Vägdamm hur farligt är det?

Vägdamm hur farligt är det? Samuel Edvardsson Uppsats för avläggande av naturvetenskaplig magisterexamen i Miljövetenskap 30 hp Institutionen för växt- och miljövetenskaper, Göteborgs universitet Februari 2010

Sammanfattning Varje år bildas stora mängder av slitagepartiklar från väg-, däck- och fordonsslitage som sprids i miljön utmed våra vägar. Dessa partiklar innehåller organiska föroreningar såsom PAHer och metaller, vilka kan få negativa effekter på många organismer. Det har även visats att slitagepartiklar kan ge upphov till hjärt- och kärlsjukdomar hos människor. Dessutom finns även misstankar om att det även finns toxikologiska effekter av vägdamm hos andra organismer. Denna studie undersökte de toxikologiska effekterna på vattenlevande organismer med Daphnia magna och Hyalella azteca var modellorganismer. Slitagepartiklar samlades in från både fältförhållanden, damm från gatorna i Göteborg och grus från en stödremsa, och från laboratorieförhållanden, från testkörningar i en provvägsmaskin. Organismerna exponerades för dessa genom att proverna lakades i vatten där organismerna sedan tillsattes. Det var generellt låga effekter vid de olika exponeringarna med några undantag. Vid några exponeringar med prover från testkörningar med friktionsdäck påvisades en stor effekt. Denna effekt kan bero på metallföroreningar och/eller PAH-föroreningar. Sammanfattningsvis verkar föroreningshalterna i vägdamm vara generellt låga och/eller lakas ut i låga halter som inte är toxiskt för testorganismerna. Summary Every year, large amounts of particles are generated and spread into the environment due to wear of road, tires and vehicles. These particles contain organic pollutants such as PAH and metals which are pollutants that have negative effects on many organisms. Wear particles may cause cardiovascular diseases in humans. Road dust is also suspected have negative effects on other organisms. This study investigated the toxicological effects of road dust on aquatic organisms with Daphnia magna and Hyalella azteca as model organisms.wear particles were collected from field situations, dust from the streets of Gothenburg and gravel along a roadside, and from laboratory settings, from test runs with a circular road simulator. The organisms were exposed to these samples by adding them to water where the samples had been leached. Generally, there were low effects from the exposures with a few exceptions. Some exposures with samples from test runs with friction tires had a large effect. This effect may be caused by metal pollution and/or PAH pollution. In conclusion, the pollutant content of road dust seem to be low and/or leached out in such small amounts that it does not have a negative effect on the test organisms.

Innehållsförteckning Sammanfattning...1 Summary...1 Innehållsförteckning...2 1 Inledning...3 1.1 Däckslitage...3 1.2 Vägslitage...4 1.3 Metallers spridning...4 1.4 Syfte...5 2 Metod...6 2.1 Informationssökning...6 2.2 Provinsamling och bearbetning...6 2.3 Exponeringar...6 2.3.1 Akuta tester med Daphnia magna...6 2.3.2 Tester med Hyalella azteca...8 2.4 Toxicitets identifiering med hjälp av TIE-metodik...8 3 Resultat...9 3.1 Känslighetsbedömning med kaliumdikromat...9 3.2 Damm från tester med provvägsmaskin...9 3.3 Prover från stödremsa längs en väg...11 3.4 Prover från gaturengöring i Göteborg...12 3.5 Toxicitets identifiering...14 4 Diskussion...15 4.1 Damm från tester med provvägsmaskin...15 4.2 Toxicitets identifiering...15 4.3 Prover från stödremsa längs en väg...16 4.4 Prover från gaturengöring i Göteborg...16 5 Slutsatser...18 Tackord...19 Referenser...20 Bilaga A Variansanalys...22 Bilaga B Kemisk analys av vägdamm...24 2

