Återvinning av sopsand

Återvinning av sopsand

- Provtagning och reningsmöjligheter avseende

metaller, kolväten och mikroplaster

Författare: Mika Turstam & Sofie Winkler

Handledare: Charlotte Parsland Examinator: Michael Strand Handledare, företag: Johanna Palm & Ola Sjösten, Växjö kommun

Datum: 2021-06-10 Kurskod: 2BT01E, 15 hp Ämne: Examensarbete i Bioenergiteknik

Nivå: Grundläggande nivå

Sammanfattning

Växjö kommun använder sand som halkbekämpning och är intresserade av att undersöka möjligheten att återanvända sanden i stället för att deponera. Syftet med detta arbete är att undersöka vilka mängder av vanliga trafikrelaterade föroreningar Växjö kommuns uppsopade sand innehåller och om återvinning av den använda sanden är ekonomiskt genomförbart.

I teoridelen presenteras inledningsvis en kort sammanfattning av de lagar och förordningar som är relevanta för hanteringen av sopsand, därefter beskrivs komponenterna i halkbekämpningssand och problematiken kring dessa. Sedan behandlas utsläppen från trafik, vad de utgörs av och deras konsekvenser, samt vilka reningsmetoder som används för förorenat material och vad dessa metoder har för inverkan.

För att uppnå syftet med arbetet har framför allt kvantitativa metoder använts för att få en uppfattning om sandens föroreningsgrad och vilken reningsmetod som är lämplig. Resultatet baseras på egna mätdata från ICP-mätning av metaller, mikroskopisk undersökning av mikroplaster och mätningar av konduktivitet, totalkväve och totalfosfor, samt mätning av kolväten som utförs av SGS Analytics. Kostnadsanalys utfördes för att jämföra olika alternativ, vilka var fortsatt deponering av uppsopad sand, inköp av egen utrustning för sandtvätt eller låta tvätten göras av extern aktör. För att få uppgifter om kostnader kontaktades företag och kommuner för intervjuer. Vid filtrering av ett urval av varje prov konstaterades att storleksfraktionerna varierade i de olika proverna. Samtliga värden för tungmetaller låg under gränsvärdena för känslig mark vilket tyder på att sopsanden har en låg föroreningshalt. Metoden för analys av mikroplaster i mikroskop är outvecklad och förknippad med en väldigt hög felmarginal, men bekräftade att plastfragment, plastfibrer och partiklar fanns i alla proverna och att antalet troligtvis har ökat i den använda sanden. Provresultaten från SGS Analytics visade på ej detekterbara halter av BTEX, PAH och de flesta alifater. Endast alifater >C16-C35 kunde uppmätas i den använda sanden. Halkbekämpnings-sanden som legat ute på gatorna hade en högre halt av både totalkväve och totalfosfor än oanvänd sand, medan resultatet av konduktivitetsmätningen tydde på att saltet sköljts ur sopsanden. Överlag gav kontakterna med företagen uppfattningen att flertalet av de försök som gjorts tidigare har avslutats på grund av bristande lönsamhet. LCC-analys visade att en ekonomisk vinst kan uppnås om sanden återanvänds.

Summary

Växjö municipality uses sand as anti-skid and is interested in investigating the possibility of reusing sweepsand instead of adding it to landfill. The purpose of this work is to investigate what amounts of common traffic-related pollutants Växjö municipality's waste sweepsand contains and whether recycling of the used sand is economically feasible.

The theory section initially presents a brief summary of the laws and regulations that are relevant for the management of sweepsand, then describes the components of winter road sand and their environmental concerns. Further chapters describe the emissions from traffic, what they consist of and their consequences, as well as which treatment methods are used for contaminated material and what impact those methods have.

Sampling was done for microplastics, metals, hydrocarbons, total nitrogen and total phosphorus as well as conductivity to get an idea of the degree of pollution of the sand and which treatment method is suitable. The results were based on data from ICP analysis of metals, microscopic examination of microplastics and hydrocarbon analysis performed by SGS Analytics. Cost analysis was performed with information from Växjö municipality and contact with other companies. Three different alternatives were compared: continued disposal of sweepsand, purchasing equipment for sand washing or hiring equipment to get the treatment done.

It was found by filtering the sand that the size fractions varied in the different samples. All values for heavy metals are below the limit values for sensitive soil, which indicates a low pollution content. The method for analysis of microplastics under a microscope is undeveloped and associated with a very high margin of error, but confirms that plastic fragments, plastic fibres and particles are present in all the samples and that the number has probably increased in the used sand. The test results from SGS Analytics presented non detectable values of BTEX and PAH. Only aliphatic hydrocarbons >C16-C35 was detected in the sweepsand. The sweepsand also showed a higher content of both total nitrogen and total phosphorus while the conductivity indicates that salt has been rinsed out from the sand. Overall, contact with the companies have given the impression that most of the attempts made previously have been terminated due to lack of profitability. The LCC-analysis indicates that an economic and environmental gain can be achieved under optimal conditions.

Abstract

Syftet med detta arbete är att undersöka vilka mängder av vanliga trafikrelaterade föroreningar Växjö kommuns sopsand innehåller och om återvinning av den använda sanden är ekonomiskt genomförbart. Provtagning gjordes avseende mikroplaster, metaller, kolväten, näringsämnen och konduktivitet för att få en uppfattning om sandens föroreningsgrad och vilken reningsmetod som är lämplig. Det utfördes även en kostnadsanalys baserat på uppgifter från Växjö kommun och kontakt med andra företag i form av intervjuer.

Analysen av sopsand påvisar låga halter av föroreningar av tungmetaller och kolväten. Detta innebär att sanden kan tvättas för att sedan återanvändas alternativt användas inom andra områden. Analys av totalkväve och totalfosfor tyder på förhöjda halter i använd sand till skillnad från konduktiviteten vilken är högre i oanvänd sand. En mikroplastanalys bekräftar också att plastfragment, plastfibrer och partiklar finns i sopsanden.

Överlag har kontakterna med företagen gett uppfattningen att flertalet av de försök som gjorts tidigare har avslutats på grund av bristande lönsamhet. LCC-analys tyder på att en ekonomisk men framför allt miljömässig vinst kan uppnås under optimala förutsättningar.

Slutsatsen av arbetet är att det blir svårt att etablera en fungerande lösning för sandtvätt i nuläget, men att det finns möjligheter att i framtiden kunna återanvända Växjö kommuns sopsand för att uppnå ekonomisk och miljömässig besparing.

Förord

Denna rapport är resultat av ett examensarbete av två studenter från programmet Högskoleingenjör Energi och Miljö (180 hp) som ges vid Linnéuniversitetet i Växjö. Arbetet är gjort i samarbete med Växjö kommun vårterminen 2021 och motsvarar 15 hp. Vi hoppas att med detta arbete kunna bidra till en mer cirkulär användning av sand och dessutom ge Växjö kommun en grundläggande förståelse för hur detta kan gå till.

Vi vill tacka våra handledare, Charlotte Parsland på Linnéuniversitetet och Johanna Palm och Ola Sjösten på Växjö kommun, för all hjälp och stöd under arbetets gång.

Tack också till Marie Eriksson på Svevia AB för ett givande möte och för svar på våra frågor i samtal och mejl, Erik Svedberg på Procma AB och Owe Nordström på SoilTech AB för visat intresse och användbart material samt övriga företag och kommuner som ställt upp och delat med sig av sin kunskap inom området.

Innehåll

2.1 Lagar och regler kring avfall ... 4

2.1.1 Miljöbalken (1998:808) SFS 2020:1174 ... 4

2.1.2 Avfallsförordningen (2020:614) ... 5

2.1.3 Förordning (1998:899) om miljöfarlig verksamhet och hälsoskydd SFS 2020:635 ... 5

2.1.4 Miljöprövningsförordning (2013:251) SFS 2020:691 ... 5

2.1.5 Förordning (2001:512) om deponering av avfall SFS 2020:820 ... 6

2.2 Sopsand ... 6

2.2.1 Natursand ... 6

2.2.2 Makadam ... 7

2.2.3 Salt ... 8

2.2.4 Övriga material i sopsand ... 8

2.3 Utsläpp från trafik ... 8

2.3.1 Tungmetaller ... 9

2.3.2 Mikroplaster ... 11

2.3.3 Organiska föroreningar ... 14

2.4 Kväve och fosfor ... 17

2.5 Konduktivitet ... 18

2.6 Reningsmetoder ... 19

2.6.1 Praktiska exempel på sopsandshantering ... 20

2.6.2 Alternativa användningsområden ... 21

2.7 Konsekvenser av hantering av sopsand ... 21

2.7.1 Lakvatten ... 21

2.7.2 Vattenanvändning ... 22

3. Metod ... 24 3.1 Provtagning ... 24 3.2 Filtrering ... 25 3.3 Tungmetaller ... 25 3.4 Mikroplaster ... 25 3.5 Organiska föroreningar ... 26

