Bly (Pb)
Inledning
Egenskaper
Verksamheter
Spridningsvägar
Risker
Åtgärdsmetoder att beakta
Referenser
Inledning
Bly är ett grundämne som förekommer naturligt i jord och vatten. Höga halter av bly i marken kan även bero på atmosfärisk deposition eller komma från punktkällor (nv.se).
Vanligtvis är bly hårt bundet till marken och därför är halten av bly i grundvatten ofta låg (sgu.se). Den kan dock vara förhöjd inom områden där blyhaltiga mineral förekommer eller i områden med lokala föroreningskällor. Halterna i sediment har generellt sett minskat sedan 80-talet (Renberg et al. 2001) och även minskat i grundvatten sedan 1997 beroende på minskade halter av bly från luftföroreningar (nv.se). Detta beror i huvudsakligen på införandet av blyfri bensin. Höga blyhalter i dricksvatten beror därför numer vanligen på korrosion av rörledningar, svetsskarvar, hydroforer eller industriutsläpp (SGU rapport 2013:01). I förorenade områden förekommer bly som dimensionerande förorening ofta vid glasbruk, skjutbanor, ytbehandlingsanläggningar och vissa fall i städer på grund av förhöjd diffus halt från äldre trafikutsläpp.
Egenskaper
Fysikaliska och kemiska egenskaper
Bly är en mjuk och formbar metall med hög densitet, låg smältpunkt (327 ◦C) och hög kokpunkt (1749 ◦C) samt en dålig ledare för elektrisk ström. Bly förekommer sällan naturligt i sin metalliska grundform. Det vanligaste oxidationstalet är Pb+2. Bly och dess blysalter är generellt svårlösliga i vatten och högst löslighet har blynitrat, blyklorat och blyklorid.
 |
| Figur 1. Adsorbtionens beroende av pH för bland annat metallen bly (Pb). Källa Naturvårdsverket Rapport 5536. |
Naturlig förekomst och bakgrundshalt
Bly förekommer också naturligt i förhöjda halter i berggrunden i vissa sulfidmalmer, kiselrika graniter, mörka skiffrar och i mineralet blyglans. Enligt SGU:s geokemiska kartering finns förhöjda halter av bly fläckvis över hela Sverige men är vanligare i sydvästra Skåne, inre Norrland mellan Östersund och Arjeplog, östra Småland runt Kalmar och Växjö och Östergötland.
I Naturvårdsverkets indata för riktvärdesmodellen anges en halt på 15,6 mg/kg TS som bakgrundshalt i morän, för 90-percentilen.
Trots att bly har väldigt låg löslighet i vatten har höga koncentrationer uppmätts i bergborrade enskilda brunnar till exempel i delar av Stockholms skärgård och delar av Skåne. De höga koncentrationerna har inte kunnat härledas till antropogena föroreningskällor eller annan uppenbar kemfysisk påverkan och antas bero på utlakning från berggrundens blyhaltiga mineral kring brunnarna. En vanlig halt av bly i grundvatten är <0,5 µg/l.
När det gäller bakgrundshalter i sediment finns analyser av sedimentprover från 320 svenska sjöar som visar att 95% procent av mätvärdena ligger mellan <50–400 mg Pb/kg TS. Analyser av sediment från Stockholmsområdet visar dock på lägre halter av bly i de undersökta sedimenten, medelvärde på 20 ± 4 mg/kg TS (JP sedimentkonsult rapport 2018:5). Info om bakgrundshalter i sediment, finns i NV rapporterna 4913 och 4914 (Bedömningsgrunder för miljökvalitet Sjöar och vattendrag respektive Kust och hav), samt för regionala bakgrundshalter i t.ex. Stockholmsområdet och Bohuslän.
Förekomst i verksamheter
Bly har använts mycket under flera århundranden och i ett stort antal branscher och produkter med spridning till miljö. Blyframställning började i Sverige först på 1700-talet. Utvinning av bly från gruvor har minskat stadigt sedan 1950-talet och bly återvinns alltmer från bilbatterier och skrot och hittas därför vid skrotanläggningar.
