|
Biologiske effekter af toksiske stoffer i regnbetingede udløb 3. Undersøgelsesprogram og –metoder3.1 Overordnede betragtningerBaggrund og formål med denne undersøgelse fremgår af kapitel 1. Undersøgelsen har fra starten af været tænkt som værende af orienterende snarere end fuldt dokumenterende karakter, og det til rådighed værende budget for opgaven har naturligvis afspejlet denne tilgang. Det har derfor været nødvendigt allerede på et meget tidligt tidspunkt i forløbet at træffe en række valg med hensyn til omfang og metoder, som der kort vil blive redegjort for i det følgende. 3.1.1 Valg af lokaliteterUndersøgelsen er afgrænset til kun at omfatte to lokaliteter/oplande. Det har derfor været vigtigt at opstille nogle udvælgelseskriterier for at sikre ensartethed og sammenlignelighed mellem de valgte oplande samtidig med, at en række krav af mere praktisk karakter også skulle opfyldes. Den internationale litteratur (som f.eks. resumeret i Miljøstyrelsen (1997) og Miljøstyrelsen (2000)) indikerer, at trafikintensitet korrelerer med indhold af tungmetaller og miljøfremmede stoffer i udløb fra separatkloakerede områder. Ligeledes synes der at gælde en sådan sammenhæng, hvad angår de biologiske effekter af sådanne udledninger (Miljøstyrelsen 2000). Dette er derfor valgt som en hovedproblemstilling at få belyst i undersøgelsen sammen med det generelle spørgsmål om, hvorvidt toksiske stoffer i regnbetingede udløb kan forårsage biologiske effekter i recipienten. Følgende kriterier er benyttet ved identificering og udvælgelse af egnede oplande til undersøgelsen:
Et antal lokaliteter i det Storkøbenhavnske område (HT-området) blev identificeret og vurderet inden valget faldt på to oplande i Nordkøbenhavn, hhv. en motorvejsstrækning og et villakvarter med separat afledning af vejvand. De to oplande opfyldte størstedelen af de opstillede kriterier, dog er ingen af dem forsynet med et udligningsbassin før udløbet i recipienten. Ud over den direkte undersøgelse af risikoen for biologiske effekter ved direkte udledning af vejvand til en recipient ønskedes tre yderligere emner belyst i undersøgelsen:
Det vurderedes, at det ville være vanskeligt at sikre sig en rigtig prøve af overløbsvand (spildevandsopblandet regnvand) inden for den givne projektperiode og -budget. Det blev derfor besluttet i stedet at simulere et overløb ved at blande en vejvandsprøve med en prøve af urenset spildevand fra et kommunalt renseanlæg i et passende forhold f.eks. 5 : 1. Ideelt set burde udledningen fra et undersøgelsesopland ske via et udligningsbassin, hvor man kunne studere den formodede toksicitetsreducerende effekt af et sådant bassin direkte på en vandprøve, som også var karakteriseret kemisk og økotoksikologisk. Det lykkedes dog ikke at identificere oplande, der både kunne honorere de øvrige krav og også var forsynet med bassiner, og det blev derfor valgt at simulere effekten af et bassin ved at lade en vandprøve henstå et passende stykke tid (f.eks. et døgn) så fine partikler kunne sedimentere og derefter teste på den ovenstående væske. Effekten af toksiske stoffer i sedimenteret materiale fra regnvandsbetingede udløb burde ideelt set studeres i recipienten. Inden for de given rammer for projektet blev det imidlertid ikke fundet muligt at foretage et sådant studium og det blev i stedet valgt at teste direkte på det finpartikulære materiale i form af det øverste sedimentlag fra to udligningsbassiner ved motorveje i Københavnsområdet. 3.1.2 Analyse- og testprogramHovedformålet med denne undersøgelse er at belyse risikoen for biologiske effekter af regnbetingede udledninger til recipienter. Analyse- og testprogrammet for vand- og sedimentprøver er fastlagt under hensyntagen til dette samt til resultater af allerede gennemførte danske undersøgelser på området og anden, mere generel viden om effekter af komplekse udledninger. Konsekvensen heraf er blevet, at der i det gennemførte program er lagt betydeligt mere
vægt på økotoksikologisk testning end på kemisk karakterisering. Det skyldes
specifikt, at der for få år siden, i Miljøprojekt 355 (Miljøstyrelsen 1997), er
gennemført en ret grundig karakterisering af indholdet af tungmetaller og miljøfremmede
stoffer i overfladeafstrømning fra befæstede arealer i to oplande i det
Nordkøbenhavnske område. Endvidere, at det erfaringsmæssigt kun er en begrænset del af
