Utformning av översilningsytor för dagvatten - Med fokus på tungmetaller

Vattenförsörjnings- och Avloppsteknik Institutionen för Kemiteknik Utformning av översilningsytor för dagvatten - Med fokus på tungmetaller Examensarbete av Peter Lindvall December 2008

Vattenförsörjnings- och Avloppsteknik Institutionen för Kemiteknik Lunds Universitet Water and Environmental Engineering Department of Chemical Engineering Lund University, Sweden. Utformning av översilningsytor för dagvatten - Med fokus på tungmetaller Guidelines - Vegetated Filter Strips - Heavy metalls in focus Examensarbete nummer: 2008-15 av Peter Lindvall Vattenförsörjnings- och Avloppsteknik Institutionen för Kemiteknik Lunds Universitet December 2008 Handledare: Ann-Christin Sundahl samt Viveka Lidström Examinator: Professor Jes la Cour Jansen Bild på framsidan: 1. Översilningsyta (Peter Lindvall) Postal address: Visiting address: Telephone: P.O Box 124 Getingevägen 60 +46 46-222 82 85 SE-221 00 Lund. +46 46-222 00 00 Sweden, Telefax: +46 46-222 45 26 Web address: www.vateknik.lth.se

Förord Att bli civilingenjör i Ekosystemteknik, med inriktning mot vattenvård, vid Lunds Tekniska Högskola innebär bland annat att man skall ha genomfört ett examensarbete om 30 högskolepoäng. Det är nu resultatet av detta arbete, i form av denna rapport, som du har framför dig i din hand. Examensarbetet har utförts under sommaren och hösten 2008 och är kopplat till Vattenförsörjnings- och Avloppsteknik vid Institutionen för Kemiteknik. Arbetet har utförts i samarbete med konsultfirman Tyréns AB och VA SYD i Malmö, som ett led i deras arbete med dagvatten. Jag skulle främst vilja tacka mina handledare Viveka Lidström, LTH, och Ann- Christin Sundahl, Tyréns AB, för deras synpunkter och idéer till den skrivna rapporten. Dessutom vill jag tacka Ulf Thysell på VA SYD för att jag fick möjlighet och medel att testa teorin i praktiken genom att utvärdera en befintlig dagvattenanläggning. Jag vill även rikta tack till David Hagerberg och Bertil Sundlöf på Tyréns AB, som har hjälpt till och svarat på frågor under arbetets gång. Dessutom tack till alla er andra som har hjälpt mig under de här veckorna. Om det så väl gäller ritningar, data, provtagningsförfarande eller intressanta diskussioner till en kopp med te under eftermiddagsfikat på kontoret. Dessutom vill jag rikta ett stort tack till min examinator Jes la Cour Jansen för hans visioner och synpunkter under arbetets gång. Peter Lindvall Tyréns AB, Malmö. December 2008 i

ii

Summary The aim of this master thesis is to give guidelines how Vegetative Filter Strips (VFS) can be designed for stormwater pollutant control, especially in concern of heavy metals. One compartment in sustainable stormwater systems are VFSs. They provide slow transport, infiltration and particle removal. They can be constructed with low effort, for little money and are therefore popular to use. Swedish design guidelines for VFSs are today limited, especially in regard to removal of pollutants. Concentrations of pollutants in storm water will be affected by activities within the surfaces, atmospheric deposition, the rain characteristics and seasonal variations. The report mainly focuses on the heavy metals Cd, Cr, Cu, Hg, Ni, Pb and Zn. They are often considered as mainly bound to particles, approximately 75 % in road runoff, but high levels of dissolved species can be found in stormwater from corroding metal surfaces like cupper or zink roofs. Dissolved species and metals bound to small particles are difficult to separate through ordinary stormwater treatment by sedimentation. Infiltration and adsorption in VFSs could therefore play an important role in removal of these fractions. The design of VFSs varies within the literature. Important is to have a low hydraulic loading (less than 4.6 l/s per meter), at the 10 year storm event with a duration of 10 min, to minimize the risk of erosion. The recommended slope is 2 5 % and the groundvegetation should be dense and stiff. The topsoil should effectively support the growth of vegetation, have a neutral ph and a high adsorption capacity (CEC > 12 meq/100 g dry matter) till a depth of 0.3 m. The recommended saturated infiltration rate in the subsoil is 20 30 mm/h and an adsorption capacity of 2.7 meq/100 g dry matter is advisable, which can be found in the interval of silt. The filterwidth ought to be 20 m. An evaluation of two VFSs at the Lorensborgsgatan/Gottorpsvägen stormwater treatment facility in Malmö in Sweden showed elevated levels of cupper, zink, lead, cadmium and mercury in soil of the vegetated filter areas on the road shoulder. Cupper, zink and lead are known traffic related pollutants. The concentrations of heavy metals were near to background concentration in the last VFS in the facility. The general trend for the concentration of metals in the road shoulder decreased with depth and increased in the surface with distance from the road. The increase of metal in surface with distance from road indicates that the VFS on the road shoulder can be improved. The lack of road associated pollutants in the second VFS suggests that the stormwater facility works satisfying. Though the research of VFSs is limited, the potential of using them as a pretreatment method for pollutant removal from stormwater is regarded to be large and VFSs ought to be considered whenever possible. iii

iv

Innehållsförteckning: 1. Inledning... 1 1.1. BAKGRUND... 1 1.2. SYFTE OCH GENOMFÖRANDE... 2 1.3. AVGRÄNSNINGAR... 2 1.4. LÄSANVISNINGAR... 2 2. Infiltration av dagvatten - ett kunskapsbehov... 3 3. Öppna dagvattenanläggningar... 5 3.1. ÖVERSILNINGSYTOR... 5 3.2. GRÄSBEVUXNA SVACKDIKEN... 6 3.3. VÅTMARKER... 7 3.4. DAMMAR... 7 4. Dagvattnets innehåll av tungmetaller... 9 4.1. KÄLLOR TILL FÖRORENINGAR... 9 4.1.1. Punktkällor... 9 4.1.2. Diffusa källor... 10 4.2. ANDRA PÅVERKANDE FAKTORER... 10 4.2.1. Regnets egenskaper och first flush... 10 4.2.2. Förändringar under året... 10 4.3. FÖRORENINGSHALTER I DAGVATTEN... 11 4.3.1. Dagvattenklassning... 11 4.3.2. Tungmetallhalter från bebyggelse... 11 4.3.3. Tungmetallhalter från trafikytor... 12 5. Tungmetallers förekomstformer i vatten...13 5.1. PARTIKULÄRT BUNDNA METALLER... 13 5.1.1. Stor variation i partikelbundenhet... 13 5.1.2. Mer metaller på mindre partiklar... 14 5.1.3. Ökande sedimentationstid med minskande partikelstorlek... 15 5.1.4. Partikelfördelning i dagvatten... 15 5.2. METALLER I LÖST FAS... 16 5.2.1. Lösta metallkomplex... 16 5.2.2. Fria hydratiserade joner... 16 6. Tungmetallers transport i mark...17 6.1. PRINCIPER FÖR TUNGMETALLERS TRANSPORT I MARK... 17 6.2. DRIVANDE MEKANISMER... 18 6.2.1. Advektion... 18 6.2.2. Kolloidal-transport... 20 6.2.3. Dispersion och diffusion... 20 6.3. PARTIKELFASTLÄGGNING I YTAN... 21 6.4. METALLERS ADSORPTION... 21 6.4.1. Jonbyte, ytkomplex och konkurrens... 21 6.4.2. Fördelning mellan löst och fast fas... 22 v

