SLITAGE AV BÅTBOTTENFÄRGER FRÅN SKROVRENGÖRING

Transkript

1 INSTITUTIONEN FÖR BIOLOGI OCH MILJÖVETENSKAP SLITAGE AV BÅTBOTTENFÄRGER FRÅN SKROVRENGÖRING Felicia Stragnefeldt Uppsats för avläggande av naturvetenskaplig kandidatexamen med huvudområdet miljövetenskap 15 hp Grundnivå Termin/år: VT 2018 Handledare: Examinator: Lena Granhag, Institutionen för Mekanik och Maritima Vetenskaper, Chalmers Tekniska Högskola Dan Strömberg, Institutionen för Biologi och Miljövetenskap, Göteborgs Universitet

2 Sammanfattning För att reducera förekomsten av påväxt på fartygs- och båtskrov, används ofta båtbottenfärger. Vanligast förekommande är de biocidinnehållande bottenfärgerna, som verkar direkt toxiskt eller repellerande mot akvatiska organismer. Färgerna kan även ha olika fysikaliska karaktärer eller skapa ytstrukturer som minskar vidhäftningsstyrkan hos påväxten. Trots användning av båtbottenfärger, krävs dessutom skrovrengöring för att eliminera påväxt. Rengöring kan dock medföra slitage på de målade ytorna, som innebär att färgpartiklar och flagor kan lossna. I Sverige saknas nationell reglering gällande rengöring av fritidsbåtar, vilket kan medföra att färgrester och annat rengöringsavfall sprids till den omgivande miljön. Detta kan bland annat leda till lokalt mycket höga koncentrationer av toxiska ämnen och färgpartiklarna riskerar dessutom att tas upp och ackumuleras av organismer, framför allt av bottenlevande och filtrerande organismer med icke selektiva födointag. Detta försök syftade till att undersöka slitage från skrovrengöring på tre olika typer av båtbottenfärger. De erhållna resultaten indikerar att de tre bottenfärgerna påverkas på olika sätt av rengöring, och att den biocidfria, hårda bottenfärgen EcoPower Racing är mest lämpad till att utföra rengöring på sett till partikelslitage vid jämförelse med den biocidinnehållande, polerande färgen Mille Light Copper samt den biocidinnehållande, hårda färgen Lefant Nautica Copper. Partikelstorlekar skiljde sig mellan de olika färgerna, och då storlek påverkar mobiliteten kan det därför antas att partiklarna från de tre olika färgerna transporteras på olika sätt ute i den akvatiska miljön, vilket har betydelse för de miljömässiga konsekvenser som de kan medföra. Nyckelord: båtbottenfärg, skrovrengöring, färgslitage, antifoulingfärgpartiklar 2

3 Summary To reduce the occurrence of biofouling on ship and boat hulls, fouling-control coatings are often used. Most commonly used are the biocidal containing coatings, that appear directly toxic or repellent to aquatic organisms. The coatings may also have different physical characteristics or create surfaces that reduce the adhesion strength of the biofouling. Despite the use of fouling-control coatings, hull cleaning is required to eliminate biofouling. However, cleaning can cause wear on the painted surfaces, which means that paint particles and flakes can be detached. In Sweden there is no national regulation regarding hull cleaning of recreational boats, which may result in dispersion of paint residues and other cleaning waste to the surrounding environment. This can, among other things, lead to very high local concentrations of toxic substances and the paint particles also risk being absorbed and accumulated by organisms, in particular benthic and filtering organisms with non-selective food intake. This study aimed to examine wear of hull cleaning on three different types of fouling-control coatings. The results obtained indicate that the three types of coatings are affected differently by hull cleaning, and that the biocide free, hard coating EcoPower Racing is the most suitable to perform cleaning on regarding particle wear when compared to the biocide containing, polishing coating Mille Light Copper and the biocide containing, hard coating Lefant Nautica Copper. Particle sizes differed between the coatings, and since size affects the mobility it can therefore be assumed that the particles from the three different coatings are transported differently in the aquatic environment, which have importance for the environmental consequences they can cause. Keywords: fouling-control coatings, hull cleaning, paint wear, antifouling paint particles 3

4 Förord Stort tack till min handledare Lena Granhag och till Erik Ytreberg från Chalmers för att jag fick ta del av ert forskningsprojekt, för all er hjälp samt för att ni har delat med er av kunskap och idéer som fört arbetet framåt. Ett särskilt tack till Björn Källström på Göteborgs Marinbiologiska Laboratorium för din ovärderliga hjälp och stora uppfinningsrikedom, utan dig hade arbetet varit betydligt svårare att ro i land. Tack även till Dinis Oliveira och Irma Yeginbayeva på Chalmers, samt Erik Selander på Göteborgs universitet för praktisk hjälp och goda råd. 4

5 Innehållsförteckning SAMMANFATTNING... 2 SUMMARY... 3 FÖRORD INLEDNING SYFTE BAKGRUND VAD ÄR PÅVÄXT? Påväxtens inverkan BÅTBOTTENFÄRGER AF-färger (Anti-Fouling coatings) FR-färger (Foul-Release coatings) Mjuka och hårda båtbottenfärger RENGÖRING AV SKROV Kommersiella fartyg Fritidsbåtar REGLERING EU IMO HELCOM Kemikalieinspektionen METODIK BÅTBOTTENFÄRGER BORSTNING MÄTNING AV METALLKONCENTRATIONER MED RÖNTGENFLUORESCENS (XRF) MÄTNING AV SKROVLIGHET MED HULL ROUGHNESS GAUGE (TQC) FILTRERING AV RENGÖRINGSVATTEN SAMT VÄGNING AV FÄRGPARTIKLAR UNDERSÖKNING AV PARTIKELSTRUKTURER SAMT AGGREGERING VISUELL BEDÖMNING AV SLITAGE STATISTISKA ANALYSER RESULTAT MÄTNINGAR AV METALLINNEHÅLL MED XRF PÅ PANELER Parade t-test MÄTNINGAR AV METALLINNEHÅLL MED XRF PÅ FILTER MÄTNINGAR AV SKROVLIGHET MED HULL ROUGHNESS GAUGE (TQC) Parade t-test VÄGNING AV FÄRGPARTIKLAR Parade t-test MÄTNING AV PARTIKLAR Parade t-test VISUELLT SLITAGE DISKUSSION MÄTNINGAR AV METALLINNEHÅLL MED XRF MÄTNINGAR AV SKROVLIGHET MED HULL ROUGHNESS GAUGE (TQC) VÄGNING STRUKTURER OCH AGGREGERING VISUELLT SLITAGE TEORETISKA ÖVERSLAGSBERÄKNINGAR AV KOPPARUTSLÄPP VID BORSTNING MOT EN HÅLLBAR UTVECKLING BIOCIDFRIA BOTTENFÄRGER SLUTSATS

