Avgiftning av tungmetaller
(kadmium, koppar, silver och
zink) för Daphnia magna med
aktivt slam
Adam Holmström
Uppsats för avläggande av naturvetenskaplig masterexamen i
Miljö- och hälsoskydd 30 hp
Institutionen för biologi och miljövetenskaper, Göteborgs universitet
Juni 2012
Sammanfattning
Kommunalt avloppsvatten innehåller en blandning av miljögifter i olika
koncentrationer. Bland tungmetallerna är det framför allt kadmium, koppar, silver och
zink som uppmärksammats ur miljösynpunkt. För samtliga är deras giftighet mycket
beroende av dess kemiska förekomstform (speciering). Enligt Biotic Ligand Model
(BLM) beror giftigheten på hur mycket av metallen som binds till organismen, och
denna andel påverkas starkt av vattenkemiska och fysikaliska faktorer som pH,
alkalinitet, hårdhet och löst organiskt kol (DOC). Detta medför att närvaro av aktivt
slam (AS) bör minska den akuta toxiciteten av tungmetaller för vattenlevande
organismer som Daphnia magna. Syftet med detta arbete var att undersöka hur den
akuta toxiciteten påverkas och eventuellt skiljer sig åt mellan tungmetallerna vid tillsats
av aktivt slam. Vid testerna användes Daphnia magna som är en vanligt förekommande
testorganism vid ekotoxikologiska tester. Resultaten visade, som förväntat, att
toxiciteten för samtliga studerade tungmetaller minskade kraftigt vid tillsatts av aktivt
slam. Av de studerade metallerna minskade toxiciteten mest för silver och minst för zink
vid tillsats av aktivt slam.
Summary
Domestic wastewater contains a mixture of environmental toxins in different
concentrations. Among the heavy metals most environmental focus has been on
cadmium, copper, silver and zinc. For all of these their toxicity is highly dependent
upon their chemical speciation. According to the Biotic Ligand Model (BLM) heavy
metal toxicity is determined by the fraction that binds to the organism, and this fraction
is highly dependent upon water chemical and physical factors like pH, alkalinity,
hardness and dissolved organic carbon (DOC). This means that the presence of
activated sludge (AS) should decrease the acute toxicity of heavy metals to aquatic
organisms like Daphnia magna. The aim of this study was to investigate how the acute
toxicity is affected and eventually differs between the heavy metals when activated
sludge is added. During the tests Daphnia magna, which is a common test organism in
ecotoxicology, was used. The result showed, as expected, that the toxicity of all studied
heavy metals decreased significantly after addition of activated sludge. Among the
studied metals the toxicity of decreased most for silver and least for zinc upon addition
of activated sludge.
1
Förord
Jag vill tacka Göran Dave och Vivian Aldén för hjälpen under examensarbetet.
2
Innehållsförteckning
Sammanfattning............................................................................................................ 1
Summary ...................................................................................................................... 1
Förord........................................................................................................................... 2
1 Inledning.................................................................................................................... 4
1.1 Aktivt slam ......................................................................................................... 4
1.2 Tidigare studier av avgiftning ............................................................................. 4
1.3 Problemställning................................................................................................. 4
1.4 Studerade metallernas toxicitet ........................................................................... 4
1.4.1 Zink ............................................................................................................ 5
1.4.2 Koppar ........................................................................................................ 5
1.4.3 Kadmium .................................................................................................... 5
1.4.4 Silver .......................................................................................................... 5
1.5 Metallkoncentrationer på Ryaverket.................................................................... 5
1.6 Metaller och Biotic Ligand Model (BLM) .......................................................... 6
1.7 Syfte................................................................................................................... 6
2 Metodik ..................................................................................................................... 7
2.1 Testmetodik och genomförda tester..................................................................... 7
2.2 Beräkning av EC50-värden................................................................................. 8
2.3 Korrelationsanalys .............................................................................................. 8
3 Resultat...................................................................................................................... 8
3.1 EC50-värden ...................................................................................................... 8
3.2 Korrelationsanalys ............................................................................................ 12
4 Diskussion ............................................................................................................... 17
5 Slutsatser ................................................................................................................. 18
6 Referenser................................................................................................................ 19
Bilaga A. Primärdata från toxicitetstester med metaller och aktivt slam....................... 21
Bilaga B. Labbfoton.................................................................................................... 25
3
1 Inledning
Kommunala avloppsvatten kan innehålla ett flertal miljögifter såsom, metaller,
läkemedelsrester och ämnen från hygienprodukter. Dessa ämnen binds ofta till partiklar
i vattnet och sedimenterar till botten. Där kan dessa ämnen orsaka skada på djur och
växter (Naturvårdsverket, 2011).
