Metaller från vägtrafik på naturreservat Dumme Mosse, Jönköpings kommun

Miljöstrateg 180 hp

Metaller från vägtrafik på naturreservat Dumme Mosse, Jönköpings kommun

Examensarbete i miljövetenskap, 15 hp

Halmstad 2020-05-24

Josefin Zetterqvist

Examensarbete i miljövetenskap, 15 hp.

Nivå: Grundnivå

Titel på svenska: Metaller från vägtrafik på naturreservat Dumme Mosse, Jönköpings kommun.

Title in English: Metals from road traffic at nature reserve Dumme Mosse, Jönköping municipality, Sweden.

Handledare: Per Magnus Edhe, Akademin för ekonomi, teknik och naturvetenskap.

Examinator: Sylvia Waara, Akademin för ekonomi, teknik och naturvetenskap.

INNEHÅLLSFÖRTECKNING

1 Abstract 4

2 Sammanfattning 5

3 Inledning 6

3.1 Metaller från biltrafik ______________________________________________________________ 6 3.1.1 Trafikrelaterade källor till Zink ______________________________________________ 8 3.1.2 Trafikrelaterade källor till Koppar ____________________________________________ 8 3.1.3 Trafikrelaterade källor till Bly ________________________________________________ 8 3.1.4 Trafikrelaterade källor till Natrium och dess påverkan ________________________ 8 3.2 Metallernas påverkan ______________________________________________________________ 9 3.3 Riksväg 40________________________________________________________________________ 9 3.4 Dumme mosse ___________________________________________________________________ 10 3.4.1 Vindens påverkan på metallernas spridning _________________________________ 11 3.5 Syfte ____________________________________________________________________________ 11 3.6 Frågeställningar__________________________________________________________________ 12

4 Metod 13

4.1 Studiedesign _____________________________________________________________________ 13 4.2 Fältprovtagning: plats och utförande ______________________________________________ 13 4.3 Kemiska analyser ________________________________________________________________ 15 4.4 Litteratursökning ________________________________________________________________ 15 4.5 Statistiska analyser _______________________________________________________________ 15 4.6 Felkällor _________________________________________________________________________ 16

4.6.1 Avvikande från standarderna under provtagning och analys som kan ha

påverkat resultatet: __________________________________________________________________ 16

5 Resultat 17

5.1 Mätresultat ______________________________________________________________________ 17 5.2 Resultat från andra undersökningar _______________________________________________ 20 5.2.1 Toxikologiska jämförelser __________________________________________________ 20 5.2.2 Undersökning av vägsaltets effekter på mark- och vattenkemin i små

skogsområden ______________________________________________________________________ 21 5.2.3 Jönköpings kommuns föroreningsklassning av dagvatten ____________________ 22 5.2.4 Undersökning av tungmetallhalterna i en dagvattendam i Stockholm. _________ 22 5.2.5 Undersökning av vägföroreningar i dagvatten i Taiwan. ______________________ 23

6 Diskussion 24

6.1 Svar på frågeställningar __________________________________________________________ 24 6.2 Avvikande värden ________________________________________________________________ 28 6.3 Vindriktningens påverkan på metallhalterna _______________________________________ 29

7 Slutsatser 30

8 Tackord 31

9 Referenser 32

BILAGA 1 35

BILAGA 2 41

1 Abstract

The metalls copper (Cu), zinc (Zn), lead (Pb) and sodium (Na) are some of the metalls that can spread to the environment due to car trafic and it can be harmful to organisms in larger concentrations. The study object is a bog that is a nature reserve area with important plant- and bird life. Therefore I have chosen to studie if the cartraffic that goes trough the bog could have increased the levels of metalls present in the bog. To search out this I have taken water- samples and analyzed Cu, Zn, Pb and Na with the help of atomic absorption spectroscopy.

However there was no connection between the levels of Cu or Zn and the distance from the road, there was a connection for the levels of Na. The levels of Cu and Zn was high even ten or hundred of meters out into the bog. The Na levels was a litte high closest to the road but not so high out on the bog. The levels of lead was under the methods detection value. The high levels of Cu and Zn could have a damaging effect on the bogs ecology.

2 Sammanfattning

Bakgrund: Biltrafik är en källa till många miljöskadliga ämnen, bland annat metaller. Metal- lerna koppar, zink och bly som är några av de metallerna, kan vara skadliga för organismer i miljön om de förekommer i för höga halter. Även NaCl, vägsalt kan förekomma i förhöjda halter nära vägar som saltas mot isbildning och är skadligt för närmiljön om det blir för höga halter. En starkt trafikerad väg, Riksväg 40, går rakt över Dumme mosse, en stor mosse i Jön- köpings kommun. Dumme mosse är natrurreservat, natura 2000-område och viktig för bland annat fågel- och växtliv. Jag ville försöka ta reda på om den delen av naturreservat Dumme mosse som ligger närmast riksväg 40 har höga halter av dessa metaller och därigenom kan antas vara påverkat av vägen.

Syfte och frågeställning: Syftet med arbetet är att ta reda på hur höga halterna är av ämnena koppar, zink, natrium och bly på den delen av Dumme mosse som är nära riksväg 40. Samt om halterna förändras längre ut på mossen. Detta för att försöka bilda sig en uppfattning om någon av ämnena finns i sådana halter att de kan vara skadliga för djur och naturlivet på mossen.

Frågeställningar:

 Hur höga är koncentrationerna av koppar, zink, bly och natrium nära vägen?

 Finns något samband mellan halt av koppar, zink, bly eller natrium och avstånd från vägen?

 Om förhöjda värden av någon av metallerna uppmäts, hur långt bort från vägen sträcker sig dessa förhöjda värden?

 Kan vi anta att mossen är påverkat av metaller från biltrafiken?

Metod och studiedesign: För att besvara mina frågeställningar togs vattenprover vinkelrätt mot riksväg 40 ut på mossen. Dessa vattenprover analyserades efter koppar, zink, bly och natrium.

Resultat: Det fanns inget statistiskt samband mellan halt zink eller koppar och avstånd från vägen. Däremot fanns ett negativt statistiskt samband mellan natriumhalt och avstånd från vägen. Natriumhalten avtog kraftigt med ökat avstånd från vägen. Jämförande med andra undersökningar och toxikologiska värden visar att medelvärdena för zink och koppar som uppmättes på mossen är höga. Blyhalterna låg under detektionsgränsen för metoden och där- för finns inga specifika siffror för bly.

Slutsatser: Det fanns ett samband mellan natriumhalt och avstånd från vägen. Då natriumhal- ten var hög nära vägen och avtog med avstånd från vägen. Det fanns inget samband mellan koppar eller zinkhalt och avstånd från vägen. Koppar och zinkhalterna var dock väldigt höga.

Detta kan ha en negativ inverkan på mossens ekologi. I fortsatt arbete bör man titta på hur omfattande dessa högre halter är och om de har en negativ inverkan på mossens ekologi. För zink fanns två eventuella lokala föroreningar där zinkhalten var extra hög på södra sidan av vägen. Detta bör undersökas närmare hur stor utbredningen av dessa högre halter är. Blyhal- terna var lägre är metodens ganska höga detektionsgräns på 0,06 mg/l. Fortsatta studier bör mäta bly på Dumme mosse men med en metod med lägre detektionsgräns för att se om hal- terna av bly är höga eller låga.

3 Inledning

Detta arbete berörs av flera nationella miljömål, till exempel miljömålen Ett rikt växt och djurliv, grundvatten av god kvalitet, levande sjöar och vattendrag och levande skogar. Men framför allt målen ”Giftfri miljö-Förekomsten av ämnen i miljön som har skapats i eller ut- vunnits av samhället ska inte hota människors hälsa eller den biologiska mångfalden. Halter- na av naturligt förekommande ämnen är nära bakgrundsnivåerna.” Och målet ”Myllrande våtmarker – Våtmarkernas ekologiska och vattenhushållande funktion i landskapet ska bibe- hållas och värdefulla våtmarker bevaras för framtiden” (Sveriges miljömål).

3.1 Metaller från biltrafik

Utsläpp från större vägar innehåller olika typer av föroreningar som exempelvis polycykliska aromatiska kolväten, vägsalter och metaller. Dessa kan förekomma både i upplöst form och partikelform. Ansamlandet av föroreningar relaterade till dagvatten från trafikytor som an- samlats i recipienter har visat skadlig inverkan på ekosystems hälsa (Davis, Birch, 2010). Me- taller är ett problem i synnerhet då de inte bryts ner av microorganismer utan ackumuleras i miljön och kan då på lång sikt vara toxiskt för växter, djur och människor.

