Kontroll av lakvattenrening genom toxicitetstester statistiskt korrelerat med kemisk-fysikaliska mätningar ISSN 1103-4092

Kontroll av lakvattenrening genom toxicitetstester statistiskt korrelerat med kemisk-fysikaliska mätningar RAPPORT D2011:04 ISSN 1103-4092

Förord Omhändertagande och behandling av lakvatten är ett långsiktigt åtagande. Det innebär att verksamhetsutövaren är skyldig att vidta åtgärder för underhåll, övervakning och kontroll av behandlat lakvatten i minst 30 år efter sluttäckning eller så länge myndigheten bestämmer för att skydda recipienten. För att skydda recipienten från framtida och långsiktig påverkan är det viktigt att fastställa kvaliteten för både det obehandlade och det behandlade lakvattnet. Syftet med studien har varit att undersöka om ett biologiskt testbatteri kan tas fram som är enkelt, billigt och standardiserat för att karaktärisera lakvatten samt göra en säkrare riskbedömning av renat vatten som ska släppas till recipienten. Projektet har genomförts av Lillemor Gustavsson (Karlskoga Energi & Miljö AB), Hanna Modin (Lund Universitet), Kenneth M Persson (Lund Universitet) och Veronica Ribé (Mälardalens Universitet i Västerås). Förutom Avfall Sverige har Karlskoga Energi & Miljö AB finansierat projektet. Malmö november 2011 Carl Odelberg Ordf. Avfall Sveriges Deponeringssatsning Weine Wiqvist VD Avfall Sverige

Sammanfattning Det finns i dag ingen lagstiftning som reglerar hur karaktärisering av ett lakvatten, eller riskbedömning bör göras. De fastställda utsläppsvillkor och gräns- och riktvärden som finns är baserade på enskilda ämnen och inte på toxiska effekter i miljön. Det är svårt att bedöma toxiciteten utifrån kemiska analyser vilket har beskrivits i ett flertal rapporter och handböcker. I denna studie har ambitionen varit att ta avstamp i det arbete som redan är gjort med en kombination av ekotoxikologiska tester och kemanalyser för att försöka finna samvariationer som kan förklara de toxiska effekterna. Vid en rening och behandling förändras lakvattnets karaktär på fler sätt än bara med avseende på näringsinnehållet. Organiska ämnens och metallers tillgänglighet och toxicitet kan påverkas av den förändring som en behandling medför. Därför har obehandlat och behandlat lakvatten från en pilotanläggning med biologisk rening jämförts. Resultat från ekotoxikologiska tester och fysikalisk-kemiska mätningar har statistiskt jämförts med multivariat dataanalys (MVDA). Syftet med studien har varit att undersöka om ett biologiskt testbatteri kan tas fram som är enkelt, billigt och standardiserat för att karaktärisera lakvatten samt göra en säkrare riskbedömning av renat vatten som ska släppas till recipienten. Frågeställningen är lite tillspetsad: Kan några få toxicitetstester ersätta ett större antal kemiska analyser? Kan toxtester användas för att riskvärdera påverkan av behandlat lakvatten på recipienten? Följande toxikologiska och ekotoxikologiska metoder har använts: microtox, tillväxthämning av grönalg (Pseudokirchneriella subcapitata), tillväxthämning av andmat (Lemna minor), embryoutveckling av zebrafisk, genotoxicitet (Umu-C) och dioxinlik aktivitet (EROD-assay). Samtliga lakvatten har också undersökts avseende på fenolindex och halter av närsalter, metaller samt TOC och COD Cr. Det behandlade vattnet ut till recipient visar ingen effekt i toxtesterna, förutom för hushållsdeponivatten som visar en svag toxeffekt i EROD-analyserna. Försöksanläggningen reducerar halterna av de flesta metaller, och leder generellt till en minskad toxicitet och en reduktion av närsalter, främst hög nitrifikation. Utspädning av det renade vattnet i recipienten kommer att sänka risken för toxikologisk påverkan ytterligare men det går inte att förutsäga hur metaller kommer att ackumuleras och påverka recipienten på sikt. Sammantaget var microtox (30 min) känsligast av testmetoderna, och kan sägas vara den biologiska mätmetod som ger mest information lakvattnets inneboende toxiska egenskaper, följt av andmat och alger. Ett lämpligt undersökningsprogram inkluderar en kombination av toxicitetstester, i detta fall andmat, microtox och alger och några centrala fysikalisk-kemiska parametrar som ph, konduktivitet, ammonium, total-kväve, TOC och järn. Detta verkar kunna ge rikligt med information om det utvärderas med MVDA. Även vissa metaller kan vara väsentliga att inkludera i ett kontrollprogram. I detta fall rör det sig om Mo, Cr, Ti och V som enligt MVDA:n tycktes bidra till toxiciteten samt Cu och As vilkas halter är att betrakta som höga.

Vi kan inte med denna studie säga att vi kan ersätta många kemiska analyser med bara några få toxtester. Däremot är ett batteri av toxtester tillsammans med ett antal kemanalyser, utvärderat med multivariat analys, användbara för att göra en riskvärdering av renat vatten som skall gå till recipient. Multivariatanalysen visade att det går att identifiera samband som inte är uppenbara. Till exempel går det att hitta samband mellan ämnen som finns i låga halter och toxiska effekter. Det är också önskvärt att en nationell databas byggs upp där ett antal deponier och dess recipienter ingår. Med en nationell databas som samlar information och analysresultat kan jämförelser mellan deponier, deras lakvattenkvalié, och toxicitet, göras. Ur dessa jämförelser finns det större möjligheter att gå vidare med arbetet för att finna toxtester som på bästa sätt beskriver lakvatten och dess påverkan på recipienten.

Summary Today, there is no legislation regulating how leachate water should be characterized or how risk assessment should be made. Today s limits and guideline values are based on single substances instead of the toxic effects on the environment. It is hard to estimate potential toxic effects from chemical analyses, which has been described in several reports and manuals. The ambition of this study have been to use work that already have been done in the area and combine ecotoxicity tests and chemical analyses in order to find co-variations that can explain the toxic effects. When treated, character of the leachate water is modified in several different ways, not only regarding to the nutrient content. The availability of organics and metals can be affected by the changes during biological treatment. Therefore, untreated and treated leachate water from a pilot study with biological treatment has been compared. Results from ecotoxicity tests and physical-chemical measurements have been compared statistically by multivariate data analysis (MVDA). The aim of the study was to investigate if a biological test battery can be used that is simple, cheap and standardized to characterize leachate water and make a safer risk assessment of cleared water that will be released to the environment.. The question formulation is more sharpen: Can a few toxic tests replace a larger amount of chemical analyses? Can toxicity tests be used to estimate risks of treated water that will be released to the environment? The following toxic and ecotoxic methods have been used: microtox, growth inhibition of green algae (Pseudokirchneriella subcapitata), growth inhibition of common duckweed (Lemna minor), embryonic development of zebra fish, genotoxicity (Umu-C) and dioxin like activity (EROD-assay). All leachate water has also been investigated with regards to fenolindex and nutrient salt, metal, TOC and COD Cr content. The treated water showed no effect in the toxicity tests, except for leachate water from household waste that showed a weak toxic effect in the EROD analysis. The pilot facility reduced the content of most metals, nutrient salts, showed high nitrification and generally lead to a decreased toxicity. Dilution of the treated water in the receiving waters will additionally lower the risk of toxic impact, but it cannot be predicted how metals will be accumulated and what effects it will have on the recipients in the long run. All together, the microtox (30 min) was the most sensitive of the test methods, and can be stated as the biological measurement method that gives the most information, followed by common duckweed and algae. An appropriate investigation program include a combination of toxicity tests, in this case common duckweed, microtox and algae, and some central physical-chemical parameters such as ph, conductivity, ammonia, total-nitrogen, TOC and iron. This seems to give generously information if evaluated with MVDA. Some metals can also be essential to include in a control program, mainly Mo, Cr, Ti and V, that according to the MVDA, seemed to contribute to the toxicity. Cu and As can also be included as their content was regarded as high.

