Kolonnlakning av vägbeläggningsmaterial

Transkript

1 VÄGVERKET Rapport Kolonnlakning av vägbeläggningsmaterial Datum: Diarienr: Uppdragsnr: Uppdragsansvarig: Lennart Larsson Handläggare: Granskare: Statens geotekniska institut LINKÖPING Telefon: Telefax:

2 SGI Sammanfattning Statens geotekniska institut har undersökt utlakning av oorganiska ämnen och organiska föreningar från nyproducerade grövre granulat (< 2 cm) av bitumenasfalt med och utan tillsats av gummi (från återvunna bildäck), i båda fallen med avsikt att användas som vägbeläggning. Följande sammanfattande slutsatser kan dras av laktesterna: Utlakade halter och ackumulerade utlakade mängder av de flesta analyserade ämnen och föreningar var låga från båda materialen. Tillsats av gummi synes minska utlakning av flera grundämnen, TOC och fenol. Tillsats av gummi synes minska lakvattens akut-toxicitet på Daphnia magna, framför allt inledningsvis. Tox-responsen vid L/S 0,3 bör bedömas som låg från material med gummi och medelhög från material utan gummi. Lakvattnen uttagna därefter upp till L/S 2 från båda materialen bör bedömas inneha låg toxicitet. Lakvattnens akut-toxiska respons på Vibrio fisheri (Microtox) från de båda materialen bör bedömas som medelhög upp till L/S 0,3 medan de efterföljande lakvatten upp till L/S 2 från båda materialen bör bedömas som låg. Gummitillsatsen orsakade något ökad utlakning av s.k. övriga PAH samt av kresoler. Halter och ackumulerade utlakade mängder av dessa föreningar var dock generellt låga. Ingen cancerogen PAH förelåg över detektionsgräns i något av lakvattnen, varken från material utan gummi som från material med gummi. Gummitillsatsen genererade utlakning av bensotiazol, detekterat med s.k. GC/MS screening. De semi-kvantitativa halterna och beräknade ackumulerade utlakade mängderna av bensotiazol uppskattas preliminärt ha potential att ge avsevärt tillskott till vägens närmaste omgivning, relativt utlakat från däckslitage. Utlakat bensotiazol uppskattas dock preliminärt inte generera några allvarliga halter i lakvatten i form av regn på monolitisk vägyta av materialet, relativt amerikanskt gränsvärde för en närbesläktad förening i yt- och grundvatten. Ingen relation förelåg mellan utlakat bensotiazol och uppkomna akut-toxiska effekter. ph var högt i alla lakvattnen, hypotetiskt orsakat av cement och/eller kalk. Inga klorbensener, ftalater, nonylfenol, opolära alifatiska kolväten, totalt extraherbart organiskt material samt etylbensen, xylener och större alkylbensenföreningar förelåg över deras enskilda semi-kvantitativa detektionsgränser. Utlakning av bensotiazol bestämdes semi-kvantitativt (ej säkerställda halter) med kolonnlakning. Om säkrare bestämning önskas av bensotiazols utlakningspotential från material med gummi i form av monolitisk vägbana föreslås laboratoriell ytutlakningstest, kopplat till kvantitativ analys. Ett alternativ, som sannolikt bäst avspeglar verkligheten, är att i fullskala konstruera en uppsamlingsanordning för lakvatten vid en teststräcka av väg med ytbeläggning av material med gummi. Kvantitativ analys av bensotiazol i lakvatten kan hypotetiskt utföras vid svenskt universitet eller utländskt laboratorium (inget svenskt kommersiellt analyslaboratorium åtar sig idag att kvantitativt analysera bensotiazol, eller vissa andra lakbara föreningar i gummidäck, för rimlig kostnad).

3 SGI INNEHÅLLSFÖRTECKNING Sammanfattning INLEDNING BAKGRUND OCH SYFTE INFORMATION OM VALD LAKMETOD MATERIAL, METOD OCH ANALYSER Material Lakmetod Analyser Information om GC/MS screening Information om Microtox (Vibrio fischeri) Information om testet Daphnia magna RESULTAT ph och konduktivitet Grundämnen Fenol och kresoler PAH och TOC GC/MS screening Bensotiazol Övriga föreningar Akut-toxicitet Microtox-test Test på Daphnia magna Jämförelse akuttoxicitet - utlakat SLUTSATSER REFERENSER Bilaga Analysprotokoll. 3 (34)

4 SGI Rapport Kolonnlakning av vägbeläggningsmaterial 1 INLEDNING På uppdrag av Vägverket (VV) har Statens geotekniska institut (SGI) utfört lakstudier på två olika vägbeläggningsmaterial. Studien har fokuserat på innehåll i, och toxicitet av, lakvatten från dessa material. Lakvattnen har genomgått kvantitativ och bestämning av förvalda oorganiska och organiska ämnen och föreningar, två olika typer av akuttoxiska undersökningar samt förbehållslösa semi-kvantitativa GC/MS screeningar, specifikt avseende semi-flyktiga organiska föreningar. 2 BAKGRUND OCH SYFTE Bakgrunden till föreliggande studie är att VV har tagit fram en ny typ av vägbeläggning delvis innehållande återvunnet gummi från bildäck. Syftet med studien är att undersöka utlakning av ett urval av ämnen och föreningar från detta material, dess lakvattens toxiska respons och bedöma omgivningspåverkan via utlakning, samt göra en jämförelse med material som används för vanlig bitumenbaserad vägbeläggning. 3 INFORMATION OM VALD LAKMETOD Information om ett materials potentiella omgivningspåverkan kan fås genom lakstudier av materialet. För att studera den tidsberoende utlakningen av oorganiska ämnen finns ett flertal standardiserade förfaranden. Emellertid föreligger idag ingen standardiserad metod i Sverige för lakning av organiska ämnen, t.ex. ur vägbeläggningsmaterial. SGI har dock tagit fram, och nyttjar sedan slutet av 1990-talet, en metod med kontinuerligt förfarande, s.k. kolonnlakning. Metoden är avsedd för grövre material och utlakning av organiska föreningar, främst polycykliska aromatiska kolväten (PAH). Metoden utgår från en standard för oorganisk lakning i kolonn men är modifierad för organiska föreningar. Metoden har använts vid flertal tillfällen för lakning av grövre vägbeläggningsmaterial samt i några fall för att undersöka akuttoxisk respons av genererat lakvatten (se t.ex. Larsson, 1998; Larsson och Bäckman, 1999; Larsson och Bäckman, 2000; Larsson m.fl., 2000; Larsson, 2001a; Larsson, 2001b). Metoden är modifierad bl.a. för att reducera eventuell nedbrytning av de organiska föreningarna under lakningen. Metoden minimerar eventuell fotokemisk nedbrytning (kolonnen är täckt med aluminiumfolie), samt reducerar eventuell mikrobiell nedbrytning Allt inkommande vatten, samt kolonn och provkärl är kvävemättade för att minimera aerob nedbrytning. Kolonnen är därtill stor (ca 0,7 m hög och 0,2 m i diameter) för att möjliggöra lakning av avsevärt grövre material (material med diameter upp till ca 20 4 (34)

