Miljøprojekt nr. 716, 2002 Håndbog om giftige alger i badevand
ForordMasseforekomst af alger forekommer hver sommer i søer og kystområder, der bruges til badning og andre rekreative aktiviteter. Da nogle alger producerer giftstoffer med humantoksiske effekter, kan algerne udgøre en sundhedsrisiko i lighed med forekomster af patogene bakterier og virus. "Bekendtgørelse om badevand og badestrande"1 og den hertil knyttede vejledning "Kontrol af badevand"2 berører kort denne sundhedsrisiko og anbefaler, at "Badning bør derfor (på grund af risikoen for giftige alger) frarådes, når vandet er stærkt uklart, og i svære tilfælde af længere varighed bør der nedlægges badeforbud". Vejledningen stiller således krav til badevandets sundhedsmæssige og æstetiske kvalitet, herunder en række kemiske og fysiske parametre, der indikerer masseforekomst af alger. I tilfælde af overskridelse af kravene skal badevandskvaliteten vurderes, og det skal afgøres, om der er behov for skærpet overvågning eller eventuelt badeforbud, men der gives ikke en nærmere anvisning på, hvorledes algesituationer håndteres. Denne håndbog giver råd og vejledning til myndigheder og andre institutioner, der er involveret i badevandskontrol, om hvordan algeopblomstringer kan overvåges og håndteres. Den præsenterer en række ideer og værktøjer om beredskab, administrativ forvaltning, information og kontrol, der kan bruges til opbygning af algeprotokoller. Håndbogen skal ses i lyset af det pågående internationale arbejde rettet mod at integrere håndtering af algeproblemer i forvaltningen af badevand (og drikkevand). I WHO's"Guidelines for safe recreational water environments" behandles algeproblemer særskilt, og WHO-bogen "Toxic cyanobacteria in water" gennemgår problemstillinger vedrørende blågrønalger, som er den gruppe der udgør det største problem i badevand (Chorus & Bartram 1999). WHO's anbefalinger er inkluderet i håndbogen efter tilpasning til danske forhold. EU er i sin nye badevandspolitik også opmærksom på algeproblemer og foreslår, at det kommende EU-direktiv skal omfatte en protokol, der fastsætter, hvad der skal gøres, når algeopblomstringer indtræffer (Meddelelse fra Kommissionen, december 2000). Erfaringer fra danske amter og kommuner, herunder eksisterende aktionsplaner for masseforekomst af alger i badevand, er ligeledes inddraget. Håndbogen er finansieret af Miljøstyrelsen og projektet styregruppe bestod af repræsentanter fra Miljøstyrelsen (Linda Bagge), Sundhedsstyrelsen (Anders Carlsen), Amtsrådsforeningen (Helene Munk Sørensen), Ry Kommune (Peter Friebo), Danmarks Miljøundersøgelser (Jens Peder Jensen) og Rådet for større badesikkerhed (Michael B. Aller). Den er udarbejdet af Hanne Kaas og Kristine Garde, DHI - Institut for Vand og Miljø.
Sammenfatning og konklusionMasseopblomstringer af alger langs badestrande er et tilbagevendende problem hver sommer i søer og kystområder. Opblomstringerne medfører æstetiske gener, der gør det ubehageligt at bade. Mere alvorligt er det, at nogle alger producerer giftstoffer (toksiner) og dermed kan udgøre en sundhedsrisiko for badende og andre, der benytter rekreative områder. Langs danske badestrande er det kun opblomstringer af blågrønalger, der giver tilbagevendende risiko for sundhedsmæssige problemer. Denne håndbog tager derfor udgangspunkt i forekomster af disse alger og deres giftstoffer cyanotoksinerne. En vurdering af badevandskvaliteten skal imidlertid omfatte forekomst af alle typer giftige alger og af opblomstringer af andre planktonalger og makrofytter. Beredskabsplaner, kontrolprogrammer og aktioner vil langt hen ad vejen være uafhængige af algetypen. Der er ikke fastlagt grænseværdier for forekomst af giftige alger i badevand. I erkendelse af den potentielle sundhedsrisiko ved blågrønalgeopblomstringer har WHO imidlertid opsummeret den nuværende viden og givet forslag til vejledende grænseværdier (Chorus & Bartram 1999). Anbefalinger er nærmere omtalt i kapitel 7 og delvist inkorporeret i den danske anbefaling i kapitel 2. Håndtering af algeopblomstringer må således ske på grundlag af de involverede myndigheders vurdering af den aktuelle situation, erfaringer fra tidligere tilfælde samt eksisterende viden om de alger der danner opblomstring. Som udgangspunkt må alle blågrønalgeopblomstringer anses for giftige med mindre undersøgelser påviser det modsatte. Observerede effekter af blågrønalger i badevand og drikkevand dokumenterer, at masseforekomst af blågrønalger - hvor vandet er misfarvet - udgør en sundhedsmæssig risiko. Undersøgelser viser, at hovedparten af denne type opblomstringer i det danske vandmiljø indeholder giftige arter og cyanotoksiner. Risikoen kan ikke kvantificeres og afhænger af den badendes følsomhed, varigheden af kontakt med algerne, koncentrationen af alger samt typen af cyanotoksiner. Risikoen anses for meget lille, sålænge folk ikke bader i længere tid, ikke indtager algefarvet vand eller "spiser" skum og under forudsætning af, at de ikke er syge eller lider af overfølsomhed eller allergi. Der er ikke grundlag for at antage, at badning giver kroniske effekter. Symptomerne forsvinder i løbet af timer - få døgn. Vand uden synlig algeforekomst indeholder normalt ikke høje koncentrationer af toksiner, og der er under normale omstændigheder ikke risiko for infektioner. Der er dog visse undtagelser, som omtales nærmere i håndbogen. Opblomstringer af andre giftige alger end blågrønalger giver så vidt vides ikke problemer i badevand. Ved andre typer opblomstringer skal risikoen vurderes i hvert enkelt tilfælde og må bygge på kendskab til den givne art samt eventuelt toksicitets- og toksinmålinger. Masseforekomster af trådformede makroalger kan også nedsætte badevandskvaliteten. Makroalgerne er ikke giftige og udgør ikke en sundhedsmæssig risiko. Ansvaret for kontrol af badevandets sundhedsmæssige og æstetiske kvalitet ligger i henhold til Badevandsbekendtgørelsen og Vejledningen for "Kontrol af Badevand" hos kommunerne. Resultaterne af badevandskontrollen skal løbende indsendes til amterne og embedslægeinstitutionen. Amterne skal årligt sammenfatte resultaterne af de foretagne undersøgelser og rapportere til Miljøstyrelsen. Myndighederne anvender endvidere resultaterne til information af borgerne. I situationer, hvor kravene til kvaliteten ikke er overholdt, skal kommunerne i samråd med amterne og embedslægeinstitutionen lade foretage yderligere undersøgelser og fastlægge nødvendige foranstaltninger samt eventuelt udstede badeforbud. Specielt med henblik på alger anbefaler Badevandsvejledningen, at der sker en sundhedsmæssig vurdering ved opblomstringer af giftige alger, og at der ageres i henhold til den sundhedsmæssige risiko. Giftige opblomstringer giver ofte anledning til situationer, hvor der skal ske en hurtig indsamling af data og viden, vurdering af risici og formidling af information til andre myndigheder og offentligheden. For at lette denne proces og sikre, at algeproblemer håndteres så rationelt og operationelt som muligt anbefales det, at der udarbejdes en Algeprotokol. En Algeprotokol kan støtte forvaltningen i den løbende badevandskontrol og i akutte situationer med algeopblomstringer. Protokollen skal give retningslinier for hvilken information, der skal indsamles, hvad der skal gøres i en given situation, hvem der skal gøres det, hvem der skal informeres og hvordan og hvornår. Generel information af borgerne er central. Myndighederne kan aldrig kende badevandssituationen på alle badestrande til ethvert tidspunkt. Algerne kommer og forsvinder indenfor få timer, de transporteres og akkumuleres og spredes afhængigt af vind og strøm, og toksiciteten varierer. Et realistisk kontrolprogram kan aldrig dække denne heterogenitet i tid og rum. Borgerne skal derfor informeres, så de selv kan vurdere situationen Det anbefales, at Algeprotokollen omfatter:
Protokollens udformning og indhold afhænger af, hvilke og hvor store algeproblemer der optræder i de berørte badevandsområder. Det anbefales, at protokollen udarbejdes i samarbejde mellem amt, kommuner og embedslæge. I håndbogen er hvert af elementerne gennemgået med forslag til indhold i en Algeprotokol. Derudover gives som baggrundsinformation en summarisk beskrivelse af algerne. Summary and conclusionsMassive algal blooms along the beaches are a recurring problem every summer in lakes and coastal areas. The blooms lead to aesthetic inconveniences which makes it unpleasant to bathe. A more serious problem is the toxins which some algae produce and which may present a health risk to bathers and holidaymakers visiting recreational areas. Along the Danish beaches only blooms of blue-green algae (cyanobacteria) cause a recurring risk of health problems. Thus, the basis of this report is the presence of these algae and their toxins the cyanotoxins. However, an assessment of the bathing water quality should include all types of toxic algae as well as blooms of other plankton algae and macrophytes. To a great extent, emergency plans, control programmes and actions will be independent on the type of alga. There are no fixed safe-guard values for the presence of toxic algae in bathing water. WHO has realised the potential health hazard of blue-green algae blooms and has summarised the present knowledge and proposed guidelines for safe-guard values (Chorus & Bartram 1999). The recommendations are described in detail in Chapter 7 and partly incorporated in the Danish recommendations in Chapter 2. Therefore, handling of the algal blooms must take place on the basis of the local authorities assessment of the actual situation, experience from earlier incidents and existing knowledge on the types of algae causing the blooms. All blue-green algae blooms must be considered toxic unless investigations prove otherwise. Observed effects of blue-green algae in bathing water and drinking water prove that a massive presence of blue-green algae where the water is discoloured presents a health hazard. Danish investigations show that the majority of this type of blooms contains toxic species and cyanotoxins. The risk cannot be quantified and depends on the type of cyanotoxins, the concentrations of algae, the sensitivity of the bather and the duration of the contact with the algae. The risk is considered small as long as people do not bathe for longer periods, do not take in alga-coloured water or eat foam, and assuming they are not ill or suffer from hypersensitivity or allergy or in other ways are infirmed. There is no reason to assume that bathing causes chronic effects. The symptoms disappear in a few hours a few days at most. Water without visible algal growth does not usually contain high concentrations of toxins, and the risk of infections is on the whole absent. Exceptions are e.g. stagnant water just after the decay of a massive bloom, and water which is in contact with foam (fresh or dried). As a rule-of-thumb the toxins will disappear in a week or two. Current and mixing of the water reduce this period considerably. There is no evidence that the blooms of other toxic algae cause problems in bathing water. In case of other types of blooms the risk must be assessed in each single case and must be based on the knowledge of the given species and any existing measurements of toxicity and toxins. Massive amounts of filamentous macroalgae may also reduce the quality of the bathing water. The macroalgae are not poisonous and do not present a health hazard. Initiatives to reduce the quality of the bathing water should therefore only aim to reduce the aesthetic inconveniences of these algae. Such initiatives are not within the frames of this handbook. According to the Danish Bathing Water Instruction and the Guide to Control of Bathing Water, the responsibility for the control of the hygienic and aesthetic quality of the bathing water lies with the local authorities. The results of the control of the bathing water must continuously be submitted to the counties and the health inspectorate. Every year the counties are to summarise the results of the bacteriological surveys and report them to the Danish Environmental Protection Agency. The authorities are recommended to use the results to inform the public. In case the quality requirements have not been met, the local authorities in consultation with the counties and the health inspectorate - must carry out further investigations and decide on the necessary measures, and possibly even forbid bathing. Especially in case of algae, the Bathing Water Instruction requires that the presence of massive algal blooms and particularly of toxic algae is controlled, and that a hygienic assessment of the blooms of toxic algae takes place, and that action is taken in accordance with the hygienic risk. Toxic blooms often give rise to situations where quick retrieval of data and knowledge, assessment of risks and submission of information to other authorities and the public are essential. To ease this process and ensure that the problems with algae are handled as rationally and operationally as possible, it is recommended that an Algal Protocol should be elaborated. An Algal Protocol may support the local management in its continuous control of the bathing water and in acute situations with algal blooms. The Register should draw up guidelines stating which kind of information should be gathered, what should be done in a given situation, and who should do it, who should be informed, how and when. Recommended contents of the Algal Protocol:
The design and contents of the Protocol depend on the types and sizes of the algal problems occurring in the affected bathing areas. The information plan must be central, as it is impossible for the authorities to know the bathing water situation at all times. The algae appear and disappear within few hours, they are transported and accumulated and spread, depending on wind and current; and the toxicity varies. A realistic control programme can never cover this heterogeneity in time and space. It is recommended that the Protocol should be prepared in a teamwork between the county, the local authorities, and the health inspector. This handbook treats each of these elements and puts forward proposals for the contents of such an Algal Protocol. In addition a summary description of the algae is presented as background information. 1 IndledningMasseopblomstringer af alger langs badestrande er et tilbagevendende problem hver sommer i søer og kystområder. Opblomstringerne medfører æstetiske gener, der gør det ubehageligt at bade. Mere alvorligt er det, at nogle alger producerer giftstoffer (toksiner) og dermed kan udgøre en sundhedsrisiko for badende og andre, der benytter rekreative områder. Langs danske badestrande er det kun opblomstringer af blågrønalger, der giver tilbagevendende risiko for sundhedsmæssige problemer. Denne rapport tager derfor udgangspunkt i forekomster af disse alger og deres giftstoffer cyanotoksinerne. En vurdering af badevandskvaliteten skal imidlertid omfatte forekomst af alle typer giftige alger og af opblomstringer af andre planktonalger og makrofytter. Alle typer opblomstringer bliver derfor berørt. Beredskabsplaner, kontrolprogrammer og aktioner vil langt hen ad vejen være uafhængige af algetypen. Eksponering for algetoksiner Badende3 kan udsættes for algetoksiner ad flere veje:
Alle eksponeringsveje har ført til sygdomstilfælde efter kontakt med blågrønalgeopblomstringer (se eksempler i Boks 1-1). For andre alger er der eksempler på hudirritation og effekter af aerosoler, men generelt er der få eksempler på effekter af badning. Boks 1-1
Kilde: Chorus & Bartram 1999. Indtagelse af vand anses ikke for en stor risiko for voksne. Under normale omstændigheder vil folk ikke indtage kritiske mængder af vand, men som det fremgår af Boks 1-1 kan det ske. Personer, der i forvejen er syge eller lider af overfølsomhed og allergi, vil være ekstra udsatte. Børn udgør en særlig risikogruppe på grund af deres lille legemsvægt, og fordi de sluger mere vand samt kan finde på at spise skum og slikke på "forurenede" fingre og legetøj. Hudkontakt med deraf følgende hudirritationer og allergi-lignende udslæt er ifølge en epidemiologisk undersøgelse fra Australien (Boks 1-1) den mest udbredte følge af badning i blågrønalgeopblomstringer. De mest ekstreme tilfælde, der ligner forbrændinger, er set i forbindelse med badning, hvor der er giftige bundlevende blågrønalger. Hudirritationer er også observeret i forbindelse med badning og dykning i opblomstringer af andre typer alger. Irritationerne er særlig fremtrædende under badetøj og våddragter, som knuser algecellerne, så toksiner eller andre generende stoffer frigives. At aerosoler med cyanotoksiner kan udgøre en risiko underbygges af forsøg med dyr og et tilfælde, hvor flere mennesker blev syge, efter de havde dyrket vandsport i en sø med blågrønalgeopblomstring. Fra Den Mexikanske Golf er det et tilbagevendende problem, at spredning af aerosoler med nervegift fra en furealge gør mennesker, der opholder sig langs kysten, syge. Sygdomssymptomer Tabel 1-1 opsummerer kendte akutte sygdomssymptomer som følge af kontakt med blågrønalgetoksiner. Leverbetændelse samt kroniske effekter kendes kun fra indtagelse af cyanotoksiner med drikkevand. Tabel 1-1.
Dødsfald hos mennesker er kun observeret efter indtagelse af cyanotoksiner under dialyse med forurenet vand. Derimod er der mange eksempler på dødsfald hos husdyr, fugle og andre dyr. Dyrene har enten drukket store mængder vand med cyanotoksiner eller slikket på giftige måtter af blågrønalger. Risikovurdering Et klassisk spørgsmål i forbindelse med opblomstringer er "hvor giftige er algerne?". Dette spørgsmål kan ikke besvares. En egentlig risikovurdering af giftalgeopblomstringer i badevand er ikke mulig, da der ikke er tilstrækkelig med data om de humantoksiske effekter. Der er derfor ikke fastlagt grænseværdier for forekomst af giftige alger i badevand. I erkendelse af den potentielle sundhedsrisiko ved blågrønalgeopblomstringer har WHO imidlertid opsummeret den nuværende viden og givet forslag til vejledende grænseværdier (WHO, Chorus & Bartram 1999). Anbefalinger er nærmere omtalt i kapitel 7 og delvist inkorporeret i den danske anbefaling i kapitel 2. Håndtering af algeopblomstringer må således ske på grundlag af de involverede myndigheders vurdering af den aktuelle situation, erfaringer fra tidligere tilfælde samt eksisterende viden om de alger der danner opblomstring. Retningslinier Som udgangspunkt må alle blågrønalgeopblomstringer anses for giftige med mindre undersøgelser påviser det modsatte. Observerede effekter af blågrønalger i badevand (Boks 1-1) og drikkevand (WHO, Chorus og Bartram 1999) dokumenterer, at masseforekomst af blågrønalger - hvor vandet er misfarvet - udgør en sundhedsmæssig risiko. Undersøgelser viser, at hovedparten af denne type opblomstringer i det danske vandmiljø indeholder giftige arter og cyanotoksiner. Det er i overensstemmelse med udenlandske observationer. Risikoen kan ikke kvantificeres og afhænger af den badendes følsomhed, varigheden af kontakten med algerne, koncentrationen af alger samt typen af cyanotoksiner. Risikoen anses for meget lille, sålænge folk ikke bader i længere tid, ikke indtager algefarvet vand eller "spiser" skum og under forudsætning af, at de ikke er syge eller lider af overfølsomhed eller allergi. Der er ikke grundlag for at antage, at badning giver kroniske effekter. Symptomerne forsvinder i løbet af timer - få døgn. Vand uden synlig algeforekomst indeholder normalt ikke høje koncentrationer af toksiner, og der er under normale omstændigheder ikke risiko for infektioner. Undtagelser er stillestående vand umiddelbart efter nedbrydning af en massiv opblomstring, vand i kontakt med døende alger på sø/havbunden, og vand der er i kontakt med skum (frisk eller tørret). Som tommelfingerregel forsvinder toksinerne i løbet af 1-2 uger. Strøm og opblanding af vandet nedsætter denne periode betydeligt. Ved vurdering af algesituationen skal man være opmærksom på, at belægninger af blågrønalger på sø-/havbunden kortvarigt kan medføre toksinrisiko, hvis algerne hvirvles op fra bunden. Opblomstringer af andre giftige alger end blågrønalger giver så vidt vides ikke problemer i badevand. Ved andre typer opblomstringer skal risikoen vurderes i hvert enkelt tilfælde og må bygge på kendskab til den givne art samt eventuelt toksicitets- og toksinmålinger. Masseforekomster af trådformede makroalger kan også nedsætte badevandskvaliteten. Makroalgerne er ikke giftige og udgør ikke en sundhedsmæssig risiko. Algeprotokol Ansvaret for kontrol af badevandets sundhedsmæssige og æstetiske kvalitet ligger i henhold til Badevandsbekendtgørelsen og Vejledningen for "Kontrol af Badevand" hos kommunerne. Resultaterne af badevandskontrollen skal løbende indsendes til amterne og embedslægeinstitutionen. Amterne skal årligt sammenfatte resultaterne af de bakteriologiske undersøgelser og rapportere til Miljøstyrelsen. Myndighederne anvender endvidere resultaterne til information af borgerne. I situationer, hvor kravene til kvaliteten ikke er overholdt, skal kommunerne i samråd med amterne og embedslægeinstitutionen lade foretage yderligere undersøgelser og fastlægge nødvendige foranstaltninger samt eventuelt udstede badeforbud. Specielt med henblik på alger anbefaler Badevandsbekendtgørelsen, at der sker en sundhedsmæssig vurdering ved opblomstringer af giftige alger, og at der ageres i henhold til den sundhedsmæssige risiko. Giftige opblomstringer giver ofte anledning til situationer, hvor der skal ske en hurtig indsamling af data og viden, vurdering af risici og formidling af information til andre myndigheder og offentligheden. For at lette denne proces og sikre, at algeproblemer håndteres så rationelt og operationelt som muligt anbefales det, at der udarbejdes en Algeprotokol. En Algeprotokol kan støtte forvaltningen i den løbende badevandskontrol og i akutte situationer med algeopblomstringer. Protokollen skal give retningslinier for, hvilken information der skal indsamles, hvad der skal gøres i given situtation, hvem der skal gøre hvad, hvem der skal informeres og hvordan og hvornår (Boks 1-2). Boks 1-2.
Det anbefales, at protokollen udarbejdes i samarbejde mellem amt, kommuner og embedslæge. I de følgende kapitler omtales hvert af elementerne nærmere med forslag til indhold i en Algeprotokol.
2 Alge-indsatsplaner
Indsatsplanen skal sikre, at information om store algeforekomster når de relevante personer, og at der sker en hurtig effektiv og koordineret indsats i tilfælde af især giftige algeopblomstringer. Så vidt muligt beskrives alle procedurer og subprocedurer nøje i Algeprotokollen. Planen skal afspejle forholdene i de berørte badevandsområder, herunder den rekreative udnyttelse, erfaringerne med forekomst af opblomstringer (tilbagevendende og usædvanlige/sporadiske), observationer af sundhedsmæssige problemer og effekter på økosystemet (f.eks. faunadød). Ved udarbejdelse af en indsatsplan er det vigtigt at gøre følgende punkter klar:
Sidstnævnte behandles i et særskilt kapitel. 2.1 Involverede, ansvar og kommunikationBoks 2-1 angiver, hvem der er involveret i håndteringen af algeforekomster og deres roller. Kommune, amt og embedslæge er selvskrevne. Kommunen har ansvaret for den løbende badevandskontrol. Amtet og embedslægen skal vejlede kommunen, hvis badevandskvaliteten ikke er overholdt, eller der er usikkerhed om de sundhedsmæssige risici, f.eks. ved algeopblomstringer. De tre instanser skal i samråd bestemme, hvilke foranstaltninger der skal igangsættes. Borgerne kan inddrages som observatører i den løbende badevandskontrol og i akutte situationer. For at undgå for mange falske alarmer foreslås det primært at bruge livreddere, kystvagt og flyklubber, som kan oplæres i at observere algerne. Figur 2-1 giver et forslag til indsatsdiagram for håndtering af alger i badevand. Kort fortalt er den beskrevne procedure: Kommunen indsamler information fra badevandskontrollen samt andre kilder og vurderer forholdene. Hvis der ikke er noget at bemærke, fortsættes den rutinemæssige badevandskontrol (trin I). I tilfælde af algeopblomstringer eller andre indikationer på sundhedsmæssige risici orienterer kommunen amtet og embedslægeinstitutionen (netværket aktiveres), og i samråd med disse besluttes, hvilke undersøgelser og foranstaltninger der skal sættes i værk (trin II og III). Da amtet normalt har den største erfaring med forekomster af alger, er det naturligt, at amtet foretager en supplerende inspektion for at klarlægge situationen, når kommunens kontrol giver mistanke om algeopblomstringer og/eller giftige alger. Boks 2-1.