6 7. REFERENSER

7 1. Inledning Påväxt på fartygsskrov och andra marina strukturer innebär etablering av akvatiska organismer på de ytor som befinner sig under vatten, och kan utgöra ett stort problem till exempel för sjöfarten, vattenbruksindustrin samt fritidsbåtar. Bland annat skapar påväxt på båtar och fartyg högre friktion mot vattnet, vilket leder till en ökad bränslekonsumtion som resulterar i både miljömässiga och ekonomiska konsekvenser (Hellio & Yebra, 2009; Transportstyrelsen, u.å.). Som förebyggande åtgärd mot påväxt används ofta båtbottenfärger. Det finns många olika typer av båtbottenfärger, men det är biocidinnehållande färger som främst används (Oliveira & Granhag, 2016; Eklund, Johansson & Ytreberg, 2014). Biocider definieras enligt biociddirektivet som ämnen eller blandningar som är avsedda att förstöra, hindra, oskadliggöra, förhindra verkningarna av eller på något annat sätt utöva kontroll över skadliga organismer på något annat sätt än enbart genom fysisk eller mekanisk inverkan (EUR-Lex, u.å.a). Biocidinnehållande färger innehåller metaller och ämnen som i högre koncentrationer är toxiskt för många organismer. Andra typer av bottenfärger kan skapa ytstrukturer eller inneha mekaniska egenskaper som minskar vidhäftningsstyrkan för organismer på den målade ytan. Som komplettering till bottenfärg krävs i många fall även rengöring, till exempel i form av borstning eller med högtryckstvätt. Rengöringen kan medföra slitage, och leda till att färgpartiklar och flagor lossnar (Oliveira & Granhag, 2016; Eklund et al., 2014). Från användandet av bottenfärger uppkommer negativa konsekvenser på den omgivande miljön. Exempelvis drabbas fler än de avsedda organismerna av bottenfärgernas biocidläckage (Guardiola et al., 2012), och avfallet som uppkommer vid rengöring riskerar att spridas till den akvatiska miljön. Detta kan bland annat leda till lokalt mycket höga koncentrationer av toxiska ämnen samt bidra till syrebrist på botten på grund av det sedimenterade, avborstade organiska materialet. Färgpartiklarna kan dessutom tas upp och ackumuleras av organismer, främst av bottenlevande och filtrerande organismer med icke selektiva födointag. Flera studier påvisar bioackumuleringen av framför allt koppar från biocidinnehållande bottenfärgpartiklar, bland annat en studie av Turner, Singh & Millard (2008) av den marina havsborstmasken Arenicola marina. Ett flertal faktorer inverkar på spridningen av färgpartiklar, däribland partiklarnas storlek, form och densitet (Soroldoni et al., 2018; Havs- och vattenmyndigheten, 2012a; Turner, 2010). Bland de allmänna hänsynsreglerna i miljöbalken (1998:808) finns bland annat försiktighetsprincipen, som anger att försiktighetsmått ska vidtas så snart det finns skäl att anta att en verksamhet eller åtgärd kan medföra skada eller olägenhet för människors hälsa eller miljön (2 kap 3 miljöbalken). Negativa konsekvenser behöver alltså inte vara konstaterade utan det är tillräckligt att en risk föreligger. Om kemiska produkter kan ersättas med produkter som kan antas vara mindre farliga, ska detta även göras och användning av det mer farliga alternativet ska undvikas, enligt substitutionsprincipen (2 kap 4 miljöbalken). Sveriges riksdag har även beslutat om 16 stycken miljökvalitetsmål som tillsammans redogör för vad det svenska miljöarbetet strävar efter att uppnå, däribland Hav i balans samt levande kust och skärgård, Levande sjöar och vattendrag och Giftfri miljö (Naturvårdsverket, u.å.). Målet med miljöbalkens bestämmelser såväl som med miljökvalitetsmålen och övriga miljöregleringar, är att främja en hållbar utveckling. I arbetet för detta är utvärderingar av bottenfärger en viktig del. Utvärderingarna är komplexa och måste beakta många aspekter. Därför är det av stor vikt att även undersöka rengöringens påverkan på olika bottenfärger, för att se till eventuella skillnader mellan olika typer av färger avseende det färgslitage som kan uppstå samt vilka miljömässiga konsekvenser som det kan medföra. 7

8 1.1. Syfte Syftet med arbetet är att undersöka slitage från skrovrengöring på olika typer av båtbottenfärger. Följande frågeställningar ska besvaras: - Påverkas olika typer av båtbottenfärger på olika sätt av borstningen som används vid rengöringen? - Skiljer sig färgpartiklar (i mängd, storlek och aggregering) som uppkommer vid rengöring från olika typer av båtbottenfärger? 2. Bakgrund 2.1. Vad är påväxt? En yta som nedsänks i havsvatten kommer, oberoende av lokalisering eller säsong, utsättas för påväxt. Påväxt kan beskrivas som en successiv process med flera steg, där olika akvatiska organismer sätter sig fast på till exempel ett fartygsskrov. Sekunder efter att ytan får kontakt med havsvatten, kommer den att täckas av ett lager av adsorberade organiska föreningar (bland annat polysackarider, lipider och proteiner). Inom ett dygn bildar sedan primära kolonisatörer (främst i form av bakterier, jästsvampar och kiselalger) strukturer som kallas för biofilmer. Vid gynnsamma förhållanden fortsätter processen efter ungefär en vecka under vatten med att sekundära kolonisatörer (som innefattar exempelvis sporer av makroalger, svampar och protozoer) etablerar sig på ytan. Larver från så kallad makropåväxt (exempelvis havstulpaner och musslor) anses ofta vara det sista steget i den marina påväxt-processen, vilka infinner sig efter ungefär två till tre veckor (Hellio & Yebra, 2009; Pérez, García & Blustein, 2015). Påväxt kan delas in i mikro- och makropåväxt. Mikropåväxt innefattar biofilmer medan makropåväxt inkluderar större organismer som havstulpaner, musslor, ostron samt makroalger (Buskens et al., 2013; Oliveira & Granhag, 2016). I sötvatten och låga salthalter lever och reproducerar sig färre arter än i marina miljöer med högre salthalter. Förläggning av båtar i sötvatten används till och med som en metod mot påväxt. Intensiteten av påväxt mellan Sveriges ost- och västkust skiljer sig därför, den högre salthalten på västkusten medför ett högre påväxttryck som avtar in mot Östersjön (Sjöfartsverket, 2002) Påväxtens inverkan Påväxt på fartygsskrov och propellrar leder till högre friktion mot vattnet, och därmed högre bränslekonsumtion och ökade utsläpp av föroreningar såsom koldioxid, kväveoxider och svaveldioxid. Dessutom sänks fartygets maximala hastighet och manövrerbarheten försämras (Transportstyrelsen, u.å.; Dobretsov, 2009). Påväxt innebär även en risk för biodiversiteten, då invasiva arter kan transporteras denna väg (Oliveira & Granhag, 2016). Utöver påverkan på fartygsskrov, kan påväxt på exempelvis bojar, kraftverks kylvattenanläggningar, havsvattenledningar samt på strukturer inom vattenbruksindustrin leda till stora ekonomiska kostnader, bland annat på grund av korrosion och ökad viktbelastning (Hellio & Yebra, 2009) Båtbottenfärger För att minska uppkomsten av påväxt används ofta båtbottenfärger. De två huvudgrupperna av bottenfärger kallas Anti-Fouling (AF) coatings respektive Foul-Release (FR) coatings. AF-färger innehåller biocider som förhindrar kolonisering av marina organismer, medan FR- 8