1 Inledning Varje år slits stora mängder av vägbeläggning och däck ner utmed våra vägar. Ungefär 130 000 ton vägbeläggning och 9 000 ton däckmaterial beräknas bli nedslitet varje år (Vägverket, 2004a). Många av dessa partiklar blir luftburna och kan orsaka skador hos oss människor. PM 10 och PM 2,5, dvs. partiklar under 10 och 2,5 µm, har visat sig ge upphov till både luftvägssjukdomar och hjärt-kärlsjukdomar. De mycket små partiklarna kan ta sig långt ner i luftvägarna och ner i lungorna där de ger upphov till t.ex. astma (Vägverket 2004b). Ungefär 60 % av alla PM 10 -partiklar kommer från vägtrafiken, av detta kommer 87 % från vägslitage och 2 % från däckslitage (Vägverket, 2009). Det har gjorts många studier på partiklars humantoxikologiska effekter, men det finns mindre kunskap om vägdammets effekter på miljön och vattenlevande organismer. De föroreningar som uppstår kommer från vägslitage och atmosfärsdeposition och innehåller många skadliga föroreningar, både organiska som polyaromatiska kolväten (PAH) och oorganiska såsom metaller. Vägdammet och föroreningarna det bär med sig kommer att hamna i våra vatten. Tabell 1 presenterar en lista med föroreningshalterna i vägdagvatten som orsakas av slitagepartiklar från fordonstrafiken som Vägverket (2004a) har sammanställt. Tabell 1 Föroreningshalter i vägdagvatten (Modifierad från Vägverket, 2004a) Källor Förorening Väg med årsdygnstrafik (fordon/dygn) 10 000 15 000 15 000 30 000 > 30 000 Vägmaterial, däck, bromsbeläggning Suspenderat material 75 mg/l 100 mg/l 1000 mg/l Vägmaterial, däck, bromsbeläggning, korrosion Bly 20 µg/l 25 µg/l 30 µg/l Zink 100 µg/l 150 µg/l 250 µg/l Koppar 35 µg/l 45 µg/l 60 µg/l Kadmium 0,5 µg/l 0,5 µg/l 0,5 µg/l Däck, avgaser PAH 0,5 µg/l 1,0 µg/l 1,5 µg/l 1.1 Däckslitage Både däck och vägbeläggning bidrar med PAHer och metaller till miljön men i olika utsträckning. Zink är en viktig komponent av vulkaniseringsprocessen vid däcktillverkning, och däck bidrar till en stor del av zinkutsläppen i trafiken (Councell et al., 2004). Många bildäck har höga halter av högaromatiska oljor (HA-oljor) som har stor påverkan på levande organismer. Dessa HA-oljor innehåller höga halter PAHer som kan ge upphov till t.ex. cancer hos människor. 1997 kom det första HA-fria däcket ut på marknaden och 2003 var 75 % av alla vinterdäck utan HA-oljor medan en stor andel av sommardäcken fortfarande innehåller dessa oljor. Orsaken till att sommardäck fortfarande innehåller HA-oljor är att däckets väggrepp vid vått underlag försämras något (2-4 % längre bromssträcka) om det inte innehåller HA-oljor (Kemikalieinspektionen, 2003). Från och med den 1 januari 2010 träder ett EU direktiv i kraft som kraftigt begränsar mängden PAH i däck (EC, 2005). I EU-direktivet används Benzo(a)pyrene (BaP) som ett referensämne och mängden PAH anses vara för hög om mängden BaP överstiger 1 mg/kg, alternativt om den totala mängden av åtta listade PAHer överstiger 10 mg/kg. Däck med högre halter får fortfarande säljas efter 2010, men inga nya däck av denna typ får tillverkas. 3

I den mätmetod som används för att mäta mängden PAH i ett däck mäts mängden polycykliska aromater (PCA) i däcket. Resultatet anges i procent, och ett däck klarar gränsvärdena för PAH om det innehåller mindre än 3 % PCA. Grön Kemi gjorde däcksanalyser fram till 2005, och dessa visade att ca 14 % av de testade vinterdäcken respektive 34 % av sommardäcken klarade den hårda gränsen på mindre än 3 % PCA (Grön Kemi). I länder med vinterväglag finns en debatt om de dubbade däckens fördelar och nackdelar där trafiksäkerheten och PM 10 -produktionen diskuteras. Vägverket (2009) uppskattar att andelen personfordon med dubbfria vinterdäck ökar, medan användningen av dubbade vinterdäck minskar något. Uppskattningsvis användes friktionsdäck till 30 % av bilarna under januarifebruari 2009. Vintertid leder dubbäcksanvändningen till ett större slitage på våra vägar än vad friktionsdäcksanvändningen gör. Dock är det är ingen signifikant skillnad mellan dubbdäcks och friktionsdäcks utsläpp av organiskt kol. Den enda skillnaden är det organiska kolets ursprung. Dubbdäckens dubbar sliter upp fler partiklar med organiskt kol från asfalten medan friktionsdäcken har ett ökat utsläpp av organiskt kol från däcket på grund av dess mjuka gummiblandning (Kupiainen et al., 2005). Det visades även att sandning av vintervägar leder till en stor ökning av PM 2,5-10 partiklar i luften. Främst är det en stor ökning av mineralpartiklar som kan påvisas. VTI (2009) har dock visat att odubbade vinterdäck kan generera högre mängd PAH. PM 2,5 -fraktionen genererade högre mängder PAH än PM 10 - fraktionen. För PM 2,5 -fraktionen varierade mängden PAH mellan 2,3 och 6,0 µg/g stoft för dubbade däck och mellan 2,7 och 180 µg/g stoft för odubbade vinterdäck. 1.2 Vägslitage Den asfalt som läggs på våra vägar idag innehåller stenkross och bitumen. Bitumen är bindemedlet i asfalten som framställs från råolja och innehåller höga halter av PAH. När vägarna slits bildas inandningsbara partiklar med PAH som även hamnar i vattenmiljön. Tidigare asfalterades vägarna med så kallad tjärasfalt, vilken innehåller mycket högre halter av PAH än dagens asfalt och därför hanteras med restriktioner vid vägprojekt. Det görs provtagningar på asfalt som är anlagd innan 1975 för att avgöra vilka åtgärder som ska göras. Om asfalten innehåller mer än 1000 ppm PAH bedöms det som farligt avfall (Miljöförvaltningen Göteborgs Stad, 2008). Olika typer av asfaltsbeläggningar utvecklas fortlöpande, från den äldre tjärasfalten, till dagens bitumenasfalt och asfalt med gummitillsatser. Gummiasfalt testas för närvarande av Vägverket, medan den redan använts i många år i USA. Den här typen av asfalt är tystare och bidrar till mindre slitagepartiklar i miljön. Använda bildäck mals ner och blandas med bitumen, så att 15-20 % av bitumenblandningen består av däckgranulat. Inga stora miljöeffekter har påvisats och inga ämnen lakas ur den gummiinblandade bitumen. Vid stor användning av gummiasfalt kommer bara HA-fria däck användas (Vägverket, 2007). 1.3 Metallers spridning Både däck-, väg- och fordonsslitage bidrar med utsläpp av metaller i vägarnas närområde. De tungmetaller som släpps ut från fordonstrafiken är zink, kadmium, nickel, bly (balanseringsvikter till däck), krom, koppar, barium, antimon, titan, strontium, zirkonium, vanadin och volfram. Förutom tungmetaller släpps även platinametaller (platina, rodium och palladium) ut. Källan till denna grupp av metaller är främst katalysatorer (VTI, 2005b). 4