De vanligaste verksamheter där bly påträffas som dimensionerande förorening (den förorening som utgör den största risken) är glasbruk, ytbehandling, skjutbanor och skjutfält samt även ibland i stadsmiljö. Användningen av bly omfattar dock en lång lista av industrier och verksamheter.
 |  |
Figur 2 och 3. Patroner och glastillverkning.
För hela Naturvårdsverkets branschlista för förorenade områden se här.
Verksamhetstypen påverkar hur bly spridits i miljön och i vilken form det förekommer, läs mer under rubrikerna Egenskaper, Miljö- och hälsorisker och Angående undersökningar.
Den viktigaste källan till omfattande spridning av antropogent bly var dock en konsekvens av användningen av tetraetylbly som tillsats i bensin. Den blyade bensinen fasades ut i mitten på 1980-talet och förbjöds helt år 1995 i Sverige (NV Rapport 5536).
Nedan är en alfabetisk lista på verksamheter, produkter och platser där bly kan förekomma.
Spridningsvägar för olika faser och medier
Jord
Blyets fördelning i mark är starkt styrd av utsläppskällan med högst halter nära källan och nära markytan. Bly binder främst till humusämnen och aluminium- och järn(hydr)oxider, som ofta finns i det översta humusrika jordlagret och får därför mycket begränsad spridning i djupled i normaltäta och täta jordar. Se Figur 4.
 |
| Figur 4. Schematisk beskrivning av olika typer av metallförorening i mark. Källa: Naturvårdsverket Rapport 5536. |
Eftersom bly gärna binder till finpartikulärt och organiskt material sprids ämnet huvudsakligen partikelbundet, t.ex. vid damning med i luft eller i grund- och ytvatten med suspenderat material. Förekommer inte spridning av partiklar från ett blyförorenat område är även spridningen av bly ofta låg. Om marken är mättad på bly, eller nära mättad, vilket kan hända vid t.ex. skjutbanor där marken exponerats för hög dos under en längre tid, kan spridningen öka. Om jordfraktionen är grov och har lågt organiskt innehåll är risken större för spridning.
Vid långvariga låga pH-störningar, som exempelvis i kontakt med oxiderande sulfidleror eller sulfidmineral, kan blyföroreningar i jord börja laka till grundvattnet.
Sediment
Då bly binder till partiklar sker spridning av förorenade sediment i huvudsak genom erosion och suspendering tills strömhastigheten avtar tillräckligt för att de blyförorenade partiklarna ackumulerar på sedimentytan. Spridning i vertikalled i sedimentavlagringar kan i huvudsak bara ske genom mekanisk omrörning t ex vid muddring eller, bioturbering.
Vatten
Lösligheten hos bly ökar vid ihållande låga pH (Figur 1), t ex i kontakt med oxiderande sulfidleror eller uppkrossade sulfidbergarter (Gustafsson J.P. et al. 2011). Om pH ökar kan det lösta blyet åter fastläggas i marken eller sedimenten och det kan det därför ta tid innan en blyförorening når omgivande vattendrag (NV Rapport 5536). Transporten av bly i mark och vatten sker till stor del som lösta humuskomplex, alternativt i kolloidalt bunden form med järnoxider och humusämnen.
För mer detaljerade beskrivningar av blys mobilitet och spridning i miljön se Naturvårdsverket. Rapport 5536 ”Metallers mobilitet i mark” (2006). Hållbar sanering.
Miljö- och hälsoeffekter
Bly och blyföreningar är giftiga. Redan vid mycket låga doser ger bly skador på nervsystemet, främst under hjärnans utveckling hos foster och barn. Hos vuxna kan bly även orsaka högt blodtryck, hypertension, kronisk njursjukdom och nedsatt fertilitet hos män. Hos foster och barn har man sett minskad tillväxt och sämre kognitiv förmåga. Metallen är bioackumulerbar och är giftig även för vattenlevande organismer och djur. Hos växter stör bly bl.a. enzymaktiviteten och kvävemineraliseringen. Djur påverkas på liknande sätt som människor med bland annat skador på nervsystemet.
