1 ml av varje prov pipetterades till nya provrör, varpå 1 volymprocent
internstandard (1 ppm rodium) tillsattes. Därefter späddes proven till 10 ml-märket med
nanopurvatten.
Före analys i ICP-instrumentet överfördes 10 ml av varje filtrerat prov till provrör. 1
volymprocent internstandard (1 ppm rodium) tillsattes varje prov. Internstandard tillsätts
proven av flera skäl. Bland annat kompenserar den för interferens i analysinstrumentet.
PAH-analys
Sammanlagt tre vattenprover (ett inloppsprov, ett utloppsprov och ett prov från den
överliggande vattenfasen i brunn 1) skickades till Analytica i Täby för att analyseras på
innehåll av PAH-16. Dessa prover förvarades, kallt och mörkt i glasflaskor.
3.4. Analysmetoder
3.4.1. HPLC – High Performance (eller Pressure) Liquid Chromatography
PAH-proverna skickades för analys till laboratoriet Analytica i Täby. Analytica extraherade
de fasta proverna i en lösningsmedelsblandning bestående av aceton och hexan (1:1) med
hjälp av ultraljud. Extraktet indunstades och analyserades sedan med den kromatografiska
metoden HPLC. Även vattenproverna extraherades vilket betyder att de erhållna resultaten
från PAH-analyserna i vattenproverna inkluderar både lösta och partikeladsorberade PAHföreningar.
20
Figur 3.7: HPLC-instrument (Harwood et al, 1999)
Vid kromatografi separeras olika ämnen i ett prov från varandra. Detta är möjligt eftersom
ämnena har olika affinitet för, och därför fördelar sig på skilda sätt, mellan två faser. De två
faserna utgörs av en stationär och en mobil fas. Den stationära fasen är antingen ett fast ämne
eller en vätska, medan den rörliga fasen utgörs av en vätska eller av en gas. HPLC är en
mycket användbar metod då den lämpar sig för analys av både icke-flyktiga och av termiskt
labila föreningar. En schematisk bild över ett HPLC-instrument visas i Figur 3.7.
Som namnet, High Pressure Liquid Chromatography förtäljer, utgörs den mobila fasen av en
vätska. Mobilfasen bestod i detta fall av en blandning av acetonitril och vatten. När analysen
startade utgjordes 60 % av mobilfasen av acetonitril. Därefter ökade innehållet av acetonitril
efter en gradient till maximalt 100 %. Provet injicerades (injektionsvolymen var 50µl) till den
rörliga vätskefasen varvid det transporterades till kolonnen med den stationära fasen, för att
där separeras.
Den stationära fasen består vid HPLC av extremt fina, sfäriska partiklar, med en mycket stor
effektiv yta (oftast i intervallet 200 – 300 m2g-1 (Harwood et al, 1999)). Det finpartikulära
materialet är vanligtvis någon form av modifierad kiselgel. Kolvätekedjor och andra grupper
kan bindas till kiselgelen för att på så sätt förändra dess polaritet. Den stora partikelytan gör
att adsorptionen till materialet blir kraftig. Partiklarnas storlek och form gör att kolonnen
packas väldigt hårt, vilket medför att det krävs ett högt tryck för att pressa elueringsvätskan
genom kolonnen. På grund av den stationära fasens lilla partikelstorlek, kommer den rörliga
och den stationära fasen hela tiden befinna sig väldigt nära varandra, vilket gör att jämvikt
snabbt ställer in sig. Detta medför att HPLC är en effektiv analysmetod med hög precision.
I detta fall användes en ”lichrosphere PAH”-kolonn med storleken 250*3 mm. Kolonnen
höll under analysen en temperatur av 28°C.
De flesta detektorer som används inom vätskekromatografi bygger på någon optisk princip.
En UV-detektor är lämplig att använda för att detektera föreningar som har stark tendens att
absorbera ultraviolett ljus. Detta gäller bland annat aromatiska föreningar, som till exempel
PAH:er. En fluorescensdetektor är användbar för fluorescerande ämnen exempelvis plana
PAH:er. Fluorescensdetektorna kan vara upp till 1000 gånger känsligare än UV-detektorn.
Acenaftylen detekterades med en UV-detektor med våglängden 322 nm, medan de andra
föreningarna detekterades med hjälp av en fluorescensdetektor. I Tabell 3.1 anges ungefärliga
detektionsgränser för de 16 EPA-PAH:erna.
21
Tabell 3.1: Detektionsgränser för EPA-PAH-16 i sediment (Analytica, 2003)
Detektionsgräns
PAH
(mg/kg TS)
1. Naftalen
2. Acenaftylen
3. Acenaften
4. Fluoren
5. Fenantren
6. Antracen
7. Fluoranten
8. Pyren
9. *Bens(a)antracen
10. *Krysen
11. *Bens(b)fluoranten
12. *Bens(k)fluoranten
13. *Bens(a)pyren
14. *Dibens(ah)antracen
15. Benso(ghi)perylen
16. *Indeno(123cd)pyren
0,1
0,1
0,1
0,1
0,1
0,01
0,01
0,01
0,01
0,01
0,01
0,01
0,01
0,03
0,03
0,03
3.4.2. ICP-MS
Alla metallprover analyserades med hjälp av ett ICP-MS-instrument, vid Miljökemiska
laboratoriet på Väg och Vatten, Chalmers. Instrumentet är en Perkin Elmer Sciex Elan 6000.
ICP-MS-instrumentet är placerat i ett särskilt renrum eftersom det ställer stora krav på
omgivande miljö. Instrumentet kontrolleras av en dator, belägen utanför renrummet.
Externstandader för ICP-analys bereddes från en multistandard innehållande ett stort antal
metaller. Standarder blandades i koncentrationerna 1, 10, 50, 100, 500, 1000 och 2000 ppb.
ICP – Inductively Coupled Plasma
Med hjälp av ICP, kan man snabbt och med hög noggrannhet bestämma halten av så gott som
alla grundämnen i en blandning. Elan 6000 kan för vissa grundämnen nå detektionsgränser
ned mot ppt-området (10-12g/g). Vissa grundämnen lämpar sig dock mindre bra än andra att
analyseras med ICP. Detta beror på att det förekommer interferenser med bland annat luftens
syre och kväve eller med argonet i plasmat. Reaktioner inne i plasmat kan leda till att argon,
syre och kväve kombinerar med varandra eller med andra ämnen för att bilda polyatomära
joner, såsom argider och oxider. Dessa joner kan ha samma m/z-kvot som ämnet som ska
analyseras, vilket leder till att man får ett spektralt överlapp. Interferens med andra ämnen kan
också ske då två olika ämnen har isotoper med exakt samma massa.
Provet sprayas in i ett flöde av argon, vilken fungerar som bärgas, för att sedan förångas,
atomiseras och joniseras i ett argonplasma. Plasmat består av exciterade atomer och joner
samt fria elektroner och bildas då gasen på elektrisk väg upphettas till omkring 5000K. De
bildade jonerna förs sedan in en quadrupol-masspektrometer där de registreras av en detektor.
LA-ICP – Laser Ablation-Inductively Coupled Plasma
Även fasta prover kan introduceras till argonplasmat. Provet belyses med en laserstråle,
varvid energin i ljuset absorberas. Om energin som absorberats är tillräckligt stor, kommer en
del av provet att övergå till gasfas för att sedan, i en ström av argongas, föras vidare till ICPinstrumentet. En CCD-kamera (Charge-coupled device) detekterar vilken del av provet som
förångats. Detta resulterar i att olika ämnens rumsliga spridning på provets yta kan erhållas.
22
MS – masspektrometri
En masspektrometer används i anslutning till andra instrument för att detektera joner. Det
första som sker i en masspektrometer är att provet bombarderas med elektroner, vilka
genereras i ett elektriskt fält. När specierna i provet träffas av dessa, förlorar en del av
molekylerna en elektron och blir därmed positiva joner. Energin som de bombarderande
elektronerna bär med sig är dock större än den energi som behövs för att avlägsna en elektron
från en molekyl i provet. Därför faller molekylerna sönder i positivt laddade fragment av olika
storlekar. De svagaste bindningarna klyvs först.
När masspektrometri används i kombination med ICP genereras de positiva jonerna i
argonplasmat, varefter de accelereras och förs in i masspektrometern, som i detta fall utgörs
av en quadrupol. I quadrupolen separeras jonerna i ett elektriskt fält. Vid separationen
utnyttjas det faktum att specierna har olika massa/laddning-kvoter (m/z) och därför böjer av
olika. Joner med olika m/z-kvot bildar olika strålar. En detektor, placerad i änden av
quarupolen registrerar de olika partikelstrålarna. Strålens avböjning är proportionell mot
partikelslagens relativa förekomst i blandningen. I masspektret framgår partiklarnas massa
och relativa halt.
23
4. Resultat och diskussion
4.1. Kornstorleksfördelning
Sedimenten i de fyra brunnarna (nr. 1, 3, 5 och 7) visade sig vara väldigt finpartikulära. Trots
att mortling utfördes före siktning, lyckades inte alla partiklar skiljas från varandra. Det kunde
noteras att den största delen av det material som fångats upp i siktar med en maskvidd som var
större än 0,5 mm (cirka 25 % av den totala vikten), huvudsakligen bestod av mindre
aggregerade partiklar. Detta är vanligt när materialet utgörs av ett väldigt finpartikulärt
sediment. Av denna anledning presenteras i Tabell 4.1 endast den del av sedimenten som
fångades upp i siktar med en maskvidd som var mindre än 0,5 mm. Alla data från siktningen
visas i Bilaga 3.
Mängden riktigt små partiklar med en diameter mindre än 0,074 mm är, som framgår av
Tabell 4.1, störst i de sista brunnarna och utgör nästan hälften av den totala massan
sedimentpartiklar. I första brunnen utgör dock de allra minsta partiklarna en mycket mindre
andel, medan partiklarna i storleksintervallet 0,25-0,5 mm står för hälften av vikten.
De grövre partikelfraktionerna (> 0,125 mm) avskiljs huvudsakligen i de första brunnarna
redan under regntillfället. De finare partiklarna behöver längre tid på sig för att sedimentera
och sker troligtvis relativt jämnt fördelat (absolut mängd) i de sju brunnarna. En mycket liten
del av de grova partiklarna avskiljs i den sista brunnen varför den relativa andelen fina
partiklar blir mycket hög.
4.2. Torrsubstans och organiskt material (glödgningsförlust)
Torrsubstans och glödgningsförlust bestämdes för sedimentprover från de fyra brunnarna 1, 3,
5 och 7, vid två olika provtagningstillfällen.
4.2.1. Torrsubstans
Resultaten från båda tillfällena visar tydligt att mängden torrsubstans är störst i första brunnen
för att sedan avta genom anläggningen (Figur 4.1). Vatteninnehållet är således det omvända
och ökar alltså från första till sista brunnen (från cirka 30 till 60 %). Ett mer finpartikulärt
sediment har större förmåga att hålla kvar vatten, vilket förklarar att det mer finpartikulära
sedimentet i brunn 7 innehöll mest vatten, medan det grövsta sedimentet i anläggningen hade
lägst vatteninnehåll.
Tabell 4.1: Kornstorleksfördelning i de olika brunnarna för den kornfraktion som passerade sikten med
maskvidd 0,5 mm.
Storleksintervall (mm)
< 0,074
0,074 – 0,125
0,125 – 0,25
0,25 – 0,5
≤ 0,5
Viktandel av kornfraktion < 0,5 mm (%)
Brunn 1
Brunn 3
Brunn 5
Brunn 7
13,5
26,5
44,3
43,5
7,8
17,4
16,5
13,6
29,5
27,4
15,3
14,2
49,2
28,8
23,9
28,6
100
100,1
100
99,9
24
Torrsubstans - vatteninnehåll
vatteninnehåll
torrsubstans
100
(%)
80
60
40
20
1,
1/
br
4
un
n3
,1
br
/4
un
n5
,1
br
/4
un
n7
,1
/4
br
un
n
br
un
n
1,
12
br
/3
un
n3
,1
br
2/
3
un
n5
,1
br
2/
3
un
n7
,1
2/
3
0
Figur 4.1: Andel torrsubstans och vatteninnehåll i sedimenten.
Organiskt material
Organiskt material (%)
25,0
20,0
15,0
12-mar
01-apr
10,0
5,0
0,0
Brunn 1
Brunn 3
Brunn 5
Brunn 7
Figur 4.2: Andel organiskt material av den totala mängden torrsubstans.
4.2.2. Organiskt material (glödgningsförlust)
Den viktförlust som erhålles efter glödgningförlustbestämningen motsvarar mängden
organiskt material i provet. Det organiska innehållet i sedimenten var lägst i den första
brunnen (cirka 5 %) och högst i den sista (cirka 20 %) (Figur 4.2). De mer mellanliggande
brunnarna hade ett innehåll av organiskt material som var i princip lika stora (cirka 15 %).
Anledningen till att andelen organiskt material var så mycket lägre i första brunnen beror
förmodligen på att sedimentet huvudsakligen består av stora partiklar med hög densitet (se
Tabell 4.1), vilka oftast utgörs av oorganiska ämnen. Organiskt material förekommer
huvudsakligen i de finare partikelfraktionerna och eftersom andelen av dessa var högre i de
senare brunnarna är det organiska innehållet i sedimenten således högre där.
4.3. Föroreningar i sedimenten
4.3.1. Metaller
De flesta analyserade tungmetallerna i sedimenten uppvisar halter som har en stigande trend
från första till sista brunnen (Tabell 4.2). Detta illustreras i Figur 4.3, med zink som exempel
(för övriga analyserade metaller se Bilaga 6a). Vid första provtagningstillfället var dock halten
av kadmium och bly något högre i femte brunnen än i den sista. Vid den andra provtagningen
visade krom upp en avvikande trend, då halten var högst i brunn nummer tre.
25
Tabell 4.2: Halten av tungmetaller i sedimenten (mg/kg TS)
Provtagning, 12/3
Provtagning, 1/4
Brunn
1
3
5
7
Cu
87
217
228
229
Cd
0,2
0,4
0,6
0,5
1
3
5
7
103
171
208
237
0,1
0,3
0,4
0,5
Koncentration (mg/kg TS)
Pb
Zn
Ni
Cr
24
340
29
49
57
697
41
68
75
838
46
76
71
877
51
82
26
44
61
70
341
621
757
903
34
41
45
52
64
90
72
84
Co
12
18
24
27
Mn
415
583
691
751
14
18
25
29
444
557
685
782
Koncentration (mg/kg TS)
Zink i sedimenten
1000
877 903
838
800
757
697
621
600
400
12-mar
340 341
01-apr
200
0
1
3
5
7
Brunn, nr
Figur 4.3: Koncentrationen av zink i de fyra brunnarnas sediment.
Tabell 4.3. visar i vilka bedömningsklasser sedimenten hamnar enligt Naturvårdsverkets
bedömningsgrunder (klass 1-5, Bilaga 6b). Inget av värdena hamnar i intervallet för mycket
höga halter (klass 5). Den metall som återfinns i mest förhöjda halter är koppar som hamnar
inom klassen höga halter, med undantag för sedimentet i brunn 1 från första provtagningen.
De höga halterna av koppar beror förmodligen på slitage av fordonens bromsbelägg
(Naturvårsverket, 2000). Även nickel återfanns i halter som visade sig vara relativt höga,
måttligt höga – höga. Zink och krom uppvisade måttligt höga halter, medan kadmium och bly
endast återfanns i låga eller mycket låga halter.