9 färger skapar ytstrukturer eller har mekaniska egenskaper som minskar vidhäftningsstyrkan för organismer (Oliveira & Granhag, 2016) AF-färger (Anti-Fouling coatings) Biocidinnehållande bottenfärger, även kallade kemiskt eller biologiskt verksamma, är vanligast förekommande bland bottenfärganvändare (KemI, 2005; Eklund et al., 2014). AFfärger är effektiva mot påväxt genom att kontinuerligt läcka biocider till den omgivande akvatiska miljön (Pérez et al., 2015), som antingen verkar direkt toxiskt mot organismer eller repellerar dem (KemI, 2005) Biocider i AF-färger På 1960-talet växte användningen av TBT (tributyltenn) som biocid i AF-färger, och dominerade under många år marknaden på grund av dess höga effektivitet mot påväxt. Några år senare upptäcktes det dock att TBT orsakade allvarliga biologiska konsekvenser, till exempel defekt skaltillväxt hos ostron samt så kallad imposex hos snäckor, som innebär att honor utvecklar hanliga könskaraktärer. På grund av detta förbjöds TBT-innehållande bottenfärger år 1989 inom EU för fritidsbåtar under 25 meter. Gällande kommersiella fartyg registrerade inom EU förbjöds nymålning med TBT-färg år 2003, och sedan år 2008 är det otillåtet för båtar och fartyg som målats med sådan färg att anlöpa inom EU-områden om färgen inte är förseglad eller borttagen. Den internationella antifoulingkonventionen om kontroll av skadliga antifoulingsystem för fartyg har även initierat en internationell utfasning (Havs- och vattenmyndigheten, 2012b; Yebra, Kiil & Dam-Johansen, 2004). Efter förbudet mot TBT används i dagens bottenfärger främst koppar, oftast i form av kopparoxid, Cu2O (Guardiola et al., 2012; Lagerström et al., 2018). Ibland används zinkoxid, ZnO, istället för kopparoxid i bottenfärger, dock är zinkoxid inte lika effektivt i jämförelse. Kopparoxid kombineras dock ofta med oorganisk zink, vilket bland annat ökar toxiciteten och kontrollerar erosionsprocessen av färgen. Dessutom tillsätts i många fall så kallade booster biocides, som höjer effektiviteten ytterligare. Till exempel har vissa alger en hög resistens mot oorganisk koppar och zink, och booster biocides är därför nödvändigt. Vanliga booster biocides är till exempel Irgarol och diuron (Guardiola et al., 2012; Turner, 2010) Kopparoxid, Cu 2 O I Sverige innehåller i dagsläget all godkänd AF-färg för fritidsbåtar koppar som huvudsakligt ämne (KemI, u.å.a; KemI, u.å.b). Koppar är ett livsnödvändigt näringsämne för alla organismer, men det kan även verka toxiskt i högre koncentrationer. Koppars toxicitet i vatten påverkas främst av den kemiska form det befinner sig i, samt om det är bundet till eventuella joner eller molekyler i vattnet (som reducerar tillgängligheten för organismer). I bottenfärger finns koppar främst i form av Cu2O, som urlakas från de målade ytorna till vattnet i form av fria kopparjoner, Cu +. Dessa oxideras direkt till Cu 2+ och kan bilda komplex med både organiska och oorganiska joner eller molekyler (Ytreberg, Karlsson & Eklund, 2010; Guardiola et al., 2012). Koppar verkar toxiskt exempelvis genom att negativt påverka biologiska mekanismer i många akvatiska organismer. Ämnet kan även generera reaktiva syreföreningar (Guardiola et al., 2012) som kan leda till oxidativ stress och cellavvikelser (Bighiu, 2017; Dafforn, Lewis & Johnston, 2011) Zinkoxid, ZnO Zink klassas inte som ett aktivt ämne enligt EU, men dess toxiska effekter på organismer har påvisats i olika studier (Lagerström et al., 2018). Precis som koppar är zink ett livsnödvändigt näringsämne för organismer, men kan i för höga koncentrationer bland annat binda till 9

10 proteiner och försämra deras funktionalitet, utkonkurrera övriga viktiga joner samt leda till ökad produktion av reaktiva syreföreningar (Bighiu, 2017) Irgarol och diuron Irgarol (Irgarol 1051 ) och diuron är bekämpningsmedel mot växter och har negativa effekter på tillväxthastigheten hos organismer som fotosyntetiserar, genom att minska elektrontransporten i kloroplaster. Idag är användningen av dessa ämnen som booster biocides reglerad och till och med förbjuden i flera länder. Anledningen till detta är ämnenas höga toxicitet även vid låga halter samt deras persistens i miljön (Dafforn et al., 2011) Konsekvenser av användning av biocider Av den omfattande användningen av AF-färger följer att höga koncentrationer av de mest använda biociderna återfinns i områden där båtaktiviteten är hög, såsom hamnar, småbåtshamnar, estuarier samt i vatten och sediment längs med farleder. Forskning har påvisat de negativa konsekvenser detta medför på det akvatiska livet, vilket har lett till förbud och restriktioner av vissa biocider i flera länder (Ytreberg, 2012; Pérez et al., 2015; Ytreberg et al., 2010). Biociderna i bottenfärger kan påverka så kallade icke-målorganismer när de sprids till den omgivande akvatiska miljön, och är alltså inte bara giftiga för organismerna på skroven (Guardiola et al., 2012). Studier har bland annat visat på påverkan för så kallade nyckelarter som har stor betydelse för ekosystemen, som till exempel sjögräs och koraller (Pérez et al., 2015; NE, u.å.). Biocidernas toxicitet för akvatiska organismer anges av Dafforn et al. (2011) bero på ämnenas egenskaper och deras biotillgänglighet i miljön. Vidare förklarar Dafforn et al. (2011) att en ökad toxicitet till exempel orsakas av fettlösliga ämnen, bland annat på grund av deras förmåga att ta sig igenom biologiska membran i celler. Ämnen som befinner sig i vattenkolumnen är ofta i dess mest toxiska, lösta form, medan sediment kan fungera som föroreningssänkor och därmed lagra ämnen. Både naturliga eller antropogena påverkningar på sediment (till exempel stormar respektive muddring) kan därmed ha väldigt stor betydelse för spridning av förorenande ämnen (Dafforn et al., 2011) Läckage av biocider Innehållet av biocider anges i viktprocent. De biocidinnehållande färger som är tillåtna i Sverige år 2018 varierar mellan cirka 6 40 % (KemI, u.å.a; KemI, u.å.b). Det är dock viktigt att understryka att en högre viktprocent inte nödvändigtvis korrelerar med större miljökonsekvenser, då läckagehastighet varierar mellan olika färger (Molén & Ingvarson, 2015). Läckaget hos biocidinnehållande bottenfärger initieras omedelbart när den målade ytan får kontakt med vatten (Sjöfartsverket, 2002). Hastigheten beror dels på färgsammansättningen, men även på miljöförhållanden såsom salthalt, temperatur och ph (Ytreberg et al., 2010). Vad gäller koppar, leder högre salthalt, högre temperatur samt lägre ph leder till ett högre biocidläckage (Lagerström et al., 2018) FR-färger (Foul-Release coatings) FR-färger kan även benämnas som fysikaliskt verksamma färger. Genom glatta ytor eller andra egenskaper minskar möjligheterna till vidhäftning för organismer (KemI, 2005). De mest effektiva FR-färgerna innehåller silikon, som både bidrar till låg vidhäftning och skapar ett beständigt färglager. Tillsats av oljor till silikonfärger ökar effektiviteten ytterligare, genom att fungera som smörjmedel som bland annat minskar friktionskoefficienten (Townsin & Anderson, 2009). Förutom silikon används även till exempel plaster som epoxi eller vinyl (Yebra et al., 2004). 10

