RAPPORT U2009:23. Uppföljning till projektet Metodik för klassificering av H14-kriteriet i Avfallsförordningen ISSN 1103-4092

RAPPORT U2009:23 Uppföljning till projektet Metodik för klassificering av H14-kriteriet i Avfallsförordningen ISSN 1103-4092

FÖRORD Detta projekt syftar till att vidareutveckla lämpliga testmetoder för ekotoxikologisk faroklassificering av askor och är en direkt fortsättning på den studie som presenterats i rapport 2008:16 Metodik för klassificering av H14-kriteriet i Avfallsförordningen. Lakvatten från flygaska och slaggrus har testats med testorganismer som är tåliga för ett brett salthaltsspektrum, vilket är av stor betydlese för så asklakvatten från förbränning kan innehålla höga salthalter. Studien har också haft som mål att studer om åldring kan ge upphov till en faroreduktion av torvflygaska. Projektet har genomförts av Sara Stiernström, Bengt-Erik Bengtsson och Magnus Breitholtz (alla Institutionen för Tillämpad Miljövetenskap vid Stockholms unviversitet) samt Kristian Hemström och Ola Wik (båda Statens Geotekniska Institut). Projektet har samfinansierats med Vattenfall. Malmö december 2009 Håkan Rylander Ordförande Avfall Sveriges Utvecklingskommitté Weine Wiqvist VD Avfall Sverige

summary Within the European Union (EU), ash materials and other waste types, which may cause ecotoxicological effects, should be classified based on their inherent hazardous effects under criterion H-14 ( Ecotoxic : substances and preparations which present or may present immediate or delayed risks for one or more sectors of the environment) in the Directive on waste 2008/98/EC. According this directive the classification of waste as hazardous waste should also be based on the Community legislation on chemicals, in particular concerning the regulation for classification and labelling CLP. This directive also expresses the importance to encourage a harmonised classification of hazardous waste within the Community. In recent years, recommendations on how to classify waste based on analytical measurement of solid material have been published by Swedish organizations and/or interest groups (i.e. Avfall Sverige, Värmeforsk and Naturvårdsverket). A limitation of these recommendations is that a classification procedure based on measurement of metals and metal compounds in many cases are defective with respect to speciation and bioavailability of the metals. This makes it difficult to evaluate inherent hazardous properties, and may lead to either over- or underestimations of hazard potential of the waste material. To overcome this limitation, there is currently an international consensus that biological test systems can be used for the ecotoxicological characterization and classification of the intrinsic properties of waste in general. Today, there are, however, no quantitative criterions on how to feed in information from ecotoxicological tests to the regulatory system. A further shortcoming is that the proposed test methods for classification of waste with regards to H-14 mainly have been used for hazard assessment and classification of single chemical substances, which means that they may not be optimal for classification of complex waste materials. The main aim with current study was to further refine the methods proposed (both for biological testing and leaching) and used in earlier studies for classification of waste as hazardous waste. In view of the fact that earlier studies on ashes has shown that organic compounds are of insignificant importance with respect to hazard classification, leaching methods where adopted to OECD s guidance on transformation/dissolution of metals and metal compounds in aqueous media. As model ash materials one fly ash from incineration of peat and one bottom ash from incineration municipal waste were selected. These ash materials were prepared for subsequent ecotoxicological testing using both a standardized batch test and a ph-stat test (to mimic OECD guidelines as above). The eluates were tested with ecotoxicological tests using test organisms representative for tempered regions (including the Baltic Sea), i.e. both an acute and a larval development test with the crustacean Nitocra spinipes, which has been used in our earlier studies on ash materials, and a growth inhibition test with the macroalga Ceramium tenuicorne, a species which has not been used for classification of waste materials before. Both test organism are highly tolerant to fluctuating salinities (1 to 32 ), which is important in the sense that ash elautes from incineration may have high conductivity. A secondary aim was to evaluate whether aging can alter the hazardous properties of ash materials.

The most important finding from the study is that depending on whether the classification of the ash was based on chemical analysis of either the solid material or the leachate, or toxicity of the ash elaute, the outcome was disparate. For instance, the bottom ash was classified as very toxic based on measurements of (mainly) metals in the solid material, whereas the toxicity index based on levels of the same metals in the ash eluates and the acute toxicity in Nitocra spinipes indicated low toxicity. At the same time, very high toxicity was observed in the subchronic larval development test with the same species, although only when leaching was performed at LS/10 and at the natural ash ph of 10.2 (before ph-adjustment). The ph-stat test used in this study showed good repeatability and may be an option for preparation of ash eluates for subsequent ecotoxicological testing. This would in turn, at least partly, offer a possibility to harmonize current waste and chemical legislations. It should be noted however that the ph-stat test used in the current study gives very low L/S conditions as compared to recommendations within OECD. For the studied bottom ash, a change in leaching conditions from L/S 10 to L/S 1000 and from the ash material s natural ph to ph 7, resulted in a relatively small change in both toxicity index based on levels of Cu, Pb and Zn in the eluate and growth inhibition in Ceramium tenuicorne. The toxicity observed in the subchronic test with Nitocra spinipes however was drastically reduced when leaching was performed with the ph-stat test as compared to the batch test. Aging of the fly ash from incineration of peat during 28 days in the laboratory resulted in a slight reduction of hazard potential in the sense that the eluates from the aged ash were less toxic in the ecotoxicological tests. Finally, the ecotoxicological characterization of the selected ash materials in the current study showed that none of the test organisms was most sensitive to all ahs eluates. Hence, for adequate assessment of hazardous effects of ash eluates, which may comprise a wide range of toxic mechanisms, our recommendation is to use a test battery with test organisms that have different physiology, exposure routes and sensitivity to the classes of substances that contribute with the major part of the inherent toxicity of the ash elautes.