De mest undersökta metallerna i vägmiljöer är Cu, Cr, Cd, Ni, Pb och Zn. Utsläpp av metal- ler från biltrafik kan ha många olika källor. Men främst härstammar de från däckslitage, bromsklossar, avgas och slitage av individuella fordonskomponenter som bilkarosser och mo- tordelar. Andra källor till metalläckage från vägar är beläggningsmaterial, vägunderhåll som avisningsaktiviteter och korrosion av trafikstyrnings enheter, vägräcken, skyltar, viltstängsel och lyktstolpar. Faktorer som kan påverka utsläppens kvantitet är trafikrelaterade faktorer som volym av lätt eller tung trafik, korsningar, vägdesign, typer av bränsle som används, kör- beteende och körhastighet.

Upplösta föroreningar eller partiklar överförs till omgivande miljö via lufttransport med vind, infiltrering av dagvatten och vattenstänk från fordon. Beroende på vägtyp och lutningen av vägen kan vattenstänk och avrinningsvatten transporteras så långt som 10 meter till intil- liggande områden. Med ytterligare inflytanden av luftflöden och vind kan mycket små partik- lar transporteras och deponeras upp till ett avstånd av 250 m från vägen. Området 0-5 meter från vägen påverkas mest av avrinningsvatten och vattenstänk, området 5-10 meter från väg- kanten påverkas mest av vattenstänk samt området 10- > 50 meter från vägen påverkas av luftburna partiklar. Se figur 1 nedan (Werkenthin, Kluge, Wessolek, 2014).

Figur 1. Teckning anpassad efter figur i Werkenthin, Kluge, Wessolek, (2014)´s rapport. Teckningen visar en illustration av vägmiljö och vägar för föroreningsspridning.

Vissa undersökningar har visat att metallkoncentrationerna i vägars närhet är positivt korrele- rat med trafikintensiteten medan andra undersökningar inte har hittat något tydligt sådant samband (Werkenthin et al. 2014). Trafiksignaler och hastighetsbegränsningar påverkar dag- vattnets föroreningskoncentrationer eftersom bromsning och accelerationer ökar nötningen av däck och bromsbelägg och ökar avgasutsläppen från fordonen (Huber, Welker, Helmreich, 2015).

En stor del av de metaller som kommer till jorden som omger vägen är bundna till partiklar.

Dessa partiklar hålls till stor utsträckning kvar av fysiska faktorer i det översta jordlagret och stannar därför ofta där. Metallernas mobilitet i jorden påverkas bland annat starkt av mängd organiskt material och markens pH (Werkenthin et al. 2014). Man kan säga, grovt generali- serat, att tungmetallernas rörlighet i mark ökar med sjunkande pH (Folkeson, 2005).

En faktor som kan påverka hur koncentrationerna av föroreningar kan variera över tid i an- slutning till väg är klimat och väderfaktorer. Dessa kan tillexempel vara tidigare torra peri- oder, torrdeposition, vindturbulens och regn (volym, intensitet och varaktighet) (Huber et al.

2015).

3.1.1 Trafikrelaterade källor till Zink

Källor till zink i trafiken är bland annat däckgummi, bromsbelägg och korrosion av fordons- komponenter. Även nedbrytning av galvaniserad vägutrustning som räcken, stolpar, skyltar och viltstängsel ger utsläpp av zink och andra metaller (Folkeson, 2005).

Zinkkoncentrationerna är väldigt varierande i dagvatten från vägområden jämfört med andra metaller från biltrafik då zink används i galvaniserade konstruktioner och partiklar av bäck- gummi så kan utsläppen lokalt vara högre (Huber et al. 2015).

3.1.2 Trafikrelaterade källor till Koppar

Viktiga källor till koppar i trafiken är bromsbelägg, kablar, lager och bussningar. (Folkeson, 2005).

3.1.3 Trafikrelaterade källor till Bly

Bly användes förr i stor skala som oktanförhöjande tillsats i bensin (Folkeson, 2005). Blyut- släppen från biltrafik har minskat kraftigt de senaste decennierna sedan förbudet kom mot bly som bensintillsats (Huber et al. 2015).

Källor till bly i trafiken idag är mindre halter i bland annat bromsbelägg, kablar, lager och bussningar (Folkeson, 2005). Hjulvikter av bly som lossnat kan orsaka höga lokala förore- ningshalter (Davis, Birch, 2010).

3.1.4 Trafikrelaterade källor till Natrium och dess påverkan

Den högsta trafikrelaterade källan till natrium är vägsalt. Vägsalt är en benämning på natri- umklorid (NaCl) som används på bland annat det svenska vägnätet för halkbekämpning (Tra- fikverket, 2019a). NaCl har negativa miljöeffekter när saltet inte längre ligger på vägbanan, utan sprids till angränsande marker via avrinning, vind eller plogas bort av väghållningsfor- don. Saltet som sprider sig lösligt i ytvatten eller grundvatten i form av natrium- och kloridjo- ner rör sig sedan vidare i marken och påverkar växter och artsammansättningen intill vägen.

NaCl påverkar växter på två sätt, alltingen genom jonstress eller osmotisk stress, vilket förs- ämrar växternas vattentillgång, näringsbrist samt bidrar till toxicitet i marken och växten vil- ket hämmar tillväxten (Lundh, 2015).

Förutom det så kan användingen av vägsalt öka ansamligen av tungmetaller genom att bilda komplex med kloridjoner (Norrström, Jacks, 1998).

3.2 Metallernas påverkan

Många metaller och däribland tungmetaller är viktiga som spårämnen i växter och djur och behövs då i mycket låga koncentrationer. Till exempel ingår olika tungmetaller i enzymer som medverkar i livsnödvändiga processer i cellerna och fyller därför en viktig biologisk funktion.

För växter är följande metaller essentiella: Co, Cu, Fe, Mo, Mn, Ni, Ti, V och Zn. Motsva- rande för djur är: Co, Cu, Cr, Fe, Mo, Mn, Ni, Sn, V och Zn. Alla tungmetaller är dock inte sådana essentiella metaller som växter och djur behöver, en av dem är exempelvis Pb. Pro- blemet uppkommer om tungmetallerna finns i för höga koncentrationer, då kan de snart bli giftiga för växter och djur istället. Även olika växter och djur är olika känsliga för höga tungmetallhalter. Växter i närheten av vägar tillförs metaller genom rotupptagning och direkt- deposition. Många organismer har förmågan att reglera halterna av spårmetaller i sina organ genom olika mekanismer.

Metallernas rörlighet i mark påverkar deras potential att tillföras biologiska system. Denna rörlighet påverkas av många faktorer bland annat vilken metall det gäller och hur lätt den bin- der till andra ämnen och partiklar. Men också markfaktorer som exempelvis surhetsgrad (pH), textur, halt organiskt material och redoxförhållanden (Folkeson, 2005).

Zink är relativt mobilt i jord och vatten och är där igenom växttillgängligt (Folkeson, 2005).

I och med sin mobilitet kan zink även transporteras ner till djupare jordlager eller transporte- ras iväg till omgivande miljöer (Werkenthin et al. 2014). Koppar är måttligt mobilt och växt- tillgängligt. Medan bly vanligtvis är väldigt immobilt då det binds lätt till organsikt material och lerpartiklar (Folkeson, 2005). Undersökningar visar att höga halter av bly som kommer med avrinningsvatten från väg kan immobiliseras effektivt av de översta 10 cm jord nära vägen och stannar därför oftast nära vägen (Werkenthin et al. 2014). Både Zink och koppar kan förekomma i både fast och upplöst fas (Huber et al. 2015).

I höga halter ger tungmetaller skador på till exempel nervsystem och andningsorgan. Giftighe- ten hos förekommande tungmetaller är i vattenmiljöer i hög grad beroende av vattnets hård- hetsgrad (Folkeson, 2005). Vattnets hårdhetsgrad bestäms av hur mycket kalcium- och mag- nesiumjoner vattnet innehåller. Vatten med låg halt av dessa joner kallas mjukt vatten och vatten med hög halt kallas hårt vatten (VA-syd, 2019). Exempelvis är giftigheten hos zink betydligt mindre i hårt vatten än i mjukt.

Zink bildar lätt komplex med låg biotillgänglighet med organiskt material och giftigheten minskas då. Bland de ämnen som är giftigast för växter återfinner vi två av ämnena vi kom- mer att undersöka i detta arbete, nämligen koppar och bly.

Överlag gäller att tungmetallernas toxicitet är mycket beroende av utvecklingsstadiet hos de organismer som utsätts för giftverkan. Individer i tidiga utvecklingsstadier är i allmänhet betydligt känsligare än vuxna individer (Folkeson, 2005).

3.3 Riksväg 40

Riksväg 40 mellan Göteborg och Stockholm utgör tillsammans med E4:an en huvudförbin- delse mellan Göteborg och Stockholm (Karlson, Lindgren, Franzén, 2008). Den går mitt över

Dumme mosse och delar naturreservatet i en nordlig och en sydlig del. Vägen är en mötesfri landsväg och så kallad 2+1 väg med två filer åt ena hållet och en fil åt andra hållet.