1.1 Aktivt slam
Med aktivt slam kan man till viss del rena avloppsvatten från organiska föroreningar.
Vissa bakterier i det aktiva slammet kan oxidera organiska föreningar i en syrerik miljö
och därmed göra dem mindre toxiska för vattenlevande organismer (Gryaab, 2011).
Metaller kan dock inte brytas ned av bakterier, men de som förekommer som katjoner
(Ag+, Cd2+, Cu2+, Zn2+) binds till kolloidala partiklar p g a kolloidala partiklars negativa
laddning (Harrison, 2001).
1.2 Tidigare studier av avgiftning
Den akuta toxiciteten för vattenlevande organismer och avgiftningsförmågan för aktivt
slam varierar mellan olika tvättmedel och mjukgörare (Pettersson et al., 2000; Hult,
2010).
Den akuta toxiciteten för vattenlevande organismer och avgiftningsförmågan för aktivt
slam skiljer sig åt mellan vanligt schampo, mjällschampo och miljömärkt schampo.
Schampona avgiftades snabbare med aktivt slam och mjällschampon var mest toxiska
för vattenlevande organismer (Boll, 2011).
1.3 Problemställning
Idag vet vi ofta inte vilka kemiska ämnen varor innehåller eller hur mycket som
kommer ut i miljön. Ur ekotoxikologiskt perspektiv är detta viktigt, eftersom
kemikalierna kan påverka vattenlevande organismer negativt. Många kemikalier i
produkter och varor hamnar i det kommunala avloppsvattnet innan det når sjöar, hav
och vattendrag. I de kommunala avloppsreningsverken kan kemikalierna avgiftas
genom biologisk nedbrytning och genom att adsorberas till det aktiva slammet (Kumar
et al., 2008; Athanasios et al., 2010).
Man kan simulera vad som händer i ett kommunalt avloppsreningsverk genom att
tillsätta aktivt slam till testlösningar med olika koncentrationer av kemiska ämnen eller
kemiska produkter och studera hur toxiciteten avtar med tiden. Metaller, som är
grundämnen, kan inte avgiftas genom att brytas ned, men de kan avgiftas genom
speciering, vilket innebär att förekomstformen förändras så metallen blir mindre
biotillgänglig (metallen binds till aktivt slam eller kolloidala partiklar). Även detta
skulle kunna simuleras på laboratoriet. Jag har valt att studera den akuta toxiciteten
kadmium, koppar, silver och zink p g a att de utgör störst problem i samhället.
1.4 Studerade metallernas toxicitet
De studerade metallernas toxicitet beskrivs kortfattat nedan med hänvisning till
4
referenser för mer detaljerad information.
1.4.1 Zink
Zink är ett grundämne som är nödvändigt för växter och djurs enzymer. Effekter
orsakade av zink är sällsynta i miljön (Hoffman et al., 2003). Lösta fria zinkjoner är
dock toxiska för dafnier och växter (Wikipedia, 2012c). Toxiciteten för zink ökar med
stigande temperatur och avtar med stigande alkalinitet och hårdhet (Rand, 1995).
Utsläpp av zink orsakas främst genom mänskliga aktiviteter t ex gruvor (Walker et al.,
2006).
1.4.2 Koppar
Koppar är nödvändigt för växters och djurs enzymer och upptag av järn. Vattenlevande
organismer (t ex dafnier) kan exponeras för koppar via bekämpningsmedel, gruvdrift
och metallurgi samt via dagvatten (Hoffman et. al., 2003). Koppar kan orsaka skador på
gälarna, levern, njurarna och nervsystemet hos vattenlevande organismer (Wikipedia,
2012a).
1.4.3 Kadmium
Kadmium är giftigt genom att det kan orsaka skador på njurceller och inhibering av
enzymet metallotionein (Newman, 2010; Walker et al., 2006). Kadmium används främst
som korrosionsskydd och i nickel-kadmiumbatterier (Wikipedia, 2012b).