5 SGI mm) än i de standardkolonner som idag används för oorganiska laktester. Kolonnen möjliggör härav lakning av upp till ca kg krossat beläggningsmaterial med storlek < 20 mm. Kolonntestet ger information om kontinuerlig utlakning av halter och ackumulerade utlakade mängder av ämnen och föreningar som funktion av mängden vatten som passerar materialet, upp till L/S 2. L/S är den mängd vatten som strömmar igenom/förbi mängden material i kolonnen. Om kolonnen laddas med t.ex. 20 kg (exakt mängd i enskilt fall beror bl.a. på materialets densitet och kornfördelning) innebär L/S 2 att 40 liter vatten passerat kolonnen (L är alltså vikten av det vatten som passerat materialet och S är materialets vikt). L/S kan omvandlas till en tidsskala om man vet vattenflödet i/förbi materialet i fullskala. Förutsatt att utlakningen (halterna) avtar med laktid kan erhållna data i bästa fall även ge information i form av prognos avseende framtida utlakning > L/S 2. Ju större L/S och/eller ju längre fram i tiden prognosen avser, desto mer osäker blir prognosen. Utlakningskarakteristiken brukar redovisas i diagram som ackumulerad utlakad mängd av aktuellt ämne per kg av det lakade materialet (värde på y-axeln) som funktion av L/S (värde på x-axeln). Ackumulerad utlakad mängd per kg vid aktuellt L/S är alltså den totala mängd av aktuellt ämne eller förening som lakats ut per kg av materialet vid aktuellt L/S. Kolonnlakningen är bl.a. avsedd för att få ett mått på utlakning i fullskala med regnvatten i ett öppet upplag. Om information önskas om utlakning från materialet i form av monolit i en väg (t.ex. hel vägbana eller liknande) ger denna test vanligtvis mer konservativt resultat (högre utlakning) än vad som kan komma att ske i verkligheten. Detta beror på att krossat material, eller material i form av mindre bitar, vanligtvis lakar ut mer än vad samma material gör i form av en hel monolit. Detta är viktigt att ta hänsyn till vid bedömning av kolonnlakning av material som avses att föreligga som hel beläggning. Om det visar sig att lakvattenhalterna från kolonn är låga och att materialet kommer att ligga som en monolit (hel vägbeläggning) så ger sådant utfall från detta test en miljömässig styrka i bedömning av materialet. Vidare, i de fall man önskar göra jämförelser mellan olika materials omgivningspåverkan så kan kolonnlakning vara en lämplig metod, fastän materialen kommer att föreligga i fullskala som monoliter. Det är i så fall viktigt att materialen krossas på samma sätt och vid samma tid så nära testet i tid som möjligt (naturliga åldringsreaktioner kan med tiden ske i/på materialen som kan påverka utlakningen) samt att uttag av de krossade materialen har så lika kornstorleksfördelning som möjligt. Selektivt uttag av krossat material kan utföras för att erhålla en utlakning som mer efterliknar vad som potentiellt skulle kunna lakas ut från monolit (än om även finmaterial tas med i lakningen). Uttagen kan t.ex. enbart bestå av större krossbitar med storlek av, eller strax under, ca 20 mm (1/10-del av kolonnens diameter är satt som max. storlek för denna kolonn) samt att den inbördes storleksfördelningen mellan krossbitarna är likartad mellan de två jämförande materialen. 5 (34)

6 SGI MATERIAL, METOD OCH ANALYSER 4.1 Material Två olika vägbeläggningsmaterials utlakningspotential har undersöks med kolonnlakning. Det ena materialet var till del baserat på återvunnet gummi från bildäck. Detta material kallas i nedan för material med gummi. Det andra materialet var bitumenbaserad asfaltbeläggning, vanligt förekommande i svenska vägar. Detta material kallas nedan material utan gummi. Båda materialen var nyproducerade, tagna direkt från en fullskaleproduktion inför utläggning på väg. Materialen levererades av VV i form av bitar/korn ca 5-20 mm i diameter till SGI labb i slutet av Materialen var placerade i lådor innehållande flera skikt med mellanliggande papperslager (figur 1). Figur 1. Skikt med material med mellanliggande papper. Till vänster, foto på innehåll i kartong med material med gummi och till höger från kartong med material utan gummi. 4.2 Lakmetod Utlakningens beroende av vattenomsättningen i ett material kan studeras genom kolonnförsök. Kolonnlakning bedöms ge en god, ibland något konservativ, beskrivning av utlakningens tidsberoende i fullskala. Lakstudien utförs med helt vattenmättat prov med ackumulerade L/S-kvoter, under vilken redoxpotential och ph inte regleras. För att reducera eventuell biologisk aerob nedbrytning av organiska ämnen var det vatten som användes till lakstudierna tidigare avgasat m a p syre genom att kvävgas bubblats igenom vattnet varefter det kort lagrades i inert atmosfär med lock innan användandet. Därtill bestod gasfasen i vattenbehållarna, kolonner och provtagningsflaskorna av kvävgas innan vattenpåfyllning och under det kontinuerliga uttaget. I avsikt att minimera kemisk (fotokemisk) nedbrytning av de organiska ämnena var kolonnerna och provflaskorna helt täckta av aluminiumfolie. Kolonnerna var därtill väl tillslutna för att minimera avgång av ev. flyktiga föreningar. Slutligen, material i kolonnerna (glas), slangar och packningar (teflon och teflonliknande) har valts för att reducera eventuell adsorption till ytor som lakvattnen kan komma i kontakt med. 6 (34)

7 SGI Normalt väljs partikelstorlek < 0,45 µm att ingå i de vatten som analyseras från lakning av föroreningar ur fasta matriser. Sådana partiklar anses vara mobila i naturen och kan därigenom transportera adsorberade föroreningar. Större partiklar kan troligtvis ha en betydande potential att påverka grundvatten om motsvarande material ligger i nära anslutning till detta eller alternativt till t ex sprickigt berg eller grov jord med direkt anslutning till underliggande grundvatten. I föreliggande undersökning har förutsatts att det senare scenariot inte är relevant för de undersökta materialens omgivningspåverkan. Partikelseparering i vatten kan göras antingen med filtrering eller med centrifugering. Vid separering av partiklar i vatten som ska analyseras med avseende på organiska föreningar föredras centrifugering i de fall det är möjligt. Detta beror på att potential annars finns att dessa föreningar kan fastna i filterutrustningen. I föreliggande fall och vid alla tidigare lakningar av beläggningsmaterial har SGI nyttjat centrifugering av lakvattnen som separeringsmetod. Som nämnts ovan är L/S-kvoten den mängd lakvatten (Liquid) som varit i kontakt med materialet, dividerat med denna mängd material (Solid). Uppmätta utlakade mängder från kolonnstudie kan användas för att beräkna vad som kan komma att lakas ut i fullskala från samma material (med samma kornstorleksintervall som i lakstudien). Detta förutsätter att materialet utsätts för vatten, t.ex. regn. Exempelvis, om materialet är placerad på en yta av 4 m 2 och det regnar 600 mm per år på materialet, faller ca 2,4 m 3 regn på denna yta per år. Om hälften av detta vatten antas ytavrinna och/eller avdunsta kommer resten, dvs. 1,2 m 3, att rinna igenom materialet. Om materialet antas ha densiteten 1 ton/m 3 och är placerad på denna yta med en höjd av 1 m, och man antar att regnvattnet sprids homogent genom materialet (perkolerar), kommer dessa 4 ton att efter det första året utlakats med en L/S-kvot som motsvarar 0,3 (1,2/4). Sammantaget utfördes kolonnstudierna vid SGI enligt följande. Inför själva lakningarna rengjordes kolonnerna av SGI Labb genom att de först handdiskades med såpa och sköljdes med destillerat vatten. Därefter syradiskades de med 1 M HNO 3 varefter de sköljdes med destillerat vatten. Efter detta sköljdes de med toluen och fick därefter stå i värmeskåp vid ca 250 ºC. De två olika materialen som levererats till SGI av VV placerades i var sin rengjord och rumstempererad kolonn. Materialen bestod av grovt krossade beläggningsbitar med storleken ca 5-20 mm. Materialmängden i varje kolonn var 20,6 kg. Materialen lakades i två likadana glaskolonner med diameter 0,2 m och höjden 0,7 m, se foto till höger, i rumstemperatur (20 C). Flödeshastigheten genom varje kolonn var L/S 0,1 per dygn. Som laklösning användes avjoniserat Milli Q-vatten med ca ph 5,8. Lakvatten tillsattes genom kontinuerlig pumpning från behållare. Denna var fylld med kvävgas innan vattenpåfyllning och under det kontinuerliga uttaget. Lakvattenprover 7 (34)