Kursiveret tekst angiver ansvarsområder som er fastlagt i den nuværende Bekendtgørelse og Badevandsvejledning Amtet er ansvarlig for recipientovervågningen, som også inkluderer overvågning af alger på og omkring overvågningsstationerne. I badesæsonen orienterer amtet kommunerne om observationer, der er af betydning for badevandskvaliteten. Også information fra områder uden badevand kan hjælpe kommunerne i deres forvaltning. 2.2 Aktioner ved kritiske algeforekomsterOverordnet kan de tre aktionstrin karakteriseres som angivet i Boks 2-2 på næste side. Forslag til afgrænsning af trin I, II og III og aktioner er givet i Tabel 2-1.
Figur 2-1. Boks 2-1.
Tabel 2-2. Reaktionerne ved trin II/niveau B afstemmes med risikoen for at der sker en udvikling i retning mod trin III/niveau C+D. Vurderingen af risiko bygges på observationerne samt de vejrmæssige forhold, strømforhold og observationer fra andre lokaliteter/stationer. Badeforbud eller frarådning af badning Ved forekomster af giftige alger anbefales det generelt at fraråde badning og at opsætte skilte, der advarer om risici ved badning. Ifølge bekendtgørelsen skal der nedlægges badeforbud, når en konstateret forurening ikke straks kan nedbringes til det hygiejnisk forsvarlige. Badeforbud som følge af algeforekomster er forbundet med række problemer. Det er ikke muligt at fastlægge entydige regler for hvornår et forbud skal indføres, og hvornår forbuddet kan ophæves. Hyppigst berører algeproblemerne kun en begrænset del af et badevandsområde, og det er i praksis ikke muligt at forbyde badning i delområder. Derfor foreslås det at der kun nedlægges badeforbud i tilfælde hvor der er håndgribelig risiko for, at mennesker bliver syge eller kan dø. Indikationerne på en sådan risiko er dødsfald hos hunde og kvæg, epidemiologiske sygdomsudbrud hos mennesker og/eller høje koncentrationer af nervetoksiner i prøver af vandet. Observationerne kan stamme fra den aktuelle eller fra tidligere opblomstringer af samme alge(r). I Tabel 2-2 er foreslået 4 algeniveauer, som kan danne grundlag for vurdering af indsatsen. Niveau C og D svarer til situationer, hvor det iflg. den eksisterende vejledning for Kontrol af Badevand er aktuelt at fraråde eller forbyde badning. Niveau B kan opfattes som et forvarsel, der indikerer, at man bør være ekstra opmærksom på udviklingen. Endelig er Niveau A den normale situation, hvor der gennemføres almindelig badevandskontrol. Beskrivelsen af niveauerne skal vurderes og tilpasses. De angivne grænser for blågrønalgeceller og klorofyl bygger på WHOs anbefalinger (se kapitel 7). Såvel afgrænsning og aktioner skal tilpasses forholdene i den givne kommune/det givne badevandsområde. Til eksempel er de vejledende værdier for høje når det gælder Knudsø og Ravnsø, hvor gifteffekter optræder ved betydelig lavere algekoncentrationer/større sigtdybder. Skemaet kan suppleres med værdier for den totale blågrønalgebiomasse udtrykt som klorofylækvivalenter (se kapitel 6). Niveauerne må ikke opfattes stringent. Den sundhedsmæssige risiko afhænger af, hvilke arter og dermed algetoksiner, der er tilstede. Algekoncentrationer svarende til niveau B kan således udløse aktioner lig niveau D, hvis der er tegn på humantoksiske eller andre alvorlige effekter. Situationen i Knudsø og Ravnsø er eksempel på dette. Omvendt kræver meget høje koncentrationer af alger, der ikke er sundhedsfarlige, kun almen information om risici ved badning. De angivne sundhedsricisi bygger ligesom grænserne for koncentration af blågrønalger og klorofyl på WHOs anbefalinger. Begge dele tager udgangspunkt i microcystinproducerende Microcystis-opblomstringer, og sundhedsvurderingen er sket på basis af en voksen gennemsnitsvømmer, der formodes at indtage 100-200 ml vand. For yderligere forklaring refereres til Kapitel 7. 2.3 Eksisterende indsatsplanerEnkelte amter og kommuner har i samarbejde udarbejdet sådanne procedurer. Et eksempel på en indsatsplan, som anvendes af sjællandske amter, er givet i Boks 2-2. Indsatsplanen følges af amtet op af årlige informationsmøder, hvor planen genopfriskes for de ansvarlige instanser samt øvrige involverede, for eksempel livreddere. Boks 2-2. Planen bruges af sjællandske amter og kommuner med mindre modifikationer inden for de enkelte amter.
3. Information af borgerne
Et centralt aspekt i forvaltningen af algeopblomstringer er formidling af information. Informationen har to mål:
Skiltning på stedet er obligatorisk. Ifølge Badevandsvejledningen skal badeforbud bekendtgøres offentligt, f.eks. i de lokale uge- og dagblade samt ved skiltning på stedet. Frarådning af badning skal ligeledes offentliggøres ved skiltning på stedet. Derudover kan en lang række andre medier tages i anvendelse:
Informationen kan deles ind i den almen oplysende og den aktuelle, som beskriver situationen her og nu. Til sidstnævnte er især internettet velegnet. Hvis der kræves særlig opmærksomhed på grund af alvorlig sundhedsfare, bør formidlingen ske via pressemeddelelser og dermed radio og dagblade. Også den alment oplysende information kan med fordel lægges på amtets hjemmeside, så den er nemt og løbende tilgængelig. Da folks vaner og tilgang til de forskellige medier er meget forskellige, bør et bredt spektrum af medier anvendes. En tidsplan for informationsstrømmen kan være: Ved badesæsonens start:
Ved opblomstringer
Når opblomstring er ovre
Informationen skal være enkel, og råd om hvordan badende kan vurdere algesituationen og hvad de skal gøre, skal være centrale. I Kapitel 7 er angivet referencer til hjemmesider og pjecer, som kan bruges som inspiration til udformning af materiale. Et eksempel på enkel information givet i forbindelse med en badeadvarsel kan ses i Boks 3-1. Boks 3-1.
Informationstavler skal give generel information om algeproblemer, sundhedsrisici, om hvornår og hvor ofte de ses på den givne strand samt give råd til, hvordan badegæsten skal forholde sig og henvisning til, hvor man kan få information om den aktuelle situation. På tavlerne skal det markeres tydeligt, at de bør læses af alle besøgende. Centrale dele af teksten bør oversættes til engelsk og/eller tysk. Nogle steder vil det også være relevant at give informationen på serbokroatisk, tyrkisk samt andre sprog. Tavlerne er permanente i den forstand, at informationen ikke ændres fra år til år. I tillæg kan der opstilles tavler, der beskriver den aktuelle situationen: resultater fra sidste badevandskontrolbesøg, aktuelle observationer af giftige alger, aktuelle sundhedsmæssige risici, prognoser etc. I New Zealand og Australien er det almindeligt at opstille barometre, hvor det med en bevægelig pind (nål) angives, om der er minimal, middel eller høj risiko for forekomst af giftige blågrønalger ved at pege på forskellige farver (grøn-gul-rød). Problemet med denne type skiltning er, at de kræver en løbende opdatering for at undgå falsk tryghed/frygt hos badegæsterne. Andre tavler kan give mere generel miljø og naturhistorisk information, f.eks. om algearter, om betydningen for livet i havet(søen), om årsager til opblomstringer etc. Frarådning af badning/Badeforbud - Skiltning Skilte med frarådning af badning - respektivt badeforbud - skal være tydelige og enkle, så budskabet ikke tilsløres. I Boks 3-1 er givet et eksempel på skiltetekst. Det er vigtigt, at skiltene fjernes når risikoen er overstået. Budskaber om frarådning af badning og badeforbud skal formidles på en måde så børn, der endnu ikke er stærke læsere, kan forstå det. For at sikre dette kan skiltningen indeholde let forståelige pictogrammer. Det foreslås, at der udvikles en national model, således at skiltningen bliver ensartet. Det kan f.eks. ske gennem Rådet for Større Badesikkerhed. Centrale dele af teksten bør oversættes til relevante sprog, som serbokroatisk, tyrkisk samt engelsk og/eller tysk. Anvendes pictogrammer, begrænses behovet for oversættelser. Ligeledes bør der tages hensyn til svagtseende. Hjemmeside Samme information, som findes på informationstavler og skilte, lægges på kommunens/amtets hjemmeside, så borgerne her kan gå ind og få oplysninger om, hvor der er gode badeforhold. En badevandshjemmeside har den fordel, at information formidles hurtigt. For eksempel kan oplysninger fra et badevandskontrolbesøg lægges på internettet samme dag. Prognoser for de kommende dage kan ligeledes nemt opdateres på en hjemmeside. Hjemmesiden kan ligeledes være informationsvejen til praktiserende læger, idet embedslægen ved sæsonen start gør dem opmærksom på, at de her kan læse om algerne og om den aktuelle situation. Det er vigtigt, at embedslægen hvert år ved badesæsonens start minder lægerne om denne mulighed for information. Turistkontorer kan også informeres via hjemmesiden. Også her er det vigtigt at de hvert år bliver mindet om hjemmesidens eksistens. Pjecer o.lign. Miljøstyrelsen har udarbejdet en pjece om badning i vand med algeforekomster. Pjecen kan rekvireres fra Miljøbutikken. Boks 3-2.