Tabell 4.3: Klassificering av sedimenten från de olika brunnarna baserat på bedömning av tillstånd av sediment
i sjöar och vattendrag. 1: Mycket låga halter, 2: Låga halter, 3: Måttligt höga halter, 4: Höga halter, 5: Mycket
höga halter. (Naturvårdsverket, 1999a). Koncentrationsgränserna för de olika klasserna visas i Bilaga 6b.
Provtagning, 12/3
Provtagning, 1/4
Brunn
1
3
5
7
Cu
3
4
4
4
Cd
1
1
1
1
Pb
1
2
2
2
Zn
3
3
3
3
Ni
3
3
3
4
Cr
3
3
3
3
1
3
5
7
4
4
4
4
1
1
1
1
1
1
2
2
3
3
3
3
3
3
3
4
3
3
3
3
26
Tabell 4.4: Indelning av tillstånd för förorenad mark baserat på riktvärden för förorenad mark. 1: Mindre
allvarligt, metallkoncentrationen ligger under riktvärdet för känslig markanvändning, KM, 2: Måttligt allvarligt,
metallkoncentrationen ligger över riktvärdet för KM, 3: Allvarligt, 4: mycket allvarligt. (Naturvårdsverket,
1999b). Koncentrationsgränserna för de olika klasserna visas i Bilaga 6c.
Provtagning, 12/3
Provtagning, 1/4
Brunn
1
3
5
7
Cu
1
2
2
2
Cd
1
2
2
2
Pb
1
1
1
1
Zn
1
2
2
2
Ni
1
2
2
2
Co
1
1
1
1
1
3
5
7
2
2
2
2
1
1
2
2
1
1
1
1
1
2
2
2
1
2
2
2
1
1
1
1
En jämförelse med Naturvårdsverkets bedömningsgrunder för förorenad mark (Tabell 4.4 och
Bilaga 6c) visar att föroreningen av sedimenten i de flesta brunnarna är måttligt allvarlig för
metallerna koppar, kadmium, zink och nickel medan föroreningen av bly och kobolt endast
bedöms som mindre allvarlig. Med ett undantag ligger halterna i första brunnen dock alltid
under riktvärdet för känslig markanvändning. Ingen av halterna ligger inom någon av
tillståndsklasserna allvarlig eller mycket allvarlig förorening.
Jämförelse med tidigare studie
Sedimentationsanläggningen i Gårda har ett avrinningsområde som består nästan enbart av
motorvägsyta. Tidigare har studier gjorts i sedimentationsdammar för dagvatten (Tabell 4.5),
vilka har ett avrinningsområde som utgörs av mer blandade ytor, till exempel vägar,
industriområden, parkeringsplatser och bostadsområden. Vid en jämförelse med resultat från
dessa studierna visar det sig att sedimenten i Gårdaanläggningen har högre halter av vissa
metaller, medan andra metaller återfinns i lägre halter än i de undersökta dammarna (Tabell
4.5). Bly finns till exempel i en mycket lägre koncentration i vägdagvattenanläggningen än i
dagvattendammarna. Detta kan bero på att blyinnehållet i bränsle reducerats kraftigt och
därför fått mindre spridning i trafikmiljö, medan metallen kanske fortfarande läcker ut från
industrier. Nickel och krom är metaller som tydligt visar högre halter i Gårdaanläggningen än
i sedimentationsdammarna, vilket indikerar att dessa metaller är särskilt utmärkande för
läckage från trafik. En stor mängd koppar avges från bilarnas bromsbelägg, vilket medför att
sedimenten i vägdagvattenanläggningen är kraftigt förorenade av koppar. Eftersom det finns
andra betydande källor till koppar i miljön (till exempel koppartak) är dock även sedimenten i
dammarna kraftigt förorenade med avseende på denna metall.
Metallkoncentrationer i olika storleksfraktioner
Tungmetallanalysen av de olika storleksfraktionerna från siktningen (brunn 1 och 7) visade att
alla metaller fanns i högst halt i den minsta fraktionen (< 0,074 mm). I Figur 4.4 visas bly som
exempel, övriga metaller visas i Bilaga 7. Det faktum att metallkoncentrationerna är högre i
de finare fraktionerna är logisk med tanke på att dessa partiklar har en mycket större specifik
yta i förhållande till massa, där metallerna kan fästa.
27
Tabell 4.5: Koncentrationsmedelvärden av tungmetaller i sedimenten (mg/kg TS) i Gårdaanläggningen och tre
olika sedimentationsdammar; Stora och lilla Järnbrottsdammarna i Göteborg samt Krubban i Örebro.
Gårda
185
0,4
54
672
42
73
21
614
Koppar
Kadmium
Bly
Zink
Nickel
Krom
Kobolt
Mangan
1)
2)
Koncentration (mg/kg TS)
St Järnbrott1) L:a Järnbrott1)
424
114
1,5
0,9
125
127
672
478
30
31
48
48
17
e/a2)
513
e/a2)
Krubban1)
168
2,3
231
723
26
40
e/a2)
e/a2)
German, 2001
e/a = ej analyserad
Koncentration (mg/kg TS)
Bly
65
70
60
59
51
48
50
40
33
31
brunn 1
brunn 7
30
16
20
18
10
0
< 0,074
0,074 - 0,125
0,125 - 0,25
0,25 - 0,5
Partikelstorlek (mm)
Figur 4.4: Koncentrationen av bly i de olika kornfraktionerna från siktningen.
För att studera om några metaller visade en större tendens att fästa på de riktigt fina
partiklarna beräknades kvoterna mellan koncentrationerna i de olika fraktionerna. Denna
jämförelse visade väldigt varierande resultat för de två undersökta brunnarna. Fler analyser
hade behövts göras för att kunna dra någon riktigt meningsfull slutsats. Det verkar dock som
om nickel och koppar hör till de metaller, i denna undersökning, som i störst utsträckning
fäster på de minsta partiklarna. De metaller som i denna jämförelse verkar uppvisa minst
tendens att fästa på dessa partiklar är zink och kobolt.
4.3.2. PAH:er
De PAH:er som återfanns i störst mängd i sedimenten från provtagningen den 1 april 2003,
var pyren, fenantren och fluoranten (Figur 4.5 och Bilaga 8a). Detta är de tre vanligaste
PAH:erna i bildäck (Lindgren, 1998). Det kan därför antas att gummidäck är en betydande
källa till PAH:erna i de aktuella sedimenten.
Alla cancerogena PAH var detekterbara. Endast acenaftylen, vilken tillhör de icke
cancerogena PAH:erna, låg under detektionsgränsen.
28
PAH i sediment från brunn 7
1. naftalen
2. acenaftylen
3. Acenaften
4. fluoren
5. fenantren
6. antracen
7. fluoranten
8. pyren
9. *bens(a)antracen
10. *krysen
11. *bens(b)fluoranten
12. *bens(k)fluoranten
13. *bens(a)pyren
14. *dibens(ah)antracen
15. benso(ghi)perylen
16. *indeno(123cd)pyren
Koncentration (mg/kg TS)
3
2.5
2
1.5
1
0.5
0
Figur 4.5: Koncentrationer av PAH-16 i sedimentet från brunn 7. En asterisk(*) före namnet innebär att ämnet
tillhör de cancerogena PAH:erna.
Tabell 4.6: Koncentration av PAH i sedimenten angivet i mg/kg TS
Brunn
1
3
5
7
PAH, totalt
4
4,7
9,2
9,7
PAH, cancerogena
1,3 (32,5 %)
1,4 (29,8 %)
2,7 (29, 3%)
2,8 (28,9 %)
PAH, övriga
2,7 (67,5 %)
3,3 (70,2 %)
6,5 (70,7 %)
6,9 (71,1 %)
Tabell 4.7: Indelning av tillstånd för förorenad mark baserat på riktvärden för förorenad mark. 1: Mindre
allvarligt, 2: Måttligt allvarligt, 3: Allvarligt, 4: Mycket allvarligt. Riktvärdet för känslig markanvändning ligger
på gränsen mellan klass 1 och 2. (Naturvårdsverket, 1999b). Koncentrationsgränserna för de olika klasserna
visas i Bilaga 8b.
Brunn
1
3
5
7
PAH, cancerogena
3
3
3 (4)
3 (4)
PAH, övriga
1
1
1
1
Enligt naturvårdsverkets indelning av tillstånd för förorenad mark (Bilaga 8b) bedöms marken
vara allvarligt förorenad av cancerogena PAH:er om halten ligger i intervallet 0,9-3 mg/kg
TS. Detta är fallet i alla fyra brunnarna. I brunn 5 och 7 ligger halterna av cancerogena PAH
endast ett par tiondelar från gränsen för mycket allvarlig förorening (Tabell 4.7).
Föroreningsbelastningen av övriga PAH:er bedöms dock vara mindre allvarlig eftersom
halterna av dessa understiger 20 mg/kg TS i de analyserade sedimenten. Halterna av den totala
mängden PAH, samt hur stor andel som utgörs av cancerogena, respektive övriga PAH:er
visas i Tabell 4.6 och Figur 4.6. Som synes utgör de cancerogena PAH:erna omkring 30 % av
den totala mängden sökta föreningar.
29
PAH i sedimenten
Koncentration (mg/kg TS)
12
10
8
övriga
6
cancerogena
4
2
0
brunn 1
brunn 3
brunn 5
brunn 7
Figur 4.6: Koncentrationen av PAH i sedimenten (1 april)
Relativ sammansättning av PAH i sedimenten
Andel av total PAH- 16 (%)
30.0
25.0
brunn 1
20.0
brunn 3
brunn 5
15.0
brunn 7
10.0
5.0
0.0
1 2 3 4 5
6 7 8 9 10 11 12 13 14 15 16
Figur 4.7: Den relativa sammansättningen i procent av de 16 PAH:erna.
1: Naftalen
5: Fenantren
9: *bens(a)antracen
13: *bens(a)pyren
2: Acenaftylen 6: Antracen
10: *krysen
14: *dibens(ah)antracen
3: Acenaften
7: Fluoranten
11: *bens(b)fluoranten
15: benso(ghi)perylen
4: Fluoren
8: Pyren
12: *bens(k)fluoranten
16: *indeno(123cd)pyren
PAH:er har i allmänhet en mycket stor tendens att fästa på partiklar. Den relativa mängden
små partiklar, och därmed också den sammanlagda partikelytan per viktandel sediment, ökar
genom anläggningen och är högst i de sista brunnarna. Detta är en rimlig anledning till att
koncentrationen av PAH i sedimenten ökar från brunn 1 till brunn 7. Samma trend kan noteras
för de flesta av de analyserade metallerna av samma orsak.
Relativ sammansättning av PAH i de fyra brunnarna
I Figur 4.7 visas den relativa sammansättningen av PAH:er i de fyra olika brunnarna. De
mindre, mer vattenlösliga ringstrukturerna med två, tre eller fyra bensenringar, tenderar att ha
en högre relativ sammansättning i de första brunnarna än i de påföljande, medan de mest
högmolekylära uppvisar motsatt trend. Detta beror troligtvis på att det finns en relativt större
mängd små partiklar i brunn 5 och 7. De mest partikelbundna PAH:erna tenderar därför att
avskiljas i ett något senare skede än de lite mer vattenlösliga. Fysikaliska data för PAH:erna
visas i Bilaga 2.
30
4.4. Bägarförsök – metaller
I bägarförsöket studerades ett antal olika metallers fördelning mellan sediment- och
vattenfaser. Sediment från brunnarna 1, 3, 5 och 7 studerades. Bägarförsöken gav mycket
olika resultat för de olika metallerna. Några av metallerna redovisas nedan i detalj. En
sammanställning för samtliga bearbetade resultat ges i slutet av detta avsnitt. Alla värden som
erhölls i bägarförsöket redovisas i Bilaga 10.
Endast ett bägarförsök har utförts (dvs. en bägare per brunn och undersökt faktor har ställts
upp), vilket statistiskt sett egentligen är för lite för att kunna ge ett riktigt trovärdigt svar på
frågeställningen. Detta gäller särskilt för de resultat där effekt var så pass liten att den var svår
att utvärdera. Trots detta kan vissa intressanta resultat påvisas.
Generellt sätt var vägsalt och turbulens de faktorer som hade störst påverkan på transporten av
tungmetaller från sedimentfas till överliggande vattenfas. Turbulens hade för så gott som alla
metaller en positiv påverkan, dvs. transporten av metaller från sedimentet ökade. Tillsats av
vägsalt visade en klar påverkan för alla metaller, för vissa var denna påverkan positiv medan
den för andra metaller var negativ.
Förvånansvärt nog hade tillsättning av vatten med pH 4 till sedimenten endast en liten
inverkan på avgivningen av metaller. Anledningen till att det låga pH-värdet i det tillsatta
vattnet påverkade transporten av metaller så pass lite skulle kunna bero på att sedimentets
porvatten hade en god buffertkapacitet. Detta skulle kunna ha fört med sig att vattnet efter
tillsats fick ett pH som var högre än 4.
För att ta reda på om detta antagande stämde ställdes ytterligare två bägare med sediment upp.
Till den ena sattes vatten med pH 4, till den andra sattes vatten med pH 7. Efter ett par dygn
visade sig pH-värdet i vattenfasen mycket riktigt ha stigit och uppgick nu till cirka 7,4 i
bägaren där vatten med pH 4 tillsatts, vilket visar att ovanstående teori stämde. I den andra
bägaren hade pH stigit till cirka 7,7. Skillnaden i pH i de två bägarna (referensprovet och det
surgjorda provet) var alltså endast några tiondelar. Detta betyder att endast de metaller som är
mest känsliga för förändring i pH uppvisade en tydlig i effekt metalltransport.
Nederbörden i Sverige hade under 90-talet ett pH-värde på omkring 4,5 i medel
(Naturvårdsverket, 2003). Även helt utan antropogena utsläpp av svaveldioxid och
kväveoxider skulle nederbörden dock ändå vara något sur på grund av att den koldioxid som
finns i luften fungerar som en svag syra (Manahan, 2000):
CO2 + H2O ↔ H2CO3 ↔ H+ + HCO3Dessutom förekommer naturliga utsläpp av svaveldioxid och kväveoxider från till exempel
vulkaner. Trots att nederbörden är sur har tidigare pH-mätningar i dagvattenssystem visat att
pH där oftast ligger mellan 7 och 8 (Pettersson, 1999). En trolig orsak till detta är att rören
som vägdagvattnet passerar vanligen består av betong, vilken innehåller kalciumhydroxid och
kalciumkarbonat och är därför kraftigt basisk. Läckage från rören medför att basiska joner
tillförs vattnet, vilket innebär att det passerande, sura vattnet neutraliseras. När karbonatjoner
läcker från rören tillförs vattnet alkalinitet, vilket betyder att vattnet får en god
buffertkapacitet. Som tidigare nämnts uppvisade porvattnet i sedimenten från anläggningen
upp en särdeles god buffertkapacitet. Det är förmodligen karbonatjoner från rören som är
orsak till detta.
31
Krom (referens)
Koncentration (ppb)
12
10
brunn 1
8
brunn 3
6
brunn 5
4
brunn 7
2
0
0
2
4
6
8
Antal dygn sedan förs öket startades
Figur 4.8: Koncentrationen av löst krom i vattenfaserna i referensbägaren från varje brunn.