Det finns planer på att på sikt bygga ut hela vägen mellan Borås och Jönköping till motorväg (Karlson et al. 2008).

Vägen hade en årsmedeldygntrafik (ÅDT) på ca 13 300 fordon år 2015 (Trafikverket, 2019b).

Vid den delen av riksväg 40 som går över Dumme mosse finns 3 filer, diken på var sin sida vägen, viltstängsel och en grusad gång och cykelväg på den norra sidan vägen. På norra sidan om denna gång och cykelväg finns ett sekundärt dike innan mossen. På båda sidor om vägen finns en smalare remsa (ca 15-20 m) med trädbevuxen mosse, innan öppen kalmosse breder ut sig.

3.4 Dumme mosse

Dumme mosse är ett naturreservat och Natura 2000-område i Jönköpings län. Det är ett av länets största, mest skiftande våtmarksområden med en total area av 2937 hektar och en våtmarksareal på 2563 hektar. Riksväg 40 passerar genom området och delar mossen i en sydlig och en nordlig del. Naturreservatet domineras av vidsträckta öppna mossar. Tuvor och höljor bildar en mosaikartad risdominerad växtlighet med inslag av både östliga, västliga och nordliga växtarter. Här finns också både näringsfattiga kärr, rikkärr, källkärr och även äldre barrskog på fast och våt mark. Mossen är viktig för både växt-, fågel-, insekts-, djur-, och friluftsliv. På mossen förekommer både sällsynta och rödlistade fåglar, växter och mossor (Länstyrelsen i Jönköpings län, 2006).

Figur 2. Övergripande bild över Dumme mosses utbredning samt riksväg 40 som går igenom mossen. (Jönkö- pings kommun, bildkälla)

3.4.1 Vindens påverkan på metallernas spridning

Eftersom metaller kan tillföras mossen från vägen genom luftburna partiklar kan vindriktning som det oftast blåser ifrån påverka spridningen av metallerna. Vilket håll det oftast blåser ifrån på Dumme mosse vid riksväg 40 har jag inga mätningar på. Men enligt SMHI´s karta över de vanligaste vindriktningarna i olika delar av Sverige så skulle man kunna anta att det vid Dumme mosse oftast blåser från sydväst (SMHI, 2017).

Figur 3. Karta över vanligaste vindriktningarna i Sverige. Dumme mosse är vid den lila pricken i nedkanten av Vättern. Som kan ses på vindrosorna runt om i södra Sverige så råder det överlag högst andel sydväst vind (SMHI, 2017).

3.5 Syfte

Syftet med arbetet är att ta reda på hur höga halterna är av koppar, zink, natrium och bly på den delen av Dumme mosse som är nära riksväg 40. Samt om halterna förändras längre ut på mossen.

Detta för att försöka bilda sig en uppfattning om någon av ämnena finns i sådanna halter att de kan vara skadliga för djur och naturlivet på mossen.

3.6 Frågeställningar

 Hur höga är koncentrationerna av koppar, zink, bly och natrium nära vägen?

 Fanns något samband mellan halt av koppar, zink, bly eller natrium och avstånd från vägen?

 Om förhöjda värden av någon av metallerna uppmäts, hur långt bort från vägen sträcker sig dessa förhöjda värden?

 Kan vi anta att mossen är påverkat av metaller från biltrafiken?

4 Metod

4.1 Studiedesign

För att ta reda på halterna av metallerna koppar, zink, bly och natrium i närheten av riksväg 40 på Dumme mosse naturreservat togs vattenprover och sedimentprover. Två vattenprover och ett sedimentprov togs på varje provpunkt. Vattenproverna skulle primärt användas i ana- lysen. Om vattenproverna inte skulle kunna analyseras eller hade så låga halter metaller att det inte gav utslag vid analysen skulle sedimentproverna användas istället. Endast vattenproverna har använts i detta arbete. Provpunkterna sattes ut i tre vinkelräta linjer mot riksväg 40 unge- fär i mitten av Dumme mosse. Varje linje hade 5 provtagningspunkter om 2 vattenprover på varje punkt. Så totala antalet vattenprover var alltså 30. Dessa vattenprover analyserades se- dan för att mäta halterna av koppar, zink, bly och natrium.

4.2 Fältprovtagning: plats och utförande

Proverna har tagits längs 3 linjer vinkelräta mot vägen. Två av provtagningslinjerna var på den södra sidan av vägen (riksväg 40) och en provtagningslinje var på den norra sidan vägen.

De två linjerna på södra sidan vägen låg på ett avstånd av 100 m från varandra. Varje pro- vtagningslinje bestod av 5 provtagningspunkter. På följande avstånd från vägen: 5 m, 20 m 50 m, 100 m och 500 m. Provpunkterna längst ut på varje linje (500 m från vägen) användes som referenspunkter. Provtagningspunkterna närmast nägen (5 m från vägen) var i dikesfåran till vägen.

Figur 4:Flygfoto över den del av Dumme mosse som är i anslutning till riksväg 40. Punkterna är en illustration över ungefär hur mätpunkterna är placerade. Siffrorna markerar mätpunkternas namn, där den första siffran står för vilken provrad (i rapporten nämt provlinje) provet ingår i och den andra siffran står för vilken provpunkt det är i den provraden. Med lägst siffra närmast vägen och högst siffra längst ifrån vägen.

Provtagningspunkterna mättes ut några dagar innan provtagningen och markerades ut. Detta gjordes med hjälp av ett måttband på 50 m, gps, pinnar och varseltejp. Referenspunkterna 500 m från vägen mättes ut genom stegning och med hjälp av gps.

Vattenproverna togs med hjälp av glasburk, mätglas och på vissa provpunkter en teleskop- provtagare. Ingen utrustning som proverna kom i kontakt med var av metalliska material. Det- ta för att inte eventuella spår av metall skulle kontaminera proverna så att de visar felaktiga resultat. Utrustningen sköljdes ur med provvattnet innan provet togs. 100 ml vatten mättes upp och hälldes över till upp märkt glasburk. 2 ml salpetersyra var förberett i vardera glasburk för att hindra metallerna att falla ut.

Insamlandet av vattenprover gjordes under två dagar under påskveckan 2019. Provlinje 1 och 2 den 16 April och provlinje 3 den 18 April. Vädret var ungefär samma väder under pro- vtagningsdagarna. Det hade vid provtagningstillfället inte kommit nederbörd på ca 6-7 veckor, på grund av detta var det torrare på mossen jämfört med när jag inspekterade provtag- ningsplatsen tidigare under vårvintern och var där sensommaren året före. Det var svårare att ta vattenproverna än jag planerat på grund av detta. Jag fick med mycket partiklar i vattenpro- verna och fick filtrera vattnet på partiklar innan det kunde analyseras.

4.3 Kemiska analyser

Innan analysen kunde påbörjas filtrerades alla prover genom glasfiberfilter (GF/C 25 mm cir- cles, Whatman). Då proverna annars hade för stora partiklar för att kunna analyseras i maski- nen. Filtreringen gjordes enligt standarden SS-EN 872:2005. Analysen gjordes i en atom ab- sorptions spektrofotometer, SpectrAA-100 Varian. Där jag använde mig av följande standar- der: SS 02 81 50, SS 02 81 52.

4.4 Litteratursökning

Vid litteratursökningen gjordes sökningar i databaserna: Science direkt och lite i One search.

Sökord som användes var: Våtmark metaller, våtmark, våtmark or våtmarker or myr or myrar or metal or metaller or zink or koppar or bly, Vägtrafik, zink or zinc or zn or roads or traffic or vägtrafik, metal pollution, heavy metals, roadside, metals or roadside or pollution or water, water pollution or traffic or stormwater.

När jag sökte i Science direkt använde jag följande inställningar för avgränsning av texter:

Typer av texter: “rewiev articles” och “research articles”. Sedan valde jag ut artiklar som jag tyckte lät relevanta utifrån titeln.

När jag sökte i One search använde jag följande inställningar för avgränsning av texter:

Årtal: 1975 och senare. Typer av texter: rewievs och rapporter. språk: svenska och engelska.

Sedan valde jag ut artiklar som jag tyckte lät relevanta utifrån titeln.

Flera intressanta artiklar och rapporter hittade jag via andra rapporter, i dennes källor. Vissa myndighetsrapporter hittade jag genom att leta på respektive myndighets hemsida.

4.5 Statistiska analyser

De statistiska analyserna gjordes på rådata innan jag slog ihop datan till medelvärden. Ana- lyserna gjordes i programmet SPSS Statistics. För att se om det fanns några statistiska sam- band mellan halt metall och avstånd från vägen. Först räknades Normalfördelning av datan med One-Sample Kolmogorov-Smirnov Test. Sedan räknades korrelation med Spearman Cor- relation.