8 SGI togs ut för analys vid L/S-kvoterna 0,3; 0,8 och 2,0. Lakvattnen till kemiska analyser samlades upp i kvävgasfyllda flaskor och centrifugerades i 1 timma vid 5000 rpm för att avskilja partiklar > 0,45 µm. Från dessa behållare togs lakvattenprov ut och placerades i de av analyslaboratorierna till SGI levererade för varje typ av analys specifika provflaskorna. Alla fyllda provflaskor för organiska analyser kyldes efter uttag till 4 ± 2ºC. Lakvatten för toxtesterna centrifugerades ej och behandlades i övrigt inför transport enligt instruktioner från valt laboratorium. 4.3 Analyser Lakvattnen analyserades m.a.p. oorganiska och organiska föreningar samt genomgick toxtester, allt enligt ett förbestämt schema som togs fram i samråd med VV. Vissa ämnen/föreningar analyserades i lakvatten uttagna vid tre olika L/S medan andra analyserades i lakvatten från två av dessa L/S. Analyspaketet var omfattande, tabell 1. Tre olika externa kommersiella analyslaboratorier anlitades för att utföra olika delar av detta analyspaket. Valda analyser, analyslaboratorium och L/S-uttag för analyserna är sammanställda i tabell 1. Följande analyser har utförts. Lakvattnen, uttagna vid alla tre L/S, har analyserats enligt Svensk Standard med avseende på ph och elektrisk konduktivitet vid SGI. Metaller, svavel, fenol och kresoler har analyserats i alla lakvattnen av ALS Scandinavia AB (nedan kallat Analytica AB). Därtill har de utfört två typer av akuttoxicitetstester, dels s.k. Microtoxtest (Vibrio fischeri) och dels på Daphnia magna, i båda fallen på lakvatten uttagna vid två olika L/S. AnalyCen AB har utfört analys av 16 PAH och TOC i alla tre lakvattnen. ALcontrol Laboratories AB, nedan kallat ALcontrol AB, har utfört GC/MS screening av lakvatten uttagna vid två L/S. GC står för gaskromatograf och MS för massspektrometer. Denna typ av screening kallar ALcontrol för SCRMFO (V). Det är en förkortning av screening mindre flyktiga organiska föreningar, omfattande och där (V) står för vatten. Beskrivningar av enskilda analysmetoder eller hänvisningar till olika standarder finns angivna i respektive analysprotokoll i bilaga. Sammantaget ges i tabell 1 de olika provuttagen samt de olika analyserna vid varje provuttag. Tabell 1. Provuttag och analyser och utförda på lakvatten från kolonnlakning av de två undersökta materialen. Analyserat i lakvattnen Analyslabb Analysbeteckning L/S uttag för analys ph, elektrisk konduktivitet SGI ph, kond. 0,3; 0,8; 2,0 Metaller, svavel Analytica V3-a + tillägg 0,3; 0,8; 2,0 TOC AnalyCen TOC 0,3; 0,8; 2,0 16PAH AnalyCen V5 0,3; 0,8; 2,0 Fenol + kresoler Analytica OV-18b 0,3; 0,8; 2,0 GC/MS screening ALcontrol SCRMFO (V) 0,3; 2,0 Akut-tox på Vibrio fischeri Analytica Microtox 0,3; 2,0 Akut-tox på Daphnia magna Analytica Daphnia 0,3; 2,0 8 (34)

9 SGI Information om GC/MS screening Allmänt Analysmetoden GC/MS screening är förbehållslös. Med det menas att man undersöker innehållet i t.ex. lakvatten utan att i förväg bestämma vilka föreningar som skall undersökas. I en vanlig analys bestämmer man från början vilken förening man vill kvantifiera. Detta görs genom att jämföra detektorutslaget mot en standard av föreningen. I en förbehållslös screening bestämmer man inte vilka föreningar som skall undersökas utan man screenar eller skannar av hela innehållet via jämförelse med teoretiskt möjliga responser från detektorn (mass-spektrometern). Dessa responser finns i datoriserade kemiska bibliotek och motsvarar i dag hundratusentals olika föreningar. Vidare, styrkan på utslagen från MS-detektorn sätts i jämförelse med en eller flera ickeämnesspecifika standardresponser, varvid man kan erhålla en semi-kvantitativ bestämning av halten av detekterad förening. Semi-kvantifierade halter är alltså inte exakta halter utan innehar signifikanta osäkerheter. För att inte osäkerheterna ska bli alltför stora sätts detektionsgränsen vanligtvis avsevärt högre än om analysen varit riktad. Därtill finns teoretiska möjligheter att en del erhållna responser kan tolkas av de datoriserade biblioteken som två eller flera olika ämnen. Vid den tekniska utvärdering av resultaten ställs denna in datormässigt så att enbart de föreningar som biblioteken kan ange föreligga i provet med över 70 % sannolikhet tas med i resultatprotokollet. Metodens svaghet är alltså att man inte kan erhålla exakt halt och att det finns en viss mindre osäkerhet i bestämning av själva föreningen i utfallet. Fördelen med metoden är ändå stor eftersom föreningar med rimlig säkerhet kan kvalitativt och semi-kvantitativt bestämmas som annars skulle kunna undgå detektering (eftersom man inte från början riktar analysen mot just dessa ämnen då de av naturliga orsaker är okända) Information relaterad till denna studie De ämnen som den nu valda GC/MS screeningen inriktade sig på var semi-flyktiga (mindre flyktiga) organiska föreningar som kan kopplas till bitumen och/eller till bildäck. Ursprungligen fanns önskemålet från VV att lakvattnen skulle analyseras och kvantifieras m.a.p. vissa organiska föreningar som teoretiskt kan kopplas till bildäck, t.ex. 4-tert-oktylfenol, bisfenol-a och bensotiazol. Emellertid kunde inget av de tre i Sverige ledande analyslaboratorierna erbjuda kvantitativ analys av alla dessa föreningar. ALcontrol AB bedömde dock att vald GC/MS screening har mycket hög potential att detektera och semi-kvantifiera dessa föreningar (eventuellt med större osäkerhet i semi-kvantitativa halten av bisfenol-a, jämfört med bensotiazol), förutsatt att de finns i lakvattnen i detekterbara halter (vanligtvis minst kring 5 µg/l). Därtill ansåg de att stor potential föreligger att även kunna detektera t.ex. 4-n-nonylfenol och iso-nonylfenol (som eventuellt också kan finnas i bildäck) med metoden. Nackdelen med förutsättningslös semi-kvantifiering var alltså att dessa och andra möjliga föreningar enbart kunde semi-kvantifieras. Men fördelen att de ändå gick att detekte- 9 (34)