3.6 Kväve och fosfor ... 26

3.7 Konduktivitet ... 26 3.8 Intervjuer ... 26 3.9 LCC-analys ... 27 4. Genomförande ... 28 4.1 Provtagning ... 28 4.1.1 Förberedelser ... 28 4.1.2 Insamling av prover ... 28 4.2 Analys ... 31 4.2.1 Filtrering ... 31 4.2.2 Tungmetaller ... 31 4.2.3 Mikroplaster ... 32 4.2.4 Organiska föroreningar ... 32

4.2.5 Kväve och fosfor ... 33

4.2.6 Konduktivitet ... 33

4.2.7 Intervjuer ... 33

4.2.8 LCC-analys ... 34

5. Resultat och analys ... 35

5.1 Filtrering ... 35

5.1 Tungmetaller ... 37

5.2 Mikroplaster ... 40

5.3 Organiska föroreningar ... 44

5.4 Kväve och fosfor ... 44

5.5 Konduktivitet ... 45

5.7.1 Kommuner ... 46 5.7.2 Svevia AB ... 47 5.7.3 Procma AB ... 47 3.7.4 Ragn-Sells Recycling AB ... 48 5.7.5 SoilTech AB ... 48 5.7.6 Övriga företag ... 49 5.7.6 Länsstyrelsen ... 50 5.8 LCC-analys ... 50 5.8.1 Nuvarande hantering ... 51 5.8.2 Hyra in tjänst ... 51

5.8.3 Inköp av egen anläggning ... 53

5.8.4 Hyra torrsikt ... 56 6. Diskussion ... 57 6.1 Filtrering ... 57 6.2 Tungmetaller ... 57 6.3 Mikroplaster ... 59 6.4 Organiska föroreningar ... 60

6.5 Kväve och fosfor ... 61

1. Introduktion

Till följd av befolkningstillväxt och urbanisering beräknas mängden avfall som produceras globalt varje år att öka under de kommande decennierna. Större delen av avfallet dumpas idag i naturen eller lämnas på någon form av deponi, vilka bara till en mindre utsträckning är kontrollerade. [1] Av hushållsavfallet som genereras inom EU lämnas fortfarande 24% till deponi, vilket kan påverka både miljön och människors hälsa negativt genom lakvattenutsläpp till grundvatten och metanbildning. Dessutom innebär deponering av återvinningsbart material att materialet och dess värde går förlorat. [2]

Ett EU-direktiv som är antaget i den svenska miljöbalken är avfallshierarkin, också kallad avfallstrappan. Första steget angriper problemet med avfall redan vid produktionen av varor. Genom att konsumera så lite varor som möjligt skapas mindre avfall, jordens resurser sparas och mindre farliga ämnen sprids. Andra steget, som är att återanvända, innebär att varan används av någon annan som behöver den eller genom återbruk där varan görs om till något annat. När återbruk inte längre är möjligt kan materialet återvinnas genom att sortera förpackningar, panta eller kompostera. Fjärde steget innebär utvinning av energi då material som inte längre kan återvinnas omvandlas till el och värme i kraftverk. Det sista steget är deponering, vilket bör undvikas. [3] I Sverige deponerades 4,9 miljoner ton avfall under 2016, vilket är en ökning från 3,7 miljoner ton under 2014. Samtidigt ökade även andelen farligt avfall, vilket till största delen utgjordes av förorenad jord, till 627 000 ton år 2016 från 430 000 ton två år tidigare. [4] Läckage av lakvatten som infiltrerar deponin kan föra med sig näringsämnen och syreförbrukande ämnen, men även metaller och organiska miljögifter. För att förhindra att mark, vattendrag och människors hälsa påverkas negativt av detta är det viktigt att konstruera deponierna på ett sätt som minskar miljöeffekterna, samt även att minska mängden avfall som deponeras och dess grad av farlighet. [5]

Direktivet om deponering av avfall (99/31/EG) som infördes av EU 1999 har haft en positiv effekt på avfallshanteringen i Europa. Sedan införandet har antalet deponier i Sverige minskat till följd av skärpta krav och mängden deponerat avfall samtidigt kraftigt minskat. Under 2015 fanns 265 anläggningar med gällande tillstånd att deponera avfall. [4]

1.1 Bakgrund

Växjö kommun använder sand som halkbekämpning och är intresserade av att undersöka möjligheten att återanvända den uppsopade sanden i stället för att lägga på deponi. För att kunna återanvända sanden kan en reningsprocess vara aktuell. Att återanvända sanden skulle innebära minskad mängd avfall till deponi och eventuellt spara in på kostnaden för inköp av ny sand.

Av Växjö kommuns vägar är 55 mil kommunala gator och 17 mil cykelväg. Dessa ska vid snöfall om minst 3 cm snöröjas och halkbekämpas. För gator och vägar gäller 8-10 cm beroende på snökonsistens och vind. Halkbekämpningen innebär plogning och sandning av vägarna och en målsättning är att vägarna ska vara halkfria då morgonrusningen börjar. Ett alternativ till detta är sopsaltning där en maskin endast sopar bort snön och sprider ut en saltlösning. Om det blir lägre temperaturer än 7 minusgrader kompletteras även dessa med vanlig plogning och sandning. [7]

På våren när vädret tillåter sopas den sand som under vintern lades ut upp av sopbilar, från både stadsdelar och tätorter. Det som prioriteras är framför allt cykelvägar. Vid uppsopning tar en lastbil först upp det grövsta gruset och därefter kommer en sopbil och dammsuger det finkorniga gruset. Utöver detta sopas villaområden ytterligare två gånger under sommar och höst. [8] Den sand som sopas upp klassas enligt miljöbalken 15 kap. 1 § som avfall. Detta avfall lämnas i dagsläget för deponering [9]. För att uppnå målen enligt EU:s avfallshierarki bör sopsanden tas tillvara för att sedan återanvändas.

1.2 Syfte och mål

Syftet med detta arbete är att undersöka vilka mängder av vanliga trafikrelaterade föroreningar Växjö kommuns sopsand innehåller och om återvinning av den använda sanden är ekonomiskt genomförbart. Syftet uppnås med hjälp av följande frågeställningar.

• Vilka halter av tungmetaller och kolväten innehåller sopsanden? • Innehåller sopsanden mikroplaster?

• Kan högre halter av dessa ämnen uppmätas på platser i Växjö med högre trafikbelastning?

• Vilka värden kan uppmätas i sopsanden med avseende på totalkväve, totalfosfor och konduktivitet?

• Är det ekonomiskt gynnsamt för kommunen att investera i sandtvätt och vilka reningsalternativ är tillgängliga?

Målet med arbetet är att ge Växjö kommun förslag på hur sopsanden kan återanvändas. Avsikten med detta är att minska mängden avfall, minska behovet av nyproducerad sand och eventuellt även minska kostnader.

1.3 Avgränsningar

De områden projektet inriktar sin undersökning på är analys av utvalda tungmetaller, kolväten, mikroplaster, kväve, fosfor och konduktivitet. De metaller som undersöks är koppar, nickel, bly, kadmium, krom, kobolt och zink. Avgränsningen har gjorts baserat på tidigare studier om föroreningar i trafikmiljö samt efter analysmöjligheter. Kvicksilver kommer inte undersökas då utrustning för detta inte är tillgänglig på Linnéuniversitetet. Mikroplaster kommer undersökas visuellt med mikroskop, vilket är förknippat med en större felmarginal än spektroskopiska metoder. Kolväten mäts av SGS Analytics och analysen görs enligt Markpaket 6.

Projektet avgränsas till en tidsperiod på nio veckor vilket påverkar möjligheten att återupprepa analyserna samt hur många analyser som kan göras på varje prov.

Den ekonomiska analysen görs med en LCC-kalkyl. Vilka kostnader som inkluderas i denna beror på vilka data som erhålls från kommunen och företag som kontaktas. Data för uppsopningen av sanden är svår att fastställa exakt på grund av att all sand inte sopas upp eller vägs in. Att väga sanden hade påverkat kommunens effektivitet under sopningen negativt.

2. Teori

I följande avsnitt presenteras inledningsvis en kort sammanfattning av de lagar och förordningar som är relevanta för hanteringen av sopsand. Därefter beskrivs komponenterna i halkbekämpningssand och problematiken kring dessa. Sedan behandlas utsläppen från trafik, vad de utgörs av och deras konsekvenser, samt vilka reningsmetoder som används för förorenade jordmassor och vad dessa metoder har för inverkan.