Sammanfattning I Sverige implementeras EU-harmoniserad avfallslagstiftning genom avfallsförordningen (SFS 2001:1063). Förordningens bilaga 3 beskriver hur ett avfalls farlighet ska klassificeras utifrån fjorton olika faroegenskaper (H1-H14), där H14 avser miljöfarlighetsegenskapen ( ekotoxisk ) för en eller flera miljösektorer. Bilaga 2 till förordningen är en förteckning över branschtypiska avfall där det även anges vilka avfall som skall betraktas som farliga avfall. Vissa avfallstyper kan ha s.k. dubbla ingångar, d.v.s. att avfallet kan betraktas som både farligt och icke farligt och att en klassning av avfallet måste baseras på avfallets faroegenskaper (H1-H14). För många ämnen som förekommer i betydande halter i askor (till exempel zink, koppar och bly) är kriterier för klassificering med avseende på ekotoxiska egenskaper (H14) ofta lägre än för andra egenskaper (H1-H12) och en bedömning av de ekotoxiska egenskaperna blir därför kritiska för avfallets klassificering. Under senare år har flera olika rekommendationer om hur en avfallsklassificering kan utföras baserat på en kemisk analys av ett fast materials sammansättning getts ut av exempelvis Avfall Sverige och Värmeforsk. Även Naturvårdsverket har på senare tid publicerat rekommendationer på sin hemsida om hur en sådan klassificering kan genomföras. En nackdel med de föreslagna metoderna är att det från en grundämnesanalys (metallanalys) är svårt att bestämma i vilken form och tillgänglighet ämnena föreligger. Eftersom grundämnets förekomstform har stor betydelse för hur avfall skall klassificeras försvårar detta för avfallsinnehavaren (producenten) att göra en korrekt klassificering av avfallets eventuella farliga egenskaper. Konservativa ansatser om att anta att ämnet föreligger i sin mest toxiska form riskerar att leda till en felaktig och olämplig klassificering. Faroegenskaper i bilaga 3 till Avfallsförordningen baseras på samma principer som gäller för klassificering och märkning av kemiska produkter, men vissa modifieringar av de testmetoder som används är sannolikt nödvändiga. Vad avser klassificering av avfall råder det, såväl i Sverige som inom övriga EU, stor oklarhet avseende vilka ekotoxikologiska testmetoder som kan användas vid klassificering enligt H14, och kring hur resultaten av dessa test rent allmänt ska tolkas. De standardiserade ekotoxikologiska tester som används i olika sammanhang är behäftade med en del osäkerhetsfaktorer då de i allmänhet har nyttjats enbart för bedömning av enskilda kemikalier. Huvudsyftet med föreliggande studie har således varit att vidareutveckla lämpliga testmetoder för ekotoxikologisk faroklassificering av askor, bl.a. genom att försöka anpassa OECD:s testmetod för upplösning av svårlösliga metaller till askor för beredning av eluat till efterföljande ekotoxikologisk testning. En flygaska från förbränning av torv och ett slaggrus från avfallsförbränning har därför genomgått beredning med dels ett traditionellt skaktest, dels ett ph-stattest (detta för att efterlikna OECD enligt ovan). Eluaten från dessa beredningar har sedan testats med såväl ett akut som ett subkroniskt test (LDR-test) med kräftdjuret Nitocra spinipes, som tidigare använts vid liknande undersökningar, samt ett tillväxthämningstest med makroalgen Ceramium tenuicorne, vilket tidigare inte använts för karaktärisering av asklakvatten. Både testorganismerna är relevanta för tempererade områden och är tåliga för ett brett salthaltspektrum (1 and 32 ), vilket är av stor betydelse då asklakvatten från förbränning kan innehålla höga salthalter. Studien har också haft som mål att studera om åldring kan ge upphov till en faroreduktion av torvflygaskan.

Det kanske viktigaste resultatet och tillika slutsatsen är att studien tydligt visar att karakterisering av askors ekotoxiska egenskaper kan ge vitt skilda resultat beroende på om bedömningen baseras på antingen totalhalt, lakbar halt eller på bestämd toxisk effekt av asklakvatten. Det studerade slaggruset uppvisade nämligen ett mycket högt s.k. toxicitetsindex baserat på totalhalt, men lågt toxicitetsindex baserat på lakbar halt och ingen akuttoxisk effekt i toxicitetstest med N. spinipes. Däremot observerades en mycket hög subkronisk toxicitet i LDR-testet med N. spinipes men endast då lakning gjorts med skaktestet vid L/S 10 och ph 10,2 (före ph-justering). Det i studien använda ph-stattestet gav repeterbara resultat och kan vara en lämplig metod för beredning av eluat från förbränningsaskor för efterföljande ekotoxikologisk testning av askors farliga egenskaper. Detta möjliggör en viss harmonisering mellan gällande avfalls- och kemikalielagstiftning. Det ska dock nämnas att det i studien använda ph-stattestet ger mycket låga L/S-förhållanden jämfört med OECD:s rekommendationer. Vidare gav en ändring av lakningsförhållanden från L/S 10 och askans naturliga ph till L/S 1000 och ph 7 för det studerade slaggruset en tämligen begränsad förändring i lakvattnets akuttoxiska egenskaper; både i beräknade toxicitetsindex baserat på halt Cu, Pb och Zn i lakvattnen och i toxicitetstestet med C. tenuicorne. Subkronisk toxicitet med N. spinipes (LDR-test) uppvisade dock en mycket stor minskning då lakning utfördes med ph-stattestet jämfört med skaktestet. Snabbåldring av flygaskan från torvförbränning på laboratoriet i 28 dygn hade dock en viss faroreducerande effekt i och med att lakvattnet från den åldrade flygaskan generellt gav en något lägre toxisk respons i de ekotoxikologiska testerna. Avslutningsvis visade de ekotoxikologiska undersökningarna i föreliggande studie att ingen organism eller test var mest känsligt för samtliga asklakvatten. För att kunna göra relevanta farobedömningar där man fångar upp en mångfald av toxisk verkan hos komplexa asklakvatten rekommenderar vi därför att man i framtiden använder ett biologiskt testbatteri med organismer som har olika fysiologi och känslighet för de ämnen som står för merparten av den inneboende toxiciteten.

INNEHÅLLSFÖRTECKNING 1. Inledning 1 2. Material och Metoder 5 3. Resultat 12 4. Diskussion 17 5. Slutsatser 28 6. Rekommendationer 29 Referenser 30 Bilagor 32

