Under 2009 blommade slamdebatten upp till full styrka. Frågan om huruvida avloppsslam är lämpligt som gödsel på våra åkrar är glödhet. Huvudfrågan har handlat om hur förorenat slammet är.

Det har forskats mycket om avloppsslammet och dess innehåll. Ändå är det svårt att dra enkla och tydliga slutsatser om slammets egenskaper. I Cirkulation 8/09 granskade vi slammets gödselvärde. Nu går vi vidare och granskar vilka föroreningar slammet egentligen innehåller och hur farliga dessa är.

Efter den genomgång av forskningsläget som Cirkulation har gjort vill vi påstå att slam på åkermark är mer komplicerat än vad VA-branschen helst vill kommunicera utåt. Samtidigt är det långt ifrån den katastrof som en del motståndare hävdar.

Helt klart är att det finns en massa främmande ämnen i slammet som hamnar i marken vid slamgödsling. En del av dem är potentiellt giftiga men vilka effekterna blir beror både på koncentrationerna av de olika ämnena, deras egenskaper, markens och växternas egenskaper samt hur alla dessa olika faktorer samspelar.

De svåraste frågorna när det gäller slammet handlar om vad vi inte vet idag. Kunskapen om läkemedel är generellt sett liten och man vet inte heller mycket om de kombinerade effekterna när organismer exponeras för olika ämnen samtidigt.

Förutsättningarna har också förändrats rejält under senare år. Koncentrationerna av många ämnen i avloppsvatten har reducerats kraftigt under de senaste decennierna. Forskning som bygger på statistik från 1980- och 1990-talen kan vara hopplöst föråldrad. Därför har vi i underlaget till den här artikeln koncentrerat oss på artiklar och rapporter från de senaste tio åren.

Samtidigt som VA-verken varit framgångsrika i sitt uppströmsarbete och fått ner halterna av många skadliga ämnen, så har andra problem blivit större. Ett exempel är läkemedelsresterna. Läkemedelskonsumtionen i samhället fördubblades under åren 1980 – 2001.

Slam består av en stor del organiskt material och är det gödselmedel som anses öka markens kolhalt mest i jämförelse med andra organiska gödselmedel. Hur stor del av slammet som kommer direkt från våra toaletter är dock omdiskuterat. Den mest extrema siffran från slamkritiker som florerar är att bara 15 procent av slammet skulle ha sitt ursprung i urin och avföring, det finns inga studier som stödjer den siffran utan den är framräknad genom överslag.

När företrädare från VA-branschen räknat på samma sak så hamnar siffrorna helt annorlunda. Ungefär 75 procent kommer från toalettstolarna, huvuddelen av de övriga 25 procenten kommer från bad-, tvätt- och diskvatten (BDT) och från fällningskemikalier, huvudsakligen järn- och aluminiumfosfat. Den siffran har ett underlag i en forskningsrapport men även den är i viss utsträckning uppskattad.

Enligt Håkan Jönsson, professor i kretsloppsteknik vid Sveriges Lantbruksuniversitet, SLU, beror svårigheten med att räkna på att det finns flera slamfraktioner i reningsverken och att olika ämnen har olika nedbrytbarhet. En del av slammet cirkuleras också flera varv i processerna.

– För att bli säkrare måste man köra datormodeller för att simulera men man måste ändå göra rätt mycket antaganden. Huvuddelen av slam­met borde naturligtvis komma från toalett och BDT, säger Håkan Jönsson.

Han anser att det kan ha en viss betydelse att till exempel asfalts- och gummipartiklar blir till organiskt material i slammet.

– Gentemot allmänheten är det en viktig fråga men faktamässigt är det hur mycket när­ingsämnen och vilka gifter det finns som har betydelse, säger Håkan Jönsson.

Halterna av tungmetaller i slam varierar men koncentrationerna av de flesta har minskat betydligt under de senaste decennierna. Den största delen av metallinnehållet i hushållsavloppen kommer från BDT-vattnet och halterna av flera metaller, till exempel kadmium, koppar, krom och nickel är avsevärt högre i slam än i urin och klosettvatten. Halterna i slam är också högre än i stallgödsel. Det omdebatterade kadmiumet finns till exempel i fem gånger högre halter i slam än i stallgödsel. För andra ämnen som silver och kvicksilver kan det röra sig om 50 gånger högre halter eller mer.