10 SGI ra samt erhålla en storleksordning på deras halter övervägde så starkt att beslut togs att genomföra GC/MS screening. Lakvattnen extraherades på ALcontrol AB med hexan. Den semi-kvantitativa bestämningen gjordes mot internstandarden pyren D 10 och kalibreringen gjordes mot C 18 -alkan. Vid screeningen upptogs Full Scan Spectra i masstalsområdet amu. Masspektra av de mest dominerande föreningarna tolkades med hjälp av datoriserat bibliotek från Nist som innehåller ca mass-spektra av organiska föreningar. I databanken finns bland annat ämnen inom nämnda masstalsområde som är välkända ur miljösynpunkt och som har svenska riktvärden i mark Information om Microtox (Vibrio fischeri) Allmänt Microtox är en screeningmetod för att erhålla indikationer på om innehållet i det testade materialet (i det här fallet lakvatten) är akut-toxiskt. Om testet visar hög toxisk respons bör ytterligare toxikologiska tester och/eller kemiska analyser genomföras. Metoden ger respons på både organiska och oorganiska ämnen och baseras på användandet av bakterier, som i friskt tillstånd avger ljus (de luminiscerar). Dessa bakterier tillsätts det vatten som skall undersökas. Bakterierna kallas Vibrio fischeri (även kallade Photobacter phoshoreum) och ju mer toxiskt ett vatten är för dessa bakterier desto fler av bakterierna slutar att avge ljus. Ljusstyrkan blir då ett mått på vattnets toxicitet för bakterierna. Även om ett vatten är toxiskt för dessa bakterier innebär det dock inte att man därav kan fastställa att vattnet är toxiskt för alla andra organismer i naturen. Vid akut-toxiska undersökningar brukar beteckningen på den toxiska effekten ibland benämnas Effektkoncentration, förkortat EC. EC 50 betyder den koncentration av det undersökta provet i en spädserie som ger 50 % reduktion av en mätparameter. I Microtox fall motsvarar denna parameter ljuskoncentrationen. Ju större reduktion av ljuset desto högre toxicitet har provet för de använda bakterierna. Toxicitetsvärdet som anges är i princip den andel organismer som överlevt testet, d.v.s. ju lägre angivet värde desto högre akut-toxicitet. Bakteriernas avgivna ljusintensitet mäts normalt efter 15 minuter Information relaterad till denna studie Undersökning av akuttoxicitet med Microtox (Vibrio fisheri) utfördes enligt EN ISO Microtox-testerna utfördes på lakvattnen från den organiska kolonnen enligt tabell 3-1. Testerna utfördes av Alcontrol Laboratories Information om testet Daphnia magna Allmänt Daphnia magna är namnet på en stor vattenloppa (sötvattenlevande hinnkräfta) som på senare tid mer och mer används för att undersöka vattens akuta toxicitet. Daphnia magna tar upp föroreningar från både löst fas och från partiklar. Testet kan anses speciellt 10 (34)

11 SGI lämpat för hydrofoba organiska ämnen som t.ex. PAH. Testet utförs på en grupp förbestämt antal vattenloppor (minst 20 st.) där varje grupp utsätts för förbestämda volymer lakvatten. Undersökningen kan antingen utföras som korttidsstudie under 48 timmar varefter man undersöker akuttoxiska effekten genom att mäta omfattning av orörlighet hos kräftdjuren eller som långtidsstudie under 21 dagar vanligtvis med fortplantning som testparameter. Wik och Dave (2005) anser, baserat på egna tester, att toxtest på Daphnia magna enligt ISO 6341 är lämplig metod att användas i underlag för bedömning av bildäcks toxicitet. SGI anser att detta test även bör vara ett lämpligt screeningtest för akuttoxicitet av lakvatten från vägmaterial i vilket gummi från bildäck ingår Information relaterad till föreliggande studie I föreliggande fall har undersökningen varit i form av korttidsstudie. Detta akuttoxiska test utfördes enligt standarden EN ISO Orörligheten anges som 24h EC 50 vilket här innebär att man mäter den volym vatten som genererar orörlighet hos 50 % av testpopulationen (d.v.s. 50 % av ursprungligt antal organismer) efter 24 timmars exponering. Ju mindre volym vatten som ger denna effekt desto mer toxiskt är vattnet. 11 (34)

12 SGI RESULTAT Som angavs inledningsvis bestod enligt uppgift från VV det undersökta material utan gummi av bitumenbaserad vägbeläggning medan material med gummi av bitumenbaserad vägbeläggning med inblandning av gummi från bildäck. Utlakning av ett stort urval av olika ämnen och föreningar från de två olika beläggningsmaterial har ingått i undersökningen. I det följande jämförs primärt resultaten från lakning av material med gummi med resultaten från den parallellt genomförda lakningen av material utan gummi. Därtill görs i vissa fall jämförelse med valda riktvärden och gränsvärden samt med annan litteraturdata. Resultaten redovisas i text, tabell- och i diagramform. I bilaga finns de fullständiga resultaten som analysprotokoll. Generellt gäller att ackumulerat utlakat beräknas på basis av aktuellt L/S och aktuell halt. Halterna är medelhalter i vattnen som uppsamlas inom varje L/S-intervall. Beräknat ackumulerat utlakat motsvarar alltså total mängd utlakat av ett ämne eller förening (vanligtvis mätt i mg) som har ackumulerats i utlakade vatten, per kg av det lakade materialet, upp till angivet L/S. Detta värde fås för första uttagna L/S genom att multiplicera medelhalten upp till första L/S. För efterföljande L/S fås totalt ackumulerad mängd genom att, till den totala mängden som uppnåtts upp till föregående L/S, lägga till den mängd som lakats ut mellan föregående L/S och aktuellt L/S. Som nämnts ovan görs nedan jämförelser med vissa riktvärden och/eller gränsvärden. Observera att då jämförelse görs med gränsvärden för avfall så baseras dessa gränsvärden på specifika laktester som är likartade med den nu utförda men inte exakt desamma som i föreliggande fall. Dock används i båda fallen kolonntest men i föreliggande fall är den största skillnaden att den nu använda metoden är anpassad till grövre material (innebär större kolonn) samt till organiska föroreningar (innebär vissa andra material i kolonn och slangar). Resultaten bör dock ändå kunna jämföras med de angivna gränsvärdena som stöd för bedömning. 5.1 ph och konduktivitet I tabell 2 redovisas att ph och elektrisk konduktivitet. Ingen signifikant skillnad i ph förelåg i lakvatten från material med gummi jämfört med i lakvattnen från material utan gummi. ph var generellt högt i alla vattnen och minskade endast marginellt med ökat L/S. Dessa resultat samt mindre tester av de olika materialen i bägare (fyllda med avjoniserat vatten) indikerade tydligt att dessa höga ph inte härrörde från gummitillsatsen utan kom från det gemensamma övriga grundmaterialet. Jämfört med en tidigare laktest på äldre bitumeninnehållande vägbeläggningsmaterial (Larsson, 1998) var ph nu avsevärt högre (ca 3 ph-enheter högre). Materialet som undersöktes 1998 var uppbruten äldre vägbeläggning (ca 30 år) som tagits upp från väg och därefter legat ute på mellanupplag i några månader innan undersökning. Däremot befanns makadamdel i vägbeläggning, uppbruten från Södra länken Stockholm, generera nästan lika högt ph (9,4-9,8) vid likartat test (Larsson, 2001a). Det är inte ovanligt att dagens vägbeläggning innehåller mindre 12 (34)