We cannot with this study say that we can replace several chemical analyses with a few toxicity tests. However, a battery of toxicity tests together with a number of chemical analyses, evaluated with multivariate analysis, is useful in order to make a risk assessment of cleared water that will be released into receiving waters. The multivariate analysis showed that relationships, that are not obvious, can be identified. For example relationships between substances of low content and toxic effects can be found. It is desirable that a national database is created where a number of landfills and their recipients are included. With a national database that gather information and results of analysis, comparisons between landfills, their leachate water quality, and toxicity can be done. From these comparisons there are larger possibilities to progress the work of finding toxic tests that in the best way describes leachate water and its effects on the recipient.

INNEHÅLLSFÖRTECKNING 1. Bakgrund 1 2. Inledning 3 2.1. Projektet Kontroll av lakvattenrening genom toxicitetstester statistiskt korrelerat med kemisk-fysikaliska mätningar 3 2.2. Syfte 3 2.3. Mosseruds avfallsanläggning 3 2.4. Karaktärisering av lakvatten 4 2.5. Toxikologiska och ekotoxikologiska effekter 5 2.6. Karaktärisering av lakvatten - svårigheter och begränsningar 5 3. Metod 7 3.1. Försöksanläggning 7 3.2. Kemiska analyser 8 3.2.1. Närsaltanalyser 8 3.2.2. Metaller 9 3.2.3. Övriga analyser 9 3.3. Toxtester 9 3.3.1. Lemna minor (andmat) 10 3.3.2. Pseudokirchniella subcapitata (grönalg) 10 3.3.3. Genotox-test med Umu-C 11 3.3.4. Microtox 11 3.3.5. Fish-egg assay 11 3.3.6. Ethoxyresorufin-O-deethylase (EROD) 12 3.4. Multivariat analys 12 4. Resultat 14 4.1. Reduktion av närsalter och organiskt kol 14 4.1.1. Försöksanläggning för hushållsdeponivatten 14 4.1.2. Försöksanläggning för askdeponi-vatten 14 4.1.3. Försöksanläggning för kontrollen 15 4.2. Fenoler 16 4.3. Metaller 16 4.4. Toxicitetstester 19 4.4.1. Andmat (Lemna minor) 20 4.4.2. Algtest 22 4.4.3. Umu-C 23 4.4.4. Microtox 24 4.4.5. Fishegg assay 24 4.4.6. EROD 25 4.5. Resultat av multivariat analys 25 4.5.1. PCA av hushållsdeponivatten 26 4.5.2. PCA av askdeponivatten 29

5. Diskussion 31 5.1. Närsaltanalyserna 31 5.2. Toxtesterna 31 5.2.1. Andmat 31 5.2.2. Algtest 31 5.2.3. Umu-C 32 5.2.4. Microtox 32 5.2.5. Fish-egg assay 33 5.2.6. EROD 34 5.3. PCA 34 5.4. Jämförelser mellan olika toxtesters känslighet 35 5.5. Analysernas tillgänglighet och praktisk tillämpbarhet 37 5.5.1. Andmat 37 5.5.2. Algtest 37 5.5.3. Umu-C 37 5.5.4. Microtox 37 5.5.5. Fish-egg assay 37 5.5.6. EROD 37 5.5.7. PCA 38 5.6. Slutsatser 38 6. Framtida rekommendationer 39 7. Referenser 40 7.1. Muntliga referenser 42 Bilagor Bilaga 1. Ordlista Bilaga 2. Kemiska ämnen

1. Bakgrund Omhändertagande och behandling av lakvatten är ett långsiktigt åtagande och innebär att verksamhetsutövaren är, för att skydda recipienten, skyldig att vidta åtgärder för underhåll, övervakning och kontroll av behandlat lakvatten. Åtagandet gäller i minst 30 år efter sluttäckning eller så länge tillståndsgivande myndighet bestämmer ( 33 Förordningen 2001:512). I Sverige fanns år 2006 ca 180 aktiva avfallsupplag och cirka 1000 nedlagda deponier. Totalt samlades 11 miljoner kubikmeter lakvatten upp varav 3 miljoner behandlades lokalt. Av 148 rapporterande deponier behandlade 64 lakvattnet lokalt varav 14 använde sig av markbäddar. Den 31 december 2008 trädde strängare EU-bestämmelser för deponering i kraft och nära hälften av deponierna för kommunalt avfall stängdes, medan 85 deponier drevs vidare under 2009. Behandlad mängd lakvatten från aktiva deponier minskade i motsvarande mån. Vid knappt 80 procent av de aktiva deponierna samlades drygt 4,8 miljoner kubikmeter lakvatten in under 2009. Förändringen har också lett till att lakvattnet proportionellt sett tas omhand lokalt i större utsträckning vid de aktiva deponierna. Minst hälften av de aktiva deponierna anger att de behandlade lakvattnet lokalt under 2009. Den lokala lakvattenbehandlingen omfattar i de flesta fall någon form av biologisk rening för att bland annat minska utsläppen av näringsämnen till recipienter (Avfall Sverige 2010). Flera deponier är dock fortfarande anslutna till ett reningsverk som omhändertar lakvattnet. Detta bedöms vara olämpligt av flera orsaker; de konventionella reningsmetoderna som används i reningsverken, såsom aktiv slam-metod, har visat sig ha en mycket begränsad reningsgrad på lakvatten på grund av att lakvattnets sammansättning skiljer sig mycket från avloppsvatten. Dessutom sammanfaller ofta stora lakvattenflöden med stor hydraulisk belastning på reningsverket (Naturvårdsverket 2008). Lakvattnet innehåller stora mängder ammoniumkväve, en del tungmetaller men också organiska föreningar som är svårnedbrytbara, potentiellt toxiska och ekotoxiska (Öman m.fl. 2000). En annan orsak till att lakvatten är olämpligt att behandla i reningsverken är att det slam som produceras vid reningsverken anses vara en näringsresurs då det innehåller den ändliga resursen fosfor. På grund av lakvattnets sammansättning och kvalité slöts 1995 en överenskommelse mellan Lantmännens Riksförbund (LRF) och Naturvårdsverket som stipulerar att slam från kommunala reningsverk som har sina deponier anslutna inte ska användas i jordbruket (Naturvårdsverket 2002). Slamöverenskommelsen och aktionsplanen innebär att utvecklingen för lokalt omhändertagande av lakvatten drivs på. Många recipienter har också vattentäkter nedströms och omhändertagande av lakvatten bör inte enbart styras av den svenska avfallsförordningen (Förordning 2001:512) utan även kopplas till Ramdirektivet för vatten (2000/60/EG) för vattenskydd och förvaltning av vattenresurser. Det är ett politiskt tacksamt och prioriterat område. Regeringen har också nyligen gjort begreppet giftfri miljö till en av de miljöpolitiska huvuduppgifterna under mandatperioden 2010-2014. 1