I regel uppvisades ingen klar trend för hur koncentrationen av lösta metaller i vattenfasen
varierade tidsmässigt. Sedimentet med ursprung i brunn 3 släppte (med några undantag) ifrån
sig mest metaller till vattenfasen, medan transporten av metaller från sediment i brunn 5 och 7
verkar vara något mindre (Figur 4.8). Detta korrelerar inte med halten av metaller i
sedimenten (Tabell 4.2, provtagning 12 mars). Högst metallhalter uppvisas i sedimentet från
den sista brunnen. Det verkar alltså som om sedimentet i de sista brunnarna har en större
förmåga att binda metaller. I den sista brunnen innehöll det torra sedimentet en högre halt
organiskt material än sedimentet i de andra brunnarna (Figur 4.2). I detta försök kan därför
antas att bindningen av metaller till det organiska materialet är starkare än bindningen till
mineralpartiklar.
Från brunn 1 transporterades så gott som alltid minst mängd metaller, vilket stämmer väl
överens med de uppmätta metallhalterna i detta sediment som var betydligt lägre än i de andra
brunnarna (Tabell 4.2).
4.4.1. Bly
Kraftig omrörning i vattnet har en mycket stark påverkan på transporten av bly från
sedimentet till vattnet (Figur 4.9). Vid hög turbulens sker en resuspension av sedimentet,
varvid partikelhalten i vattnet blir högre. Även små kolloidala partiklar rörs upp i vattenfasen.
Om dessa små partiklar är under 0,45 µm i diameter räknas materialet som löst, d.v.s.
partiklarna är tillräckligt små för att kunna passera ett 0,45 µm-filter och finns kvar i lösning
även efter filtrering. En mycket stor andel bly sitter förmodligen fäst på små kolloider,
eftersom halten löst bly i vattenfasen ökar så markant vid resuspension av sedimentet.
Även en sänkning av pH i vattnet samt tillsats av natriumklorid har en klar påverkan på
avgivandet av bly från sedimentet (Figur 4.10).
Som tidigare nämnts var pH-skillnaden mellan referensbägaren och bägaren i vilken vatten
med pH 4 tillsats endast några tiondelar. Eftersom avgivningen av bly från sedimentet trots
detta hade en relativt tydlig, positiv effekt, är bly förmodligen en metall var bindning till
partiklar är mycket känslig för förändringar i pH. Vätejoner fäster gärna, liksom tungmetaller,
till sedimentpartiklarnas negativa ytladdningar. När pH i vattnet sänks blir därför
konkurrensen om dessa negativa bindningsplatser större och en högre mängd löst bly avges
till överliggande vattenfas.
32
Bly, brunn 3, dag 3
Bly, brunn 7, dag 3
35
29.13
3
Koncentration (ppb)
Koncentration (ppb)
30
25
20
15
10
5
0.47
2.39
2.5
2
1.5
1
0.61
0.16
0.5
0
0
referens
referens
pH 4
NaCl
turbulens
Figur 4.9: Koncentrationen av bly i vattenfasen hos
den bägare som inte behandlats på något sätt samt
den bägare som utsatts för omrörning, tre dygn efter
det att försöket startades.
Figur 4.10: Koncentrationen av bly i vattenfasen hos
de bägare som behandlats med syra respektive
natriumklorid, tre dygn efter det att försöket startades.
Dessutom orsakar en sänkning av pH att mängden hydroxid- och karbonatjoner minskar,
vilket medför att nedanstående jämvikter drivs åt höger, varvid bly frigörs (Zumdahl, 1998).
Pb(OH)2 (s) ↔ Pb2+ + 2 OHPbCO3 (s) ↔ Pb2+ + CO32När vattnet innehåller natriumklorid hålls bly hårdare kvar i sedimentet. Detta skulle kunna
förklaras av att bly bildar en svårlöslig fällning tillsammans med de tillsatta kloridjonerna
(Zumdahl, 1998):
2 NaCl (aq) + Pb2+ → PbCl2 (s) + 2 Na+
Ksp = [Pb2+][Cl-]2 = 1,6*10-5
Denna utfällning sker dock endast vid pH-värden som understiger cirka 6,5 och även då är det
en relativt liten del av den totala mängden blyjoner i vattnet som faller ut. Ovanstående
fällningsreaktion (PbCl2) kan därför inte vara orsaken till att avgivningen av bly minskar vid
tillsats av natriumklorid. Den enda bly-klor-specie som skulle kunna vara närvarande vid det
aktuella pH-värdet är PbCl+ som dock är en förening som är löslig och därför inte binder till
sedimentet.
4.4.2. Krom
Avgivandet av krom från sediment till vattenfas illustreras i Figur 4.11. Mängden löst krom i
vattnet ökade mångfalt då vattnet innehöll natriumklorid (vägsalt). Detta kan förklaras med att
ett jonutbyte sker i sedimentet (Baird, 1999). Eftersom halten natriumjoner i vattnet ökar
kraftigt då vägsalt tillsätts kan dessa joner tränga ut kromkatjoner från de negativa
bindningsplatserna på partiklarnas ytor, trots att envärda joner egentligen binder svagare än
flervärda joner. Jämvikten nedan förskjuts därför åt höger då koncentrationen av natriumjoner
ökar.
Partikelyta
- Cr3+
- Cr3+
-
Partikelyta
+
Na+
↔
- Na+
- Na+
- Na+
- Na+
- Na+
- Na+
33
+
Cr3+
Krom , dag 3, (brunn 5 och 7)
7.8
90
80
70
60
50
40
30
20
10
0
Koncentration (ppb )
Koncentration (pp b)
Krom (brunn 7)
dag 1
dag 2
dag 3
dag 7
7.64
7.6
7.4
7.2
7.20
7.10
referens
6.88
7
pH 4
6.8
6.6
6.4
referens
pH 4
NaCl
turbulens
brunn 5
Figur 4.11: Koncentrationen av löst krom i bägarnas
vattenfas efter ett, två, tre respektive sju dygn.
brunn 7
Figur 4.12: Koncentrationen av löst krom i bägarnas
vattenfas, tre dygn efter det att försöket startades.
Även då sedimentet utsattes för kraftig turbulens ökade mängden löst krom i vattnet jämfört
med om vattnet inte behandlats på något sätt. Denna ökning var dock inte lika kraftig som för
bly vilket tolkas som en indikation på att en mindre andel krom fäster på de riktigt små,
kolloida partiklarna. En större andel binder förmodligen till de något större partiklarna, vilka
avlägsnas ur vattenfasen vid filtrering.
Då vatten med pH 4 tillsätts, jämfört med referensvattnet med pH 7, påverkas inte avgivandet
av krom från sedimentfasen särskilt mycket. Frisläppandet av metallen från sediment med
ursprung i brunn 1 och 3 påverkas inte alls av pH-sänkningen, medan transporten av krom
från sedimentet i de övriga två brunnarna ökar något vid samma behandling (Figur 4.12).
Denna ökning borde ha samma orsak som den för bly, alltså en jonbytesprocess där de
positiva vätejonerna tränger ut kromkatjoner. Ökningen är dock endast marginell och
knappast statisktiskt signifikant.
4.4.3. Aluminium
Aluminium är ingen tungmetall. Den kan dock vara mycket toxisk för levande organismer
(Walker et al, 2001) och skulle kunna orsaka skada på det mottagande ekosystemet i
Mölndalsån. Därför inkluderades metallen vid analys av vattenfaserna från bägarförsöken.
Som för de flesta andra analyserade metaller hade turbulens i vattnet en positiv effekt på
transporten av metallen från sedimentet. Denna effekt var dessutom mycket kraftig (Figur
4.13), vilket enligt ovanstående resonemang tyder på att aluminium i hög grad fäster på de
allra minsta partiklarna, kolloiderna.
Precis som för bly reagerade avgivningen av aluminium på den lilla pH-skillnaden mellan de
två första bägarna. I bägaren där vatten med pH 4 tillsattes ökade avgivningen av metallen
från sedimentet kraftigt, trots att den sura tillsatsen buffrades av sedimentets porvatten. Detta
tyder på att även adsorptionen av aluminium till sedimentet är mycket känsligt för pHförändringar i vattnet.
Tillsats av vägsalt hade en svagt negativ effekt (Figur 4.14).
34
Aluminium, brunn 3, dag 3
Aluminium, brunn 3, dag 1
1200
Koncentration (ppb)
Koncentrat ion (p p b)
120
1283
1400
1000
800
600
400
200
31
0
96
100
80
60
40
23
11
20
0
referens
tur bulens
referens
Figur 4.13: Koncentrationen av löst aluminium i
bägarnas vattenfasen ett dygn efter det att försöket
startades. Effekten av turbulens på avgivandet av
aluminium från sedimentet.
pH 4
NaCl
Figur 4.14: Koncentrationen av löst aluminium i
bägarnas vattenfas tre dygn efter det att försöket
startades. Effekten av tillsats av vatten med pH 4 samt
tillsats av vägsalt på avgivandet av aluminium från
sedimentet.
4.4.4. Sammanställning
I Tabell 4.8 visas en sammanfattning av bägarförsöken för de metaller som bearbetats. Som
synes har turbulens i bägarna den största påverkan på transporten av metaller från sedimenten.
Detta betyder att metallavgivningen från sedimenten i anläggningen är känslig för de höga
vattenflöden som kan till exempel kan uppkomma i samband med kraftiga regn. Om flödet till
anläggningen blir stort kommer brunnarna att fyllas upp snabbare än vanligt, varvid pumparna
kommer att gå med kortare än 40 timmars intervall. Detta innebär att vattnet tillåts stå stilla
under en kortare tid, vilket också är negativt för reningen av vägdagvattnet.
En spolning av vägbanan har föreslagits för att föra bort föroreningarna från vägen innan de
resuspenderas och övergår till luftpartiklar. Detta skulle dock medföra att vattenflödet till
sedimentationsanläggningen och därmed även turbulensen i denna ökar, vilket alltså skulle ha
till följd att mer metaller avges från sedimentet till vattnet. Denna typ av anläggning lämpar
sig därför inte så bra för att ta hand om vattnet från en spolning av vägbanan. Dessutom är
anläggningen i Gårda endast dimensionerad för en regnmängd av 5 mm. Blir vattenmängden
högre strömmar vattnet förbi brunnarna via en bräddningsledning, vilket betyder att det inte
sker någon rening av vattnet. Om vattenflödet vid en spolning av vägen blir tillräckligt stort
skulle detta därför kunna leda till att vattnet går direkt ut i Mölndalsån utan att först renas.
Möjligen skulle spolning av vägen vara en bra lösning på problemet med höga stofthalter i
luften, om den mottagande anläggningen var större (exempelvis en sedimentationsdamm), och
därför hade en större möjlighet att ta hand om en stor mängd vatten. Dessutom skulle
turbulensen i en större konstruktion inte öka lika mycket.
Tillsats av natriumklorid i bägarna hade alltid en effekt på frisläppandet av metaller från
sedimenten. Under vinterhalvåret kan vägdagvattnet till följd av halkbekämpningsmedel i
form av vägsalt, förmodligen innehålla mycket höga halter av natriumklorid. Dessa höga
salthalter kan enligt ovanstående resultat ha en stor påverkan på transporten av metaller från
sedimenten i anläggningen.
Bägarförsöken visade att anläggningen inte är speciellt känslig för en surstöt till exempel i
form av surt regn. Vattnet i sedimentet verkar ha en så pass god buffertkapacitet att det kan
motstå en ganska kraftig tillsats av vätejoner. Detta får till följd att avgivningen av de flesta
metaller från sedimenten, inte påverkas nämnvärt.
35
Tabell 4.8: +: transporten av metallen från sedimentet till vattenfasen ökar, -: transporten av metallen från
sedimentet till vattenfasen minskar, 0: ingen effekt. Ju fler tecken, desto starkare var effekten. Tecken inom
parantes anger att det möjligtvis finns en effekt, men denna är mycket svag.
Aluminium
Bly
Kadmium
Koppar
Krom
Nickel
Zink
pH 4
++
+
0
0 (-)
(+)
0
NaCl
+
(-)
+++
++
-
Turbulens
+++
+++
++
++
+
(+)
+
4.5. Stickprover – vatten
I samband med den andra sedimentprovtagningen, den 1 april, togs stickprover på det
stillastående vattnet i brunnarna. I vattenprovet från brunn 1 analyserades halten PAH-16 (se
Bilaga 9a). De enda föreningar som låg över detektionsgränsen var fenantren, fluoranten och
pyren, det vill säga, de tre vanligast förekommande PAH:erna i gummidäck. Resten av
PAH:erna var ej detekterbara.
PAH:er har i regel låg vattenlöslighet och det är ovanligt att de är detekterbara i vatten över
huvud taget. Vid en optisk besiktning av vattenprovet var vattenfasen klar, varför slutsatsen
kan dras att innehållet av suspenderat material var lågt, vilket betyder att huvuddelen av de
detekterade föreningarna var lösta i vattnet. Att några PAH:er över huvud taget kunde
detekteras får därför tolkas som att halterna av lösta PAH:er var förhållandevis höga.
Den totala koncentrationen av PAH:er var dock mycket lägre än de halter som senare
uppmättes i samband med den automatiska vattenprovtagningen (se Bilaga 9 och Bilaga 17).
Orsaken till detta tros vara att innehållet av suspenderat material var lågt eftersom vatten stått
stilla i brunnarna en tid. Detta för att provtagningen föregicks av en längre torrperiod på 18
dagar (Miljöförvaltningen, Göteborg 2003a). I vattnet från alla fyra brunnarna (1, 3, 5 och 7)
analyserades innehållet av lösta metaller (Bilaga 9b). De flesta metallhalterna var enligt
Naturvårdsverkets bedömningskriterier, låga (Bilaga 16), vilket också förmodligen beror på
att lång tid förflutit sedan föregående regn.
Inflöde
Provtagning
50
Flöde (l/s)
40
30
20
10
0
21:00
00:00
03:00
Tidpunkt
06:00
09:00
12:00
(28-29/4 2003)
Figur 4.15: Vatteninflödet till anläggningen, samt provtagningstidpunkter, under regntillfället 28-29 april, 2003.
36
Tabell 4.9: Sammanställning av den nederbörd som föll under provtagningsperidoden. Den nederbörd som fallit
under provtagningarnas gång visas också.
Regnet
startar
Regnet
upphör
Regnmängd
(mm)
Varaktighet (h)
26/4, 14:00
27/4, 04:00
28/4, 22:00
1/5, 00:00
3/5, 04:00
26/4, 20:00
27/4, 19:00
29/4, 13:00
1/5, 19:00
3/5, 22:00
3,0
30,6
25,8
21,0
12,0
6
15
15
19
18
Föregående
torrperiod
11 dygn
8h
27 h
29 h
33 h
Regnmängd
under
provtagningstillfället (mm)
Medelintensitet
(mm/h)
0,5
2,0
1,7
1,1
0,7
A
B
5,6
5,8
12,4
7,6
2
Nederbörd, 15 april - 4 maj, 2003
30
25
20
15
10
5 maj
4 maj
3 maj
2 maj
1 maj
30 april
29 april
28 april
27 april
26 april
25 april
24 april
23 april
22 april
21 april
20 april
19 april
18 april
17 april
0
16 april
5
15 april
Nederbördsmängd (mm)
35
Figur 4.16: Nederbördsmängd, 20/4 till 4/5 2003, uppmätt vid Skansen lejonet, Göteborg (Miljöförvaltningen,
Göteborg, 2003b och Miljöförvaltningen, Göteborg, 2003c)
4.6. Föroreningar i vattnet
4.6.1. Nederbörd under provtagningsperioden
Under en torrperiod lagras föroreningar upp på vägbanan. När ett nytt regntillfälle kommer
sköljs en stor del av dessa föroreningar bort. Ju längre torrperiod ju mer föroreningar ansamlas
på vägbanan och desto högre blir halterna i det avrinnande vägdagvattnet. Föroreningshalterna
i vattnet påverkas dessutom av regnets mängd och intensitet. Ett kraftigt regn transporterar
mer föroreningar, men är regnmängden stor sker det en utspädning, vilket leder till en lägre
koncentration i vattnet. Koncentrationen av föroreningar är störst i början av regntillfället, för
att sedan avta allteftersom mängden föroreningar på vägbanan minskar.