Metallutsläppen sprids till både vattenmiljön och markmiljön och kan påverka miljön där. De metaller som fastläggs i marken ansamlas i en gradient med minskade halter längre från vägbanan med undantag för mer mobila metaller såsom kadmium (Borgström, 2007). De metaller som binds i markmaterialet lakas så småningom ut och hamnar i vattenmiljön. Hastigheten på urlakningen kan öka eller minska beroende på ett flertal faktorer, bl.a. ph, mängden löst organiskt material och användningen av salt för halkbekämpning. Vägsalt (NaCl) påverkar kolloidbundna metaller och får dem att lättare lösas i vatten (Bäckström et al., 2004). Vid nederbörd inträffar vad som kallas för first flush, då det initiala avrinningsvattnet har en högre mängd föroreningar. Detta leder till en kraftig temporär ökning i föroreningshalterna som kan ge en akut toxisk effekt på organismer. Kayhanian et al. (2008) utförde toxicitetstester på flera vattenlevande organismer och fann toxicitet i det initiala avrinningsvattnet. Hos Ceriodaphnia dubia och Pimephales promelas (Fathead minnow) visade Toxicity Evaluation Identification (TIE) tester att zink och koppar var den bidragande orsaken till toxiciteten. Även snö kan ansamla höga halter av tungmetaller och belasta omgivningen hårt. Den plats som snön belastar miljön beror på hur snön hanteras. Snö i stadsmiljö samlas ofta upp och deponeras på särskilda platser medan snö utmed vägar inte forslas bort (VTI, 2005b). Vid snösmältningen sprids sedan metallerna i närmiljön i något som kan liknas med den first flush -effekt som är omnämnd ovan. 1.4 Syfte Syftet med detta arbete var att undersöka toxiciteten av vägdamm för vattenlevande organismer. Testerna har utförts med Daphnia magna och Hyalella azteca så att de eventuella toxiska komponenterna kan identifieras med hjälp av TIE-metodik. 5

2 Metod 2.1 Informationssökning Den informationssökning som gjorts har främst gjorts via Web of Science och Google. De sökord som använts vid sökningar på Web of Science var road dust, metals, Daphnia, toxicity med flera. Google har främst använts för att få fram information på svenska, som är relaterbar till den nordiska situationen. 2.2 Provinsamling och bearbetning De vägdammsprover som samlades kom från flera platser, några av proverna som testades kom från Statens väg- och transportforskningsinstitut (VTI). På VTI finns en provvägsmaskin (PVM) som simulerar en trafikerad vägbana. Maskinen består av fyra axlar med ett däck vardera, som samtidigt körs på en cirkelrund vägbana. Både vägbeläggning och däckstyp kan varieras, och både slitage och partikelproduktion kan studeras. Maskinen producerar stora mängder av damm som samlades in genom att placera ut Petriskålar på golvet i lokalen där dammet deponerades. De insamlade proverna skiljer sig i avstånd från provvägsmaskinen, vägbeläggning, däckstyp och hastighet som maskinen körts i. Från VTI tillhandahölls även prover tagna ute i fält. Dessa prover är tagna från stödremsan utmed en väg, dvs. remsan av grus och sten närmast vägbeläggningen. De är tagna på två närliggande platser på olika avstånd från vägbanan och på olika djup. De olika djupen visade skikt med olika strukturer där den översta och den tredje nivån var mörkare än de andra. Från Park och Naturförvaltningens (PoN) deponi vid Slakthusgatan bidrog Ulrika Asztély- Nilsson med vägdamm som samlats in med hjälp av sopmaskiner under våren. De vägar som har sopats är de gator som finns i Göteborgs centrum. Trafikkontoret bär ansvaret för vinterväghållningen i Göteborgs Stad och sprider ut saltfri stenflis som halkbekämpningsmedel på de flesta gator, medan vissa gator i centrum saltas eftersom att de har en större trafikmängd (Göteborgs Stad, 2009). PoN samlar in allt grus och damm som samlas på gatorna och deponerar det i stora högar där fliset sedan sorteras ut. De prover som användes i försöken kom från sorterade och osorterade högar. Proverna torkades i dragskåp vid rumstemperatur och sållades sedan. De fraktioner som användes var i storlekarna 1000-2000 µm, 500-1000 µm, 180-500 µm, 53-180 µm och < 53 µm. Kornstorlekar över 2000 µm användes inte, eftersom denna fraktion innehöll partiklar av mycket varierande storlek, och det var därför mycket svårt att ta representativa prov ur den fraktionen. 2.3 Exponeringar De olika provernas toxicitet testades på två olika organismer, Daphnia magna och Hyalella azteca. I exponeringsförfarandet användes en standardiserad ISO-metod (ISO 1996) vid testerna med D. magna. Samma metodik användes även vid testerna med H. azteca. 2.3.1 Akuta tester med Daphnia magna Proverna från PVM vägdes, placerades i 6-hålsplattor och 10 ml standardvatten med en hårdhet motsvarande 250 mg/l CaCO 3 tillsattes till varje brunn (Figur 1). Proverna varierade både i mängd och i partikelstorlekar, och det gick därför inte att ta representativa prov ur dem. På grund av detta tillsattes allt provmaterial som fanns att tillgå till varje brunn. 6