11 Alla bottenfärger innehåller flera olika beståndsdelar, som till exempel bindemedel, pigment, lösningsmedel och tillsatser. En biocidfri bottenfärg kan fortfarande innehålla toxiska tillsatsämnen trots avsaknad av en biocid som huvudsakligt ämne, i avseende att verka till exempel stabiliserande eller preserverande och bland annat skydda mot mikrobiell påfrestning (Watermann et al., 2005) Mjuka och hårda båtbottenfärger Bottenfärger kan även kategoriseras som mjuka eller hårda. Egenskaperna hos dessa varierar; de kan vara både biocidinnehållande eller giftfria, och ha olika fysikaliska karaktärer. De mjuka bottenfärgerna kan delas upp i polerande eller självpolerande. Den stora skillnaden mellan polerande och självpolerande bottenfärger handlar om de kemiska reaktionerna som sker vid kontakt med vatten; polerande färgers mekanismer består av hydratisering och upplösning, och inte hydrolys som för självpolerande färger (Lejars, Margaillan & Bressy, 2012). Polerande biocidinnehållande färger innehåller biocider samt ogiftiga bindemedel som är lösliga i havsvatten. Dessa bindemedel består av stora mängder rosin och dess derivat. När polerande bottenfärger kommer i kontakt med havsvatten, löses de upp och släpper ifrån sig både biocider och bindemedel. För att förlänga färgens livstid förstärks bindemedlen med syntetiska organiska material som innehar mer resistenta egenskaper, och de kontrollerar på så sätt färgens upplösning. Polerande biocidinnehållande bottenfärgers effektivitet beräknas räcka upp till 36 månader (Lejars et al., 2012). Självpolerande bottenfärger består av molekyler som lätt hydrolyseras vid kontakt med havsvatten. Biocidinnehållande självpolerande färger kan med hjälp av dess egenskaper reglera biocidläckage genom att kontrollera bindemedlens erosionshastighet. När påväxt sätter sig på den målade ytan, lossnar både organismerna och färgen (Lejars et al., 2012). Erosionen sker långsamt och kontrollerat med tiden, och färgen kan samtidigt släppa ifrån sig biocider med en konstant hastighet vilket ger en lång livstid, sett till biocidläckage och därmed den biocidala verkan på påväxten (Buskens et al., 2013; Hellio & Yebra, 2009). Perioden mellan ommålning för fartyg kan vara upp till fem år lång (Lejars et al., 2012). Hårda bottenfärger skapar en hård yta som är väl lämpad till att utföra upprepad rengöring av olika slag på (Lejars et al., 2012; Sjöfartsverket, 2002). De innehåller bindemedel med hög molekylvikt som är olösliga i havsvatten, till exempel epoxi, vinyl, akryl eller klorerade gummipolymerer. Biocidinnehållande hårda färger behåller sitt hårda färglager med tiden och läcker giftiga ämnen genom diffusion, vilket efterlämnar tomma porer. Eftersom bindemedlen inte löses upp av havsvatten som når porerna, når vattnet stegvis mer biocider när de urlakade porerna fylls. Den initiala läckagehastigheten är mycket hög men sjunker dock snabbt på grund av att biociderna ligger djupare in i färgen med tiden, och hård bottenfärg har den kortaste livstiden i jämförelse med mjuka färger, sett till biocidläckage och därmed den biocidala verkan på påväxten. Livstiden är vanligtvis cirka månader (Hellio & Yebra, 2009; Lejars et al., 2012). 11

12 Polerande färg Självpolerande färg Hård färg Figur 1. Illustration över hur läckaget från polerande, självpolerande samt hårda färger går till, gjord efter figur 4 i Lejars et al., De vita prickarna illustrerar tomma färgporer, medan de svarta fortfarande innehåller biocid-pigment Rengöring av skrov Trots användning av båtbottenfärger krävs även rengöring för att eliminera påväxt, framför allt gällande alger och mikropåväxt. Rengöringen kan ske med hjälp av exempelvis borstning eller högtryckstvätt. Den kan dock ha en negativ påverkan på de målade ytorna i form av erodering och slitage, vilket kan medföra att färgpartiklar och flagor lossnar. Detta är framförallt fallet om rengöringen inte anpassas efter typ och mängd av påväxt, samt om man inte tar hänsyn till rengöringsmetodens kraft mot skrovet och därmed rengör för frekvent eller med för stor kraft (Oliveira & Granhag, 2016; Ytreberg, 2012). Färgflagor och partiklar från biocidinnehållande bottenfärger refereras ofta till som antifouling paint particles, APP. Påverkan från APP och från ytor målade med AF-färger skiljer sig åt. Till exempel transporteras APP ofta längre sträckor och utsätts därmed för mer skiftningar av ph, salthalt och andra miljöförhållanden. De har dessutom, i jämförelse med målade ytor, en större yt-area som exponeras för vattenmiljön vilket medför att biocidläckaget förväntas vara högre för APP. Såväl nya som äldre partiklar kan lagras i sediment och spridas till den omgivande miljön, där de kan tas upp och ackumuleras av icke-selektiva filtrerande organismer och andra bottenlevande organismer (Turner, 2010) Kommersiella fartyg Gällande kommersiella fartyg målas de om ungefär var femte år, och där emellan sker undervattensrengöring cirka två gånger per år (Oliveira & Granhag, 2016). Fartygsrengöring regleras av EU-direktivet Integrated Pollution Prevention and Control Directive (IPPC:2008/1/EC), som anger att det avfall som uppstår vid rengöring av kommersiella fartyg måste omhändertas och får alltså inte spridas till den omgivande miljön (Ytreberg, 2012) Fritidsbåtar Rengöring av fritidsbåtar utförs ofta i eller intill småbåtshamnar. Detta medför att avfallet sprids under ett mindre tidsintervall och på en relativt liten yta, vilket kan skapa lokalt höga koncentrationer av toxiska ämnen i den akvatiska miljön. Sker rengöringen på land medför utsläpp av spillvattnet även att föroreningar lagras i marken. Ett alternativ vid rengöring är att utföra den på en spolplatta. Makroalger, musslor och andra större komponenter och färgflagor samlas då upp, medan de mindre partiklarna tillsammans med spolvattnet rinner ner i en tvåeller trekammarbrunn där filtrering med olika reningstekniker kan ske (Ytreberg, 2012; Transportstyrelsen, u.å.). För borstvätt finns det på en del platser i Sverige borsttvättanläggningar, där båten rengörs med hjälp av stora, roterande borstar (se figur 2 nedan). Rekommendationer från Havs- och vattenmyndigheten anger att rengöring vid borsttvättar bör ske i en uppsamlingsbassäng där avfallet kan omhändertas. Detta förespråkas eftersom det avborstade organiska materialet och färgflagorna sedimenterar till botten, och kan bland annat leda till lokal syrebrist. Vid manuell 12

13 borstrengöring i form av skrubbning förväntas dock inte avfallet omhändertas, dels av logistiska skäl men även för att tillförseln av organiskt material per bottenyta anses vara relativt litet. Det finns även manuella rengöringsalternativ som inkluderar exempelvis skrubbning med rotborste eller att använda högtryckstvätt (Transportstyrelsen, u.å.; Havs- och vattenmyndigheten, 2012a). Figur 2. Borsttvättanläggning. Copyright BoatWasher Sweden AB. Slutligen finns det även alternativ för att till viss del undvika påväxt och därigenom minska behovet av rengöring. Exempelvis kan båten lägga till ovanpå en uppspänd skyddsduk, som då leder till att skrovet inte får någon direkt kontakt med varken vattenlevande organismer, solljus eller syre, vilket reducerar förutsättningarna för påväxt. Båten kan även med hjälp av en lyftanordning förvaras på land mellan användningstillfällena (Havs- och vattenmyndigheten, 2012a). Det saknas nationell reglering gällande rengöring av småbåtar, både i Sverige och i Europas övriga länder (Ytreberg, 2012). Varje kommun bestämmer dock vilka regler som gäller, med stöd av riktlinjer från Havs- och vattenmyndigheten (Havs- och vattenmyndigheten, 2018) Reglering EU Inom EU regleras AF-färger enligt Europaparlamentets och Rådets förordning (EU) nr 528/2012 om tillhandahållande på marknaden och användning av biocidprodukter (the EU Biocidal Products Regulation, BPR). Detta innebär att alla biocidprodukter måste få tillstånd innan de blir tillgängliga på marknaden (Lagerström et al., 2018; EUR-Lex, u.å.a). Den så kallade Reach-förordningen är Europaparlamentets och rådets förordning (EG) nr 1907/2006 om registrering, utvärdering, godkännande och begränsning av kemikalier (Reach) (EUR-Lex, u.å.b), och innefattar nästan alla kemikalier. Den gäller för producenter och importörer av minst ett ton kemiska ämnen på den europeiska marknaden. Dessa ämnen ska registreras hos den europeiska kemikaliemyndigheten Echa (KemI, 2016). Ett utav kraven som följde med ikraftträdandet av Reach, handlar om producenternas och importörernas ansvar att samla in data och utvärdera de toxikologiska och ekotoxikologiska effekterna av 13