Tabell 4.10: Koncentrationen av löst och partikulärt koppar i inkommande dagvatten vid de studerade
regntillfällena.
Provtagningsdatum
27 april, 2003
28 april, 2003
1 maj, 2003
3 maj, 2003
3 maj, 2003
A
B
Koncentration koppar
(µg/l)
löst
partikulärt
24
165
21
358
16
63
12
39
15
40
37
Tabell 4.11: Klassificering av metallhalterna i inkommande vatten. 1: Mycket låga halter, 2: Låga halter, 3:
Måttligt höga halter, 4: Höga halter, 5: Mycket höga halter. (Naturvårdsverket, 1999a).
Koncentrationsgränserna för de olika klasserna visas i Bilaga 16.
Provtagningsdatum
27 april, 2003
28 april, 2003
1 maj, 2003
3 maj, 2003
A
3 maj, 2003
B
Cu
4
4
4
4
4
Cd
2
1
3
2
2
Pb
1
2
2
1
1
Zn
3
3
3
3
3
Ni
2
2
1
2
1
Cr
3
3
2
2
3
I Tabell 4.9 visas en sammanställning över den nederbörd som fallit under
provtagningsperioden. I Figur 4.15 visas det vattenflöde som uppmättes vid inloppet under
regntillfället 28-29 april 2003. Dessutom är tidpunkterna för provtagning markerade.
Nederbördsmängder per timme samt tidpunkter för alla provtagningar visas i Bilaga 11 och
12.
4.6.2. Metallhalter i vägdagvattnet
Den första provtagningen (27 april) föregicks av ett mindre regn (26 april), vilket hade en
längre torrperiod på 11 dagar (se Figur 4.16 och Tabell 4.9). Därför är metallhalterna i
inkommande dagvatten högst i början av provtagningsperioden för att sedan avta (Tabell
4.10). I de påföljande provtagningarna var koncentrationen av både löst och partikulärt
bunden koppar lägre, vilket beror på att det mesta av de på vägen upplagrade föroreningarna
avlägsnats. Resultatet för övriga metaller visas i Bilaga 13.
I Tabell 4.11 jämförs metallhalterna i inkommande vatten med Naturvårdsverkets
bedömningsgrunder för sjöar och vattendrag (Bilaga 16). Som framgår är koppar den enda
metall som finns i mycket höga halter. Detta stämmer väl överens med halterna i sedimenten
(Tabell 4.3) som placerade koppar i samma klass. Dagvattnet innehöll även relativt höga
halter av kadmium, zink och krom, medan bly och nickel endast påträffades i låga eller
mycket låga halter.
I sedimenten fanns kadmium endast i mycket låga halter (Tabell 4.2), trots att halterna i
vattnet som mest klassificerades som måttligt höga. Kadmium verkar vara en metall som inte
har särskilt hög benägenhet att ansamlas i anläggningens sediment. Enligt
klassificeringsgrunderna uppvisar nickel motsatt trend. Halterna i sedimentet bedöms alltså
förhållandevis vara högre än de i vattnet, vilket kan betyda att denna metall har en
jämförelsevis hög förmåga att ackumuleras i de aktuella sedimenten. Det verkar därför som
om nickel har en högre tendens att adsorbera till partiklar än vad kadmium har.
Jämförelse med tidigare studier
Vattnet som når sedimentationsanläggningen i Gårda kommer i princip uteslutande från den
kraftigt belastade motorvägen E6. Tidigare har studier gjorts i sedimentationsdammarna
Krubban i Örebro, lilla och stora Järnbrottsdammarna i Göteborg (Pettersson, 1999), samt den
kombinerade våtmarken och dammen Bäckaslöv i Växjö (Johansson, 1997). Dessa mottager
ett mer blandat dagvatten från till exempel industriområden, parkeringsytor, bostadsområden
och vägar. Vid en jämförelse av resultaten från dessa dammar med resultaten från denna
studie, uppvisar vägdagvattnet i Gårdaanläggningen högre halter av alla de jämförda
metallerna i både in- och utloppsvatten (Tabell 4.12).
38
Tabell 4.12: Koncentrationer av metaller (µg/l) samt TSS (total suspended solids) och VSS (volatile suspended
solids) (mg/l). Värden från Gårdaanläggningen, tre tidigare studerade sedimentationsdammar samt en
kombinerd våtmark och sedimentationsdamm (Bäckaslöv) visas.
Zn
Cu
Pb
Co
Cr
Mn
TSS
VSS
Gårda
In
Dagvattendammar2)
178 – 1271
50 – 379
7 – 114
2,3 – 49
18 – 150
81 – 1334
66 – 244
391)
15 – 520
13 – 210
2,1 – 77
e/a4)
e/a4)
e/a4)
6,3 – 820
1,6 – 180
Bäckaslöv,
damm +
våtmark3)
151 – 470
22 – 60
17 – 58
e/a4)
e/a4)
e/a4)
51 – 669
13 – 210
Gårda
Ut
Dagvattendammar2)
121 – 396
26 – 151
4 – 39
1,4 – 9,4
18 – 168
56 – 284
62 – 117
221)
0 – 180
7 – 72
1,3 – 16
e/a4)
e/a4)
e/a4)
6 – 65
1,0 – 15
Bäckaslöv,
damm +
våtmark 3)
0 – 11
1 – 21
0–6
e/a4)
e/a4)
e/a4)
6 – 35
0 – 4,5
1)
Resultat från endast ett regntillfälle
Pettersson (1999); Krubban i Örebro, lilla och stora Järnbrottsdammarna i Göteborg
3)
Johansson (1997); Bäckaslövs våtmark i Växjö
4)
e/a = ej analyserad
2)
Tabell 4.13: Metallkoncentrationer (µg/l) från regntillfället 27 april, 2003, samt den andel av metallerna som
var partikulärt bundna.
löst
Co
Cr
Cu
Mn
Pb
Zn
2,0
5,9
24
36
0,06
33
IN
27 april, 2003
partikulärt % partikulärt
bundet
bundet
11
84,0
96
94,2
165
87,2
368
91,0
28
99,8
390
92,1
löst
3,3
7,9
38
67
0,07
64
UT
27 april, 2003
partikulärt
% partikulärt
bundet
bundet
2,1
39,2
20
71,5
38
50,1
80
54,5
17
99,6
151
70,2
Löst – partikulärt bundet
Den allra största delen av metallerna i både inkommande och utgående dagvatten i
Gårdaanläggningen visade sig vara partikelbundna (Tabell 4.13). Den metall som uppvisade
allra högst tendens att fästa på partiklar var bly, följd av krom. Koppar och kobolt var de
metaller som i högst utsträckning var lösta. Särskilt tydligt var denna effekt i utgående
dagvatten. Resultaten för övriga provtagningstillfällen visas i Bilaga 14.
Tabell 4.14: Koncentrationer (µg/l) av metaller (total mängd) och PAH i in- och utloppsvatten från
provtagningstillfället 28-29 april.
Ämne
Kobolt
Krom
Koppar
Mangan
Bly
Zink
PAH, cancerogena
PAH, övriga
In
49
150
379
1334
114
1271
2,3
4,6
Ut
9
57
151
284
39
396
0,52
1,1
39
4.6.3. Avskiljningseffektivitet av föroreningar
Anläggningens effektivitet att avskilja föroreningar bestäms genom att studera massbalansen
av de inkommande och utgående föroreningarna. Detta görs genom att multiplicera den
dagvattenvolym som passerat provtagaren vid varje provtagningstillfälle med den uppmätta
koncentrationen av de olika föroreningarna i varje prov. Sedan summeras dessa produkter för
alla provtagningstillfällen och den totala massan av varje förorening som passerat
provtagningspunkten vid både inlopp och utlopp kan beräknas enligt:
Mförorening = Σ Vi*Ci
Med den bestämda föroreningsmassan från både inlopp och utlopp kan avskiljningseffektiviteten, R, för föroreningen beräknas enligt (Pettersson, 1999):
R = 100*(Min – Mut) / Min (%)
Dock visade det sig under mätperioden att pumparna pumpade ut vatten med ett alltför högt
varvtal, vilket gjorde att utflödeshastigheten av vattnet i utloppsbrunnen blev väldigt hög.
Evakueringsledningen, genom vilken vattnet pumpas ut är vinkelrätt mot ledningen som går
mot Mölndalsån (Figur 3.2 a). Den höga vattenhastigheten vid utloppet orsakade därför att
vattenstrålen från pumparna slog i brunnsväggen vinkelrätt mot ledningens flödesriktning,
varför en del av vattnet strömmade bakåt i den flacka bräddningsledningen (självfallsledning i
Figur 3.2a). En del av vattnet trycktes alltså tillbaka till anläggningens första brunn. Problemet
med återflödet hann inte åtgärdas under tiden examensarbetet genomfördes. Detta betyder att
några korrekta avskiljningseffektiviteter inte kan beräknas.
En jämförelse mellan föroreningshalterna i in- och utloppsvatten ger dock en indikation på att
en god avskiljning av föroreningar sker i anläggningen (Tabell 4.12 och 4.14). Detta gäller
både metaller och PAH-16. Man kan dock inte dra några slutsatser om anläggningens
långsiktiga effektivitet att avskilja föroreningar på grund av de ovan nämnda problemen.
Därför bär en ytterligare studie göras då dessa felkonstruktioner rättats till. I bilaga 15 visas en
jämförelse för samtliga provtagningstillfällen. Koncentrationer av alla 16 PAH:er visas i
Bilaga 17.
40
5. Slutsatser
¾ Sedimenten i anläggningen var, enligt Naturvårdsverkets bedömningskriterier, kraftigt
förorenade med avseende på cancerogena PAH:er och vissa tungmetaller, framförallt
koppar. Även zink, nickel och krom uppvisade relativt höga halter. Detta betyder att
sedimenten måste omhändertas och behandlas innan de kan användas till någonting.
¾ De kraftigt förorenade sedimenten ger en indikation på att mycket föroreningar fångas
upp i anläggningen.
¾ Den relativa föroreningshalten av så gott som alla undersökta föroreningar var högst i
den sista brunnen. Det är därför viktigt att detta sediment inte rörs upp och pumpas ut
när pumparna går.
¾ Hög vattenturbulens i anläggningen ökar avgivningen av metaller från sedimentet
mångfalt bland annat genom resuspention. Förmodligen utgörs den största delen av
den ökade avgivningen av kolloidbundna metaller. Det kan alltså läcka ut metaller från
anläggningen i samband med kraftiga regn eller vid spolningar av vägbanan, vilka ger
ett högt vattenflöde. Turbulens i sista brunnen kan även uppstå vid pumpning, vilket
skulle medföra att finpartikulärt material kan spolas ut.
¾ Vägsalt i vattnet påverkar också metallavgivningen från sedimenten i anläggningen.
Denna påverkan kan dock vara både positiv och negativ. Vissa metalljoner får ökad
mobilitet, medan andra binds hårdare till sedimentet än normalt.
¾ Porvattnet i anläggningens sediment har god bufferkapacitet, förmodligen till följd av
passagen genom de alkaliska betongrör som leder till anläggningen. Vattnet klarar
därför av att motstå en försurning som annars hade kunnat uppstå, i och med den sura
nederbörden. Dagvattnets passage genom betongrör verkar alltså vara ett utmärkt sätt
att motverka försurning i anläggningen.
¾ En stor del av de metaller som fanns i vägdagvattnet visade sig vara partikelbundna.
Vid ett inte alltför kraftigt regntillfälle, borde därför en stor del av metallerna kunna
avskiljas ur dagvattnet, vilket även den betydligt lägre halten av föroreningar i
utgåeende vatten än i inkommande vatten indikerar. Vid ett kraftigt regn frigörs dock
en stor del metaller från sedimentet, som tidigare nämnts.
¾ De metaller i denna studie, som uppvisade den högsta graden av adsorption till
partiklar var bly och krom, medan koppar och kobolt var de som var minst
partikelbundna.
41
42
6. Vidare studier
Tiden för ett examensarbete är ganska knapp. Det finns därför mycket som gärna hade
studerats men som inte hunnits med. Förhoppningsvis kommer sedimentationsanläggningen i
Gårda studeras vidare i något annat projekt. Nedan ges några förslag på vidare studier.
¾ Fler vattenprover bör tas med de automatiska provtagarna. Felkonstruktionen med
bakåtflödet i anläggningen bör åtgärdas för att få en tillförlitlig massbalans mellan
föroreningarna i in- och utflödet. Avskiljningseffektiviteten av metaller i anläggningen
bör grundas på mätningar från ett större antal regntillfällen. Detta för att få en mer
trovärdig bild av hur bra anläggningen fungerar över en längre tidsperiod. De regn
som kom under provtagningen är inte speciellt representativa, eftersom det flera dagar
kom ovanligt stora regnmängder. Fler vattenprover kommer tas i ett
uppföljningsprojekt, finansierat av Vägverket, hösten, 2003.
¾ Fler PAH-analyser bör göras för att öka tillförlitligheten i resultaten.
¾ Fler sedimentprover bör analyseras för att öka resultatens statistiska signifikans.
¾ Det skulle även vara intressant att mäta katalysatormetaller i både sediment och vatten.
¾ Fler parametrar borde analyseras för att få en bättre bild av tillståndet i brunnarna.
Detta kan till exempel omfatta analys av TOC, DOC, BOD, COD, kloridhalt, kväve
och fosfor samt bestämning av pH, alkalinitet, konduktivitet och syrgashalt.
¾ Det skulle vara intressant att jämföra den relativa sammansättningen av tungmetaller,
PAH och katalysatormetaller på sedimentpartiklarna med den på luftpartiklarna för att
få en uppfattning om hur källorna för respektive partiklar skiljer sig åt.
¾ En jämförelse med andra typer av reningskonstruktioner för vägdagvatten skulle vara
intressant att göra. Detta för att visa vilken typ av anläggning som är mest effektiv och
hur anläggningen i Gårda fungerar i förhållande till andra konstruktioner.
43
44
7. Referenser
Ahlbom, J. och Duus, U. (1994) Nya hjulspår – en produktstudie av gummidäck. Kemi –
Rapport från kemikalieinspektionen, nr 6/94.
ATSDR, Agency for Toxic Substances and Disease Registry (1995) ToxFAQs for Zinc,
(http://www.atsdr.cdc.gov/tfacts60.html) (2003-01-21)
ATSDR, Agency for Toxic Substances and Disease Registry (1996) ToxFAQs for Polycyclic
Aromatic Hydrocarbons (PAHs), (http://www.atsdr.cdc.gov/tfacts69.html) (2003-01-21)
ATSDR, Agency for Toxic Substances and Disease Registry
Cadmium, (http://www.atsdr.cdc.gov/tfacts5.html) (2003-01-21)
(1999a) ToxFAQs for
ATSDR, Agency for Toxic Substances and Disease Registry (1999b) ToxFAQs for Lead,
(http://www.atsdr.cdc.gov/tfacts13.html) (2003-01-21)
ATSDR, Agency for Toxic Substances and Disease Registry (2002) ToxFAQs for Copper,
(http://www.atsdr.cdc.gov/tfacts132.html) (2003-01-21)
Analytica AB (2003) http://www.analytica.se
Baird, C. (1999) Environmental Chemistry. Andra upplagan, W. H. Freeman and Company,
New York, USA.