Viktigt att notera är att de genomsnittliga halterna av tungmetaller i slam ändå underskrider de gränsvärden och riktvärden som finns i lagstiftningen och de frivilliga överenskommelserna om slamanvändning i jordbruket. Tillåtna metallhalter i avloppsslam i Sverige är dessutom mellan 2 och 20 gånger lägre än motsvarande halter i gällande EG-direktiv.

Marken är ett mycket effektivt filter som binder fast många av de föroreningar som når den, däribland tungmetaller. Eftersom tungmetallerna inte bryts ned sker med tiden en ackumulering av dem. Ett sätt att försöka bedöma riskerna med slamtillförsel är att beräkna hur lång tid det tar att dubblera koncentrationen av ett visst ämne i marken.

I en uträkning av Jan Eriksson vid SLU (Sveriges Lantbruksuniversitet) skulle fördubblingshastigheten baserat på medelhalter i slam från svenska reningsverk bli 17 år för guld, 40 år för silver, 150 år för kvicksilver och 170 år för koppar. Övriga metaller får dubbleringstider på över 200 år.

Slamdebattören Gunnar Lindgren har räknat på ett annat sätt och fått fram siffror ur samma rapport som ser ännu mer alarmerande ut. Detta genom att använda maxhalterna för alla metaller. Då får ytterligare fem metaller fördubblingstider på mindre än 100 år. Ett slam av sådan dålig kvalitet går det med största säkerhet inte att uppbringa i landet.

Naturvårdsverket har som mål att uppnå balans mellan till- och bortförsel av metaller i jordbruket. Ett delmål är att grundämnen i jordbruksmark (med undantag av väsentliga ämnen) inte ska fördubblas i högre takt än per 500 år senast år 2025. Här återstår alltså en lång väg att gå i arbetet med slamkvaliteten.

Att tungmetaller ackumuleras i marken behöver inte nödvändigtvis betyda att urlakning och växtupptag av metaller inte sker. Forskare har kunnat konstatera att metallers löslighet i mark, speciellt kadmium, beror på sammansättningen hos det slam som tillförs och på markförhållandena på platsen. Ett problem är att det finns relativt få studier där man har tittat på effekterna av tungmetaller på grödor i fält. De flesta studier är istället labb- eller växthusstudier där metallerna har tillsatts i löslig form.

Vad gäller kadmium, som är den tungmetall som har diskuterats mest när det gäller människors hälsa, går forskningen isär. Det finns fältstudier som visar att slamtillförsel resulterar i att innehållet av kadmium i sädeskorn ökar, såväl som studier som visar att det inte gör det. Även om det sker ett visst upptag av till exempel kadmium i grödor så är slutsatsen i de flesta artiklar och rapporter som vi har gått igenom att risken för att kadmiumgränserna i jordbruksprodukterna överskrids är liten med dagens slamtillförsel.

Slammets bidrag till kadmiumintaget i Sve­rige är generellt sett också mycket litet. Det atmosfäriska nedfallet står för cirka 800 kg kadmium årligen, handelsgödsel för cirka 175 kg, djurfoder för cirka 150 kg och avloppsslam för mindre än 20 kg av det kadmium som tillförs åkermarken varje år.

Även om slammets bidrag totalt sett är mycket litet kan det naturligtvis ha betydelse på enskilda åkrar  där slam tillförs regelbundet. Slam innehåller till exempel betydligt högre koncentration av kadmium än den handelsgödsel, och även andra gödselmedel, som används i Sverige idag. Studier pekar också på att differensen mellan människor kadmiumintag och den dos som innebär risker för till exempel njurskador och benskörhet idag är mycket liten. Så även små källor är betydelsefulla.