1.4.4 Silver
Dafnier är mycket känsliga för silver. Även andra små ryggradslösa djur bedöms också
som känsliga för silver. Silver binds ofta till partiklar i sjöar och vattendrag. Faktorer
som påverkar silvers toxicitet är pH, löst organiskt kol, jonbyteskapacitet och andelen
lera i sedimenten. Många små ryggradslösa djur vistas i närheten av sedimenten i sjöar
och vattendrag och exponeras därför via sedimenten (Ratte, 1999).
1.5 Metallkoncentrationer på Ryaverket
På Ryaverket är det främst koppar och zink som förekommer i höga koncentrationer
(Gryaab, 2011). Enligt Naturvårdsverket kan zink ge effekter på vattenlevande
organismer vid koncentrationer över 20 µg/l (Naturvårdsverket, 2011). Enligt EU:s
riskbedömning för zink är den lägsta koncentrationen då man inte ser några effekter 7,8
µg/l (Bodar et al., 2005). Dessa halter överskreds vid Ryaverket under några dygn under
2010 för Naturvårdsverkets riktvärden och ofta för EU:s riktvärden (Gryaab, 2011).
Koppar kan orsaka effekter på vattenlevande organismer vid 3 µg/l i känsliga vatten.
Denna halt av koppar överskrids inte för närvarande på Ryaverket i avloppsvatten
(Gryaab, 2011). Källor till zink och koppar i tätorter är vattenledningar och hustak
(Naturvårdsverket, 2011).
5
1.6 Metaller och Biotic Ligand Model (BLM)
Enligt Biotic Ligand Model (BLM) beror toxiciteten för metaller inte bara på
koncentrationen av metalljoner i vattnet utan framför allt på hur mycket metalljoner som
binds till de vattenlevande organismerna och därmed orsakar olika effekter. Metaller
binds också till löst organiskt kol (DOC) i t ex aktivt slam och till oorganiska komplex.
De vattenlevande organismerna kan dessutom i viss utsträckning skydda sig mot toxiska
metaller genom konkurrerande katjoner som binds till påverkansstället, t ex
kalciumjoner (Di Toro et al., 2001). Detta visas i Figur 1.
Konkurrerande
katjoner
MetallDOC
Metalljoner
Påverkansställe
MetallOrganism
Oorganiska
komplex
Figur 1. Biotic Ligand Model (efter Di Toro et al., 2001)
1.7 Syfte
Syftet med denna studie var att undersöka hur den akuta toxiciteten för Daphnia magna
för ett urval tungmetaller (kadmium, koppar, silver och zink) påverkas av aktivt slam
från Ryaverket i laboratoriet.
6
2 Metodik
2.1 Testmetodik och genomförda tester
Tester med Daphnia magna för bestämning av akut toxicitet har utförts genom att
mobiliteten (rörligheten) undersökts efter exponering för olika koncentrationer av
metaller vid olika tillsatser av aktivt slam under 24 h och 48 h.
Alla testserier utfördes enligt ISO (1996). Exponeringen gjordes i Petri-skålar av glas
med 50 ml lösning. Standardvattnet (SRW) enligt ISO (1996) som användes som
spädningsvatten hade en hårdhet på 250 mg/L som kalciumkarbonat (CaCO3) och ett pH
på ca 8. Lufttemperaturen vid testerna var 22ºC. Vid beredning av testlösningarna
användes följande kemikalier: koppar(II)sulfat-5-hydrat (CuSO4·5H20), Riedel-deHaën,
pro analysi för koppartestet; zinksulfat-7-hydrat (ZnSO4·7H20), Riedel-deHaën, pro
analysi för zinktestet, kadmiumklorid (CdCl2), Aldrich Chem. Co., 99,99+ % för
kadmiumtestet och silversulfat (AgSO4), E. Merck, pro analysi för silvertestet. Aktivt
slam hämtades 27 februari från Ryaverket i Göteborg och förvarades i kylskåp.