2.1 Lagar och regler kring avfall

För att kunna hantera avfall och vid potentiell återvinning är det viktigt att veta vilka lagar, direktiv och förordningar som berör avfallshantering. Både svensk lag som miljöbalken och dess förordningar samt EU-lagar bör tas hänsyn till. Direktiv som utfärdas av EU ska inom en viss tid införlivas i medlemsländernas lagstiftning, till skillnad från EU-förordningar som gäller direkt från utfärdandet oavsett vad som är lagstadgat i nationell lag [10]. Exempel på sådana rättsakter är Avfallsdirektivet (2008/98/EG) och Deponeringsdirektivet (1999/31/EG), vilka båda skrivits in i svensk lag.

2.1.1 Miljöbalken (1998:808) SFS 2020:1174

Målet med miljöbalken är att både nuvarande och kommande generationer ska vara garanterade en hälsosam och god miljö genom hållbar utveckling och hushållning med naturresurser. Hänsynsreglerna i 2 kap. fastställer att varje verksamhetsutövare ska skydda miljön och människors hälsa genom att bland annat vidta lämpliga försiktighetsåtgärder, undvika farliga produkter och i största mån minska mängden avfall eller återvinna sitt avfall.

Gällande bestämmelser för hantering av avfall regleras huvudsakligen i 15 kap. miljöbalken. Här fastställs vad som definierar avfall, hur avfall ska hanteras, gällande förbud och olika myndigheters ansvar. Avfall ska i första hand återvinnas, i andra hand materialåtervinnas, återvinnas på annat sätt om det är lämpligare, eller i sista hand göra sig av med det utan återvinning. Detta är i enlighet med avfallshierarkin, som även beskrivs under Bakgrund. Föremål som klassats som avfall, som ska användas för ett visst ändamål, är efterfrågade, uppfyller gällande lagkrav och är säkert att använda utan att miljön eller människors hälsa påverkas negativt, upphör att vara avfall efter ett återvinningsförfarande (15 kap. 9 a §).

2.1.2 Avfallsförordningen (2020:614)

Avfallsförordningen innehåller, som komplettering till miljöbalkens bestämmelser, olika bestämmelser om avfall, dess hantering samt avfallsbyggande åtgärder. Bilaga 2 till förordningen innehåller en förteckning av avfallsslag, där markeras farligt avfall med en asterisk. Bilaga 3 beskriver de egenskaper som gör att avfallet klassificeras som farligt. I bilaga 2 markeras ”20 03 03 Avfall från gaturenhållning” inte som farligt avfall. Enligt avfallsförordningen är återvinning av avfall förfaranden som anges i bilaga 4 till förordningen. Insamling av detta avfall avser uppsamling, sortering men också blandning av avfall inför transport.

Förordningen definierar också begreppet deponi närmare i 5 § och i bilaga 5 tas bortskaffande av avfall upp och vilka förfaranden som detta avser.

2.1.3 Förordning (1998:899) om miljöfarlig verksamhet och hälsoskydd SFS 2020:635

Förordningen om miljöfarlig verksamhet och hälsoskydd reglerar vad som gäller för verksamheter som hanterar farliga ämnen eller genererar utsläpp till vatten eller mark. Den berör också verksamheter som kan medföra olägenhet för människors hälsa eller miljön genom utsläpp, föroreningar, buller, skakningar, strålning eller liknande. Förordningen innehåller listor på farliga kemiska ämnen och förorenande ämnen som kräver tillstånd eller särskild hänsyn. Det klargörs också vad som gäller i fråga om tillstånd för dessa verksamheter.

Beroende på hur stora mängder som hanteras kan en reningsanläggning för sopsand vara tillståndspliktig (tillstånd B, som söks hos länsstyrelsen) eller anmälningspliktig (anmälan C, vilket görs till kommunen) [11].

2.1.4 Miljöprövningsförordning (2013:251) SFS 2020:691

Miljöprövningsförordningen innehåller enligt 1 § bestämmelser om tillstånds-plikt och anmälningstillstånds-plikt. Detta för åtgärder och verksamheter som avses i 9 kap. miljöbalken, miljöfarliga verksamheter. Det framgår i förordningen vilken typ av verksamhet som ska ha ett tillstånd och vilka som ska anmäla. Miljöprövningsförordningen består av 32 kapitel där kapitel 1 bland annat innehåller regler om tillstånds- och anmälningsplikt och prövning av tillståndsfrågor och resterande kapitel innehåller närmare bestämmelser för olika verksamheter.

enligt 2-32 kap. i förordningen eller om ändringen innebär att en olägenhet av betydelse för människors hälsa eller miljön kan uppkomma.

2.1.5 Förordning (2001:512) om deponering av avfall SFS 2020:820

Enligt 1 § är syftet med förordningen om deponering av avfall att förebygga och minska negativa effekter deponering av avfall kan orsaka. De negativa effekterna berör både människor och deras hälsa och miljö, särskilt vid förorening av grundvatten, ytvatten, mark och luft. Detta under hela deponins livscykel.

Förordningen om deponering av avfall omfattar regler för deponering samt utformning av deponier. Förordningen är tillsammans med föreskrifter från Naturvårdsverket Sveriges implementering av deponeringsdirektivet i svensk lagstiftning. Naturvårdsverkets föreskrifter berör deponering, kriterier och förfarande för mottagning av avfall vid anläggningar för deponi (NFS 2004:10).

2.2 Sopsand

Sopsand definieras som den sand som sopas upp på våren då halkbekämpning inte längre är relevant. Den sand som i Växjö kommun läggs ut på gatorna för halkbekämpning består av en blandning av 65% makadam 2-4 mm, 32% natursand samt 3% salt. Saltet består av natriumklorid och har produktnamnet ”Stensalt”, med CAS-nummer 7647-14-5. [12] Figur 1 visar hur makadam 2-4 mm och natursand ser ut [13] [12-4].

2.2.1 Natursand

Natursand har länge använts för halkbekämpning. Eftersom natursanden är en ändlig resurs som skapats under istiden av olika vattenströmmar är det viktigt att begränsa användandet. Natursanden är utöver användandet vid sandning av vägar av stort värde för till exempel betongtillverkning, därför bryts cirka 10 miljoner ton natursand årligen. [15] Natursand har lång livslängd och

mindre energi används under grusets livscykel, från brytning till användning, jämfört med andra material, vilket gör det till ett attraktivt material [16]. Elektricitetsförbrukningen vid brytningen av natursand ligger på under 0,0024 MJ och generar koldioxidutsläpp på 0,07 g CO2 per kg [17]. Natursanden

befinner sig naturligt i åsar och fungerar som infiltrationsanläggningar och vattenmagasin. Användningen av natursand leder därför till att dessa krymper hastigt. Natursanden är förutom en viktig roll som grundvattenresurs också av stor betydelse för energilagring och tillgångarna behöver av dessa anledningar säkras. Vid halkbekämpning är det därför vanligt att som alternativ eller komplettering använda sig av bergkross samt att grus kan återvinnas genom tvättning eller sållning. [15]

Uttaget av natursand har varit runt 10 miljoner ton per år sedan 2014 och det är betongtillverkningen som nyttjar största andelen av materialet. Mängderna har minskat nästan varje år sedan 90-talet. [18]

2.2.2 Makadam

Makadam är en delprodukt av ballast som är en bergkrossprodukt. Ballasten utvinns genom att jordlagret först tas bort för att sedan spränga bergtäkten. Materialet transporteras sedan och tippas i tråg eller fickor och de delar som ska krossas matas vidare till en kross. I krossen blir stora stenblock till makadam i olika storlekar. Beroende på krossmaskin får slutprodukten olika kornform, vilket är förhållande mellan bredd, längd och tjocklek. Efter krossningen fördelas materialet genom siktning för att sortera de olika storlekarna. [19]

Ballast som användes till både vägbyggen och vägunderhållning gick 2019 upp till 56,8 miljoner ton vilket är en ökning på 0,6 miljoner ton vid jämförelse med år 2018. Ballast är den största råvaran som utvinns i Sverige då den också används i asfalt och betong och som järnvägsmakadam och fyllnadsmaterial. Eftersom berg inte heller är ett förnybart material bör även detta användande ses över. [20]

Krossat bergmaterial används redan som ersättning för natursand vid halkbekämpning i flera delar av landet. Fördelen, förutom sparandet av naturresurser, är att krossmaterialet ger högre friktion och därmed bättre halkbekämpningsegenskaper än natursand. Nackdelen är att materialet innehåller högre mängd finmaterial vilket kan orsaka klumpbildning, och skarpa kanter som kan vara orsak till punktering på cykeldäck. [21]

Tillverkning av 1 kg makadam kräver 0,03 MJ elenergi och genererar utsläpp på 1,6 g CO2. Makadam är därför ett sämre val än natursand om man bara ser

till klimatpåverkan, men om utgångspunkten är förbrukandet av naturresurser så är makadam det bättre valet. [17] När det gäller uttag av natursand och krossat bergmaterial för just halkbekämpning utgör detta en relativt liten andel av det totala uttaget, varför det främsta miljöskälet till att återanvända uppsopat material är att minska mängden deponi [11].