3.1 PrognoserFor badegæster er det i højere grad udsigterne for de kommende dage end hvad der skete i sidste uge, der er interessant. En forudsætning for at opstille prognoser er viden om den normale algeudvikling og betydningen af variationen i de fysisk/kemiske og meteorologiske forhold. Denne viden kan stamme fra den givne badevandslokalitet eller fra sammenlignelige lokaliteter. Prognoser kan være kvalitative og bygge på tidligere erfaringer om sammenhæng mellem parametre som vejrforhold, saltholdighed og algeforekomster i den forudgående periode. Eventuelt sammenholdt med algevarsler fra andre kilder. Hvilke parametre der er relevante må vurderes for den enkelte lokalitet. For Østersøkysterne giver varsler om store forekomster i den centrale Østersø sammenholdt med de aktuelle vejr- og strømforhold for eksempel et godt grundlag for at vurdere risikoen for opblomstringer af den giftige Nodularia spumigena. Præcise kvantitative prognoserne kræver modeller, som kalibreres med indsamlede data. Modellerne kan spænde fra simple empiriske modeller til avancerede dynamiske modeller. Data kan indsamles ved kontrolbesøg eller med on-line måleinstrumenter, der løbende måler for eksempel saltholdighed, mængden af alger og/eller mængden af blågrønalger. Operationelle prognoser opnås ved at bruge dynamiske modeller, hvori de tilgængelige data assimileres. For danske kystområder er der udviklet et varslingssystem, som testes for et antal marine strande gennem sommeren 2001. Systemet bygger på et abonnementssystem, hvor hver kommune kan abonnere på prognoser for specifikke områder. Varslingen omfatter i øjeblikket kun pathogene bakterier, men forventes på længere sigt også at kunne opstille algeprognoser. 4 Badevandskontrol af algerBekendtgørelsen og vejledningen om badevand, badestrande og badevandskontrol angiver en række kontrolparametre, som er tegn på store koncentrationer af alger, herunder giftige arter (se kapitel 7). Parametrene er givet i kursiv i Tabel 2-2, hvoraf det også fremgår, hvornår parametrene tyder på store algeforekomster er. Den eksisterende badevandskontrol giver således langt hen ad vejen grundlag for at vurdere, om der er aktuelle problemer med algeforekomster. Følgende elementer bør dog overvejes i forbindelse med den løbende kontrol:
Kontrol-programmet tilpasses den enkelte lokalitet under hensyntagen til risikoen for opblomstringer af giftige alger, således at der er ekstra opmærksomhed på de strande, hvor erfaringen viser, at der er en potentiel sundhedsrisiko, eller der ofte optræder store ansamlinger af alger. Tre væsentlige principper at have for øje under planlægningen af tiltag er:
For at have en kvalificeret baggrund for at tilrettelægge kontrolprogrammmet bør badevandsprofilen beskrives. Badestrandsprofilen med hensyn til alger omfatter en beskrivelse af hvilke algegener, der forekommer, hvilke alger der er tale om, og om de udgør en sundhedsmæssigrisiko. Profilen kan bygge på tilgængeligt materiale. I nogle tilfælde kan det være nødvendigt at fremskaffe baggrundsviden via undersøgelser, f.eks. for at klarlægge artssammensætningen i årligt tilbagevendende opblomstringer og bestemme om opblomstringerne er toksiske og i givet fald hvilke toksiner der er tale om. Badevandskontrollørerne skal være trænede i at observere algeforekomster, ikke alene i form af observationer på selve badevandsstationen (vandgennemsigtighed o.lign.), men også tegn på algeansamlinger langs strandkanten og i vegetationen. I forbindelse med den løbende badevandskontrol anbefales det at mistanke om større algeforekomster og specielt giftige alger fører til undersøgelser der:
I kapitel 7 er givet baggrundsinformation, som kan hjælpe, når årsagen til at badevandskravene er overskredet skal findes. Tabel 4-1 giver forslag til overvågningstiltag. De 3 trin i tabellen svarer til indsatstrinene i Tabel 2-1. Tabel 4-1. Ovennævnte anbefalinger adskiller sig fra den eksisterende kontrol ved at inddrage undersøgelser af vandprøver for Alger og Klorofyl og for Toksicitet. Alger og klorofyl Målet med undersøgelserne er at få et forvarsel om opblomstring af giftige alger og i situationer hvor opblomstringen er tilstede, at følge udviklingen i denne. De giftige alger kan ikke identificeres med sikkerhed i felten. Vandets farve, skumdannelse og døde dyr kan give indikationer på giftige forekomster (Boks 7-2 og Boks 7-3), men hvis der er behov for mere præcis information er det nødvendigt at bruge algeindikatorer som artssammensætning, klorofyl og pigment. I kapitel 6 findes en nærmere omtale og kommentarer til de i tabel 2-2 foreslåede indikatorer. Procedurer udarbejdes for hver badestrand under hensyntagen til lokalitetens karakteristika mht. algeforekomster, årstidvariation, geografisk variation, andre kilder til information etc. Generelt kan badevandskontrollen koncentreres om blågrønalger, men man skal være opmærksom på den potentielle sundhedsrisiko, som andre giftige alger udgør. Det gælder i særlig grad i kystområderne, hvor andre typer giftige alger med mellerum danner giftige opblomstinger (se kapitel 7). Det er normalt planktonarter, der er årsag til sundhedsrisici. Man skal dog være opmærksom på, at blågrønalgebelægninger på sten ligeledes kan være giftige (se kapitel 1 og 7). Tidlig varsling af algeopblomstringer kan operationaliseres ved brug af automatiske målesystemer. Der findes i dag sensorer, som giver mål for den totale mængde klorofyl og for mængden af de forskellige algegrupper (se kapitel 6). Anvendelse af dynamiske modeller er en anden metode, der både kan give forvarsler og prognoser. Sammenlignet med bøjemålinger og observationer på udvalgte stationer har modeller den fordel, at de dækker et stort geografisk område. Toksicitet Som tommelfingerregel er større forekomster af blågrønalger ensbetydende med tilstedeværelse af algetoksiner. Artssammensætningen giver en indikation af, hvilke toksiner der er tilstede (se kapitel 7). En sikker identifikation kræver toksicitetstest og toksinanalyser. For andre algetyper, såsom giftige furealger, kan man hyppigt forudsige præcist, hvilke algetoksiner der kan være tale om, men ikke om de de facto er tilstede og i givet fald i hvor høje koncentrationer. Hvis der optræder større koncentrationer af potentielt giftige alger (trin III i Tabel 2-1 og 3-1 samt niveau C og D i Tabel 2-2), skal de ansvarlige myndigheder tage stilling til, om og i givet fald hvordan der skal undersøges for forekomst af toksiner. Det anbefales altid at gennemføre sådanne undersøgelser, hvis der er tegn på toksiske effekter i miljøet eller på mennesker og husdyr. Med mindre toksinsammensætningen kan forudsiges med rimelig sikkerhed ud fra artssammensætningen (for eksempel producerer Nodularia alene nodularin) anbefales det at få udført en toksicitetstest. Det kan være en musetest eller hvis toksinsammensætningen er forudsigelig andre test/analyser som invertebrattest, ELISA, PPI-assay, HPLC-analyser. Metoderne er nøjere beskrevet i kapitel 6. Normalt kan testene give en indikation af toksiciteten inden 24-48 timer. Musetesten giver et samlet udtryk for toksiciteten for pattedyr. Observationer af musenes reaktioner giver en indikation af, hvilken type toksiner der er tale om (nervetoksiner, levertoksiner etc.). Hvis toksicitetstesten er positiv, kan kilden - og dermed også potentielle effekter - identificeres mere præcist ved assays eller kemiske analyser (Boks 6-1) for udvalgte markør-toksiner. Markør-toksiner4 vælges ud fra musetesten (der indikerer gifttype) og artssammensætningen (dominans af M. aeruginosa peger f.eks. typisk på forekomst af microcystin, Tabel 7-2). I kapitel 6 findes en nærmere omtale og kommentarer til toksicitetstest og toksinanalyser.
5 StrategierI boks 5-1 og 5-2 er givet forslag til strategier for tiltag i forbindelse med algeopblomstringer for:
Detaljer om de enkelte aktioner er givet i kapitel 2-4 og 5. Boks 5-1.
6 Undersøgelsesmetoder
6.1 FeltundersøgelserDen almindelige badevandskontrol omfatter udover de bakterielle undersøgelser:
I relation til Algeproblemer ved badestrande anbefales det yderligere at:
For nogle badestrande er forekomsten af algeproblemer sammenfaldende med fald i saliniteten. Her anbefales det at:
Måling og prøvetagning i felten Sigtdybden. Måling udføres med en hvid skive på 30 cm i diameter med et lod på undersiden. Loddet under skiven skal være tungt nok til at holde linen lodret. Skiven ophænges i en line eller wire, som ikke kan strække sig. På linen/wiren er afmærkning for hver 10 cm. Skiven sænkes ned i vandet, til den forsvinder og trække derefter op, til den lige netop er synlig. Målingen skal foretages, således at solglimt ikke giver reflekser på vandoverfladen. Målingen foretages om muligt på 1 m vand og helst fra badebro for at undgå ophvirvling af bundmateriale. På lavvandede kyster gennemføres målingen på så stor dybde som muligt men inden for det område, hvor der bades. Hvis der er sigt til bunden, angives sigtdybden som >" " (=vanddybden) m, dvs. normalt > 1 m. pH måling iflg. Dansk Standard. Sker bedst på stedet. Misfarvning, skum etc. Se kapitel 7. Måling af salinitet. Måles på stedet med salinometer eller refraktometer. Målingen kan operationaliseres ved opsætning af automatisk måleinstrument, der kontinuert sender data til de ansvarlige for badevandskvaliteten. Udtagning af alge- og toksinprøver. Prøver udtages så vidt muligt på ca. 1 m vand - se under sigtdybde. Det tilstræbes, at der hvirvles så lidt sediment op som muligt. Prøvetagningen bør derfor helst ske fra badebro. Hvis dette ikke er muligt, bør prøvetageren placerer sig, så "forurening" af prøven undgås (f.eks. med front mod strømmen). Er der en meget ujævn fordeling af alger, noteres dette, og der udtages repræsentativ prøve/prøver. Til prøvetagningen af alger bruges plastikbøtter, plastikdunke, brune glasprøveflasker eller lignende. Det er vigtigt, at beholderen er grundigt renset og skyllet, så den ikke indeholder rester fra tidligere brug eller fra rensningen. Vandprøven udtages under overfladen, idet dunken/flasken sænkes ned i vandet med åbningen ned af og vendes i "albuedybde", hvorfra den fyldes. Hvis der ved prøvetagningen er usikkerhed om, hvor mange analyser der skal udføres, indsamles 5-10 liter. For samtlige vandprøver gælder det, at de skal opbevares mørkt og køligt under transporten fra prøveområdet til laboratoriet, samt i laboratoriet inden yderligere oparbejdelse. Den samlede transport og opbevaringstid må ikke overskride 24 timer. Vandprøve til kvalitativ og kvantitativ opgørelse af artssammensætning af alger:
Automatiske målestationer (bøjer) giver kontinuerte målinger, som via kommunikationssystemer sendes direkte til en server på land. Afhængigt af formålet kan stationen instrumenteres simpel (ét instrument) eller med en række som fluorometer eller spektroradiometer, der måler alge-indikatorer som klorofyl og pigmenter og CTD, autoanalyser, ADCP etc. til måling af parametre som salinitet, næringsstoffer, strøm m.m. Data kan, alt efter hvordan systemet bygges op, give den ansvarlige myndighed løbende information, direkte eller ved integration i dynamiske modeller. Samme information kan præsenteres for borgerne på hjemmesiden. Løsningen er især relevant, hvor der kan ske en kobling mellem badevandskontrollen og den almindelige recipientovervågning. Kortlægning af en algeopblomstring i havet kan ske på flere måder. Den hyppigst anvendte strategi er at observere og tage prøver fra skibe. Er algerne samlet i tætte koncentrationer ved overfladen, er "remote sensing" (jordobservation) en effektiv metodik, som giver et hurtigt overblik over store områder. Flyovervågning har været brugt med succes ved kortlægning af blågrønalgeopblomstringer langs Østersø-kysterne. Et problem ved almindelig flykortlægning, hvor der tages still foto eller videofilm, er imidlertid, at det ikke er muligt at identificere algerne fra luften. Der opstår også ofte tvivl om der reelt er tale om alger eller om sediment. Brug af farve-scannere monteret på fly eller satellitter kan delvist afhjælpe det sidste problem, idet de giver mulighed for at skelne mellem alger og sediment. Bortset fra blågrønalger er denne teknik derimod ikke brugbar til at identificere de enkelte algegrupper på nuværende tidspunkt. Fly-overvågning skal derfor kombineres med prøvetagning fra skib eller fra kysten. Satellitovervågning er på grund af den ringe opløsning endnu kun effektiv i større åbne havområder som Østersøen, Kattegat og Nordsøen, men nye sensorer med bedre opløsning er for nyligt sendt i kredsløb, og flere er på vej, så det bliver muligt at også analysere mere kystnære områder. Bearbejdede satellit-billeder vil ofte være tilgængelige på internettet under store opblomstringer af blågrønalger i Østersøen. På internettet kan der ligeledes løbende findes information fra "ships-of-opportunity" målinger af algesituationen i Østersøen. 6.2 Algeundersøgelser i laboratorietScreening for giftige alger. Screeningen skal fokusere på, om enkelte arter er ved at blive dominerende, og i givet fald hvilken algegruppe de tilhører. Der skal være speciel opmærksomhed på dominans af furealger og blågrønalger. Med hensyn til blågrønalgerne bør dominans af gruppen som helhed (og ikke nødvendigvis af enkelt arter) give anledning til ekstra vurdering af situationen. Screening af algeprøver for forekomst af giftige arter og vurdering af koncentrationen af alger kan gennemføres af ikke-eksperter efter en tilbundsgående oplæring. I tilfælde af tvivl, bør eksperter konsulteres (se nedenfor). Ved screening af prøver bruges ved tynde prøver (niveau A i Tabel 2-2) et 10 ml's sedimentationskammer, der fyldes med den indsamlede lugol-prøve, efter at prøveflasken er vendt op og ned flere gange (se Teknisk Anvisning for Marin Overvågning, Fytoplankton. DMU). For mere tætte prøver anvendes et celletællekammer. Tællekammeret har den fordel, at prøverne ikke skal sedimentere, og der kan anvendes ukonserveret prøvemateriale. Det noteres, hvilke algegrupper og hvis muligt arter der dominerer samfundet. For at kunne følge udviklingen, bør prøverne oparbejdes af den samme person hver gang, og der kan laves en semikvantitativ vurdering efter følgende skala:
Kvantitativ prøvebearbejdning. Nøjere undersøgelser inklusiv kvantitative opgørelser kan kun udføres af eksperter og bør følge de tekniske anvisninger til det nationale overvågningsprogram. I den aktuelle sag afgøres det, om oparbejdning skal ske til celleantal eller volumen/biomasse, samt hvor detaljeret bestemmelsen af organismer skal være. Klorofylanalyser måles iflg. DS. Analysen er rutine-ydelse hos danske miljøanalyselaboratorier. Pigmentanalyser. Der findes ikke en DS metode for måling af pigmenter. Det anbefales at følges Schlüter & Havskum (1997). Kommentarer til algemetoder Mikroskopering af vandprøve for screening af algesammensætning. Forudsat at der sker en oplæring, kan screeningen foretages af teknikere på de laboratorier, der udfører den almindelige badevandskontrol. Prøvetagning kan ske i forbindelse med den eksisterende badevandskontrol. Fordel: Kan udføres hurtigt og uden avanceret udstyr. Negativt: Laboratorierne har ikke algeeksperter, som kan hjælpe i tvivlstilfælde. Det kan undgås ved at sende prøverne til algeanalyselaboratorier. Mikroskopering af vandprøve for kvantitativ bestemmelse af algesammensætning. Sikker artsbestemmelse og kvantificering kræver ekspertviden. For blågrønalger kan artsbestemmelse og kvantificering være vanskelig. På basis af erfaringer om sammenhæng mellem forekomst af enkelte arter og forekomst af algetoksin kan kvantificeringen i nogle tilfælde begrænses til udvalgte arter. Fordel: Giver indikationer om, hvilke arter der er problematiske, hvilket er af værdi for planlægning af screening og af fremtidig overvågning. Negativt: Da algetoksinerne kan optræde hos flere arter, kan det ikke generelt anbefales at fokusere ensidigt på enkelte arter. Klorofylanalyse. Udfra eksisterende erfaringer kan der fastlægges en grænseværdi, som udløser undersøgelse af algesammensætningen og skærpet opmærksomhed om algeudviklingen. Analysen indgår allerede i recipientovervågningen, så oplysningen kan "lånes" herfra, såfremt der findes en repræsentativ station i nærheden af badestranden, og målingerne sker hver fjortende dag eller hyppigere. I tabel 2-2 er der foreslået en grænse på 10 m g klorofyl pr liter. I tilfælde med dominans af for eksempel blågrønalger (trin B og C) kan klorofylanalyse kombineret med screening for algesammensætning give tilstrækkeligt grundlag til at vurdere situationen. Fordel: Rutinemetode på laboratorierne. Mange prøver kan analyseres samtidig. I nogle tilfælde måles klorofyl allerede på nærliggende station. Negativt: Resultat foreligger først den følgende dag. Pigmentanalyse. Udfra pigmentsammensætning kan man identificere de dominerende algegrupper og estimere deres biomasse udtrykt som klorofyl-ækvivalenter. For blågrønalger vil et sådan mål for gruppen som helhed give en god indikation for tilstedeværelse af cyanotoksiner (over 90% af alle blågrønalgeopblomstringer producerer toksin, se kapitel 7). Hvis andre algegrupper bliver dominerende og/eller deres biomasse øges markant, er en mikroskopisk analyse nødvendigt for at afgøre, om der er tale om dominans af en giftig art. En undtagelse er G.-mikimotoi-gruppen, der danner giftige opblomstringer i havet. Denne gruppe kan identificeres på forekomsten af markør-pigmentet gymnodiaxanthin. Fordel: Giver et kvantitativt mål, der ikke kræver special- kendskab til algearter. Mange prøver kan analyseres samtidigt. Negativt: Kræver avanceret udstyr (HPLC). Resultat foreligger den følgende dag. 6.3 Toksicitetstest og toksinanalyserTil identifikation og kvantificering af algetoksiner og deres toksicitet eksisterer der i dag flere testmetoder (Boks 6-1). Metoderne varierer i sensitivitet og selektivitet (Figur 6-1), hurtighed og pris. Af de mest anvendte metoder er: bioassay på en udvalgt organisme (f.eks. mus, krebsdyr og bakterier), ELISA (Enzyme-Linked Immuno Sorbent Assay) og enzym-inhiberingsassays samt detektion ved højtrykskromotografi (HPLC). Der findes derudover en række andre metoder efter de samme principper, men disse er ikke implementerede på danske laboratorier. Generelt giver bioassay et billede af den samlede toksicitet, mens de øvrige metoder mere eller mindre præcist identificerer specifikke toksiner. Toksicitetstest og toksinanalyser skal udføres på laboratorier med erfaring inden for denne type analyser (se Appendix B). Boks 6-1.
Figur 6-1. Kommentarer til toksicitetstest og toksinanalyser Da der ikke eksisterer én testmetode, som er i stand til at måle for alle naturligt forekommende algetoksiner, skal der tages stilling til, hvilket præcisions- og identifikationsniveau der ønskes, før der vælges testmetode. I det følgende gives en kort beskrivelse af metodikkerne. Bioassays giver i princippet et uspecifikt mål for toksiciteten uden hensyn til toksinsammensætningen. Musetest er den internationalt anerkendte og mest anvendte metode til detektion af algetoksiner i fødevarer (primært muslinger). Det har længe været diskuteret om musetest kan tillades set fra et dyreetisk synspunkt, men der er stadig ikke fundet en brugbar alternativ metode. Musetest er derfor stadig den internationalt anerkendte metode, når potentielle humantoksiske effekter af algetoksiner skal vurderes. Metodens styrke er, at testorganismen er et pattedyr, hvis reaktion ligner menneskers, samt at den registrerer tilstedeværelsen af alle (slags) toksiner, og man behøver dermed ikke kende toksinprofilen. Metoden giver således, til forskel fra de kemiske analyser, et udtryk for den totale toksicitet. Udfra musenes reaktion får man indikation af, hvilke typer toksiner der er tilstede (levertoksiner, nervetoksiner osv.), men man skal være opmærksom på, at effekten af én type kan dække over andre typer. Metodens svaghed er, at den ikke er særlig følsom (Figur 6-1). Se Bilag B. Af andre bioassays kan nævnes test med invertebrater, bl.a. saltsørejen Artemia salina og Daphnia, bakterier (Microtox assay) og levende celler. Fælles for disse test er, at deres anvendelighed kan variere med toksinsammensætningen, hvilket man skal være opmærksom på, når resultaterne vurderes. Immunologiske assays er udviklede til specifikke toksiner, men krydsreagerer med beslægtede forbindelser, herunder derivater. Man skal således være opmærksom på forekomst af falsk positive. Reaktion med derivater er normalt ikke problematisk, da assays hyppigst er udviklet mod de mest giftige typer toksin. ELISA (Enzyme-Linked Immuno Sorbent Assay) er en hurtig, følsom (Figur 6-1) og let-håndterbar metode, der ikke kræver dyrt udstyr at gennemføre. Der er fremstillet antistoffer for de mest almindeligt forekommende microcystiner, bl.a. microcystin-LR. Detektionsgrænsen er ned til 100 pg pr liter. Antistoffer kryds-reagerer med andre microcystin-varianter og nodularin i forskellig grad, hvilket i nogle tilfælde kan medføre en underestimering af toksinkoncentrationen, som udtrykkes i microcystin-LR ækvivalenter. Ydermere kan der forekomme microcystin-varianter, der ikke kan detekteres ved denne metode pga. manglende binding imellem toksinet og de anvendte antistoffer. På nuværende tidspunkt findes der kommercielt tilgængelige ELISA's til detektion af microcystiner. Biokemiske assays. Den mest benyttede enzym-test er proteinfosfatase inhiberingsassay (PPI-assay), som benyttes til detektion af levertoksiner, bl.a. microcystiner og nodularin. Toksiciteten af levertoksiner kan tilskrives deres specifikke hæmning af de celleregulerende enzymer proteinfosfatase. Denne egenskab udnyttes ved proteinfosfatase inhiberingsassayet, hvor hæmningen af proteinfosfatase benyttes til kvantificering af toksinerne. Denne metode er, ligesom ELISA-metoden, hurtig, følsom (detektionsgrænsen er ca. 100 pg pr liter) og let-håndterbar, mens den ikke er i stand til at skelne imellem forskellige microcystin-varianter. Den giver således et samlet udtryk for vandprøvens indhold af levertoksiner. Der eksisterer ydermere et Acetylcholinesterase inhiberingsassay, der kan benyttes til detektion og kvantificering af nervetoksinet anatoxin-a(s). Kemiske analyser. Til detektion og kvantificering af specifikke toksiner er Højtryksvæskekromatografi (HPLC) i dag den mest benyttede metode; eventuelt koblet sammen med et massespektrometer (MS). Der findes standardmetoder til analyse for alle de almindeligt kendte toksiner. HPLC-metoden til kvantificering af levertoksinerne microcystin og nodularin er identisk, mens der skal bruges andre HPLC-metoder til kvantificering af nerve- og saxitoksiner. Det er derfor vigtigt, at man ved, hvilke toksiner man forventer at finde i vandprøven, inden HPLC-kørslen påbegyndes. Fordelen ved HPLC er, sammenlignet med de ovenstående beskrevet metoder, at den er selektiv og giver et præcist overblik over tilstedeværende toksiner. Detektionsgrænsen for HPLC-metoden (ca. 400 ng pr liter) er lavere end for musetesten, men højere end for ELISA og enzyminhiberingstesten. En ulempe ved metoden (og andre kemiske metoder) er, at en sikker detektion og kvantificering kræver at standarder for hver enkelt toksin, dvs. man skal vide, hvilke toksiner man leder efter og standarder skal være tilgængelige. For microcystin er der i dag identificeret over 50 derivater, mens der kun er tilgængelige standarder for et begrænset udvalg. Problemet omgås ved at bruge en tilgængelig standard, normalt det højtoksiske microcystin-LR. På den måde fås en koncentration, der svarer til den værst tænkelige situation. Selve HPLC-udstyret er en dyr investering, men når apparaturet og rutinen er indkørt, er det en billig, hurtig og objektiv metode til detektion og kvantificering af kendte toksiner i alger og vand.
7 Baggrundsinformation7.1 Tegn på algeproblemer i badevandGener som følge af algeforekomster i fersk- og havvand skyldes både bundlevende alger og planktonalger. De bundlevende alger omfatter løstliggende trådalger og måttedannende blågrønalger (også kaldet blågrønalgebelægninger). På den modstående side er de tre typer generende alger kort beskrevet. En række tegn indikerer, at der er større algeforekomster på badestranden og dermed risiko for gener for badende og andre gæster. Nogle af disse, såsom vandets gennemsigtighed og farve, er nævnt i Badevandsbekendtgørelsen, som giver en oversigt over de vigtigste parametre, der kan bruges til at vurdere, om der er algeproblemer ved badestranden. Vandets gennemsigtighed og farve Ifølge den nuværende vejledning skal gennemsigtigheden (= sigtdybden) på badevandslokaliteter være større end 1 m. Begrundelsen er, at mindre sigtdybde kan skyldes alger, og at algerne kan være giftige. Uklart vand skyldes en række faktorer (Boks 7-3). Oftest kan årsagen ikke identificeres i felten, men kilden til misfarvningen kan indkredses udfra farven (se Tabel 7-1), så der på stedet kan tages stilling til relevant prøvetagning. Skum, olie og lugt Udover misfarvning af vandet kan masseopblomstringer af alger medføre skumdannelse, give olielignende film på vandoverfladen og være ildelugtende. Alle tegn nævnes i Badevandsvejledningen (MST 1985), uden at de dog er specifikt møntet på alger (se Boks 7-2). Særligt uklart, misfarvet vand og skumdannelse indikerer, at der er risiko for forekomst af giftige arter. Skumdannelsen opstår, når store mængder alger lækker overfladeaktive stoffer. Det findes langs strandkanten og andre steder, hvor strøm samler ekstra store mængder alger. Fænomenet kendes især hos blågrønalger, kiselalger og en enkelt stilkalge-slægt (Phaeocystis). Lugt i forbindelse med algeopblomstringer kan skyldes kemiske stoffer, der produceres af algerne. Stofferne lækker især fra algerne, når de er ved at dø. Ilde lugt opstår også, når algerne rådner. Andre tegn på algeopblomstring og giftige alger Mange døde dyr, husdyr der bliver syge og i værste fald dør af at drikke vandet, samt badegæster med hudirritationer, maveproblemer og andre former for ildebefindende kan være tegn på giftige alger. Derudover bør man, som det fremgår, være opmærksom på algebelægninger på sø- og havbund samt sten. Boks 7-1.