Den 27 februari gjordes två provserier med Daphnia magna för bestämning av antalet
immobila (orörliga) per 10 individer efter 24 h och 48 h. En koncentrationsserie med
kaliumdikromat (K2Cr2O7) gjordes för att testa hur känsliga dafnierna var, och en
koncentrationsserie med aktivt slam testades för att undersöka hur enbart aktivt slam
påverkar dem. Halterna som användes var 0 (kontroll); 0,25; 0,5; 1; 2 och 4 mg/l
kaliumdikromat och 0 (kontroll), samt 3,12; 6,25; 12,5; 25; 50 och 100 % av aktivt
slam.
Den 28 februari upprepades testerna med kaliumdikromat och aktivt slam, eftersom
antalet immobila var för stort vid föregående test. Antalet immobila räknades vid 24 h
och 48 h.
Den 29 februari gjordes 4 provserier med Daphnia magna med olika halter av aktivt
slam (0, 2, 8, 16 %). Koppar (kopparsulfat) tillsattes också med stigande koncentration
för varje serie (0; 0,025; 0,05; 0,1; 0,2; 0,4; 0,8; 1,6; 3,2 mg/l). Antalet immobila
Daphnia magna av 10 individer lästes av vid 24 h och 48 h.
Den 7 mars gjordes 4 provserier med Daphnia magna med samma metodik som för
koppar, men denna gången med zink (zinksulfat). Antalet immobila Daphnia magna
lästes av vid 24h och 48h.
Den 13 mars gjordes 4 provserier med Daphnia magna med samma metodik. I denna
provserie användes kadmium (kadmiumklorid). Antalet immobila Daphnia magna
lästes av vid 24h och 48h.
Den 3 april gjordes 4 provserier med Daphnia magna med samma metodik. I denna
7
provserie användes silver (silversulfat). Antalet immobila Daphnia magna lästes av vid
24 h och 48 h.
2.2 Beräkning av EC50-värden
EC50-värden (dvs koncentrationen när 50 % av testorganismerna är immobiliserade)
beräknades med hjälp av programmet "LC50" (Peltier and Weber, 1985).
2.3 Korrelationsanalys
Regressionsanalys (statistisk analys) gjordes i Excel genom att plotta EC50-värdena i
diagram och sedan infoga trendlinjer som används för att beräkna
bestämningskoefficienten (R2). Detta gjordes för att bestämma förklaringsgraden, dvs
hur bra framtida utfall blir om man använder den valda modellen (Wikipedia, 2012d).
Bestämningskoefficienten visar också hur bra anpassningen till linjen i diagrammet är.
3 Resultat
Först redovisas samtliga EC50-värden i tabeller och figurer, där EC50 plottas mot halten
aktivt slam för att se hur toxiciteten av de olika metallerna påverkas av aktivt slam (3.1).
Därefter redovisas resultaten från korrelationstesterna.
3.1 EC50-värden
Resultatet visar att aktivt slam minskar den akuta toxiciteten av samtliga testade
metaller (koppar, zink, kadmium och silver) för Daphnia magna (tabell 1).
Tabell 1. Inverkan av aktivt slam på akut toxicitet (24-h EC50, µg/L) av kadmium,
koppar, silver och zink för Daphnia magna
Koncentration av aktivt slam (vol. %)
Metall
Kadmium, Cd
Koppar, Cu
Silver, Ag
Zink, Zn
0
2
8
16
30
307
640
1465
ogiltigt
95
429
1131
ogiltigt
240
1130
1950
ogiltigt
500
>3200
>3200
ogiltigt
<250
<8000
3410
6900
10100
20100
22600
8
"Ogiltigt" betyder att det var 20 % immobila dafnier eller mer i kontrollen (0 vol.%
aktivt slam). De dubbla värdena för koppar beror på att testet med koppar upprepades en
gång.
9
Aktivt slam verkar ha störst inverkan på den akuta toxiciteten för silver och minst för
zink.
Resultaten för kadmium visar att toxiciteten minskade (EC50 ökade) tio gånger vid
tillsats av endast 2 % aktivt slam. Vid högre halter av aktivt slam var minskningen av
toxiciteten inte lika påtaglig. För koppar var minskningen i toxicitet mellan 2 % aktivt
slam och 16 % aktivt slam drygt 10-faldig. För silver var den till och med något större,
medan påverkan av aktivt slam var minst för zink.
Resultaten i tabell 1 har plottats i figur 2.