Provmängderna var i medeltal 0,73 g, men varierade mellan 0,10 och 2,9 g. Alla prover rördes om med en glasstav för att bättre blanda dem i vattnet. Figur 1. Försöksuppställning med prover från PVM. Samma svårighet med att ta representativa prov fanns även vid försöken med prover från stödremsan och den mängd prov som fanns att tillgå användes. Detta gjorde att mängden prov vid exponeringen varierade mellan 3,7 och 21 g. Proverna placerades i Petriskålar (10 cm) inför exponeringen (Figur 2). Figur 2. Försöksuppställning med prover från stödremsa. I exponeringarna med prover från gaturengöringen i Göteborg fanns större provmängder att tillgå och det fanns bra möjligheter att ta representativa prover eftersom de fraktionerades. I Petriskålar (10 cm) tillsattes 10 g prov och 50 ml standardvatten. Med proverna från gaturengöringen gjordes även tester med avjonat vatten istället för standardvatten, även här användes 10 g prov och 50 ml avjoniserat vatten. Efter vägning jämviktades alla prover med standardvatten, med en hårdhet motsvarande 250 mg/l CaCO3, eller i avjoniserat vatten (endast prover från gaturengöringen) under minst ett dygn innan testorganismerna tillsattes. Till varje brunn eller Petriskål tillsattes 10 stycken daphnier och efter 24 och 48 timmar räknades antalet immobiliserade daphnier. De daphnier som var orörliga trots en skakning av kärlet under 15 sekunder räknas som immobiliserade (ISO 1996). För att bedöma känsligheten hos D. magna gjordes, i enlighet med ISOstandarden, exponeringar med kaliumdikromat (K2Cr2O7) i stigande koncentrationer. Rörlighetshämningen från fem koncentrationer mellan 0,25 och 4 mg/l K2Cr2O7 testades och ett EC50-värde beräknades. För att känsligheten ska godkännas ska 24-h EC50 hamna mellan 0,6 och 1,7 mg/l K2Cr2O7. 7

2.3.2 Tester med Hyalella azteca Efter exponeringarna av D. magna mättes den toxiska effekten av proverna med H. azteca som testorganism. I dessa tester användes samma prover som för D. magna, men endast 5 stycken H. azteca tillsattes till varje brunn och Petriskål. Efter 96 timmar avlästes immobiliteten. 2.4 Toxicitets identifiering med hjälp av TIE-metodik Med Toxicity Identification Evaluation metodik kan de föroreningar som orsakar toxicitet identifieras genom att extrahera olika typer av föroreningar ur det lakade vattnet. I dessa tester användes två sorter av kolonner, en kolonn med jonbytarextraktion där katjoner, främst metalljoner, extraheras ur proverna (CM) och en kolonn där lipofila organiska föreningar, t.ex. PAHer, extraheras (C18). Innan användningen konditionerades kolonnerna, C18- kolonnen konditionerades med 15 ml metanol följt av 15 ml avjoniserat vatten och 15 ml standardvatten. CM-kolonnen konditionerades endast med 15 ml avjoniserat vatten och 15 ml standardvatten. Eluatens toxicitet jämfördes sedan med det obehandlade provet för att bedöma en eventuell effekt. Eftersom endast små mängder lakvatten fanns att tillgå användes 3 ml lakvatten till de tre olika behandlingarna. Tio stycken D. magna tillsattes till varje prov och andelen immobiliserade organismer räknades efter 24 och 48 timmar. 8