Riskbedömning
Då bly förekommer i olika komplex/former i miljön är det ofta av intresse att veta hur stor del som är biotillgänglig vid riskbedömning av hälsa och miljö. Tester av biotillgänglighet erbjuds i dagsläget av Statens Geotekniska Institut (SGI). Kontakta SGI och stäm av syfte, metodik och vad resultat kan användas till innan provtagning för analys av biotillgänglighet görs.
Naturvårdsverkets rapport från 2009 beskriver metallers biotillgänglighet vid efterbehandling och riskbedömning (rapport 5895).
Hälsorisker
Det svenska gränsvärdet för både dricksvatten och enskilda brunnar utgår ifrån WHO:s vägledning, för aktuellt gränsvärde se Livsmedelsverkets författningssamling.
Gränsvärdet är provisoriskt, då den beräknade risknivån är lägre än den som bedömts vara praktisk tillämpbar, för råvatten och konventionell vattenrening. Under 2010 skärpte EFSA bedömningen av hur mycket bly en person kan få i sig utan att riskera skador på centrala nervsystemet. EFSA fastställde en nedre gräns på 0,5 mikrogram bly per kilo kroppsvikt och dag. Detta sänkta värde har en effekt på de generella riktvärdena för bly i mark, som 2023 sänktes med anledning av detta. Generella riktvärden och info om bly finns på Naturvårdsverkets hemsida.
Mer information om hälsoeffekter av bly hos barn och vuxna finns hos Livsmedelsverket.
Miljörisker
Vid bedömning av förorenade områden på land styr de generella riktvärden för förorenad mark. Länk till generella riktvärden finns här. Notera att riktvärdet kan påverkas av utredningen som nämns i stycket ovan.
Bly är ett av de prioriterade ämnen inom ramdirektivet för vatten (NV rapport 5801). Det finns miljökvalitetsnormer för både för ytvatten och sediment. Det gränsvärde som gäller för kemisk ytvattenstatus är effektbaserat och avser biotillgänglighet, löst halt som tas upp av organismer, i detta fall fisk. Gränsvärden för kemisk ytvattenstatus finns här.
Angående undersökningar
För process vid undersökningar av förorenade områden se: http://fororenadeomraden.se/index.php/undersoekningsstrategier/provtagningsstrategier
För mediespecifik process vid undersökningar av förorenade områden se: http://fororenadeomraden.se/index.php/undersoekningsstrategier/medier
För de olika metoder som finns för provtagning se: http://www.fororenadeomraden.se/index.php/provtagningsmetoder
Ämnesspecifika saker som är bra att tänka på vid provtagning
Bly binder hårt till organiska material inom normala pH (ca 6-9) vilket styr både val av provintervall och val av metod. Om fast material ska provtas som inte är omrört räcker det ofta med ytlig provtagning.
Blyet bildar även vid spridning ett förutsägbart mönster med avtagande halter med avstånd från källan och sekundärt förhöjda halter i infiltrationszoner, djuphålor och strömskuggor, som i dessa fall kan ses som egenskapsområden.
Uppmätta avvikande höga halter i grundvatten med normalt eller högt pH kan bero på kontaminering från grumling vid själva provtagningen. Att föra fältanteckningar om grumling och färg är därför viktigt vid provtagning. Om möjligt bör stödparametrar som alkalinitet, pH och redox mätas parallellt med provtagningen för att öka kunskapen om de kemfysiska spridningsfaktorerna.
Vid användning av XRF för att mäta bly bör man beakta att järn och arsenik kan påverka analysen av bly.Vid undersökningar av jord vid glasbruk (där bly eller andra tungmetaller ofta är dimensionerande för risker och åtgärdsbehov) kan t.ex. provgropsgrävning eller sonicborrning vara lämpliga undersökningsmetoder i områden med deponerat material. Skulle t.ex. skruvborr användas i glasdeponier riskerar det grova hårda materialet att rasa av skruven.
Fler detaljer kring provtagningsutrustning för olika medier finns här.
Provhantering provberedning (gränssnitt mellan konsult och labbet)
Jord
Vid skjutbanor förekommer bly i ren partikulär form vilket gör att analysresultaten riskerar att påverkas kraftigt om partiklar är med eller ej. För halter är det därför viktigt med noggrann homogenisering på laboratorium. För lakegenskaper bör dock jorden analyseras intakt, och resultaten bör även korreleras med halter i närliggande grund- och ytvatten.
