Vägdamm – hur farligt är det? - Göteborgs universitet

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. PM10 och PM2,5, 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 PM10-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, Suspenderat 75 mg/l 100 mg/l 1000 mg/l
bromsbeläggning material
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 PM10-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 PM2,5-10 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. PM2,5-fraktionen genererade högre mängder PAH än PM10fraktionen.
För PM2,5-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 CaCO3 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, C18kolonnen
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,
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
70 km/h Norge 2

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 D. magna 48-h H. azteca 96-h
(% immob.) (% immob.) (% 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.)
11
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
(% immob.)
D. magna 48-h
(% immob.)
H. azteca 96-h
(% 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.

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 D. magna 48-h H. azteca 96-h
(% immob.) (% immob.) (% immob.)
Prov
Kornstorlek
(µm)
Vattentyp
Standard Avjonat
Vattentyp
Standard Avjonat
Vattentyp
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).
Förorening
Analyserad halt
(mg/kg TS)
13
Känslig
markanvändning
(mg/kg TS)
Riktvärden för
Mindre känslig
markanvändning
Bensen

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
CMC18CMC18- Prov till PVM Obehandlad kolonnkolonn Obehandlad kolonnkolonn 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
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 PM10 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 6hålsplattan.
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

Referenser
Bäckström, M., Karlsson, S., Bäckman, L., Folkesson, L., Lind, B. (2004) Mobilisation of
heavy metals by deicing salts in a roadside environment. Water Research, 38, 720-732.
Borgström, K. (2007) Spridningsrisken av metaller i en dikesslänt. Examensarbete. Mark- och
vattenteknik, Kungliga Tekniska Högskolan.
Councell, T.B., Duckenfield, K.U., Landa, E.R., Callender, E. (2004) Tire-wear particles as a
source of zinc to the environment. Environmental Science & Technology, 38, 4206-4214.
EC, European Commission (2005). Approximation of the Laws, Regulations and
Administrative Provisions of the Member States Relating to Restrictions on the Marketing
and Use of Certain Dangerous Substances and Preparations (Polycyclic Aromatic
Hydrocarbons in Extender Oils and Tyres). EU Direktiv 2005/69/EC
Eurofins (2009). Analysrapport på uppdrag av Park- och naturförvaltningen, Göteborg.
Gillis, P.L., Wood, C.M, Ranville, J.F, Chow-Fraser, P. (2006) Bioavailabilty of sedimentassociated
Cu and Zn to Daphnia magna. Aquatic Toxicology, 77, 402-411.
Gustafsson, M., Blomqvist, G., Gudmundsson, A., Dahl, A., Swietlicki, E., Bohgard, M.,
Lindbom, J., Ljungman, A. (2008) Properties and toxicological effects of particles from
the interaction between tyres, road pavement and winter traction material. Science of
The Total Environment, 393, 226-240.
Grön Kemi, Däckanalyser. http://www.gronkemi.nu/pdf/dack_analyser.pdf (2009-09-15)
Göteborgs Stad (2009), Vinterväghållning.
http://www.goteborg.se/wps/portal/!ut/p/c0/04_SB8K8xLLM9MSSzPy8xBz9CP0os3gjU
-
9AJyMvYwMDSycXA6MQFxNDPwtTI4NQU_2CbEdFAAM3qPI!/?WCM_GLOBAL_
CONTEXT=/wps/wcm/connect%2Fgoteborg.se%2Fgoteborg_se%2Finvanare%2Fresor_
trafik%2Fgatu_och_boendemiljo%2Fskotsel+av+gator/lnkrubr_N400_ResorOchTrafik_
GatuOchBoendemiljo_SkotselAvGator_SkotselAvGator/art_N400_RT_GB_SA_Vinterv
aghallning (2009-11-02)
ISO 6341:1996, Vattenundersökningar – Bestämning av rörlighetshämning för Daphnia
magna Staus (Cladocera, Crustacea) – Akut toxicitetstest.
Kayhanian, M., Stransky, C., Bay, S., Lau, SL., Stenstrom, MK. (2008) Toxicity of urban
highway runoff with respect to storm duration. Science of the Total Environment, 389,
386-406.
Kupiainen, KJ., Tervahattu, H. (2005) Size and Composition of Airborne Particles from
Pavement Wear, Tires, and Traction Sanding. Environmental Science & Technology, 39,
699-706.
Kemikalieinspektionen (2003) HA-oljor i bildäck – förutsättningar för ett nationellt förbud.
Rapport 3/03.
Miljöförvaltiningen Göteborgs Stad (2008), Tjärasfalt. Faktablad nr 135.
http://www5.goteborg.se/prod/Miljo/Miljohandboken/dalis2.nsf/vyFilArkiv/N800_FB13
5.pdf/$file/N800_FB135.pdf (2009-09-25)
Naturvårdsverket (2009), Generella riktvärden för förorenad mark.
http://naturvardsverket.se/sv/Verksamheter-med-miljopaverkan/Efterbehandling-avfororenade-omraden/Riskbedomning/Nya-generella-riktvarden-for-fororenadmark/Tabell-over-generella-riktvarden-for-fororenad-mark/
(2009-11-03)
Newman, MC., Unger, MA. (2003) Fundamentals of ecotoxicology. Andra utgåvan. CRC
Press.
PAN Pesticide Database (2009), Chemical Active Ingredient Search.
http://www.pesticideinfo.org/Search_Chemicals.jsp (2009-11-24)
20