Slutsatsen av det är att en förbättrad slamkvalitet med avseende på tungmetaller är nödvändig för att slamgödsling ska vara långsiktigt hållbart. Inte minst för att kunna öka slamgivorna. Det här är också alla aktörer inom området överens om. Slående är att man i de flesta studier räknar med en sådan utveckling när man gör riskbedömningarna.

Om metallhalterna minskar kommer det inte att bli några problem. Om de verkligen gör det är faktiskt inte helt säkert. Naturvårdsverket själva menar att minskningen planat ut sedan 1990-talet och att det nu är svårare att göra något för att åstadkomma ytterligare minskningar eftersom de flesta punktkällorna redan har åtgärdats. Nu återstår ett komplicerat arbete att få ned föroreningarna i ett diffust brus av utsläpp.

– Vi är inte säkra på att det går ens för alla Revaq-certifierade reningsverk till år 2025, säger Anders Finnson, vVD på Svenskt Vatten.

Anders Finnson berättar att man bland annat arbetar med metallerna antimon, vismut, silver och guld. Antimon kan kopplas till dagvattnet och trafikplatser. Silver används i många konsumentprodukter som bakteriedödande medel. Vismut används i kosmetika och guldet i slam är förmodligen metalliskt guld från smycken och ringar som skavs av när vi tvättar oss.

När det gäller kadmium ligger den procentuella minskningen i slammet stadigt på två till tre procent per år. Den hastigheten ska kunna hållas av åtminstone flertalet av de reningsverk som är Revaq-certifierade.

Listan på organiska föroreningar som har hittats i slam är omfattande. Där finns till exempel dioxiner, lösningsmedel, flamskyddsmedel, mjukgörare och läkemedelsrester.

De organiska föroreningarna från hushållsavlopp kommer till stor del från BDT-vattnet. Precis som för tungmetaller är trenden att koncentrationerna minskar och att de genomsnittliga värdena för landets reningsverk underskrider de gräns- och riktvärden som anges i lagstiftning och frivilliga överenskommelser.

Lättnedbrytbara organiska föreningar ackumuleras inte nämnvärt i marken eftersom de bryts ned mycket snabbt. I ett försök där 400 ton slam (torrsubstans) tillfördes, vilket motsvarade mer än 400 årsgivor enligt dagens rekommendationer, kunde man enligt Naturvårdsverket inte konstatera någon förhöjd halt i marken av de cirka 70 ämnen som analyserades.

En del mycket stabila organiska föreningar lagras åtminstone temporärt i marken men på sikt bryts även de ned. Enligt de flesta rapporter finns det idag inte finns några bevis för att svårnedbrytbara organiska föreningar har några negativa miljöeffekter när slam tillförs åkermark. Forskningen inom det området är dock inte särskilt omfattande.

När det gäller växtupptaget av organiska föreningar anser forskarna att det är begränsat. I de fall där upptag har konstaterats har koncentrationerna i marken varit mycket höga.

Läkemedel och bromerade flamskyddsmedel har diskuterats mycket i slamdebatten. Därför ska vi titta ännu närmare på dem. År 2008 förbjöds användningen av det bromerade flamskyddsmedlet decaBDE i Europadomstolen av miljö- och hälsoskäl. Ett flamsskyddsmedel som betraktas som säkrare för både miljö och hälsa, DeBDethane, marknadsfördes då som ett alternativ.

De här typerna av flamskyddsmedel binds mycket effektivt i slammet vid reningsverken. Data på miljöeffekterna av DeBDethane är mycket begränsade även om det har en del egenskaper som är bättre än föregångaren. Generellt sett är högbromerade flamskyddsmedel svårnedbrytbara för mikroorganismer. Istället dominerar fotokemisk nedbrytning genom UV-strålning. Solens strålar når dock bara ett par millimeter ner i marken.

Det finns relativt få studier som redovisar koncentrationerna av bromerade flamskyddsmedel i marken och deras effekter på flora och fauna. Nyligen visades att vissa bromerade flamskyddsmedel kan ackumuleras i daggmaskar. Det innebär att de skulle kunna ackumuleras högre upp i den terrestra näringskedjan eftersom många organismer är beroende av daggmaskar för sin överlevnad.