2.2.3 Salt

I stället för eller i kombination med sandning används också vintersaltning som halkbekämpning. Saltningen görs med natriumklorid och förekommer i hela södra Sverige och upp mot Dalarna. Enligt siffror från 2002 sprider vägverket ut mellan 200 000 och 300 000 ton ut årligen, vilket är utöver det som läggs ut av kommunerna. Användandet har stadigt ökat sedan 1960-talet. Saltet har i olika inventeringar sedan 1970-talet undersökts för att kunna kartlägga dess påverkan på omgivande miljö och det är framför allt kloridjonen som analyseras i grundvatten och ytvatten samt i vegetation. Kloridjonen ger endast upphov till ringa skador men en koppling mellan väg och vattentäkt kan konfirmeras då förhöjda halter detekteras. Detta betyder att andra farliga ämnen också kan nå vattentäkten på sikt. Natriumjonerna fördröjs i marken då den deltar i jonbytesprocesserna men når till slut också vattentäkten och leder till en ökad hårdhet i grundvattnet. Natrium påverkar dessutom markförhållanden och tungmetaller som finns längs vägar kan därför genom en uttransport frigöras. [23]

2.2.4 Övriga material i sopsand

När blandningen av sanden som använts till halkbekämpning sopas upp följer också annat innehåll med. Det kan bland annat innehålla grenar, damm, löv och annat skräp som fimpar och plast. [15] För att kunna återanvända sopsanden bör dessa föroreningar först filtreras bort.

2.3 Utsläpp från trafik

Vid regn och snösmältning uppstår vattenflöden som i urbana miljöer ofta för med sig trafikrelaterade föroreningar. Utsläppen har vanligtvis flera ursprung och det är därför svårt att avgöra de dominerande källorna. [24] Vid analys av avrinningar från trafikerade områden har det påvisats halter av ämnen som höjer COD (kemisk syreförbrukning) och BOD (biologisk syreförbrukning), klorid från salter, tungmetaller som bly, zink och koppar, PAH (polycykliska aromatiska kolväten) [24], samt partiklar från slitage på däck och vägar [25]. Mer detaljer om dessa utsläpp samt dess konsekvenser beskrivs i kommande avsnitt.

vid till exempel trafiksignaler är ofta mer förorenade än motorvägar. Forskning har också visat att avrinningsvatten från parkeringsplatser innehåller högre halter av tungmetaller än andra dräneringssystem, som takavrinning. Hur mycket föroreningar som uppmäts vid en specifik plats beror på flera olika faktorer, som det omgivande landskapets karaktär, trafikdata och klimatfaktorer. Något som också påverkar är vilka metoder som används, vilket innebär att även insamlingen av prover, beredande av dessa, analysmetod och beräkningar påverkar resultatet. [24]

Uppmätta halter av metaller, PAH och alifatiska kolväten i sopsand jämförs ofta med Naturvårdsverkets riktvärden för förorenad mark. Riktvärdena är avsedda för förorenad mark efter sanering och är inte direkt tillämpliga på sandningssand, men anses ändå ge en uppfattning om materialets föroreningsgrad. För att utvärdera sopsanden görs vanligtvis en totalanalys, vilket också krävs för vissa klassificeringar, och det utförs även i detta projekt. [11] Totalanalysen visar dock inte om ämnena är lösliga eller bundna, vilket ett laktest skulle visa. [26]

2.3.1 Tungmetaller

Metaller förekommer naturligt i miljön i berggrunder, jord och vatten men ökar på grund av mänsklig påverkan. De små mängderna är essentiella för djur och växter men blir i högre koncentrationer giftiga. Metaller kan spridas på olika sätt som via luft, vatten, men också mark. Eftersom metallerna inte är nedbrytbara når de till sist vattendrag och påverkar där fisk, växter och andra levande organismer. Människor kan också exponeras för dessa metaller, framför allt via mat men också via luft och dammpartiklar. [27]

I dagvattensammanhang är metaller en av de vanligaste föroreningarna. Några av de största källorna till dessa metaller är trafiken samt metalliska byggnadsmaterial. I dagvattenstudier analyseras de allmänt utbredda metallerna koppar, bly och zink men också krom och nickel. [28] Zink, koppar, nickel och kadmium är särskilt relevanta metaller att analysera då dessa kan befinna sig i upplöst fas. Koncentrationen av tungmetaller varierar beroende på provpunkt och att analysera koncentrationer av tungmetaller är viktigt för att kunna minimera toxiska avrinningar som kan påverka organismer i mottagande vatten. [24]

Tabell 1. Riktvärden för känslig markanvändning (KM) och mindre känslig markanvändning (MKM) för tungmetallerna zink, bly, krom, nickel, kadmium, koppar och kobolt.

Metall KM (mg/kg TS) MKM (mg/kg TS) Zink 250 500 Bly 50 400 Krom totalt 80 150 Krom VI 2 10 Nickel 40 120 Kadmium 0,5 15 Koppar 80 200 Kobolt 15 35

Zink är en livsnödvändig metall som vid höga halter blir skadlig för vattenlevande organismer. Störst är påverkan i mjuka och näringsrika vatten med låg humushalt och lågt pH. Zink sprids i miljön då beläggningar används som korrosionsskydd för motverkning av rost och för att förlänga livslängden för andra metaller. Det används också i metallindustrin och för att tillverka mässing. Utöver de största källorna av zinkutsläpp som är förbränning av biomassa och massaindustrin bidrar även slitage från däck. Trots detta har utsläppen minskat med runt 40 procent sedan 90-talet och halterna anses vara låga eller mycket låga. [30]

Bly är en giftig metall för både djur och människor redan vid små halter men koncentrationer av metallen i miljön har på senare år kraftigt minskat då blyfria katalysatorer och bensin införts. Områden där bly fortfarande används är i bilbatterier och ackumulatorer samt elektronik. Nu för tiden sker spridningen främst via industrier och från avfall. Föroreningarna kan vid låga doser ge skador på nervsystem hos både djur och människor, det skadar blodkropparna och leder till blodbrist. [31]

Krom är en metall som finns naturligt i mark och vatten och som sprids vid vittring eller avrinning. Som andra metaller är krom ett nödvändigt näringsämne för människor och djur men kan ge upphov till skador vid för höga halter. Ur ett hälsoperspektiv finns det varierade former med varierande toxicitet. Sexvärt krom kan ge upphov till cancer och mutationer och kan också påverka hud och luftvägar. Utöver de stora utsläppen från avloppsreningsverk används krom också för att öka korrosionsbeständighet i rostfritt stål och vid ytbehandling. [32] Utsläpp av nickel från trafiken innefattar korrosion av fordonskomponenter och slitage av däck och bromsbelägg. [33]

försämrad mikrobiell aktivitet i mark. [34] Likt vid kromutsläpp kan fordon också bidra till högre nickelutsläpp [33].

Kadmium finns också naturligt i naturen och tas lätt upp i odlade grödor och träråvaror. Den mänskliga spridningen av kadmium är strängt reglerad och bland annat batterier och galvaniserad plåt som innehåller metallen håller på att fasas ut. Kadmium sprids genom förbränning av fossila bränslen och genom slam och gödsel på åkermark. Kadmium kan hämma tillväxt genom att klorofyllbildningen blir nedsatt, det kan också orsaka reproduktions-störningar hos olika djur samt benskörhet och cancer. [35]

Koppar används idag som värmeledare och i elektriska apparater på grund av dess goda ledningsförmåga. Det förekommer också naturligt i vatten, mark och sediment. Den största källan för föroreningar i luft är bilars bromsbelägg och transportsektorn generellt. Olika organismgrupper reagerar olika på högre kopparhalter men också förekomstform. De som påverkas negativt av koppar är framför allt akvatiska växter och bakterier och kan störa mikroorganismers nedbrytningsprocess. [36]

Kobolt är en hård metall med många användningsområden, till exempel i permanenta magneter då den är ferromagnetisk. Litiumjonbatterier är ett stort användningsområde för kobolt, detta finns i exempelvis elbilar och elektronik. [37]. Kobolt hittas ofta tillsammans med koppar, järn, nickel, bly och silver i koncentrationer under 1% och medelkoncentrationen i jordskorpan ligger runt 25 mg Co/kg. Metallen är nödvändig vid bildning av vitamin B12 men blir likt

andra metaller giftig vid högre halter. [38]

I tidigare provtagningar av tvättat grusmaterial har höga halter av metallerna koppar, bly, zink och ibland nickel ibland förekommit i enskilda prover, troligtvis på grund av enstaka större fragment. [26]

2.3.2 Mikroplaster

Figur 2. Mikroplaster i olika storlekar. På bilden till vänster är mikroplaster synliga utan mikroskop och till höger syns mikroplaster under ett mikroskop. Källa: [40] respektive [41]. Använda med tillstånd.