4.6 Felkällor

Det hade vid provtagningstillfället inte regnat på 6-7 veckor och var väldigt torrt på provplat- sen jämfört med vid tidigare inspektion av platsen. Det var därför på vissa provtagningspunk- ter svårt att hitta bra vatten att ta vattenproverna från. Det kom på dessa platser med mycket partiklar i vattenproverna. Detta kan ha påverkat resultatet.

De flesta kopparvärdena låg under det optimala mätområdet för metoden. Något enstaka värde låg under detektionsgränsen för metoden. Detta kan eventuellt ha påverkat resultatet för koppar. Fler undersökningar bör göras med en metod med lägre optimalt mätområde och de- tektionsgräns för koppar.

Då detta bara är ett examensarbete med begränsad tid och omfattning så har bara några prover tagits och vid endast ett tillfälle. För att bättre ta reda på halterna av dessa ämnen och om de påverkar mossens ekologi bör mer omfattande undersökningar göras. Med fler prover och över lägre tid. Möjligtvis också ta jord eller sedimentprover. Samt använda metoder med lägre optimalt mätområde/detektionsgräns för bly och koppar.

4.6.1 Avvikande från standarderna under provtagning och analys som kan ha påverkat resultatet:

På grund av att jag läste standarderna först efter provtagningen ägt rum är det någon sak som avviker från proceduren i standarderna som kan ha påverkat resultatet. Detta är:

- Lagringstid av proverna mellan provtagning och analys. Då jag lagrade proverna fler dagar än rekommendationen då jag inte visste att standarden rekommenderade högst två dagars lagring. Jag börjde analysera mina prover först veckan efter provtagningen.

I övrigt lagrade jag proverna enligt standarden.

- I standarden angavs att provutrustningen skulle ligga i salpetersyra 24 timmar innan provtagning. Detta har inte utrustningen gjort innan provtagning i detta fall.

- Proverna syrakonserverades direkt på provtagningsplatsen för att eventuella metaller i proverna inte skulle falla ut. Sedan filtrerades proverna på laboratoriet. I standarden anges dock att proverna ska filtreras först och sedan syrakonserveras. Men eftersom syrakonserveringen skulle göras så snart som möjligt efter provtagningen så skulle jag då haft utrustning med mig för att filtrera proverna direkt på provtagningsplatsen.

Under filtreringen av proverna så hade några av proven så hög halt partiklar att filtret blocke- rades och ett nytt filter behövde användas för resten av provvätskan.

5 Resultat

5.1 Mätresultat

Nedan visas tre figurer med medelvärden av halterna koppar, zink och natrium för olika av- stånd från vägen. Varje stapel är ett medelvärde av sex värden på samma avstånd från vägen.

Alla värden är i milligram metall per liter provvatten (mg/l). För diagram med alla mätvärden representerade för sig själva se bilaga 1.

Det var stor spridning på halterna koppar i de olika längdintervallerna, vilket ni också ser på standardavvikelserna i figuren nedan.

Figur 5: Medelvärden av koppar på de olika avstånden från vägen. Med avståndet från vägen på x-axeln och kopparhalten i mg/l på y-axeln. Det var stor spridning på halterna därför får vi också en stor standardavvi- kelse. Som ni kan se i figuren så har referenspunkterna 500 m från vägen helt klart det största medelvärdet av koppar.

Enligt diagrammet ovan får vi ett svagt högre medelvärde på kopparhalten desto längre ifrån riksväg 40 vi kommer. Den stapel som sticker ut med högst medelvärde på koppar är som ni kan se referenspunkterna 500 m från vägen. Den högsta kopparhalten som uppmättes var 0,108 mg/l och var 500 m från vägen på provlinje 1. Den lägsta kopparhalten låg på 0,001 mg/l och uppmättes på 50 meters avstånd från vägen i provlinje 1. Fyra av kopparvärdena låg under metodens detektionsgräns på 0,005 mg/l. Samt de flesta av värdena på koppar låg under metodens optimala mätområde. Se tabell med rådata i Bilaga 2.

För att se om det fanns ett statistiskt samband mellan avståndet från vägen och halten koppar användes spearman correlation i SPSS. Resutlatet blev detta: Det finns inget statistiskt sam- band mellan avstånd från vägen och halt av koppar. (Spearman correlation, R=0,232, P=0,218).

Zink hade relativt jämna värden förutom två, ett på 20 m från vägen och ett på 50 m från vägen, som var betydligt högre än de andra provvärdena och därför drog upp medelvärdena på dessa avstånd betydligt. Därav även de stora standardavvikelserna på dessa två staplar. För diagram där de två utstående mätvärdena syns i jämförelse med de andra mätvärdena se bilaga 1 under ”Zink”. Den högsta zinkhalten som uppmättes var 50 m från vägen i provrad 1 och låg på 1,174 mg/l. Den lägsta zinkhalten låg på 0,079 mg/l och fanns på 5 meters avstånd från vägen på provrad 2.

Figur 6: Medelvärden av zink på de olika avstånden från vägen. Med avståndet från vägen på x-axeln och zinkhalten i mg/l på y-axeln. Zinkhalterna var överlag ganska jämna förutom två höga värden, en på 20 m avstånd från vägen och en annan på 50 m avstånd från vägen, som drog upp dessa medelvär- den.

För att se om det fanns ett statistiskt samband mellan avståndet från vägen och halten zink användes Spearman Correlation i SPSS. Resutlatet blev detta: Det finns inget statistiskt sam- band mellan avstånd från vägen och halt av zink. (Spearman correlation, R=0,259, P=0,167).

Värdena för natrium var betydligt högre på provpunkterna nära vägen (5 m och 20 m från vägen) än på provpunkterna längre ifrån vägen. Alla tre provlinjer hade höga halter av natrium på provpunkten närmast vägen (5 m). Provlinje 3 (på norra sidan av riksväg 40) hade högst halter. Provlinje 3 hade även höga halter natrium på provpunkten näst närmast vägen (20 m) vilket de två provpunkterna på södra sidan vägen inte hade. På grund av att provlinje 3 hade betydligt högre halter på de två provpunkterna närmast vägen så blev standardavvikelsen hög på dessa två. De tre provpunkterna längre ifrån vägen (50 m, 100 m och 500 m) hade lägre och mer jämna halter. Se figur nedan. Den högsta natriumhalten som uppmättes var 5 m från vägen i provrad 3 och låg på 45,854 mg/l. Den lägsta natriumhalten låg på 2,765 mg/l och fanns på 500 meters avstånd på provrad 3.

Figur 7: Medelvärden av natrium på de olika avstånden från vägen. Med avståndet från vägen på x-axeln och natriumhalten i mg/l på y-axeln. Natriumhalterna var betydligt högre nära vägen än längre ut på mossen.

Provlinje 3 (på norra sidan vägen) hade betydligt högre halter natrium nära vägen än de två provlinjerna på den södra sidan vägen. Därför de stora standardavvikelserna på 5 m och 20 m.

För att se om det fanns ett statistiskt samband mellan avståndet från vägen och halten natrium användes Spearman Correlation i SPSS. Resutlatet blev detta: Det finns ett negativt statistiskt samband mellan avstånd från vägen och halt av natrium. (Spearman correlation, R=-0,727, P=0,000).

Även bly analyserades. Dessa halter var dock så låga att de låg under metodens detektions- gräns. Därför finns inga data för bly. Halt bly < 0,06 mg/l (metodens detektionsgräns).

5.2 Resultat från andra undersökningar

5.2.1 Toxikologiska jämförelser

Här följer värden som visar på toxiciteten för ämnena koppar, zink, bly och natrium. Koppar är toxiskt för vattenlevande organismer och med långtids effekter. PNEC (Predicted No Effekt Concentration) är koncentrationen av ett ämne under vilket negativa effekter i miljön inte för- väntas uppstå. PNEC för koppar är 7.8 µg/l i färskvatten (ECHA, 2019a). ECHA (2019a) presenterar på sin sida ett antal toxicologiska värden som är en sammanställning av många olika studier. Jag har valt toxicologiska värden för akvatiska invertebrater och microorganis- mer för koppar, zink och bly då de organismerna finns i den biotop som jag provtagit. Dessa två värden nedan är för koppar.

- Långsiktig exponering (8 mån) av akvatiska invertebrater: NOEC (No Observed Effekt Concentration) 8.3 – 13.8 µg/l.

- Långsiktig exponering (3.3 mån) av microorganismer: EC50 (effekt concentration 50

%. 50% av de testade organismerna får negativ effekt) 25 µg/l (ECHA, 2019a).

Motsvarande värden för zink hämtat hos ECHA (2019c) är följande: PNEC för zink är 20.6 µg/l i färskvatten. Nedan följer två toxicologiska värden för zink för akvatiska invertebrater och microorganismer.