3 Resultat Nedan presenteras resultat från de toxicitetstester som gjorts med prover från de tre ovan nämnda platserna (2.2). I kapitel 3.2 och 3.3 presenteras resultaten från testerna med prover från VTI:s provvägsmaskin resp. stödremsan längs en väg. Resultaten från prover tagna från stadsmiljön i Göteborg redovisas i kapitel 3.4. 3.1 Känslighetsbedömning med kaliumdikromat För samtliga tester med D. magna gjordes en känslighetsbedömning med en kaliumdikromatstandard. EC50 för dessa tester hamnade mellan 0,62 och 0,71 mg/l, vilket är inom de gränser som är satta för standardmetodiken (ISO, 1996). 3.2 Damm från tester med provvägsmaskin I försöken med damm från PVM användes prover från flera olika testkörningar som gjorts på VTI. Dessa testkörningar är beskrivna i tabell 2. Tabell 2. De beläggningstyper, stensorter och däckstyper som användes i tester med PVM. Beläggningstyp Stensort Däckstyp Prov ABT16 Skärlundagranit Dubbdäck A 1 ABS11 Kärr kvartsit Dubbdäck B 1 ABS11 Kärr kvartsit Friktionsdäck C 1 ABS8 Mylonit Dubbdäck Olika hastigheter 2 ABS8 Mylonit Sommardäck, 70 km/h Norge 2 Friktionsdäck 1 Resultat från tester med dessa prover presenteras i tabell 3. 2 Resultat från tester med dessa prover presenteras i tabell 4. Beläggningstyperna är betecknade enligt typen av slitlager, dvs. det översta lagret av asfalten. Asfaltbetong, stenrik (ABS) och asfaltbetong, tät (ABT) är de beläggningar som använts i testkörningarna. Dubbdäck användes vid körningen av prov A och B medan friktionsdäck användes vid körningen av prov C. I tabell 3 redovisas resultaten av exponeringsförsöken med de tre olika provtyperna. Avståndet till PVM har inget specificerat mått utan anger bara den ordning som proverna har samlats in i, där 1 är närmast PVM och 17 längst ifrån. Resultaten presenteras som procent immobiliserade organismer efter 24 och 48 timmar för D. magna och efter 96 timmar för H. azteca. 9

Tabell 3. Resultat från testerna med vägdamm från tester med PVM vid VTI. Proverna är sorterade med avseende på avstånd till PVM. Prov A, B och C kommer från olika körningar (Tabell 2). Resultaten anges som andelen immobiliserade D. magna eller H. azteca i procent. D. magna 24-h (% immob.) D. magna 48-h (% immob.) H. azteca 96-h (% immob.) Avstånd Prov Prov Prov till PVM A B C A B C A B C 1 10 20 100 20 30 100 40 40 40 2 10 10 100 20 10 100 80 0 0 3 0 20-0 20-40 0 20 4 0 0 20 0 0 50 40 0 20 5 0 0 60 10 10 70 20 40 20 6 0 0 10 30 0 20 0 20 20 7 20 0 10 30 0 20 60 0 0 8 0 0 0 0 10 20 20 0 0 9 0 0 0 0 0 0 20 40 0 10 0 0 10 10 20 20 0 0 20 11 0 0 0 10 0 30 40 20 0 12 0 10 10 20 10 20 40 0 20 13 10 20 0 20 30 20 40 0 20 14 0 20 0 10 10 30 60 20 20 15 10 20 0 20 30 20 60 0 60 16 0 0 20 20 30 50 40 20 40 17 0 - - 20 - - 60 - - Resultaten från testerna med damm från PVM visade en låg toxicitet i proverna A och B medan proverna från prov C visade ett annat mönster (Tabell 3). De prover som tagits närmast PVM visade 100 % immobilisering redan efter 24-h. Variansanalysen visade att prov C skilde sig statistiskt signifikant (p < 0,05) från prov A och B (Tabell 3, Tabell A1) i testerna med D. magna (24 och 48 timmar). I testerna med H. azteca var prov A statistiskt signifikant skilt från de andra proverna. Förutom proverna A C testades även andra prover från PVM. Dessa kom från testkörningar med PVM i olika hastigheter. Resultaten från testerna med de proven redovisas i tabell 4. Inga statistiska analyser gjordes med de resultaten. En körning gjord i 70 km/h skiljer sig från de andra proverna genom att vid det tillfället användes andra typer av däck än vid de andra testkörningarna. 10

Tabell 4. Resultat från toxicitetstester med prover från PVM där proverna är tagna från testkörningar vid olika hastigheter. Hastighet (km/h) D. magna 24-h (% immob.) D. magna 48-h (% immob.) H. azteca 96-h (% immob.) 20 30 40 0 30 1 0 20 20 30 2 0 40 20 44 10 30 0 50 30 60 20 60 0 40 0 70 0 50 20 70 3 20 40 20 1 Körning med excenterrörelse. 2 Körning utan excenterrörelse. 3 Körning med annan däckstyp. 48-h testerna med D. magna som presenteras i Tabell 4 är generellt lite högre än för både prov A och B (Tabell 3). För D. magna 24-h och H. azteca 96-h finns inga direkta avvikelser från testerna med prov A, B eller C. 3.3 Prover från stödremsa längs en väg I tabell 5 redovisas resultaten för testerna med prover från en stödremsa. De värden som presenteras är medelvärden sorterade efter provtagningsplats, djup och avstånd från vägbanan. Tabell 5. Sammanställning av resultaten från testerna med prover från stödremsan. Värdena visar medelvärdet av andelen immobiliserade organismer. Plats avser de två olika provtagningsplatserna, nivå de olika djupen och distans är avståndet till vägbanan mätt i cm. Stödremsa Läge D. magna 24-h D. magna 48-h H. azteca 96-h (% immob.) (% immob.) (% immob.) Plats 1 8 19 20 2 13 22 23 Nivå 1 9 19 33 2 8 21 13 3 14 24 33 4 10 18 8 Distans (cm) 0 0 20 10 5 6 13 20 10 9 24 23 15 8 14 20 20 13 26 30 25 8 18 20 30 9 20 23 35 16 21 13 40 16 29 28 Stödremseproverna visade låg toxicitet för både D. magna och H. azteca. Variansanalysen gav ingen statistisk signifikant skillnad mellan provplats, nivåer eller avståndet till vägbanan. 11

