Avgiftning av tungmetaller (kadmium, koppar, silver och zink) för Daphnia magna med aktivt slam

Transkript

1 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

2 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

3 Förord Jag vill tacka Göran Dave och Vivian Aldén för hjälpen under examensarbetet. 2

4 Innehållsförteckning Sammanfattning... 1 Summary... 1 Förord Inledning Aktivt slam Tidigare studier av avgiftning Problemställning Studerade metallernas toxicitet Zink Koppar Kadmium Silver Metallkoncentrationer på Ryaverket Metaller och Biotic Ligand Model (BLM) Syfte Metodik Testmetodik och genomförda tester Beräkning av EC50-värden Korrelationsanalys Resultat EC50-värden Korrelationsanalys Diskussion Slutsatser Referenser Bilaga A. Primärdata från toxicitetstester med metaller och aktivt slam Bilaga B. Labbfoton

5 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 +, Cd 2+, Cu 2+, Zn 2+ ) 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

6 referenser för mer detaljerad information 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) 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) 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) 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

7 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 Påverkansställe Metall- DOC Metalljoner Metall- Organism 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

8 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 (CaCO 3 ) och ett ph på ca 8. Lufttemperaturen vid testerna var 22ºC. Vid beredning av testlösningarna användes följande kemikalier: koppar(ii)sulfat-5-hydrat (CuSO 4 5H 2 0), Riedel-deHaën, pro analysi för koppartestet; zinksulfat-7-hydrat (ZnSO4 7H 2 0), Riedel-deHaën, pro analysi för zinktestet, kadmiumklorid (CdCl 2 ), Aldrich Chem. Co., 99,99+ % för kadmiumtestet och silversulfat (AgSO 4 ), 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 (K 2 Cr 2 O 7 ) 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

9 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 (R 2 ). 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 Metall Koncentration av aktivt slam (vol. %) Kadmium, Cd Koppar, Cu Silver, Ag ogiltigt ogiltigt ogiltigt 500 >3200 >3200 ogiltigt <250 < Zink, Zn

10 "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

11 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 EC Koppar Zink Kadmium Silver 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

12 Figur 3. Inverkan av aktivt slam på akut toxicitet (24-h EC50, µg/l) av kadmium, koppar och silver för Daphnia magna EC Kadmium Koppar Silver 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. %) Kadmium, Cd ogiltigt Koppar, Cu ogiltigt ogiltigt ogiltigt Silver, Ag ogiltigt 370 >3200 >3200 ogiltigt <250 <

13 Zink, Zn 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 EC Kadmium Koppar Silver Zink 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 (R 2 ) 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

14 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 h EC50 korrelationsanalys för kadmium och silver. 13

15 Figur h EC50 korrelationsanalys för kadmium och silver. Figur h EC50 korrelationsanalys för koppar och zink. 14

16 Figur h EC50 korrelationsanalys för koppar och zink. 15

17 16

18 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

19 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

20 6 Referenser Athanasios, S.S., Thomaidis, N.S., Fate and Biotransformation of Metal and Metalloid Species in Biological Wastewater Treatment Processes. Critical Reviews in Environmental Science and Technology, 40 (4), pp Bodar,C.W.M., Pronk M.E.J., Sijm, D.T.H.M., The European Union Risk Assessment on Zinc and Zinc compounds: The process and the facts. Integrated Environmental Assessment and Management, 1 (4), pp 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., Biotic Ligand Model of The Acute Toxicity of Metals. 1. Technical Basis. Environmental Toxicology and Chemistry, 20 (10), pp EPA. Ecotox database. ( ) Gryaab, Miljörapport enligt miljöbalken 2010 Hammaini, A., Gonzalez, F., Ballester, A., Blazquez, M.L., Munoz, J.A., Biosortion of heavy metals by activated sludge and their desorption characteristics. Journal of Environmental Management, 84, pp Harrison, R.M., Pollution Causes, effects and control. Royal Society of Chemistry. Hoffman, D.J., Rattner, B.A., Burton Allen, G. Jr., Cairns, J. Jr., Handbook of Ecotoxicology. CRC Press. Hult, J., 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., Investigation of Kinetics and Mechanism Involved in the Biosorption of Heavy Metal on Activated Sludge. International Journal of Green Energy, 5 (4), pp Naturvårdsverket, Avloppsvattnets miljöpåverkan. ( ) 19

21 Naturvårdsverket, Zink i sjöar och vattendrag. ( ) Naturvårdsverket, Metaller i tätort. ( ) Newman, M.C., Fundamentals of Ecotoxicology. CRC Press. OECD, 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., 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 Pettersson, A., Adamsson, M., Dave, G., Toxicity and detoxification of Swedish detergents and softener products. Chemosphere, 41, Rand, G.M., Fundamentals of Aquatic Toxicology. Taylor & Francis. Ratte, H.T., Bioaccumulation and toxicity of silver compounds: A review. Environmental Toxicology and Chemistry, 18 (1), pp Walker, C.H., Hopkin, S.P., Sibly, R.M., Peakall, D.B., Principles of Ecotoxicology. CRC Press. Wikipedia, 2012a. Copper toxicity ( ) Wikipedia, 2012b. Zinc toxicity ( ) Wikipedia, 2012c. Cadmium ( ) Wikipedia, 2012d. Coefficient of determination ( ) 20

22 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, 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, 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,

23 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, 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, 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) ( ) ( ) Tabell A7. EC50 (48h) för koppar med aktivt slam (95%-igt konfidensintervall) Aktivt slam (%) EC50 (µg/l) 2 58 (36-83) ( ) ( ) 22

24 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, ,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, ( ) ( ) Tabell A11. EC50 (48h) för kadmium med aktivt slam (95%-igt konfidensintervall) Aktivt slam (%) EC50 (µg/l) ( ) ( ) ( ) Tabell A12. EC50 (24 h) för silver med aktivt slam (95 %-igt konfidensintervall) Aktivt slam (%) EC50 (µg/l)

25 Tabell A12. EC50 (48 h) för silver med aktivt slam (95 %-igt konfidensintervall) Aktivt slam (%) EC50 (µg/l) 2 36,

26 Bilaga B. Labbfoton 25

27 26