- Långsiktig exponering (9 mån) av akvatiska invertebrater: NOEC = 33.3 - 100 µg/l.

- Kort exponering (3 h) av microorganismer: EC50 = 5.2 mg/l (ECHA, 2019c).

Motsvarande värden för bly hämtat hos ECHA (2019b) är följande: PNEC för bly är 2.4 µg/l i färskvatten. Nedan följer två toxicologiska värden för bly för akvatiska invertebrater och microorganismer.

- Långsiktig exponering (4 mån) av akvatiska invertebrater: NOEC = 12 µg/L.

- Kort exponering (24 h) av microorganismer: EC10 (effekt concentration 10 %. 10% av de testade organismerna får negativ effekt) = 7 mg/l (ECHA, 2019b).

Angående natrium så har jag tittat på toxicologiska värden för natriumclorid (NaCl) då det var svårt att hitta värden för endast Na och då den mest troliga källan till Na i anslutning till väg 40 är vägsalt (NaCl). Toxikologisk information om Na eller NaCl fanns inte hos samma källa som för de andra ämnena, ECHA. Därför är denna toxikologiska information hämtad från annan källa och andra testorganismer.

PNEC för NaCl är 5 mg/l i färskvatten. Nedan följer två toxicologiska värden för NaCl för alg och Daphnia Magna (akvatisk invertebrat).

- Exponering (5 dagar) av alg: EC50 = 2430 mg/l (Carl Roth GmbH + Co KG., 2018).

- Exponering (48 h) av Daphnia Magna: EC50 = 1000 mg/l (Merck KGaA. 2018).

5.2.2 Undersökning av vägsaltets effekter på mark- och vattenkemin i små skogsområden

Institutionen för miljöanalys på Statens lantbruksuniversitet (SLU) gjorde på uppdrag av väg- verket en undersökning av vägsaltets effekter på mark- och vattenkemin i små skogsområden i sydöstra Sverige. Bland annat vägsaltets eventuella effekter på metaller som koppar, zink och bly undersöktes. Arbetet innefattade markundersökningar och vattenkemiska studier i bäckar, i fem små, vägsaltbelastade skogsområden i Småland och Blekinge 1998-1999. En av dessa fem bäckar som undersöktes var vid Bottnaryd, riksväg 40. Den provplatsen var alltså vid samma väg (Riksväg 40) som detta arbete och ungefär 1-1,5 mil från Dumme mosse. Resulta- ten från undersökningarna från bäcken i Bottnaryd var dessa:

Ingen av metallerna koppar eller bly uppvisade några tydliga samband med pH eller halterna klorid- eller natriumjoner i bäcken. Däremot uppvisade zink ett negativt linjärt samband (0,400<r2<0,559) med pH. Detta resultat indikerar att tillförseln av vägsalt kan ha en viss be- tydelse för Zn-halterna i ytvatten och öka zinks mobilitet. Natriumjoner visade en gradient från vägen och in i skogen i humusskiktet. Statistiskt signifikant högre halter Natriumjoner återfanns upp till 25 meter från vägen med en analysmetod. Men upp till 50 meter från vägen med en annan analysmetod. Dessa resultat indikerar att salt som sprids på vägarna minst sprids 50 meter in i sluten skog.

Halterna av metaller i ytvatten hänger vanligtvis starkt samman med pH och/eller organiskt material (humus). Bäcken i Bottnaryd hade ett lågt pH med ett permanent pH på under 5,6.

pHmedian=5,0. Bäcken hade hög humushalt. Förutsättningarna för komplexbildning mellan metaller och humus var därför stor. Metaller som är humusbundna är normalt mindre giftiga än fria metalljoner. Bly binder extra lätt med organiskt material och visade i undersökningen ett starkt positivt, linjärt samband med humushalten. Bäcken i Bottnaryd hade blyhalter över de nivåer då risk för biologiska skador kan uppkomma (>1 µg/l). Detta värde är dock satt för fria Pb-joner som ej är bundet till humus. Koppar halten i bäcken i Bottnaryd låg på ca mellan 0,8-2,2 µg/l = 0,0008–0,0022 mg/l. Blyhalten låg på ca mellan 1,2-3,2 µg/l = 0,0012–0,0032 mg/l. Och zinkhalten i bäcken låg på ca mellan 6,0-14 µg/l = 0,006-0,014 mg/l (Löfgren, 2000).

5.2.3 Jönköpings kommuns föroreningsklassning av dagvatten

Vattnet som rinner av vägen och sprids till mossen genom diken, stänk, blåst, grundvatten och snöröjning är en typ av dagvatten, Därför kommer jag här att jämföra mina resultat med den föroreningsklassning av dagvatten som Jönköpings kommun har gjort. Natrium finns tyvärr inte med i deras föroreningsklassning så endast koppar, zink och bly kan jämföras.

Tabell 1. Jönköpings kommuns föroreningsklassning av dagvatten. Här är ett antal ämnen representerade som brukar ingå i dagvatten och haltbestämmelser för tre olika indelningar. Låga halter, måttliga halter och höga halter i dagvatten för respektive ämne. Värdena i tabellen är i mg/l. (Jönköpings kommun, 2009).

I tabell 1 syns tre föroreningsklassningar för dagvatten inom Jönköpings kommun, låga halter, måttliga halter och höga halter. Blyhalterna uppmätta på Dumme mosse var alla under 0,06 mg/l (metodens detektionsgräns). I föroreningsklassningen ovan var halten för höga halter bly

>0,015 mg/l. Eftersom jag bara vet att mina halter för bly är under 0,06 mg/l är det okänt om halterna bly är låga, måttliga eller höga i jämförelse med Jönköpings kommuns förorenings- klassning av dagvatten. En annan metod med lägre detektionsgräns skulle behövas för att fast- ställa det närmre. Tre av medelvärdena för zink på mossen låg inom intervallet för måttliga halter (5 m, 100 m och 500 m från vägen). Medan de två intervallerna på 20 m och 50 m från vägen har medelvärden som sträcker sig över till höga halter enligt Jönköpings kommuns för- oreningsklassning, se figur zink medelvärden. Den högsta zinkhalten var på 1,174 mg/l vilket är nästan fyra gånger så högt som gränsen för höga halter. Angående koppar så var medelvär- dena för provpunkterna närmare vägen (5 m, 20 m, 50 m och 100 m) inom intervallet för måttliga halter, medan medelvärdet för referenspunkterna 500 m från vägen var på intervallet för höga halter. Den högsta kopparhalten som uppmättes var 0,108 mg/l vilket är lite drygt dubbelt så högt som gränsen för höga halter enligt Jönköpings kommuns föroreningsklassning för dagvatten (Jönköpings kommun, 2009).

5.2.4 Undersökning av tungmetallhalterna i en dagvattendam i Stockholm.

Karlsson, Viklander, Scholes och Revitt (2010) undersökte tungmetallhalter i en dagvatten- damm i Linnéaholm i Stockholm. Vattenproverna togs mellan september och november 2007.

Dagvattendammen låg intill en motorväg. Vägen hade en medeldygnstrafik på ca 113 000 fordon. De undersökte halterna av en rad ämnen bland annat bly, koppar och zink. Medelhal- terna av dessa ämnen i dammen var: Pb: 0,007 mg/l, Cu: 0,032-0,037 mg/l och Zn: 0,13-0,18 mg/l (Karlsson et al. 2010).

5.2.5 Undersökning av vägföroreningar i dagvatten i Taiwan.

Yunn-Jinn, Chi-Feng och Jen-Yang (2013) undersökte vägföroreningar bland annat tungme- taller i dagvatten från tre vägar i Taipei, Taiwan. Proverna togs vid första regnet på några da- gar. De tre vägarna bestod av en upphöjd motorväg och två vägar med medeldygnstrafik på mellan 42 700 - 82 600 fordon. Proverna togs under 2012 och början av 2013. Vägarna som dagvattnet kom av sopas varje dag. Medelvärdena av bly, koppar och zink i dagvattnet från vägarna var Pb: 0,08 mg/l, Cu: 0,02 mg/l och Zn: 0,4 mg/l. Yunn-Jinn et al. (2013) redovisade vidare att bly, koppar och zinkhalterna var de halter som var högst av de mätta metallerna och tillräckligt höga för att skapa oro (Yunn-Jinn et al. 2013).

6 Diskussion

6.1 Svar på frågeställningar

På provpunkterna närmast vägen (5 meter från vägkanten) var medelvärdet för koppar 0,022 mg/l, medelvärdet för zink 0,11 mg/l, medelvärdet för natrium 29 mg/l och blyhalten var un- der metodens detektionsgräns på 0,06 mg/l.

För koppar och zink fanns inget statistiskt samband mellan halt av dessa ämnen och avstånd från vägen. Blyhalterna var under metodens detektionsgräns på 0,06 mg/l och har därför inte analyserats vidare. För natrium fanns ett negativt statistiskt samband mellan halt natrium och avståndet från vägen. Det vill säga att natriumhalten var hög närmast vägen och avtog längre ut på mossen.