1 Trådalgeernes tråde kan normalt erkendes, i modsætning til planktonalgerne der giver en ensartet farvning af vandet eller danner fnug (sidstnævnte ses hos nogle blågrønalgearter)2 Fra danske farvande kendes også én enkelt furealge-art, der er grøn og danner grønne opblomstringer Årstidvariation og vejrets betydning Algeopblomstringer optræder hovedsageligt fra maj til oktober, dvs. i badesæsonen. Da arternes vækst ikke topper på de samme tidspunkter, kan årstiden give et fingerpeg om, hvilke alger der er dominerende i en opblomstring (Figur 7-1). Højsæson for blågrønalgeopblomstringer er i juli-september, men de kan forekomme i hele badesæsonen. Figur 7-1. Ved observation og vurdering af badevandsforhold er det vigtigt at observere vejrforholdene i den forudgående periode samt inddrage prognoser for perioden frem til næste planlagte kontrolbesøg (Figur 7-2). Næringsrigdom, sol og lave vindhastigheder fremmer generelt udviklingen af planktonopblomstringer. Specielt i forbindelse med højtryk skal man være opmærksom på risikoen for algeopblomstringer. Et forvarsel om opblomstringer i havet er en regnfuld periode med stor afstrømning fra land. Herved tilføres ny næring, der kan danne grobund for en opblomstring. Efterfølges en sådan periode af stille solrigt vejr, er der stor risiko for algeopblomstringer. Er det mere eller mindre vindstille, har algerne mulighed for at placere sig det sted i vandsøjlen, hvor de får de bedste vækstforhold. Det vil typisk være ved overfladen (Figur 7-2). Specielt blågrønalger vil samles lige ved overfladen (Boks 7-1). Vindstuvning og havstrømme er årsag til ekstraordinært høje cellekoncentrationer langs søbredder og kyster med deraf følgende skumdannelse hos nogle arter (se Figur 7-2). Figur 7-2. Artsidentifikation Hvorvidt det er nødvendigt at få en nøjagtig artsidentifikation, må vurderes i den enkelte situation. Som udgangspunkt bør man foretage en nærmere undersøgelse i tilfælde, hvor der er mistanke om forekomst af arter med humantoksiske effekter. Identifikation af alger er nærmere omtalt i kapitel 6. 7.2 Giftige algerKun et mindre antal planktonarter producerer toksiner, der udgør en sundhedsrisiko for mennesker og dyr. Arterne tilhører flere taksonomiske algegrupper, hvoraf de vigtigste og deres karakteristika er beskrevet i Boks 7-4 og Boks 7-5. Det største antal findes inden for furealgerne og blågrønalgerne, men også Raphidophyceerne og Stilkalgerne omfatter en del toksinproducerende arter. Blandt kiselalgerne er der få kendte giftige arter, men de seneste års forskning tyder på, at listen over problemarter er længere end hidtil antaget. Både fure-, kisel- og blågrønalgerne producerer potente gifte, der påvirker mennesker, mens Raphidophyceerne og Stilkalgerne er kendte for deres toksiske effekter på laverestående dyr, herunder fisk. Boks 7-4.
7.3 Giftige blågrønalgerMasseforekomster af planktoniske blågrønalger (Boks 7-5) er almindelige i eutrofe søer og i Østersøen. Under masseopblomstringer kan koncentrationen af blågrønalgernes toksiner, cyanotoksiner, blive så høje, at de giver ildebefindende hos mennesker og medfører død hos større dyr som hunde og fugle. I eutrofe danske søer er opblomstringer af blågrønalger et årligt tilbagevendende fænomen i sommer og efterårsmånederne med særligt store forekomster fra juli-september. Generelt fremmes deres forekomst og dominans af høje temperaturer. Risikoen for massive opblomstringer kan desuden vurderes på basis af koncentrationen af totalfosfor (TP). I Danmark optræder de massive opblomstringer i dybe søer, hvor middelsommerkoncentrationen er større end 0,01 mg P pr liter, mens tærskelen i lavvandede søer er 0,1 mg P pr liter. I de lavvandede søer falder betydningen af blågrønalger igen ved TP koncentrationer over 0,5 mg P pr liter, hvor grønalger bliver dominerende. For nærmere beskrivelse af de bagvedliggende analyser henvises til Kaas et al 1999. I havet optræder massive opblomstringer af blågrønalger normalt kun i brakvandsområder. De hyppigste forekomster ses langs Østersø-kysterne. Forekomsterne er tæt forbundet med udviklingen i den centrale del af Østersøen, hvor algerne blomstrer op hvert år. Som i ferskvand er risikoen for kraftige blågrønalgeopblomstringer særlig stor ved længerevarende højtryk i juli-august. Ved længerevarende østlige vinde breder algerne sig fra den centrale Østersø til danske Østersø-kyster og i meget sjældne tilfælde til Kattegat. Lokal spiring af hvilesporer (akineter) kan også spille en rolle, men det er usikkert i hvor høj grad, det er tilfældet. 7.3.1 ArterneTabel 7-5 angiver de potentielt giftige blågrønalgeslægter, der er forbundet med giftige planktonopblomstringer i danske søer og kystvande. I ferskvand er det specielt arter inden for slægterne Microcystis, Anabaena, Planktothrix, der giver problemer. Man skal dog være opmærksom på, at også andre slægter kan producere toksiner, herunder f.eks. Anabaenopsis, Nostoc og Oscillatoria. De toksiske arter er almindelige i danske søer og ofte blandt de dominerende arter i opblomstringer. Boks 7-5.
Figur 7-3. I havet domineres opblomstringerne af Nodularia spumigena og/eller Aphanizomenon sp. En tredje art tilhørende Anabaena er også almindelig men optræder sjældent i stort tal. Det er kun hos N. spumigena, der er påvist toksiner. Blågrønalgebelægninger på søbredder og havkyster udgør specielt en sundhedsrisiko, som har medført dødsfald hos dyr og givet kraftigt udslæt hos mennesker. Belægningerne er især kritiske, hvis de giftige alger opslemmes i vandet, når det blæser kraftigt, eller når dyr og mennesker træder rundt i algebelægningerne. Også døende algebelægninger udgør en risiko, fordi algecellerne lækker toksiner ud i vandet, så koncentrationerne bliver kritiske. Hunde og kvæg er særligt udsatte, fordi de ynder at slikke på belægningerne, hvorved de risikerer at indtage dødelige mængder toksin. Fra Danmark kendes et eksempel, hvor en hund døde mindre end 1 time efter at have drukket søvand med stærkt nervetoksiske blågrønalger, der stammede fra måtter på bunden. Dødsårsagen blev først fundet efter obduktion af hunden, da søen normalt var klarvandet, og blågrønalger derfor ikke blev anset for en mulig kilde. Tabel 7-2. Det er angivet, hvilke toksintyper og toksiner slægterne kan producere. Alle toksiner med undtagelse af cylindrospermopsin er påvist i danske vandmiljøer (forekomsten af cylindrospermopsin er ikke undersøgt). Kendskabet til toksinprofiler hos danske stammer af potentielt toksiske arter er endnu begrænset.
|
Toksintype |
Toksin |
Primære angreb på mennesker |
Levertoksiner |
Microcystiner |
Angriber primært leveren samt generelt indre epiteler |
Nervetoksiner |
Anatoxin-a |
Angriber nervesynapser |
|
Saxitoksiner |
Angriber nerveaxoner |
Dermatotoksiner |
Aplysiatoxin med flere |
Irriterer huden |
LPS-toksiner |
Arts- og slægtspecifikke endotoksiner |
Irriterer alle epiteler |
Symptomer som følge af kontakt med blågrønalger er angivet i kapitel 1.
Levertoksinerne microcystiner og nodularin er de mest udbredte. Microcystiner er meget almindelige i danske søer med blågrønalgeopblomstringer (Boks 7-7). De produceres af mange forskellige arter (Tabel 7-2), og store forekomster af disse arter indikerer høje toksinkoncentrationer (Boks 7-6), se også afsnit om grænseværdier).
Det samme gælder for Nodularia/nodularin; jo større forekomst af Nodularia spumigena, jo højere koncentrationen af nodularin. Cylindrospermopsin er først for nyligt fundet i Europa og er endnu ikke konstateret i danske søer.
Boks 7-6.
Indikation af mængden af toksin
Høje koncentrationer af microcystin-producerende arter er en god indikation på at koncentrationen af microcystin er høj. Man skal dog være opmærksom på,
|
Nervetoksiner er kun observeret i et mindre antal danske søer (Boks 7-7). Mest markant er
anatoxin-a(s), der har medført fugledød i Knud Sø. Toksinet produceres af Anabaena
lemmermannii, men arten kan ikke bruges som indikator, da opblomstringer i andre søer
ikke indeholder anatoxin-a(s).
Kilden til saxitoxin-forekomsterne i danske søer er ukendt. Så vidt vides optræder toksinerne ikke i høje koncentrationer, og de producerende arter skal derfor findes blandt de arter der (normalt) ikke danner opblomstring.
Anatoxin-a og homoanatoxin-a er ikke fundet i Danmark, men er kendt fra vores nabolande (se nedenfor).
En grov retningslinie for toksinernes relative toksicitet kan udledes fra LD507 hos mus, hvor toksinerne er sprøjtet direkte ind i blodbanen. I følge LD50i.p. er saxitoxin og anatoxin-a(s) henholdsvis omkring fire og omkring to gange mere toksiske end microcystin-LR (MC-LR),. Toksiciteten af anatoxin-a er mindre end MC-LRs (ca. en femtedel) og de øvrige microcystiner er lige så eller mindre toksiske end MC-LR.
Tilstedeværelsen af dermatotoksiner og LPS-toksiner i Danmark er ikke undersøgt. Risikoen for dermatotoksiner må som udgangspunkt anses for lille, da der ikke er observeret tilfælde (symptomerne er kraftige udslæt). LPS-toksiner antages derimod for almindeligt udbredte. De er feberfremkaldende og mistænkes for at være årsag til hud og luftvejsgener.
En oversigt over toksinerne er givet i Bilag A. De danske arter, der typisk producerer toksinerne, fremgår af Tabel 7-2). For mere information henvises til Miljøstyrelsens Miljøprojekt nr 435 (Kaas et al. 1998) og WHOs bog om cyanobakterier (WHO, Chorus og Bartram 1999).
Opblomstringer kan være levertoksiske og nervetoksiske på samme tid (Boks 7-7), ligesom der sandsynligvis ofte er LPS-toksiner til stede. Det skyldes hyppigst, at algesamfundet omfatter flere toksiske arter, der producerer hver sin toksintype. I enkelte tilfælde er forklaringen, at den dominerende art producerer flere forskellige toksintyper.
Boks 7-7.
Screening for cyanotoksiner i danske søer
96 danske søer med forskellige koncentrationer af blågrønalger blev i 1994-1995 undersøgt for toksicitet ved brug af musetest underbygget med HPLC-analyser for microcystiner, anatoxin-a og saxitoxiner. 93% af søerne (=89) gav toksisk reaktion: 59 levertoksisk, 14 nervetoksisk og 21 anden type toksicitet. 13% af søerne viste flere typer af toksicitet. De levertoksiske søer indeholdt alle microcystin. I søerne med nervetoksisk respons blev der i 11 påvist saxitoksiner. Saxitoxiner forbindes normalt med skaldyrsforgiftning forårsaget af furealger, men i midten af 1980erne blev det første gang vist, at blågrønalger også producerer disse meget potente toksiner (Mahmood og Carmichael 1986). I de 3 resterende skyldes den nervetoksiske reaktion anatoxin-a(s). Der blev ikke påvist Anatoxin-a i nogen søer. Ved analyser af blågrønalgeopblomstringer i danske kystvande er det karakteristisk at der påvises nodularin i alle prøver, hvor N. spumigena findes i større antal (opblomstringer i 1995, 1997 og 1999). Det er i overensstemmelse med finske og svenske erfaringer. |
Kilder: Henriksen og Moestrup 1997, Henriksen et al. 1997, Kaas et al 1998, Kaas og Henriksen 2000.