Rosenkranz, P., Chaudhry, Q., Stone, V., Fernandes, T.F. (2009) A comparison of
nanoparticle and fine particle uptake by Daphnia magna. Environmental Toxicology and
Chemistry, 28, 2142-2149.
VTI, Statens Väg- och Transportforskningsinstitut (2005a) Inandningsbara partiklar från
interaktion mellan däck, vägbana och friktionsmaterial. Slutrapport av WearToxprojektet.
VTI rapport 520.
VTI, Statens Väg- och Transportforskningsinstitut (2005b) Spridning och effekter av
tungmetaller från vägar och vägtrafik. VTI rapport 512.
Vägverket (2009), Vinterdäck och partiklar.
VTI, Statens Väg- och Transportforskningsinstitut (2009) NanoWear – nanopartiklar från
slitage av däck och vägbana. VTI rapport 660.
http://www.vv.se/Trafiken/Bil/Dackvalet1/Vinterdack-och-partiklar/ (2009-09-14)
Vägverket (2004a) Vägdagvatten - Råd och rekommendationer för val av miljöåtgärder.
Publikation 2004:195
Vägverket (2004b) Vägdamm och grova partiklars effekter på befolkningens hälsa. 2004:136
Vägverket (2007) Vi utför provsträckor med gummiasfalt.
http://publikationswebbutik.vv.se/upload/3236/89032_Vi_utfor_provstrackor_med_gum
miasfalt.pdf (2009-09-15)
Vägverket (2009) Undersökning av däcktyp samt mönsterdjup i Sverige. 2009:41
Wang, WH., Wong, MH., Leharne, S., Fisher, B. (1998) Fractionation and biotoxicity of
heavy metals in urban dusts collected from Hong Kong and London. Environmental
Geochemistry and Health, 20, 185-198.
Wik, A., Dave, G. (2006) Acute toxicity of leachates of tire wear material to Daphnia magna
- Variability and toxic components. Chemosphere, 64, 1777-1784.
Yim, JH., Kim, KW., Kim SD (2006). Effect of hardness on acute toxicity of metal mixtures
using Daphnia magna: Prediction of acid mine drainage toxicity. Journal of Hazardous
Materials, 138, 16-21.
21

Bilaga A – Variansanalys
Tabell A1. Statistisk behandling av resultat från tester med damm från PVM. Två faktorer testades, avstånd till
PVM med 17 nivåer och provtyp med tre nivåer.
ANOVA Daphnia 24-h exposure
Källa DF SS MSS F P
Mellan alla 47 22298
Avstånd till
PVM 16 7469 467 1,154 0,357
Prov 2 3199 1600 3,953 0,030
Error 29 11734 405
ANOVA Daphnia 48-h exposure
Källa DF SS MSS F P
Mellan alla 47 28631
Avstånd till
PVM 16 8875 555 1,102 0,397
Prov 2 4864 2432 4,829 0,016
Error 29 14603 504
ANOVA Hyalella 96-h exposure
Källa DF SS MSS F P
Mellan alla 48 22139
Avstånd till
PVM 16 5001 313 0,864 0,611
Prov 2 5417 2708 7,488 0,002
Error 30 10850 362
22

Tabell A2. Statistisk behandling av resultat tester med prover från stödremsan. I behandlingen användes tre olika
faktorer plats (P) med två nivåer, nivå (N) med tre nivåer och Distans (D) med nio nivåer.
ANOVA D. magna 24-h
Källa DF SS MSS F P
Mellan alla 65 6,50E+03
Plats 1 7,98E+05 7,98E+05 0,130 0,911
Distans 8 1,60E+08 2,00E+07 0,322 0,947
Nivå 3 4,00E+06 1,33E+06 0,021 0,996
PD 8 3,05E+07 3,81E+06 0,061 1,000
PN 3 1,91E+05 6,37E+04 0,001 1,000
DN 24 8,51E+08 3,55E+07 0,571 0,901
Error 18 1,12E+09 6,21E+07
ANOVA D. magna 48-h
Källa DF SS MSS F P
Mellan alla 65 7,49E+03
Plats 1 1,28E+06 1,28E+06 0,023 0,881
Distans 8 1,06E+08 1,32E+07 0,238 0,978
Nivå 3 1,93E+06 6,42E+05 0,012 0,998
PD 8 8,13E+07 1,02E+07 0,183 0,990
PN 3 4,49E+06 1,50E+06 0,027 0,994
DN 24 5,83E+08 2,43E+07 0,437 0,971
Error 18 1,00E+09 5,56E+07
ANOVA H. azteca 96-h
Källa DF SS MSS F P
Mellan alla 64 3,50E+04
Plats 1 8,74E+05 8,74E+05 0,009 0,924
Distans 8 8,36E+08 1,04E+07 1,127 0,395
Nivå 3 2,98E+07 9,95E+06 0,107 0,955
PD 8 2,44E+03 3,05E+02 0,000 1,000
PN 3 1,24E+07 4,14E+06 0,045 0,987
DN 24 1,14E+09 4,75E+07 0,512 0,935
Error 17 1,58E+09 9,27E+07
23

Bilaga B – Kemisk analys av vägdamm
Nedan presenteras den fullständiga rapporten av den kemiska analysen av det material som
sopats upp från stadsmiljön i Göteborg.
24