7. Dimensionering och utformning av översilningsytor en litteraturstudie...25 7.1. DIMENSIONERANDE FLÖDE... 25 7.1.1. Hydrauliskt dimensionerande flöde... 25 7.1.2. Behandlingsintensitet... 27 7.1.3. Överskottsvatten... 28 7.2. UTFORMNING AV ÖVERSILNINGSYTA... 29 7.2.1. Fördelningsanordning... 29 7.2.2. Vegetation... 31 7.2.3. Lutning (S) och hastighet (v)... 31 7.2.4. Bredd (B)... 32 7.2.5. Hydraulisk belastning (h)... 34 7.2.6. Längd (L)... 34 7.2.7. Avstånd till grundvatten... 35 7.3. INFILTRATIONSKAPACITET... 36 7.3.1. Infiltrationshastighet... 36 7.3.2. Infiltrationens påverkan på erforderlig bredd... 37 7.4. FASTLÄGGNING AV METALLER... 38 7.4.1. Sedimentering... 38 7.4.2. Filtrering av suspenderat material... 38 7.4.3. Sorptionskapacitet... 39 8. Reningseffektivitet hos översilningsytor...41 9. Råd för utformning av översilningsyta...43 9.1. DIMENSIONERANDE FLÖDE (Q DIM )... 43 9.2. LÄNGD (L)... 43 9.3. BREDD (B)... 44 9.4. VEGETATION... 44 9.5. LUTNING (S)... 44 9.6. JORDMÅN INFILTRATION KONTRA FASTLÄGGNING... 45 9.6.1. Infiltrationshastighet och grundvattenavstånd... 45 9.6.2. Fastläggning... 45 9.6.3. Rekommenderad jordmån... 46 11. Utvärdering av översilningsytor vid Lorensborgsgatans damm, Malmö...47 11.1. OMRÅDESBESKRIVNING... 47 11.1.1. Vägslänt... 48 11.1.2. Översilningsyta... 48 11.2. PROVTAGNING... 48 11.2.1. Vägslänt... 49 11.2.2. Översilningsyta... 50 11.2.3. Analysmetod... 51 11.3. REFERENSVÄRDEN FÖR MARK... 51 11.4. RESULTAT VÄGSLÄNT... 52 11.5. RESULTAT ÖVERSILNINGSYTA... 54 11.6. DISKUSSION LORENBORGSGATANS DAGVATTENANLÄGGNING... 56 11.6.1. Vägslänt... 56 11.6.2. Översilningsyta... 56 11.6.3. Jämförelse mellan vägslänt och översilningsyta... 57 11.7. SLUTSATSER LORENBORGSGATANS DAGVATTENANLÄGGNING... 58 vi

12. Sammanfattande diskussion...59 13. Slutsatser...61 14. Fortsatta studier...63 15. Litteraturförteckning...65 Bilagor: Bilaga 1: Behandlingsintensitet... 1 Bilaga 2: Amerikansk jordklassificering... 2 Bilaga 3: Analysresultat vägslänt... 3 Bilaga 4: Analysresultat översilningsyta... 4 Bilaga 5: Artikel... 6 vii

1. Inledning 1.1. Bakgrund Allt större delar av våra städer utgörs idag av hårdgjorda ytor, som tak- och asfaltsytor. Ytor där vattnet inte kan infiltrera naturligt utan måste ledas bort. Den snabba avrinningen skapar höga flöden och ger stora volymer vatten. Vatten som tar upp föroreningar från ytorna som det rinner över. En lösning har varit att leda detta regn- och smältvatten (dagvatten) till reningsverket. När dagvattnet förs till reningsverket kan det medföra att verket blir överbelastat vid kraftiga regn, med utsläpp av orenat vatten som följd. Dessutom har ofta dagvattnet högre metallhalter än det normala spillvattnet från hushållen. Reningsprocessen är inte designad för dagvatten och tungmetallerna bryts inte ner utan kan istället försvåra användningen av slammet. En annan lösning har varit att dagvatten leds direkt till de naturliga vattnen och då riskerar dagvattnet istället att med sina metallrika sediment och kraftiga flöden påverka både strukturen och djurlivet i vattendragen. Idag innebär hanteringen av dagvatten ofta att man behåller dagvattnet i marknivå och använder mer naturnära system för att leda, magasinera och rena vattnet. Dagvattnet har på många platser blivit en förskönande resurs i samhällsbyggandet, samtidigt som de öppna systemen förutsätts rena vattnet. Dammar och våtmarker är kända anläggningar för att omhänderta dagvatten. Deras rening är undersökt i flertalet rapporter. Att låta dagvatten sila och infiltrera genom gräsmark är en annan enkel lösning. Dock är litteraturen mer begränsad för sådana översilningsytor och kunskaperna om vad som verkligen händer vid och påverkar infiltration i en beväxt yta är fortfarande begränsad. 1

1.2. Syfte och genomförande Huvudsyftet med examensarbetet har varit att ta fram råd för anläggande av infiltrerande översilningsytor för omhändertagande av dagvatten med avseende på fastläggning av tungmetaller. Arbetsgången för att nå huvudsyftet är följande: - Definiera vilka tungmetaller som förekommer i dagvatten - Ta reda på hur koncentrationerna kan variera i dagvatten från olika ytor - Klargöra vilka förekomstformer och transportsätt som är av betydelse vid infiltration i mark - Undersöka hur infiltrerande översilningsytor utformas idag - Beskriva hur en anläggning bör utformas med avseende på fastläggning av tungmetaller - Studera fastläggning av tungmetaller i en befintlig anläggning. 1.3. Avgränsningar Examensarbetet behandlar översilningsytor för dagvattenhantering och deras funktion under frostfria förhållanden. Föroreningarna har begränsats till tungmetallerna kadmium, krom, koppar, kvicksilver, nickel, bly och zink. I det fall att regionala förhållande tillämpas används data från Malmöregionen i första hand. 1.4. Läsanvisningar Kapitel 2, 3 och 4 innehåller mer allmän information om dagvattenanläggningar och tungmetaller i dagvatten och vad som påverkar halterna. Kapitel 5 och 6 tar sedan upp och behandlar kemin och transporten av tungmetaller i dagvatten och mark. Kapitel 7 behandlar hur översilningsytor utformas och förklarar hur de olika utformningsparametrarna påverkar, i kapitel 8 redovisas reningseffekter för översilningsytor och kapitel 9 ger slutligen råd för hur en översilningsyta bör utformas för att uppnå en god fastläggning av tungmetaller. I kapitel 10 studeras hur metaller har fastlagts i två befintliga översilningsytor i Malmö. En sammanfattande diskussion återfinns i kapitel 11 och i kapitel 12 och 13 presenteras slutsatser och tips på fortsatta studier. 2