1. Inledning 1.1 Bakgrund Klimatförändringarna tvingar oss att minska utsläppen av växthusgaser, varför förbränning av biobränsle och avfall får en allt viktigare roll i energiförsörjningen. Mycket stora mängder askor från förbränning av biobränslen eller hushålls- och industriavfall uppstår idag (ca 11 000 000 ton i EU och 900 000 ton i Sverige). Förbränning leder dock till produktion av askor, vilket är ett problem som har fått ökad uppmärksamhet. Det finns frågetecken både gällande omhändertagandet samt utformning av relevanta bedömningssystem för bestämning av de risker askor kan utgöra. Askornas egenskaper gör att de är attraktiva som byggnadsmaterial, exempelvis i vägkonstruktioner, vilket är gynnsamt ur ett resurshushållningsperspektiv. Även om man har sett nyttan av askor som konstruktionsmaterial i vissa länder (t.ex. Holland), är användningen i Sverige fortfarande begränsad förutom som konstruktionsmaterial på deponier. Detta beror på att det finns en osäkerhet om hur man skall bedöma miljöeffekterna av de farliga ämnen som finns i askorna. Även om askorna deponeras (dvs. lagras på avfallsanläggningar) är det viktigt att man gör en säker bedömning av den framtida risk askorna kan komma att utgöra för miljön. Askproducenter och användare av askor har genom olika lagtexter (som finns i t.ex. EUs nya kemikalielagstiftning REACH, Byggproduktdirektivet och Avfallsdirektivet) krav på sig att skydda miljön. Dessa krav är dock inte alltid helt tydliga eller grundade på relevant forskning inom området. Den enklaste och vanligaste metoden för att bedöma om en aska är farlig för miljön är att mäta halterna av de metaller och andra farliga ämnen i askorna som vanligtvis kan vara giftiga. Därefter bedömer man vilka effekter varje enskilt ämne kan ha i miljön vid de uppmätta halterna. Man bedömer alltså inte askan som helhet, vilket i många situationer innebär att man antingen underskattar eller överskattar askornas effekter i miljön. Exempelvis är många metaller och andra farliga ämnen ofta hårt bundna i askan och kan därmed inte spridas och tas upp i organismer i så stor utsträckning. I dessa fall överskattas ofta de negativa miljöeffekterna, vilket kan innebära onödiga kostnader för samhället. När man endast mäter halter av metaller och andra farliga ämnen i askorna tar man inte heller hänsyn till ekotoxikologiska samverkanseffekter mellan olika ämnen och kan därmed både underskatta och överskatta miljöeffekterna av askorna. Förenklade bedömningsmetoder baserade på totalhalt (se Avfall Sverige, 2008 och Värmeforsk, 2009a) förutsätter att ekotoxiska egenskaper för olika ämnen är additiva och tar inte hänsyn till andra samverkanseffekter eller biotillgänglighet. För att på ett bättre sätt kunna bedöma tänkbara miljöeffekter behövs därför andra bedömningsverktyg, t.ex. att man bedömer toxiciteten av det komplexa lakvattnet med biologiska tester. Detta gäller både om askan skall återvinnas som ett konstruktionsmaterial eller deponeras. Genom att kombinera relevanta laktester, kemiska analyser och ekotoxikologiska tester har tidigare studier visat att de bör vara möjligt att ta fram sådan information (Moser et al., 2009; Avfall Sverige, 2008; Värmeforsk, 2009a). I vissa fall kan det även vara nödvändigt att med geokemisk modellering studera vilka förekomstformer exempelvis metaller har vid vissa specifika ph-värden. Laktester används för att ta fram ett lakvatten som dels kan analyseras kemiskt för att ta reda på halter av t.ex. metaller, och dels för att testas på olika vattenlevande organismer för att se om 1

det är giftigt. Vid både beredning av lakvatten inför, och vid utförande av, ekotoxikologiska tester finns ett antal experimentella utmaningar och testresultaten kan vara kraftigt beroende av t.ex. val av försöksparametrar vid testutförandet. Det är därför viktigt att i) relevanta testmetoder används så att resultaten är korrekta och representativa det material som ska klassificeras och ii) att testmetoderna harmoniseras så att bedömningen blir densamma oavsett vart klassificeringen utförs. 1.2 Aktuell lagstiftning Enligt det Nya Avfallsdirektivet (2008), bör klassificeringen av avfall som farligt avfall grundas på gemenskapslagstiftningen om kemikalier. I det nya direktivet har man även uttryckt att det är viktigt att uppmuntra till en samordnad klassificering av avfallstyper och säkerställa att fastställandet av vad som är farligt avfall sker på ett harmoniserat sätt (Nya Avfallsdirektivet, 2008). I nuläget pågår en omställning av reglerna för klassificering av kemikalier genom att Kemikalieinspektionens föreskrifter (KIFS 2005:7) ersätts av EU:s klassificeringsförordning (CLP EG-förordning om klassificering, märkning och förpackning av ämnen och blandningar), vilken följer FN:s Globalt Harmoniserade System (GHS) för klassificering och märkning av kemikalier (Kemikalieinspektionen, 2009). GHS innebär att globalt överenskomna kriterier tillämpas vid bedömningen av kemikaliers fysikaliska, hälso- samt miljöfarliga egenskaper. Metoder för att testa hälso- och miljöfarlighet utvecklas genom det internationella samarbetet inom t.ex. OECD. OECD tillämpar GHS och har bland annat gett ut vägledningar för beredning av vattenlösningar av metaller för ekotoxikologisk testning (OECD 2001a), ekotoxikologiska tester (OECD 2001b) och farobedömning av kemiska ämnen i akvatiska miljöer (OECD 2001b). Då avfallslagstiftningen pekar på att klassificeringen av avfall bör följa kemikalielagstiftningen görs i detta projekt en första ansats att pröva och utvärdera OECDs metoder för att uppskatta deras lämplighet vid farobedömning av askor. I arbetet med att anpassa lak- och ekotoxikologiska tester till framtida GHS för faro- och riskbedömning av askor krävs dock en modifikation av flertalet av OECDs metoder. Det är samtidigt av största vikt att prövning och utvärdering leder till framtagandet av ett vetenskapligt och i möjligaste mån standardiseringsmässigt grundat underlag att hänvisa till i ett kommande allmänt råd (så som Handbok för klassificering av avfall enligt avfallsförordningen vad gäller bedömning av avfalls egenskapen miljöfarlig (H 14)). 1.3 Kunskapsläge Som ett led i att utarbeta tydligare riktlinjer och ge vägledning för hur klassificering enligt H14 ska gå till genomfördes under 2007 ett internationellt ringtest för att utvärdera ett antal standardiserade ekotoxikologiska tester (Moser et al., 2009). Tre olika typer av avfall undersöktes; en flygaska från en förbränningsanläggning vars huvudsakliga kontamineringskälla var tungmetaller, en förorenad jord med höga halter organiska ämnen (PAHer), samt avfall från ett förorenat träspånsmaterial innehållande höga halter av koppar och andra tungmetaller. Avfallen som användes i de akvatiska testerna preparerades enligt CEN guideline 14735 (2005) innan de skickades till respektive laboratorium. Resultaten från ett ekotoxikologiskt bastestbatteri (akvatiska: algtest, Daphnia akut samt Microtox och terrestra: test med daggmask samt tester med två typer av växter) visade att träspånsmaterialet var det mest toxiska medan den förorenade jorden var minst toxisk. Daphnia och mikroalg var överlag de känsligaste testorganismerna. Sammanfattningsvis visade ringtestet att en kombination av biologiska tester och kemiska analyser krävs för att man ska kunna göra en adekvat ekotoxikologisk karakterisering av avfallet (Moser et al., 2009). Det är dock viktigt att påpeka att genom denna interkalibrering har endast ett litet urval av avfall testats och vad gäller t.ex. askan så var den en tämligen oproblematisk med otypiskt låg konduktivitet. 2