Figur 2. Inverkan av aktivt slam på akut toxicitet (24-h EC50, µg/L) av kadmium,
koppar, silver och zink för Daphnia magna
25000
20000
EC50
15000
Koppar
Zink
Kadmium
Silver
10000
5000
0
0
2
8
16
Aktivt slam (vol. %)
Resultaten i figur 2 är något missvisande, eftersom det ser ut som om toxiciteten av zink
påverkades mest av aktivt slam. Detta beror på att toxiciteten av zink var betydligt lägre
än för de andra metallerna. Förändringarna ser därför större ut för zink eftersom skalan
på y-axeln är linjär.
Värdena för enbart kadmium, koppar och silver har därför plottas i Figur 3.
10
Figur 3. Inverkan av aktivt slam på akut toxicitet (24-h EC50, µg/L) av kadmium,
koppar och silver för Daphnia magna
4000
3500
3000
EC50
2500
Kadmium
Koppar
Silver
2000
1500
1000
500
0
0
2
8
16
Aktivt slam (vol. %)
Av figur 3 framgår det tydligt att toxiciteten av kadmium och koppar påverkades lika
mycket av aktivt slam, och att toxiciteten av silver påverkades mest av aktivt slam.
Motsvarande värden som visades i Tabell 1 för 24-h EC50 visas för 48-h EC50 i Tabell
2.
Tabell 2. Inverkan av aktivt slam på akut toxicitet (48-h EC50, mg/L) av kadmium,
koppar, silver och zink för Daphnia magna
Metall
Koncentration av aktivt slam (vol. %)
0
2
8
16
Kadmium, Cd
ogiltigt
170
260
630
Koppar, Cu
ogiltigt
60
310
860
ogiltigt
ogiltigt
800
1990
ogiltigt
370
>3200
>3200
ogiltigt
<250
<2000
3410
Silver, Ag
11
Zink, Zn
2300
2900
10800
5600
Även om EC50-värdena efter 48 h var lägre (giftigare vid längre exponeringstid) så är
mönstret detsamma som efter 24 h. Samtliga metallers toxicitet minskade med ökad halt
aktivt slam. Inverkan av aktivt slam var störst för silver och koppar och lägst för zink.
Värdena för samtliga metaller har plottats i Figur 4.
Figur 4. Inverkan av aktivt slam på akut toxicitet (48-h EC50, mg/L) av kadmium,
koppar, silver och zink för Daphnia magna
12000
10000
EC50
8000
Kadmium
Koppar
Silver
Zink
6000
4000
2000
0
0
2
8
16
Aktivt slam (vol. %)
Resultaten i Figur 4 visar att silver avgiftas effektivast och zink ineffektivast med hjälp
av aktivt slam.
Rådata från samtliga tester visas i Bilaga A.
3.2 Korrelationsanalys
Högst bestämningskoefficient (R2) hade 24-h EC50-värdena för kadmium och lägst
bestämningskoefficient hade 48-h EC50-värdena för zink. Alla bestämningskoefficienter var positiva, vilket betyder att EC50-värdena ökar när halten aktivt slam
12
ökar. Detta betyder också att kadmium passar bäst till den valda modellen, men inte att
kadmium avgiftas effektivast. Detta beror på att rikningskoefficienten för kadmium är
lägre än för silver. Detta visas i Figur 5-8.
Figur 5. 24-h EC50 korrelationsanalys för kadmium och silver.
13
Figur 6. 48-h EC50 korrelationsanalys för kadmium och silver.
Figur 7. 24-h EC50 korrelationsanalys för koppar och zink.
14
Figur 8. 48-h EC50 korrelationsanalys för koppar och zink.
15
16
4 Diskussion
Enligt BLM beror den akuta toxiciteten på hur hög koncentration av fria metalljoner är i
vattnet. Vissa metaller binder hårdare till det aktiva slammet. Men olika metaller har
också olika inneboende toxicitet beroende på hur känsliga organismer är, vilket i sin tur
beror på deras biokemiska och fysiologiska egenheter.
Att de olika metallernas toxicitet påverkas olika av aktivt slam, beror i huvudsak på att
deras joner binds olika hårt till organiskt material. Toxiciteten av zink påverkas minst på
grund av att zink är mindre giftigt än de andra metallerna, och att det därför behövs mer
aktivt slam för att binda tillräckligt mycket zink för att toxiciteten ska minska. Silver
påverkas mest på grund av dess höga giftighet och möjligen även på dess höga bindning
till aktivt slam och dess oxidation till silveroxid som bildar en svart fällning efterhand.