Med den foreliggende viden om cyanotoksinerne er det ikke muligt at gennemføre autoriserede analyser af sundhedsrisici ved badning. Dertil kræves bedre kendskab til toksinerne samt toksikologiske og epidemiologiske undersøgelser.
Erfaringer fra bakterielle undersøgelser viser, at det generelt er meget vanskeligt at påvise entydige sammenhænge mellem badning i "forurenet" vand og infektionssygdomme. Da der er tale om et kompleks samspil (flere forskellige toksiner i forskellige mængder og med forskellige effekter), vil en samlet analyse af risici under alle omstændigheder kræve en kombination af den tilgængelige viden.
Observerede effekter af blågrønalger i badevand (Boks 1-1) dokumenterer, at masseforekomst af blågrønalger - hvor vandet er misfarvet - udgør en sundhedsmæssig risiko. Risikoen kan ikke kvantificeres og afhænger af den badendes følsomhed, varigheden af kontakt med algerne og koncentrationen af alger. Symptomerne forsvinder i løbet af timer - få døgn.
Den største sundhedsmæssige risiko er forbundet med indtagelse af vand. Cyanotoksiner i drikkevand har medført leverskader, dødsfald og øget cancerforekomst (WHO, Chorus og Bartram 1999). Da badende kun i ekstreme tilfælde indtager sammenlignelige mængder vand, og der i tråd hermed ikke er rapporter om tilsvarende tilfælde i forbindelse med badning, vurderes risikoen for alvorlige effekter, herunder kroniske og dødelige, for minimal. Risikoen må dog ikke ignoreres, da indtaget ved badning i tætte algeforekomster kan overstige den af WHO fastlagte grænse for microcystin i drikkevand.
Et særligt problem i forbindelse med en risikovurdering er, at toksinerne potentielt kan findes i vandet, i udtørret skum og akkumuleret i dyr lang tid efter, at algerne er forsvundet; i vandet fra få timer til uger og i tørret skum og dyr fra uger til måneder. Som tommelfingerregel siger man, at koncentrationen af opløste toksiner svarer til 10% af, hvad der findes i cellerne. I situationer, hvor algerne er under nedbrydning eller mases i stykker samt i skum, kan koncentrationer være betydeligt højere.
Nedbrydningen i vand afhænger af mange faktorer som toksinets kemi, lys, temperatur, mængden af nedbrydningsbakterier og mængden af organisk stof. Generelt gælder det, at lys og algepigmenter fremmer nedbrydningen af anatoxiner og levertoksiner. Som tommelfingerregel drejer det sig for anatoxiner om timer og for levertoksinerne om dage til 1-2 uger. Halveringstiden for sidstnævnte er ca 1 dag. Dette sammenholdt med, at strøm og opblanding ofte sørger for hurtig fortynding af toksinerne, sikrer, at toksinerne normalt forsvinder hurtigt, efter at de er lækket til vandet.
Steder, der udgør en særlig risiko, er stillestående vand samt vand i kontakt med frisk eller tørret skum. I stillestående vand kan døende opblomstringer give høje koncentrationer under nedbrydningen og lige efter, at algerne er forsvundet.
Nedbrydningshastigheder for saxitoxin i naturlige miljøer kendes ikke. Et problem ved saxitoxiner er, at nedbrydningsprodukterne i flere tilfælde er mere giftige end det oprindelige toksin.
WHO giver anbefalinger til grænseværdier for microcystiner i drikkevand og i badevand (WHO, Chorus og Bartram 1999). De samme værdier kan anvendes for nodularin, hvis toksicitet er identisk med microcystin-LR (MC-LR).
For de øvrige cyanotoksiner og andre algetoksiner er det toksikologiske grundlag for spinkelt til at definere grænseværdier.
WHOs grænseværdi for drikkevand er 1 m g MC-LR pr liter. Værdien bygger på toksikologiske undersøgelser af mus og grise (som anses for tæt beslægtede med mennesker i denne sammenhæng). Den er beregnet med henblik på at beskytte mennesker, der indtager toksiner dagligt over en længere periode.
Da de øvrige microcystiner har lavere toksicitet end MC-LR, skulle man i princippet omregne de enkelte toksiner toksicitet til MC-LR ekvivalenter. Da det er forbundet med praktiske problemer (f.eks. usikkerhed om omregningsfaktorer for enzymassays), bruges i praksis en konservativ tilgang, hvor toksiciteten af alle microcystiner sættes lig med MC-LRs.
For badevand har WHO defineret 3 risikogrupper for blågrønalger i badevand. De er udarbejdet på baggrund af eksisterende litteratur om såvel effekter ved indtagelse af vand som effekter ved kontakt. Da microcystinproducerende blågrønalger er de mest udbredte i badevand og samtidig de bedst undersøgte, er retninglinierne primært rettet mod forekomster af denne gruppe. Specifikt tager de udgangspunkt i drikkevandsgrænseværdien for microcystin og en antagelse om, at en gennemsnitssvømmer indtager imellem 100-200 ml vand under svømning. WHOs tre alarmniveauer er beskrevet nedenfor:
1. Lille sundhedsrisiko
Ved blågrønalgetætheder på ca. 20.000 blågrønalgeceller pr ml - svarende til et blågrønalgedomineret algesamfund med et klorofylniveau på ca. 10 µg chl a pr liter - er der risiko for korttidsgener, som f.eks. hudirritation, kvalme, opkast, og hovedpine. Risikoniveauet er fastlagt ud fra et australsk epidemiologisk studie. Ved blågrønalgetætheder af denne størrelsesorden er der konstateret microcystinkoncentrationer på 2-4 µg pr liter og i enkelte tilfælde helt op til 10 µg pr liter.
2. Moderat til forhøjet sundhedsrisiko
Med stigende blågrønalgetætheder øges risikoen for sundhedsskader. Ved tætheder på 100.000 blågrønalgeceller pr ml svarende til et blågrønalgedomineret algesamfund med et klorofyl niveau på ca. 50 µg chl a pr liter er der ud over korttidsgener risiko længerevarende ildebefindende. Risikoniveauet er fastlagt ud fra grænseværdien for drikkevand. Ved en Microcystis-opblomstring af denne tæthed vil toksinkoncentrationen ofte ligge på ca. 20 µg microcystin pr liter, men den kan nå op på 50 m g microcystin pr liter. Er Planktothix agardhii den dominerende alge, er der risiko for dobbelt så høje microcystin-koncentrationer. Der er således tale om niveauer, der for en gennemsnitsvømmer svarer til samme eller højere niveauer end den anbefalede grænseværdi for drikkevand. For børn, der vejer mindre og sandsynligvis sluger mere vand, er der tale om niveauer på 10 gange TDI8. Ved hyppige svømmeture i vand med disse tætheder er der risiko for kroniske lidelser i form af levercancer og nerveskader. Dertil kommer, at vindstuvning kan øge algetæthed og toksinkoncentration med op til en faktor 1000, og der er stor risiko for skumdannelse langs bredderne af badestrandene.
3. Stor sundhedsrisiko
Ved kraftig skumdannelse eller blågrønalgedominerede algesamfund med klorofyl niveauer >150 µg chl a pr liter, er der risiko for alvorlige sundhedsskader og akutte forgiftninger. Skum kan indeholde toksinkoncentrationer, der er tusinder-millioner gange større end vand med algeceller. Det er målt koncentrationer på op til 24 mg microcystin pr. liter. Beregnet på basis af en LD50 på 5.000-11.600 m g pr kg mus ved oral dosering, vil en dosis på 2 mg microcystin give leverskader hos et barn på 10 kg. Der er ikke rapporteret om dødsfald hos mennesker, som entydigt kan relateres til indtagelse af skum, men talrige dyr er døde efter at have drukket vand med blågrønalgeskum.
Generelt
Afhængigt af ens kendskab til en given lokalitet og til opblomstringerne kan retningslinierne modificeres. Hvis potentielt toksiske arter altid udgør en mindre andel af den samlede blågrønalgebiomasse, kan der accepteres større koncentrationer af alger osv. Hvis der er tale om nervetoksiner, som er mere potente end microcystiner, bør grænseværdierne være lavere.
Generelt anbefales det, at der på basis af viden om sædvanlige algesammensætning og klorofylniveauer defineres "grænseværdier" der er tilpasset til det lokale område. Grænseværdierne kan omfatte giftige såvel som ugiftige forekomster og bygge på cellekoncentrationer eller klorofylværdier. Ovennævnte grænseværdier kan bruges som udgangspunkt.
Giftige alger fra andre algegrupper end blågrønalgerne findes normalt kun i havet. De udgør ikke et problem for badevandskvaliteten, da de meget sjældent optræder i høje koncentrationer herhjemme.
Algerne opdeles i 3 grupper, hvoraf den gruppe, der producerer skaldyrtoksiner, udgør en sundhedsrisiko for mennesker, der spiser muslinger, hvori toksinerne er koncentreret.
Skaldyrsforgiftninger skyldes i de fleste tilfælde furealger, men enkelte kiselalger producerer også skaldyrstoksiner. I Danmark er de mest almindelige producenter af skaldyrstoksiner furealgeslægterne Dinophysis og Alexandrium. Blandt kiselalgerne er toksinproduktion især forbundet med slægten Pseudo-Nitzchia, som også optræder i danske farvande.
Giftstofferne hos de fisketoksinproducerende arter er meget dårligt undersøgt, og der opdages løbende nye toksiner og nye arter med toksiner. I danske farvande danner den fisketoksiske furealge Gymnodinium mikimotoi regelmæssigt opblomstringer, mens opblomstringer af raphidophyceer og stilkalger er mindre almindelige. En art af raphidophyceer har et par gange indenfor de seneste år dannet opblomstring langs Jyllands vestkyst. Udenlandske undersøgelser har vist, at de kan producere nervetoksiner med deraf følgende potentiel risiko for mennesker. Deres forekomst er dog aldrig forbundet med forgiftninger af mennesker.
Nogle arter producerer irriterende stoffer, som ikke kan karakteriseres som toksiske. De bedst kendte eksempler er Phaeocystis og Noctiluca. Der er ikke konstateret effekter på mennesker i Danmark. Fra ferskvand er der endvidere eksempler på hudgener på grund af de høje pH-værdier, som kan findes i tætte algeforekomster.
Som nævnt er effekterne af andre giftige alger i badevand ikke belyst i detaljer. I forbindelse med opblomstringer må situationen vurderes individuelt udfra artssammensætning, tilstedeværelsen af toksiner, observerede tegn på giftvirkninger, kendt risiko etc. Tabel 7-5 giver en oversigt over arter, der har dannet masseopblomstring i danske kystområder med anmærkning om deres eventuelle giftvirkninger. I øvrigt henvises til litteraturlisten for nærmere information.
Tabel 7-4.
Typer af andre giftige alger
Toksingruppe |
Produceres af: |
Toksiner/Effekt |
Skaldyrstoksiner |
Furealger og i sjældne tilfælde kiselalger |
Diarré- og Amnesifremkaldende toksiner
(DSP and ASP) |
Fisketoksiner |
Hovedsageligt stilkalger og raphidophyceer samt enkelte furealger |
Heterogen gruppe, hvoraf mange ikke er
karakteriseret |
Irritantium |
Bedst kendt hos stilkalger og furealger |
Bl.a. alkylsyre og ammonium |
Skaldyrstoksiner
Skaldyrstoksiner har navn efter, hvilken type forgiftning de fremkalder. I danske muslinger er der påvist paralysefremkaldende skaldyrstoksiner (PST) og diarréfremkaldende skaldyrstoksiner (DST). Derudover er der en enkelt gang fundet amnesifremkaldende skaldyrstoksiner (AST). Hver toksingruppe består af en række toksiner, der har indbyrdes relaterede forbindelser, der kan omdannes til hinanden. PSTerne er identiske med saxitoksinerne hos blågrønalgerne og er nærmere omtalt i Bilag A. DST og AST er polyætere, men med vidt forskellig struktur og effekter. DSTernes toksikologiske egenskaber har stor lighed med microcystiner, idet de også hæmmer phosphatase 1 og 2A. En fjerde type skaldyrtoksiner, nervetoksiske skaldyrstoksiner (NST), der ligeledes er polyætere, er ikke påvist i Danmark. Det er karakteristisk, at den enkelte algeart kun producerer én type skaldyrstoksiner.