Partiklar från däckslitage benämns ofta som mikroplaster då de har flera gemensamma egenskaper, men däckpartiklar skiljer sig också åt från andra mikroplaster när det gäller andra kännetecken. Båda partikeltyperna består av syntetiskt (eller semisyntetiskt) framställda polymerer, är i fast tillstånd, olösliga och i samma storleksområde (1-1000 μm). När det gäller kemisk sammansättning, struktur (vilken för plastpartiklar är delvis kristallin), form och yta finns dock betydande skillnader. [25]

2.3.2.1 Utsläpp av mikroplaster

Utsläpp av primära mikroplaster till naturen har minskat kraftigt sedan 1980-talet men sker fortfarande vid transporter, lastning eller bearbetnings-anläggningar. Utsläpp av sekundära mikroplaster kan härröra från bearbetning eller underhåll av plastprodukter vid byggarbetsplatser eller tvätt av kläder, slitage av plastföremål som däck eller vägmarkeringar, eller nedbrytning av plastskräp. Alla plastföremål som lämnas i naturen kommer med tiden brytas ner till mindre partiklar och fullständig nedbrytning av plast till koldioxid kan ta flera decennier. [39]

Utsläppen av gummipartiklar från bildäck i Sverige har uppskattats till 13 000 ton per år. Bildäck består av flera olika gummiblandningar, kimrök (carbon black), fyllnadsmaterial och vulkmedel. Gummipolymererna utgör ca 35% av gängdelen av däcket och denna slits ner med 0,05 g per kilometer körning av bilar, och 0,7 g motsvarande för bussar. [39] Övergången till miljövänligare fordon skulle minska mängden utsläpp från avgaser, men dessvärre inte föroreningarna från däckslitage. Dessa väntas i stället öka då trafikvolymen ökar. [25]

partiklar i storleken 50-99 μm och endast 1% av partiklar mindre än 50 μm. [39]

Vägmarkeringar utgörs av fyllmedel, termoplaster och polymerfärger, och utsläpp av mikroplaster från dessa beräknas uppgå till 504 ton per år. Detta ger ett totalt utsläpp av mikroplaster från väg- och däckslitage på 13 519 ton per år, se Tabell 2. [39]

Tabell 2. Utsläpp av mikroplaster från trafik.

Källa Mängd mikroplaster (ton/år)

Däck 13 000

Polymerer i bitumen 15

Vägmarkeringar 504

Totalt 13 519

Partiklar från däck- och vägslitage uppstår i kontaktytan mellan däck och vägyta, vid körning, inbromsning och acceleration. Skjuv- och friktionskrafter får grövre partiklar att skavas av. Värme och friktion mellan däcket och vägbanan förändrar däckpartiklarnas kemiska sammansättning och får vägmaterial och andra trafikrelaterade slitpartiklar och damm att smälta samman med gummit. I studier gällande mikropartiklar från däckslitage kan det vara svårt att fastställa vad just däckpartiklarna har för effekt på miljön, då dessa sällan förekommer i ren form. [25]

En annan källa till mikroplaster är nedskräpning. I stadsmiljöer är papper och plast vanligast förekommande skräp, ej inkluderat cigarettfimpar, och utgör då 38% respektive 27%. Varje yta på 10 kvadratmeter i urbana områden innehåller i genomsnitt 0,4 plastföremål. Allt plastavfall som genereras utomhus blir vid nederbörd bortsköljt med dagvattnet, som endast i mindre andel behandlas i svenska vattenreningsverk. [39]

2.3.2.2 Reglering av mikroplaster

Användningen av mikroplaster har börjat regleras på olika sätt. Sedan 2014 får produkter med mikrokulor inte bära EU-märkningen ecolabel, och liknande förbud gällande mikroplaster i hygien- och kosmetikaprodukter har föreslagits eller antagits i Storbritannien, Frankrike och Sverige. [42] Flera tillsatsämnen i plaster, som ftalater och olika blyinnehållande färgämnen, har också reglerats i REACH, EU-förordningen som berör registrering, utvärdering, tillstånd och begränsningar av kemiska ämnen som tillverkas eller importeras i EU. Polymerer regleras vanligtvis inte genom REACH då dess höga molekylvikt gör dem mindre bekymmersamma. [43]

Regleringarna i föregående stycke berör dock bara de primära mikroplasterna. För att minska mängden mikroplaster i miljön behöver även de sekundära mikroplasterna minska, och för att uppnå detta föreslår GESAMP (Joint Group of Experts on the Scientific Aspects of Marine Environmental Protection) att alla nationer driver på för att införa en cirkulärekonomi med minskning, återanvändning och återvinning (Reduce-Reuse-Recycle). För att miljön ska vara säker för både vattenlevande organismer och människor behöver plastmaterial användas mer effektivt, genomtänkt och medvetet. [42]

2.3.3 Organiska föroreningar

Trafiken är en av de främsta källorna till utsläpp av organiska föroreningar i stadsmiljöer. Utsläppen, förutom de flyktigaste, lägger sig på fasta ytor och förs vid nederbörd vidare till dagvattensystem, där effektiva reningsmetoder krävs för att hålla kvar föroreningarna. Organiska föroreningar från urban avrinning är den största källan till påverkan på vattenmiljöer globalt sett. Föroreningarna kommer bland annat från däckslitage, bromsbelägg, underbeläggning, plastkomponenter, lackering, bränslen och smörjmedel, samt även vägmaterial som bitumen, asfalt, betong och vägmålning. [44] 2.3.3.1 Alifatiska kolväten

Alifatiska kolväten grupperas efter kolkedjans längd, till exempel C5-C8, där siffrorna avser antalet kolatomer i kedjan [45]. De vanligaste alifatiska komponenterna i bensin och diesel i Sverige är alkaner (mättade raka kolkedjor), cykloalkaner (mättad ringstruktur av kolatomer) och alkener (omättade raka kolkedjor) [46].

I Tabell 3 visas de riktvärden för alifater i mark som tagits fram av Naturvårdsverket. Samtliga värden anges i mg per kg torrsubstans och för de två kategorierna känslig markanvändning (KM) och mindre känslig markanvändning (MKM).

Tabell 3. Riktvärden för känslig markanvändning (KM) och mindre känslig markanvändning (MKM) för alifatiska kolväten. Ämne KM [mg/kg TS] MKM [mg/kg TS] Alifat >C5-C8 12 80 Alifat >C8-C10 20 120 Alifat >C10-12 100 500 Alifat >C12-C16 100 500 Alifat >C16-C35 100 1000 2.3.3.2 Aromatiska kolväten

Aromatiska kolväten har en eller flera bensenringar i sin atomstruktur. I bensin och diesel i Sverige utgörs de aromatiska komponenterna av BTEX (se Figur 3), >C8-C10, >C10-C16 och polycykliska aromatiska kolväten (PAH). Aromaterna är mer toxiska och vattenlösliga än alifaterna. De lättare aromaterna kan orsaka illamående och nervpåverkan och även syn- och hjärnskador i högre halter, medan de tyngre orsakar skador på lever- och njurvävnader. PAH kan vid anrikning i organismer orsaka hormonstörningar, och de tunga och medeltunga PAH, samt även bensen, är cancerframkallande. Innehållet av aromater i bensin får som högst vara 35 volymprocent sedan 2005. [46] Aromatiska kolvätens farlighet anges som hög enligt Naturvårdsverket, medan farligheten för PAH anges som mycket hög [47].

Figur 3. Atomstruktur för BTEX, från vänster: bensen, toluen, etylbensen och xylener (olika varianter på dimetylbensen, i denna bild meta-xylen).

2.3.3.3 Polycykliska aromatiska kolväten

kilometer, vilket kan ge ett totalt årligt utsläpp på 32-160 kg från området. Den absolut största källan till utsläppen fanns vara avgaser, följt av däck, läckage av motorolja, vägslitage och bromsbelägg. Samma studie visade att bara 2-6% av PAH fördes vidare till dagvattnet i avrinningsområdet, däremot utgjordes denna mängd till störst andel av farliga PAH från däck, motorolja och avgaser. [44] De 16 prioriterade aromatiska kolvätena illustreras i Figur 4.