13 SGI andel cement och/eller kalk. De nu erhållna höga ph i båda materialens lakvatten kan troligtvis härledas till sådant innehåll i båda materialen. Elektrisk konduktivitet, eller ledningsförmåga som den också kallas, är ett mått på jonstyrkan i vattnet. Ju högre värde desto högre andel utlakade joner/laddningar. Jonstyrkan var generellt låg men signifikant högre i lakvattnen får material utan gummi jämfört med från material med gummi. I båda fallen var den lägre vid L/S 2 än initialt vid L/S 0,3 vilket indikerar att utlakade laddande ämnen och föreningar minskade med ökat L/S. Jonstyrkan från material med gummi låg i nivå med vad som tidigare uppmätts från bitumen-innehållande vägbeläggningsmaterial (Larsson, 1998). Tabell 2. Uppmätta värde på ph och elektrisk konduktivitet i lakvattnen från material med gummi och från material utan gummi. Enhet Utan gummi Med gummi Utan gummi Med gummi Utan gummi Med gummi Provbeteckning L/S l/kg 0-0,28 0-0,28 0,28-0,79 0,28-0,84 0,8-1,99 0,8-2,04 ph 11,3 11,0 11,3 11,1 10,8 10,8 Ledningsförmåga ms/m 25ºC 61,6 26,9 51,8 32,6 22,5 17,7 5.2 Grundämnen Resultat från utlakning av oorganiska ämnen redovisas i tabell 3. Vid jämförelse fås att de flesta tungmetaller samt svavel lakar ut i större mängder från materialet utan gummi, jämfört med materialet med gummi. I tabell 3 ges även gränsvärden för innehåll i lakvatten från material till inert deponi (NFS 2004:10; EU Rådet 2002) samt förslag till maximala värden i lakvatten för avfall till anläggningsändamål, kategori 1: allmän tillämpning (NV remissförslag 2007). Observera att det sistnämnda ännu endast är förslag. Vid jämförelse med gränsvärden för avfall, samt med föreslagna maximala värden i lakvatten från avfall som återvinns för anläggningsändamål, kategori 1, allmän tillämpning, fås att alla de ämnen av de analyserade som har gränsvärde för avfall till inert deponi uppvisar värden (ackumulerad utlakning) som ligger avsevärt under motsvarande gränsvärden. I realiteten är differensen mellan de initialt utlakade mängderna från de nu undersöka materialen och gränsvärdena vid L/S 0,1 ännu större än vad en direkt sifferjämförelse visar. Detta beror på att de utlakade mängderna är uppmätta vid L/S 0,3 medan gränsvärdena gäller för L/S 0,1 (principiellt ökat gränsvärdena för ackumulerat utlakat ökar med ökat L/S). Sammantaget bör de utlakade halterna och de ackumulerade utlakade mängderna av undersökta oorganiska ämnen bedömas som låga mycket låga. Det kan nämnas att Azizian m.fl. (2003) utförde laktester på asfaltbetong innehållandegummi från bildäck. Man fann att de oorganiska ämnen som lakades ut i allvarliga halter var kvicksilver och aluminium. I föreliggande fall var utlakade halter och ackumulerade utlakade mängder av dessa ämnen låga mycket låga. De förelåg både under före- 13 (34)

14 SGI slagen gränshalt i det svenska remissförslaget för avfall till anläggningsändamål och under gällande gränsvärden för lakvatten från avfall till inert deponi. Tabell 3. Utlakade ackumulerade mängder av grundämnen från material utan gummi och från material med gummi, samt gränsvärden för innehåll i lakvatten från material till inert deponi samt med förslag till maximala värden i lakvatten för avfall till anläggningsändamål, kategori 1: allmän tillämpning. Ämne Gränsvärde inert 1/ L/S 0,1; Remissförslag 3/ Utan gummi 2/ Med Gummi 2/ Utan gummi Med gummi Gränsvärde inert 4/ Utan gummi Med gummi L/S / Enhet 0,1 0,1 0,3 0,3 0,8 0,8 2,0 2,0 2,0 Ca mg/kg 18,0 12,1 43,2 29,4 77,6 51,3 Fe mg/kg 0,0027 0,0060 0,0048 <0,008 <0,0096 <0,013 K mg/kg 2,07 0,69 5,3 1,57 9,39 2,38 Mg mg/kg <0,03 <0,03 <0,07 <0,08 <0,18 <0,18 Na mg/kg 0,52 0,15 1,22 0,37 1,92 0,63 S mg/kg 1,68 0,76 3,78 1,72 7,29 3,56 Al mg/kg 0,22 0,11 0,60 0,30 1,31 0,71 As mg/kg 0,006 0,0016 <0,0003 <0,0003 <0,0008 <0,0008 0,1 <0,0020 <0,002 Ba mg/kg 0,4 0,0094 0,0040 0,023 0, ,040 0,017 Cd mg/kg 0,002 0,0004 <0,00002 <0,00002 <0,00004 <0, ,03 <0,00010 <0,00011 Co mg/kg 0, , , , , ,00022 Cr mg/kg 0,01 0,009 0,0026 0,0012 0,0057 0,0028 0,2 0,0093 0,0044 Cu mg/kg 0,06 0,009 <0,0003 <0,0003 <0,0008 <0,0008 0,9 0,0022 <0,0030 Hg mg/kg 0,0002 0,0001 <0, <0, <0,00002 <0, ,003 <0,00004 <0,00004 Mn mg/kg 0, <0, ,00025 <0,0002 <0,0005 <0,0004 Mo mg/kg 0,02 <0,0002 0,00019 <0,0005 <0,0005 0,3 <0,0011 <0,0011 Ni mg/kg 0,012 0,018 <0,0002 <0,0002 0,00042 <0,0004 0,2 0,0012 <0,0010 Pb mg/kg 0,015 0,009 <0,00006 <0,00006 <0,0002 <0,0002 0,2 <0,0004 <0,0004 Sb mg/kg 0,01 0, ,00011 <0,0001 <0,0002 0,02 <0,00025 <0,00032 Sn mg/kg <0,0002 <0,0002 <0,0004 <0,0004 <0,0010 <0,0010 V mg/kg 0,0039 0,0011 0,010 0,0028 0,019 0,0051 Zn mg/kg 0,12 0,064 <0,0006 0,0020 <0,002 0,013 2 <0,005 0,022 Sulfat mg/kg 150 7,8 5,0 A 2,3 A 11,3 A 5,2 A ,9 A 10,7 A 1/ Dessa gränsvärden ingår som del i det totala gränsvärdespaket som gäller för avfall till inert deponi. Angivna gränsvärden är omräknade till enhet mg/kg utifrån svenskt gränsvärde Co (mg/l) vid L/S 0,1 (l/kg). Gränsvärdena finns angivna i NFS 2004:10. 2/ Om lakvärdet vid L/S 0,3 ligger under gränsvärde vid L/S 0,1 eller under remissförslag vid L/S 0,1 så ligger även teoretisk utlakning vid L/S 0,1 under gränsvärdet resp. remissförslag. 3/ Enligt remissförslag (NV remissförslag 2007): Maximala utlakbara mängder från avfall som återvinns för anläggningsändamål; kategori 1, allmän tillämpning (Naturvårdsverkets remissförslag 2007 till handbok: Kriterier för åter vinning av avfall i anläggningsarbeten). Värdena för L/S 0,1 omräknade utifrån föreslagna halter och L/S. 4/ Enl. EU Rådets beslut 2002 (EU Rådet, 2002), ej medtaget i den svenska NFS 2004:10. Dessa gränsvärden ingår som del i det totala gränsvärdespaketet för avfall till inert deponi vid L/S 2. A/ Teoretiskt omräknat utifrån att data för svavel teoretiskt motsvarar 100 % SO (34)

