Vägdamm – hur farligt är det? - Göteborgs universitet

More documents

Recommendations

Info

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
Page 1 and 2: Vägdamm - hur farligt är det? Sam
Page 3 and 4: Innehållsförteckning Sammanfattni
Page 5 and 6: I den mätmetod som används för a
Page 7 and 8: 2 Metod 2.1 Informationssökning De
Page 9 and 10: 2.3.2 Tester med Hyalella azteca Ef
Page 11 and 12: Tabell 3. Resultat från testerna m
Page 13 and 14: 3.4 Prover från gaturengöring i G
Page 15: 3.5 Toxicitets identifiering I tabe
Page 19 and 20: 5 Slutsatser Tester med slitagepart
Page 21 and 22: Referenser Bäckström, M., Karlsso
Page 23 and 24: Bilaga A - Variansanalys Tabell A1.
Page 25: Bilaga B - Kemisk analys av vägdam

Vägdamm – hur farligt är det? - Göteborgs universitet

Create successful ePaper yourself

Delete template?

Save as template?