Figur 4. De 16 prioriterade aromatiska kolvätena (16-PAH). Bokstaven L, M eller H efter ämnesnamnet visar om detta ingår i gruppen PAH-L, PAH-M eller PAH-H. Källa: [48] Använd med tillstånd.

bens(a)antracen, krysen, bens(b)fluoranten, bens(k)fluoranten, bens(a)pyren, dibens(ah)antracen, benso(ghi)perylen och indeno(123cd)pyren. [29]

Tabell 4. Riktvärden för känslig markanvändning (KM) och mindre känslig markanvändning (MKM) för polycykliska aromatiska kolväten.

Ämne KM [mg/kg TS] MKM [mg/kg TS]

PAH-L 3 15

PAH-M 3 20

PAH-H 1 10

2.3.3.4 Kolväten från trafik

Kolvätemolekylerna som sprids från trafik består vanligtvis av 12 till 35 kolatomer och är mer eller mindre flyktiga. Normalt består utsläppen från bensindrivna fordon av flyktiga organiska ämnen (VOC) med under 12 kol, medan utsläpp från dieselfordon mestadels består av mindre flyktiga ämnen med 8 till 25 kol. Dieselavgaser innehåller främst oförbrända rester av bränsle (C15-C23) och smörjolja (C15-C36) samt sulfat. [49]

Alifater >C5-C8 och >C8-C10 klassas som lättflyktiga föreningar (VOC) tillsammans med BTEX, medan alifater >C10-C12, >C12-C16, >C16-C35, aromater >C8-C10 och >C10-C16 samt PAH klassas som mellanflyktiga föreningar (Semivolatile Organics). Tyngre aromatiska kolväten >C16-C35 ingår inte i bensin och diesel. [46]

Tidigare mätningar på organiska föroreningar i sopsand i Sverige har visat på att halterna generellt är låga, men att höga värden kan förekomma, till följd av exempelvis oljespill. [11] [50]

2.4 Kväve och fosfor

Växtnäringsämnen kommer läcka ut i marken även om jorden inte används till odling, eftersom naturliga processer gör att vattenlöslig näring frisätts. Detta kallas för bakgrundsläckage. Eftersom det är mycket nederbörd i Sverige ökar läckaget, varpå snösmältning och regn för med sig växtnäringen i marken vidare till vattendrag. Under 2014 bidrog Sverige med utsläpp på 114 600 ton kväve och 3340 ton fosfor till haven. Bidragen kom från både mark och mänsklig aktivitet, och knappt hälften av detta var naturligt läckage från skog och mark. [52]

Riktvärden för kväve presenteras i Tabell 5. Tabellvärdena är en indelning i intervall enligt Naturvårdsverkets bedömningsgrunder för kväve i sjöar och vattendrag. [53]

Tabell 5. Riktvärden för kvävehalter i sjöar och vattendrag

Totalkväve [µg/l]

Låga halter <300

Måttligt höga halter 300-626

Höga halter 626-1 250

Mycket höga halter 1 250-5 000 Extremt höga halter >5 000

Enligt SGU varierar genomsnittshalt av fosfor som lakas ut från normalt brukad skogsmark till ytvatten men ligger i genomsnitt under 20 μg/l. Halter under 12,5 μg/l leder till näringsfattiga förhållanden i ytvatten (oligotrofa). Fosforhalter som ligger under 0,04 mg/l (13 μg/l PO4-P) bör inte ge upphov

till övergödning. Dessa halter gäller också ytvattendrag. [54]

2.5 Konduktivitet

Konduktivitet är en vattenlösnings specifika ledningsförmåga och beror på mängden lösta joner. Detta avgör hur olika ämnen uppträder i vattnet samt hur vattenorganismer reagerar på sin omgivning bland annat på grund av osmos. En hög ledningsförmåga kan tyda på lättvittrade jordar i omgivningen eller annan typ av påverkan som temporärt och periodvist läckage av joner från sediment vilket är ett resultat av syrebrist. [55] Salt vatten kan också bero på att vägsalt har trängt ner i marken och till slut nått grundvatten. [56] Eftersom konduktiviteten ökar vid hög salthalt tyder detta på grundvatten med sämre kvalitet. Redan vid låga halter klorid ökar konduktiviteten och detta kan till exempel påskynda korrosion i ledningar och kan också påverka smaken. Därför används ofta konduktivitetsmätning för att uppskatta ett mått på kloridhalten. [57]

grundvatten anses halter som är under 25 mS/m vara låga och halter som är över 150 mS/m anses vara höga. [54]

2.6 Reningsmetoder

För att separera metaller från starkt förorenat jord- och markmaterial används olika tvättmetoder, antingen fysisk separation, kemisk extraktion eller en kombination av dessa. Fysiska separationsmetoder utnyttjar skillnader i storlek, densitet, magnetism eller hydrofoba egenskaper mellan jordpartiklar och metallbärande partiklar, till att koncentrera metallföroreningarna i en mindre fraktion av jordmängden. Kemisk extraktion använder syror, kelatbildare eller andra reagenser i vattenlösning för att lösa metallföroreningarna från jordmaterialet. Dessa metoder är bäst lämpade när metallföroreningarna är icke-fragmentariska eller i jonform, medan fysiska separationsmetoder framför allt är tillämpliga vid partikulära föroreningar. [58]

Fysiska separationsmetoder är ofta välbeprövade i gruvindustrin och relativt enkla och billiga. Effektiviteten är beroende av jordmaterialets egenskaper, som partikelstorleksfördelning, partiklarnas form, lerhalt, fukthalt och humushalt. För att metoden över huvud taget ska fungera måste jord- och metallpartiklarna ha en markant densitetsskillnad, och metallföroreningarna får inte vara starkt bundna till jordpartiklarna eller förekommande i alla storleksfraktioner av jordmaterialet. [58]

För jordmassor från urbana och industriella miljöer där föroreningarna beror på mänsklig påverkan fungerar fysiska separationsmetoder bäst, medan naturliga jordar eller jordbruksjordar ofta behöver behandlas med kemisk extraktion då dessa innehåller sorberade metaller. Framför allt är det kornstorleken som avgör vilken behandlingsmetod som kan användas. [58] I en jämförelse mellan fyra olika metoder för sanering av förorenad jord beräknades jordtvätt vara den enda metoden där miljöpåverkan för själva reningen inte översteg påverkan av att frakta massorna till deponi. Jordtvätt beskrevs som en process där framför allt vatten och separering används för att koncentrera föroreningarna till den minsta fraktionen (kornstorlek <0,063 mm). Övriga metoder som ingick i studien var termisk avdrivning, bioslurry och elektrokemisk analys inklusive torkning. Vid termisk avdrivning avlägsnas organiska föroreningar och lättflyktiga metaller genom indirekt uppvärmning med varmluft. Biologisk behandling av organiska föroreningar i slurryfas benämns bioslurry. Elektrokemisk analys innebär en elektrodialytisk avlägsning av tungmetaller. [59]

och 60-75% för kadmium, ingen minskning av dessa ämnen skedde i den större fraktionen 4-40 mm. [59]

Tvättning av grus har länge använts inom gruvindustrin och bergmaterial-industrin för att avskilja finmaterial och förbättra egenskaperna för materialet. Banvallsmakadam, betong och finare sand, till exempelvis lekplatser, är exempel på grusmaterial som tvättas eller utvinns genom relativt enkla tvättprocesser med siktar, cykloner eller skruvar. Tvätt av sopsand är ett nytillkommet tillämpningsområde i sammanhanget. Reningen sker genom våtsikt i flera steg och ger en slutprodukt i olika storleksfraktioner där den största och minsta fraktionen sorterats bort. Den största fraktionen består oftast av för stora stenar och avfall från nedskräpning, medan den minsta är slam av mycket fint material där den större andelen av föroreningarna samlats. [26]

2.6.1 Praktiska exempel på sopsandshantering

I Sverige har flera tester av tvätt av sand utförts, bland annat av företaget SoilTech som deltog i tvättning av sopsand både i Karlstad och i samarbete med Hässelby-Vällingby stadsdelsförvaltning. Tvättbehovet uppstod i samband med återvinning av sopsand efter vinterns halkbekämpning. Sopsanden som också innehåller finmaterial genomgår en reningsprocess med flera steg. Efter den behandling som utfördes på Karlstad Energis deponianläggning Djupdalen kunde 60% av sopsanden återanvändas som sandningssand. Vid renare ursprungsmaterial kan detta nå upp till 70-80%. [26]

I en ansökan om medel från Miljömiljarden beskrev Hässelby-Vällingby stadsdelsförvaltning sina planer på att starta upp en anläggning för återvinning av sandningssand. Sand från hela Västerort efter vintersäsongen, totalt ca 9000 ton, skulle behandlas på en yta om 10 000 m2. Detta utfördes sedan under åtminstone två år i samarbete med SoilTech. Utrustningen som behövdes omfattade lastmaskin, matarficka, transportband, roterande siktar, vattentvättutrustning, spaltsikt, tvättskruv, lastväxlarbilar, autoflak, sopmaskin, slambassäng, lamellsedimenterare och slampumpar. [60]