15 SGI Fenol och kresoler I tabell 4 redovisas ackumulerade utlakade mängder av fenol och kresoler. Utlakat fenol är något mindre från materialet med gummi, jämfört med material utan gummi, figur 2. Utlakat av kresoler skiljer sig inte nämnvärt mellan de två olika materialen. Utlakade halter och ackumulerade utlakade mängder av fenol och kresoler kan inte direkt jämföras med lakgränsvärde för avfall till inert deponi. Därtill finns ännu inte något förslag till svenskt maximalt värde för avfall till anläggningsändamål. En grov jämförelse kan eventuellt göras med EU-gränsvärde för s.k. fenolindex, gällande för avfall till inert deponi. Fenolindex analyseras på annat sätt än fenol och kresoler, därtill ingår teoretiskt betydligt fler fenolföreningar i begreppet fenolindex än bara fenol och kresoler. Dock, om haltvärdet av fenol + kresoler är mycket lägre än haltvärdet på fenolindex, speciellt om det förra är analyserat vid L/S 0,3 medan det senare gäller för L/S 0,1 så bör summahalten preliminärt kunna betraktas som högst måttlig. Detta innebär i så fall att de nu utlakade halterna och ackumulerade utlakade mängderna av fenol och kresoler från de båda materialen generellt bör kunna bedömas som högst måttliga vid L/S 0,3 och låga vid L/S 2, jämfört med föreslagna maximala haltnivåer för avfall till inert deponi. Tabell 4. Ackumulerade utlakade mängder av fenol och kresoler vid tre olika L/S från material utan gummi och från material med gummi. Ämne Enhet Gränsvärde inert Utan gummi Med gummi Utan gummi Med gummi Gränsvärde inert Utan gummi Med gummi L/S 0,1 0,3 0,3 0,8 0,8 2,0 2,0 2,0 fenol µg/kg 0,84 0,50 2,0 1,2 3,33 1,83 o-kresol µg/kg 0,056 0,062 0,14 0,17 <0,26 0,29 m-kresol µg/kg 0,15 0,22 0,37 0,57 0,64 1,01 p-kresol µg/kg 0,10 0,13 0,25 0,33 0,40 0,57 S:a fenol+ µg/kg 1,1 0,9 2,8 2,3 <4,6 3,7 kresoler Fenolindex µg/kg TS 30 A/, B/ 500 A/ A/ Inget svensk gränsvärde föreligger. Angivet värde motsvarar EG-regler angående mottagande av avfall till inert deponi enligt Rådets beslut 2003/33/EG av den 19 december 2002 om kriterier och förfaranden för mottagning av avfall vid avfallsdeponier i enlighet med artikel 16 i, och bilaga II till, direktiv 1999/31/EG. B/ Angivet värde är teoretiskt omräknat utifrån gränsvärdeshalt vid L/S 0,1 samt att halt (µg/l ) i första lakvattnet gånger L/S (l/kg TS) motsvarar ackumulerat utlakat (µg/kg TS). Ack. utlakat, µg/kg 5 4,5 4 3,5 3 2,5 2 1,5 1 0,5 0 fenol+kresoler fenol m-kresol p-kresol o-kresol Material utan gummi 0 0,5 1 1,5 2 L/S < Ack. utlakat, µg/kg 5 4,5 4 3,5 3 2,5 2 1,5 1 0,5 0 fenol+kresoler fenol m-kresol p-kresol o-kresol Material med gummi 0 0,5 1 1,5 2 L/S Figur 2. Ackumulerat utlakade mängder av fenol och kresoler från material utan gummi (vänster) och från material med gummi (höger). Ackumulerat utlakat av o-kresol från material utan gummi är lägre än angivet då utlakad halt vid L/S 2 låg under sin detektionsgräns. 15 (34)

16 SGI Sammantaget kan konstateras att material utan gummi lakade ut något mer av fenol än material med gummi. Utlakade halter och ackumulerade utlakade mängder av fenol och kresoler bör bedömas som låga - måttliga med en tydlig avtagande laktrend med ökat L/S för de föreningar som främst gjorde sig gällande (fenol och m-kresol). 5.4 PAH och TOC I tabell 5 redovisas utlakade halter och ackumulerade utlakade mängder av 16 PAH från material utan gummi. I tabell 6 redovisas motsvarande för material med gummi. Varken i lakvattnen från material utan gummi eller från material med gummi innehöll någon detekterbar cancerogen PAH (ingående i definitionen summa cancerogena PAH). Detektionsgräns för enskild PAH var 0,02 µg/l. Tabell 5. Utlakade halter och ackumulerade utlakade mängder av PAH från material utan gummi. Värden med förtecknet < (mindre än) ligger under detektionsgräns för respektive ämne. Detektionsgränsen utgörs av de angivna siffervärdena. Summavärden < bedömt av analyslabb. Utlakade medelhalter Ackumulerat utlakat Enh.\p.nr Enh. L/S l/kg 0-0,28 0,28-0,79 0,79-1,99 l/kg 0,3 0,8 2,0 TOC mg/l 13 9,3 4,9 mg/kg 3,6 8,4 14,3 Benzo(a)antracen µg/l <0,02 <0,02 <0,02 µg/kg <0,006 <0,016 <0,04 Krysen µg/l <0,02 <0,02 <0,02 µg/kg <0,006 <0,016 <0,04 Benzo(b,k)fluoranten µg/l <0,02 <0,02 <0,02 µg/kg <0,006 <0,016 <0,04 Benzo(a)pyren µg/l <0,02 <0,02 <0,02 µg/kg <0,006 <0,016 <0,04 Indeno(1,2,3-cd)pyren µg/l <0,02 <0,02 <0,02 µg/kg <0,006 <0,016 <0,04 Dibenzo(a,h)antracen µg/l <0,02 <0,02 <0,02 µg/kg <0,006 <0,016 <0,04 Summa cancer. PAH µg/l <0,20 <0,20 <0,2 µg/kg <0,06 <0,16 <0,4 Naftalen µg/l 0,02 0,03 0,02 µg/kg 0,006 0,021 0,045 Acenaftylen µg/l <0,02 0,03 <0,02 µg/kg <0,006 <0,021 <0,045 Fluoren µg/l <0,02 0,04 0,02 µg/kg <0,006 <0,026 <0,05 Acenaften µg/l 0,02 0,04 <0,02 µg/kg 0,006 0,026 <0,05 Fenantren µg/l 0,02 0,03 0,02 µg/kg 0,006 0,021 0,045 Antracen µg/l <0,02 <0,02 <0,02 µg/kg <0,006 <0,016 <0,04 Fluoranten µg/l <0,02 <0,02 <0,02 µg/kg <0,006 <0,016 <0,04 Pyren µg/l <0,02 <0,02 <0,02 µg/kg <0,006 <0,016 <0,04 Benzo(g,h,i)perylen µg/l <0,02 <0,02 <0,02 µg/kg <0,006 <0,016 <0,04 Summa övriga PAH µg/l <0,30 <0,30 <0,30 µg/kg <0,08 <0,24 <0,60 För de s.k. övriga PAH detekterades fler av dessa i lakvattnen från material med gummi, jämfört med från material utan gummi. Halterna var dock generellt låga. Ackumulerade utlakade mängder av summan av dessa PAH (s.k. summa övriga PAH) vid L/S 0,3 var < 0,08 µg/kg från material utan gummi och 0,13 µg/kg från material med gummi. Vid L/S 2 var motsvarande siffror < 0,60 µg/kg resp. < 0,68 µg/kg. Skillnaden i ackumulerat utlakat vid L/S 2 av summa övriga PAH från material med gummi, jämfört med material utan gummi vid L/S 2 var alltså marginell. Enskilda s.k. övriga PAH lakades dock ut något mer från material med gummi vid låga L/S men skillnaden i utlakat från de olika materialen minskade med ökat L/S. Differensen kan dock vara nå- 16 (34)