Blom, S. (2000) Kontrollprogram för yttre miljö – Utsläpp till dagvatten, hantering
länshållningsvatten. Halvårsrapport april 2000 – oktober 2000. Vägverket, Region Väst.
Blom, S. (2001) Kontrollprogram för yttre miljö – Utsläpp till dagvatten, hantering
länshållningsvatten. Halvårsrapport 2. Vägverket, Region Väst.
Bydén, S., Larsson, A-M. och Olsson, M. (1992) Mäta vatten – undersökningar av sött och
salt vatten. Instutitionen för miljövård och Oceanografiska institutionen vid Göteborgs
universitet/Bokskogen, Göteborg.
Carlsson, E. och Johansson, T. (2002) Vertikal spridning av organiska föroreningar i vägdike.
Examensarbete 2002:2, Chalmers tekniska högskola, institutionen för Vatten Miljö Transport,
Göteborg.
Drever, J. I. (1997) The Geochemistry of Natural Waters. Tredje upplagan, Prentice-Hall,
New Jersey, USA.
Finlayson-Pitts, B. J. och Pitts, J. N. (2000) Chemistry of the Upper and Lower Atmosphere.
Academic Press, San Diego, USA.
Flegal, A. R., och Smith, D. R. (1995) Measurements of Environmental Lead Contamination
and Human Exposure. Reviews of Environmental Contamination and Toxicology, Vol. 143, 145.
45
German, J. (2001) Storm Water Sediments, Removal and Characteristics. Licentiatuppsats,
Chalmers tekniska högskola, institutionen för Vatten Miljö Transport, Göteborg.
German, J. (2003) Reducing Stormwater Pollution – Performance of Retention Ponds and
Street Sweeping. Doktorsavhandling, Chalmers tekniska högskola, institutionen för Vatten
Miljö Transport, Göteborg.
Haglund, P. (1999) Analysis of Persistent Organic Pollutants. Naturvårdsverket, Rapport
5024.
Harwood, L. M., Moody, C. J. och Percy, J. M. (1999) Experimental Organic Chemistry.
Andra upplagan, Blackwell Science Ltd, Oxford, UK.
Hindar, A., Henriksen, A., Kaste, Ö. och Törseth,K. (1995) Extreme Acidification in Small
Catchments in Southwestern Norway Associated With a Sea Salt Episode. Water, Air and Soil
Pollution, Vol 85, 547-552.
Ho, Y. B. (1990) The Effect of Pb Reduction in Petrol on the Pb Content of Kerbside Dust in
Hong Kong. The Science of the Total Environment, Vol 93, 411-418.
Huang, X. D, McConkey, B. J., Babu, T. S. och Greenberg, B. M. (1997) Mechanisms of
Photoinduced Toxicity of Photomodified Anthracene to Plants: inhibition of photosynthesis in
the aquatic higher plant lemna gibba (duckweed). Environmental Toxicology and Chemistry,
Vol 16(8), 1707-1715.
Johansson, M. (1997) Avskiljning av dagvattenföroreningar – Driftuppföljning av Bäckaslövs
avsättningsdamm och våtmark. Examensarbete 1997:9, Chalmers tekniska högskola,
institutionen för VA-teknik, Göteborg.
Lindgren, Å. (1998) Road Construction Materials
Doktorsavhandling 1998:05, Luleå universitet, Luleå.
as
a
Source
of
Pollutants.
Lygren, E., Gjessing, E. och Berglind, L. (1984) Pollution transport from a highway. The
Science of the Total Environment, Vol 33, 147-159.
Löfgren, S. (2000) Vägsaltets effekter på mark- och vattenkemin i små skogsområden i
sydöstra Sverige. Institutionen för miljöanalys, Statens lantbruksuniversitet, SLU, Uppsala.
Vägverkets publikation 2000:35.
Manahan, S. E. (2000) Environmental chemistry. Sjunde upplagan, Lewis Publishers, New
York, USA.
Marsalek, P. M., Marsalek, J., Watt, W. E. och Anderson, B. C. (1998) Winter Regime of an
On-Stream Stormwater Management Pond: (I) Physical Aspects. An interim report, Dept of
Civil Engineering, Queen´s University, Kingston, Ont., Canada.
Mattsson, E. (1992) Elektrokemi och korrosionslära. Roos produktion AB, Stockholm.
Miljöförvaltningen, Göteborg (2003a) Luftkvalitet i Göteborgsområdet, mars-2003.
Göteborgsregionens luftvårdsprogram. Plan- och trafikavdelningen.
46
Miljöförvaltningen, Göteborg (2003b) Luftkvalitet i Göteborgsområdet, april-2003.
Göteborgsregionens luftvårdsprogram. Plan- och trafikavdelningen.
Miljöförvaltningen, Göteborg (2003c) Luftkvalitet i Göteborgsområdet,
Göteborgsregionens luftvårdsprogram. Plan- och trafikavdelningen.
maj-2003.
Muschack, W. (1990) Pollution of Street Run-Off by Traffic and Local Conditions. The
Science of the Total Environment, Vol 93, 419-431.
Naturvårdsverket (1999a) Bedömningsgrunder för miljökvalitet. Sjöar och vattendrag, rapport
4913.
Naturvårdsverket (1999b) Bedömningsgrunder för miljökvalitet. Förorenade områden, rapport
4918.
Naturvårdsverket (2000) Stor spridning av koppar från bilarnas bromsbelägg.
Pressmeddelande. (http://www.naturvardsverket.se/dokument/press/2000/mars/p000309.html)
(2003-02-13)
Naturvårdsverket (2003) Försurning.
(http://www.naturvardsverket.se/dokument/fororen/kalka/forsur/mellph.gif) (2003-06-03)
Nilsson, T. (2001) Effekter av omloppstiden i sedimentationsanläggning. Vägverket, Region
Väst.
Norin, M. och Strömvall, A-M. Leaching of Organic Contaminants from Storage of
Reclaimed Asphalt Pavement. Manuskriptet är sänt till Environmental Technology för
publicering.
Norrström, A. C. och Jacks, G. (1998) Concentration and Fractionation of Heavy Metals in
Roadside Soils Recieving De-icing Salts. The Science of the Total Environment, Vol 218,
161-174.
Olofsson, M. (2003) Particles and PAH in ambient air in Gårda, Gothenburg. Examensarbete,
mars 2003, Göteborgs universitet, miljövetarprogrammet, Göteborg.
Pettersson, T. J. R. (1996) Pollution Reduction in Stormwater Detention Ponds – Field study
and modeling experiments. Licentiatuppsats, Chalmers tekniska högskola, institutionen för
VA-teknik, Göteborg.
Pettersson, T. J. R. (1999) Stormwater Ponds för Pollution Reduction. Doktorsavhandling,
Chalmers tekniska högskola, institutionen för VA-teknik, Göteborg.
Pitt, R., Field, R. Lalor, M. och Brown, M. (1995) Urban Storm Water Toxic Pollutants:
assessment, sources, and treatability. Water Environmental Research, Vol. 67(3), 260-275.
Rauch, S. (2001) On the Environmental Relevance of Platinum Group Elements.
Doktorsavhandling, Chalmers tekniska högskola, institutionen för Vatten Miljö Transport,
Göteborg.
47
Sansalone, J. J. och Buchberger, S. G. (1997) Partitioning and First Flush of Metals in Urban
Roadway Storm Water. Journal of Environmental Engineering, Vol. 123(2), 134-143.
SGF, Sveriges Galvanotekniska Föreningar (1990). Lärobok i elektrolytisk och kemisk
ytbehandling, Band II. Ytforums förlag AB, Linköping.
SGF, Sveriges Galvanotekniska Föreningar (1994). Lärobok i elektrolytisk och kemisk
ytbehandling, Band I. Ytforums förlag AB, Linköping.
Shaw, G. R. och Connell, D. W. (1994) Prediction and Monitoring of the Carcinogenicity of
Polycyclic Aromatic Compounds (PACs). Reviews of Environmental Contamination and
Toxicology, Vol. 135, 1-62.
Shriver, D. F. och Atkins, P. W. (1999) Inorganic Chemistry. Tredje upplagan, Oxford
University Press, Oxford, UK.
SMHI och IVL Svenska Miljöinstitutet AB (2001) Handbok för vägtrafikens luftföroreningar.
Vägverkets publikation 2001:128.
Strid, Å. (2001a) Fytoremediering. Föreläsningskompendium Biokemisk miljötoxikologi, KEN
340.
Strid, Å. (2001b) (Tung)metalltoxicitet i växter. Föreläsningskompendium Biokemisk
miljötoxikologi, KEN 340.
Svensk standard SS 02 71 23 (1978) Geotekniska provningsmetoder – Kornfördelning –
Siktning.
Svensk standard SS 02 81 12 (1983) Vattenundersökningar – Bestämning av i avloppsvatten
suspenderad substans och dess glödgningsrest.
Svensk standard SS 02 81 13 (1981) Vattenundersökningar – Bestämning av torrsubstans och
glödgningsrest i vatten, slam och sediment.
Svenska naturskyddsföreningen (2001) Våtmarker renar motorvägens smutsiga dagvatten.
Hållbart, nr 2-3. (http://www.snf.se/snf/hallbart/2001/hallbart2301/vatmarker.htm) (2003-0210)
Timbrell, J. (2000) Principles of Biochemical Toxicology. Tredje upplagan, Taylor and
Francis, London, UK.
Verschueren, K. (1983) In: Handbook of environmental data on organic chemicals Karel
Verschueren, New York, USA.
Vägverket (1995) Vart leder vägen: fakta om vägtrafikens miljöpåverkan. Publikation
1995:31.
Vägverket, Region väst (1998) Vägar och våtmarker – Ett ekologiskt inspirationsprojekt
utefter nya E6 i Halland.
48
Vägverket, Region Väst (2000) Rening av vägdagvatten. Funktionsbeskrivning samt tillsyns-,
drift- och underhållsinstruktion för sedimenteringsmagasin.
Walker, C. H., Hopkin, S.P., Sibly, R. M. och Peakall, D. B. (2001) Principles of
Ecotoxicology. Andra upplagan, Taylor and Frances, London, UK.
Wernersson, A-S. (2002) Risk Assessment of PAH Phototoxicity in the Aquatic Environment.
Doktorsavhandling, Göteborgs universitet, institutionen för tillämpad miljövetenskap,
Göteborg.
Westerholm, R., Almén, J., Hang, L., Rannung, U. och Rosén, Å. (1990) Chemical analysis
and biological testing of exhaust emissions from two catalyst equipped light duty vehicles
operated at constant cruising speeds 70 and 90 km/h and during acceleration conditions from
idling up to 70 and 90 km/h. The Science of the Total Environment, Vol 93, 191-198.
White, K. D. och Burken, J. G. (1999) Natural Treatment and On-Site Processes. Water
Environment Research, Vol 71(5), 676-685.
Xanthopoulos, C. och Hahn, H. H. (1990) Pollutants Attached to Particles from Dranaige
Areas. The Science of the Total Environment, Vol 93, 441-448.
Zumdahl, S. S. (1998) Chemical Principles. Tredje upplagan, Houghton Mifflin Company,
Boston, USA.
49
50
8. Förkortningar och ordförklaringar
BCF
Biokoncentrationsfaktor = Corganism/Comgivning, Om BCF > 100
bioackumuleras ämnet i organismen.
BHT
Butylhydroxytoluen
BOD
Biological oxygen demand
CCD
Charge-coupled device
COD
Chemical oxygen demand
DNA
Deoxyribonukleinsyra
DOC
Dissolved organic carbon
Elektrofil
Elektronälskande
EPA-PAH-16
En lista med 16 olika PAH:er som sammanställts av US-EPA.
HNO3
Salpetersyra
HPLC
High performance (eller pressure) liquid chromatography
Guanin
En av de fyra kvävebaserna som förekommer i DNA.
Hårda Lewissyror och -baser Dessa syror och baser tenderar att binda till varandra.
Bindningen som uppstår mellan dem har elektrostatisk karaktär.
ICP
Inductively coupled plasma
ICP-MS
Inductively coupled plasma-mass spectrometry
LA-ICP-MS
Laser ablation-inductively coupled plasma-mass spectrometry
LC50
Den koncentration av ett ämne som är dödlig för 50 % av
försöksorganismerna.
Lewisbas
Elektronparsdonator
Lewissyra
Elektronparsacceptor
Lipofil
Fettälskande
Mjuka Lewissyror och -baser Dessa syror och baser tenderar att binda till varandra.
Bindningen som uppstår mellan dem har kovalent karaktär.
MS
Mass spectrometry
NaCl
Natriumklorid, används som halkbekämpningsemedel.
Nanopurvatten
Vatten med renhetsgrad 1. Vattnets renas då det passerar ett
jonbytarfilter.
PAH
Polycykliska aromatiska kolväten
PAH-16
En lista med 16 olika PAH:er som sammanställts av US-EPA
Pow
Fördelningskonstant för ett fettlösligt ämne mellan oktanfas och
vattenfas. Oktan används som representant för organiska ämnen.
Om log Pow ≥ 3 är ämnet bioackumulerbart.
Recipient
Mottagande vattendrag.
51
Suprapur
Den högsta renhetsgraden för kemikalier.
TOC
Total organic carbon
TS
Torrsubstans, andelen torrt material i ett sediment
TSS
Total suspended solids
Tungmetaller
Metaller med en densitet större än 6 g/cm3
US-EPA
United States – Environmental protection agency. Den
amerikanska motsvarigheten till Naturvårdsverket.