Upprepade analyser med XRF-instrument kan med fördel användas för fältanalys av metaller i jord och andra fasta material (SGF rapport 2:2013). Resultaten från fältanalyser behöver kombineras med laboratorieanalyser vid t.ex. riskbedömning då fältanalyserna ofta ej är direkt jämförbara med riktvärden.
Grundvatten
Vid provtagning av metaller, som bly, är grundvattenrör av PEH att föredra (även om det numer finns PVC-rör utan bly). Inför provtagning av grundvatten bör vattnet i röret omsättas före provtagning. Provtagningsutrustningen ska vara tillverkade av inerta material. Slangar ska sköljas igenom med avjoniserat vatten mellan provtagningstillfällena. Då bailers används är det viktigt att undvika kontamineringsrisker (SGU rapport 2013:01). Syftar provtagningen till att mäta totalhalter (både partikelbundet och löst bly) bör prover uppslutas före analys, så att metallerna kommer i lösning. Syftar provtagningen till att analysera lösta metaller bör provet först filtreras och konserveras, d.v.s. surgöra med koncentrerad salpetersyra, för att hindra utfällning av oxider innan det skickas in för analys.
För att rätt provtagningskärl ska användas vid specifika prov är det viktigt att kontakta analyserande labb för en diskussion om provhantering så som filtrering eller surgörande av provet och rätt provkärl.
Sediment
Sedimentprover ska tas på ackumulationsbotten där föroreningarna ansamlas och inte omlagras. Fördelningen av föroreningar i sedimenten kan anses vara homogena spatialt men kan variera i djupled. För mer info om sedimentprovtagning se mediaspecifik process för sediment.
Fyllnadsmassor
Partikelbundna föroreningar i fyllnadsmassor har ofta stor haltvariation både i sidled och i djupled då äldre utfyllnader oftast gjordes med för dagen tillgängliga massor med rätt geotekniska egenskaper men med mindre hänsyn till innehållet av farliga ämnen. Provtagning av fyllnadsmassor bör därför provtas systematiskt i tredimensionella rutnät både i sidled och djupled. Underliggande ostörda jordlager (torrskorpelera, tät lera, morän, sand) bör aldrig ingå i samma jordprov som den ovanliggande påverkade jordmassan.
Åtgärdsmetoder att beakta
In situ
Fytosanering
Grundvattenpumpning och behandling – skyddspumpning kan tillämpas för att kontrollera spridning
Inneslutning/barriärteknik
Stabilisering/solidifiering
Ex situ – baseras på att schaktning är möjligt
Deponering
Gräv- och schaktsanering
Jordtvätt
Referenser
Gustafsson, J. P., Tiberg, C., Edkymish, A. & Kleja, D. B. (2011). Modelling lead(II) sorption to ferrihydrite and soil organic matter. Environmental Chemistry, Environmental Chemistry 8(5):485-492.
Naturvårdsverket rapport 5536. Metallers mobilitet i mark. Kunskapsprogrammet Hållbar Sanering. ISBN 91-620-5536-4.pdf.’
Naturvårdsverket rapport 5801. Övervakning av prioriterade miljöfarliga ämnen listade i Ramdirektivet för vatten (2008).
Qvafort, U., Waleij, A., (2004) Bly – Förekomst och miljöeffekter till följd av militära och andra vapenrelaterade aktiviteter, Totalförsvarets Forskningsinstitut – FOI, Umeå
Per Jonsson. Regionala bakgrundshalter av metaller, PAH:er och dioxiner/furaner i Stockholmsområdet. JP Sedimentkonsult, Rapport 2018:5.
Renberg, I., Bindler, R. och Brännvall, M-L. 2001. Using the historical atmospheric lead-deposition record as a chronological marker in sediment deposits in Europe. The Holocene 11; 511-516.
SGF rapport 2:2013. Fälthandbok: Undersökningar av förorenade områden. ISSN 1103-7237.
SGU rapport 2013:01: Bedömningsgrunder för grundvatten.