2. Infiltration av dagvatten - ett kunskapsbehov Översilningsytor används för att behandla dagvatten med låga föroreningskoncentrationer, men kan även tillämpas för vatten med höga föroreningshalter, vilket motsvarar vägar över 30 000 fordon per dygn (Malmö stad, 2008). Beväxta ytor som tar emot dagvatten kan skapas med förhållandevis små åtgärder och i vissa fall skapas som bieffekter vid annan anläggning, exempelvis vägslänter. I dagens samhällen finns det fortfarande stora potentiella områden, som kan utnyttjas för infiltration av dagvatten. På så vis kan belastningen på reningsverk och recipienter minskas ytterligare samtidigt som även grundvattnet fylls på. Samtidigt som vatten infiltreras kommer en stor del av de ämnen som finns i vattnet att följa med ner i marken. En del förväntas fastläggas, men frågan blir i vilken utsträckning föroreningar når grundvattnet? Tanken med ekologisk eller grön rening är att bakterier, alger och svampar bryter ner eller tar upp föroreningar. Detta sker även till viss utsträckning med näringsämnen eller med de organiska föreningar som förekommer i dagvatten. Dessa blir i så fall biomassa, koldioxid och vatten. Men i dagvatten förekommer också föroreningar i form av tungmetaller. Metaller som inte eller i mycket liten utsträckning behövs av biologiska organismer. Dessa bryts inte heller ner i naturen utan sprids eller ackumuleras i densamma. Tungmetaller försvinner inte utan finns alltid kvar. Frågan är bara var vi väljer att förvara dem om vi ens vet var de tar vägen? Dagvattendammar och våtmarker har länge byggts i Sverige. Mätserier finns för anläggningar och modeller är framtagna och detaljerade riktlinjer för deras utformning finns. Att räkna på uppehållstider och sedimentering i bassänger har gjorts under lång tid. Även översilningsytor har byggts under åren. Riktlinjerna för dessa är mer generella. Skäl till detta kan vara att infiltrationsytor inte är lika slutna system, som dammar eller våtmarker och det blir därmed svårare att studera tillrinning, infiltration och avrinning för att utvärdera systemen. Dessutom finns det många svårbeskrivliga parametrar som varierar under året. Detta kan vara några anledningar till att råden för översilningsytor är mer begränsade, särskilt med hänseende till fastläggning av föroreningar. Trots att tekniken har använts under lång tid behövs alltså mer kunskap för att veta vad som verkligen sker i dessa översilningsytor. 3

4

3. Öppna dagvattenanläggningar Här presenteras fyra olika typer av anläggningar för omhändertagande av dagvatten. De två första anläggningstyperna ligger vanligtvis högt upp i avrinningsområdet och transporterar vattnet ner till de mer magasinerande anläggningarna. I översilningsytor och efterföljande svackdiken silas och infiltreras vattnet genom gräsmark. Längre ner kommer efterföljande våtmarker och dammar som ofta har en större magasinerande förmåga och främst sedimenterar och beroende på utformning infiltrerar föroreningar. Översilningsytor kan dessutom även placeras efter dammar och våtmarker för att ge en efterföljande rening. 3.1. Översilningsytor Figur 1: En väl utformad översilningsyta kan både rena vatten, förlänga transporttiden och höja det estetiska värdet i ett område (Publicerad med tillstånd från VegTech AB) Översilningsytor, se Figur 1, är svagt sluttande vegetationsytor där vattnet tillåts sila genom växtligheten då det transporteras vidare i systemet. Dessa kan utgöras av enkla grönytor, gräsmarker eller mer skogslik terräng och ofta läggs de högt upp i avrinningssystemet nära källorna till dagvattnet. Dagvatten från parkeringar, hustak och vägar kan ledas direkt ut över sådana vegetationsklädda ytor. Översilningsytor är inte byggda för att magasinera vatten i någon nämnvärd utsträckning och höga flöden kan skada ytorna genom att flödet kanaliseras och ytorna eroderar. Därför kan man i större avrinningsområden placera en damm eller våtmark uppströms för att magasinera och jämna ut flödet till en översilningsyta. En åtgärd som gör att översilningsytan kan användas till något större avrinningsområden (Nordfeldt, 1998, Larm, 2000). När vattnet passerar genom vegetationen kommer större material att filtreras ut och fastna. Vattnets hastighet dämpas dessutom av den ökade friktionen som vegetationen ger. Uppbromsningen av vattnet hjälper till att sedimentera större partiklar på ytan, 5

men risken finns att dessa sköljs med vid ett senare regn (Bäckström, 2002). En del vatten hinner infiltrera på vägen över ytan, medan resten fortsätter nedströms i systemet. Med hjälp av infiltrationen kan mindre partiklar tränga ner djupare i ytans porer med det infiltrerande vattnet och därmed fastläggas mer permanent (Han et al., 2005). Dessutom följer lösta föroreningar med det infiltrerade vattnet och kan fastna på markpartiklar eller tas upp av växter. Sådana reningsprocesser påverkas av kontakttiden mellan dagvattnet och de adsorberande ytorna, ytornas storlek samt markens infiltrationskapacitet (Nordfeldt, 1998). Tack vare att anläggningarna vanligtvis utgörs av gräsytor får de ofta en hög acceptans av närboende och endast mindre åtgärder under anläggandet kan förvandla en grönyta till en översilningsyta för dagvatten, detta för en relativt låg kostnad. På översilningsytor fördelas vattnet, ofta över en fast kant, jämt över ytan och det vatten som inte infiltreras förs vidare ner i systemet. 3.2. Gräsbevuxna svackdiken Figur 2: Svackdiken används för långsam transport och rening, Annestad i Malmö (Stahre, 2008) Nedanför en översilningsyta kan ofta svackdiken anläggas för att ta hand om det vatten som inte infiltreras i ytan. Svackdiken används för ovanjordisk transport av dagvatten och är ett brett vegetationsklätt dike med svag släntlutning. Svackdiken är oftast, som i Figur 2, gräsbeväxta, paraboliska eller trapetsformade diken, där vattnet rinner långsamt fram för att sedimentation och infiltration ska hinna ske. Likt översilningsytor kan svackdiken genom sedimentation och infiltration erbjuda en god föroreningsavskiljning (Larm, 1994), speciellt med avseende på partikulärt bundna föroreningar (Bäckström, 1998). Svackdiken är enkla att skapa, men tar emot mindre mängder vatten och lämpar sig därför högt upp i avrinningsområdet. Deras förhållandevis enkla och ekonomiskt fördelaktiga utformning medför att de ofta ses som smidiga lösningar för inte alltför förorenade vatten. Reningseffektiviteten beror på faktorer som vattenhastighet, längd, uppehållstid och infiltrationshastighet. 6