toksiciteten af en kompleks udledning, der lader sig føre tilbage til de analysekemisk
bestemte stoffer (f.eks. Hendriks et al., 1994). Analysekemisk program Det analysekemiske program for vandprøver omfatter derfor kun et antal generelle parametre, nogle få tungmetaller og et mål for indholdet af oliekomponenter. Analyseprogrammet for sediment er en smule mere omfattende med hensyn til miljøfremmede stoffer, idet behandlingen af dette emne i Miljøprojekt 355 ikke var så omfattende som programmet for vandprøver. Økotoksikologisk testprogram Til påvisning af toksicitet i komplekse prøver, som indeholder ukendte stoffer med ukendte virkningsmekanismer, vil samtidig brug af flere arter være nødvendig dels for at sikre detektion og dels for at opnå en mere fuldstændig beskrivelse af toksiciteten. En sådan samtidig brug af flere arter benævnes ofte testbatterier. I en oversigtsartikel af Keddy et al. (1995) er fremsat en række kriterier for udvælgelse af test til anvendelse ved undersøgelser af miljøprøver, og her lægges først og fremmest vægt på, at der findes veldokumenterede testmetoder, hvori toksicitet af referencestoffer og validitetskriterier for testene er klart definerede. Derfor vil anvendelse af standardiserede testmetoder være at foretrække, og herved muliggøres også sammenligninger mellem forskellige undersøgelser. Af hensyn til såvel detektion af toksicitet som mulighederne for ekstrapolation af resultaterne er det endvidere vigtigt, at organismer fra forskellige trofiske niveauer er repræsenteret i et biotestbatteri. Det optimale antal biotest i et testbatteri er vanskeligt at bestemme, men det synes dog generelt at være rimeligt at udvælge 3-4 forskellige standardiserede biotests (Keddy et al., 1995). Da regnbetingede udledninger er transiente (forbigående) af karakter har det forekommet oplagt at fokusere på korttidstest til det økotoksikologiske testprogram for vandprøver. Endvidere blev det fundet sandsynligt, at små organismer ville være mere følsomme over for denne type påvirkninger end større organismer med længere generationstid som f.eks. fisk. Det blev derfor bestemt, at testprogrammet for vandprøver skulle omfatte standardtest for bakterier, alger og krebsdyr (dafnier). Eventuelle længerevarende effekter af regnbetingede udløb vurderes at ville være knyttet til kontamineret finpartikulært materiale i det afstrømmende vand og altså til sedimentfasen i en recipient (eller i regnvandsbassiner). Til undersøgelse af toksicitet af sedimenter fra regnvandsbasissiner blev anvendt standardiserede akvatiske test med alger og krebsdyr (dafnier) på porevand fra sedimenter. Desuden blev toksiciteten undersøgt ved direkte kontakt mellem alger og sediment. De akvatiske tests blev udvalgt ud fra behovet for screening af prøver ved korterevarende, reproducerbare og kvantitative metoder. I denne forbindelse blev det vurderet, at pelagiske ferskvandsalger kunne være relevante testorganismer, da disse er dokumenteret at være følsomme overfor en lang række miljøfremmede stoffer samtidig med, at algetesten afspejler kroniske subletale effekter (Nyholm & Källqvist, 1989). Toksicitetstest med direkte kontakt mellem alger og forurening bundet til en fast fase er tidligere afprøvet på PAH-forurenet jorde, og fundet at forøge følsomheden af testen med 1-3 størrelsesordener i forhold til test af vandige ekstrakter af samme jorde (Baun et al., 2000). Denne type af test er relativ enkel at udføre, men har hidtil ikke været anvendt på sedimenter. En del af formålet med anvendelse af testen i dette projekt, var derfor at undersøge om algetesten var velegnet til screening af forurenede sedimenter. 3.2 Undersøgelsens lokaliteter3.2.1 Regnbetingede udløbTil gennemførelse af analyse- og testprogrammet for udledninger af regnvand fra separatkloakerede, befæstede arealer er udvalgt to oplande i Gentofte Kommune i det nordlige København. De to oplande repræsenterer henholdsvis stærkt og lavt trafikerede veje, mens baggrundsforureningen fra atmosfæren må antages at være ens, da de to oplande er beliggende meget tæt på hinanden. Af samme årsag antages også nedbørsepisoderne, der er prøvetaget fra, at være næsten identiske. De to oplandes beliggenhed er vist på Figur 3.1 , mens en beskrivelse af oplandenes karakteristika gives i det følgende.