Detta medför att silver och även koppar är mer labila (instabila) i vattenlösning än
kadmium och zink.
Utan aktivt slam är 24-h EC50-värdena enligt litteraturen 160 µg/L för kadmium, 70
µg/L för koppar, 1000 µg/L för zink (Madoni et. al., 1992) och ca 9 µg/L för silver
(EPA, 2012). Mina EC50-värden var högre för zink och lägre för kadmium.
Anledningen härtill kan vara att spädningsvatten och andra omgivande betingelser kan
ha varierat mellan mina tester och de som redovisats i litteraturen.
En studie om aktivt slams adsorption av tungmetaller visade att kadmium adsorberas
effektivast till aktivt slam och zink ineffektivast (Kumar et al., 2008). En annan studie
visade att koppar adsorberas effektivare till aktivt slam än kadmium. pH påverkar också
avgiftningen med hjälp av aktivt slam. Optimalt pH för kadmium, koppar och zink är
mellan 4-5 (Hammaini et al., 2006). I mina tester låg pH på ca 8, vilket det ska göra i
slammet i normala fall. Silver ingick inte studierna ovan.
Resultatet från den här studien kan inte tillämpas direkt för naturliga vatten i t ex sjöar,
eftersom det krävs fler studier för detta (OECD, 1992). Vattenkemin i naturliga vatten
kan vara annorlunda och detta kan påverka den akuta toxiciteten för vattenlevande
organismer. Oftast är toxiciteten av metaller högre i mjukt än i hårt vatten, och mjuka
vatten är vanligt förekommande i Skandinavien (granitgrund).
Liksom i flertalet experimentella studier finns det möjliga felkällor/osäkerheter.
Lufttemperaturen vid mina tester var hög (22ºC), vilket ligger i den övre gränsen för
Daphnia-testet enligt ISO (1996). Detta medför att dafnierna har hög metabolism, vilket
kan innebära att risken för svält ökar. I proven med aktivt slam var dödligheten lägre,
vilket kan bero på att dafnierna där får näring av det aktiva slammet.
17
Sammantaget har denna studie visat att giftigheten hos de undersökta tungmetallerna
(kadmium, koppar, silver och zink) har minskat vid tillsats av aktivt slam, vilket bör
beaktas då riskerna av dessa och även andra tungmetaller i avloppsvatten och slam från
kommunala reningsverk.
5 Slutsatser
Utifrån tester av akut toxicitet för Daphnia magna med fyra tungmetaller (kadmium,
koppar, silver och zink) vid olika halter av aktivt slam kan följande slutsatser dras.
•
Aktivt slam minskar den akuta toxiciteten för tungmetallerna kadmium, koppar,
silver och zink för Daphnia magna, men olika mycket för olika tungmetaller.
Den akuta toxiciteten minskar mest för silver och minst för zink vid ökad
slamhalt.
•
Högre halt av aktivt slam ger minskad akut toxicitet för kadmium, koppar, silver
och zink och antagligen även för andra tungmetaller i enlighet med Biotic
Ligand Model (BLM).
•
Avloppsvatten från Ryaverket och även andra reningsverk kan ibland innehålla
förhöjda koncentrationer av tungmetaller över gällande gränsvärden, men på
grund av rester av aktivt slam och annat organiskt material bör toxiciteten av
tungmetallerna minska både i avloppsvatten och slam.
18
6 Referenser
Athanasios, S.S., Thomaidis, N.S., 2010. Fate and Biotransformation of Metal and
Metalloid Species in Biological Wastewater Treatment Processes. Critical Reviews in
Environmental Science and Technology, 40 (4), pp. 307-364.
Bodar,C.W.M., Pronk M.E.J., Sijm, D.T.H.M., 2005. The European Union Risk
Assessment on Zinc and Zinc compounds: The process and the facts. Integrated
Environmental Assessment and Management, 1 (4), pp. 301–319.
Boll, K.,2011. Giftighet hos nio olika schampon för Daphnia magna – Skillnad mellan
mjäll-, miljömärkta och vanliga schampon samt avgiftning med och utan aktivt slam.
Examensarbete i miljövetenskap, Göteborgs universitet.