I uppföljningen av projektet konstaterades att 76% av materialet kunde användas för sandning igen, 6% av materialet utgjordes av grovgrus som lämpades till motionsspår, 10% användes som jordförbättringsmedel och mindre än 10% fördes till deponi. Att de finaste partiklarna rensats ut från sanden vid tvättningen ansågs också positivt och skulle ge färre problem med allergi vid användning i staden. [61]

recirkuleras är 2-3 m3. De fraktioner som utvinns från tvättningen är utöver slammet 0,125-2 mm sand och 2-5,6 mm grus. Oftast duger den tvättade sopsanden till användning vid halkbekämpning igen och i några fall är den återanvända sanden mer fördelaktig då den i återvinningsprocessen slipas så de skarpa kanterna som kan orsaka punktering försvinner. [26]

2.6.2 Alternativa användningsområden

För att undvika höga kostnader för deponi kan de fraktioner som inte längre kan användas som sopsand återanvändas inom andra områden. Peab Drift och Underhåll är en av entreprenörerna i Stockholm som drivit projekt om återvinning av sopsand. Vid sållning fick Peab ut fyra olika fraktioner. Fraktionen på 3-8 mm som kunde återanvändas som sandningssand utgjorde den största andelen på 60-65%. Den mindre fraktionen 0-3 mm utgjorde 20% och kunde i stället användas som fyllnadsmaterial eller som inblandning i kompostjord. De större fraktionerna, 8-30 mm och >30 mm vilka utgjorde 5-10% respektive 1-5%, kunde också innehålla stenar, löv och grenar. Dessa fraktioner användes i mån av efterfrågan till tillfälliga vägar men lämnades annars till deponi. [15]

Flera kommuner har valt att i stället för återanvändning som halkbekämpningssand använda sopsanden som fyllnadsmaterial. Örebro kommun använder sanden som fyllnadsmaterial vid markbyggnad och förstärkning av grusytor och vägar. Både Sundsvall och Gävle kommun har från början också använt sanden till utfyllnad men valde att i samarbete med NCC utnyttja sopsanden vid asfalttillverkning. Gävle kommun har dessutom likt Luleå och Umeå kommun testat att tvätta sopsanden för att sedan återanvända som halkbekämpning. [11]

2.7 Konsekvenser av hantering av sopsand

I detta avsnitt tas problematik och konsekvenser upp kring deponi och hantering av sopsand då den behandlas genom våtsiktning och har förorenat vatten som slutprodukt. Detta i kombination med en ökad vattenanvändning vid tvättning.

2.7.1 Lakvatten

medelvärdet av utlakade halter till vatten. Vid deponering av förorenade jordmassor som klassas som farligt avfall ska laktest genomföras innan inlämning till deponin. Laktest är inte obligatoriskt för icke farligt avfall. [63] Sopsanden klassas som ett avfall, men i de flesta fall ett icke farligt sådant. [11]

Deponier kan på en begränsad yta samla stora mängder av miljögifter och föroreningar och dessa kan med tiden läcka ut i miljön under en lång tidsperiod och kan påverka både människors hälsa och miljön. Föroreningarna kan förekomma i både fast form som partiklar och i gasform eller löst i vatten. Lakvattnet innehåller näringsämnen som kväve, BOD, COD men också tungmetaller och organiska miljögifter. Vissa ämnen är akuttoxiska för olika organismer och andra kan bioackumulera och därför få betydande konsekvenser även vid låga koncentrationer. Lakvatten har ofta olika sammansättningar beroende på bland annat vad som deponerats, nedbrytning av avfall, vattenmängd men också hur deponeringen sker. [5]

Miljöproblemen kan uppstå vid både nedlagda deponier och vid de som är i drift. Några parametrar som påverkar hur stor miljöpåverkan en deponi har är dess lokalisering, skyddsåtgärder och det deponerade avfallets egenskaper. Här avgörs om naturliga barriärer kan utnyttjas eller om konstgjorda barriärer och bottentätningar behövs beroende på avfallsslag och omgivande miljös känslighet. Standarden på deponier i Sverige har ökat som följd av EU-direktivet om deponering av avfall och åtgärderna för minskad miljöeffekt baseras på att minska utsläpp från deponier långsiktigt genom utformning men också att minska mängden av deponerat avfall. [5]

2.7.2 Vattenanvändning

Tillgången till vatten kommer troligtvis förändras på flera håll i världen till följd av klimatförändringar. Generellt sett förväntas vattenresurserna att minska i områden kring breddgraderna närmast ekvatorn och i torra subtropiska regioner, och öka kring nordliga breddgrader och i fuktiga områden nära ekvatorn. [64] Klimatscenarier tyder på att vattentillgången i sydöstra delarna av Sverige kommer att minska under det kommande århundradet, men öka i de nordliga och västliga delarna [65]. Trots en minskning av vattenanvändning är industrin fortfarande den sektor som använder mest vatten. Hushåll står för 23% av den totala sötvattenvolymen, jordbruk 3% och övrig användning 13%, samtidigt som industrier står för hela 61%. [66]

tvättvattnet vara kort. Dessutom bör slammet hanteras med effektiv avvattning och snabb sedimentering för att minska vattenvolymen. [26]

2.7.3 För- och nackdelar med deponi och tvättning

Det finns flera fördelar med att tvätta och återvinna sand. Den del av sanden som är natursand behöver tas vara på då grustäkterna håller på att ta slut, därför behövs sanden tvättas för att kunna återanvändas. [15] Den renade och återvunna sanden är dessutom i teorin billigare än ny natursand, ger tillgång till andra användbara produkter och de tunga transporterna minskar från uttagsplats till förbrukningsställe samt från uppsopning till deponi. [67] Det är sandpartiklarna i storlek PM10 som binder många av de miljöfarliga partiklarna. Vid reduktion av de minsta partiklarna blir inte bara sanden mindre förorenad utan dammbenägenheten minskar och kan förbättra luftkvaliteten under uppsopning. Eftersom den tvättade sanden inte har de minsta partiklarna kvar fryser sanden dessutom inte lika snabbt och därmed behöver den inte blandas ut med lika mycket vägsalt. [67] Statens väg- och trafikforskningsinstitut (VTI) har med tester kunnat visa att återvunnen halkbekämpningssand dammar mindre än otvättad natursand [68]. Utöver de miljövinster som görs vid återvinning av sopsand kan också återkommande kostnadsbesparingar göras [67].

3. Metod

För att uppnå syftet med arbetet har framför allt kvantitativa metoder använts. Provtagning gjordes avseende mikroplaster, metaller, kolväten, näringsämnen och konduktivitet för att få en uppfattning om sandens föroreningsgrad och vilken reningsmetod som är lämplig. Analyser utfördes efter standard i den mån det var möjligt. Resultatet baserades på egna mätdata från ICP-mätning av metaller, mikroskopisk undersökning av mikroplaster och mätningar av konduktivitet, totalkväve och totalfosfor, samt extern mätning av kolväten. För att kunna sätta uppmätta halter i ett sammanhang och få kunskap om hur rening går till på andra platser utfördes också en litteraturstudie som ligger till grund för rapportens teoriavsnitt.

Kostnadsanalys utfördes i form av en LCC innehållandes inköpskostnad, reningskostnad och besparing baserat på mängden återanvändningsbar sand. Jämförelse gjordes mellan olika alternativ, vilka kommer vara fortsatt deponering av uppsopad sand, inköp av egen utrustning för sandtvätt eller låta tvätten utföras av extern aktör.

3.1 Provtagning

Prov togs på använd sand från tre olika platser för att undersöka om olika trafikbelastning ger olika föroreningsgrad, samt på oanvänd sand för att användas som referens. Proverna togs direkt efter sopning, i två fall direkt från sopbilen och i ett fall då sanden lastats av på marken, vilket gjorde att sättet på vilket sanden samlades in varierade efter förutsättningarna. En större mängd sand samlades i en grön plastback i vilken sanden blandades runt för att ändå få så representativa prov som möjligt.

Provet som togs från sandhögen som lastats av på marken togs enligt Figur 5.

Figur 5. Provtagning på en hög. Källa: [69]

glasbägare i händelse av att metallhinken skulle påverka provets metall-innehåll. Eventuell kontaminering från plastbacken antogs kunna särskiljas på grund av den gröna färgen på plasten. Proven representerade inte hela högen utan endast ett urval.

3.2 Filtrering

En del av varje prov filtrerades i silar med olika maskstorlek för att få en uppfattning om hur stora de olika storleksfraktionerna var i varje prov. Så stor mängd sand som möjligt vägdes upp i glasbägare och torkades i ugn i 105°C i minst 12 timmar. Silarna som användes har maskstorlek 2,8 mm, 1,4 mm och 0,2 mm. Fraktionerna >2,8 mm, 1,4-2,8 mm, 1,4-0,2 mm och <0,2 mm vägdes separat.