Figur 3.1 3.2.1.1 Vejvand, motorvej Som eksempel på en stærkt trafikeret vejstrækning er valgt et stykke af Lyngbyvejen (motorvej) ud for Gentofte sø i det nordlige København. Trafikmængden (1999) er her gennemsnitligt ca. 61.000 biler/døgn, hvoraf små 5.000 udgøres af lastbiler o.lign. (dvs. køretøjer >3,5 tons). Oplandet udgøres af den østlige (nordgående) motorvejsstrækning samt parallelvejen på strækningen fra broen over Brogårdsvej og ned til Fuglegårdsvej-broen (se Figur 3.1). Det samlede vejareal udgør 15.000 m² for motorvejen og 8.000 m² for parallelvejen. Det afstrømmende vejvand ledes direkte til et lukket drænsystem og føres via en 500 mm betonledning beliggende i græsarealet mellem de to veje til Gentofterenden, der bortleder vand fra Gentofte Sø til Utterslev Mose. Der tilledes ikke andet overfladevand til ledningen end vejvand fra de to veje. Vandet passerer ikke bassin eller olieudskiller forinden passage af brønden. Det blev valgt at installere prøvetagningsudstyret i brønden beliggende ca. 50 m nord for broen over Lyngbyvej ved Fuglegårdsvej primært ud fra hensyn til adgangsforhold mv. Brønden er en almindelig ca. 3 m dyb nedgangsbrønd med et ca. 60 cm mandehul. 3.2.1.2 Vejvand, villaområde Som eksempel på et befæstet område med lav trafikbelastning er valgt et opland omkring Plantagevej i Vangede, Gentofte Kommune. Dette opland er beliggende umiddelbart op til Lyngbyvejen og afleder, ligesom den valgte motorvejsstrækning, til Gentofterenden. Trafikintensiteten i området er lav, skønsmæssigt omkring 1.000 biler/døgn, overvejende i form af personbiler. Oplandet omkring Plantagevej i Gentofte kommune er separeret for vejvand alene. Der er således her mulighed for at få udtaget prøver, der alene har oprindelse fra vejvand i villakvarterer. Det samlede vejareal i oplandet er på 17.000 m². Det afstrømmende vejvand ledes via en 500 mm betonledning under Plantagevej til udløbet i Gentofterenden. Det er valgt at installere måleudstyret i brønden beliggende i Plantagevej ud for nr. 40 ud fra bl.a. hensynet til at undgå stuvning under regn og samtidig få dækket et så stort opland som muligt. Vandet passerer ikke bassin eller olieudskiller forinden passage af brønden. Brønden er en almindelig ca. 3 m dyb nedgangsbrønd med et ca. 60 cm mandehul. 3.2.2 UdligningsbassinerTil undersøgelse af sammensætning og toksicitet af partikulært materiale i afstrømmende vejvand er det valgt at tage prøver af sediment fra udligningsbassiner for vejvand fra to motorvejsstrækninger i det nordlige og vestlige Københavnsområde. Beliggenheden af de to bassiner er vist på Figur 3.2, mens en nærmere beskrivelse gives i det følgende.