14 ämnena. Det är de fysikaliskt verksamma bottenfärgerna (FR-färgerna) som regleras enligt Reach, eftersom de inte innehåller biocider (Eklund & Karlsson, 2010) IMO FN:s sjöfartsorgan International Maritime Organisation, IMO, är ansvariga för att sätta standarder för sjöfartens säkerhet och förhindrande av marina föroreningar från fartyg. De formulerar även regleringar och riktlinjer som riktar sig till fritidsbåtar, till exempel gällande skrovrengöring. IMO antog år 2001 antifoulingkonventionen om kontroll av skadliga antifoulingsystem för fartyg (tidigare nämnd under rubrik Biocider i AF-färger). Utöver reglering om tennorganiska föreningar, fungerar konventionen även begränsande för kommande användning längre fram i tiden av andra kemiska eller biologiska påväxthindrande metoder som kan innebära skadliga konsekvenser (IMO, 2012; KemI, 2005) HELCOM Sedan år 1974 finns ett samarbete mellan EU-kommissionen och de nio Östersjöländerna Danmark, Estland, Finland, Lettland, Litauen, Polen, Ryssland, Sverige och Tyskland i linje med Helsingforskonventionen, i syfte att skydda Östersjöns marina miljö. Helsingforskommissionen, HELCOM, är Helsingforskonventionens verkställande organ. En av de fem stycken permanenta underkommittéerna till HELCOM är HELCOM Maritime, som behandlar regler för att reducera sjöfartens miljöpåverkan. Exempelvis antogs en rekommendation (20/4) år 1999, angående bottenfärger som innehåller tennorganiska föreningar (KemI, 2005) Kemikalieinspektionen Alla kemiskt eller biologiskt verksamma bottenfärger i Sverige måste bli godkända av Kemikalieinspektionen, KemI. De fysikaliskt verksamma bottenfärgerna har dock inte detta krav, utan regleras istället som allmänkemikalier. Under beslutsprocessen gällande ett eventuellt godkännande av en bottenfärg görs en bedömning av hälso- och miljöriskerna. Bedöms riskerna som acceptabla, godkänns färgen och villkor för användandet av färgen fastställs. En godkänd färg innebär alltså inte att den inte riskerar att medföra negativa konsekvenser eller att den är miljövänlig, utan att den är acceptabel att använda under gällande villkor. Olika akvatiska miljöer runt om i Sverige har inte samma känslighet och påväxttrycket varierar. På grund av detta ser restriktionerna olika ut för väst- och ostkusten. På västkusten är det tillåtet med ett högre läckage av giftiga ämnen, medan den tillåtna gränsen på ostkusten är lägre. Detta medför att det är färre bottenfärger som är godkända att användas. I Bottniska viken (norr om Örskär) samt i insjöar är det förbjudet med kemiskt verksamma färger av alla slag för de båtar som har sin huvudsakliga förtöjningsplats där (KemI, 2005; Havs- och vattenmyndigheten, 2012b; KemI, 2013). Bottenfärger som har godkänts av Kemikalieinspektionen tilldelas ett registreringsnummer, villkor om användning samt uppgift om vilken behörighetsklass mellan 1 3 som färgen tillhör. Behörighetsklass 3 kräver ingen yrkesutbildning för att få hantera färgen, utan får användas av alla. Tillhör färgen klass 1 eller 2 får den dock endast användas yrkesmässigt. Slutligen görs en kategorisering som anger om färgen får användas för kommersiella fartyg eller fritidsbåtar (KemI, 2013). 14

15 3. Metodik 3.1. Båtbottenfärger Tre stycken olika båtbottenfärger för fritidsbåtar användes i försöket (se tabell 1), samtliga tillgängliga på den svenska marknaden. Två av bottenfärgerna var biocidinnehållande (den ena polerande och den andra hård) med kopparoxid, Cu2O, som verksamt ämne. Den tredje bottenfärgen var biocidfri (samt hård), och angavs av Boatwasher (2016) vara lämplig för rengöring. Tabell 1. Egenskaper hos de båtbottenfärger som användes i försöket. För Mille Light Copper och Lefant Nautica Copper insamlades datan från Kemikalieinspektionens bekämpningsmedelregister samt respektive bottenfärgs säkerhetsdatablad och produktdatablad. För EcoPower Racing hämtades datan från färgens säkerhetsdatablad och produktdatablad. Mille Light Copper Lefant Nautica Copper EcoPower Racing Färgtillverkare Hempel Lefant Hempel Tillåten användning Båtar > 200 kg med huvudsaklig förtöjningsplats på Ostkusten eller Västkusten (från Örskär till norska gränsen) Båtar > 200 kg med huvudsaklig förtöjningsplats på Ostkusten eller Västkusten (från Örskär till norska gränsen) Typ av färg Polerande Hård Hård Regnr Kulör Röd Röd Blå Verksamma ämnen Koppar(I)oxid 6,1 vikt- % Koppar(I)oxid 7,0 vikt-% - Cu 2 O (%) 6,1 7,0 - Cu (%) 5,4 6,2 - ZnO (%) Behörighetsklass Fritidsbåtar, fartyg, varv Försöket inleddes med att tolv stycken PVC-paneler (100 x 100 x 2 mm) tillverkade av Plastmästar n slipades lätt med sandpapper P180, med tio horisontella drag samt tio vertikala drag jämnt fördelade över respektive panelyta. Detta steg utfördes för att få färgen att fästa bättre. Därefter målades samtliga paneler med ett lager primer, Hempel Underwater Primer, följt av bottenfärg. Tre olika bottenfärger användes i försöket, vilket gav fyra stycken replikat för varje färg. Appliceringen utfördes med små filtrollers (10 cm breda), avsedda för bland annat båtfärger. Mille Light Copper och EcoPower Racing applicerades i två lager enligt rekommendationer från färgproducenterna, medan Lefant Nautica Copper krävde tre lager för att få en homogen yta Borstning För att undersöka påverkan som skrovrengöring har på bottenfärger, användes rengöringsroboten KeelCrab Sail One i försöket. En KeelCrab utför undervattensrengöring av skrov och utvecklades av Aeffe s.r.l. för segelbåtar och yachter. Den borstar skrovytan med en hastighet på 1,5 m 2 /min, och utbytbara borstar av olika typer finns tillgängliga (WPI, 2016). 15