Bromerade flamskyddsmedel är farliga för människor men det krävs relativt höga nivåer. Riskdoser räknas i milligram per kilo kroppsvikt, vilket kan jämföras med halterna i slam, jord och daggmaskar där det rör sig om nanogram per kilo. Säkerhetsnivåerna till högsta dagliga intag för människa har beräknats till minst 15 000 gånger för de mest toxiska varianterna, även om man maximerar slamgivorna i oändlig tid.

Alla ämnen fastnar inte i slammet. När det gäller läkemedel är kunskapen ganska begränsad men svenska studier visar att åtminstone anti-inflammatoriska ämnen och vissa östrogenlika substanser fastnar. Samtidigt visar studier att djur­gödsel troligen är en betydligt större källa till östrogena ämnen i mark än vad avloppsslam är.

För läkemedel verkar nedbrytningstiden kunna variera väldigt mycket. En omdiskuterad fråga när läkemedelsrester kommer ut i miljön är antibiotikaresistens. Huruvida antibiotika i slam kan bidra till resistensutveckling är idag oklart. Vad man vet är att antibiotika är biologiskt aktiva substanser och oftast mobila i marken. Vissa bryts ned snabbt medan andra är svårnedbrytbara.

Liksom bromerade flamsskyddsmedel kan vissa läkemedel bioackumuleras i daggmaskar. Den norska vetenskapskommittén för matsäkerhet, VKM, drog nyligen slutsatsen att läkemedel generellt inte utgör något problem för marklevande organismer, nivåerna är för låga. För­fattarna till en rapport från EU-kommissionen menar dock att kunskapen om läkemedels beteende i marken idag är alltför begränsad för att några slutsatser om deras miljö- och hälsoeffekter ska kunna dras, även om koncentrationerna är låga.

Det är generellt accepterat att människor löper störst risk att få i sig oönskade ämnen från slam via animaliska produkter. Detta eftersom betande djur kan få i sig stora mängder jord. Den mängd organiska föreningar och tungmetaller djuren får i sig på det här sättet har hittills ansetts vara för små för att de ska kunna orsaka negativa effekter på djur och människor.

En undersökning från 2009 har dock visat att benvävnaden hos får som betade på slamgödslad mark inte utvecklades som den skulle, med benskörhet som följd. Den vidare betydelsen av detta är än så länge osäker. Fler studier behövs innan några konkreta slutsatser om slammets effekter på djur och människor kan dras. I Sverige är det inte tillåtet att använda slam på betesmark.

Slam från reningsverk innehåller en mängd olika patogena bakterier, virus och parasiter eftersom den behandling vanlig behandling med rötning och lagring inte leder till någon omfattande reduktion av dem. Det finns trots det bara enstaka bevisade fall där sjukdom har överförts via slam och det har varit i samband med felhantering.

Samtidigt måste man komma ihåg att andra gödselmedel inte heller är perfekta. I debatten blir det lätt så att de problem som finns med den lilla andelen gödsel som utgörs av avloppsslam får oproportionerligt stor uppmärksamhet.

Text: Ulrika Jönsson-Belyazid & Erik Winnfors Wannberg

Första artikeln i granskningen hittar du här.

Fler bilder, faktarutor, tabeller, etc, kan finnas i den tryckta utgåvan av Cirkulation.