Figur 3.2 3.2.2.1 Helsingørmotorvejen Helsingørmotorvejen syd for Mølleåen afvandes til et bassin placeret syd for Mølleåen og øst for motorvejen. Bassinet har et volumen på 1.900 m3 og afløb til en nærliggende rørskov. Oplandet til bassinet udgøres af 86.000 m² vejareal inkl. midterrabat der delvis afvandes til motorvejens afløbssystem. Tilledningen til bassinet sker via en 600 mm betonledning. Trafikmængden (1999) er ca. 69.000 biler/døgn, heraf ca. 4.600 køretøjer >3,5 tons. Vandet passerer ikke olieudskiller forinden udledning til bassinet. 3.2.2.2 Motorvej 04 ved Albertslund Motorvej 04 deler sig ved Albertslund i en vestgående streng, Klovtoftegrenen, som leder over i Holbækmotorvejen (Motorvej 21) og en sydgående streng, som fortsætter i Køge Bugt motorvejen (Motorvej 04). På nordsiden af motorvejen, umiddelbart før det vestgående spor til Motorvej 21 går fra, afvander motorvejen til den smalle ende af et nærmest trekantet bassin med et volumen på i størrelsesordenen 2.000 m3. Bassinet har afløb til Store Vejleå. Trafikmængden på strækningen (1999) er ca. 54.000 biler/døgn, herunder 3.700 køretøjer >3,5 tons. 3.2.3 Urenset spildevand (indløb til renseanlæg)Til simulering af spildevandsopblandet, regnbetinget overløb fra et fællessystem er der udtaget urenset spildevand fra indløbet (dvs. lige efter risteværket) til Lundtofte Renseanlæg i Lyngby-Taarbæk Kommune. Renseanlægget er beliggende på sydsiden af Mølleåen tæt ved Helsingørmotorvejen. Lundtofte Renseanlæg har ca. halvdelen af Lyngby-Taarbæk og Gladsaxe kommuner samt en smule af Søllerød og Gentofte kommuner som opland. Industrikvartererne i Lyngby og Lundtofte afleder spildevand til anlægget, hvis opland ellers overvejende består af bolig- og villakvarterer. Anlægget har en belastning svarende til ca. 125.000 PE og behandler årligt i normalt størrelsesordenen 8-9 mill. m3 spildevand, hvoraf ca. 2/3 er spildevand og resten regnvand og infiltration. I de to meget nedbørsrige år 1998 og 1999 har væsentligt større vandmængder dog passeret anlægget (gnst. ca. 11 mill. m3). 3.3 Prøvetagning3.3.1 VejvandPrøvetagningsudstyret for vejvand bestod i begge oplande af et Ø150 målebygværk med magnetinduktiv flowmåler, der blev koblet til en batteridrevet automatisk prøvetager monteret med en 5 liter glasprøveflaske. Målebygværket med flowmåleren blev monteret opstrøms brønden, mens selve prøvetageren incl. batteri var placeret i vejkanten umiddelbart ved siden af brønden for dels at lette tilsyn (herunder batteriskift), tapning af flowdata og udtagning af prøver, og dels minimere risikoen for nedbrud i tilfælde af vandopstuvning i brønden i forbindelse med kraftige nedbørsepisoder. Prøvetagning foregik flowproportionalt ved opsamling af delprøver à 0,1 liter for hver 0,1 m3, der passerede gennem flowmåleren. Når prøvetageren havde opsamlet 5 liter væske blev prøvetagningen afbrudt automatisk. Prøvetagerne blev tilset inden for få timer efter nedbørsepisoder, der blev bedømt som muligt relevante for udtagning af prøver til analysering og testning. Disse prøver blev omrystet på stedet og derefter fordelt i mindre, rensede flasker, hvorefter de umiddelbart blev transporteret til hhv. analyselaboratoriet (Miljø-Kemi, Albertslund) og testlaboratoriet (IMT på DTU). Der blev gennemført 2 prøvetagningsrunder i hvert opland i løbet af den 3-ugers periode, hvor udstyret var opstillet. 3.3.2 SedimentSedimentprøver blev udtaget i udligningsbassinet ca. 5-10 meter fra indløbet og mindst et par meter fra bassinkanten. Udtagningen foregik ved hjælp af kajakrør, som er en prøvetager til kerner af sediment bestående af et cylindrisk rør med en diameter på 5 cm. Prøverne til analysering og testning blev taget af de øverste 2-3 cm sediment, som blev skrabet af den udtagne kerne ved hjælp af en spartel og ned i en spand. Hver sedimentprøve (3-4 liter) bestod af et stort antal delprøver, som først blev grovsigtet (2 mm) for at fjerne eventuelle blade, kviste, sten og lignende og derefter sammenblandet grundigt inden de deltes i to delprøver til henholdsvis kemisk analyse og økotoksikologisk testning og transporteret til de respektive laboratorier. Inden analyse/testning blev prøverne yderligere sigtet, således at det kun var fraktionen mindre end 700 mm, der blev taget i arbejde. Det