16 På grund av försökets småskalighet, utvecklades en variant av denna rengöringsmetod. De utbytbara borstarna plockades bort från rengöringsroboten, och en utav dem fästes på en borrmaskin. En ställning gjord av träbitar konstruerades för att möjliggöra en enhetlig och jämförbar rengöring för varje panel (se figur 3 nedan). Då data inte fanns att tillgå angående exakt rotationshastighet för borstarna samt för det tryck som roboten utövar mot ytan som rengörs, fick antaganden angående detta göras. Hastigheten för borrmaskinen baserades på en inspelning av en KeelCrabs undersida, där de roterande borstarna tydligt syntes. Dessa jämfördes med olika hastighetsinställningar på borrmaskinen tills ett liknande varvtal uppnåddes. Varje panel placerades vid borstningen i en grund plastlåda ovanpå ett flertal omålade PVC-paneler, vilket antogs placera panelen så att stålborsten borstade med ett tryck som motsvarade borstrengöring av ett båtskrov. Borstningen utfördes med en stålborste (övriga KeelCrab-borstar som fanns att tillgå var plastborstar med olika dimensioner av borststrån). Figur 3. Konstruktionen som användes för att utföra borstningen i försöket. Då KeelCrab är en metod för undervattensrengöring tillsattes 300 ml kranvatten till plastlådan, vilket var tillräckligt för att täcka panelytorna. En panel i taget borstades (med randomiserad ordning av typ av färg samt replikat), och placerades rakt under borsten samtidigt som den stöttades av två större, vinklade PVC-paneler för att hållas på plats (se figur 4 nedan) vilka även fungerade som stänkskydd. Borstningen pågick i tio sekunder, som antogs vara en rimlig tid baserat på tillgänglig data. Efter slutförd borstning samlades rengöringsvattnet upp i en plastbehållare varefter borsten, panelerna som hade använts till stöttning samt plastlådan (med de åtta staplade PVC-panelerna) sköljdes av med ytterligare 200 ml kranvatten. Även detta vatten samlades upp, vilket gav totalt 500 ml rengöringsvatten. Figur 4. Anordningen med träställning, borrmaskin, KeelCrab-borste, plastlåda med PVC-paneler samt stöttande PVC-paneler under pågående borstning. 16

17 3.3. Mätning av metallkoncentrationer med röntgenfluorescens (XRF) För att mäta metallkoncentrationer på fartygsskrov som målats med bottenfärger, kan man använda sig av röntgenfluorescens i form av ett handhållet röntgenspektroskop, ett XRFinstrument (X-Ray Fluorescence). Metoden har förmågan att identifiera och kvantifiera areakoncentrationerna av metaller, uttryckt i g/cm 2. Fördelarna med att använda denna metod är bland annat att färglagren på skroven behålls intakta och oförstörda, samt att analysen kan utföras i fält (Ytreberg et al., 2015). Tekniken går ut på att det sänds ut energirika röntgenfotoner som träffar analysytans atomer. Elektronerna, som befinner sig i orbitaler runt om atomkärnan, knuffas då ut från de inre orbitalerna (K eller L) närmast kärnan, vilket resulterar i att atomen omvandlas till en ostabil jon. För att återfå stabilitet förflyttas elektroner från yttre orbitaler (L eller M) in, vilket sänder ut energi. Sambandet mellan våglängd och energi är omvänt proportionellt (se ekvation nedan), och då varje grundämne korrelerar med en viss våglängd kan ämnena på detta sätt identifieras. Genom att även uppmäta intensiteten av detta, kan koncentrationerna kvantifieras (Innov-X Systems, 2010). E = energi c = ljusets hastighet h = Plancks konstant = våglängd För att mäta areakoncentrationerna av koppar (Cu) och zink (Zn) (de två vanligaste biociderna som används i bottenfärger) på de olika bottenfärgerna som användes i försöket, användes ett portabelt röntgenspektroskop (Olympus DELTA-50, Innov-X) som monterades fast i en tillhörande blykupa. Till samtliga mätningar på panelerna användes kalibreringskurva AF Plastic Panels, analystid 30 sekunder samt Beam 1 (50 kv). Tre stycken mätningar utfördes på varje panel, på en cirkulär yta med diameter 3 mm. Mätningarna utfördes före och efter rengöring på panelerna, på samma tre punkter på varje panel. Panelerna positionerades på så vis att samma mätpunkter återfanns vid de två analystillfällena, för att kunna jämföra koppar- och zinkkoncentrationer. Ytterligare mätningar av koppar- och zinkhalter utfördes även på filtren med nedfiltrerade färgpartiklar (filtreringen beskrivs närmare under rubrik 3.5. Filtrering av rengöringsvatten samt vägning av färgpartiklar nedan). Samma kalibreringskurva och inställningar som för mätningarna på panelerna användes även till filtren Mätning av skrovlighet med Hull Roughness Gauge (TQC) Skrovligheten på fartygsskrov eller andra ytor som målats med bottenfärg har betydelse för bland annat utvecklingen av biofilm (Yeginbayeva, Granhag & Chernoray, 2018) och den hydrodynamiska prestandan, och bör därför tas hänsyn till vid utvärdering av bottenfärger (Howell & Behrends, 2006). För att mäta skrovligheten kan en Hull Roughness Gauge (TQC) användas. Instrumentet mäter det maximala avståndet mellan den högsta och lägsta punkten över en yta på 50 mm, vilket ger ett så kallat Rt50-värde som uttrycks i m. Denna parameter har inom den marina industrin blivit en standardmätning för skrovlighet på fartygsskrov (Yeginbayeva, 2018). 17

18 För att jämföra de målade panelytornas skrovlighet före och efter rengöring, användes denna analysmetod. Sex stycken mätningar genomfördes på varje panel. Mätningarna utfördes inte på exakta punkter utan distribuerades jämnt över ytan, då möjligheterna till större precision är begränsade för denna metod Filtrering av rengöringsvatten samt vägning av färgpartiklar Då försöket inkluderade tre olika bottenfärger med fyra replikat av varje färg, fanns det efter slutförd rengöring med den småskaliga versionen av en KeelCrab totalt tolv plastbehållare med rengöringsvatten. Av dessa tolv lades slumpmässigt ett replikat från varje färg undan, för att använda till senare analys. De nio övriga proverna filtrerades med vakuumfiltrering på Glass Microfiber Filters (GF/C), med diameter 47 mm (Whatman). Innan filtreringens start vägdes respektive filter. Torkningen av filtren med färgpartiklar stoppades efter 72 timmar, då vikten vid den tidpunkten inte hade förändrats sedan den tidigare vägningen efter 48 timmar. Därmed säkerställdes att filtren var helt torra. Differensen mellan filtren före och efter filtrering beräknades, för att få ett värde på färgpartiklarnas vikt Undersökning av partikelstrukturer samt aggregering Från de tre proverna med rengöringsvatten som inte filtrerades (ett replikat från varje färg), pipetterades slumpmässigt en liten del av varje prov ner i petriskålar. Proverna hade då stått orörda under flera dagars tid för att möjliggöra sedimentering av färgpartiklarna. Med hjälp av stereomikroskop undersöktes partikelstrukturerna och fotograferades med en systemkamera som hade kopplats till mikroskopet. För att efterlikna en naturlig situation med något mer turbulenta förhållanden, utfördes en viss omskakning. Efter att strukturanalysen hade gjorts, skakades provbehållarna mycket försiktigt ett flertal gånger under ett dygn varefter proverna tilläts sedimentera. Efter detta upprepades proceduren med slumpmässig pipettering till petriskålar, analys i stereomikroskop samt fotografering, men denna gång med fokus på partiklarnas aggregering. Utifrån fotografierna utfördes mätningar för att jämföra partikelstorlekar mellan färgerna samt före och efter omskakning av provflaskorna. De fem största partiklarna eller aggregaten valdes ut på respektive fotografi, varefter längderna noterades (på grund av oregelbundna storlekar kunde inte hela arean beräknas) Visuell bedömning av slitage En visuell bedömning av slitage med avseende på uppkomna repor, utfördes genom att med en systemkamera fotografera panelytorna på nära håll före och efter borstning Statistiska analyser För att undersöka förekomsten av signifikanta skillnader före och efter rengöring gällande metallinnehåll och skrovlighet för respektive färg, utfördes statistiska analyser i form av parade t-test i programmet Minitab. Samma statistiska test utfördes även för att påvisa eventuella signifikanta skillnader mellan de olika färgerna med avseende på torrvikterna av de nedfiltrerade färgpartiklarna, samt gällande partikelstorlekar mellan de olika färgerna och före och efter omskakning av provflaskorna. 18