Naturvårdsverket gav 2007 ITM i uppdrag att presentera och, om möjligt, utvärdera ett biotestbatteri med det övergripande syftet att ta fram ett vetenskapligt och i möjligaste mån standardiseringsmässigt grundat underlag att hänvisa till i ett kommande Allmäna Råd (dvs Handbok för klassficering av avfall enligt avfallsförordningen (SFS 2001:1063)) vad gäller bedömning av avfallsegenskapen miljöfarlig (H14). Som ett led i Avfall Sveriges, Svenska Energiaskors och Värmeforsk utvecklingsarbete genomfördes under 2007-2008 således en utvärdering av ett nytt ekotoxikologisk testbatteri och en ny lakningsmetodik (Avfall Sverige, 2008 och Värmeforsk, 2009a). I detta projekt testades sju olika asktyper (slaggrus och flygaska) med Microtox och en mikroalg, precis som i den internationella interkalibreringen, men dessutom med kräftdjuret Nitocra spinipes och med embryon från sebrafisk (Danio rerio), samtliga med fokus på subletala effekter. Projektet har genererat en mängd intressanta data men de tydligaste slutsatserna för askor är: Testorganismerna som användes i de ekotoxikologiska metoderna fungerade överlag väl för testning av samtliga lakvätskor, som i många fall hade t.ex. hög konduktivitet. Men val av testorganismer kan utvecklas ytterligare. De ekotoxikologiska testerna kan användas både i samband med faroklassificering av avfallet och som underlag till platsspecifik riskbedömning av risken med att använda, eller behandla avfallet. Testmetoder och utvärderingsprinciper som skall tillämpas skiljer sig emellertid åt. Att utgå från kemiska totalhalter i ursprungsmaterial (innan lakning) för att bedöma fara kan överskatta den inneboende faran av askor, och rekommenderas inte som det enda verktyget för klassificering av askor. Olika metoder kompletterar varandra och breddar bedömningsunderlaget. God kunskap om testorganismernas känslighet för olika ämnen är en förutsättningen för att analysera samband mellan uppmätta halter i lakvätskorna (av framförallt vissa sedan tidigare kända toxiska metaller) och effekter observerade i det ekotoxikologiska testbatteriet. Såväl den sammanvägda kvoten av miljöfarliga ämnen i ursprungsmaterialen och i lakvätskorna visade att slaggrus kan ha en betydande inneboende fara. Däremot visade de ekotoxikologiska testerna på lakvatten (efter ph-justering) låg giftig för testorganismerna. För en bioflygaska var förhållandet det motsatta. Detta exemplifierar att det finns en tydlig skillnad mellan att indirekt uppskatta fara utifrån total- eller urlakade kemiska halter och att direkt mäta fara med ekotoxikologiska tester hos komplexa lakvätskor från avfall. Pb, Cu, Zn var de viktigaste orsakerna till farlighetsklassificering av askorna, om än i varierande grad. Innehållet av organiska föreningar var mycket lågt i de undersökta askorna och de ekotoxiska effekterna förmodas enbart orsakas av askornas innehåll av oorganiska ämnen. Falska positiva resultat i förhållande till en farobedömning kan erhållas beroende på att även Ca, K, nitrit och ammonium kan bidra med en giftig effekt. Ekotoxikologiska test bör utföras så att en fullständig dos-responskurva erhålls eftersom resultaten ibland kan vara svårtolkade. Hur askorna behandlas (åldring, lufttorkning etc.) innan de lakas kan påverka deras lakegenskaper (se Bilaga F i Avfall Sverige, 2008 och Värmeforsk, 2009a), vilket i sin tur kan påverka deras ekotoxiska egenskaper. Provbehandlingen bör därför tas i beaktande då ekotoxikologiska tester av avfall utförs och utvärderas. Lämpliga L/S- och ph-förhållanden behöver utredas vidare. Inom ramen för avfallsdirektivets farokriterium H14, utvärderas avfallets inneboende egenskaper men man tar således inte hänsyn till hur avfallet kommer att hanteras. En riskanalys, då man även tar hänsyn till yttre omständigheter (exempelvis hur det hanteras, recipientens status etc.), kan göras i varje enskilt fall utifrån en karakterisering av avfallets toxiska egenskaper med ekotoxikologiska tester. Ovanstående resultat beskrivs utförligare i våra rapporter till Avfall Sverige och Värmeforsk (Avfall Sverige, 2008 och Värmeforsk, 2009a). 3

1.3 Syfte och frågeställningar Huvudsyftet med föreliggande projekt har efter samråd med referensgruppen utformats till att, utifrån erfarenheter från föregående projekt, vidareutveckla lämpliga testmetoder för ekotoxikologisk faroklassificering av askor. Projektet ska specifikt studera: möjligheten att anpassa OECD:s testmetod för upplösning av svårlösliga metaller (OECD 2001a) till askor för beredning av eluat till efterföljande ekotoxikologisk testning möjligheten att ersätta sötvattensarter känsliga för salinitet och utnyttja relevanta bräckvattenarter (makroalgen Ceramium tenuicorne) i testbatteriet för utvärdering av ekotoxicitet hos lakvatten från askor. om åldring kan ge upphov till en faroreduktion av en torvflygaska 4