Skriftliga referenser/källor

• Adolfsson-Erici M, Pettersson M, Wahlberg C, Asplund L, 2005. Östrogena ämnen i avloppsvatten, slam och lagrad urin. VA-Forsk, rapport 2005-03.
• Ahlberg G, Gustafsson O, Wedel P, 2006. Leaching of metals from sewage sludge during one year and their relationship to particle size. Environmental Pollution 144, 545-553.
• Andersson, P.G., 2005. Slamspridning på åkermark – Fältförsök med kommunalt avloppsslam från Malmö och Lund under åren 1981-2003. Rapport 13 från Hushållningssällskapet.
• Andersson J, Woldegiorgis A, Remberger M, Kaj L, Ekheden Y, Dusan B, Svenson A, Brorström-Lundén E, Dye C, Schlabach M, 2006. Results from the Swedish national screening programme 2005. Subreport 1: Antibiotic, anti-inflammatory substances and hormones. IVL Swedish Environmental Research Institute, rapport B1689.
• Arthursson V, 2008. Proper sanitization of sewage sludge: a critical issue for a sustainable society. Applied and Environmental Microbiology 74, 5267-5275.
• Balmér P, 2001. Possibilities to improve the quality of wastewater sludges. Water Science and Technology 44, 19-26.
• Berggren I, Albihn A, Johansson M, 2005. Långtidslagring av avloppsslam – effekt på hygienisk kvalitet. VA-Forsk rapport 2005-04.
• Bergkvist P, Berggren D, Jarvis N, 2005. Cadmium solubility and sorption in a long-term sludge-amended arable soil. Journal of Environmental Quality 34, 1530-1538.
• Bergkvist P, Jarvis N, Berggren D, Carlgren K, 2003. Long-term effects of sewage sludge applications on soil properties, cadmium availability and distribution in arable soil. Agriculture, Ecosystems and Environment 97, 167-179.
• Clarke B, Porter N, Symons R, Blackbeard J, Ades P, Marriott P, 2008. Dioxin-like compounds in Australian sewage sludge – review and national survey. Chemosphere 72, 1215-1228.
• Dahlin S, Witter E, Mårtensson A, Turner A, Bååth E, 1997. Where’s the limit? Changes in the microbiological properties of agricultural soils at low levels of metal contamination. Soil Biology and Biochemistry 29, 1405-1415.
• Darnerud O, 2003. Toxic effects of brominated flame retardants in man and wildlife. Environment International 29, 841-853.
• Dean RB, Suess MJ, 1985. The risk to health of chemicals in sewage sludge applied to land. Waste management and research 3, 251-278.
• Defra, 2005. Sources and impacts of past, current and future contamination of soil. Defra research project final report, project code SP0547.
• de Wit C, Eriksson U, Nylund K, Haglund M, Berggren D, Kierkegaard A, Allan A, Asplund L, 2002. Bromerade flamskyddsmedel i avloppsslam – analyser från 50 reningsverk i Sverige. Naturvårdsverket rapport 5188.
• EC, 2008a. Environmental, economic and social impacts on the use of sewage sludge on land. Draft summary report 1. Assessment of existing knowledge. Report from the European Commission.
• EC, 2008b. Environmental, economic and social impacts on the use of sewage sludge on land. Draft summary report 2. Baseline scenario, analysis of risk and opportunities. Report from the European Commission.
• EFSA, 2009. Cadmium in food. Scientific opinion of the Panel on Contaminants in the food chain. www.efsa.europa.eu
• Engwall M, Hjelm K, 2000. Uptake of dioxin-like compounds from sewage sludge into various plant species – assessment of levels using a sensitive bioassay. Chemosphere 40, 1189-1195.
• Enwall K, Nyberg K, Bertilsson S, Cederlund H, Stenström J, Hallin S, 2007. Long-term impact of fertilization on activity and composition of bacterial communities and metabolic guilds in agricultural soils. Soil Biology and Biochemistry 39, 106-115.
• Enwall K, Philippot L, Hallin S, 2005. Activity and composition of the denitrifying bacterial community respond differently to long-term fertilization. Applied and Environmental Microbiology 71, 8335-8343.