17 SGI got större än vad som siffermässigt framgår (d.v.s. högre ackumulerade utlakade mängder från material med gummi, jämfört med från material utan gummi) eftersom de, för främst material utan gummi, baseras på analyslaboratoriets angivna detektionsgränser får summaparametrarna. Halterna var dock generellt låga. Tabell 6. Utlakade halter och ackumulerade utlakade mängder av PAH från material med gummi. Värden med förtecknet < (mindre än) ligger under detektionsgräns för respektive ämne. Detektionsgränsen utgörs av de angivna siffervärdena. Summavärden < bedömt av analyslabb. Utlakade medelhalter Ackumulerat utlakat Enh.\p.nr Enh. L/S l/kg 0-0,28 0,28-0,84 0,84-2,04 l/kg 0,3 0,8 2,0 TOC mg/l 8,5 5,6 2,7 mg/kg 2,4 5,5 8,8 Benzo(a)antracen µg/l <0,02 <0,02 <0,02 µg/kg <0,006 <0,017 <0,04 Krysen µg/l <0,02 <0,02 <0,02 µg/kg <0,006 <0,017 <0,04 Benzo(b,k)fluoranten µg/l <0,02 <0,02 <0,02 µg/kg <0,006 <0,017 <0,04 Benzo(a)pyren µg/l <0,02 <0,02 <0,02 µg/kg <0,006 <0,017 <0,04 Indeno(1,2,3-cd)pyren µg/l <0,02 <0,02 <0,02 µg/kg <0,006 <0,017 <0,04 Dibenzo(a,h)antracen µg/l <0,02 <0,02 <0,02 µg/kg <0,006 <0,017 <0,04 Summa cancer. PAH µg/l <0,20 <0,20 <0,20 µg/kg <0,06 <0,17 <0,4 Naftalen µg/l 0,02 0,03 0,03 µg/kg 0,006 0,022 0,058 Acenaftylen µg/l <0,02 0,02 <0,02 µg/kg <0,006 <0,017 <0,04 Fluoren µg/l 0,06 0,06 0,04 µg/kg 0,017 0,050 0,098 Acenaften µg/l 0,04 0,06 0,04 µg/kg 0,011 0,045 0,093 Fenantren µg/l 0,08 0,07 0,05 µg/kg 0,022 0,062 0,12 Antracen µg/l 0,06 0,07 0,04 µg/kg 0,017 0,056 0,10 Fluoranten µg/l <0,02 0,02 <0,02 µg/kg <0,006 <0,017 <0,04 Pyren µg/l 0,2 0,02 0,02 µg/kg 0,06 0,067 0,091 Benzo(g,h,i)perylen µg/l <0,02 <0,02 <0,02 µg/kg <0,006 <0,017 <0,04 Summa övriga PAH µg/l 0,46 0,35 <0,30 µg/kg 0,13 0,32 <0,68 Halterna av de enskilda PAH:erna förelåg i de båda materialens lakvatten under föreslagna riktvärden för grundvatten som avses att användas till dricksvatten, med reservation för s:a cancerogena PAH där erhållen detektionsgräns för denna parameter (< 0,2 µg/l) ligger något över riktvärdet (0,1 µg/l för s:a cancer. PAH). De få enskilda s.k. övriga PAH som lakats ut i detekterbara halter uppvisar i de flesta fall en svagt avtagande trend i ökningen av ackumulerat utlakat med ökat L/S för de L/S som de förelegat i detekterbara halter. Denna svaga trend avspeglas även för summa övriga PAH för material med gummi. För material utan gummi är trenden för summa övriga PAH inte tydlig, eftersom analyslaboratoriet bedömt att halten av summaparametern låg under detektionsgräns i alla tre vattnen, figur (34)

18 SGI Ack. utlakat, µg/kg 0,8 0,7 0,6 0,5 0,4 0,3 0,2 0,1 0 Ackumulerat utlakat av summa övriga PAH Material med gummi Material utan gummi < < 0 0,5 1 1,5 2 L/S < < Figur 3. Ackumulerat utlakat av summa övriga PAH från material utan gummi och från material med gummi. Med tecknet < menas att analyslaboratoriet bedöms halten av summa övriga PAH vara mindre än angivet värde, fastän någon eller några av de enskilda PAH som ingår i begreppet summa övriga PAH detekterades. Analyserade halter kan även jämföras med gränsvärde för dricksvatten från vattenverk (SLVFS 2001:30; gäller för dricksvatten från vattenverk som försörjer minst 50 personer). I detta fall finns två gränsvärden, dels för summa av fyra specifika PAH (0,1 µg/l), dels för benso(a)pyren (0,01 µg/l). Vid jämförelse fås att de enskilda PAH:erna i summa 4 PAH förelåg för båda materialen under detektionsgräns samt att summan av de enskilda detektionsgränserna för dessa PAH låg under nämnda gränsvärde. Halten benso(a)pyren låg i alla lakvatten under detektionsgränsen. Detektionsgränsen låg över detta gränsvärde (gäller alltså för båda materialen). Vid jämförelse med äldre holländska interventionsvärden för dricksvatten från 1994 (Legret m.fl., 2005) avseende specifika PAH fås att ingen enskild halt av motsvarande PAH i något av lakvattnen överskrider interventionsvärdena. Material utan gummi bör kunna likställas med vanlig bitumenasfalt. Den nu erhållna utlakningen av PAH ligger i nivå med vad man internationellt erfarit. Birgisdottir m.fl. (2007) lakade fyra olika prov av bitumenbaserad asfalt, dels med 64 dygns ytutlakningstest (Dutch NEN 7345), dels med kolonntest med högt L/S (L/S 100). Testerna visade att utlakade halter och mängder var låga-mycket låga. Flertalet PAH låg i de flesta lakvatten under deras uppnådda detektionsgränsintervall 0,007 µg/l 0,030 µg/l. Baserat på testerna beräknade man att efter 25 år skulle varje m 2 vägyta som varit i kontakt med vatten lakat ut högst ca 0,5 mg PAH. Deras slutsatser var att det var osannolikt att de halter av PAH som man funnit intill danska bitumenbaserade vägar, och som visat sig överstiga danska jordkvalitetskriteria, orsakades av utlakning från den bitumenbaserade asfalten. Bitumen och bitumenasfalt synes alltså laka ut låga halter och mängder av PAH. Detta styrks också av tester utförda av Brandt och de Groot (2001). De utförde ytutlakningstest och skaktest på prov av både bitumen och asfalt. Ytutlakningstesterna uppvisade mycket låga halter av cancerogena PAH. De flesta av dessa PAH låg i de flesta lakvattnen under (det i detta test mycket låga) detektionsgränsintervallet (0,01 ng/l 0,1 ng/l). Maximalt detekterad halt var ca 5 ng/l (krysen). Bland de s.k. övriga PAH uppvisade 18 (34)