var ikke muligt at gennemføre sigtning ned til mindre kornstørrelse end dette. Til kontrolforsøg i forbindelse med den økotoksikologiske testning blev der desuden på tilsvarende måde taget en sedimentprøve i Gentofte sø. 3.3.3 SpildevandSpildevand blev udtaget i indløbet til Lundtofte Renseanlæg. Prøvetagningen foregik ved hjælp af en spand, der blev nedsænket i en brønd lige efter risteværket, men før egentlig rensning var påbegyndt. Af den udtagne mængde blev fremstillet to ens prøver à 1 liter, der umiddelbart efter blev transporteret til henholdsvis analyselaboratoriet og testlaboratoriet. Spildevandet blev benyttet til at fremstille en blandprøve med vejvand fra Lyngbyvejen (2. prøverunde) i forholdet 1 del spildevand : 5 dele vejvand. Denne blanding blev benyttet til at repræsentere overløb fra et fælleskloakeret system. 3.4 Kemisk karakterisering3.4.1 VandprøverAnalyseprogrammet for vejvandsprøver, incl. spildevandsopblandet vejvand (» overløbsvand) fremgår af Tabel 3.1. Der blev ikke foretaget selvstændige analyser af ufortyndet spildevand. Generelle og organiske parametre på nær COD og suspenderede stoffer er bestemt på DTU, mens de to nævnte parametre og øvrige stoffer er bestemt af Miljø-Kemi. Tabel 3.1
3.4.2 SedimentprøverAnalyseprogrammet for sedimentprøver fremgår af Tabel 3.2. Der blev ikke gennemført kemiske analyser på referencesedimentet fra Gentofte sø, kun bestemmelse af generelle parametre. Generelle parametre er bestemt på DTU, mens Miljø-Kemi har forestået det øvrige analyseprogram på sedimentprøver. Tabel 3.2
3.5 Økotoksikologisk testning3.5.1 VandprøverHver vandprøve blev undersøgt i et batteri af biotests bestående af alge-, dafnie- og bakterietests. Vandprøverne blev testet som total prøver, dvs. at prøven blev omrystet umiddelbart inden anvendelse til fortyndingsrækker etc. Hermed opslemmes evt. partikler i vandfasen, og disse vil kunne bidrage til eksponeringen i biotestene. Opløsninger til fremstilling af testmedier blev tilsat direkte til vandprøverne med henblik på at opnå så høje koncentrationer af prøve som muligt i de endelige biotest (se tabel 3.3). Tabel 3.3
1) Pseudokirchneriella subcapitata,2) Daphnia magna 3) Vibrio fischeri For alle tests blev udført koncentrations-respons forsøg med referencestof (K2Cr2O7) for at kontrollere, at testene overholdt validitetskriterierne angivet i de respektive ISO-standarder. 3.5.1.1 Dafnietest Ferskvandskrebsdyret Daphnia magna anvendes ofte i biotestbatterier, som repræsentant for zooplankton. Den akutte toksicitetstest med dafnier er traditionelt blevet anvendt til bl.a. testning af rene stoffer, vand og spildevand, og der foreligger standardiserede metodeforskrifter for udførelsen af testen (f.eks. ISO, 1989a). Metoden har vundet så stor udbredelse, at den næsten kan betragtes som obligatorisk i biotestbatterier. Dafnietesten bidrager med information om prøvens akutte letale virkning, og det er veldokumenteret, at Daphnia magna er følsom nok til at kunne detektere diverse komplekse forureninger (Plotkin & Ram, 1984; Galassi et al., 1992; Keddy et al., 1995). Vandprøvernes akut toksiske virkning på ferskvandskrebsdyret Daphnia magna blev undersøgt ved en 48 timers standardtest, hvor dafniernes mobilitet (svømmeevne) anvendtes som testparameter (ISO, 1989a). De anvendte dyr var ved testens start under 24 timer gamle. Der blev anvendt 5 koncentrationer med hver 4 replikater á 5 dyr samt en kontrolgruppe bestående af 40 dyr (fordelt på 8 replikater á 5 dyr). I alle glas blev antallet af immobile dafnier optalt efter såvel 24 som 48 timers eksponering. Den toksiske effekt på dafnierne udtrykkes i forhold til en kontrolgruppen og de lethale koncentrationer (LC-værdier) blev estimeret ved Probit-analyse udført på log-transformerede data (Naturvårdsverket 1990). 