3.3. Våtmarker Våtmarker domineras av vattenfyllda zoner grundare än en halv meter och vattenytan bryts av vegetation. Ofta görs utformningen av både dammar och våtmarker ovala för att effektivisera strömningen genom hela anläggningen. Över hälften av våtmarksytan kan ha bottnar som ligger i vattenbrynet där vegetation kan breda ut sig (Larm, 2000). I våtmarker eftersträvas ofta en lång uppehållstid och de kan ha en magasinerande volym. I våtmarken är det processer som sedimentering, växtupptag, adsorption, kemisk utfällning, fysikalisk filtrering och mikrobiell nedbrytning, som renar vattnet från föroreningar (Larm, 1994). 3.4. Dammar Figur 3: Dammar magasinerar och renar, Växthusparken i Malmö (Stahre, 2008) Långt ner i systemet kan med fördel dammar, som i Figur 3, anläggas. Huvudsyftet med dammar är att magasinera, sedimentera och infiltrera. I dammen kommer dessutom växterna att ta upp näringsämnen och ämnen kommer att sorberas. Dammen görs oftast långsmal med svagtsluttande slänter och ett vattendjup som hindrar bottenfrysning (Larm, 2000). Dammar kan ta emot vatten från stora avrinningsområden i jämförelse med översilningsytor och svackdiken. En lång uppehållstid i dammen medför en ökad rening, både sedimenteringen och den mikrobiella reningen beror av denna (Florberger, 2006). En specialvariant av dammar är de torra dammarna. Dessa är temporära vattenspeglar som skapas vid regn och som sedan töms långsamt. En torr damm består bara av en utjämningsvolym och saknar en permanent vattenyta. Huvudmålet är att utjämna vattenflödet genom magasinering och infiltration. Dammbotten är oftast permeabel och dammen torrläggs mellan nederbördstillfällena. Eftersom risken att sediment virvlas upp av vattnet är högre i torra dammar medför det att reningseffektiviteten generellt är lägre än i våta (Larm, 1994). 7

8

4. Dagvattnets innehåll av tungmetaller Redan innan regnet når marken har det tagit upp luftföroreningar och därmed kan allt dagvatten betraktas som påverkat. Liksom sjöar avspeglar sitt avrinningsområdes geologi så blir också dagvattenkvalitén ett resultat av på vilka hårdgjorda ytor som regnet faller. Regnets karaktär kommer också att påverka hur mycket som sköljs med det avrinnande vattnet och vidare ner mot mottagande recipienter. 4.1. Källor till föroreningar Källorna till föroreningar i dagvatten kan delas in i två grupper. Dels de lokala punktkällorna, som pågår inom avrinningsområdet. Dels de andra som utgörs av mer diffusa källor, utanför avrinningsområdet, som påverkar genom att föroreningarna transporteras med exempelvis vinden till avrinningsområdet. 4.1.1. Punktkällor Det spelar en stor roll för dagvattenvattenkvalitén vad det är för typ av yta som dagvattnet rinner från och hur den används (VAV, 1983). Tabell 1 visar de vanligaste bidragen till tungmetaller i dagvatten och biologiska effekter av de samma. Tabell 1: Typiska källor till föroreningar i dagvatten (Dagvattenstrategi för Malmö, 2008) Metall Kadmium Krom Koppar Kvicksilver Nickel Bly Zink Huvudsakliga lokala källor till spridning och förorening av dagvatten Fordon och som förorening i zink. Fordon och byggnader. Byggnader (framförallt tak) och fordon. Varor som innehåller kvicksilver. Diffus spridning vid avfallshantering. Fordonstrafik, ytbeläggningar Skorstenskragar, fordon och infrastruktur (ex blymönjade broar). Byggnader, fordon och infrastruktur ex stolpar, räcken. Biologisk effekt Mycket giftig för människor och djur Negativ påverkan på människor, djur och växter Giftig för vattenlevande djur och växter Mycket giftig för människor och djur Negativ påverkan på människor, djur och växter Hög toxicitet för människor och djur Bioackumulerande Giftig för vattenlevande djur och växter Läckaget av koppar och zink blir till exempel större om de har använts mycket som byggnadsmaterial i området (Malmqvist, 1994). Samtidigt påverkar också graden av användning av ytorna, både genom utsläpp från användarna och av slitaget av ytorna. 9

4.1.2. Diffusa källor Mer diffusa källor till föroreningarna är det våta- och torra nedfallet, d.v.s. luftföroreningar som faller ned på ytorna och senare följer med dagvattnet. Antingen faller de som stoftnedfall under torra dagar eller direkt med regnet. Depositionen från diffusa källor påverkas av både lokala och regionala faktorer. Det kan finnas närliggande vägar eller luftförorenande industri, vars föroreningar förs iväg en kortare sträcka. Störst inverkan har trafiken och bostadsuppvärmning i städer. Men luftkvalitén påverkas också mer regionalt av långväga utsläpp. Vilka i stor utsträckning kommer från Centraleuropa och de brittiska öarna (Malmqvist, 1994). 4.2. Andra påverkande faktorer 4.2.1. Regnets egenskaper och first flush Själva nederbördens egenskaper spelar också in. Tiden mellan regnen har en stor påverkan på föroreningsmängden. Ju längre tid som har passerat sedan ytorna sköljdes rena förra gången, desto mer föroreningar hinner ansamlas och ju mer kan sköljas med nästa gång (Larm, 1994, Mason et al, 1999). Intensiteten i regnet påverkar också, generellt medför en hög intensitet högre föroreningskoncentrationer i avrinningen (Malmqvist, 1994). Folkesson (2005) slår fast att för tungmetaller i vägdagvatten förekommer det en så kallad first flush. Det innebär att det inledande vattnet som rinner av en yta innehåller mest föroreningar. Koncentrationer av föroreningar vid denna peak kan då vara tre gånger högre än medelhalterna för regntillfället (Vägverket, 2004). Eftersom översilningsytor vanligtvis har relativt små tillrinnande områden är det troligt att föroreningarna kan komma som en first flush. Allt eftersom regnet fortsätter så avtar i så fall föroreningskoncentrationerna. Därmed bör det första tillrinnande vattnet vara det viktigaste för behandling (Malmqvist, 1994, Larm, 1994). 4.2.2. Förändringar under året Koncentrationerna i dagvattnet kommer också att variera under året. I det fall att temperaturen går under noll vintertid kommer en stor del av dagvattnet att ackumuleras, i form av snö eller is. Samtidigt kommer många föroreningskällor att öka under vintern. Trafikytor kommer att bidra mer genom exempelvis saltning av vägar (ökad korrosion) och användning av dubbdäck. Uppvärmningen av bostäder ökar också, med ökade utsläpp från förbränning som följd. Dessa föroreningar ackumuleras i snön och frigörs inte förrän vid smältperioder. Det finns en del källor som istället minskar på vintern. Till exempel så är luftfuktigheten normalt sett lägre, därför kan man förvänta sig ett minskat bidrag från korroderande ytor. Den största masstransporten av föroreningar sker under höstens och vinterns regn samt vid snösmältningen. Även om de högsta halterna mäts upp under sommarregn. Intensiva sommarregn kan skölja med föroreningar som har ansamlats under lång tid. Under ett intensivt sommarregn kan halterna vara tre gånger högre i det inledande vattnet än den genomsnittliga koncentrationen (Malmqvist, 1994). 10