19 4. Resultat 4.1. Mätningar av metallinnehåll med XRF på paneler I figur 5 och 6 presenteras resultaten från de utförda mätningarna av areakoncentrationer av koppar samt zink med XRF-instrumentet på de två biocidinnehållande bottenfärgerna (Lefant Nautica Copper samt Mille Light Copper), före och efter rengöring av de målade panelerna. Värdena illustreras i boxplot-diagram, ur vilka medianvärdet (den horisontella linjen i respektive box), övre och undre kvartil (boxarna som åtskiljs av medianvärdet) samt minimum- och maximumvärden (morrhåren) kan utläsas. Även medelvärden har inkluderats i diagrammen. Gällande Lefant Nautica Copper kan det från figur 5 utläsas att kopparhalterna före och efter rengöring hade samma medelvärde; 1764 g/cm 2. För Mille Light Copper uppmättes motsvarande värden till 1351 g/cm 2 respektive 1358 g/cm 2 (se figur 5). Zinkhalterna före och efter rengöring uppmättes för Lefant Nautica Copper till 5238 g/cm 2 respektive 5169 g/cm 2, och för Mille Light Copper 2064 g/cm 2 respektive 2049 g/cm 2 (se figur 6). XRF-mätningar utfördes även på den biocidfria färgen EcoPower Racing, men denna data inkluderades inte i diagrammen då endast spårmängder av koppar och zink påvisades (< 60 g/cm 2 respektive < 100 g/cm 2 ). Areakoncentration koppar (Cu) Areakoncentration ( g/cm 2 ) Medel = 1764 g/cm 2 Medel = 1764 g/cm 2 Lefant Nautica Copper, före borstning Lefant Nautica Copper, efter borstning Typ av bottenfärg Medel = 1351 g/cm 2 Medel = 1358 g/cm 2 Mille Light Copper, före borstning Mille Light Copper, efter borstning Figur 5. Areakoncentrationerna av koppar före och efter rengöring på de två biocidinnehållande bottenfärgerna, Lefant Nautica Copper (hård) samt Mille Light Copper (mjuk). Även medelvärden presenteras i diagrammet. 19

20 Areakoncentration zink (Zn) Areakoncentration ( g/cm 2 ) Medel = 5238 g/cm 2 Medel = 5169 g/cm 2 Lefant Nautica Copper, före borstning Lefant Nautica Copper, efter borstning Typ av bottenfärg Medel = 2064 g/cm 2 Medel = 2049 g/cm 2 Mille Light Copper, före borstning Mille Light Copper, efter borstning Figur 6. Areakoncentrationerna av zink före och efter rengöring på de två biocidinnehållande bottenfärgerna, Lefant Nautica Copper (hård) samt Mille Light Copper (mjuk). Även medelvärden presenteras i diagrammet Parade t-test Parade t-test (tvåsidiga) utfördes för att påvisa eventuella signifikanta skillnader i koppar- och zinkhalter före och efter rengöring för respektive bottenfärg, med signifikansnivå = 0,05. Endast gällande zinkhalten för Lefant Nautica Copper fanns en signifikant skillnad före och efter rengöring (p < 0,05), se tabell 2. Medelvärdet var före rengöring 5238 g/cm 2 och hade efter rengöring sjunkit till 5169 g/cm 2 (se figur 6). I övrigt kunde inga signifikanta skillnader påvisas (p > 0,05, se tabell 2). Tabell 2. Beräknade p-värden från utförda parade t-test (tvåsidiga), för att jämföra skillnader i koppar- och zinkhalt före och efter rengöring på de två biocidinnehållande bottenfärgerna Lefant Nautica Copper samt Mille Light Copper (n = 12). Signifikansnivå = 0,05. Lefant Nautica Copper Mille Light Copper P-värde, Cu 0,900 0,070 P-värde, Zn 0,001 0, Mätningar av metallinnehåll med XRF på filter Mätningar av metallinnehåll utfördes även på de nedfiltrerade färgpartiklarna. Resultaten från dessa presenteras som medelvärden i tabell 3, ur vilken det kan utläsas att endast spårmängder av koppar erhölls för både Lefant Nautica Copper samt Mille Light Copper, medan medelvärdena för zinkhalterna var 92 g/cm 2 respektive 49 g/cm 2. Tabell 3. Medelvärden samt standardavvikelser av de uppmätta koppar- och zinkhalterna på de nedfiltrerade färgpartiklarna från de två biocidinnehållande bottenfärgerna, Lefant Nautica Copper (hård) samt Mille Light Copper (mjuk) (n = 9). Lefant Nautica Copper Mille Light Copper Medelvärde Cu ( g/cm 2 ) Not detectable Not detectable Medelvärde Zn ( g/cm 2 ) ,9 20

21 4.3. Mätningar av skrovlighet med Hull Roughness Gauge (TQC) Ur figur 7 och 8 kan de uppmätta Rt(50)-värdena från skrovlighetsmätningarna av de tre olika bottenfärgerna utläsas, presenterat i boxplot-diagram. Medelvärdena före och efter rengöring beräknades för Lefant Nautica Copper vara 90 µm respektive 85 µm, för Mille Light Copper 100 µm respektive 88 µm och för EcoPower Racing 78 µm respektive 81 µm. Skrovlighet före rengöring Rt(50) (µm) Medel = 100 µm Medel = 90 µm Medel = 78 µm Lefant Nautica Copper Mille Light Copper EcoPower Racing Typ av bottenfärg Figur 7. Uppmätta Rt(50)-värden hos de tre olika bottenfärgerna Lefant Nautica Copper, Mille Light Copper samt EcoPower Racing före rengöring. Även medelvärden presenteras i diagrammet. Skrovlighet efter rengöring Rt(50) (µm) Medel = 85 µm Medel = 88 µm Medel = 81 µm Lefant Nautica Copper Mille Light Copper EcoPower Racing Typ av bottenfärg Figur 8. Uppmätta Rt(50)-värden hos de tre olika bottenfärgerna Lefant Nautica Copper, Mille Light Copper samt EcoPower Racing efter rengöring. Även medelvärden presenteras i diagrammet Parade t-test Parade t-test (tvåsidiga) utfördes för att påvisa eventuella signifikanta skillnader i Rt(50)- värden före och efter rengöring för respektive bottenfärg, med signifikansnivå = 0,05. För Mille Light Copper kunde en signifikant skillnad påvisas (p < 0,05), se tabell 4. Medelvärdet före rengöring var 100 µm och sjönk efter rengöring till 88 µm (se figur 7 och 8). För de två övriga färgerna fanns inga signifikanta skillnader (p > 0,05, se tabell 4). 21