3.4 Prover från gaturengöring i Göteborg Resultaten från testerna med sållat vägdamm från Park och Naturförvaltningen i Göteborg visas i Tabell 6. Resultaten är sorterade efter kornstorlek och provtyp, dvs. osorterat och sorterat material. De två provtyperna är tagna ur två separata högar från PoN:s deponi (osorterad och sorterad). Tabell 6. Resultat från tester med vägdamm från centrala Göteborg. Resultaten är sorterade på provtyp (osorterat och sorterat), kornstorlek och vattentyp. Resultaten presenteras som procent immobiliserade organismer. D. magna 24-h (% immob.) D. magna 48-h (% immob.) H. azteca 96-h (% immob.) Prov Kornstorlek Vattentyp Vattentyp Vattentyp (µm) Standard Avjonat Standard Avjonat Standard Avjonat Osorterat 2000 10 0 10 0 0-1000 10 10 40 20 0-500 20 20 30 20 0-180 20 0 20 0 0-53 20 0 40 10 0 - Sorterat 2000 0 0 0 10 0-1000 10 0 10 10 0-500 0 0 0 0 0-180 10 0 20 0 0-53 20 0 30 10 20 - Variansanalys med avseende på kornstorlek och vattentyp gav inga signifikanta effekter, även om det fanns vissa skillnader i immobilitet för D. magna mellan fraktionerna. D. magna var något mer känslig än H. azteca i dessa tester. Lakning med avjoniserat vatten gav en lägre effekt än lakning med standardvatten vid test med D. magna. På uppdrag av Park- och Naturförvaltningen har Eurofins utfört kemiska analyser på det material som sopas upp från gatorna varje vår. Resultaten från dessa anges i Tabell 7, tillsammans med de riktvärden för förorenad mark som har satts av Naturvårdsverket (2009). För en mer detaljerad rapport se Bilaga B. 12

Tabell 7. Innehållsanalys av vägdamm från Göteborgs Stad (Eurofins 2009). Provtagningen och analysen gjordes i augusti 2009. Mängderna anges i mg per kg torrsubstans. Riktvärdena för förorenad markanvändning är de nya riktvärden Naturvårdsverket har satt upp (Naturvårdsverket, 2009). Riktvärden för Förorening Analyserad halt (mg/kg TS) Känslig markanvändning (mg/kg TS) Mindre känslig markanvändning Bensen <0,01 0,012 0,04 Toluen <0,01 10 40 Etylbensen <0,1 10 50 Alifat >C5-C8 <5 12 80 Alifat >C8-C10 <5 20 120 Alifat >C10-C12 <5 100 500 Alifat >C12-C16 <5 100 500 Alifat >C16-C35 53 100 500 Aromat >C8-C10 <5 10 50 Aromat >C10-C16 <3 3 15 PAH (låg molekylvikt) < 0,30 3 15 PAH (medelhög molekylvikt) < 0,30 3 20 PAH (hög molekylvikt) 0,39 1 10 PAH (övriga) < 0,30 - - Arsenik 3,2 10 25 Barium 53 200 300 Bly 9,5 50 400 Kadmium <0,19 0,5 15 Koppar 65 80 200 Krom 16 80 200 Nickel 12 40 120 Vanadin 17 100 200 Zink 85 250 500 Samtliga uppmätta värden ligger avsevärt under (3 10 gånger) de riktvärden som Naturvårdsverket att angett för känslig markanvändning. För koppar ligger värdet (65 mg/kg TS) endast strax under värdet för känslig markanvändning (80 mg/kg TS). 13