4.3. Föroreningshalter i dagvatten 4.3.1. Dagvattenklassning Stockholm Vatten (2001) har tagit fram en klassificering för föroreningshalter i dagvatten som finns i Tabell 2. Tabell 2: Klassificering av tungmetaller i dagvatten (Stockholm Vatten, 2001) Metall Enhet Låga Måttliga Höga halter halter halter Cd µg/l <0,3 0,3-1,5 >1,5 Cr µg/l <15 15-75 >75 Cu µg/l <9 9-45 >45 Hg* µg/l <0,04 <0,04 >0,2 Ni µg/l <45 45-225 >225 Pb µg/l <3 3-15 >15 Zn µg/l <60 60-300 >300 * Högst osäkra riktvärden som grundar sig på halter i fisk. Ofta ligger detektionsgränsen över dessa halter. Med hjälp av Naturvårdsverkets Bedömningsgrunder för miljökvalitet Sjöar och vattendrag har halter i dagvatten delats in i tre klasser. Föroreningar i låga halter behöver inte renas. Vid måttliga halter bör reningsåtgärder utföras, med hänsyn till årlig belastning och recipient. Höga halter skall alltid renas för utsläpp till recipient. 4.3.2. Tungmetallhalter från bebyggelse Dagvatten från bostadsområden har generellt måttliga metallhalter och det förekommer normalt sett inte speciellt höga halter av suspenderat material. Dock kan takytor bidra med höga halter av koppar och zink, beroende på hur mycket korroderbara ytor som finns. Larm (1994) skriver att takytor normalt har låga föroreningshalter, med undantag för koppar- och plåttak. Intressant är att medelvärdena för tak i Tabell 3 ändå uppvisar förhållandevis höga värden i jämförelse med andra ytor. En tänkbar anledning kan vara om koppar och plåttak är överrepresenterade i undersökningarna. Troligt är alltså att takytor av tegel och takpapp ger betydligt lägre halter av koppar, zink och krom än dessa medelvärden. Tabell 3: Schablonhalter för olika typer av bebyggda ytor (Larm, 2000) Villor Flerfamiljshus Industrier Tak Medel min max Medel min max Medel min max Medel min max Cd µg/l 0,5 0,3 1 0,8 0,3 1,5 1 0,5 3 0,8 0,7 1 Cr µg/l 4 1 8 12 5 20 5 3 20 5 2 10 Cu µg/l 25 10 60 80 20 320 70 20 130 200 10 1000 Hg µg/l 0,1 0,1 0,2 0,1 0,1 0,4 0,1 0,1 0,5 0,1 0,2 0,4 Ni µg/l 6 5 15 15 5 20 10 5 30 20 10 40 Pb µg/l 10 2 50 15 8 75 40 20 300 50 1 130 Zn µg/l 80 50 150 140 60 200 330 130 600 450 50 1000 Koppar från takavrinning kommer till störst del i form av löst koppar och inte som partikulärt bunden koppar som i trafikdagvatten (Ekvall et al, 2001). Enligt tyska rekommendationer bör ej dagvatten från takytor större än 50 kvadratmeter av 11

metallerna zink, koppar eller bly infiltreras, utan behandlas specifikt, frånskilt från annat dagvatten (ATV-DVWK, 2000). För industriområden kommer verksamheten att spela en stor roll för dagvattenkvalitén. I Tabell 3 ses att industridagvatten generellt är betydligt mer förorenat än boendeytors. 4.3.3. Tungmetallhalter från trafikytor Dagvatten från trafikerade ytor innehåller generellt högre halter av suspenderat material samt generellt mer föroreningar än boendeytor. Blyhalterna har gått nedåt i trafikdagvatten sedan förbudet mot bly i bensin kom under nittiotalet (Ekvall et al., 2001). I Tabell 4 finns schablonhalter för dagvatten som är hämtade från modellen Stormtac (Larm, 2000) och värdena är baserade på mätningar i fält. Tabell 4: Schablonhalter för olika typer av trafikytor (Larm, 2000) Centrumområden Parkeringsytor Vägar (ÅDT*) Medel min max Medel min max 5 000 10 000 15 000 Cd µg/l 1 0,5 2 0,45 0,2 1 0,2 0,3 0,3 Cr µg/l 5 4 20 15 3 20 1,0 1,8 2,6 Cu µg/l 30 20 60 40 25 70 31 51 59 Hg µg/l 0,1 0,1 0,4 0,1 0,1 50 0,1 0,1 0,1 Ni µg/l 10 5 20 4 1 7 1,15 1,8 2,5 Pb µg/l 40 10 230 30 10 50 14 17 21 Zn µg/l 140 60 400 140 60 300 62 89 116 * ÅDT = årlig dygntrafik Föroreningsmängderna beror till stor del av trafikintensiteten. Användningen av dubbdäck påverkar också halterna starkt. Endast 1,5 % av det svenska statliga vägnätet har en belastning över 10 000 fordon i årlig dygnstrafik (ÅDT) (Vägverket, 2004). Insatser för att rena dagvatten från vägar sker som regel först vid en intensitet överstigande 15 000 fordon per årsdygn (Vägverket, 2004, Malmö stad, 2008). 12

5. Tungmetallers förekomstformer i vatten Metallerna i dagvatten delas vanligtvis in som partikulärt bundna eller lösta i vattenfasen. Gränsen är egentligen glidande eftersom de lösta metalljoner kommer att försöka göra vad som är möjligt för att jämna ut sin laddning genom att utnyttja den negativa laddningen hos andra närliggande molekyler. 5.1. Partikulärt bundna metaller Partikulärt bundna metaller i dagvatten kan förekomma som fragment av metallen eller dess legeringar. Metallen kan även vara bunden till andra partiklar, som förekommer i dagvattnet, till exempel vägpartiklar, lövrester och däckslitage. Metallemissionerna i trafiken kommer till stor del från mekanisk nötning och majoriteten av metallerna finns därför i partikelbunden form. Metaller som är bundna till partiklar kan ofta avskiljas med fysiska metoder som sedimentering och filtrering. 5.1.1. Stor variation i partikelbundenhet Metaller i kontakt med vatten eftersträvar att nå en koncentrationsjämvikt mellan löst och fast fas. Faktorer som påverkar jämvikten är främst nederbördens ph, tillgängligt substrat (suspenderat material) och uppehållstid på ytan (Sansalone och Buchberger, 1997). Detta är en förklaring till den variation som förekommer mellan den lösta och partikulärtbundna fraktionen av metallerna som uppvisas i Tabell 5. Tabell 5: Undersökningar av olika metallers partikelbundenhet Undersökning Cd Cr Cu Fe Ni Pb Zn Andel partikelbundet (%) Haugan, 2003 90-60 - - 90 30 Kayhanian et al, 2007 66 62 56 98 56 84 63 Sansalone och Buchberger, 1997 0 50 0 100 0 50 0 McKenzie et al, 2008-91 45 99,7 69 96 72 Färm, 2003-46 45 - - 50 67 Generellt kan sägas att en stor del av metallerna i dagvatten förekommer som partikulärt bundna. Metallernas affinitet för laddade ytor, ph och mängden tillgängligt substrat kommer därför till stor del att styra i vilken utsträckning metallerna är partikulärt bundna (Sansalone och Bushberger, 1997). I trafikvatten är uppskattningsvis 75 % av metallerna partikulärt bundna. Undantagen görs av bly, som ofta är mer bundet och kadmium som ofta är mer löst. (Stockholm vatten, 2001). 13