VSS
Volatile suspended solids
52
9. Bilagor
Bilaga 1:
Strukturformler för PAH-16
55
Bilaga 2:
Kemiska, fysikaliska och ekotoxikologiska data för PAH-16
56
Bilaga 3:
Resultat från siktning (kornstorleksfördelning)
57
Bilaga 4:
Bestämning av torrsubstans
59
Bilaga 5:
Bestämning av organiskt material
60
Bilaga 6a):
Metallkoncentrationer i sedimenten
61
Bilaga 6b):
Tillstånd, metaller i sediment (mg/kg TS)
63
Bilaga 6c):
Indelning av tillstånd för förorenad mark baserat på riktvärden för
förorenad mark (mg/kg TS) – metaller
63
Bilaga 7:
Metallkoncentrationer i de olika partikelfraktionerna (mg/kg TS)
64
Bilaga 8a):
PAH-16 i sedimenten (mg/kg TS), provtagning 1 april, 2003
65
Bilaga 8b):
Indelning av tillstånd för förorenad mark baserat på riktvärden för
förorenad mark (mg/kg TS) – PAH-16
65
PAH-16 i vattenstickprov (µg/l) från stillastående vatten i brunn 1,
provtagning 1 april, 2003
66
Metallkoncentrationer i vattenstickprov (µg/l) från stillaståendevatten
i brunn 1 ,3, 5 och 7, provtagning 1 april, 2003
66
Bilaga 10:
Bägarförsök – metallkoncentrationer i vattenfaserna (µg/l)
67
Bilaga 11:
Nederbördsmängd per timme 26/4 till 3/5 – 2003, uppmätt vid
Skansen lejonet, Göteborg samt ungefärliga tidpunkter då proverna togs
71
Bilaga 12:
Tider för provtagning med de automatiska vattenprovtagarna
73
Bilaga 13:
Koncentrationer av metaller i vattnet (µg/l)
74
Bilaga 14:
Koncentrationer av löst respektive partikulärt bundna metaller i
vattenproverna (µg/l)
75
Metallkoncentrationer i filtrerade och ofiltrerade vattenprover (µg/l) –
jämförelse mellan inloppsvatten och utloppsvatten
77
Bilaga 16:
Tillstånd, metaller i vatten (µg/l)
78
Bilaga 17:
PAH-16 i vattenprover från automatiska vattenprovtagare (µg/l),
provtagning 28 - 29 april, 2003
79
Bilaga 9a):
Bilaga 9b):
Bilaga 15:
53
54
Bilaga 1
Strukturformler för PAH-16
1. Naftalen
C10H8
2. Acenaftylen
C12H8
5. Fenantren
C14H10
8. Pyren
C16H10
11. *Bens(b)fluoranten
C20H12
14. *Dibens(ah)antracen
C22H14
3.Acenaften
C12H10
6. Antracen
C14H10
4. Fluoren
C13H10
7. Fluoranten
C16H10
9. *Bens(a)antracen
C18H12
10. *Krysen
C18H12
12. *Bens(k)fluoranten
C20H12
15. Benso(ghi)perylen
C22H12
55
13. *Bens(a)pyren
C20H12
16. *Indeno(123cd)pyren
C22H12
Bilaga 2
Kemiska, fysikaliska och ekotoxikologiska data för PAH-16
PAH
1. naftalen
2. acenaftylen
3. acenaften
4. fluoren
5. fenantren
6. antracen
7. fluoranten
8. pyren
9. *bens(a)antracen
10. *krysen
11. *bens(b)fluoranten
12. *bens(k)fluoranten
13. *bens(a)pyren
14. *dibens(ah)antracen
15. benso(ghi)perylen
16. *indeno(123cd)pyren
smältpunkt
kokpunkt
ångtryck
löslighet
(ºC)
(ºC)
(Pa)
(mg/l)
80
90-95
95
116
99
217
111
156
158
256
167
217
176
266
222
162
218
279
279
295
340
340
375
404
437
448
7,2
0,9
0,3
0,08
0,02
0,001
0,001
6*10-4
3*10-5
0,006
2*10-5
2*10-5
3*10-7
4*10-10
1*10-8
1*10-8
31
3,9
3,5
>0,19
1,18
>0,004
0,26
0,013
0,014
0,002
0,0012
0,00055
>0,0038
0,0006
0,0003
0,062
480
495
524
>500
536
(Verschueren, 1983; Wernersson, 2002)
56
log
Pow
3,6
4
3,9
4,2
4,5
4,5
5,2
5,2
5,9
5,8
5,8
6,8
6,5
6,7
6,9
7,66
LC50
BCF
(mg/l)
(fisk)
1,2-6,4
0,2-3,7
254-1270
219-830
0,4-1,4
0,06-0,3
0,005-0,6
0,001-0,2
0,01
1,0-1,4
0,03-0,8
79-426
387-631
400
501
2512
501-794
1584
2511
10000
6309
10000
12589
0,001-0,3 501-5012
0,001-0,2
10000
0,8
26100
18100
Bilaga 3
Resultat från siktning (kornstorleksfördelning)
Brunn 1
massa, prov (g) =
maskvidd
(mm)
storleksintervall
(mm)
0,074
0,125
0,25
0,5
1
2
4
5,6
8
Brunn 3
197,2
kornfraktion < 0,5 mm =
148,7
sikt,
massa (g)
sikt +
kornfraktion,
massa (g)
kornfraktion,
massa (g)
Andel av
total
massa (%)
Andel av kornfraktion
< 0,5 mm (%)
<0,074
0,074 - 0,125
0,125 - 0,25
0,25 - 0,5
0,5 - 1,0
1,0 - 2,0
2,0 - 4,0
4,0 - 5,6
5,6 - 8,0
359,9
293,4
260,5
268,9
325,5
361,2
411,5
395,2
418
380
305
304,3
342,1
347,7
382,5
416,5
395,1
417,6
20,1
11,6
43,8
73,2
22,2
21,3
5
0
0
10,2
5,9
22,2
37,1
11,3
10,8
2,5
0,0
0,0
13,5
7,8
29,5
49,2
>8,0
469,8
469,8
0
0,0
massa, prov (g) =
219,9
kornfraktion < 0,5 mm =
162,4
maskvidd
(mm)
storleksintervall
(mm)
sikt,
massa (g)
sikt +
kornfraktion,
massa (g)
kornfraktion,
massa (g)
Andel av
total
massa (%)
Andel av kornfraktion
< 0,5 mm (%)
0,074
0,125
0,25
0,5
1
2
4
5,6
<0,074
0,074 - 0,125
0,125 - 0,25
0,25 - 0,5
0,5 - 1,0
1,0 - 2,0
2,0 - 4,0
4,0 - 5,6
5,6 - 8,0
359,9
278,4
260,6
269
325,4
361,2
411,6
395
417,3
402,9
306,6
305,1
315,7
352
383,5
419,8
395,4
417,2
43
28,2
44,5
46,7
26,6
22,3
8,2
0,4
0
19,6
12,8
20,2
21,2
12,1
10,1
3,7
0,2
0,0
26,5
17,4
27,4
28,8
8
>8,0
469,9
469,8
0
0,0
57
massa, prov (g) =
Brunn 5
219,8
kornfraktion < 0,5 mm =
165,1
maskvidd
(mm)
storleksintervall
(mm)
sikt,
massa (g)
sikt +
kornfraktion,
massa (g)
kornfraktion,
massa (g)
Andel av
total
massa (%)
Andel av kornfraktion
< 0,5 mm (%)
0,074
0,125
0,25
0,5
1
2
4
5,6
<0,074
0,074 - 0,125
0,125 - 0,25
0,25 - 0,5
0,5 - 1,0
1,0 - 2,0
2,0 - 4,0
4,0 - 5,6
5,6 - 8,0
359,9
278,6
260,5
269
325,5
361,3
411,6
394,9
417,2
433
305,8
285,8
308,5
356,2
381,8
415
395
417,2
73,1
27,2
25,3
39,5
30,7
20,5
3,4
0,1
0
33,3
12,4
11,5
18,0
14,0
9,3
1,5
0,0
0,0
44,3
16,5
15,3
23,9
8
>8,0
469,9
469,8
0
0,0
massa, prov (g) =
Brunn 7
maskvidd
(mm)
storleksintervall
(mm)
190,2
kornfraktion < 0,5 mm =
141,1
sikt,
massa (g)
sikt +
kornfraktion,
massa (g)
kornfraktion,
massa (g)
Andel av
total
massa (%)
Andel av kornfraktion
< 0,5 mm (%)
0,074
0,125
0,25
0,5
1
2
4
5,6
<0,074
0,074 - 0,125
0,125 - 0,25
0,25 - 0,5
0,5 - 1,0
1,0 - 2,0
2,0 - 4,0
4,0 - 5,6
5,6 - 8,0
359,9
278,6
260,5
269
325,8
361,5
411,5
394,8
417,2
421,3
297,8
280,6
309,4
359,4
374,3
413,2
395,5
417,5
61,4
19,2
20,1
40,4
33,6
12,8
1,7
0,7
0,3
32,3
10,1
10,6
21,2
17,7
6,7
0,9
0,4
0,2
43,5
13,6
14,2
28,6
8
>8,0
469,8
469,8
0
0,0
58
Bilaga 4
Bestämning av torrsubstans
Provtagning, 12/3
Provtagning, 1/4
Provtagning, 12/3
Provtagning, 1/4
Brunn
1
3
5
7
degel (g)
7,9211
16,0795
11,6132
14,1092
degel +
vått
sediment
(g)
13,0443
21,1406
16,6352
19,1550
1
3
5
7
14,1660
14,2616
13,8830
17,6363
19,2190
19,2680
18,9206
22,6665
Brunn
1
3
5
7
torrsubstans
(g/kg
sediment)
661
484
454
412
torrsubstans
(%)
66,1
48,4
45,4
41,3
1
3
5
7
690
537
485
394
69
53,8
48,6
39,4
vått
sediment
(g)
5,1232
5,0611
5,0220
5,0458
degel +
torrt
sediment
(g)
11,3091
18,5293
13,89338
16,1921
torrt
sediment
(g)
3,3880
2,4498
2,2806
2,0829
torrt sediment/
vått sediment
0,661
0,484
0,454
0,413
5,0530
5,0064
5,0376
5,0302
17,6539
16,9540
16,3306
19,6187
3,4879
2,6924
2,4476
1,9824
0,690
0,538
0,486
0,394
Vägning av deglar och sediment skedde med en noggrannhet av 0,1 mg enligt svensk standard
SS 02 81 13.
59
Bilaga 5
Bestämning av organiskt material
Provtagning, 12/3
Provtagning, 1/4
Provtagning, 12/3
Provtagning, 1/4
Brunn
1
3
5
7
degel (g)
7,9211
16,0795
11,6132
14,1092
torrt
sediment
(g)
3,388
2,4498
2,2806
2,0829
1
3
5
7
14,166
14,2616
13,883
17,6363
3,4879
2,6924
2,4476
1,9824
Brunn
1
3
5
7
glödgningsrest
(g/kg TS)
929
823
828
814
organiskt
material
(%)
7,1
17,7
17,2
18,6
1
3
5
7
933
840
839
802
6,7
16,0
16,1
19,8
degel +
glödgat
sediment
(g)
11,0671
18,0957
13,5022
15,8048
glödgat
sediment
(g)
3,146
2,0162
1,889
1,6956
glödgat sediment/
torrt sediment
0,929
0,823
0,828
0,814
17,4185
16,523
15,9371
19,2259
3,2525
2,2614
2,0541
1,5896
0,933
0,840
0,839
0,802
Vägning av deglar och sediment skedde med en noggrannhet av 0,1 mg enligt svensk standard
SS 02 81 13.
60
Bilaga 6
a) Metallkoncentrationer i sedimenten
Koncentrat ion
(mg/kg TS)
Bly
75
80
60
40
61
57
71 70
44
12-mar
24 26
01-apr
20
0
1
3
5
7
Brunn, nr.
Koncentrat ion
( mg/kg TS)
Kadm ium
0.6
0.6
0.2
0.4
0.4
0.3
0.4
0.5
0.5
12-mar
0.20.1
01-apr
0.0
1
3
5
7
Brunn, nr
Koncentration
(mg/kg TS)
Kobolt
40
24 25
30
20
12 14
27 29
18 18
12-mar
01-apr
10
0
1
3
5
7
Brunn, nr
Koncentration
(mg/kg TS)
Koppar
250
200
150
100
50
0
217
171
228
208
229237
12-mar
87103
01-apr
1
3
5
7
Brunn, nr
61
Koncentration
(mg/kg TS)
Krom
100
80
60
40
20
0
90
64
76 72
68
82 84
49
12-mar
01-apr
1
3
5
7
Brunn, nr
Koncentration
( mg/kg TS)
Mangan
1000
800
600
400
200
0
415444
583557
691685
751782
12-mar
01-apr
1
3
5
7
Brunn, nr
Koncentration
( mg/kg TS)
Nickel
60
40
29
34
46 45
41 41
51 52
12-mar
01-apr
20
0
1
3
5
7
Brunn, nr
Koncent ration
(mg/kg TS)
Zink
1000
800
600
400
200
0
697
621
838
757
877903
12-mar
340341
1
01-apr
3
5
7
Brunn, nr
62
b) Tillstånd, metaller i sediment (mg/kg TS)
Klass
1
2
3
4
5
Benämning
Mycket låga halter
Låga halter
Måttligt höga halter
Höga halter
Mycket höga halter
Cu
≤ 15
15 – 20
25 – 100
100 – 500
> 500
Cd
≤ 0,8
0,8 – 2
2–7
7 – 35
> 35
Pb
≤ 50
50 – 150
150 – 400
400 – 2000
> 2000
Zn
≤ 150
150 – 300
300 – 1000
1000 – 5000
> 5000
Ni
≤5
5 – 15
15 – 50
50 – 250
> 250
Cr
≤ 10
10 – 20
20 – 100
100 – 500
> 500
(Naturvårdsverket, 1999a)
c) Indelning av tillstånd för förorenad mark baserat på riktvärden för förorenad mark (mg/kg
TS) – metaller.
Klass
1
2
3
4
Benämning
Mindre allvarligt
Måttligt allvarligt
Allvarligt
Mycket allvarligt
Cu
< 100
100 – 300
300 – 1000
> 1000
Cd
< 0,4
0,4 – 1,2
1,2 – 4
>4
Pb
< 80
80 – 240
240 – 800
> 800
Zn
< 350
350 – 1050
1050 – 3500
> 3500
Ni
< 35
35 – 105
105 – 350
> 350
Riktvärdet, KM, är gränsen mellan ”mindre allvarligt” och ”måttligt allvarligt”.
(Naturvårdsverket, 1999b)
63
Co
< 30
30 – 90
90 – 300
> 300
Bilaga 7
Metallkoncentrationer i de olika partikelfraktionerna (mg/kg TS)
Brunn Kornfraktion (mm)
1
< 0,074
1
0,074 - 0,125
1
0,125 - 0,25
1
0,25 - 0,5
7
7
7
7
< 0,074
0,074 - 0,125
0,125 - 0,25
0,25 - 0,5
Cd
0,70
0,26
0,17
0,22
Co
23
16
10
10
Cr
87
66
47
57
Cu
275
185
109
83
Mn
751
544
361
387
Ni
51
30
17
16
Pb
51
33
16
18
Zn
658
393
251
260
0,65
0,54
0,51
0,30
28
26
21
13
87
74
62
19
273
214
182
109
834
730
618
347
50
42
35
18
65
59
48
31
890
841
692
449
64
Bilaga 8
a) PAH-16 i sedimenten (mg/kg TS), provtagning 1 april, 2003
1. naftalen
2. acenaftylen
3. acenaften
4. fluoren
5. fenantren
6. antracen
7. fluoranten
8. pyren
9. *bens(a)antracen
10. *krysen
11. *bens(b)fluoranten
12. *bens(k)fluoranten
13. *bens(a)pyren
14. *dibens(ah)antracen
15. benso(ghi)perylen
16. *indeno(123cd)pyren
Brunn 1
<0,095
<0,25
0,024
0,19
0,79
0,18
0,49
0,93
0,27
0,53
0,17
0,016
0,082
0,13
0,1
0,14
Brunn 3
0,15
<0,25
0,029
0,17
0,87
0,2
0,62
1,2
0,21
0,55
0,19
0,034
0,11
0,17
0,13
0,17
Brunn 5
0,28
<0,25
0,051
0,096
1,7
0,38
1,3
2,4
0,36
1,1
0,39
0,072
0,19
0,28
0,28
0,34
Brunn 7
0,24
<0,25
0,045
0,14
1,7
0,38
1,3
2,7
0,36
1,1
0,41
0,08
0,2
0,29
0,32
0,36
4
1,3
2,7
4,8
1,4
3,3
9,2
2,7
6,5
9,7
2,8
6,9
summa 16 EPA-PAH
*PAH cancerogena
PAH övriga
b) Indelning av tillstånd för förorenad mark baserat på riktvärden för förorenad mark (mg/kg
TS) – PAH-16
Klass
1
2
3
4
Benämning
Mindre allvarligt
Måttligt allvarligt
Allvarligt
Mycket allvarligt
Cancerogena PAH
< 0,3
0,3 – 0,9
0,9 – 3
>3
Övriga PAH
< 20
20 – 60
60 – 200
> 200
Riktvärdet, KM, är gränsen mellan ”mindre allvarligt” och ”måttligt allvarligt”.