I Deponihandboken (RVF 2006) anges att lakvattnet ska karaktäriseras före behandling för att ge en bild av sammansättningen och även variationer i sammansättning och flöden. Lakvattnet ska karaktäriseras efter rening för att ge en bild av hur det renade lakvattnet påverkar recipienten. En av de ledande frågorna i handboken är också: Hur samvarierar olika analysparametrar i lakvattnet? Vid en rening och behandling förändras lakvattnets karaktär på fler sätt än bara näringsinnehållet. Organiska ämnens och metallers tillgänglighet och toxicitet (se avsnitt 2.4) kan påverkas av den förändring som en behandling ger. Toxiciteten kan inte förklaras av enbart kemiska analyser då de resultaten kan vara en underskattning eller överskattning av den reella toxiciteten (se avsnitt 2.4 och 2.5). Att komplettera de kemiska analyserna med bio-analytiska tester och dessutom utvärdera dessa i en multivariat analys (se avsnitt 3.4) kan ge en helhetsbild och förklaring till vilka kemiska ämnen som ger den toxiska effekten (se avsnitt 4.4, 5.3 och 5.5.7) Mot bakgrund till detta påbörjades 2008 ett försöksprojekt vid Mosseruds avfallsanläggning i Karlskoga. Projektet syftade till att lokalt omhänderta och rena lakvatten genom vassbäddar samt utvärdera effekten av behandlingen genom biologiska och fysikalisk-kemiska mätningar. 2

2. Inledning 2.1. Projektet Kontroll av lakvattenrening genom toxicitetstester statistiskt korrelerat med kemisk-fysikaliska mätningar År 2009 beviljade Avfall Sveriges deponeringssatsning ett anslag till Karlskoga Miljö för att inleda arbetet med att väga samman biologiska och fysikalisk-kemiska mätningar till någon slags helhetskunskap om lakvattnets inneboende egenskaper och översätta det till miljöeffekter i recipient, så långt det kan tänkas vara görligt. Arbetet har bedrivits i ett projekt med Lillemor Gustafsson, Karlskoga Miljö som projektledare under 2009-2010. I projektgruppen har följande medverkat; Kenneth M Persson och Hanna Modin vid avdelningen för teknisk vattenresurslära vid Lunds Universitet, Veronica Ribé vid Akademin för en hållbar samhälls- och teknikutveckling, Mälardalens högskola i Västerås, Emma Breitholtz (SÖRAB) Vallentuna, Maria Ossiansson, Jönköpings kommun, Magnus Hammar, Tekniska verken i Linköping och Peter Flyhammar, Avfall Sverige. Projektgruppen har haft 7 telefonmöten och dessutom medverkat i Avfall Sveriges temadagar om lakvattentoxicitet. Projektet har utförts i samarbete med Institutet för miljöforskning (biologi V) vid RWTH Aachen University. 2.2. Syfte Forskningssamarbetet har gått ut på att försöka karaktärisera lakvatten med en kombination av biotester och kemanalyser och att försöka finna samvariationer som kan förklara de toxiska effekterna. Analyser har gjorts på både obehandlat och behandlat lakvatten för att se hur reningen påverkar den inneboende toxiciteten hos lakvattnet. Det finns även ett intresse av att utvärdera ett analyspaket/provtagningssystem som möjliggör enkel men säker övervakning för att bättre kunna klarlägga om reningsmetoderna ger önskat resultat för recipienten. Frågeställningen är lite tillspetsad: Kan några få toxicitetstester ersätta ett större antal kemiska analyser? Kan toxtester användas för att riskvärdera påverkan av behandlat lakvatten på recipienten? 2.3. Mosseruds avfallsanläggning Mosseruds avfallsanläggning har varit i drift sedan 1950-talet och är belägen ca 5 km väster om Karlskoga. Deponiområdet är ca 20 ha stort och omfattar både hushållsdeponi, askdeponi, mellanlagrings- och sorteringsytor. Årligen deponeras ca 25 000 ton icke-farligt avfall och 10 000 ton aska eller farligt avfall. Övriga verksamheter är tillverkning av bränsle från trä och returflis, sorteringsverksamhet och mellanlagring av farligt avfall. Kompostering sker av ris, trädgårdsavfall, avvattnat oljehaltigt tvätthallsslam och oljeförorenade massor. Lakvattnet från askdeponi, hushållsdeponi och hårdgjorda ytor leds via diken till pumpstationer och pumpas till en 0,3 ha stor damm. Därifrån pumpas årligen ca 120 000 m 3 150 000 m 3 till reningsverket i Aggerud. Avloppsvattnet från reningsverket i Aggerud går ut i sjön Möckeln (Karlskoga Miljö, 2009). 3