Di Toro, D.M., Allen, H.E., Bergman, H.L., Meyer, J.S., Paquin, P.R., Santore, R.C.,
2001. Biotic Ligand Model of The Acute Toxicity of Metals. 1. Technical Basis.
Environmental Toxicology and Chemistry, 20 (10), pp. 2383-2396.
EPA. Ecotox database. http://cfpub.epa.gov/ecotox/ (2012-05-23)
Gryaab, 2011. Miljörapport enligt miljöbalken 2010
Hammaini, A., Gonzalez, F., Ballester, A., Blazquez, M.L., Munoz, J.A., 2006.
Biosortion of heavy metals by activated sludge and their desorption characteristics.
Journal of Environmental Management, 84, pp. 419-426.
Harrison, R.M., 2001. Pollution – Causes, effects and control. Royal Society of
Chemistry.
Hoffman, D.J., Rattner, B.A., Burton Allen, G. Jr., Cairns, J. Jr., 2003. Handbook of
Ecotoxicology. CRC Press.
Hult, J., 2010. Avgiftning av kemikalier via kommunala reningsverk – Hur effektivt är
det? Examensarbete i miljövetenskap, Göteborgs universitet.
ISO (1996) Water quality – Determination of the inhibition of the mobility of Daphnia
magna Straus (Cladocera, Crustacea) – Acute toxicity test, ISO 6341, International
Organisation for Standardisation.
Kumar, A.V. A., Hashimi Al, S., Hilal, N., 2008. Investigation of Kinetics and
Mechanism Involved in the Biosorption of Heavy Metal on Activated Sludge.
International Journal of Green Energy, 5 (4), pp. 313-321.
Naturvårdsverket, 2011. Avloppsvattnets miljöpåverkan.
http://www.naturvardsverket.se/sv/Start/Verksamheter-medmiljopaverkan/Avlopp/Avloppsvattnets-miljopaverkan/ (2012-02-07)
19
Naturvårdsverket, 2011. Zink i sjöar och vattendrag.
http://www.naturvardsverket.se/sv/Start/Statistik/Officiell-statistik/Statistik-efteramne/Miljotillstandet-i-sotvatten/Zink-i-sjoar-och-vattendrag/ (2012-02-14)
Naturvårdsverket, 2011. Metaller i tätort.
http://www.naturvardsverket.se/sv/Start/Tillstandet-imiljon/Miljogifter/Metaller/Metaller-i-tatort/ (2011-02-14)
Newman, M.C., 2010. Fundamentals of Ecotoxicology. CRC Press.
OECD, 1992. OECD Monograph No. 59. Report of the OECD workshop on the
extrapolation of laboratory aquatic toxicity data to the real environment.
Peltier, W.H., Weber, C.I., 1985. Methods for measuring the acute toxicity of effluents
to freshwater and marine organisms, third ed. US Environmental Protection Agency,
EPA/600/4-85/013, App. E, pp. 170-216.
Pettersson, A., Adamsson, M., Dave, G., 2000. Toxicity and detoxification of Swedish
detergents and softener products. Chemosphere, 41, 1611-1620.
Rand, G.M., 1995. Fundamentals of Aquatic Toxicology. Taylor & Francis.
Ratte, H.T., 1999. Bioaccumulation and toxicity of silver compounds: A review.
Environmental Toxicology and Chemistry, 18 (1), pp.89-108.
Walker, C.H., Hopkin, S.P., Sibly, R.M., Peakall, D.B., 2006. Principles of
Ecotoxicology. CRC Press.