(Naturvårdsverket, 1999b)
65
Bilaga 9
a) PAH-16 i vattenstickprov (µg/l) från stillastående vatten i brunn 1, provtagning 1 april,
2003
1. naftalen
2. acenaftylen
3. acenaften
4. fluoren
5. fenantren
6. antracen
7. fluoranten
8. pyren
9. *bens(a)antracen
10. *krysen
11. *bens(b)fluoranten
12. *bens(k)fluoranten
13. *bens(a)pyren
14. *dibens(ah)antracen
15. benso(ghi)perylen
16. *indeno(123cd)pyren
<0,34
<0,25
<0,025
<0,020
0,079
<0,013
0,052
0,04
<0,0070
<0,016
<0,027
<0,0050
<0,026
<0,012
<0,0040
<0,0060
summa 16 EPA-PAH
*PAH cancerogena
PAH övriga
0,17
<0,0050
0,17
b) Metallkoncentrationer i vattenstickprov (µg/l) från stillastående vatten i brunn 1 ,3, 5 och
7, provtagning 1 april, 2003
Cd
Co
Cr
Cu
Mn
Ni
Pb
Zn
Brunn 1
0,06
0,37
3,4
2,6
26
26
0,04
11
Brunn 3
0
0,29
3,2
2,7
18
10
0
13
Brunn 5
0,008
0,45
3,3
2,6
31
16
0,05
13
Brunn 7
0
0,48
3,2
3,0
31
10
0,05
14
66
Bilaga 10
Bägarförsök – metallkoncentrationer i vattenfaserna (µg/l)
dag 1
dag 1
dag 1
dag 1
dag 1
dag 1
dag 1
dag 1
dag 1
dag 1
dag 1
dag 1
dag 1
dag 1
dag 1
dag 2
dag 2
dag 2
dag 2
dag 2
dag 2
dag 2
dag 2
dag 2
dag 2
dag 2
dag 2
dag 2
dag 2
dag 2
dag 3
dag 3
dag 3
dag 3
dag 3
dag 3
dag 3
dag 3
dag 3
dag 3
dag 3
dag 3
dag 3
dag 3
dag 3
brunn 1
brunn 3
brunn 5
brunn 7
brunn 1
brunn 3
brunn 5
brunn 7
brunn 1
brunn 3
brunn 5
brunn 7
brunn 1
brunn 3
brunn 7
brunn 1
brunn 3
brunn 5
brunn 7
brunn 1
brunn 3
brunn 5
brunn 7
brunn 1
brunn 3
brunn 5
brunn 7
brunn 1
brunn 3
brunn 7
brunn 1
brunn 3
brunn 5
brunn 7
brunn 1
brunn 3
brunn 5
brunn 7
brunn 1
brunn 3
brunn 5
brunn 7
brunn 1
brunn 3
brunn 7
referens
referens
referens
referens
pH 4
pH 4
pH 4
pH 4
NaCl
NaCl
NaCl
NaCl
turbulens
turbulens
turbulens
referens
referens
referens
referens
pH 4
pH 4
pH 4
pH 4
NaCl
NaCl
NaCl
NaCl
turbulens
turbulens
turbulens
referens
referens
referens
referens
pH 4
pH 4
pH 4
pH 4
NaCl
NaCl
NaCl
NaCl
turbulens
turbulens
turbulens
Cu
43,010
29,419
97,171
38,203
6,826
23,874
38,711
23,058
15,099
14,327
23,039
24,390
21,442
39,206
130,444
24,441
43,452
56,707
29,022
8,222
30,551
15,168
14,838
15,225
15,414
12,061
12,105
56,833
118,736
150,199
31,890
31,903
31,195
20,436
10,391
32,796
15,565
16,501
15,909
14,020
10,375
10,553
63,581
89,251
129,913
Cd
0,896
0,174
0,432
0,358
0,221
0,223
0,304
0,283
0,342
0,671
0,788
0,816
0,213
0,481
1,305
0,077
0,161
0,339
0,167
0,062
0,277
0,138
0,131
0,409
0,559
0,618
0,599
0,372
0,703
0,927
0,070
0,113
0,176
0,132
0,072
0,154
0,121
0,147
0,350
0,502
0,558
0,551
0,251
0,485
0,772
67
Pb
0,424
0,500
2,847
0,948
1,979
4,176
11,521
8,334
0,302
0,233
0,482
0,442
5,517
9,235
48,295
0,035
0,592
0,084
0,529
1,254
1,669
7,236
3,603
0,146
0,150
0,196
0,251
11,681
36,964
38,989
0,084
0,467
0,323
0,612
1,088
0,945
2,575
2,392
0,200
0,165
0,121
0,163
13,048
29,126
36,408
Zn
803,665
698,187
1220,363
677,537
323,045
530,664
554,423
489,238
143,991
212,227
231,635
265,627
248,037
584,266
967,380
274,716
995,667
1064,783
617,041
250,603
729,172
566,309
548,137
141,468
241,545
161,969
179,961
403,422
807,290
932,372
382,303
601,816
687,888
371,508
281,989
644,163
531,949
488,182
135,285
201,073
144,986
158,842
416,567
745,109
878,154
dag 7
dag 7
dag 7
dag 7
dag 7
dag 7
dag 7
dag 7
dag 7
dag 7
dag 7
dag 7
dag 7
dag 7
dag 7
brunn 1
brunn 3
brunn 5
brunn 7
brunn 1
brunn 3
brunn 5
brunn 7
brunn 1
brunn 3
brunn 5
brunn 7
brunn 1
brunn 3
brunn 7
referens
referens
referens
referens
pH 4
pH 4
pH 4
pH 4
NaCl
NaCl
NaCl
NaCl
turbulens
turbulens
turbulens
Cu
5,098
26,092
21,426
13,629
2,437
18,089
19,200
14,702
21,113
12,031
12,897
8,567
18,744
143,881
142,201
Cd
0,083
0,175
0,287
0,195
0,148
0,186
0,216
0,160
0,487
0,505
0,591
0,579
0,366
0,724
0,743
68
Pb
0,051
0,433
0,752
0,639
0,922
0,333
1,133
0,833
0,059
0,182
0,267
0,309
12,280
31,533
40,198
Zn
193,528
643,468
386,501
336,514
392,195
518,391
469,159
324,592
133,886
151,763
121,315
103,190
210,645
946,382
957,432
dag 1
dag 1
dag 1
dag 1
dag 1
dag 1
dag 1
dag 1
dag 1
dag 1
dag 1
dag 1
dag 1
dag 1
dag 1
dag 2
dag 2
dag 2
dag 2
dag 2
dag 2
dag 2
dag 2
dag 2
dag 2
dag 2
dag 2
dag 2
dag 2
dag 2
dag 3
dag 3
dag 3
dag 3
dag 3
dag 3
dag 3
dag 3
dag 3
dag 3
dag 3
dag 3
dag 3
dag 3
dag 3
brunn 1
brunn 3
brunn 5
brunn 7
brunn 1
brunn 3
brunn 5
brunn 7
brunn 1
brunn 3
brunn 5
brunn 7
brunn 1
brunn 3
brunn 7
brunn 1
brunn 3
brunn 5
brunn 7
brunn 1
brunn 3
brunn 5
brunn 7
brunn 1
brunn 3
brunn 5
brunn 7
brunn 1
brunn 3
brunn 7
brunn 1
brunn 3
brunn 5
brunn 7
brunn 1
brunn 3
brunn 5
brunn 7
brunn 1
brunn 3
brunn 5
brunn 7
brunn 1
brunn 3
brunn 7
referens
referens
referens
referens
pH 4
pH 4
pH 4
pH 4
NaCl
NaCl
NaCl
NaCl
turbulens
turbulens
turbulens
referens
referens
referens
referens
pH 4
pH 4
pH 4
pH 4
NaCl
NaCl
NaCl
NaCl
turbulens
turbulens
turbulens
referens
referens
referens
referens
pH 4
pH 4
pH 4
pH 4
NaCl
NaCl
NaCl
NaCl
turbulens
turbulens
turbulens
Ni
23,145
25,129
24,600
19,515
5,665
8,308
5,446
7,827
25,134
53,424
54,506
54,951
8,988
21,519
22,465
11,449
25,749
26,783
19,332
4,166
17,607
9,397
10,928
31,022
59,664
54,609
56,045
11,716
22,278
21,241
15,250
21,793
21,280
12,960
5,752
16,458
10,042
10,697
31,686
56,208
53,357
52,677
12,912
19,368
18,736
Cr
2,240
4,422
2,048
2,979
4,315
5,139
11,765
11,592
66,486
84,074
81,553
78,898
12,120
15,628
23,347
5,773
9,988
7,042
7,826
4,756
10,392
9,058
8,511
62,248
75,280
71,936
71,118
14,235
22,096
21,278
4,789
9,396
7,104
6,884
3,671
9,055
7,199
7,643
58,384
68,353
65,353
65,360
12,211
17,792
19,138
69
Al
93,33535
31,45455
369,0529
50,23368
297,3762
504,2273
1623,677
1247,181
29,47751
19,99854
11,41791
14,38656
1054,764
1282,579
5996,728
6,289954
32,06598
40,61744
41,7071
236,5057
292,1616
1041,403
661,6343
13,25138
7,897978
7,790891
13,18402
1883,872
4742,626
5456,635
10,16376
22,63465
32,68066
31,76961
135,6571
96,09745
408,8505
420,3735
20,89973
11,22162
12,94994
13,68074
2102,875
3660,787
4864,704
dag 7
dag 7
dag 7
dag 7
dag 7
dag 7
dag 7
dag 7
dag 7
dag 7
dag 7
dag 7
dag 7
dag 7
dag 7
brunn 1
brunn 3
brunn 5
brunn 7
brunn 1
brunn 3
brunn 5
brunn 7
brunn 1
brunn 3
brunn 5
brunn 7
brunn 1
brunn 3
brunn 7
referens
referens
referens
referens
pH 4
pH 4
pH 4
pH 4
NaCl
NaCl
NaCl
NaCl
turbulens
turbulens
turbulens
Ni
8,547
16,951
16,319
12,506
8,038
12,808
9,978
8,261
40,827
55,309
51,885
53,341
20,573
24,437
21,348
Cr
4,296
9,333
7,651
7,230
4,304
9,376
7,479
7,087
73,133
66,560
63,358
62,162
13,437
21,310
22,553
70
Al
13,06759
21,06361
25,49987
33,65175
43,38188
26,17033
85,57575
55,66126
5,396484
8,231632
15,9258
9,210345
1509,625
3433,829
4740,596
Bilaga 11
Nederbördsmängd per timme 26/4 till 3/5 – 2003, uppmätt vid Skansen lejonet, Göteborg
samt ungefärliga tidpunkter då proverna togs.