• Eriksson J, 2009. Strategi för att minska kadmiumbelastningen i kedjan mark-livsmedel-människa. MAT 21. Rapport 1/2009.
• Eriksson J, 2001. Halter av 61 spårelement i avloppsslam, stallgödsel, handelsgödsel, nederbörd samt i jord och gröda. Naturvårdsverket rapport 5148.
• Eriksson J, 1988. The effects of clay, organic matter and time on adsorption and plant uptake of Cadmium added to the soil. Water, Air and Soil Pollution 40, 359-373.
• Fjällborg B, Dave G, 2004. Toxicity of Sb and Cu in sewage sludge to terrestrial plants (lettuce, oat, radish) and of sludge elutriate to aquatic organisms (Daphnia and Lemna) and its interaction. Water, Air and Soil Pollution 155, 3-20.
• Fjällborg B, Dave G, 2003. Toxicity of copper in sewage sludge. Environment International 28, 761-769.
• Fjällborg B, Ahlberg G, Nilsson E, Dave G, 2005. Identification of metal toxicity in sewage sludge leachate. Environment International 31, 25-31.
• Gestring, W.D., Jarrell, W.M., 1982. Plant availability of phosphorus and heavy metals in soils amended with chemically treated sewage sludge. J. Environ. Qual., 11(4): 669-675.
• Haglund P, Olofsson U, 2005. Miljöövervakning av slam. Redovisning av resultat från 2004 och 2005 års provtagningar. Rapport från Umeå universitet till Naturvårdsverket.
• Hallin S, Jones CM, Schloter M, Philippot L, 2009. Relationship between N-cycling communities and ecosystem functioning in a 50-year-old fertilization experiment. The ISME Journal 3, 597-605.
• Hellström T, 2000. Bromerade flamskyddsmedel (PBDE och PBB) i slam – ett problem? VAV rapport M 113.
• Hellström T, 1993. Problem och risker vid användning av slam i jordbruket. Vatten 49, 257-263.
• Huang H, Zhang S, Christie P, Wang S, Xie M, 2009. Behaviour of decabromodiphenyl ether (BDE-209) in the soil-plant system: uptake, translocation and metabolism in plants and dissipation in soil. Environmental Science and Technology , doi 10.1021/es901860r.
• Johansson M, Stenberg B, Torstensson L, 1999. Microbiological and chemical changes in two arable soils after long-term sludge amendments. Biology and Fertility of Soils 30, 160-167.
• Johansson M, Pell M, Stenström J, 1998. Kinetics of substrate-induced respiration (SIR) and denitrification: Applications to a soil amended with silver. Ambio 27, 40-44.
• Kierkegaard A, Björklund J, Fridén U, 2004. Identification of the flame retardant decabromodiphenyl ethane in the environment. Environmental Science and Technology 38, 3247-3253.
• Kinney CA, Furlong ET, Kolpin DW, Burkhardt MR, Zaugg SD, Werner SL; Bossio JP, Benotti MJ, 2008. Bioaccumulation of pharmaceuticals and other anthropogenic waste indicators in earthworms from agricultural soil amended with biosolid or swine manure. Enviromental Science and Technology 42, 1863-1870.
• Law RJ, Allchin CR, de Boer J, Covaci A, Herzke D, Lepom P, Morris S, Tronczynski J, de Wit CA, 2006. Levels and trends of brominated flame retardants in the European Environment. Chemosphere 64, 187-208.
• Lind MP, Gustafsson M, Hermsen SAB, Larsson S, Kyle CE, Örberg J, Rhind SM, 2009. Exposure to pastures fertilized with sewage sludge disrupts bone tissue homeostasis in sheep. Science of the Total Environment 407, 2200-2208.
• Lindberg RH, Björklund K, Rendahl P, Johansson MI, Tysklind M, Andersson BAV, 2007. Environmental risk assessment of antibiotics in the Swedish environment with emphasis on sewage treatment plants. Water Research 41, 613-619.
• Lindberg RH, Wennberg P, Johansson MI, Rendahl P, Tysklind M, Andersson BAV, 2005. Screening of human antibiotic substances and determination of weekly mass flows in five sewage treatment plants in Sweden. Environmental Science and Technology 39, 3421-3429.