5.1.2. Mer metaller på mindre partiklar I förhållande till sin volym har mindre partiklar en större yta. I Figur 4 illustreras detta. Det syns att kuberna till höger har en större sammanlagd yta, trots att den totala volymen är den samma som för den vänstra kuben. Figur 4: Samma volym partiklar har olika aktiv yta Detta medför att metaller i högre grad kan binda in till de mindre partikelfraktionerna i förhållande till partiklarnas volym (Xanthopopulus och Hahn, 1993, McKenzie, 2008). Figur 5 visar att den minsta fraktionen inom intervallet 0,1 1,5 µm kan bära omkring 80 % av metallerna (McKenzie, 2008). Ett liknande förhållande påvisade även Xanthopopulus och Hahn (1993) för större partiklar. Metallfördelning - koloidala partiklar 100% 80% 60% 40% 20% 0% 0,1-0,3 (µm) 0,3-0,5 (µm) 0,5-0,1 (µm) 1,0-1,5 (µm) Cr Cu Ni Pb Zn Figur 5: Metallfördelningen hos partiklar mellan 0,1 1,5 µm (McKenzie, 2008) Partiklar mindre än ett par mikrometers storlek benämns kolloider. På grund av deras mycket ringa storlek kan de vara särskilt viktiga för adsorptionen. De kan vara både av mineral- eller organiskt ursprung. Gemensamt för kolloider är att de vanligtvis har en negativt laddad yta, dit positivt laddade ämnen kan binda in och på så vis jämna ut laddningen (Brady och Weil, 1996). 14

5.1.3. Ökande sedimentationstid med minskande partikelstorlek Att sedimentera små partiklar kräver längre uppehållstider eftersom sjunkhastigheterna för dessa partiklar är lägre. Tabell 6 visar teoretiska sedimentationstider för olika partikelfraktioner och det syns att små partiklar under 10 µm är svårsedimenterade. Tabell 6: Sedimenteringstider för olika partikeldiametrar (Wiklund et al., 2000) Partikeldiameter (µm) per m Sedimenteringstid Fraktion 10000 Grus 1 s 1000 Sand 10 s 100 Fin sand 2 min 10 Silt 2 h 1 Bakterie, ler 8 dygn 0,1 Koloidala partiklar 2 år 0,01 Koloidala partiklar 20 år 5.1.4. Partikelfördelning i dagvatten En liter dagvatten kan innehålla 100 miljoner partiklar i storleksintervallet 4 120 µm (Bäckström, 2002). Det har visat sig att koncentrationen av mindre partiklar varierar i större grad mellan olika regn än för de större partiklarna (>25 µm). Bäckström (2002) undersökte tolv regntillfällen där partiklar mindre än 6 µm utgjorde över 50 % av det totala partikelantalet. Urbonas och Stahre (1993) redovisar undersökningar på partikelfördelningen hos dagvatten. Resultaten syns i Figur 6. Värdena är hämtade från ett diagram och därför ungefärliga. Det syns att ett stort antal av partiklarna utgjordes av små fraktioner (10 20 µm) (Urbonas och Stahre, 1993). Koncentration (Antal/ml) 1200 1000 800 600 400 200 0 5-10 10-15 15-20 20-25 25-30 30-35 35-40 Partikelstorleksintervall (µm) Figur 6: Antal partiklar för olika storleksintervall (Efter Stahre och Urbonas, 1993) Eftersom små partiklar kan ha en högre koncentration av tungmetaller (Xanthopopulus och Hahn, 1993, McKenzie, 2008) är deras massandel viktigare än antalet små partiklar. Urbonas och Stahre (1993) hänvisar till en undersökning (Rinella och McKenzie, 1982) av dagvatten där 31 mass-% av det suspenderade materialet utgjordes av partiklar finare än 8 µm. Denna undersökning tyder på att 15

fraktionen med små partiklar kan bära stora massflöden av metall i dagvatten, men fler undersökningar behöver utföras. Sammanfattningsvis kan sägas att många metaller har en förhållandevis hög partikelbundenhet i dagvatten. Undantaget utgörs av vatten från korroderande ytor. Den effektiva ytan hos små partiklar medför att dessa kan bära en, i förhållande till sin massa, stor last av metaller. Metallkoncentrationen kan därmed vara högre i de mindre partikelfraktionerna. Dessa små partiklar är svåra att avskilja genom sedimentering och kan utgöra en betydande del av det suspenderade materialet. 5.2. Metaller i löst fas När metaller frigörs genom korrosion förekommer de främst i löst form och från metalltakytor kan de ofta betraktas som förekommande helt i löst form (Stockholm vatten, 2001). Vanligtvis är också de lösta jonerna mer biologiskt tillgängliga (Naturvårdsverket, 2006). 5.2.1. Lösta metallkomplex Starkt laddade joner kan binda in och bilda komplex med andra molekyler. Ett exempel är koppar (Cu 2+ ), som speciellt i miljöer med högre ph-värden binder vattnet så hårt att en väteatom knoppas av och blir CuOH(H 2 O) 5 + (Naturvårdsverket, 2006). Beroende på storleken på den eller de molekyler som metallen binder in till kan komplexet uppföra sig som antingen löst eller fastlagt. Vanlig och viktig är komplexbindningen som kan ske med lösta humusämnen (Gustavsson et al., 2003). Metalljoner binder då in till aktiva grupper (exempelvis COO -, -OH, -SH eller NH 2 ) i det organiska materialet. Speciellt koppar kan binda in hårt till humus, detta eftersom den tvåvärda kopparjonen kan binda till två grupper samtidigt. Finns det mycket löst organiskt material i marken kommer detta också att påverka metallernas rörlighet (Naturvårdsverket, 2006). Komplex kan även bildas med klorider, främst i saltmiljöer, och sulfider, främst i reducerade miljöer (Naturvårdsverket, 2006). Lösta metallkomplex kan således försvåra fastläggningen i mark genom att metallkatjonerna får svårare att binda in till fasta ytor och lättare transporteras med vattenströmmarna. 5.2.2. Fria hydratiserade joner Reaktivast är de fria metalljoner som förekommer i en vattenlösning. Dessa kan till exempel medverka i katjonsutbyten. I vattnet omges de vanligtvis av vattenmolekyler, vattnets polaritet jämnar på så vis ut Na laddningen och gör dem mer neutrala. I Figur 7 visas en + natriumjon löst i vatten, kring den ligger fem vattenmolekyler med sina negativa syreatomer riktade inåt mot den positiva jonen. Natriumjonen blir därmed hydratiserad. Samma sak gäller egentligen för alla fria laddade ämnen i vattenlösningar, med skillnad för att joner med negativ laddning utnyttjar Figur 7: Hydratiserad natriumjon vattenmolekylernas väten (Naturvårdsverket, 2006). 16