En teori jag hade innan arbetets början var att om halterna av metallerna skiljde sig något mel- lan provpunkterna så skulle de högsta halterna av metall antagligen finnas nära vägen. Detta visade sig inte stämma, förutom för natrium. För koppar fanns det högsta värdet på 500 meter från vägen och det högsta medelvärdet var på samma avstånd. För zink fanns det högsta vär- det på 50 meter från vägen och det högsta medelvärdet var på samma avstånd. Natriums högsta värde var på 5 meter från vägen och det högsta medelvärdet var på samma avstånd.

Det är svårt att göra antaganden om Dumme mosse är påverkat av dessa metaller. Alla metal- ler uppmätta behöver inte heller komma från biltrafiken. En mindre mängd kan till exempel komma från luftdeposition. Här kommer jag att jämföra mina värden med de toxikologiska data jag har hittat för koppar, zink, bly och natrium. I tabellerna nedan finns sammanställ- ningar av den toxikologiska data presenterad i resultatet i rubrik 5.2 samt jämförande med värdena som framkommit av min undersökning. I tabell 2 nedan ses toxikologiska värden för koppar samt spannet på de medelvärden jag fått av koppar i denna undersökning. Både värdet för PNEC och NOEC är koncentrationer under vilken negativa effekter inte förväntas uppstå.

Mina medelvärden för de olika avstånden från vägen är ganska långt över dessa toxikologiska värden. Exempelvis är mina medelvärden för koppar ca 3-7 gånger högre än PNEC värdet för koppar i sötvatten (i tabellerna benämnt färskvatten). EC50 (effekt concentration 50 %) är en dos av ett ämne där 50 % av testorganismerna utsatta för dosen får en negativ effekt. EC50 värdet nedan för microorganismer utsatta för koppar är 25 µg/l vilket betyder att mina medel- värden för koppar ligger ungefär i linje med denna dos eller högre. Mitt högsta medelvärde är ungefär dubbelt så högt som EC50 dosen. Detta kan betyda att microorganismer, akvatiska invertebrater och andra sötvattenlevanvde organismer på Dumme mosse kan vara negativt påverkade av kopparhalterna.

Tabell 2. I tabellen ses toxikologiska värden för koppar samt spannet på mina medelvärden. Förkortningarna i tebellen betyder följande: PNEC (Predicted No Effekt Concentration), NOEC (No Observed Effekt Concentrati- on) och EC50 (effekt concentration 50 % ((50% av de testade organismerna får negativ effekt)). Mina värden är flera gånger högre än PNEC och NOEC värdena. Samt något högre än EC50 värdet för microorganismer.

En osäkerhet är dock att de flesta av kopparhalterna uppmätta på Dumme mosse låg under metodens optimala mätområde. Samt att något värde låg under metodens detektionsgräns för koppar. Detta är en oskärhet och därför bör fler prover tas och analyseras med en metod med lägre optimalt mätområde och detektiongräns för koppar.

I tabell 3 nedan ses toxikologiska värden för zink samt spannet på de medelvärden jag fått av zink i denna undersökning. Mina medelvärden för zink som sträcker sig mellan 100-420 µg/l är mycket högre är PNEC värdet för koppar i sötvatten samt NOEC värdet för akvatiska in- vertebrater. Exempelvis är mina medelvärden för zink ca. 5-20 gånger högre än PNEC värdet.

Mina medelvärden är många gånger lägre än EC50 värdet nedan för microorganismer. Jag har dock en misstanke att detta värde kan vara felaktigt då det sticker ut så mycket från de andra toxikologiska värdena. Jämförandet mellan mina värden och PNEC och NOEC kan betyda att akvatiska invertebrater och andra sötvattenlevanvde organismer på Dumme mosse kan vara negativt påverkade av zinkhalterna. Om EC50 värdet för microorganismer stämmer är det nog ingen större risk för skada på dessa med de halter av zink som jag uppmätt.

Tabell 3. I tabellen ses toxikologiska värden för zink samt spannet på mina medelvärden. Förkortningarna i te- bellen betyder följande: PNEC (Predicted No Effekt Concentration), NOEC (No Observed Effekt Concentration) och EC50 (effekt concentration 50 % ((50% av de testade organismerna får negativ effekt)). Mina värden är många gånger högre än PNEC och NOEC värdena. EC50 värdet är däremot många gånger högre än mina vär- den.

I tabell 4 nedan ses toxikologiska värden för bly samt mina värden för bly på Dumme mosse.

Dock eftersom blyhalterna låg under metodens detektionsgräns på 0,06 mg/l (60 µg/l) så är det svårt att jämföra med de toxikologiska värdena. Men det är stort spann mellan PNEC vär- det 2.4 µg/l och metodens detektionsgräns 60 µg/l. Så blyhalterna skulle kunna vara höga i jämförelse med PNEC eller NOEC nedan. Men de kan även vara låga. Så fler undersökningar skulle behövas där man använder en metod med lägre detektionsgräns för bly. EC10 värdet för microorganismer är väldigt högt jämfört med alla andra värden jag sett för bly. Jag miss- tänker därför att detta värde kan vara felaktigt. Detta värde är dock för kort exponeringstid (24 h) jämfört med exempelvis NOEC värdet för akvatiska invertebrater som är för lång expone- ringstid (4 mån).

Tabell 4. I tabellen ses toxikologiska värden för bly samt det jag vet angående blyhalten i min undersökning.

Förkortningarna i tebellen betyder följande: PNEC (Predicted No Effekt Concentration), NOEC (No Observed Effekt Concentration) och EC10 (effekt concentration 10 % (10% av de testade organismerna får negativ ef- fekt)).

I tabell 5 nedan ses toxikologiska värden för natrium (Natriumklorid) samt spannet på de me- delvärden jag fått av natrium i denna undersökning. De toxikologiska värdena är för natrium- klorid (NaCl) då toxikologsika värden för endast natrium var svårt att finna och natriumet i mina prover med stor sannolikhet kommer av vägsalt (NaCl). Jag har dock endast mätt natri- umhalten i mina prover.

Mina medelvärden för natrium som sträcker sig mellan 5-29 mg/l är lika hög och högre än PNEC värdet för NaCl i sötvatten. Mitt högsta medelvärde för natrium är nästan 6 gånger högre än PNEC värdet. Däremot är de värden jag uppmätt för natrium mycket lägre än de EC50 värden för alger (2430 mg/l) och Daphnia Magna (1000 mg/l) i tabellen nedan. Natri- umvärdena för Dumme mosse bör därför inte ha någon större negativ påverkan på alger eller akvatiska invertebrater som Daphnia Magna. Alla provpunkter längre ut på mossen (på 20 m (på södra sidan vägen) 50 m, 100 m, och 500 m avstånd från vägen) hade halter runt 5 mg/l.

Vilket är i nivå med PNEC och bör därför inte ha någon negativ påverkan på mossens organ- ismer. På provpunkterna närmast vägen (alla provpunkter 5 m från vägen men också prov- punkten 20 m från vägen på norra sidan vägen) hade högre halter natrium (Se figur under natrium i Bilaga 1). Dessa provprunkter ligger alla i diken nära vägen där avriningsvatten från vägen samlas upp. I dessa diken var det högre halter natrium än PNEC värdet för sötvatten. Så endast de närmsta metrarna till vägen hade högre natriumhalter som möjligtvis kan ha en på- verkan på organismer. Detta vatten är dock oklart vart det tar vägen. Om det rinner till en när- liggande recipient, rinner ut på mossen någonstanns eller annat.

Tabell 5. I tabellen ses toxikologiska värden för natriumklorid samt spannet på mina natrium medelvärden. För- kortningarna i tebellen betyder följande: PNEC (Predicted No Effekt Concentration) och EC50 (effekt concentra- tion 50 % ((50% av de testade organismerna får negativ effekt)). Mina natriumvärden är något högre än PNEC värdet. EC50 värdena är däremot många gånger högre än mina natriumvärden.

Nedan jämför jag mina koppar, zink och bly halter med de halter som Löfgren (2000) upp- mätte i bäcken vid Bottnaryd bredvid riksväg 40. I tabellen syns Löfgrens värden för koppar, zink och bly och spannet på mina medelvärden. Alla värden är i mg/l. Bly är svårt att jämföra då jag endast vet att mina blyvärden är under 0,06 mg/l. Men mina både koppar och zink hal- ter är ca tio gånger högre än de värden Löfgren uppmätte. Det är dock oklart hur nära eller långt ifrån riksväg 40 dessa värden från Löfgren uppmättes. En annan fakor som kan påverka är att Löfgrens prover är tagna i en rinnande bäck medan mina prover är tagna ur stillastående vatten.