2.4. Karaktärisering av lakvatten För att skydda recipienten från framtida och långsiktig påverkan är det viktigt att fastställa kvalitén hos lakvatten (Naturvårdsverket 2008). Fastställning av lakvattnets kvalité genom kemisk karaktärisering görs i syfte att identifiera så många substanser som möjligt. Enligt Naturvårdsverket är detta kostsamt och det finns ingen garanti att man fångar och identifierar de ämnen som ger störst påverkan på miljön (Naturvårdsverket, 2008). Det kan finnas okända ämnen och det kan finnas nedbrytnings- och omvandlingsprodukter som inte upptäcks vid en kemisk analys och som är mer toxiska eller persistenta och har andra fysikaliska egenskaper än modermolekylen. Å andra sidan kan det finnas ämnen som detekteras men som inte är biotillgängliga. Därmed kan toxiciteten både underskattas och överskattas med bara kemiska analyser (Naturvårdsverket 2006). Naturvårdsverket anser att samverkanseffekter måste uppmärksammas även när det gäller toxicitet. Additiva, synergistiska eller antagonistiska effekter kan uppstå även om det finns begränsat med bevis på detta. När det gäller nedbrytning av organiska ämnen kan närvaron av vissa föreningar verka hämmande eller helt stoppa nedbrytningen av annars lättnedbrytbara produkter; t.ex. hämmas metylerade eller etylerade benseners nedbrytning vid närvaro av klorbensener (Naturvårdsverket 2006). Organiska ämnens tillgänglighet och toxicitet beror mycket på vattenlöslighet och molekylvikt. Funktionella grupper som är joniserbara kan förändra ett ämnes vattenlöslighet även vid måttliga förskjutningar av ph eftersom ämnets laddning förändras. (Naturvårdsverket, 2008). Viktiga biologiska processer som nitrifikation och växters upptag av ammonium har en ph-sänkande effekt vilket påverkar lösligheten av metaller. Ammonium kan även maskera toxiciteten av vissa metaller som koppar och antimon (Fjällborg & Dave, 2004) Förutom ph och andra fysikaliska faktorer är metallers tillgänglighet och toxicitet även påverkad av upptag och bindning till biologiska material. Naturligt löst organiskt material reducerar generellt toxicitet av lösta toxiska metalljoner genom att de binds till icketoxiska metall-organiska föreningar. Dock finns två grupper av metall-organiska föreningar som är toxiska: dels lågmolekylära organiska syror som bildar hydrofila metallkomplex dels lågmolekylära organiska föreningar som bildar oladdade, lipofila komplex som lätt passerar cellmembran. Exempel är alkylsubstituerade karboxylsyror som bildar komplex med koppar (Fraser m. fl., 2000) eller malonsyrakomplex med kobolt (Palmer m. fl., 1998). Metallers tillgänglighet och toxicitet kan modelleras med datormodeller, exempelvis Biotic Ligand Model (Niyogi & Wood, 2004). Det amerikanska naturvårdsverket (US EPA). tillämpar denna modell vid fastställande av utsläppsvillkor för att skydda det akvatiska livet (Paquin m. fl., 2002). Flera studier och rapporter beskriver arbete med karaktärisering. (Naturvårdsverket 2006, Öman m.fl., 2000, Naturvårdsverket 2008, Allard m.fl. 2002). Naturvårdsverket (2010) har skrivit en handbok för att bedöma egenskaperna hos komplexa avloppsvatten som innehåller många ämnen, i Karaktäriseringen av Industriella Utsläpp (KIU). Denna metod är en stegvis bedömning där de första inledande stegen är att screena avloppsvattnet med akuttoxtester, för att bedöma om avloppsvattnet är miljöfarligt och behöver behandlas. Nästa steg omfattar kompletterande provtagning med delströmmar, andra biotester såsom bioackumulerbarhet, nedbrytbarhet, persistens där då också nolleffektsnivå fastställs. Om ytterligare undersökning behövs kan metodiken utökas med undersökningar om biotillgänglighet, bioackumulerbarhet, biomagnifikation och fysiologiska effekter. Dessa undersökningar knyts till recipienten för att öka realismen. 4

Tillämpningar där KIU-handboken (Naturvårdsverket 2010) har använts för att få fram bedömningsunderlag för prövning och omprövning av tillstånd har varit bland annat skogsindustrin, kemiindustrin och avloppsreningsverk med industri inkopplad. Enligt Oslo-Paris konventionsarbetet för Nordostatlanten (OSPAR) är KIU-metoden ett kostnadseffektivt alternativ till att analysera alla förekommande ämnen och deras nedbrytningsprodukter (Naturvårdsverket 2010). 2.5. Toxikologiska och ekotoxikologiska effekter Vid toxikologiska studier undersöks hur kemiska ämnen tas upp, fördelas och metaboliseras i en organism, exempelvis människokroppen. Toxikologisk forskning förklarar ofta även de bakomliggande mekanismerna för de kemiska ämnenas toxiska effekt. Inom ekotoxikologin studeras hur kemiska ämnen tillförs naturen, samt hur recipienten eller recipienterna påverkas av ämnenas halter, källa, fördelning, spridning, metabolisering, utsöndring och fastläggning. Vid ekotoxikologiska studier behövs kunskap om hur ämnen påverkar fysiologin hos celler och organ, kompletterade med ekologi- och fältstudier samt matematiska modeller för spridning. Växternas upptag av kemiska ämnen sker genom rötterna såväl som de ovanjordiska delarna. Fiskar och djur tar upp kemiska ämnen via gälar/lungor och mag tarmkanalen men också ibland via huden. Problematiska ämnen kännetecknas av att vara persistenta och bioackumulerbara eller direkt akuttoxiska. Ämnena kan anrikas i näringskedjan genom att kemikalier i växterna hamnar hos växtätare som för dem vidare till köttätare. Då kan de kemiska ämnena också komma att påverka arter som primärt inte exponerats för dem eller ens varit i den miljön där den ursprungliga spridningen sker. Det förekommer dessutom en transport från generation till generation. Redan i fosterstadium kan däggdjur exponeras för främmande kemiska ämnen som transporteras från modern via moderkakan till fostret, medan de efter födseln exponeras genom mjölken då de diar. Hos äggläggande djur nås embryot av kemikalier från gulan. Den ekotoxiska effekten leder som regel till att individens kondition nedsätts eller att den dör. Antalet individer av arten reduceras. Också fortplantningen kan påverkas så att avkomman blir mindre livsduglig. Sekundärt påverkas då, positivt eller negativt, såväl denna arts bytesdjur som dess predatorer och konkurrenter. Förutom individerna drabbas därför även hela ekosystem av exponering från bioackumulerbara och persistenta kemiska ämnen. 2.6. Karaktärisering av lakvatten - svårigheter och begränsningar Det finns i dag ingen lagstiftning som reglerar hur karaktärisering av lakvatten- eller riskbedömning bör göras (Naturvårdsverket 2008, Allard m.fl. 2002). De fastställda utsläppsvillkor och gränsvärden som finns, och även de gränsvärden som anges i underlag för gränsvärdeslista, är baserade på enskilda ämnen och inte på toxiska effekter på miljön. I avsnitt 2.4 beskrivs svårigheten med att bedöma toxiciteten utifrån kemiska analyser. Svårigheterna beror på många olika fysikaliska faktorer och biologiska processer som påverkar tillgängligheten och upptag av organiska föreningar och metaller. Toxicitetstester kan ge en samlad bild av den toxiska påverkan från ett lakvatten. En begränsning är svårigheten med att extrapolera resultat mellan trofinivåer, samt att olika testorganismers känslighet skiljer sig åt både med avseende på olika ämnen och på deras halter. 5

Förutom att det är svårt med bedömningen av kemiska och biologiska analyser så är utvärderingen av data i sig en osäkerhet. De verktyg som finns i dag för att minska påverkan av olika ämnen på miljön, såsom riktvärden och gränsvärden, är i sig begränsade i sin värdering av risk, anser Naturvårdsverket i en rapport. Numeriska riktvärden baseras dels på dataunderlagets omfattning och ämnets toxicitet. Två ämnen med identisk toxicitet kan ges olika riktvärden beroende på hur stort dataunderlaget är. Detta medför att riktvärde med omfattande dataunderlag kan bli högre än ett riktvärde med ett mindre underlag (Naturvårdsverket 2006) på grund av att dataunderlaget som ligger till grund för riktvärdet omges av mätosäkerhet. Ett stort underlag ger en mindre statistisk osäkerhet än ett litet underlag. Eftersom mätosäkerhet inte anges så går det inte att fastställa när ett provresultat skiljer sig statistiskt ifrån riktvärdet (Allard m.fl 2002). Konsekvensen blir att riktvärden kan baseras på dataunderlag som dels kan vara statistiskt osäkert, baserat på intervall men anges i beslut som ett absolut värde. Naturvårdsverket (2006) anser dessutom att det inte finns en direkt relation mellan toxiciteten och hur mycket en föroreningshalt överskrider riktvärdena (Naturvårdsverket 2006). 6

