|
Karakterisering af havnesediment ved hjælp af biotest 2. Baggrund
2.1 Miljøvurdering af forurenede sedimenterEn lang række persistente og sorberbare stoffer ophobes i sedimenter i koncentrationer, der langt overstiger koncentrationerne i den overliggende vandfase. Der har derfor gennem mange år været fokus på de potentielle risici, som denne ophobning udgør for ikke bare de sedimentlevende organismer men også arter i det pelagiske miljø. Der er dog en lang række forhold, som influerer på den konkrete miljørisiko af en ophobning af kemiske stoffer i sediment. Der er derfor udviklet forskellige metoder til vurdering af de potentielle miljørisici, som udgøres af forurenede sedimenter, og især metoden "sediment quality triad" (Chapman 1986), som kombinerer forskellige tilgangsvinkler, bør fremhæves. Metoden kombinerer 3 forskellige metoder til vurdering af sedimentkvalitet:
Kemiske analyser af sedimentprøver vil ofte kunne anvendes til at vurdere sedimentets forureningsgrad i forhold til vedtagne kemiske kvalitetskrav. Dette kræver for det første, at der findes viden om effektgrænser, for at kunne vurdere de potentielle effekter af de fundne koncentrationer på sedimentlevende organismer. For det andet vil en lang række fysisk-kemiske forhold i sedimentet være bestemmende for stoffernes aktuelle tilgængelighed og dermed også de konkrete risici for økotoksiske effekter på kort eller lang sigt. Endelig er det ikke umiddelbart muligt at vurdere risici af de komplekse blandinger af kemiske stoffer, som typisk findes i forurenede sedimenter, ud fra viden om de enkelte stoffers farlighed. Her vil økotoksikologiske test af sedimentet kunne give et væsentligt bidrag til en vurdering af de direkte toksiske effekter af den komplekse blanding af forurenende stoffer i sedimentprøver. Gennem de seneste 10-20 år er der blevet udviklet og i mange tilfælde også standardiseret en lang række forskellige metoder til test af miljøfarligheden af forurenede sedimenter (se f.eks. Hill et al. 1993, PARCOM 1995, Kristensen et al. 1998). Endelig vil undersøgelser og vurdering af sedimentsamfund kunne give et væsentligt bidrag til vurderingen af den aktuelle effekt af sedimentforureninger på de marine økosystemer. Anvendelsen af sådanne metoder kræver dog, at det er muligt at finde et uforurenet referenceområde med sammenlignelige fysisk-kemiske og biologiske betingelser, således at de registrerede effekter kan sandsynliggøres og kvantificeres. "Sediment quality triad" metoden har været anvendt med succes til vurdering af den økologiske kvalitet af sedimenter både omkring olieproduktionsplatforme (se f.eks. Chapman et al. 1991) og havne (se f.eks. Andersen & Bjørnestad 1997). Sådanne undersøgelser har vist, at "sediment quality triad" metoden er anvendelig til at karakterisere den økologiske kvalitet af (forurenede) sedimenter. Metoden kan dog ikke anvendes direkte til karakterisering af typiske havnesedimenter, da sedimentsamfund kun sjældent vil være etableret her. Dette forhold kan skyldes direkte effekter af forurenende stoffer, men kan også være et resultat af den regelmæssige ophvirvlning og sedimentation af sedimentmateriale som følge af både skibsaktiviteter og uddybninger i havnen. Undersøgelser og vurderinger af sedimentkvalitet og vandkvalitet har blandt andet være foretaget i Københavns havn (se f.eks. Andersen et al. 1998, Pedersen et al. 1998). Disse undersøgelser har vist, at kemiske analyser og økotoksikologiske test supplerer hinanden. Ofte vil undersøgelser af sedimentkvalitet dog have et andet formål, idet det vil være de potentielle effekter af uddybning og efterfølgende klapning af det opgravede sediment et andet sted, der vil være i fokus. US-EPA (1991) har udgivet en detaljeret vejledning i vurdering af klapmateriale, der påtænkes klappet i marine områder. Heri anbefales en trindelt vurderingsmetode bestående af 4 trin:
2.2 Økotoksikologisk test af sedimenterGennem de senere år er der lavet forskellige review af metoder til test af sedimenter (se bl.a. Hill et al. 1993, Kristensen et al. 1998, Herbst & Nendza 2000). I disse review fokuseres på en række aspekter vedrørende valg og udførelse af test i forhold til hvilke miljøaspekter, der ønskes belyst. Som hovedregel kan der skelnes mellem 2 typer af sedimenttest (eller anvendelser af test):