6. Tungmetallers transport i mark 6.1. Principer för tungmetallers transport i mark Det som driver metalltransporten i mark är vattenströmningen. I Figur 8 har de principiella vattenflödena för en översilningsyta ritats upp. Figur 9 visar sedan hur transporten av lösta och partikulärt bundna metaller kan se ut och påverkas. Tillrinning dagvatten Nederbörd Avdunstning Avrinning till recipient Matjord Perkolation till mineraljord Mineraljord Perkolation till grundvatten Grundvattenström Figur 8: Vattentransport i översilningsyta Transportmediet för metaller i en översilningsyta är vattnet. Vattnet kommer till ytorna via tillrinning från hårdgjorda ytor och direkt nederbörd. Beroende på ytans utformning kommer det att infiltrera eller avrinna. Det vatten som infiltrerar ner i ytan fyller upp markporerna och när porerna är mättade perkolerar det neråt genom jordlagren och fyller upp nya porer för att slutligen nå grundvattnet. Genom att anpassa fysiska parametrar som jordmån och vegetation kan de olika flödena påverkas och därmed metalltransporten in i ytan. En ökad infiltration kommer till exempel ge en minskad avrinning. En ökad avdunstning från vegetationen kommer att minska perkolationen till underliggande jordlager och förbättra infiltrationen för nästkommande regn genom att markvattenhalten sänks. 17

Löst metall Partikulärt bunden metall Mullager Infiltration Infiltration Mull Löst fas Sorption Mull Fast fas Mineraljordlager Perkolation Mineraljord Löst fas Sorption Mineraljord Fast fas Grundvatten Perkolation till grundvatten En tungmetall transporteras på två olika sätt till infiltrationsytor. Antingen som partikulärt bunden eller löst i vattenfasen. Större partiklar sedimenterar på ytan, men riskerar att föras vidare under senare regntillfällen. De mindre partiklarna kommer till stor del att fastläggas genom filtration i det övre jordlagret. Djupet beror på hur fin jordartsfraktionen är. Den lösta delen kommer att strömma med det perkolerande vattnet ned genom marken mot grundvattnet. På vägen kommer en stor del av metalljonerna att adsorberas till jordmaterialet, främst organiskt material och lerpartiklar. 6.2. Drivande mekanismer 6.2.1. Advektion Figur 9: Metalltransport i en översilningsyta I infiltrerande marker med en någorlunda god vattengenomströmning är advektion den betydande transportprocessen. Fenomenet advektion, då lösta ämnen rör sig med det strömmande vattnet, är i många fall den mest betydelsefulla transportformen i mark. Storleken av advektionen bestäms av storleken på vattenflödet och koncentrationen av ämnet i fråga (Naturvårdsverket, 2006). För infiltrationen samverkar tryckkrafter och gravitation. Vattnet sugs ner i marken beroende på gravitationen och skillnaden i vattenhalt i jorden. När porerna är fyllda till den gräns att gravitationen övervinner kappillärkraften uppnås jordens fältkapacitet och vattnet rinner vidare neråt. I Figur 10 ses att infiltrationen är hög i det inledande skedet i en torr jord och allteftersom infiltrationen pågår kommer den att avta exponentiellt (jordens fältkapacitet mättas) och plana ut tills jorden är helt 18

vattenmättad. Den mättade infiltrationshastigheten har uppnåtts. Denna mättade infiltrationshastighet motsvarar då jordens hydrauliska konduktivitet. Figur 10: Infiltrationshastighetens avtagande med tiden för fyra olika jordar enligt Hortons ekvation (värden från Tabell 7) Ett matematiskt sätt att beskriva infiltrationsförloppet är Hortons ekvation (Berndtsson, 2003). Den beskriver hur markens infiltration minskar till följd av att markens porer mättas av vatten. = +( + ) Där: f t = infiltrationskapacitet vid tiden t (mm/h) f c = minsta infiltrationskapacitet, fältkapacitet (mm/h) f 0 = maximal infiltrationskapacitet, vissningsgräns (mm/h) k = tidskonstant som anger hur fort infiltrationskapaciteten avtar (h -1 ) Ekvation bygger dock på att variablerna (f c, f 0 samt k) måste mätas upp för varje jord (Berndtsson, 2003). Typiska värden för f c, f 0 samt k återfinns i Tabell 7. Tabell 7: Typiska parametrar för Hortons ekvation (Butler och Davis, 2004) Jordtyp f 0 (mm/h) f c (mm/h) k (h -1 ) Grovkornig jord 250 25 2 Mellankornig jord 200 12 2 Finkornig jord 125 6 2 Lera 75 3 2 I Tabell 7 syns att den inledande infiltrationen (f 0 ) kan vara 10 (grovkornig jord) till 25 (lera) gånger högre än den mättade (f c ). En snabb upptorkning av jorden är alltså gynnsamt för att omhänderta en större del av det inledande regnet och first flush. 19