3. Metod 3.1. Försöksanläggning Försöksanläggningen på Mosseruds avfallsanläggning byggdes april 2008 och utgörs av tre behandlingslinjer, en för rening av lakvatten från askdeponi, en för lakvatten från hushållsdeponi och en kontroll. Varje linje består av trappsteg i serier (Figur 1) med både vertikala flöden (steg 1 och 2) och horisontella flöden (steg 4 och 5). Alla steg i alla tre linjer består av triplikat, a,b,c (Figur 1) för att kunna erhålla ett statistiskt säkert underlag. Syftet med olika flöden är att få en biologisk omvandling av kvävet och organiska föreningar. I steg 1 och 2 är flödet vertikalt och bäddarna belastas intermittent. Det intermittenta flödet gör att vattnet passerar ur bäddarna mellan flödesbelastningarna vilket ger möjlighet för syresättning och förutsättningar för nitrifikation. Figur 1. Schematisk bild av en av försöksanläggningens linjer. Utflödet ur steg 3 är mycket lägre än utflödet ur steg 4 (Figur 1) vilket medför att flödet bromsas och bäddarna står mättade precis som i steg 4 och 5. Steg 4 och 5 är horisontella steg med flödet genom materialet (Figur 1). Om uppehållstiden är tillräcklig lång i steg 3, 4 och 5 förbrukas syret och i den anaeroba miljön sker denitrifikation. 7

Figur 2. Måttuppgifter på försöksanläggning. Varje linje är 16,44 m 2 stor och har en total vattenvolym av 4,43 m 3 (Figur 2). Flödeshastigheten genom bäddarna mättes under en dag i september 2009. Flödet till bäddarna var 27 l/h och intermittent med 5 min var 6:e timme och flödeshastigheten genom bäddarna uppmättes (snitt för alla tre stegen) till 12,7 l/h. Ytbelastningen blev 9,8 l/m 2 och dag vilket ger en uppehållstid av 36 dagar. Under året belastades bäddarna i genomsnitt med en ytbelastning av 12 l/m 2 och dag (200 l/dag) och med en hydraulisk uppehållstid av 22 dagar. Materialet i bäddarna (steg 1, 2 och 3) har bestått av sten, grus och sand i fraktioner som framgår av Figur 1. I steg 4 har bäddarna bestått av sand (0-8 mm) med vertikala lager av grova stenar (18-70 mm) vid vattnets utlopp och inlopp som fördelat vattnet jämnare i bädden. Under projektets gång upptäcktes att den linje som behandlade askdeponi -vatten behandlade ett mycket utspätt sådant då en större dagvattenledning är ansluten till pumpstationen som försörjde försöksanläggningen. Efter samråd med Avfall Sveriges referensgrupp bestämdes det att provtagning, analys och resultat skulle redovisas ändå. Referensgruppen ansåg att det finns ett allmänintresse att se påverkan och effekt på miljön med ett utspätt lakvatten från askdeponin. I denna rapport är också benämningen hushållsdeponivatten egentligen det samlade vattnet för både askdeponi, hushållsdeponi och alla hårdgjorda ytor. 3.2. Kemiska analyser 3.2.1. Närsaltanalyser Lakvattnet som pumpades till försöksanläggningen och utgående vatten från densamma provtogs varannan dag; 50 ml för varje triplikat, totalt 150 ml för varje försökslinje. Proverna transporterades omedelbart till labb och frystes ned. Alla prover tinades och triplikat för varje linje poolades till ett månadsprov. Månadsproven splittades sedan till flera flaskor för att försöka undvika upptining och omfrysning mellan analyser. Det sparades en liten volym av varje triplikat föra att undersöka variation mellan a, b, c (Figur 1). TOC, COD, Kväve, fosfor, klorider, konduktivitet och ph är analyserade hos Karlskoga Miljö. Några prover är parallellt analyserade hos Eurofins; Hushållsdeponi november ut, Hushållsdeponi september ut (Tabell 2) och kontrollproverna som redovisas i Tabell 4. 8

3.2.2. Metaller Alla översta steg (Figur 1) är försedda med ett lager torv för att fånga metaller. I månadsskiftet juni/juli 2009 byttes det översta torvlagret ut i samtliga försökslinjer för att se om metallerna bands in bättre i ny torv. Resultat från juni speglar 1 år gammal torv juli speglar resultat med ny torv Metallanalyser redovisade i Tabeller 7 och 8 är utförda av avdelningen för växtekologi och systematik vid Lunds Universitet med ICP MS och ICP AES. 3.2.3. Övriga analyser Fenolindex analyserades av Alcontrol Laboratories, Linköping. 3.3. Toxtester Både akuta och kroniska tester har använts (Tabell 1) för att se den omedelbara effekten och den kroniska vid en längre exponering. För att inte toxicitet ska maskeras av klorider som inte sötvattensorganismer tål, har även marina organismer använts. Toxtesterna täcker även detektion av vattenlösliga och fettlösliga ämnen, såväl som effekter detekterade på heldjur (enbryonalutveckling hos zebrafiskar) eller på molekylärnivå (EROD, Umu-C). Toxicitetstester mäter ofta effektkoncentration, EC xx, där xx anger effekten, exempelvis andelen döda, orörliga eller andel av annan effekt. Testet visar vid vilken koncentration som en viss effekt uppstår. EC 50 = 5 mg NH 3 /l betyder att koncentrationen ammoniak om 5mg/l orsakade 50 % effekt på den testade organismen jämfört med kontrollen. Andra effektnivåer kan vara 10 % och 5 % effekt. Det går också att ange den koncentration som inte orsakade någon effekt (No observed effect concentration = NOEC) eller den lägsta koncentration som inducerade effekt (lowest observed effect concentration = LOEC). Ett annat sätt att ange lägsta mätbara effekt är att ange LID (lowest induced dilution). Lägsta inducerbara effekt eller spädning ska avvika signifikant från kontrollen och anges i den manual eller standard som används för testet. Ofta är det 5 % effekt som anges. LOEC är mer användbart då effekter av ett ämne ska testas, medan LID är mer användbart för komplexa prover såsom avloppsvatten eller lakvatten där fler än ett ämne kan ge effekt. Resultaten tolkas så att ju lägre EC xx, NOEC, LOEC eller LID, desto mer toxiskt anses ett prov, med andra ord, ju mindre det behövs av ett ämne eller ett exempelvis ett lakvatten för att ge 50 % effekt, desto större inneboende fara hos ämnet eller lakvattnet. Det går även att beskriva toxicitet som en haltbenämning, TEQ och bio-teq. Begreppet toxiska ekvivalenter (TEQ) bygger på ett grundläggande antagande att man kan summera effekten av varje enskilt ämne till en sammanlagd giftverkan. För att detta ska kunna göras får alla de olika ämnen en viktning, toxisk ekvivalent-faktor (TEF) som beskriver hur giftigt detta ämne är jämfört med det mest potenta ämnet. Detta system används för dioxiner och det mest potenta dioxinet, 2,3,7,8-TCDD som fått viktfaktorn (TEF) bestämd till 1. Andra dioxiner har varierande TEF värden mellan 0,33 till 0,5. Dibenzofuraner får viktning kring 0,1 och dioxinlika PCB:er lägre än 0,1. Utifrån dessa viktningsvärden (TEF) kan ett sammanlagt toxiskt värde (TEQ) räknas ut genom att mängden av varje giftig komponent multipliceras med viktningsfaktor (TEF). Därefter summeras alla dessa till en summerad TEQ. På det viset kan ett toxiskt värde räknas ut från ett vattenprov utifrån kemiska analyser. Ett ytterligare sätt att beskriva toxisk effekt av exempelvis vattenprov är att analysera det med ett biotest där den positiva kontrollen utgörs av 2,3,7,8-TCDD. Då används inte TEF utan effekten av vattenprovet jämförs med effekten av TCDD. På det viset kan ett TEQ-värde erhållas med ett biotest (Bio-TEQ). 9