3.3 Tungmetaller

Analysen av metaller i proverna utfördes enligt vad som beskrivs i standarderna SS 02 81 83 och SS 02 81 50, avsedda för metallhalter i vatten, slam, sediment och biologiskt material, samt SS 02 83 11, som är avsedd för jord, med vissa modifikationer. Uppslutningen av provet skedde med salpetersyra. Provet torkades vid 105°C över natten och skulle enligt standard homogeniseras i agatmortel, men detta moment gjordes inte då det antogs vara meningslöst för stenmaterial. Därefter följdes den modifikation som SGU gör vid analys av markprover, då flaskan efter tillsatts av 20 ml 7M salpetersyra täcks med urglas och kokas på värmeplatta i 60 min, i stället för att värmas i autoklav enligt standard. [70] Provlösningen analyserades i induktivt kopplad plasma med optisk emissionsspektrometer, ICP-OES, för kobolt, krom, koppar, nickel, bly, zink och kadmium. Resultatet jämfördes med Naturvårdsverkets generella riktvärden för förorenad mark samt tidigare studier.

3.4 Mikroplaster

Analys av mikroplaster saknar standard, därför baserades metoden på tidigare analysförsök [71] samt analyser utförda inom utbildningen och anpassades från sediment till sopsand. Metoden utnyttjar att plastpartiklar har lägre densitet än grus- och sandmaterial, vilket gör att de flyter upp på ytan av en saltlösning medan grus och sand sjunker till botten. Plasterna separeras från gruset och kan avskiljas vid ytan. Kalciumklorid (CaCl2, ≤ 2,2 g/cm3)

användes då denna lösning har högre densitet än mikroplasterna. Däck- och vägslitagepartiklar uppskattas ha en densitet på cirka 1,8 g/cm3_{. [72]}

g torrt prov i storleksordningen 0,1-1 mm räknades sedan under mikroskop och de olika mikroplasterna delades in i grupper beroende på utseende. Proverna undersöktes också visuellt i syfte att upptäcka större plastfragment för analys i FT-IR-spektrofotometer för att kvalitativt bestämma vad det är för typ av plast. Absorptionsspektra jämförs med spektra för kända plasttyper, antingen från egen mätning av referensprov eller från tidigare studier.

3.5 Organiska föroreningar

För analys av organiska föroreningar beställdes ett provkit från SGS Analytics. Proverna analyserades enligt ”Markpaket 6” vilket innebär analys av bland annat PAH, alifater och aromater. Innan proverna skickades i väg siktades sanden enligt önskemål för att få bort större stenar samt övrigt skräp.

3.6 Kväve och fosfor

Totalkväve och totalfosforhalter testades på två prover från varje provpunkt, där det ena provet först silats så att fraktionen <1,4 mm avlägsnats. Detta gjordes för att undersöka skillnaden när sanden med mindre kornstorlek och förmodat högre kväve- och fosforinnehåll inte inkluderades.

För att kunna mäta kväve och fosfor måste dessa ämnen lösas i vatten, vilket gjordes med en metod baserad på Makabs test för jordprover [73]. Torkad sand vägdes upp i bägare och avjoniserat vatten tillsattes. Proverna rördes om ordentligt och fick sedan stå ett par timmar. Därefter rördes de om igen och filtrerades sedan genom ett Munktell filterpapper 1F.

Analysen utfördes på den klara lösningen enligt standard från Hach Langes kit. Fosforkitet LCK 349 har en detektionsgräns på 0,05-1,5 mg/L PO4-P och

0,15-4,50 mg/L PO4. Kvävekitet är LCK 138, vilket har en detektionsgräns på

1-16 mg/L TNb.

3.7 Konduktivitet

Mätningen av konduktivitet gjordes på samma lösning som också testades för kväve och fosfor. Konduktivitetsmätaren kalibrerades med hjälp av standardlösning, tvättades av och användes till att mäta konduktiviteten i lösningen från sopsanden.

3.8 Intervjuer

baserades bland annat på vilka som omnämns i boken ”Sopsand – avfall eller resurs?” [11] men också företag och kommuner som nämnts i tidigare rapporter.

3.9 LCC-analys

Kostnadsanalysen gjordes i syfte att jämföra tre alternativ: inköp av egen anläggning, hyra av tjänst och fortsatt deponering. Till detta användes ett eget kalkylark i Excel. Kostnaderna för nuvarande hantering baserades på siffrorna som erhållits från Växjö kommun. Uppgifter om investerings- och driftkostnader eftersöktes från företag som säljer lämpliga maskiner. En resultaträkning med intäkter och utgifter upprättades där investerings-kostnaden räknades om till en årlig annuitet enligt [74]:

𝑎𝑓=

𝑟 1 − (1 + 𝑟)−𝑛

Annuitetsfaktorn, som multipliceras med investeringsbeloppet, betecknas med 𝑎_𝑓, 𝑟 avser kalkylräntan och 𝑛 avser livslängd i antal år.

Därefter användes även återbetalningsmetoden i vilken återbetalningstiden beräknas enligt [74]:

Å =𝐺 𝑎

4. Genomförande

Här beskrivs hur de olika momenten i projektet genomförts. Genomförandet delas in i provtagning och analys, varefter provtagning delas upp i förberedelser och provinsamling. Analysen bestod av flera olika delmoment för laborativa analyser respektive kostnadsanalys. Stegen beskrivs under respektive rubrik.

4.1 Provtagning

Provtagningen bestod av två olika steg, först förberedelse av material och sedan insamling av prover. Proverna togs på fyra olika ställen och eftersom sopningen sker i en viss turordning togs proverna vid olika tidpunkter. Proverna som togs var dels oanvänd sand som referens, dels uppsopad sand från gång- och cykelväg (GC-väg), villagata samt vältrafikerad gata.

4.1.1 Förberedelser

Inför insamling av prover syradiskades fyra bägare med volymen en liter med 2M salpetersyra under natten, cirka 14 timmar. Bägarna tömdes och sköljdes med avjoniserat vatten tre gånger. Bägarna täcktes med förseglingsfilm när de torkat för att undvika kontaminering. Fyra metallspannar diskades med diskmedel.

4.1.2 Insamling av prover

Prov på sand som sopats upp från GC-vägar togs den 31 mars 2021. Sanden var upphämtad från GC-vägar kring Fagrabäcksvägen i Växjö. Provet togs direkt från sopbilen genom att fyra spadtag togs ut från en lucka och lades i en grön plastback. Eftersom sopbilen hade sluten förvaring för sanden kunde provet endast tas genom luckan, vilket inte gav möjlighet att hämta sand från olika delar av högen. Sanden blandades försiktigt i backen och förflyttades sedan med hjälp av spaden från slumpmässiga delar av högen till metallspannen och glasburken tills de fyllts.

Figur 6. Karta som visar området runt Kastellvägen och Vasavägen på Hovshaga, där provet från villagator sopades upp.

Prov på sand från Raskens väg, där buss i linjetrafik kör och där det också finns farthinder, togs den 7 april 2021. Se Figur 7. En kortare sträcka av just denna väg sopades enbart för att få provet, då denna gata egentligen inte var aktuell i turordningen. Sanden var något blötare än sanden från GC-vägarna då det snöat lite. Fyra spadtag togs från en behållare framme på sopbilen och lades i den gröna plastbacken. Därifrån togs slumpmässiga skopor från backen och placerades i metallspannen och glasburken tills de fyllts.

Prov på oanvänd sand togs den 7 april 2021. Sanden var en färdig blandning av makadam, natursand och salt och förvarades på hög i en hangar. Blandningen var gjord omkring två veckor tidigare. Ungefär fem spadtag togs på varierande ställen ur högen och lades i en grön plastback. Därifrån togs slumpmässiga skopor och placerades i metallspannen och glasburken.

Proven namngavs prov OA, GC, VG och BG och redovisas i Tabell 6 i ordningen oanvänd sand till sand med högst förväntat innehåll av föroreningar.

Tabell 6. Namngivning av prover.

Provnamn Hämtat från

Prov OA Oanvänd sand

Prov GC Gång- och cykelvägar

Prov VG Villagator

Prov BG Bussgata med farthinder

Samtliga prover placerades i frysen för att undvika tillväxt. Prov på sand från GC-vägar stod fryst i 10 dagar, sand från villagator i 4 dagar och övriga prover i 3 dagar. Resterande tid stod samtliga prover i kylen.

I Figur 8 visas skillnaden mellan ett oanvänt prov till höger och den sand som sopats upp från gång- och cykelväg till vänster.