Infiltrationshastigheten kan variera stort och bör därför mätas med infiltrationstester i fält (Urbonas och Stahre 1993, Berndtsson 2003). Infiltrationshastigheten, d.v.s. inflödet av vatten i jorden påverkas alltså i mycket hög grad av jordens vattenhalt. Denna vattenhalt varierar mellan olika jordarter, årstider och regntillfällen. Därmed är det svårt att förutsäga den inledande infiltrationshastigheten för en yta. 6.2.2. Kolloidal-transport Kolloider är, som tidigare nämnts, mycket små partiklar, vanligtvis av någon mikrometers storlek eller mindre. På grund av sin stora yta i förhållande till sin ringa volym och kemiska sammansättning är kolloiderna särskilt viktiga vid adsorptionen (Brady och Weil, 1996). Deras storlek gör också att det finns en risk att de transporteras med markvattnets strömmar. På så vis undviker föroreningarna att irra in sig i de mindre porerna och transportvägen blir kortare. Därmed kan kolloidaltransport uppnå samma hastigheter som vattentransporten. Detta medför att modeller som bara ser till advektion, diffusion och dispersion kan underskatta föroreningstransporten (Piguet, 2007). Den omättade zonen utgör dock ett viktigt hinder för kolloidaltransport genom att ytan mellan luft och vatten i ej mättade porer kan adsorbera kolloiderna (Piguet, 2007). Normalt kommer alltså den översta jorden att fungera som en filterbädd och huvuddelen av de små partiklarna fastläggs relativt grunt (Piguet, 2007), även om en transport till grundvattnet har påvisats (Norrström och Jacks, 1998). I jordar finns ibland maskgångar, döda rötter och olika torr eller frost-sprickor, vilka ökar den hydrauliska konduktiviteten. I biologiskt aktiv lerjord kan det finnas 100 sådana kanaler per kvadratmeter (Brunner, 2002). Dessa makroporer kan leda till ett snabbare vattenflöde och kan öka djupträngningen för små partiklar (McGechan och Lewis, 2002, Brunner 2002). 6.2.3. Dispersion och diffusion På vattnets väg genom jorden kommer det ständigt att stöta på olika partiklar och porer. De olika vägar som vattnet måste ta i porösa medier medför att föroreningen sprids. En del vattenpaket kommer att ta raka vägen, andra kommer att ta den längsta omvägen medan de flesta bara kommer att bli lite fördröjda. Detta medför att föroreningsfronten sprids ut längs strömningsvägen, vilket benämns dispersion. Diffusion uppkommer då det finns en koncentrationsgradient och beror på molekylernas ständiga rörelser. Störst är chansen att en molekyl rör sig från den högre koncentrationen till den lägre koncentrationen. Vilket får till följd att kollisionerna mellan molekyler kommer att sprida ut molekyler åt båda hållen i flödesriktningen. Denna transportmekanism är främst betydelsefull vid låga hastigheter i vattenmättad mark (Naturvårdsverket, 2006) och kommer således att vara av mindre intresse vid infiltration. 20

6.3. Partikelfastläggning i ytan Sedimenteringen av suspenderat material på en översilningsyta är främst en fysisk process där balansen mellan vattenflödet och partiklarnas sedimentationshastighet avgör vilka partiklar som fastläggs (Deletic et al. 2006). De större kornen kommer att sedimentera först och med en allt lägre hastighet kommer de mindre fraktioner att sedimentera. Flödet på en översilningsyta varierar med nederbörden och sedimenterade partiklar riskerar därför att följa med senare högflöden och det kan diskuteras om dessa fastläggs eller fördröjs (Bäckström, 2002). Av partiklars sedimenteringshastigheter i Tabell 6 syns att de mindre partiklarna är tämligen svårsedimenterade. Liu et al. (2008) menar att större partiklar (>40 µm) sedimenterar inom de första metrarna av en översilningsyta, medan för de mindre storlekarna kommer främst infiltrationen att stå för fastläggningen. Partiklarna följer med det infiltrerande vattnet och huvuddelen fastnar i markfiltrets porer (Mikkelsen et al. 1996, Dierkes och Geiger, 1999). Djupträngningen kommer att bero på porstorleken (Brunner, 2002). 6.4. Metallers adsorption Adsorption är när ett fast ämne tar upp och binder en förening till sin yta. För katjoner i mark är det främst de två olika typerna jonbyte och ytkomplex som står för adsorptionen. 6.4.1. Jonbyte, ytkomplex och konkurrens Jonbyte är när lösta metallkatjoner binder in elektrostatiskt till laddade ytor på exempelvis lera och humusämnen. För att ytan ska behålla sin laddning kommer en annan svagare jon att bytas ut, jonbytet äger rum. Den inbundna jonen behåller sitt skal av vattenmolekyler och sitter relativt långt från den laddade ytan. Detta medför att den inte sitter speciellt hårt bundet utan lätt kan bytas ut av andra konkurrerande joner (Naturvårdsverket, 2006). Ytkomplex är en starkare adsorption än ett vanligt jonbyte. Katjonerna bildar då komplex med syret i hydroxylgrupper på mineralytor (Fe-, Mn-och Al-oxider) eller organiska humusämnen (hydroxyl- eller karboxylgrupper) (Naturvårdsverket, 2006). Det som spelar in är deras negativt laddade yta, där joner eller laddade komplex kan binda in, samt hur hög de laddade partiklarnas affinitet för att binda in till ytorna är. Humusämnen binder generellt katjoner bättre än metalloxider vid lägre ph-värden. Detta eftersom humusämnen innehåller en viss del starkt metallkomplexbindande grupper (t.ex. sulfatgrupper) och därför effektivt kan binda metalljoner, i lägre koncentrationer, mycket hårt, speciellt i fallet med Cu och Hg. Nackdelen med humuskomplex är att dessa kan lösas upp och på så vis mobilisera de komplexbundna metallerna. På samma vis kan metallerna binda in till redan löst organiskt material. Fastläggningen av metalljoner försämras därför om det ingående vattnet innehåller höga halter av löst organiskt kol, som därmed konkurrerar med de andra adsorptionsytorna (Naturvårdsverket, 2006). Jonkonkurrens är när en jon med högre affinitet, inbindningsvilja, kan byta plats med en jon med lägre affinitet och på så vis äger jonbyten rum. Det blir en jämvikt 21

mellan antalet fria joner i en lösning samt antalet joner som har bundit in till en yta. Vilka joner som binds in styrs till stor del av vilken laddning jonen har (en tvåvärd har generellt en högre affinitet än en envärd), jonradien samt i vilken koncentration den förekommer i lösningen. Adsorptionen av tungmetaller är ofta starkt ph-beroende, eftersom de positiva vätejonerna står i konkurrens med de metalliska katjonerna. I Figur 11 visas hur adsorptionen av bly, koppar, kadmium beror på vätejonskoncentrationen i form av ph. I Figur 11 syns också en skillnad mellan de olika metalljonernas inbindning i förhållande till ph. Figur 11: Adsorptionens ph-beroende för tungmetallerna Pb, Cu och Cd (Naturvårdsverket, 2006) Kalcium och aluminium är joner som kan nå sådana koncentrationer att de konkurrerar i marklösningen (Naturvårdsverket, 2006). Norrström och Jacks (1998) påvisade att bly, koppar och zink riskerar att lakas ur vägnära jordar vid höga NaClhalter eller låga ph. 6.4.2. Fördelning mellan löst och fast fas Ett mått för att mäta föroreningars sorption till fasta partiklar i mark är det så kallade K d -värdet. =, Där n i, total är totalhalten av föroreningen (mg/kg) och c i den lösta totalkoncentrationen (mg/l). Talet K d beskriver förhållandet mellan hur stor del av ämnet som är partikulärt bundet jämfört med hur stor andel som är löst. Vid K d = 10 är således 10 gånger mer bundet till ytor än i vattenfas. K d -värdet är specifikt för en jon och en yta i jämvikt under specifika förutsättningar. Ändras förutsättningarna så förändras också K d -värdet för jämvikten. De viktigaste faktorerna som påverkar en jons inbindning till en yta är jordens egenskaper och ph 22