Datum,
tidpunkt
26/4-2003 10:00
26/4-2003 11:00
26/4-2003 12:00
26/4-2003 13:00
26/4-2003 14:00
26/4-2003 15:00
26/4-2003 16:00
26/4-2003 17:00
26/4-2003 18:00
26/4-2003 19:00
26/4-2003 20:00
26/4-2003 21:00
26/4-2003 22:00
26/4-2003 23:00
27/4-2003 0:00
27/4-2003 1:00
27/4-2003 2:00
27/4-2003 3:00
27/4-2003 4:00
27/4-2003 5:00
27/4-2003 6:00
27/4-2003 7:00
27/4-2003 8:00
27/4-2003 9:00
27/4-2003 10:00
27/4-2003 11:00
27/4-2003 12:00
27/4-2003 13:00
27/4-2003 14:00
27/4-2003 15:00
27/4-2003 16:00
27/4-2003 17:00
27/4-2003 18:00
27/4-2003 19:00
27/4-2003 20:00
27/4-2003 21:00
27/4-2003 22:00
27/4-2003 23:00
27/4-2003 0:00
28/4-2003 1:00
28/4-2003 2:00
nederbörds- Provtagning
mängd (mm)
in
ut
0.0
0.0
0.0
0.0
0.6
1.0
0.6
0.4
0.2
0.2
0.0
0.0
0.0
0.0
0.0
0.0
0.0
0.0
0.8
2.0
3.6
4.6
6.0
2.8
3.6
2.0
1.6
1.2
0.8
0.6
0.4
0.4
0.2
0.0
0.0
0.0
0.0
0.0
0.0
0.0
0.0
Datum,
tidpunkt
28/4-2003 3:00
28/4-2003 4:00
28/4-2003 5:00
28/4-2003 6:00
28/4-2003 7:00
28/4-2003 8:00
28/4-2003 9:00
28/4-2003 10:00
28/4-2003 11:00
28/4-2003 12:00
28/4-2003 13:00
28/4-2003 14:00
28/4-2003 15:00
28/4-2003 16:00
28/4-2003 17:00
28/4-2003 18:00
28/4-2003 19:00
28/4-2003 20:00
28/4-2003 21:00
28/4-2003 22:00
28/4-2003 23:00
29/4-2003 0:00
29/4-2003 1:00
29/4-2003 2:00
29/4-2003 3:00
29/4-2003 4:00
29/4-2003 5:00
29/4-2003 6:00
29/4-2003 7:00
29/4-2003 8:00
29/4-2003 9:00
29/4-2003 10:00
29/4-2003 11:00
29/4-2003 12:00
29/4-2003 13:00
29/4-2003 14:00
29/4-2003 15:00
29/4-2003 16:00
29/4-2003 17:00
29/4-2003 18:00
29/4-2003 19:00
x
x
x
71
nederbörds- Provtagning
mängd (mm)
in
ut
0.0
0.0
0.2
0.0
0.0
0.0
0.0
0.0
0.2
0.0
0.0
0.0
0.0
0.0
0.0
0.0
0.0
0.0
0.0
0.8
1.6
1.0
1.4
1.8
1.6
1.6
4.4
3.0
4.0
2.4
0.4
0.0
1.4
0.4
0.0
0.0
0.0
0.0
0.0
0.0
0.0
x
x
x
x
x
x
x
Datum,
tidpunkt
29/4-2003 20:00
29/4-2003 21:00
29/4-2003 22:00
29/4-2003 23:00
30/4-2003 0:00
30/4-2003 1:00
30/4-2003 2:00
30/4-2003 3:00
30/4-2003 4:00
30/4-2003 5:00
30/4-2003 6:00
30/4-2003 7:00
30/4-2003 8:00
30/4-2003 9:00
30/4-2003 10:00
30/4-2003 11:00
30/4-2003 12:00
30/4-2003 13:00
30/4-2003 14:00
30/4-2003 15:00
30/4-2003 16:00
30/4-2003 17:00
30/4-2003 18:00
30/4-2003 19:00
30/4-2003 20:00
30/4-2003 21:00
30/4-2003 22:00
30/4-2003 23:00
1/5-2003 0:00
1/5-2003 1:00
1/5-2003 2:00
1/5-2003 3:00
1/5-2003 4:00
1/5-2003 5:00
1/5-2003 6:00
1/5-2003 7:00
1/5-2003 8:00
1/5-2003 9:00
1/5-2003 10:00
1/5-2003 11:00
1/5-2003 12:00
1/5-2003 13:00
1/5-2003 14:00
1/5-2003 15:00
1/5-2003 16:00
1/5-2003 17:00
1/5-2003 18:00
1/5-2003 19:00
1/5-2003 20:00
1/5-2003 21:00
nederbörds- Provtagning
mängd (mm)
in
ut
0.0
0.0
0.0
0.0
0.0
0.0
0.0
0.0
0.0
0.0
0.0
0.0
0.0
0.0
0.0
0.0
0.0
0.0
0.0
0.0
0.0
0.0
0.0
0.0
0.0
0.0
0.0
0.0
1.2
3.4
4.8
1.8
2.4
0.8
0.8
1.4
1.8
0.8
0.2
0.0
0.0
0.0
0.0
0.0
0.0
1.4
0.2
0.0
0.0
0.0
x
x
x
x
Datum,
tidpunkt
1/5-2003 22:00
1/5-2003 23:00
2/5-2003 0:00
2/5-2003 1:00
2/5-2003 2:00
2/5-2003 3:00
2/5-2003 4:00
2/5-2003 5:00
2/5-2003 6:00
2/5-2003 7:00
2/5-2003 8:00
2/5-2003 9:00
2/5-2003 10:00
2/5-2003 11:00
2/5-2003 12:00
2/5-2003 13:00
2/5-2003 14:00
2/5-2003 15:00
2/5-2003 16:00
2/5-2003 17:00
2/5-2003 18:00
2/5-2003 19:00
2/5-2003 20:00
2/5-2003 21:00
2/5-2003 22:00
2/5-2003 23:00
3/5-2003 0:00
3/5-2003 1:00
3/5-2003 2:00
3/5-2003 3:00
3/5-2003 4:00
3/5-2003 5:00
3/5-2003 6:00
3/5-2003 7:00
3/5-2003 8:00
3/5-2003 9:00
3/5-2003 10:00
3/5-2003 11:00
3/5-2003 12:00
3/5-2003 13:00
3/5-2003 14:00
3/5-2003 15:00
3/5-2003 16:00
3/5-2003 17:00
3/5-2003 18:00
3/5-2003 19:00
3/5-2003 20:00
3/5-2003 21:00
3/5-2003 22:00
3/5-2003 23:00
x
x
72
nederbörds- Provtagning
mängd (mm)
in
ut
0.0
0.0
0.0
0.0
0.0
0.0
0.0
0.0
0.0
0.0
0.0
0.0
0.0
0.0
0.0
0.0
0.0
0.0
0.0
0.0
0.0
0.0
0.0
0.0
0.0
0.0
0.0
0.0
0.0
0.0
0.2
0.0
0.0
0.0
1.6
3.4
1.2
1.4
0.0
0.0
0.0
0.0
0.0
1.0
1.2
0.2
1.4
0.4
0.0
0.0
x
x
x
x
x
x
x
x
x
x
x
x
Bilaga 12
Tider för provtagning med de automatiska vattenprovtagarna
Inlopp
Provtagning 1
Provtagning 2
Provtagning 3
Provtagning 4
Provtagning 5
kl. 03.54
kl. 22.00
kl. 00.05
kl. 07.39
kl. 17.59
27 april
28 april
1 maj
3 maj
3 maj
-
kl. 05.49
kl. 02.22
kl. 04.00
kl. 10.53
kl. 20.30
27 april
29 april
1 maj
3 maj
3 maj
Utlopp
Provtagning 1
Provtagning 2
Provtagning 3
Provtagning 4
Provtagning 5
kl. 22.23
kl. 22.14
kl. 00.23
kl. 07.56
kl. 19.30
26 april
28 april
1 maj
3 maj
3 maj
-
kl. 23.04
kl. 23.10
kl. 01.34
kl. 09.47
kl. 21.20
26 april
28 april
1 maj
3 maj
3 maj
73
Bilaga 13
Koncentrationer av metaller i vattnet (µg/l)
Cd1)
Co
Cr
Cu
Mn
Ni1)
Pb
Zn
27 april, 2003
in
28 april, 2003
in
1 maj, 2003
in
3 maj, 2003 A in
3 maj, 2003 B in
filtrerat (löst)
filtrerat (löst)
filtrerat (löst)
filtrerat (löst)
filtrerat (löst)
0,047
0,008
0,128
0,058
0,019
2,03
1,15
0,58
0,66
0,85
5,9
5,3
2,5
3,6
5,3
24,2
20,6
15,7
11,6
15,2
36,5
39,0
23,6
21,5
23,9
0,74
0,85
0,41
4,22
0,32
0,06
0,28
0,64
0,08
0,06
33,5
20,7
35,7
31,9
35,6
27 april, 2003
in
28 april, 2003
in
1 maj, 2003
in
3 maj, 2003 A in
3 maj, 2003 B in
partikulärt
partikulärt
partikulärt
partikulärt
partikulärt
-
10,71
47,45
7,89
3,23
1,44
95,5
145,2
41,2
26,7
13,2
164,9
358,0
63,4
39,1
40,5
368,5
1295
284,6
129,0
57,0
-
28,17
113,33
29,21
21,64
6,97
390,0
1250,5
243,7
168,1
142,9
27 april, 2003
in
28 april, 2003
in
1 maj, 2003
in
3 maj, 2003 A in
3 maj, 2003 B in
ofiltrerat (totalt)
ofiltrerat (totalt)
ofiltrerat (totalt)
ofiltrerat (totalt)
ofiltrerat (totalt)
-
12,74
48,60
8,48
3,89
2,30
101,4
150,5
43,7
30,2
18,5
189,1
378,7
79,1
50,7
55,7
404,9
1334
308,2
150,4
80,9
-
28,23
113,61
29,85
21,73
7,03
423,5
1271,2
279,3
200
178,5
Cd1)
Co
Cr
Cu
Mn
Ni1)
Pb
Zn2)
27 april, 2003
28 april, 2003
1 maj, 2003
1 maj, 2003
3 maj, 2003
3 maj, 2003
27 april, 2003
28 april, 2003
1 maj, 2003
1 maj, 2003
3 maj, 2003
3 maj, 2003
27 april, 2003
28 april, 2003
1 maj, 2003
1 maj, 2003
3 maj, 2003
3 maj, 2003
1)
2)
A
B
A
B
ut
ut
ut
ut
ut
ut
filtrerat (löst)
filtrerat (löst)
filtrerat (löst)
filtrerat (löst)
filtrerat (löst)
filtrerat (löst)
0,054
0,076
0,119
0,330
0,031
0,029
3,26
1,36
0,78
0,51
0,57
0,65
7,9
7,0
3,0
1,6
1,8
3,5
38,2
19,2
16,7
10,7
11,7
12,0
66,8
39,7
24,7
16,1
14,9
17,5
11,4
4,3
4,8
3,9
10,3
8,0
0,07
0,45
0,74
0,01
0,11
0,008
63,9
56,7
45,8
24,0
25,9
23,9
A
B
A
B
ut
ut
ut
ut
ut
ut
partikulärt
partikulärt
partikulärt
partikulärt
partikulärt
partikulärt
-
2,10
8,05
8,70
2,38
2,36
0,75
19,8
50,1
165,3
16,0
45,7
17,2
38,40
131,5
125,4
30,9
109,4
13,7
79,9
244,1
154,6
92,1
97,7
38,9
-
16,617
38,611
24,45
18,735
7,7184
4,0117
150,7
339,8
130,3
121,6
97,4
A
B
A
B
ut
ut
ut
ut
ut
ut
ofiltrerat (totalt)
ofiltrerat (totalt)
ofiltrerat (totalt)
ofiltrerat (totalt)
ofiltrerat (totalt)
ofiltrerat (totalt)
-
5,35
9,40
9,48
2,89
2,93
1,40
27,6
57,1
168,4
17,6
47,5
20,7
76,6
150,8
142,1
41,6
121,1
25,6
146,6
283,9
179,4
108,3
112,6
56,4
-
16,686
39,058
25,19
18,748
7,832
4,02
214,6
396,5
154,3
147,5
121,3
Analysen av totalt kadmium och nickel misslyckades då resultatet visade på negativa värden
Analys av totalt zink i utloppsprovet från 1 maj, prov A, misslyckades
74
Bilaga 14
Koncentrationer av löst respektive partikulärt bundna metaller i vattenproverna (µg/l)
IN
Co
Cr
Cu
Mn
Pb
Zn
Löst
2,0
5,9
24
36
0,06
33
27 april, 2003
Partikulärt % partikulärt
11
84,0
96
94,2
165
87,2
368
91,0
28
99,8
390
92,1
Löst
1,1
5,3
21
39
0,28
21
28 april, 2003
Partikulärt % partikulärt
47
97,6
145
96,5
358
94,6
1295
97,1
113
99,8
1250
98,4
Löst
0,58
2,5
16
24
0,64
36
1 maj, 2003
Partikulärt % partikulärt
7,9
93,1
41
94,2
63
80,1
285
92,3
29
97,9
244
87,2
Löst
0,66
3,6
12
21
0,08
32
3 maj, 2003 (A)
Partikulärt % partikulärt
3,2
83,0
27
88,2
39
77,1
129
85,7
22
99,6
168
84,1
Löst
0,85
5,3
15
24
0,06
36
3 maj, 2003 (B)
Partikulärt % partikulärt
1,4
62,8
13
71,2
40
72,7
57
70,5
7,0
99,1
143
80,0
IN
Co
Cr
Cu
Mn
Pb
Zn
IN
Co
Cr
Cu
Mn
Pb
Zn
75
UT
Co
Cr
Cu
Mn
Pb
Zn
Löst
3,3
7,9
38
67
0,07
64
27 april, 2003
Partikulärt % partikulärt
2,1
39,2
20
71,5
38
50,1
80
54,5
17
99,6
151
70,2
Löst
0,78
3,0
17
25
0,74
46
1 maj, 2003 (A)
Partikulärt % partikulärt
8,7
91,8
165
98,2
125
88,2
155
86,2
24
97,1
-
Löst
1,4
7,0
19
40
0,45
57
28 april, 2003
Partikulärt % partikulärt
8,0
85,6
50
87,7
132
87,2
244
86,0
39
98,9
340
85,7
Löst
0,51
1,6
11
16
0,01
24
1 maj, 2003 (B)
Partikulärt % partikulärt
2,4
82,3
16
90,9
31
74,2
92
85,1
19
99,9
130
84,4
UT
Co
Cr
Cu
Mn
Pb
Zn1)
P
P
UT
P
3 maj, 2003 (A)
3 maj, 2003 (B)
Löst
Partikulärt % partikulärt
Löst
Partikulärt % partikulärt
0,57
2,4
80,5
0,65
0,75
53,4
Co
1,8
46
96,2
3,5
17
83,0
Cr
12
109
90,3
12
14
53,2
Cu
15
98
86,7
17
39
69,0
Mn
0,11
7,7
98,5
0,0083
4,0
99,8
Pb
26
122
82,5
24
97
80,3
Zn
1)
Analys av totalt zink i utloppsprovet från 1 maj, prov A, misslyckades
P
76
Bilaga 15
Metallkoncentrationer i filtrerade och ofiltrerade vattenprover (µg/l) – jämförelse mellan
inloppsvatten och utloppsvatten
Co
Cr
Cu
Mn
Pb
Zn
27 april, 2003
27 april, 2003
in
ut
filtrerat (löst)
filtrerat (löst)
2.03
3.26
5.9
7.9
24.2
38.2
36.5
66.8
0.06
0.07
33.5
63.9
28 april, 2003
28 april, 2003
in
ut
filtrerat (löst)
filtrerat (löst)
1.15
1.36
5.3
7.0
20.6
19.2
39.0
39.7
0.28
0.45
20.7
56.7
1 maj, 2003
1 maj, 2003
A
in
ut
filtrerat (löst)
filtrerat (löst)
0.58
0.78
2.5
3.0
15.7
16.7
23.6
24.7
0.64
0.74
35.7
45.8
3 maj, 2003
3 maj, 2003
A
A
in
ut
filtrerat (löst)
filtrerat (löst)
0.66
0.57
3.6
1.8
11.6
11.7
21.5
14.9
0.08
0.11
31.9
25.9
3 maj, 2003
3 maj, 2003
B
B
in
ut
filtrerat (löst)
filtrerat (löst)
0.85
0.65
5.3
3.5
15.2
12.0
23.9
17.5
0.06
0.008
35.6
23.9
Co
Cr
Cu
Mn
Pb
Zn1)
P
27 april, 2003
27 april, 2003
in
ut
ofiltrerat (totalt)
ofiltrerat (totalt)
12.74
5.35
101.4
27.6
189.1
76.6
404.9
146.6
28.23
16.69
423.5
214.6
28 april, 2003
28 april, 2003
in
ut
ofiltrerat (totalt)
ofiltrerat (totalt)
48.60
9.40
150.5
57.1
378.7
150.8
1334.0
283.9
113.61
39.06
1271.2
396.5
1 maj, 2003
1 maj, 2003
A
in
ut
ofiltrerat (totalt)
ofiltrerat (totalt)
8.47
9.48
43.8
168.4
79.1
142.1
308.2
179.4
29.85
25.19
279.3
-
3 maj, 2003
3 maj, 2003
A
A
in
ut
ofiltrerat (totalt)
ofiltrerat (totalt)
3.89
2.93
30.2
47.5
50.7
121.1
150.4
112.6
21.73
7.83
200.0
147.5
55.7
25.6
80.9
56.4
7.03
4.02
178.5
121.3
2.30
18.5
3 maj, 2003 B
in
ofiltrerat (totalt)
1.40
20.7
3 maj, 2003 B
ut
ofiltrerat (totalt)
1)
Analys av totalt zink i utloppsprovet från 1 maj, prov A, misslyckades
P
P
P
77
Bilaga 16
Tillstånd, metaller i vatten (µg/l)
Klass
1
2
3
4
5
Benämning
Mycket låga halter
Låga halter
Måttligt höga halter
Höga halter
Mycket höga halter
Cu
≤ 0,5
0,5 – 3
3–9
9 – 45
> 45
Cd
≤ 0,01
0,01 – 0,1
0,1 – 0,3
0,3 – 1,5
> 1,5
(Naturvårdsverket, 1999a)
78
Pb
≤ 0,2
0,2 – 1
1–3
3 – 15
> 15
Zn
≤5
5 – 20
20 – 60
60 – 300
> 300
Ni
≤ 0,7
0,7 – 15
15 – 45
45 – 225
> 225
Cr
≤ 0,3
0,3 – 5
5 – 15
15 – 75
> 75
Bilaga 17
PAH-16 i vattenprover från automatiska vattenprovtagare (µg/l), provtagning 28 - 29 april,
2003
1. naftalen
2. acenaftylen
3. acenaften
4. fluoren
5. fenantren
6. antracen
7. fluoranten
8. pyren
9. *bens(a)antracen
10. *krysen
11. *bens(b)fluoranten
12. *bens(k)fluoranten
13. *bens(a)pyren
14. *dibens(ah)antracen
15. benso(ghi)perylen
16. *indeno(123cd)pyren
summa 16 EPA
*PAH cancerogena
PAH övriga
in
<0,34
0,25
<0,050
<0,050
0,55
1,6
0,33
0,48
0,30
0,62
0,42
0,27
0,30
0,11
1,4
0,31
ut
<0,34
<0,25
<0,025
<0,020
0,088
<0,050
0,30
0,42
0,052
0,13
0,082
0,068
0,083
0,026
0,28
0,077
6,9
2,3
4,6
1,6
0,52
1,1
79