19 SGI naftalen genomgående högst halt (max ca 0,4 µg/l, min ca 0,001 µg/l). Man jämförde resultaten med parallellt utförda skaktester och fann att skaktesterna gav likartade resultat avseende uppnådda jämviktshalter samt att dessa halter låg långt under europeiska riktvärden för ytvatten samt under europeiska gränsvärden för dricksvatten. Halten TOC (totalt organiskt kol) var generellt högre i lakvattnen från material utan gummi, jämfört med i lakvattnen från material med gummi. Detta avspeglas också i ackumulerat utlakat, vilket åskådliggörs i figur 4. TOC analyserades enligt SS-EN 1484 (Instr.man) vilket innebär att provet upphettades till 680 C, varefter avdrivet CO 2 mäts med IR (vilket ger totalt kol). Därtill analyseras mängden oorganiskt kol genom tillsats av fosforsyra varvid bildat CO 2 från oorganiskt kol mäts på samma sätt. Skillnaden motsvarar organiskt kol. Ack. utlakat, mg/kg Material utan gummi Material med gummi Ackumulerat utlakat av TOC 0 0,5 1 1,5 2 L/S Figur 4. Ackumulerat utlakat av TOC från material med gummi och från material utan gummi. Om man summerar alla de enskilda organiska föreningar som kvantifierades och semikvantifierades och jämför med kvantifierad halt TOC fås att max ca 2 % av detta TOC motsvarar bestämda enskilda organiska föreningar i lakvattnen från material med gummi och ännu mindre andel i lakvatten från material utan gummi. Vad denna differens i TOC motsvarar är oklart. En mycket stor del av detta TOC kan förmodas bestå av starkt polära (mycket vattenlösliga) organiska föreningar eftersom den GC/MS screening som parallellt utfördes (fokuserade främst på lågt-måttligt vattenlösliga organiska föreningar) indikerade att ackumulerat utlakat vid L/S 2,0 var < ca 0,2 mg/kg (avsnitt 5.5). Sammantaget bör utlakningen av cancerogena PAH från de båda materialen bedömas som låg mycket låg. Utlakningen av övriga PAH bör bedömas som låg högst måttlig. Utlakning av övriga PAH var initialt något högre från material med gummi men skillnaden gentemot utlakning från material utan gummi minskade med ökat L/S. Siffermässigt var skillnaden vid höga L/S liten men kan ha varit högre eftersom skillnaden baseras på de detektionsgränser som analyslaboratoriet angav (jämförelsevis fler lakvatten uppvisade halter av s:a övriga PAH under detektionsgräns för material utan gummi). Ackumulerat utlakad mängd av TOC var generellt högre från material utan gummi, jämfört med från material med gummi. Vad detta TOC i huvudsak bestod av har inte gått att klarlägga. 19 (34)

20 SGI GC/MS screening GC/MS-screening av semi-flyktiga organiska föreningar med semi-kvantifiering av de mest dominerande föreningarna utfördes på innehåll i lakvatten från de båda materialen, i båda fallen uttagna dels vid L/S 0,3, dels vid L/S 2, Bensotiazol I de båda uttagna lakvattnen (L/S 0,3 och L/S 2) från material utan gummi förelåg ingen förening som kunde detekteras och semikvantifieras. Den haltgräns som analyslaboratoriet bedömdes gälla i detta fall var ca 5 µg/l (ämnen med halter under denna gräns gick inte att bestämma och semi-kvantifiera med metoden). I lakvatten från material med gummi uttaget vid L/S 0,3 erhölls endast en detektorrespons som kunde härledas till lakvattnet. Inget annan sådan respons erhölls med tillräckligt hög säkerhet samt med en halt som semi-kvantitativt låg över ca 5 µg/l. Responsen, figur 5, tolkades av det datoriserade biblioteket att motsvara bensotiazol (även kallat 1,3-bensotiazol), figur 6. Figur 5. Kromatogram från GC/MS screening av innehållet i lakvatten från material med gummi lakat upp till L/S 0,3 (kopia av del av bilaga). Figur 6. Bensotiazol (CAS-nr ), även kallad 1,3-bensotiazol. Blå siffror är standardnumrering av säten i grundstrukturen. Halten i lakvattnet uttaget vid L/S 0,3 semikvantifierades till 30 µg/l. Som inledningsvis angavs är GC/MS-screening semi-kvantitativ vilket innebär signifikanta osäkerheter i angivna halter som följd. Enligt Alcontrol (muntlig information, J. Pettersson, Alcontrol AB) är angiven halt den mest sannolika, relativt använd kalibrering, men kan teoretiskt variera inom ett uppskattat intervall av ca µg/l. 20 (34)

21 SGI Även i lakvattnet uttaget vid L/S 2 från material med gummi förelåg endast ett ämne som kunde semi-kvantifieras och också i detta fall var ämnet bensotiazol. Den semikvantifierade halten bestämdes till ca 75 µg/l med en uppskattad osäkerhet på ca +/- 60 % (muntlig information, J. Pettersson, Alcontrol AB). Tillsammans med uppmätt halt vid L/S 0,3 och angivna osäkerhetsintervall i halterna fås att den mest sannolika ackumulerade utlakade mängden vid L/S 2 var 0,14 mg/kg med min- och maxvärden av ca 0,055 mg/kg ca 0,225 mg/kg, tabell 7 och figur 7. Tabell 7. Utlakade semi-kvantifierade medelhalter samt beräknade semikvantitativa ackumulerade utlakade mängder av bensotiazol från material med gummi. Utlakade medelhalter Enh.\p.nr Enh. Ackumulerat utlakat L/S l/kg 0-0,28 0,28-2,04 l/kg 0,3 2,0 Bensotiazol µg/l 30 +/-20 A/ 75 +/- 45 A/ µg/kg 8,4 +/- 5, /- 85 A /Av analyslaboratoriet angiven semi-kvantifierad halt samt av analyslaboratoriet bedömd osäkerhet i haltangivelse. 0,3 Bensotiazol, semikvantitativt, material med gummi Ack. utlakat, mg/kg 0,25 0,2 0,15 0,1 0, ,5 1 1,5 2 L/S 2,5 Figur 7. Beräknat ackumulerat utlakat av bensotiazol från material med gummi, baserat på semi-kvantifierade halter vid L/S 0,3 och L/S 2,0. Osäkerhet i angivna värden är markerade med vertikala intervallinjer. Blå streckade linjer avspeglar ej utlakningsförloppet mellan provtillfällena utan är endast medtagna för att grovt åskådliggöra trender. I bilaga finns kromatogram för alla screeninganalyserna. De toppar som finns registrerade, förutom bensotiazol, är dels tillsatt standard, dels ämnen som även fanns med i laboratoriets blankprov. Det enda som skilde blankprov från lakvattenproven åt var bensotiazol i lakvattnen från material med gummi. Det ska tilläggas att det lösningsmedel som analyslaboratoriet använde i sin GC/MS screening för extraktion av vattenprov inte är det optimala för bensotiazol. Det kan inte uteslutas att halterna av bensotiazol i lakvattnen härav varit högre än de semikvantitativt bestämda. För att få en rent kvantitativ bestämning måste man utföra riktad analys mot bensotiazol. Som nämndes inledningsvis, inget av de tre största svenska 21 (34)