Da nærværende projekt er fokuseret på metoder til karakterisering af (forurenet) havnesediment, tages der i diskussionen af testmetoder udgangspunkt i vurderingerne i Hill et al. (1993) og Herbst & Nendza (2000), men erfaringer fra Kristensen et al. (1998) inddrages dog i fornødent omfang. Sedimenter kan karakteriseres gennem direkte test med sedimentlevende organismer eller gennem indirekte test af porevand eller et ekstrakt med akvatiske organismer. Det egentlige valg af testorganisme vil ofte afhænge af formålet med undersøgelsen. Hill et al. (1993) har beskrevet en række kriterier for udvælgelse af testorganismer til undersøgelse af forurenet sediment:
Ud fra de opstillede kriterier har Hill et al. (1993) vurderet en række testmetoder, som på dette tidspunkt var tilgængelige. Blandt marine testmetoder fik følgende test de højeste scorer, når der især tages hensyn til følsomhed, økologisk relevans, medgørlighed og sediment tolerance: Sedimenttest:
Muslingen Abra alba og søpindsvinet Echinocardium cordatum fik lavere scorer. Også en række epibentiske arter blev vurderet, og her blev især copepoderne Nitocra spinipes og Tisbe battagliai samt forskellige arter af rejer vurderet anvendelige. Akvatiske test:
Herbst & Nendza (2000) har opstillet en række betydeligt mere detaljerede kriterier for valg af testmetoder og har herudfra foreslået en trindelt teststrategi: Trin 1:
Trin 2:
Trin 3:
I forbindelse med US-EPAs vejledning i vurdering af klapmateriale (US-EPA 1991) er der anført en række anvendelige testmetoder til karakterisering af henholdsvis sediment og ekstrakter af sediment: Sedimenttest:
Akvatiske test:
I Danmark er der tidligere anvendt forskellige testmetoder til karakterisering af forurenet sediment og ekstrakter derfra (Møhlenberg & Kiørboe 1983, Pedersen et al. 1998, Bennetzen et al. 2000). Forurenet sediment fra Harboøre Tange blev undersøgt ved test med Macoma baltica, Cerastoderma edule, Abra alba, Nereis diversicolor og Scoloplos armiger, hvor effekter på adfærd (nedgravning) blev undersøgt (Møhlenberg & Kiørboe 1983). Ligeledes blev effekten på avoidance undersøgt i testakvarier, hvor der var forurenet sediment i den ene halvdel og rent sediment i den anden. Her blev arterne Crangon crangon, Carcinus maenas, Solea solea og Pomatoschistus minutus undersøgt. Undersøgelsen viste effekter på nedgravning og for 2 af arterne også avoidance. Sediment fra Københavns havn blev testet med slikkrebsen Corophium volutator, en sedimentsuspension blev testet i Microtox Solid Phase testen, og sediment porevand blev testet med Acartia tonsa og Skeletonema costatum (Pedersen et al. 1998). Denne undersøgelse viste, at Microtox Solid Phase testen var mest følsom efterfulgt af Acartia tonsa og slikkrebs, mens der ikke blev registreret toksiske effekter af porevandet i testen med Skeletonema costatum (EC10 >500 mL/L). Endelig blev 13 sedimentprøver fra Lillebæltsområdet testet med slikkrebsen Corophium volutator. Kun toksiciteten af en af prøverne afveg fra effekten i kontrolsedimentet, som dog var relativt høj efter 10 døgns eksponering i testen (Bennetzen et al. 2000). 2.3 Valg af økotoksikologiske testmetoderPå baggrund af de ovenfor refererede vurderinger og anbefalinger er der udvalgt en række testorganismer og metoder til karakterisering af havnesediment. Der er især taget hensyn til de kriterier, som er opstillet af Hill et al. (1993) som refereret ovenfor. Der er herudover taget hensyn til økonomiske forhold (dvs. der er fokuseret på relativt billige korttidstest fremfor de dyrere langtidstest) samt praktiske forhold såsom tilgængelighed af testorganismer. Endelig er arterne valgt, så de repræsenterer forskellige taxonomiske grupper. Ved udvælgelsen af testarterne er der endvidere taget hensyn til, at metoderne skal være så enkle, at de uden væsentlige problemer vil kunne udføres af andre laboratorier end DHIs specialiserede økotoksikologiske laboratorium. I tabel 2.1 er vist en oversigt over baggrunden for valg af testorganismer. Tabel 2.1 Se her!
|
||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||