2. Material och Metoder 2.1 Undersökta material Inom projektet har två askor studerats; en flygaska från förbränning av torv och ett slaggrus från avfallsförbränning. Båda askorna användes för studie av tillämpbarheten av det valda testbatteriet för utvärdering av ekotoxicitet hos asklakvatten. Torvflygaskan användes vidare för att studera inverkan av åldring för faroreduktion och slaggruset användes för utvärdering av möjligheten att använda OECD:s testmetod för upplösning av svårlösliga metaller (OECD 2001a) till askor för beredning av eluat till efterföljande ekotoxikologisk testning. Torvflygaska Flygaskan härstammar från förbränning av torv vid Uppsala kraftvärmeverk. I rökgaserna tillsätts kalk. Askan har inte behandlats på något sätt och var färsk då den skickades till SGI. Slaggrus Slaggruset härstammar från förbränning av avfall från hushåll och från industrier (ungefär 50/50) vid Uppsala avfallsförbränning. Magnetiska och ickemagnetiska metaller i askan är avskilda. Askan hade mognat i 3-6 månader innan den skickades till SGI. 2.2 Förbehandling Provberedning Flygaskan siktades < 4 mm, men behövde inte krossas, utan aggregat > 4 mm trycktes sönder för hand. Neddelning av materialet till mindre portioner (till laktest och totalhaltsanalyser) gjordes med hjälp av spaltneddelare. Vattenkvoten på det provberedda materialet bestämdes till 25,5 % (fukthalt 20,3 %). Slaggruset siktades < 4 mm och partikelfraktioner > 4 mm krossades i käftkross tills > 95 % var < 4 mm. Den krossade fraktionen blandades med fraktionen som naturligt var < 4 mm. Slaggruset innehöll inga okrossbara fraktioner > 4 mm. Neddelning av materialet till mindre portioner (till laktest och totalhaltsanalyser) gjordes med hjälp av spaltneddelare. Vattenkvoten på det provberedda materialet bestämdes till 1,8 % (fukthalt 1,8 %). En del av det krossade slaggruset skickades till ALS Scandinavia för malning <0,125 mm för efterföljande ph-stattest (se kapitel 2.3). Malningen utfördes med widiafat av Wolframkarbid. Vattenkvoten på det malda materialet bestämdes till 1,4 % (fukthalt 1,4 %). Neddelning av det malda materialet till mindre portioner gjordes med hjälp av roterande neddelare. Åldring av flygaskan Flygaskan lakades, och testades med avseende på ekotoxicitet i lakvattnet, både före och efter åldring. Vid åldringsförfarandet tillsattes Milli- Q- vatten till flygaskan till en vattenkvot på ca 40 % (fukthalt 29 %). Omrörning gjordes i 5 minuter i en degblandare då blandningen bedömdes vara en homogen slurry. Vattenkvoten på slurryn bestämdes i enlighet med SS 028113 till 38,2 % (fukthalt 27,6 %). Askblandningen delades sedan upp, genom alternate showeling, i två olika syradiskade behållare och lagrades under kvävgasatmosfär, i rumstemperatur, i 28 dygn. Under lagringen härdade askorna till en hård klump. Efter 28 dygn togs materialen upp, lades i en påse med kvävgas för att minimera luftkontakt, och trycktes sönder för hand tills allt material bedömdes vara < 4 mm. Materialen var för fuktiga för att sikta. Vattenkvoten på det åldrade materialet bestämdes till 36,7 % (fukthalt 26,8 %). Efter krossning lakades den åldrade flygaskan med skaktest enligt beskrivning i kapitel 2.3). 5

2. 3 Laktester För beredning av lakvatten till de ekotoxikologiska testerna i denna studie lakades den studerade torvflygaskan, före och efter åldring, och det studerade slaggruset med skaktest SS-EN 14735:2005/AC:2006 (Characterization of waste - Preparation of waste samples for ecotoxicity tests). På slaggruset utfördes även ph-statiska laktester (se nedan). Förändringar i lakningsförfarande jämfört med föregående projekt I föregående projekt (Avfall Sverige, 2008 och Värmeforsk, 2009a) användes utöver ovan nämnda skaktest ett kolonntest med återcirkulation (ER-H metoden) för beredning av eluat till efterföljande ekotoxicitetstester. Då ekotoxikologiska tester ska utföras är det viktigt att metoden för beredning av eluat inte utesluter eller överskattar ämnen/föreningar som kan ge en toxisk effekt. Befintliga standardlakmetoder, t.ex. SS-EN 14735:2005/AC:2006, är utvecklade för oorganiska ämnen och innehåller ofta moment som visat sig vara olämpliga för representativ utlakning av organiska föreningar, t.ex. skakning och filtrering. Lakning av organiska föreningar ställer större krav på lakmetoden än lakning av oorganiska och för att utveckla ett laktest som i största möjliga mån är relevant för så många ämnesgrupper som möjligt är det därför rimligt att utgå från ett test som är utvecklat för organiska föreningar. ER-H metoden är framtagen för lakning av icke-flyktiga organiska föreningar och ansågs vara lämplig för beredning av eluat till ekotoxikologiska tester (se vidare i Avfall Sverige, 2008 och Värmeforsk, 2009a). I sju undersökta förbränningsaskor var halterna av organiska föreningar emellertid mycket låga och förväntas ge ett försumbart bidrag i förhållande till klassificering av askorna eller respons i ekotoxicitetstester (Avfall Sverige, 2008 och Värmeforsk, 2009a). I föreliggande projekt har det förutsatts att de undersökta askorna inte innehålla organiska föreningar i höga halter och därför behöver inte ER-H metoden användas. Om enbart oorganiska ämnen är av intresse är skaktester snabbare och enklare metoder för beredning av eluat till efterföljande ekotoxicitetstester. Vidare användes avjoniserat vatten som lakvätska i denna studie medan en 0,005 M CaCl2-lösning användes i föregående projekt (Avfall Sverige, 2008 och Värmeforsk, 2009a) eftersom det föreskrevs i metodbeskrivningen till ER-H metoden. Askor innehåller emellertid ofta mycket Ca och i vissa asklakvatten var halten Ca så hög att den misstänks kunna orsaka en toxisk respons i de ekotoxikologiska testerna (Avfall Sverige, 2008 och Värmeforsk, 2009a). Skaktest Skaktesterna utfördes i enlighet med SS-EN 14735:2005/AC:2006 (Characterization of waste - Preparation of waste samples for ecotoxicity tests). I skaktestet skakas provmaterialet (siktat och eventuellt krossat < 4 mm) med lakvätska i 24 h i ett L/S 10 förhållande (90 g TS provmaterial och 900 g vätska), varefter lakvattnet filtreras genom ett 0,45 µm cellulosanitratfilter. Som lakvätska användes avjoniserat vatten. Skaktesterna utfördes i duplikat. För att erhålla tillräcklig mängd eluat till de ekotoxikologiska testerna gjordes ett samlingsprov av lakvattnen från de båda skaktesterna. Den kemiska karakteriseringen gjordes emellertid på vardera lakvatten, innan dessa slogs samman till ett prov. ph-stattest ph-stattesterna utfördes inte i enlighet med någon standardmetod utan har modifierats för att efterlikna OECDs rekommendationer för preparering av lakvätskor för metaller och svårlösliga metalliska föreningar (OECD 2001a). I ph-stattestet i föreliggande studie lakades provmaterialet (siktat och krossat <4 mm och därefter malt till <0,125 mm) med lakvätska under omrörning i 24 h vid ph 7 och i ett L/S 1000 förhållande. Som lakvätska användes avjoniserat vatten och som titrand 0,1 M saltsyra. Lakvattnet filtrerades sedan genom ett 0,45 µm cellulosanitratfilter. ph-stattesterna utfördes i duplikat och de ekotoxikologiska testerna gjordes på lakvattnet från ett av dessa laktester. Den kemiska karakteriseringen gjordes emellertid på vardera lakvatten (duplikat). 6