Wikipedia, 2012a. Copper toxicity http://en.wikipedia.org/wiki/Copper_toxicity (201203-14)
Wikipedia, 2012b. Zinc toxicity http://en.wikipedia.org/wiki/Zinc_toxicity (2012-03-14)
Wikipedia, 2012c. Cadmium http://en.wikipedia.org/wiki/Cadmium (2012-05-27)
Wikipedia, 2012d. Coefficient of determination
http://en.wikipedia.org/wiki/Coefficient_of_determination (2012-05-26)
20
Bilaga A. Primärdata från toxicitetstester med metaller
och aktivt slam
Tabell A1. Immobiliserade Daphnia magna efter 24h
Akut toxicitet för koppar med tillsats av aktivt slam (% immobiliserade Daphnia
magna)
Aktivt
slam
(%)
0 (mg
Cu/L)
0,025
0,05
0,1
0,2
0,4
0,8
1,6
3,2
0
30
40
100
80
100
100
100
100
100
2
0
10
70
10
70
100
100
100
100
8
0
0
0
10
0
60
90
100
100
16
10
0
0
0
0
0
20
80
100
Tabell A2. Immobiliserade Daphnia magna efter 48h
Akut toxicitet för koppar med tillsats av aktivt slam (% immobiliserade Daphnia
magna)
Aktivt
slam
(%)
0 (mg
Cu/L)
0,025
0,05
0,1
0,2
0,4
0,8
1,6
3,2
2
0
20
80
30
100
100
100
100
100
8
0
0
-
10
0
60
90
100
100
16
10
0
0
0
0
0
60
90
100
Tabell A3. Immobiliserade Daphnia magna efter 24h
Akut toxicitet för zink med tillsats av aktivt slam (% immobiliserade Daphnia
magna)
Aktivt
slam
(%)
0 (mg
Zn/L)
0,25
0,5
1
2
4
8
16
32
0
10
0
0
10
0
30
30
100
100
2
0
0
0
0
0
0
40
80
100
8
0
0
0
0
0
0
30
40
70
16
0
0
0
0
0
0
0
20
80
21
Tabell A4. Immobiliserade Daphnia magna efter 48h
Akut toxicitet för zink med tillsats av aktivt slam (% immobiliserade Daphnia
magna)
Aktivt
slam
(%)
0 (mg
Zn/L)
0,25
0,5
1
2
4
8
16
32
0
20
10
60
30
30
80
80
100
100
2
0
0
0
40
20
40
90
100
100
8
0
0
0
0
10
0
50
60
100
16
0
0
0
0
0
20
80
100
100
Tabell A5. Immobiliserade Daphnia magna efter 24h
Akut toxicitet för kadmium med tillsats av aktivt slam (% immobiliserade
Daphnia magna)
Aktivt
slam
(%)
0 (mg
Cu/L)
0,025
0,05
0,1
0,2
0,4
0,8
1,6
3,2
0
20
40
70
90
100
100
100
100
100
2
0
0
0
10
10
80
90
100
100
8
0
0
0
0
0
10
70
100
100
16
0
0
0
0
0
0
0
60
100
Tabell A6. EC50 (24 h) för koppar vid olika tillsatser av aktivt slam (95 %-igt
konfidensintervall)
Aktivt slam (%)
EC50 (µg/L)
2
95 (63-143)
8
429 (307-558)
16
1131 (856-1495)
Tabell A7. EC50 (48h) för koppar med aktivt slam (95%-igt konfidensintervall)
Aktivt slam (%)
EC50 (µg/L)
2
58 (36-83)
8
327 (236-419)
16
858 (615-1116)
22
Tabell A8. EC50 (24 h) för zink med aktivt slam (95%-igt konfidensintervall)
Aktivt slam (%)
EC50 (mg/L)
0
6,9 (4,9-9,5)
2
10,1 (7,5-13,3)
8
20,1
16
22,6 (17,1-36,2)
Tabell A9. EC50 (48h) för zink med aktivt slam (95%-igt konfidensintervall)
Aktivt slam (%)
EC50 (mg/L)
0
2,3 (1,2-3,5)
2
2,9 (1,8-4,3)
8
10,8 (8,1-14,1)
16
5,6 (3,8-9,1)
Tabell A10. EC50 (24h) för kadmium med aktivt slam (95%-igt konfidensintervall)
Aktivt slam (%)
EC50 (µg/L)
0
31,4
2
307 (189-448)
8
640 (490-863)
16
1465
Tabell A11. EC50 (48h) för kadmium med aktivt slam (95%-igt konfidensintervall)
Aktivt slam (%)
EC50 (µg/L)
2
166 (104-228)
8
263 (183-368)
16
627 (436-925)
Tabell A12. EC50 (24 h) för silver med aktivt slam (95 %-igt konfidensintervall)
Aktivt slam (%)
EC50 (µg/L)
2
50
16
3410
23
Tabell A12. EC50 (48 h) för silver med aktivt slam (95 %-igt konfidensintervall)
Aktivt slam (%)
EC50 (µg/L)
2
36,6
16
3410
24
Bilaga B. Labbfoton
25
26