Nedan följer en sammanställning över de toxtester som använts, var de är utförda och vilken effekt som mätts. Tabell 1. Sammanställning av toxicitetstester använda i denna studie Metod Organism Effekt Endpoint Labb och utförare Lemna minor Svensk standard SS-EN ISO 20079:2006 Pseudokirchniella subcapitata Svensk standard SS-EN ISO 8692:2005 Umu-C test Internationell standard ISO 13829 Microtox ISO11348-3 Fish-egg assay Protocol: Standard Operating Procedure fish embryo test with zebrafish (Danio rerio) Braunbeck T, Zeilke H (2010), EROD (Dioxinlik aktivitet) RTL-W1 celler från regnbågslax och utfört på Aachen University Andmat, sötvattenlevande flytbladsväxt Sötvattenlevande grönalg Salmonella typhimurium bakterier Vibrio fischeri, marin självlysande bakterie Tillväxthämning EC xx Karlskoga Miljö, Lillemor Gustavsson Tillväxthämning EC xx Karlskoga Miljö, Lillemor Gustavsson Genotoxicitet, Mutationer och andra skador på DNA Hämning av lysförmågan LID EC xx Mälardalens högskola- Västerås Lillemor Gustavsson Mälardalens högskola- Västerås Lillemor Gustavsson Zebrafisk embryonalutveckling EC xx Aachen University, Lillemor Gustavsson/ Anne Shreiber Leverceller från Regnbågslax Inducering av kroppens försvarssystem mot gifter EC5 och EC10 samt Bio-TEQvärden Aachen University, Alla toxtester har genomförts utifrån standard, eller protokoll om det inte funnits standard (Tabell 1). Inga prover är filtrerade eller centrifugerade då lakvatten kan innehålla partikelbundna ämnen som vid centrifugering eller filtrering undantas från testning. Därför bör detta undvikas (NV Allmänna råd 89:5). Ingen av proverna är upparbetade eller extraherade för analys i Umu-C eller EROD. 3.3.1. Lemna minor (andmat) Andmat är en liten flytbladsväxt där tillväxten mäts under 7 dagar. Tillväxten mäts med två parametrar, antal blad och biomassa. Under testperioden mäts ljusintensiteten, ph och temperaturen. Hur mycket variation som tillåts är angivet i standarden. Effektkoncentration i detta fall anges som tillväxthämning i procent jämfört med kontrollen. Inhibering i procent plottades mot log koncentration. EC 50 beräknades här genom linjär regression i Matlab version 7.4.0 (Mathworks, U.S.A). 3.3.2. Pseudokirchniella subcapitata (grönalg) Grönalg mäts också som tillväxthämning i procent jämfört med kontrollen. Tillväxten mäts som optisk densitet med spektrofotometer vid 600 nm. Under testperioden som är tre dygn, mäts även ph, ljusintensiteten och temperaturen på inkuberingsplatsen. En spädningskurva på proverna utan ymp (provkontrollen) gjordes för att få bakgrundsabsorbansen. Dessa värden drogs sedan ifrån absorbansen för motsvarande koncentration av de exponerade proverna. Inhibering i procent plottades mot log koncentration. EC 50 beräknades här genom linjär regression i Matlab version 7.4.0 (Mathworks, U.S.A). 10

3.3.3. Genotox-test med Umu-C Umu-C-testet är ett screeningtest för hur skadligt ett prov är för DNA. Skador på DNA kan leda till mutationer och mutationer i sin tur kan orsaka cancer. Umu-C testet detekterar alla typer av skador på DNA, indirekt genom att mäta den ökade aktiviteten av DNA-reparations-enzymer (SOSreparationsenzymer). Testorganismen är en genmanipulerad stam av salmonellabakterie. En gen för b-galactosidas produktion börjar uttryckas samtidigt med SOS generna då bakterien utsätts för ett genotoxiskt ämne. B-galactosidas bildar ett färgat komplex vars absorbans mäts och resultatet uttrycks som b-galactosidas-aktivitet eller som induktionsfaktor (påverkansfaktor). Induktionsfaktorn beräknas som absorbansen för b-galactosidas relaterat till tillväxten: Induktionsfaktor = ((1/Tillväxt Abs 595 nm * (Prov Abs 420 nm / Kontroll Abs 420 nm )) Där tillväxt = Prov Abs 595 nm / Kontroll Abs 595 nm För att provet ska anses som genotoxiskt ska induktionsfaktorn vara högre än 1,5. Exponeringstiden är två timmar. Testet kan kompletteras med exponeringen i närvaro av leverenzymer från däggdjur (S9) för att extrapolera om ämnesomsättning hos en högre trofinivå påverkar effekten av det toxiska ämnet. Undersökning med andra gentoxtester kan ge svar om vilken typ av DNA-skada eller mutation som provet orsakade. 3.3.4. Microtox Microtox använder en marin bakterie, i detta fall Vibrio fisheri, som sänder ut ljus när den mår bra. Vid påverkan av ett toxiskt ämne minskar förmågan att sända ut ljus och den förmågan minskar proportionellt med koncentrationen av det toxiska ämnet. Exponeringstiden kan vara 5, 15 eller 30 min och resultatet anges som EC 50. I denna studie användes 30 min exponering. EC 50 beräknades av MicrotoxOmni Software (Azur Environmental, U.S.A). 3.3.5. Fish-egg assay Testet utfördes efter standardmanual (Braunbeck, modifierad och översatt av Zeilke 2010). Manualen bygger på den tyska industrinormen DIN 38415-6. I detta test gjordes först en screening av alla prover i den högsta koncentrationen (n = 30). I screeningen var provvolymen 100 μl och det användes 1 yngel i varje brunn i en 96-hålsplatta. Embryon utvecklas i mörker i 26 C under 24 respektive 48 timmar. De prover som visade sig ha effekt på embryonalutveckling testades om i en spädningsserie enligt manual. Om obehandlat vatten visade sig ha effekt testades även utgående vatten för samma månad även om det inte gav effekt i screeningen. Även ammonium testades (ammoniumsulfat) i en spädningsserie från 300 mg/l och ned till 19 mg/l). I den negativa kontrollen ska överlevnaden vara minst 90 % och i den positiva kontrollen inte mer än 20 %. Embryon undersöks i mikroskop med avseende på störningar i utvecklingen jämfört med kontrollen. Följande undersöks i mikroskop: 1. koagulation av ägg 2. blastula (en fas i celldelningen när embryot börjar bildas ur ägget) 3. epibolisk (när äggcellsdelningen stannar innan embryoutvecklingen) 4. somiter början till ryggrad 5. ögonanlag 6. svansen har släppt från gulsäcken 7. spontana rörelser av svansen 8. hjärtslag och blodcirkulation 9. pigmentering 10. teratogena effekter missbildning eller dålig utveckling av embryot 11. ödembildningar 11