Ovan beskrivna utförande är inte helt i överensstämmelse med OECDs rekommendationer för upplösning av svårlösliga metaller, utan har fått anpassas till vad som är praktiskt möjligt att genomföra för askor och för efterföljande ekotoxtester. L/S ska enligt OECDs rekommendationer testas i tre steg; 10 000, 100 000 och 1 000 000. Vid så höga L/S kan emellertid bara en mycket liten mängd av det undersökta materialet vägas in. Askor är mycket heterogena och vid invägning av för små mängder blir resultaten eventuellt inte representativa för hela materialet. Lakning vid L/S 1000 uppskattades, dock ej testat, vara maximalt genomförbart på laboratoriet för askor. Vidare ska kornstorleken som enligt OECDs rekommendationer vara den som produkten finns på marknaden i, eller om det är okänt, < 1 mm. Valet av kornstorlek < 0,125 mm för askor i Avfall Sverige-projektet gjordes eftersom inverkan av materialets heterogenitet minskar med mindre kornstorlek då små mängder vägs in. Vald kornstorlek, <0,125 mm, är standard i Tillgänglighetstest, NT ENVIR 003, där askor lakas vid L/S 200. Ovan nämnda frånsteg från OECDs rekommendationer, val av lägre L/S och partikelstorlek vid lakningen är en förändring som göra att bedömningen av materialet blir mer konservativ. Om någon toxisk effekt inte observeras vid L/S 1000 borde det rimligtvis inte heller observeras någon vid ett högre L/S. Vidare föreskrivs det i OECDs rekommendationer att materialet ska testas vid det ph där utlakningen är som störst men inom det ph-intervall som vanligen förekommer i naturen; 5,5-8,5. Utlakningen för de flesta katjoniska metaller ökar med sjunkande ph i det föreskrivna intervallet och är därmed högst vid ph 5,5. Vid ph 5,5 kan emellertid inte de efterföljande valda ekotoxtesterna utföras på eluatet utan att lakvattnet först justeras uppåt till ph 7. För att undvika ph-justering, vilket påverkar lakvattnets sammansättning, utfördes lakning vid ph 7 i föreliggande studie. Det är det lägsta ph som testorganismerna i de efterföljande ekotoxtesterna tolererar. Ytterligare en skillnad mellan OECDs rekommendationer och testutförandet i föreliggande studie är att OECD rekommenderar att ph ställs in med hjälp av buffertlösningar och CO2-partialtryck i testet medan däremot titrering med syra utnyttjas i denna studie. OECD konstaterar emellertid att man kan få problem i eventuella efterföljande ekotoxtester vid användning av buffertlösningar och att vätskan i sådana fall måste modifieras. Detta är också något som ITM har erfarit i andra projekt där de föreslagna testorganismerna har använts. Titrering med syra borde vara ett lika bra, eller bättre alternativ, för beredning av eluat för ekotoxikologiska tester vid specifika ph. 2.4 Kemisk karakterisering Askor skickades för analys av totalhalt av grundämnen, totalt oxiderbart kol (TOC) och totalt oorganiskt kol (TIC) till ALS Scandinavia. Totalhalterna analyserades på partikelfraktioner <4 mm i flygaskan och på <4 mm och <0,125 mm i slaggruset. Lakvattnen skickades för analys av grundämnen (paket LV3-A), anjoner (klorid, fluorid, sulfat), löst organiskt kol (DOC), TIC, ammonium, nitrit, nitrat, BOD7 samt CODCr till ALS Scandinavia. Lakvatten skickades för ekotoxicitetstester till ITM, avdelningen för Akvatisk Miljökemi och Ekotoxikologi. Proverna skickades samma dag som laktesterna avslutades och kyldes eller frystes ej före transport. Konduktivitet, ph och redoxpotential mättes i lakvattnet efter avslutat laktest med konduktivitetsmätare (CDM 210, Radiometer, Brønshøj, Danmark), med ph-meter (PHM 210, Radiometer, Brønshøj, Danmark) och med redoxmätare Radiometer PHM 92 med platinaelektrod och en kalomel referenselektrod. 7

2. 5 Ekotoxikologiska tester Val av testorganismer Eftersom det ekotoxikologiska testbatteriet i föregående projekt uppvisade behov av förbättring (se 1.3 ovan) har vissa förändringar gjorts till detta projekt. Då flertalet av askorna i föregående projekt uppvisade höga halter av salinitet är det lämpligt att bara använda salttåliga arter i testbatteriet. Vidare är det också viktigt att testerna är standardiserade samt att det finns kunskap om testorganismernas känslighet för olika ämnen. Bakterien i Microtox -försöken gav bara utslag i en av de sju askorna i det föregående projektet och var därmed generellt betydligt mindre känslig än övriga testorganismer. Med anledning av denna begränsade känslighet för asklakvatten beslutade projektgruppen i samråd med referensgruppen att utesluta Microtox -testet i föreliggande studie. Eftersom såväl sebrafisken (Danio rerio) som mikroalgen (Pseudokirschneriella subcapitata), vilka användes i den tidigare testningen, är sötvattenslevande (mikroalgen kan i vissa fall leva i salthalter upp till 7 ) uteslöts även de två tester med dessa organismer i föreliggande studie. Vi anser dock att fisk bör representeras i ett framtida biotestbatteri men p.g.a. ekonomiska skäl rymdes inte sådana studier inom ramen för den aktuella budgeten. Här tror vi att embryotest med storspigg (Gasterosteus aculeatus) kan utgöra ett bättre alternativ än sebrafisk, då den förstnämnda tål höga salthalter samt är en god representant för tempererade förhållanden. Preliminära tester vid ITM har också visat att den metod som användas för sebrafisk i den tidigare studien fungerar väl med storspigg. Kräftdjuret N. spinipes som användes i den tidigare testningen användas även i föreliggande testbatteri eftersom arten visade sig lämplig vid testning av asklakvatten. Detta larvutvecklingstest har nyligen identifierats som en tänkbar framtida standard inom ISO, dock återstår en hel del arbete innan det kan bli verklighet. Som en ersättning för mikroalgen som användes i den tidigare studien valde vi i denna studie att inkludera makroalgen Ceramium tenuicorne (för mer info om arten, se nedan). C. tenuicorne klarar salthalter från 0 till 35 och tillväxthämningstestet som användes i denna studie är en ISO standard sedan 2008. Justeringar av ph innan ekotoxtestning Asklakvatten har ofta så höga ph att det kommer att ge en toxisk effekt på biologiska testorganismer. En sådan effekt kan förutses med en enkel ph-mätning och det finns ingen anledning att genomföra toxikologiska försök för att studera denna effekt. För att mäta andra toxiska effekter än ph-effekter måste ph i lakvattnet justeras till en nivå som testorganismerna tolererar. En snabb sänkning av asklakvattens ph är en process som normalt även sker under naturliga förhållanden då lakvatten perkolerar genom marken eller späds ut i ett ytvattendrag. I sammanhanget skall noteras att en kontroll mot databaser för klassificering av kemiska produkter (Klassificeringsdatabasen - Kemi, http://apps.kemi.se/klassificeringslistan/default.cfm samt Kemiska ämnen - Prevent, http://kemi.prevent.se/) ger vid handen att högt ph inte anses ha en sådan ekotoxisk effekt att det motiverar en miljöfarlighetsklassificering. Det gäller även en mängd andra ämnen som bland annat Ca, K och Al i de former som kan förväntas förekomma i höga halter i asklakvatten. I denna undersökning har två olika tekniker utnyttjats för att justera ph i lakvätskan. 1. Lakning sker vid askans eget ph varefter lakvattnets ph justeras genom syratillsats till det ph som spädmediet har (ca ph 8,2 i föreliggande undersökning). 2. Lakning av askan sker ph-statiskt (d.v.s. med kontinuerlig ph-kontroll och justering) vid ph 7. 8