Tabell 6. Alla värden är i mg/l. Jämförande tabell av Löfgrens (2000) värden för koppar, zink, och bly i bäck nära riksväg 40 och mina medelvärden för samma ämnen. Mina koppar och zink halter är många gåner högre än Löfgrens.

Värden Bly Koppar Zink

Löfgren´s värden 0,0012–0,0032 0,0008–0,0022 0,006-0,014

Mina värden <0,06 0,022-0,059 0,1-0,42

Nedan jämför jag mina koppar, zink och bly halter med den föroreningsklassning av dagvat- ten som Jönköpings kommun (2009) har tagit fram. Se deras tabell för klassning i tabell 1. Jag har i tabellen nedan mina värden för koppar, zink och bly samt den klassning som i halt stämmer best överäns med mina värden. Alla värden är i mg/l. För bly är enligt klassningen värden över 0,015 mg/l höga halter bly i dagvatten. Jag vet endast att mina blyhalter är under 0,06 mg/l. Vilket betyder att även om blyhalterna i mina prov var under detektionsgränsen för metoden så kan de ändå vara höga halter. Ny analys med lägre detektionsgräns skulle behövas i detta fall. För både koppar och zink så hamnar mina värden mellan måttliga och höga halter i föroreningsklassningen.

Tabell 7. Jämförande tabell av Jönköpings kommuns föroreningsklassning av dagvatten för koppar, zink och bly och mina värden för samma ämnen. Alla värden är i mg/l. Mina koppar och zink värden hamnar under förore- ningsklassningarna måttliga till höga halter.

Jämförelse av mina värden och Karlsson et al. (2010) ´s värden för tungmetallhalter i en dag- vattendam i Stockholm. Alla värden är i mg/l. I tabell 8 nedan jämförs medelvärdena av mina resultat med medelvärdena av Karlsson et al.(2010)´s resultat. Blyhalterna är fortfarande svåra att jämföra då vi som sagt bara vet att blyhalterna av mätningarna på Dumme mosse var under 0,06. Karlsson et al. (2010)´s värden för koppar och zink var ungefär i linje med mina värden för samma ämnen med det undantaget att mina koppar och framförallt zink värden går högre.

Då har ändå motorvägen som ligger intill Karlsson et al. (2010)´s dagvattendam en ca 10 gånger så hög medeldygnstrafik än riksväg 40 över Dumme mosse.

Tabell 8. Jämförande tabell över Karlsson et al. (2010)´s värden av bly, koppar och zink i en dagvattendam och mina värden. Alla värden är i mg/l. Mina värden var ungefär lika höga som Karlsson et al.(2010)´s värden för koppar och zink men mina värden var även lite högre trots att Karlsson et al.(2010)´s väg hade tio gånger högre medeldygnstrafik.

Jämförelse av mina värden och Yunn-Jinn et al. (2013)´s värden för bly, koppar och zink i dagvatten från tre vägar i Taiwan. Alla värden är medelvärden och i mg/l. Nedan i tabell 9 ser vi att mina värden för bly låg lägre än Yunn-Jinn et al. (2013)´s medelvärde för bly. Yunn- Jinn et al. (2013)´s kopparvärden låg i nederkant av mina kopparvärden för Dumme Mosse.

Och mitt högsta medelvärde för zink låg i samma nivå som Yunn-Jinn et al. (2013)´s zinkvär- den. Yunn-Jinn et al. (2013)´s vägar hade i genomsnitt en medeldygnstrafik på runt 60 600 fordon vilket är några gånger mer än för riksväg 40 över Dumme Mosse. Jag tyckte att det var förvånansvärt lika halter av koppar och zink mellan mina resultat och Yunn-Jinn et al.´s resul- tat i Taiwan. Yunn-Jinn et al. (2013) uttryckte att deras zink och kopparhalter var tillräckligt höga för att skapa oro, vilket i så fall mina värden för Dumme Mosse kanske också bör göra.

Tabell 9. Jämförande tabell över Yunn-Jinn et al. (2013)´s värden av bly, koppar och zink i dagvatten i Taiwan och mina värden. Alla värden är i mg/l. Mina och Yunn-Jinn et al.´s värden var ungefär lika höga för koppar och zink. Yunn-Jinn et al. (2013)´s blyhalter var högre än mitt detektionsvärde för bly.

6.2 Avvikande värden

Bland zinkvärdena var det två värden som stack ut och var ungefär tre gånger så höga som övriga värden. Vid dessa två punkter skulle en lokal zinkförorening kunna finnas. Dessa två värden var på 20 och 50 meters avstånd från vägen på den södra sidan av vägen.

Natriumhalterna var höga i provpunkterna närmast vägen (5 meter från vägen), dessa prov- punkter låg i diket till vägen. En teori är att vägsaltets natrium uppsamlas där. På norra sidan

av vägen i provlinje 3 hade även provpunkten 20 meter från vägen höga natriumhalter. Och även denna provpunkt låg i ett sekundärt dike.

6.3 Vindriktningens påverkan på metallhalterna

Jag tyckte även att det skulle bli intressant att se om provlinjen på norra sidan om vägen (provlinje 3) skilde sig i halter till provlinjerna på den södra sidan av vägen. En teori var att de kunde skilja sig i halter beroende på vilket håll det oftast blåser ifrån och att småpartiklar från vägen då blåser mer åt ett håll på mossen. Mossen är stor och till stora delar kal utan träd vil- ket borde betyda att vindarna kan hinna få lite fart där. Någon lokal vindstation för hur och från vilket vädersträck det oftast blåser på mossen finns inte. Men går man efter SMHI´s karta över från vilka vädersträck det oftast blåser ifrån i södra sverige så är sydvästlig vind vanlig- ast. Om det oftast blåser från sydväst över Dumme mosse så kan det betyda att mossen på den norra sidan riksväg 40 får mer metall partiklar blåst över sig från vägen än den södra sidan.

Men metall-värdena visade inga samband med högre metallhalter på den norra sidan riksväg 40 än på den södra. Förutom natriumhalterna på de två provpunkterna närmast vägen på norra sidan som var betydligt högre än natriumhalterna på den södra sidan vägen. Detta kan dock också bero på dikesutformningarna.

6.4 Fortsatta studier

Mina värden uppmätta på Dumme mosse jämfört med de toxikologiska data och dessa andra undersökningar tyder på att mina koppar och zink värden är väldigt höga. Om så är fallet kan de ha en negativ påverkan på växt och djurlivet på Dumme mosse. I fortsatt arbete bör man titta på hur omfattande dessa högre halter är och om de har en negativ inverkan på mossens ekologi.

För zink fanns två eventuella lokala föroreningar där zinkhalten var extra hög på södra sidan av vägen. Detta bör undersökas närmare hur stor utbredningen av dessa högre halter är.

En osäkerhet gällande kopparhalterna är dock att de flesta uppmätta halterna på Dumme mosse låg under metodens optimala mätområde. Samt att något värde låg under metodens detektionsgräns för koppar. Detta är en oskärhet och därför bör fler prover tas och analyseras med en metod med lägre optimalt mätområde och detektiongräns för koppar.

Blyhalterna var lägre är metodens ganska höga detektionsgräns på 0,06 mg/l. Detta betyder att blyhalterna kan ändå vara höga. Fortsatta studier bör mäta bly på Dumme mosse men med en metod med lägre detektionsgräns för att se om halterna av bly är höga eller låga.

Natriumhalterna var högre än PNEC för sötvatten de närmsta meterna till vägen, i dikena.

Men låga längre ut på mossen. Därför tror jag inte att mossen påverkas nämnvärt negativt av natriumet från vägen. Möjligtvis påverkas miljön där dikesvattnet rinner ut, men jag lyckades inte lokalisera vart det var. I framtida studier kan man undersöka vad som är recipient till detta dikesvatten och undersöka om denna recipient är negativt påverkad av metaller eller salthalter.

7 Slutsatser

Det fanns ett samband mellan natriumhalt och avstånd från vägen. Då natriumhalten var hög nära vägen och avtog med avstånd från vägen. Natriumhalterna var högre än PNEC för sötvat- ten de närmsta meterna till vägen, i dikena. Men låga längre ut på mossen. Därför tror jag inte att mossen påverkas nämnvärt negativt av natriumet från vägen. Det fanns inget samband mellan koppar eller zinkhalt och avstånd från vägen. Koppar och zinkhalterna var dock väl- digt höga. Detta kan ha en negativ inverkan på mossens organismer. I fortsatt arbete bör man titta på hur omfattande dessa högre halter är och om de har en negativ inverkan på mossens ekologi. För zink fanns två eventuella lokala föroreningar där zinkhalten var extra hög på södra sidan av vägen. Detta bör undersökas närmare hur stor utbredningen av dessa högre halter är. Blyhalterna var lägre är metodens detektionsgräns på 0,06 mg/l. Men detektions- gränsen var hög för bly på denna metod så även om blyhalten är under detektionsgränsen så kan blyhalterna fortfarande vara höga. Fortsatta studier bör mäta bly på Dumme mosse men med en metod med lägre detektionsgräns för att se om halterna av bly är höga eller låga.