Embryot anses dött om embryot efter 48 timmar är: Koagulerat, kvar i blastula-stadiet, inget synligt hjärtslag, inga utvecklade somiter och om inte svansen släppt från gulsäcken. Subletala effekter är deformerade svansar, dåligt utvecklade ögon, dåligt och opigmenterat embryo samt ödem. Exponeringstiden är oftast 24 och 48 timmar men kan också vara 72 och 96 timmar. Oftast används de lägre exponeringstiderna då effekter ofta uppträder inom den tiden och längre exponeringstider kan var etiskt diskutabla. Resultaten anges i EC 50 och beräknades med statistikprogrammet GraphPad Prism 5. 3.3.6. Ethoxyresorufin-O-deethylase (EROD) EROD är ett test som oftast benämns som test av ämnen med dioxinlik aktivitet. Dioxin, och andra ämnen som liknar dioxin till sin struktur, binder till en speciell receptor inne i cellen, Ah-receptor (AhR). Receptorn transporterar in ämnet till DNA och binder till gener som aktiverar CYP 450-gener, ett av cellens försvarssystem. Försvarssystemet försöker med olika strategier oskadliggöra ämnen innan det hinner ge effekt. Effekter är bland andra nedsatt immunförsvar, reproduktions- och utvecklingsstörningar, samt tumörbildningar och cancer (Safe 2001). Ämnen som binder till AhR är fettlösliga men finns i vattenfasen associerade till partiklar. Alla ämnen som binder till AhR är inte agonister, det vill säga inducerar en effekt, de kan också vara antagonister och binda till och låsa AhR så att ingen effekt uppstår. Ett färgkomplex som uppstår när försvarssystemet aktiveras mäts med hjälp av en spektrofotometer. I EROD-testet som användes för denna rapport, användes genmanipulerade leverceller från regnbågslax. Effekten kan anges i EC xx -värden eller som Bio-TEQ halter. 3.4. Multivariat analys För att undersöka, sortera och finna samband mellan resultaten från de kemisk-fysikaliska analyserna, och de biologiska toxicitets- och ekotoxicitetsmätningarna, användes multivariat analys. Det är ett samlingsnamn för olika statistiska metoder vilka används för att beskriva och analysera datamängder med fler än två variabler. Detta är mycket lämpligt för lakvattendata där mätvärden finns för ett stort antal parametrar, i detta fall såväl fysikalisk-kemiska som biologiska. Teorin för multivariat analys utvecklades under första halvan av 1900-talet men kunde då inte användas i större omfattning då beräkningarna var alltför komplexa. Tack vare datorisering och modern programvara kan numera multivariat analys användas i så skilda vetenskaper som företagsekonomi, medicin, arkeologi och avfallsforskning. Det finns en hel mängd statistiska metoder för multivariat analys, vars syften kan vara olika. Vissa metoder avser att förenkla information genom att komprimera data och reducera antalet variabler. Andra avser att förklara och beskriva strukturer i datamängderna medan en tredje familj avser att gruppera och klassa studieobjekt. I en fjärde grupp av metoder är syftet främst att förutsäga utveckling, så kallad prediktion. Ett femte område avser att ta fram empiriska bevis för samband mellan mätdata. Genom multivariat analys går det att identifiera samband mellan olika parametrar också i olikartade mätserier med varierande bakgrundsvärden; enkelt utryckt går det att jämföra äpplen med päron. Tidigare studier vid avdelningen för teknisk vattenresurslära har visat att multivariata metoder är användbara för att studera lakvattendata (van Praagh och Persson, 2007; Avfall Sverige, 2007; Avfall Sverige 2009). 12

Denna studie har använt sig av den multivariata metoden principalkomponentanalys (eng. principle component analysis, PCA). Denna metods styrka är främst att komplexa datamängder kan förenklas och presenteras på ett överskådligt sätt. PCA transformerar ett dataset så att de ursprungliga parametrarna såsom ph, TOC, ammonium, kadmium osv. ersätts med nya statistiska parametrar, så kallade principalkomponenter (PC). Principalkomponenterna tas fram på ett sådant sätt att så mycket som möjligt av den ursprungliga variationen i data koncentreras till ett fåtal PC. På så sätt kan tolkningen begränsas till ett fåtal parametrar utan att alltför mycket av den ursprungliga variationen förbises. PCA har också fördelen att inverkan av bakgrundsbrus, eller variationer på grund av provtagning och analys, kan minskas. I denna studie inkluderades närsaltanalyser, grundämnen samt data från toxtester i samma PCA. Syftet var främst att se om toxiciteten kan relateras till några andra specifika parametrar i lakvattnet. För microtox, algtest, andmat och zebrafisk användes EC 50 -värdena. För EROD användes Bio-TEQvärden. Umu-C gick inte att ta med då detta test inte visat effekt i några toxtester vilket innebär att denna parameter inte hade någon varians. PCA baserar sig på just variansen och därför hade inte varit meningsfullt att inkludera Umu-C. Toxicitetsdata där resultatet var ej toxiskt ersattes med tio gånger det högsta uppmätta värdet i de prover som gett respons. Omvänd dos-respons behandlades som saknade värden. Saknade värden i alla parametrar ersattes med medelvärdet för den parametern. Normalt bör varje parameter innehålla maximalt tio procent saknade värden som ersätts på detta sätt. Det gjorde att vissa parametrar (COD, temperatur, konduktivitet och BOD) fick uteslutas ur analysen. ph, totalfosfor (P tot ) och Algtest EC 50 (Pseudokirchniella subcapitata) hade vardera ett saknat värde vilket motsvarar 12,5 % men inkluderades ändå i PCA:n. För att normalisera data och minska inverkan av väldigt höga värden logaritmerades data före analysen. Vidare standardiserades data genom att alla värden dividerades med parameterns standardavvikelse och medelvärdet drogs ifrån. På så sätt varierar alla parametrar runt noll och får maxvärdet 1 och minvärdet -1. Standardiseringen syftar till att ta bort påverkan från att olika parametrar har olika stora värden, varierar inom olika intervall, har olika enheter o.s.v. Att standardisera data på detta sätt är mycket vanligt inom multivariat analys. PCA:n redovisar på så sätt bara hur mätserierna varierar och tar inte hänsyn till halternas storlek. Därefter gjordes själva PCA:n med Matlab version 7.4.0 (Mathworks, U.S.A). Teorin för PCA kommer inte att beskrivas mer ingående här utan den intresserade läsaren hänvisas till Wold (1987) som ger en god introduktion till PCA. 13