Vid genomförande av försöken har uttag av analysprover för ekotoxtester från det ph-justerade lakvattnet enligt punkt 1) ovan skett under kraftig omrörning för att erhålla ett representativt prov av den ph-justerade lakvätskan inklusive eventuella fällningar. De analysprover som använt i ekotoxtesterna är alltså representativa för både de lösta och de partikelbundna fraktionerna i den ph-justerade lakvätskan. En justering av ph kommer att ändra de geokemiska förutsättningarna och biotillgängligheten för många miljöfarliga metaller i lakvattnet. Några inledande geokemiska modelleringar har genomförts (PHREQC, ej redovisat) för att beskriva effekterna av en justering av ph enligt punkt 1 ovan. Modelleringarna har utförts för ett urval av de basiska lakvatten som undersökts inom ramen för detta och tidigare ekotoxiska karakteriseringsprojekt (Avfall Sverige, 2008 och Värmeforsk, 2009a). Modelleringarna visar att Al och Fe, som är löst vid höga ph, fälls ut som oxid/hydroxider vid ph-justeringen. Al, som i två undersökta askor har uppvisat en mycket hög lakbar halt, bör vid ph-justeringen snabbt fällas ut och halten fritt löst Al sjunka till halter under de som kan förväntas ge toxisk effekt. De utfällda Aloch Fe-oxid/hydroxiderna är effektiva sorbenter till vilka bland annat Pb, Cu och Zn sorberar enligt modelleringen varvid den lösta halten av dessa metaller kommer att minska kraftig. Man kan även förvänta sin att biotillgängligheten av bl.a. Pb och Cu minskar som en följd av ökad sorbtion till löst organiskt material (DOC) varvid den fria tillgängliga halten minskar ytterligare. För Ca, K och Na, som är förhållandevis lättlösliga, är förändringarna i löst och DOC-bunden halt orsakade av ph-justeringen försumbara. Det bör poängteras att förändringar i basiska asklakvattens ph (sjunkande) och därmed toxiska metalllers speciering och tillgänglighet är ofrånkomliga vid ekotoxtestning, även om provets ph inte justeras innan testningen. Detta beror på att: det späd- och referensmedium man använder innehåller komplexbildare och har buffrande egenskaper testerna utförs i kontakt med atmosfären under flera dagar, varvid koldioxid från luften kommer att absorberas och sänka ph samt bidra till komplexbindning med karbonatkol. Dessa processer kommer dock vara svårare att kontrollera jämfört med en medveten ph-justering innan ekotoxtestets genomförande. Om metaller fälls ut eller komplexbinds får de i regel en lägre direkt biotillgänglighet än om de är fritt lösta. Beroende på det ekotoxikologiska testets utformning kan emellertid de komplexbundna eller utfällda metallerna vara mer eller mindre biotillgängliga. I korta akuttoxicitetstester är det framförallt fritt lösta metaller som är tillgängliga för testorganismerna medan det i försök som utförs under längre tid, och där försöksorganismerna födosöker/utfodras. Även utfällda eller partikelbundna föroreningar kan tas upp av organismerna och bli tillgängliga via mag-/tarmsystemet. Detta gäller till exempel för testerna med N. spinipes och speciellt för det subkroniska larvutvecklingsstestet där testorganismerna matas med mikroalgen Rhodomonas salina. Spädningsmedium Referens- och spädningsmediet som används i testningen med N. spinipes och C. tenuicorne är ett naturligt bräckt vatten som hämtats utanför Askö utefter Sörmlandskusten. Saliniteten är ca 6,5 och ph ligger mellan 8,0 och 8,6. Mediet förbehandlades genom veckfiltrering (0,03 mm) och därefter upphettning till 80 C. Efter avsvalning filtreras mediet genom ett 1 µm GF/C filter. 9