22 Tabell 4. Beräknade p-värden från utförda parade t-test (tvåsidiga), för att jämföra skillnader i Rt(50)-värden före och efter rengöring på de tre olika bottenfärgerna Lefant Nautica Copper, Mille Light Copper samt EcoPower Racing (n = 24). Signifikansnivå = 0,05. Lefant Nautica Copper Mille Light Copper EcoPower Racing P-värde 0,240 0,009 0, Vägning av färgpartiklar Färgpartiklarna som filtrerades fram ur rengöringsvattnet vägdes, och torrvikterna varierade för Lefant Nautica Copper mellan 2,6 3,7 mg, för Mille Light Copper mellan 2,8 3,1 mg och för EcoPower Racing mellan 0,80 3,0 mg. I tabell 5 presenteras medelvärdena av färgpartiklarnas torrvikter. Ur tabellen kan det utläsas att partiklarna från Lefant Nautica Copper hade den högsta vikten (3,2 mg) i jämförelse med de övriga bottenfärgerna, medan EcoPower Racing hade den lägsta (1,9 mg). Däremellan låg Mille Light Copper (2,9 mg). Tabell 5. Beräknade medelvärden samt standardavvikelser för de tre bottenfärgerna gällande torrvikterna av de färgpartiklar som filtrerades fram efter rengöring (n = 3). Typ av bottenfärg Torrvikt färgpartiklar, medel (mg) Lefant Nautica Copper 3,2 0,15 Mille Light Copper 2,9 0,56 EcoPower Racing 1,9 1, Parade t-test För att undersöka om signifikanta skillnader förekom mellan de tre olika bottenfärgerna gällande torrvikterna hos de nedfiltrerade färgpartiklarna, utfördes parade t-test (tvåsidiga) med signifikansnivå = 0,05. Ur tabell 6 kan det utläsas att inga sådana kunde påvisas (p > 0,05). Tabell 6. Beräknade p-värden från de utförda parade t-testen (tvåsidiga) mellan de olika bottenfärgerna, för att jämföra skillnader i torrvikt på de nedfiltrerade färgpartiklarna (n = 3). Signifikansnivå = 0,05. Lefant Nautica Copper och Mille Light Copper Lefant Nautica Copper och EcoPower Racing EcoPower Racing och Mille Light Copper P-värde 0,460 0,240 0, Mätning av partiklar Mätningar av partikelstorlekar (längder) utfördes med hjälp av de fotografier som togs i stereomikroskop av proverna med rengöringsvatten, i två olika förstoringar (2 respektive 4,5) samt före och efter de lätta omskakningar som skulle efterlikna mer turbulenta förhållanden. Resultaten av dessa presenteras som medelvärden i tabell 7. Medelvärdena för partikelstorlekar beräknades för Lefant Nautica Copper (hård färg) före och efter omskakning vara 0,16 mm respektive 0,29 mm i den mindre förstoringen, samt 0,08 mm respektive 0,23 mm i den högre. Motsvarande värden för Mille Light Copper (mjuk färg) var 0,41 mm 22

23 respektive 0,87 mm i den mindre förstoringen och 0,09 mm respektive 0,52 mm i den högre. För EcoPower Racing (hård färg) beräknades värdena till 0,07 mm respektive 0,10 mm i den mindre förstoringen, och 0,04 mm respektive 0,11 mm i den högre. Tabell 7. Beräknade medelvärden samt standardavvikelser för partikelstorlekar av försökets tre olika bottenfärger, för två olika förstoringar samt före och efter omskakning av provflaskor (n = 10). Lefant Nautica Copper Mille Light Copper EcoPower Racing Partikelstorlek, ej skakade provflaskor, förstoring 2 (mm) Partikelstorlek, skakade provflaskor, förstoring 2 (mm) Partikelstorlek, ej skakade provflaskor, förstoring 4,5 (mm) Partikelstorlek, skakade provflaskor, förstoring 4,5 (mm) 0,16 0,05 0,41 0,26 0,07 0,03 0,29 0,08 0,87 0,38 0,10 0,04 0,08 0,02 0,09 0,03 0,04 0,03 0,23 0,05 0,52 0,18 0,11 0,05 Figur 9 är en exempelbild på underlaget till partikelmätningarna. Partiklarna på bilden kommer från den hårda bottenfärgen Lefant Nautica Copper, i förstoring 4,5 samt efter omskakning av provflaskan. Figur 9. Partiklar från den hårda färgen Lefant Nautica Copper Parade t-test För att undersöka förekomsten av signifikanta skillnader mellan de tre olika bottenfärgerna gällande partikelstorlek, utfördes parade t-test (tvåsidiga) med signifikansnivå = 0,05. T- testen utfördes med data från de två olika förstoringarna (2 respektive 4,5) samt före och efter omskakning. Resultaten presenteras i tabell 8, där det kan utläsas att signifikanta skillnader förekom i samtliga fall (p < 0,05) med undantag av t-testet mellan Lefant Nautica Copper och Mille Light Copper i den högre förstoringen för partiklarna där provflaskan inte hade skakats, där p > 0,05. 23

24 Tabell 8. Beräknade p-värden från de utförda parade t-testen (tvåsidiga) mellan de olika bottenfärgerna, för att jämföra skillnader i partikelstorlek (n = 10). Signifikansnivå = 0,05. Lefant Nautica Copper och Mille Light Copper Lefant Nautica Copper och EcoPower Racing EcoPower Racing och Mille Light Copper P-värde ej skakade provflaskor, förstoring 2 P-värde skakade provflaskor, förstoring 2 P-värde ej skakade provflaskor, förstoring 4,5 P-värde skakade provflaskor, förstoring 4,5 0,013 0,001 0,002 0,010 0,190 * ,250 * ,490 0,001 0,019 * ,001 0,240 * ,010 * 10-3 Parade t-test utfördes även för att påvisa eventuella skillnader i aggregatstorlek före och efter omskakning, för respektive bottenfärg samt förstoring (signifikansnivå = 0,05). Resultaten kan utläsas i tabell 9, som visar att signifikanta skillnader förekom i samtliga test (p < 0,05). Tabell 9. Beräknade p-värden från de utförda parade t-testen (tvåsidiga), för att jämföra aggregatstorlek före och efter omskakning för respektive bottenfärg (n = 10). Signifikansnivå = 0,05. Lefant Nautica Copper Mille Light Copper EcoPower Racing P-värde, förstoring 2 0,004 0,010 0,010 P-värde, förstoring 4,5 0,003 * ,038 * ,510 * Visuellt slitage Figur visar det visuella slitaget på försökets tre olika bottenfärger, som uppkom av borstningen som användes vid rengöringen. Mer synbara repor kan utskiljas på den mjuka färgen Mille Light Copper (figur 13), i jämförelse med de övriga två färgerna. 24

25 Figur 10 och 11. Fotografier från en panel som målats med den hårda bottenfärgen Lefant Nautica Copper, före och efter rengöring med KeelCrab-borste (stålborste). Figur 12 och 13. Fotografier från en panel som målats med den mjuka bottenfärgen Mille Light Copper, före och efter rengöring med KeelCrab-borste (stålborste). Figur 14 och 15. Fotografier från en panel som målats med den hårda bottenfärgen EcoPower Racing, före och efter rengöring med KeelCrab-borste (stålborste). 5. Diskussion 5.1. Mätningar av metallinnehåll med XRF Gällande förändringar i metallinnehåll före och efter rengöring, påvisades en signifikant skillnad endast för zinkhalten för Lefant Nautica Copper (se tabell 2). Detta kan tänkas bero på den väsentligt högre procenten av zinkoxid i denna färg ( %) i jämförelse med Mille Light Copper (10 25 %), vilket gör att det troligtvis är lättare att detektera skillnader. Det bör även tas i beaktande att variationen i samtliga mätningar var relativt höga, och detta kan vara en anledning till att inga fler signifikanta skillnader fanns. Vid en vidareutveckling 25