3.5 Toxicitets identifiering I tabell 8 presenteras resultaten från TIE-undersökningen. De undersökta proverna kom från testerna med vägdamm från PVM. De prover som samlades in närmast PVM användes i försöken, eftersom de visat högst toxicitet i prov C (Tabell 3). Tabell 8. I tabellen presenteras resultaten från TIE-undersökningen. De prover som testades kom från testerna med vägdamm från PVM. I den obehandlade fraktionen har inget gjorts med proverna, i proverna behandlade med CM-kolonn har positiva metalljoner extraherats och med C18-kolonnen har lipofila organiska föreningar extraherats. D. magna 24-h D. magna 48-h (% immob.) (% immob.) Avstånd CMkolonn C18- CM- Prov till PVM Obehandlad kolonn Obehandlad kolonn A 1 0 0 0 0 0 0 A 2-0 - - 10 1 B 1 0 0 10 0 0 10 B 2 0 0 0 0 0 0 C 1 0 0 0 0 0 0 C 2 0 0 0 0 0 0 C18- kolonn Efter 24 timmar gav extraktionen med CM- och C18-kolonn ingen effekt och de obehandlade proverna visade ingen toxicitet, vilket de gjort i de tidigare försöken (Tabell 3). Efter 48 timmar påvisades fortfarande ingen toxicitet för D. magna. 14

4 Diskussion 4.1 Damm från tester med provvägsmaskin De olika testkörningarna som gjorts i VTI:s provvägsmaskin har genererat prover med olika sammansättningar. Detta beror på att de har använt olika beläggningar, stensorter och däckstyper. I en rapport från VTI (2005a) har dessa testkörningar analyserats. I prov A användes kombinationen ABT-beläggning och dubbdäck, vilket genererade den största mängden partiklar vid de olika testkörningarna. För kombinationerna ABS-beläggning med dubbdäck och ABS-beläggning med friktionsdäck, dvs. prov B respektive prov C, genererades en betydligt lägre mängd partiklar än körningen med ABT-beläggning. Detta beror på ABS-beläggningens högre slitstyrka. Dessa resultat reflekteras i mängden prov som användes i toxicitetstesterna. Prov A innehöll i medeltal 1,17 g medan prov B och C innehöll 0,55 resp. 0,52 g med störst mängder i de prover som samlades in närmast PVM. Utav de testkörningar som gjordes på ABS-beläggning gav testkörningen med friktionsdäck mindre mängd PM 10 än då dubbdäck användes. Dock minskade inte mängden av den minsta storleksordningen (16-723 nm), och storleksfördelningen försköts även åt de mycket små storlekarna. I försöken med D. magna visade kombinationen ABS-beläggning och friktionsdäck (prov C) en högre toxicitet än de andra proverna. Tidigare tester som gjorts har även visat att zinkhalterna ökar när friktionsdäck används (Gustafsson et al., 2008), vilket ytterligare stödjer testresultaten, eftersom zink från däckpartiklar är toxiskt för D. magna (Wik, Dave, 2006). D. magna kan med sin födoapparat aktivt inta partiklar mellan 200 nm och 70 µm men det har även visats att de passivt kan ta upp partiklar med storleksordningen 20 nm (Rosencrantz et al., 2009). Partiklar i denna storlek kommer från gummiblandningen i däcken eller från bitumen och innehåller PAHer (VTI, 2009) vilket kan bidra till den toxicitet som setts i proverna. Provmängderna i prov C skiljer sig signifikant från prov A (p = 0,007) men ej från prov B (p = 0,910). Detta tyder på att provets vikt har mindre påverkan på resultaten, medan det troligen är provens sammansättning som skiljer sig åt och därmed är den avgörande faktorn. 4.2 Toxicitets identifiering De prover som samlats in närmast PVM valdes ut för TIE-analys, eftersom prov C gav störst effekt. De obehandlade proven visade ingen toxicitet trots en tidigare påvisad toxicitet. Detta gjorde att det inte var möjligt att bedöma vilken typ av förorening som orsakade en toxisk påverkan i de tidigare försöken. TIE-analysen gjordes några veckor efter de första toxicitetstesterna och den uteblivna toxiciteten kan bero på flera orsaker. En eventuell metalltoxicitet kan minska om ph stiger Detta beror på att en hög koncentrationen vätejoner (lågt ph) konkurrerar med de positivt laddade metalljonerna om bindningsplatser på ligander (t.ex. mineralpartiklar), vilket leder till att metallerna löser sig i vattenfasen. När ph stiger leder det till att metallerna lättare binder till liganderna och att halten lösta (biotillgängliga) metaller minskar (Newman och Unger, 2003). En toxicitetsminskning kan även bero på en minskning av organiska ämnen såsom PAHer. Dessa ämnen kan ha brutits ned, avdunstat eller adsorberats till plastväggarna på 6- hålsplattan. 15