• Logan, T..J, Feltz, R.E., 1985. Plant uptake of cadmium from acid-extracted anaerobically digested sewage sludge. J. Environ. Qual., 14(4): 495-500.
• Martinez K, Abad E, Palacios O, Caixach J, Rivera J, 2007. Assessment of polychlorinated dibenzo-p-dioxins and dibenzofurans in sludges according to the European environmental policy. Environment International 33, 1040-1047.
• Matscheko N, Tysklind M, de Wit C, Bergek S, Andersson R, Sellström U, 2002. Application of sewage sludge to arable land – Soil concentrations of polybrominated diphenyl ethers and polychlorinated dibenzo-p-dioxins, dibenzofurans, and biphenyls, and their accumulation in earthworms. Environment Toxicology and Chemistry 21, 2515-2525.
• McBride MB, 2003. Toxic metals in sewage sludge-amended soils: has promotion of beneficial use discounted the risks? Advances in Environmental Research 8, 5-19.
• Merrington G, Oliver I, Smernik RJ, McLaughlin MJ, 2003. The influence of sewage sludge properties on sludge-borne metal availability. Advances in Environmental Research 8, 21-36.
• Moreno JL, Garcia C, Hernandez T, Pascual JA, 1996. Transference of heavy metals from a calcareous soil amended with sewage sludge compost to barley plants. Bioresource Technology 55, 251-258.
• Mårtensson AM, Torstensson L, 1996. Monitoring sewage sludge using heterotrophic nitrogen fixing microorganisms. Soil Biology and Biochemistry 28, 1621-1630.
• Naturvårdsverket, 2008. Avloppsreningsverkens förmåga att ta hand om läkemedelsrester och andra farliga ämnen. Naturvårdsverket, rapport 5794.
• Naturvårdsverket, 2003. Avloppsrening i Sverige. Naturvårdsverket rapportering enligt Direktiv 91/271 EEG, §16.
• Naturvårdsverket, 2002. Aktionsplan för återföring av forsfor ur avlopp – Huvudrapport till bra slam och forsfor I kretslopp. Naturvårdsverket rapport 5214.
• Naturvårdsverket, 1995. Vad innehåller avlopp från hushåll? Naturvårdsverket rapport 4425.
• Naturvårdsverket, 1993. Renare slam. Åtgärder för kommunala avloppsreningsverk.
• Naturvårdsverket, 1992. Slam – Innehåll av organiska miljöfarliga ämnen. Sammanställning och utvärdering av analysresultat. Naturvårdsverket rapport 4085.
• Noredahl Throbäck I, Johansson M, Rosenquist M, Pell M, Hansson M, Hallin S, 2007. Silver (Ag+) reduces denitrification and induces enrichment of novel nirK genotypes in soil. FEMS Microbiology Letters 270, 189-194.
• NRC, 2002. Biosolids applied to land: Advancing standards and practices. Committe on toxicants and pathogens in biosolids applied to land. National Research Council. The National Academies, USA.
• Odlare, M., Pell, M., Svensson, K., 2008. Changes in soil chemical and microbiological properties during 4 years of application of various organic residues. Waste Management: 1246-1253.
• Otabbong E, Sadovnikova L, Iakimeno O, Nilsson I, Persson J, 1997. Sewage sludge: Soil conditioner and nutrient source II. Availability of Cu, Zn, Pb and Cd to barley in a pot experiment. Acta Agriculturae Scandinavica B 47, 65-70.
• Palm O, Dahlberg AG, Holmström H, 1989. Sludge quality from municipal wastewater treatment plants in Sweden – past and future trends. Vatten 45, 30-35.
• Ricklund N, Kierkegaard A, McLachlan MS, Wahlberg C, 2008. Mass balance of decabromodiphenyl ether in a WWPT. Chemosphere 74, 389-394.
• Ricklund N, Kierkegaard A, McLachlan MS, 2008. An international survey of decebromdiphenyl ethane (deBDethane) and decabromodiphenyl ether (decaBDE) in sewage sludge samples. Chemosphere 73, 1799-1804.
• Rideout K, Teschke K, 2004. Potential for increased human foodborne exposure to PCDD/F when recycling sewage sludge on agricultural land. Environmental Health Perspectives 112, 9, 959-969.