3.5.1.2 Algetest Som repræsentanter for primærproducenterne i økosystemet er encellede alger særdeles relevante for testning af komplekse blandingers toksicitet. Algetesten er en billig og relativ enkel test, som trods testens korte varighed er en test for kronisk subletal toksicitet (Nyholm & Källqvist, 1989). Biomassen vil kunne fordobles 5-6 gange i løbet af en inkubationsperiode på 48 timer, og der er således tale om en multi-generationstest. De forskellige koncentrationer blev forberedt ved fortynding af vandprøven med et mineralmedie (ISO, 1989b). Testorganismen var ferskvandalgen Pseudokirchneriella subcapitata (tidligere kaldet Selenastrum capricornutum). Herefter blev alger fra en eksponentielt voksende forkultur tilsat (104 celler/ml), og flaskerne blev inkuberet ved 21 ° C i kunstigt lys. Der blev anvendt 5 koncentrationer med 3 replikater, samt en kontrolgruppe bestående af 6 replikater. Testen blev udført i overensstemmelse med ISO-standarden (ISO, 1989b), dog blev inkubationstiden afkortet fra 72 timer til 48 timer. Som beskrevet af Nyholm og Källqvist (1989) vil en inkubation på 48 timer normalt være tilstrækkelig til at opnå toksiske effekter. Som nævnt sker der samtidig en så stor forøgelse af biomassen, at testen stadig afspejler kroniske effekter. Desuden blev der anvendt en mini-skala version af algetesten med et testvolumen på 4 ml (Arensberg et al., 1995). Vækstratehæmningen blev bestemt ud fra målinger af biomassen foretaget efter 0, 24 og 48 timer ved fluorescensmålinger på ekstrakt udført med acetone som ekstraktionsmiddel. Hæmningen af vækstraten i de forskellige koncentrationer af vandprøverne blev udtrykt i forhold til kontrolgruppens vækstrate. Koncentrations-respons kurven blev bestemt ved ikke-lineær regression efter Weibull-ligningen og effektkoncentrationer (EC-værdier) med tilhørende konfidensintervaller blev fastlagt ved invers estimation under anvendelse af software udviklet og beskrevet af Andersen et al. (1998). 3.5.1.3 Bakterietest Ved den anvendte bakterietest blev lysudsendelsen fra den luminescerende saltvandsbakterie Vibrio fischeri målt som funktion af koncentration af prøve. Testen er i princippet identisk med Microtox-testen, men de anvendte bakterier blev leveret frysetørrede sammen med medier af firmaet Biotox (Turku, Finland). Microtox testen (og lignende varianter) har vist sig at være følsom over for mange forskellige kemiske stoffer og forureninger (bl.a. Ribo & Kaiser, 1983; Calleja et al., 1986; Nohava et al., 1995; Steinberg et al., 1995). Bakterietestene blev udført i overensstemmelse med ISO-standarden for test med lysudsendende bakterier (ISO, 1996), og bakteriernes lysudsendelse blev målt efter 0, 5, 15 og 30 minutters inkubation. Der blev anvendt 5 koncentrationer af vandprøve med 2 replikater og en kontrolgruppe bestående af 2 replikater, hvor der kun blev tilsat testmedie. Bakteriernes lysudsendelse som følge af eksponeringen for vandprøverne blev anvendt som end-point. Ud fra værdier opnået efter 15 minutters inkubation blev koncentrations-respons kurver fastlagt og EC-værdier blev estimeret som beskrevet for algetesten. 3.5.2 SedimentprøverUndersøgelse af den toksiske effekt af de indsamlede sedimentprøver med alger som testorganismer blev udført på såvel porevand som suspensioner af sedimenterne. Denne metode er udviklet til og afprøvet på PAH-forurende jorde (Baun et al., 2000; Ebbesen et al., 2000), og er hidtil ikke blevet anvendt til undersøgelse af ferskvandssedimenter. I de udtagne sedimentprøver blev pH indstillet til 7,0, hvorefter suspensionen blev omrystet i 18 timer ved 20 °C. Der blev udtaget prøver til brug i suspensionstest med alger, og den resterende del af suspensionen blev centrifugeret. Supernatanten fra denne centrifugering er det porevand, som efter tilsætning af næringssalte blev underkastet biotestning. Desuden blev porevand fra sedimenterne A1 (Motorvej 04 ved Albertslund) og G1 (Gentofte sø) testet i dafnietesten. Disse porevandsprøver blev fremstillet som beskrevet for algetesten, dog blev porevandet filtreret gennem GF/A filter (porestørrelse ca. 1,2 µm) inden anvendelse i biotesten for at undgå fysiske effekter på testorganismerne som følge af partikler. Dafnietesten blev herefter udført som beskrevet for test af vandprøver. De maksimale koncentrationer anvendt i biotestene er angivet i tabel 3.4.2. Tabel 3.4
i.t.: Ikke testet Ved suspensionstesten var det kun muligt at anvende maksimale eksponeringskoncentrationer fra 0,5-1,33 g/l, da der ellers var risiko for skygningen som følge af, at højere sedimentindhold kan medføre en nedgang i algernes vækstrate. Dette evt. fald i vækstrate ville kunne fejltolkes som en toksisk effekt og dermed ville endpointet i testen ikke være veldefineret.
|