4. Resultat 4.1. Reduktion av närsalter och organiskt kol 4.1.1. Försöksanläggning för hushållsdeponivatten Försöksanläggningen byggdes våren 2008. Provtagning och analyser utfördes under 2009. Andra sommaren (2009) belastades vassbäddarna med ett högt flöde under april för att simulera ett vårflöde. Detta avspeglar sig i att halterna av totalkväve, ammonium, COD och TOC ökar under sommaren (Tabell 2). I juni ändrades lutningen i steg 5 för att vattnet skulle tvingas genom materialet horisontellt och därmed öka uppehållstiden i denitrifikationsteget. Denitrifikationen fungerade bättre under juli och september (Tabell 2). Resultatet visade att under juli och september var reduceringen av ammonium och kväve över 70, - - respektive 90 % (Tabell 2). Beräkningar av det organiska kvävet (totalkväve {NO 3 -N + NO 2 -N + NH 4+ -N}) i hushållsdeponivatten visar att inslaget av organiskt kväve ökar efter behandling för samtliga månader utom november (Tabell 2). Försöksanläggningen stängdes av efter november och resultat visar att nitrifikation fungerar och ammonium reduceras lika bra som under sommarmånaderna (Tabell 2). Totalkväve reduceras till 67 % i hushållsdeponivattnet vilket är i paritet med reduceringen under september. Totalt organiskt kol reduceras bättre i november jämfört med de andra månaderna. Tabell 2. Analyser av hushållsdeponivatten (mg/l) IN UT red (%) JUNI JULI SEP NOV IN UT red (%) IN UT red (%) IN UT red (%) Tot N 101,80 66 36 95 18 81 116 34 71 138 46 67 NH 4 -N 109,67 20 82 90 5 94 123 8 93 101 5 96 NO 3 -N 2,49 27-984 5 8-70 2 22-1195 4 39-954 NO 2 -N 0,56 0,76-36 1 0,51 50 1 0,90-48 0 0,39-15 Org kväve 10,91 18 265-1 4 462-9 4 141 32 2 93 COD 351,33 323 8 335 286 15 370 245 34 TOC 105,97 91 14 130 109 16 165 91 45 402 42 90 Tot P 0,15 0,11 29 0 0,17 41 2 0,11 93 0 0,07 15 Temp 17,00 15 18 16 14 12 7 5 Cl 3480 3600 1570 1321 1694 1672 1495 1638 4.1.2. Försöksanläggning för askdeponi-vatten Av Tabell 3 framgår att halterna COD och TOC är något lägre i askdeponivattnet medan koncentrationerna av kväve och klorider är ca 5-10 ggr lägre än i hushållsdeponivattnet. Detta visar att detta i huvudsak är ett utspätt askdeponivatten (se avsnitt 3.1). Kvävet kommer troligen ifrån en hårdgjord yta för mellanlagring av hushållsavfall. Fördelningen av kvävet före och efter behandling visar att nitrifikation och denitrifikation fungerar. 14

Tabell 3. Analyser av askdeponivatten Parameter IN UT red (%) JUNI JULI SEP OKT IN UT red (%) IN UT red (%) IN UT red (%) Tot N 12,6 1,87 85 13,9 9,97 28 32,5 6,9 79 35,2 15,1 57 NH 4+ -N 7,94 0,15 98 10,2 1,38 86 0,9 0,05 94 3,44 0,63 82 NO 3 --N 1 0,34 66 1,51 0,62 59 19,9 5,4 73 2,26 7,75-243 NO 2 --N 0,04 0,02 50 0,12 0,08 33 0,08 0,09-13 0,72 0,29 60 COD 62,2 81,9-32 262 150 43 229 100 TOC 38,4 44,23-15 135 73,35 46 113 52 54 72,1 43,6 40 Tot P 0,4 0,14 65 0,9 0,63 30 0,83 0,08 90 0,8 0,05 94 Temp 21 19 10 ph 8,05 100 7,9 7,4 6 8 8,5-6 7,5 7,3 3 Cl 336 354,5-6 261 271-4 318 360-13 305 300 2 4.1.3. Försöksanläggning för kontrollen Även kontrollen har analyserats med avseende på de olika kvävefraktionerna. Kontrollen har belastats med rent dricksvatten utan något näringstillskott. Resultatet i Tabell 4 visar att kontrollinjen släpper en del kväve trots att ingen näring tillförs. Analyserna av utgående vatten från kontrollinjen är gjorda av Eurofins i Lidköping. Tabell 4. Närsalter (mg/l) i behandlat vatten ut från kontrolllinje. Tabell 5. Halter och totalbelastning av närsalter och organiska ämnen i behandlat hushållsdeponivatten. Tabell 6. Variation mellan triplikat (stdav %) i försöksanläggning (hushållsdeponi). 2009 2009 2009 mg/l Juli Aug Sep mg/l *kg/år stdav (%) maj juni juli aug sep Tot N 3,7 2,6 1,5 Tot N 48 8,5 47 Tot N 10 26 38 29 NH 4+ -N <0,01 0,79 <0,01 NH 4+ -N 13 2,3 99 NH 4+ -N 27 72 44 105 41 NO 3- -N <0,1 <0,1 <0,1 NO 3- -N 30 5,3 67 NO 3- -N 31 28 31 80 1 NO 2- -N <0,002 0,004 <0,002 NO 2- -N 0,65 0,1 215 NO 2- -N 22 54 2 TOC 42 39 16 Org N 8,74 1,5 125 Org N 61 85 47 Tot P 0,43 0,34 1,4 COD 284 50,0 39 COD 16 10 TOC 79 13,9 48 TOC 16 13 Tot P 0,16 0,027 992 Tot P * * * * * Org N = Tot N-(NH 4+ +NO 3- +NO 2- ) Tot N = total kväve NH 4+ -N = ammonium kväve NO 3- -N = nitratkväve NO 2- -N = nitritkväve TOC = Totalt organiskt kol Tot P = total fosfor n=9. * är beräknat på 176 m 3 /år. Relativ standardavvikelse av 9 veckoprover 2009. * ej beräknat. Standardavvikelsen av 9 månader 2009 visar att det organiska kvävet varierar ganska mycket över året, så även ammonium och nitrit. Fosfor varierar allra mest. Däremot varierar totalkväve, nitrat, COD och TOC mindre över året (Tabell 5). Variationen mellan de tre replikaten (a, b, c) mättes i nio veckoprover fördelat på fem månader. Många av de undersökta parametrarna varierade under 50% under juni, juli och november. Totalkväve och ammonium varierade mer och under augusti var variansen mellan triplikat stor för alla parametrar (Tabell 6). 15