Tester med kräftdjuret Nitocra spinipes N. spinipes är ett litet (0.6-0.8 mm) kräftdjur tillhörande gruppen harpacticoida hoppkräftor (Copepoda). N. spinipes förekommer runt om i hela världen och återfinns främst i bräckta vatten (tolererar 0-35 salthalt). De trivs bäst i anslutning till bottnar och sedimentpartiklar och har stor betydelse som föda för fiskar (särskilt i unga stadier) och andra makrobentiska organismer och kan därför anses ha stor betydelse för många akvatiska ekosystem. Normalt (vid 20 C) blir N. spinipes sexuellt mogen efter 10-12 dagar och har en total generationstid på 16-18 dagar. Efter 5-7 dagar har djuren gått igenom 6 nauplistadier (se Figur 1) och genomgår metamorfos till det första copepoditstadiet. Under de nästa 5-6 dagarna genomgår djuren ytterligare 5 copepoditstadier för att sedan bli vuxna individer (se Figur 1; Abraham och Gopalan, 1975). De försöksdjur som använts i denna undersökning härstammar från Tvären, som är en vik utefter Sörmlandskusten. Försöksdjuren har hållits som en isolerad laboratoriestam vid ITM sedan 1975. Figur 1. Till vänster visas Nitocra spinipes 6 olika nauplii-stadier och till höger visas en fullvuxen hona med äggsäck. Akuttoxicitetstest Akuttoxicitetstesterna utfördes enligt Svensk Standard (SIS, 1991) och bestämmer vid vilken koncentration av lakvatten som 50 % av försöksdjuren dör efter 96 timmars exponering. Resultatet anges som 96hr-LC50 och uttrycks som procent av det koncentrerade lakvattnet plus ett konfidensintervall (95 %), som beskriver konfidensgraden i bestämningen. I detta försök används fullvuxna individer som inte utfodras under testet. Innan försöksstart justerades ph till samma ph som för spädningsmediet). Subkroniskt larvutvecklingsstest (LDR- Larval Development Ratio) Testerna utfördes enligt Breitholtz och Bengtsson (2001) med några undantag. Dagen innan försöksstart sattes ca 360 honor med äggsäck i 6 st glasskålar med 100 ml spädningsmedium samt en suspension av mikroalgen Rhodomonas salina (5 107 celler/ml). Vid försöksstart fördelades nyfödda (inom 24h) djur slumpmässigt; ca 10 djur per replikat och 8 replikat per behandling/spädning i scintburkar. Burkarna undersöktes och antalet nauplier/burk noterades. Vattenbyte (70 %) samt matning (Rhodomonas salina 5 107 celler/ml) utfördes varannan dag. Djurens status undersöktes dagligen och efter 6 eller 7 dagar hade 50 % av djuren i kontrollen genomgått metamorfos till ett copepoditstadium och försöket avbröts. Andelen nauplier som nått ett copepoditstadium i behandlingarna beräknades samt procenten döda i varje koncentration. Resultaten anges som ett NOEC värde (No Observed Effect Concentration). Innan försöksstart justerades ph till mellan 8,1 och 8,3 (samma som för spädningsmediet). 10

Tillväxthämningstest med C. tenuicorne - subkronisksk toxicitet Rödalgen C. tenuicorne (se Figur 2) är en marin röd makroalg som är vanligt förekommande i hela Östersjön (Bergström och Albertsson 2003). Makroalger är fastsittande organismer som utgör en viktig del av det kustnära ekosystemet (Eklund, 2004). Mer information om arten återfinns i Bruno och Eklund (2003), Eklund (2004) samt Eklund (2005). Exponering av algerna sker vid olika koncentrationer av lakvatten. Algerna mäts dag noll och efter sju dagars exponering. Tillväxthämningen i varje behandling jämförs med kontrollen och beräknas i ett EC50 värde. Den statistiska analysen utfördes med REGTOX (Vindimián, 2006). En utförlig beskrivning av metoden finns i Eklund (2004). Innan försöksstart justerades ph till mellan 8,1 och 8,3 (samma som för spädningsmediet). Figur 2. Rödalgen C. tenuicorne 11

3. Resultat 3.1 Kemiska analyser Totalhalten av grundämnen samt TC, TOC och TIC i torvflygaskan och i slaggruset (både fraktioner < 4 mm och fraktioner < 0,125 mm) samt halterna oorganiska ämnen, anjoner, ammonium, nitrat, nitrit, DOC, TIC, COD och BOD i lakvattnen från dessa material visas i bilaga B. Halten W var högre i slaggruset som först krossats till < 4 mm och sedan malts < 0,125 mm än i slaggruset som enbart krossats (se tabell B1 i bilaga B). Förmodligen p.g.a. att widiafaten som använts vid malning var tillverkade av Wolframkarbid. Vidare var halten Cu något lägre i det malda slaggruset än i det som enbart krossats. I figur 3 visas skillnaden i halt av de undersökta grundämnena i lakvattnet från flygaskan från torvförbränning, före och efter åldring i 28 dygn. Utlakningen av framförallt S och Cr minskade med åldring medan utlakningen av framförallt Al och Ba ökade. Figur 3. Skillnader i halter i lakvatten (skaktest vid L/S 10) före och efter åldring av flygaskan från torvförbränning. Figuren visar kvoter där 1 innebär att det inte är någon skillnad i halter, kvoter > 1 innebär att halten var högre i lakvattnet från den färska flygaskan och kvoter < 1 att halten var högre i lakvattnet från den åldrade flygaskan. Staplarna avser medelvärden (n=2) och felstaplarna min/ max-värden. För Fe, Co, Hg, Mn och Ni var halten i alla lakvatten utom ett under detektionsgränsen. Något medelvärde har därför inte beräknats för dessa ämnen. I figuren visas istället kvoten mellan den detekterbara halten och detektionsgränsen. Ämnen där halten var under detektionsgränsen i samtliga lakvatten (se tabell B2, Bilaga B) visas ej i figuren. I figur 4 visas skillnaden i halt av de undersökta grundämnena i lakvattnet från slaggruset beroende på val av lakmetod; skaktest SS-EN 14735 vid L/S 10 och naturligt ph eller ph-stattest vid L/S 1000 och ph 7. I skaktestet testades partikelfraktioner < 4 mm och i ph-stattestet partikelfraktioner < 0,125 mm. Halten av de flesta undersökta grundämnena var högre i lakvattnet från skaktestet. Undantaget var framförallt Mg, Si, Co, Mn, Ni och Zn, där halten var högre i lakvattnet från ph-stattestet. 12

Figur 4. Skillnad i halter i lakvatten från slaggruset från avfallsförbränning beroende på lakmetod; skaktest på partikelfraktion < 4 mm vid L/S 10 och vid materialets naturliga ph respektive ph-stattest på partikelfraktion < 0,125 mm vid L/S 1000 och vid ph 7. Figuren visar kvoter där 1 innebär att det inte är någon skillnad i halter, kvoter > 1 innebär att halten var högre i ph-stattestet och kvoter < 1 att halten var högre i skaktestet. Staplarna avser medelvärden (n=2) och felstaplarna min/maxvärden. För Cd, Co, Hg, Mn, Ni, P och Pb var halten i ett eller flera lakvatten under detektionsgränsen. Något medelvärde har därför inte beräknats för dessa ämnen. I figuren visas istället kvoten mellan de detekterbara halterna och detektionsgränsen. Ämnen där halten var under detektionsgränsen i samtliga lakvatten (se tabell B3, Bilaga B) visas ej i figuren. I figur 5 visas skillnaden i utlakning i mg/kg TS testmaterial från slaggruset beroende på val av lakmetod; skaktest eller ph-stattest. Utlakningen (per kg testmaterial) var större i ph-stattestet för alla ämnen i figur 5 utom Al. 13