8 Tackord

Tack Göran Sahlén för stöd och hjälp med de statistiska beräkningarna.

Ett stort tack till Per Magnus Ehde, min handledare i detta arbete, för stöd, för svar på frågor och för visat tålamod då skrivandet dragit ut på tiden.

9 Referenser

Carl Roth GmbH + Co KG. (2018). Frivillig säkerhetsinformation i säkerhetsdatabladformat enligt Förordning (EG) nr 1907/2006 (REACH), Natriumklorid. Senast uppdaterad:

15.06.2018. Hämtat: 12/9 2019. Finnes på:

https://www.carlroth.com/downloads/sdb/sv/9/SDB_9265_SE_SV.pdf

Davis, B., Birch, G. (2010). Comparison of heavy metal loads in stormwater runoff from ma- jor and minor urban roads using pollutant yield rating curves. Environmental Pollution 158 (2010) 2541-2545.

ECHA - European Chemicals Agency, (2019a). Copper. Senast uppdaterad: 5/9-2019.

Hämtad: 9/9-2019. Finnes på: https://echa.europa.eu/brief-profile/-/briefprofile/100.028.326

ECHA - European Chemicals Agency, (2019b). Lead. Senast uppdaterad: 4/9-2019. Hämtad:

10/9-2019. Finnes på: https://echa.europa.eu/brief-profile/-/briefprofile/100.028.273

ECHA - European Chemicals Agency, (2019c). Zinc. Senast uppdaterad: 10/9-2019. Hämtad:

10/9-2019. Finnes på: https://echa.europa.eu/brief-profile/-/briefprofile/100.028.341

Folkeson, L. (2005). Spridning och effekter av tungmetaller från vägar och vägtrafik - Littera- turöversikt. Statens väg- och transportinstitut (IVT) rapport 512.

https://www.vti.se/sv/Publikationer/Publikation/spridning-och-effekter-av-tungmetaller-fran- vagar-_675253

Huber, M., Welker, A., Helmreich, B. (2015). Critical review of heavymetal pollution of traf- fic area runoff: Occurrence, influencing factors, and partitioning. Science of the Total Envi- ronment 541 (2016) 895–919.

Jönköpings kommun, (2009). Dagvatten – policy och handlingsplan. Jönköping: Jönköpings kommun. Tillgänglig på:

https://www.jonkoping.se/download/18.74fef9ab15548f0b8001a145/1465889733781/Dagvatt enhantering%202009,%20plan%20f%C3%B6r.pdf

Jönköpings kommun. Naturreservat Dumme mosse. (Bildkälla). Hämtad 26/8-2019. Hämtad från:https://www.jonkoping.se/upplevagora/friluftslivochmotion/naturreservat/naturreservatet dummemosse.4.74fef9ab15548f0b8001b9f4.html

Karlson, B. E., Lindgren, A., Franzén, Å. V. (2008). Södra Munksjöområdet – historisk do- kumentation och kulturhistorisk värdering. JÖNKÖPINGS LÄNS MUSEUM, Byggnadsvårds- rapport 2008:63.

https://portal.jonkoping.se/download/18.74fef9ab15548f0b8003715d/1465889942831/S%C3

%B6dra+Munksj%C3%B6omr%C3%A5det+-

+historisk+dokumentation+och+kulturhistorisk+v%C3%A4rdering.pdf

Karlsson, K., Viklander, M., Scholes, L., Revitt, M. (2010). Heavy metal concentrations and toxicity in water and sediment from stormwater ponds and sedimentation tanks. Journal of Hazardous Materials 178 (2010) 612–618.

Lundh, R. (2015). Vägsaltets spridningsvägar och dess påverkan på landskapets vegetation.

Kandidatarbete i trädgårdsvetenskap SLU.

Länstyrelsen i Jönköpings län, (2006). Värdefulla myrmarker i Jönköpings län. Meddelande nr 2006:5. Finns på: https://www.diva-portal.org/smash/get/diva2:880966/FULLTEXT01.pdf

Löfgren, S. (2000). Vägsaltets effekter på mark- och vattenkemin i små skogsområden i syd- östra Sverige. Institutionen för miljöanalys, Statens Lantbruksuniversitet (SLU), Vägverkets publikation 2000:35. ISSN 1401-9612

Merck KGaA. (2018). SÄKERHETSDATABLAD enligt Förordning (EG) nr 1907/2006, Natriumklorid. Senast uppdaterad: 20/6 2018. Hämtat: 12/9 2019. Finnes på:

file:///C:/Users/zette/Downloads/106404_SDS_SE_SV.PDF

Norrström, A. C., Jacks, G. (1998). Concentration and fractionation of heavy metals in roadside soils receiving de-icing salts. The Science of the Total Environment 218 (1998) 161- 174.

SMHI. Uppdaterad 20/3-2017. Vind i Sverige. Hämtat 26/8 2019. Finnes på:

https://www.smhi.se/kunskapsbanken/klimat/vind-i-sverige-1.31309

Sveriges miljömål. Hämtat den 1/9 2019. http://www.sverigesmiljomal.se/miljomalen/

Trafikverket (2019a). Uppdaterat 25/3-2019. Hämtat 2/9-2019. Vägsalt.

https://www.trafikverket.se/resa-och-trafik/underhall-av-vag-och-jarnvag/Sa-skoter-vi- vagar/Vintervaghallning/vagsalt-ny/

Trafikverket (2019b). Hämtat 13/8-2019. Vägtrafikflödeskartan.

http://vtf.trafikverket.se/SeTrafikinformation#

http://vtf.trafikverket.se/tmg101/AGS/tmg102.aspx?punktnrlista=7320031,7320031&laenkrol lista=2,3&typ=Stickprov,Stickprov

VA-syd. Uppdaterad 15/8 2019. Hämtat 1/9 2019.

https://www.vasyd.se/Artiklar/Dricksvatten/Hart-och-mjukt-vatten

Werkenthin, M., Kluge, B., Wessolek, G. (2014). Metals in European roadside soils and soil solution - A review. Environmental Pollution 189 (2014) 98-110.

Yunn-Jinn, W., Chi-Feng, C., Jen-Yang, L. (2013). The measurement of dry deposition and surface runoff to quantify urban road pollution in Taipei, Taiwan. Int. J. Environ. Res. Public Health 2013, 10, 5130-5145; doi:10.3390/ijerph10105130.

BILAGA 1

Diagram över analysresultat med varje prov representerat.

Koppar

Figur 8. Värdena på y axeln är i mg/l.

Figur 9. Provrad 1 på söder sida om väg 40. Värdena på y axeln är i mg/l.

Figur 10. Provrad 2 på söder sida om väg 40. Värdena på y axeln är i mg/l.

Figur 11.Provrad 3 på norra sida om väg 40. Värdena på y axeln är i mg/l.

Zink

Figur 12. Alla prover zink på alla provpunkter. Notera att två av värdena är mycket högre än de övriga. Den ena är på ett avstånd av 20 meter från vägen (I provlinje 2) och den andra är på ett avstånd av 50 m från vägen (I provlinje 1). Båda på södra sidan om riksväg 40. Värdena på y axeln är i mg/l.

Figur 13. Provrad 1 på söder sida om väg 40. Värdena på y axeln är i mg/l.

Figur 14. Provrad 2 på söder sida om väg 40. Värdena på y axeln är i mg/l.

Figur 15. Provrad 3 på norra sidan om väg 40. Värdena på y axeln är i mg/l.

Natrium

Figur 16. Alla natrium prover på alla provpunkter. De fyra proverna som är betydligt högre än de andra är de värdena som är närmast vägen på den norra sidan (Alltså proverna på

avstånden 5 m från vägen och 20 m från vägen på provrad 3). Dessa prover togs ur vat- tenfyllda diken. Värdena på y axeln är i mg/l.

Figur 17. Provrad 1 på söder sida om väg 40. Värdena på y axeln är i mg/l.

Figur 18. Provrad 2 på söder sida om väg 40. Värdena på y axeln är i mg/l.

Figur 19. Provrad 3 på norra sidan om väg 40. Värdena på y axeln är i mg/l.

BILAGA 2

Tabell 10. Rådata av mätvärdena för varje prov. Samt vilka mätvärden som låg under detek- tionsgränsen eller över/under optimala mätområdet för metoden. Alla blyvärden var under detektionsgränsen för metoden.

Besöksadress: Kristian IV:s väg 3 Postadress: Box 823, 301 18 Halmstad Telefon: 035-16 71 00

E-mail: registrator@hh.se www.hh.se