• Sahlström L, de Jong B, Aspan A, 2006. Salmonella isolated in sewage sludge traced back to human cases of salmonellosis. Letters in Applied Microbiology 43, 46-52.
• Sahlström L, Aspan A, Bagge E, Danielsson-Tham ML, Albihn A, 2004. Bacterial pathogen incidences in sludge from Swedish sewage treatment plants. Water Research 38, 1989-1994.
• Samsoe-Petersen L, 2003. Organic contaminants in sewage sludge. Naturvårdsverket, rapport 5217.
• SCB, 2007. Hållbarhet i svenskt jordbruk. En rapport från Statistiska centralbyrån, Jordbruksverket, Naturvårdsverket och Lantbrukarnas riksförbund.
• SCB, 2006. Utsläpp till vatten och slamproduktion 2006. Kommunala reningsverk, skogsindustri samt viss övrig industri. Statistiska meddelanden MI 22 SM 0801.
• Schönning C, 2003. Risk för smittspridning via avloppsslam. Redovisning av behandlingsmetoder och föreskrifter. Naturvårdsverket rapport 5215.
• Sellström U, de Wit C, Lundgren N, Tysklind M, 2005. Effect of sewage-sludge application on concentrations of higher –brominated diphenyl ethers in soils and earthworms. Environmental Science and Technology 39, 9064-9070.
• Seyhan, D., Erdincler, A., 2003a. Plant availability of heavy metals and phosphorus in the agricultural reuse of biological sludges. Journal of Environmental Science and Health, A30(10): 2413-2423.
• Sjöqvist T, Wikander-Johansson E, 1985. What does sludge contain? Summary of sludge analyses made at SLL. Meddelande 52.
• Stjernman-Forsberg L, Eriksson J, 2002. Spårelement i mark, grödor och markorganimser – en litteraturstudie. Naturvårdsverket rapport 5158.
• Svensson SE, Blom A, 2004. Klosettvatten i kretslopp. Rapport från Institutionen för landskaps- och trädgårdsteknik, SLU.
• Toljander JF; Santos-Gonzales JC, Tehler A, Finlay RD, 2008. Community analysis of arbuscular mycorrhizal fungi and bacteria in the maize in a long-term fertilization trial. FEMS Microbiology 65, 323-338.
• Vahter M, 2009. Varför kadmium är ett hälsoproblem. Presentation vid Kungliga Skogs- och Lantbruksakademien oktober 2009.
• Westerlund E, 2007. Screening av läkemedel i Skåne. Utvärdering av provtagning i reningsverk och deponier 2005. Rapport från länsstyrelsen i Skåne län.
• Westrell T, Schönning C, Stenström TA, Ashboll NJ, 2004. QMRA (quantitative microbial risk assessment) and HACCP (hazard analysis and critical control points) for management of pathogens in wastewater and sewage sludge treatment and reuse. Water Science and Technology 50, 23-30.
• Witter E, 1996. Soil C balance in a long-term field experiment in relation to the size of the microbial biomass. Biology and Fertility of Soils 23, 33-37.
• Witter E, Gong P, Bååth E, Marstorp H, 2000. A study of the structure and metal tolerance of the soil microbial community six years after cessation of sewage sludge applications. Environmenatl Toxicology and Chemistry 19, 1983-1991.
• Witter E, Mårtensson AM, Garcia F, 1993. Size of the soil microbial biomass in a long-term field experiment as affected by different fertilizers and organic manures. Soil Biology and Biochemistry 25, 659-669.
• VKM, 2009. Risk assessment of contaminants in sewage sludge applied on Norwegian soils. Rapport från Vitenskapskomiteen for mattrygghet.
• Woldegiorgis A, Green J, Remberger M, Kaj L, Brorström-Lundén E, 2007. Results from the Swedish screening 2006. Subreport 4: Pharmaceuticals. IVL Swedish Environmental Research Institute, rapport B1751.
• Åström J, Carlander A, Sahlén K, Stenström KA, 2006. Fecal indicator and pathogen reduction in vegetation microcosms. Water, Air and Soil Pollution 176, 375-387.
• Öberg K, Warman K, Öberg T, 2002. Distribution and levels of brominated flame retardants in sewage sludge. Chemosphere 48, 805-809.