4.3 Prover från stödremsa längs en väg Resultaten från proverna tagna från en stödremsa utmed en väg gav inga signifikanta resultat, trots att det ofta är förhöjda metallhalter utmed dikeskanter. De förhöjda halterna återfinns i synnerhet närmast vägbanan där proverna tagits (Borgström, 2007). Provtagningen av stödremsan gjordes 9 månader efter att den lades ut, den relativt korta tiden kan ha gjort att föroreningshalten för låg för att ha någon påverkan under toxicitetstesterna. En alternativ förklaring kan vara att biotillgängliga föroreningar har lakats ut till följd av nederbörd. Proverna togs från flera olika nivåer eftersom det fanns tydliga skikt i stödremsan. Den tredje nivån var mycket mörkare än de övriga nivåerna och en högre halt föroreningar misstänktes därför finnas där. Detta kunde dock inte påvisas i toxicitetstesterna. Ingen kemisk analys har gjorts som kan visa på högre föroreningshalter i tredje nivån. 4.4 Prover från gaturengöring i Göteborg De tester som gjordes med prover från stadsmiljön i Göteborgs stad visade en låg toxicitet för D. magna och H. azteca. Detta beror troligen på de låga föroreningshalter som fanns i proverna (Tabell 7). Föroreningarna med högst halter var metallerna, där kopparnivåerna närmade sig gränsvärdet för känslig markanvändning, och även zink hade förhöjda värden. De skulle eventuellt kunna vara orsaken till den partiella effekt på 20 40 % som visades i exponeringsförsöken. De halter som återfinns i vägdammsproverna är sannolikt inte de samma som återfinns i det lakade vattnet. Exempelvis är koppars EC50 för D. magna 40,6 µg/l (PAN Pesticide Database), vilket troligen innebär att endast mycket små mängder koppar kan ha lakats ut från proverna. Mängden koppar i proverna är mycket högre än så. Gillis et al. (2006) har gjort en studie där exponering av sediment gav överlevnad mindre än 50 %, då sedimentet togs från en bäck förorenad av en gruva där halterna av koppar och zink var 2400 mg/kg respektive 5150 mg/kg. Eftersom proverna från gaturengöringen hade 30 gånger lägre kopparhalt och 80 gånger lägre zinkhalt är det troligt att de metallhalter som lakas ur proverna inte är tillräckligt höga för att ge en toxisk verkan. Ytterligare en möjlig förklaring till den låga toxiciteten är att de lösta metallerna redan lakats ur vägdammet innan exponeringsförsöken gjorts och lämnat de bundna metallerna kvar i proverna. Det har visats att sediment som tvättats innan exponering har minskat toxiciteten till 95 % överlevnad hos D. magna och minskat halten löst koppar och zink med 60 respektive 80 % (Gillis et al., 2006). Det är troligt att många föroreningar har lakats ur eftersom proverna har legat på gatorna där föroreningar kan ha sköljts med nederbörd och smältvatten. De flesta gator i Göteborg saltas och vägsaltet bidrar ytterligare till att metaller lakas ut. Det uppsopade dammet har även legat i högar under flera månaders tid och de har utsatts för nederbörd som kan ha lakat ut föroreningar ytterligare. När testerna med standardvatten och avjoniserat vatten jämförs finns en antydan till en minskad toxicitet när avjoniserat vatten används (Tabell 6). Många metaller har en hårdhetsberoende toxicitet där D. magna är känsligare mot metaller i mjukt vatten (Cu, Zn m.fl.) (Yim et al. 2006). Om metaller var orsaken till den toxiska effekten i försöken med standardvatten borde toxiciteten ha ökat i försöken med avjoniserat vatten som är mycket 16

mjukare. En sådan reaktion återfanns inte, vilket antyder att det inte är metaller som orsakat effekterna i proverna med vägdamm från stadstrafiken. Även om den uppmätta mängden PAH är under de gränsvärden som gäller för känslig markanvändning kan det fortfarande vara orsaken till den uppmätta toxiciteten. I studier där däckpartiklar lakats i vatten har det visat sig att PAHer kan vara den förorening som orsakar toxicitet (Wik, Dave, 2006). Det är inte möjligt att dra generella slutsatser om vägdammet från stadstrafiken efter de resultat undersökningen gett. Detta beror på risken att proverna möjligtvis inte representerar vägdammets egenskaper i stadsmiljön tillförlitligt, eftersom provtagningen skett lång tid efter att slitagepartiklarna samlats in. 17

5 Slutsatser Tester med slitagepartiklar från flera olika tester visade generellt en låg toxicitet för både Daphnia magna och Hyalella azteca, men med några undantag. Damm från tester med provvägsmaskin på VTI visade i allmänhet låg toxicitet. Dock gav några exponeringar med damm från tester med friktionsdäck en hög toxisk effekt på D. magna. Detta är intressant eftersom friktionsdäck genererar en mindre mängd damm än dubbdäck och att storleksfördelningen på dammkornen är förskjutet åt de mindre storlekarna. Tester med borrprover från en ett år gammal stödremsa utmed en väg visade på generellt låg toxicitet, trots att proverna visade på varierande struktur. Tester med damm från stadsmiljön i Göteborg visade på låga effekter generellt, vilket stämmer överens med att samtliga uppmätta halter av föroreningar (aromater och metaller) understeg gällande gränsvärden för mycket känslig markanvändning. Sammanfattningsvis tyder resultaten från denna undersökning på att de föroreningar som finns i vägdamm (färskt och åldrat) inte är anmärkningsvärt höga och/eller lakas ut i halter som är akut giftiga för vattenlevande organismer (kräftdjur). 18

Tackord Jag vill tacka min handledare Göran Dave för goda tips och råd under mitt arbete. Jag vill även tacka Mats Gustafsson och Göran Blomqvist, Statens väg- och transportforskningsinstitut, och Ulrika Asztély-Nilsson på Park- och Naturförvaltningen som bidragit med de prover som använts i försöken. 19