Fisketoksiner
Fisketoksiner forekommer primært i brak- og havvand. Der er tale om en kompleks og meget dårligt undersøgt gruppe kemiske forbindelser, som ikke er indbyrdes relateret. De mest almindelige forbindelser menes at være galactolipider, polyætere og superoxid radikaler. De enkelte forbindelsers toksicitet er meget usikker. Enkelte toksiner er identificerede og deres kemiske struktur opklaret. Det gælder for eksempel gymnodimin, der bl.a. produceres af den i danske farvande almindelige Gymnodinium mikimotoi, og prymnesin, der produceres af Prymnesium parvum, som danner opblomstringer i danske brakvandssøer. De enkelte fisketoksiske arter producerer normalt flere slags toksiner samtidigt.
Tabel 7-5.
Generende og potentielt giftige arter i danske brakvands- og kystområder.
For blågrønalger henvises til Tabel 7-2. Markante effekter i naturen og toksintyper er angivet. PST=paralysefremkaldende skaldyrstoksiner, DST=diarréfremkaldende skaldyrstoksiner, AST=amnesifremkaldende skaldyrstoksiner. Forekomst: + betyder at arten ikke danner opblomstring, ++ at arten enkelte gange har dannet større opblomstringer, +++ at arten med mellemrum danner opblomstring, og ++++ at opblomstringer er årligt tilbagevendende. 1: på grund af kraftig produktion af ammoniak, 2: lange vedhæng irriterer fiskegæller med deraf følgende kraftig slimdannelse, 3: producerer akrylsyre, normalt ikke i niveauer der medfører fiskedød, 4: findes i brakvandssøer. I ferskvand kendes der generelt meget få giftige alger udover blågrønalger. Fiskedød i en dansk sø har været forbundet med opblomstring af en stilkalge (Chrysochromulina parva), men denne type alger producerer så vidt vides ikke sundhedsfarlige toksiner.
Gruppe |
Slægt/Art |
Forekomst (Farve) |
Markante effekter i Danmark |
Toksiner |
Furealger |
Alexandrium tamarense, |
+ |
Giftige muslinger |
PST |
Kiselalger
|
Chaetoceros |
++++ brun |
Sjældent døde fisk2 |
Ingen |
Haptofytter
|
Chrysoschromulina polylepis, C.
leadbeateri |
++ brun |
Døde fisk |
Fisketoksiner |
Raphido- |
Heterosigma akashiwo |
++ brun |
Døde fisk |
Fisketoksiner |
7 | Den dosis som slår 50% af en testpopulation ihjel. LD50i.p.,
i.p. = ved intraperitoneal injektion.Se også note 9. |
8 | TDI = tolerable daily intake. Se Bilag A under Microcystiner. |
Karakteristik af cyanotoksiner, der potentielt kan forekomme i danske vandmiljøer.
Levertoksiner
Microcystiner (MC) og Nodularin:
Kemi Vandopløselige cycliske peptider. Kemisk meget stabile. Microcystiner: Der er beskrevet over 50 derivater. Hver art producerer 1-flere, men aldrig alle derivater. Nodulariner: Nodularin er den altdominerende forbindelse. Toksiske isomerer findes kun i lave koncentrationer. Toksikologi Ved indtag: Levertoksiner angriber hos mennesker specielt lever- og tarmceller, men giver også skader på lunger, nyrer, milt. Microcystiner kan ved indånding ødelægge næseepitelet. Der er påvist tumorfremmende effekter. Celleniveau: Toksinerne kommer ind i cellerne via transportsystemerne. I cellerne binder de sig stærkt til og hæmmer dermed phosphatase 1 og 2A. Derved nedbrydes cellerne. Kroniskeeffekter: Toksinerne har kumulativ effekt, dvs længere eksponering med lave koncentrationer giver lever- og andre organskader. Toksicitet. Microcystin-derivaterne har varierende toksicitet. Microcystin-LR (MC-LR) er det mest toksiske med en LD50(note ) på ca 50 m g pr kg legemsvægt. De øvrige microcystiner har LD50 fra 50 - >2000 m g pr kg legemsvægt. Toksiciteten ved oral indtagelse er 50-200 gange mindre (LD50 50-200 gange større). Nodularins toksicitet svarer til MC-LR. TDI (note ): WHO anbefaler en grænseværdi for indtagelse på 0,04 m g MC-LR pr kg legemsvægt svarende til 1 m g pr liter drikkevand. Grænseværdien anvendes for alle microcystiner. Da MC-LR er et af de mest potente microcystiner, giver det en "worst case" grænseværdi. Grænseværdien for drikkevand er baseret på en voksen legemsvægt på 60 kg og en gennemsnit indtag på 2 liter pr dag. Det forudsættes, at 80 % af TDI indtages via drikkevand. |
Nervetoksiner
Anatoxin-a og det homologe Homoanatoxin-a
Kemi Lavmolekylære alkaloider Toksikologi Ved indtag/celleniveau: Anatoxin-a og homoanatoxin-a angriber nervesynapser ved at imitere transmitterstoffet acetylcholin, men da de ikke nedbrydes, er stimuleringen vedvarende. De giver ikke kroniske eller carcinogene effekter. Toksicitet: LD50 er 200-250 mg pr kg legemsvægt. Toksiciteten ved oral indtagelse er ca 20 gange mindre. TDI: Der findes ikke nok data til at beregne TDI. |
Anatoxin-a(s)
Kemi: Lavmolekylær alkaloid (et organophosphat) Toksikologi: Ved indtag/celleniveau: Anatoxin-a(s) angriber nervesynapser ved at blokere acetylcholinesterase aktiviteten. Det er ikke undersøgt, om toksinet har kroniske eller carcinogene effekter. Toksicitet: LD50 er 20 mg pr kg legemsvægt. Der er ikke udført forsøg med oral indtagelse. TDI: Der findes ikke tilstrækkelig data til at beregne TDI. |
Saxitoksiner
Kemi: Alkaloider, der omfatter tre grupper: STXs, GTXs og C-toksiner. Ialt er der beskrevet 18 forskellige saxitoxiner. Forbindelsernes toksicitet varierer. Toksinerne kan til en vis grad omdannes til hinanden. Det sker dog normalt kun i døende celler og i dyr der har akkumuleret toksinerne. Hver algeart indeholder (en-) flere toksiner men aldrig alle, og artens toksicitet afhænger af sammensætning og mængde. Mængdeforholdene varierer, så arternes toksicitet ændrer sig. Toksikologi: Ved indtag/celleniveau: Saxitoksinerne angriber nerveaxonmembraner ved at blokere Na+-kanalen. Det er ukendt om toksinerne har kroniske eller carcinogene effekter. Toksicitet: LD50 er 10-600 mg pr kg legemsvægt med stor variation mellem toksinerne. Toksicitet ved oral indtagelse 10-50 gange mindre. TDI: Der er ingen anbefalet TDI i forbindelse med drikke- og badevand. For fødevarer bruges internationalt en grænseværdi på 80 mg STX-equivalenter pr 100 g muslingekød. |
Dermatoksiner
Denne gruppe omfatter aplysiatoxin og debromoaplysiatoxin samt det kemisk anderledes lyngbyatoxin-a. Kendskabet til toksinerne er meget begrænset. Aplysiaotoxinerne aktivierer proteinkinase C og alle 3 toksiner fremmer hudcancer. Aplysiatoxin og lyngbyatoxin-a har nogenlunde samme toksicitet og er lethale for mus i koncentrationer på 300 mg pr kg legemsvægt. |
LPS-toksiner
Lipopolysaccharider (LPS) er en naturlig komponent i gram negative bakteriers cellevæg og dermed også i blågrønalgers (=cyanobakterier). Kemisk omfatter LPS en stor gruppe af varianter med forskellige toksicitet. De enkelte fylogenetiske grupper (f.eks. slægter og arter) har specifikke opbygninger og kombinationer af LPS. LPS er feberfremkaldende endotoksiner.De få undersøgelser der eksisterer indikerer at blågrønalgernes LPS-toksiner er mindre potente end andre sygdomsfremkaldende bakteriers som for eksempel Salmonella. Der er mistanke om, at PLS-toksinerne er årsagen til flere af de sygdomssymptomer der observeres som følge af kontakt med blågrønalger. |
Der er ikke vedtaget en international standard for musetest af potentielle humantoksiske effekter af cyanotoksiner. På basis af den eksisterende standard for musetest af algetoksiner i fødevarer og erfaringer mht. cyanotoksiner har WHO imidlertid opstillet retningslinier for musetest.
Normalt bruges 3 hankøn mus af stammen Swiss Albino.
Toksiciteten testes ved intraperioneal indsprøjtning (i.p.) af 0,1-1,0 ml knuste (lyserede) algeceller. Cellerne knuses med ultralyd eller ved at fryse-optø materialet 3 gange. Frysetørret materialet kan også bruges. Prøven suspenderes i vand. Hvis der skal injiceres mere end 0,5 ml skal det være fysiologisk saltvand.
Musene observeres i 24 timer og slås derefter ihjel (efter sædvanlige godkendte metode). Observationsperioden kan udvides ved svage reaktioner. Hvis der er tale om giftstoffet cylindrospermopsin skal observationperioden være 7 dage. Cylindrospermopsin er endnu ikke fundet i Danmark, men blågrønalger der producerer toksinet er observeret flere steder i Europa gennem de seneste år. Der er således en potentiel risiko omend den anses for lille.
Efter observationsperioden kan der undersøges post-mortem for organskader, specielt på lever og nyrer.
Overordnet giver testen alene oplysning om der er toksiske stoffer tilstede i prøven eller ej.
På grundlag af musenes reaktioner og eventuelle skader på organer kan det med stor sandsynlighed bestemmes hvilken hovedtype af toksin, der er tilstede i prøve (levertoksin, nervetoksin, anatoxin-a(s), andre toksiner). Man skal være opmærksom på, at det hurtigst virkende toksin kan kamuflere reaktionen på andre toksiner.
WHO giver et forslag til angivelse af toksicitetsgraden baseret på den mængde algetørstof der skal til at slå 50% af musene i hjel (LD50) iflg. Lawton et al (1994):
Meget toksisk | LD50 < 100 mg tørstof pr kg mus |
Medium toksicitet | LD50 100-500 mg pr kg mus |
Lav-toksisk | LD50 500-1000 mg pr kg mus |
Ikke-toksisk | LD50 >1000 mg pr kg mus |
I nogle lande skal LD50 være >2000 mg før prøven anses for at være ikke-toksisk.
Dansk litteratur, der giver yderligere information:
Christoffersen K. og Olrik K. (1996). Giftige alger i Esrum Sø. Vand og Jord 3: 21-33.
Christoffersen K. (2000). Er blågrønalger et problem i danske søer? Vand og Jord 7(3): 104-108.
Damsø L., Worm J., Henriksen P. og Moestrup Ø. (1994). Giftige blågrønalger i Danmark. Vand & Jord 5: 195-198.
Garde K., Kaas H., Ditlevsen G.H. og Larsen G. (2001). Giftige blågrønalger i danske farvande. Vand & Jord 8(2): 70-74.
Kaas H. (1998). Algeopblomstringer, skadelige og giftige alger - Faktuelt fra Miljø- & Energiministeriet nr. 12.
Kaas H., Jensen J.P., Henriksen P. og Damsø L. (1998). Blågrønalgetoksiner i bade- og drikkevand. Miljø- og Energiministeriet.
Kaas H., Moestrup Ø., Larsen J. & Henriksen P. (1999). Giftige alger og planktonalgeopblomstringer. TEMArapport fra DMU nr. 27/1999, 64 s.
Olrik K. (1993). Planteplankton - økologi. Miljøstyrelsen. Miljøprojekt nr. 243, 166 s.
Olrik K. (1997). Danmarks Planteplankton. Gads Forlag. 108 s.
Sørensen O. og Christoffersen K. (1996). Algetoksiner i danske søer. Vand og Jord 3: 17-20.
Engelsksproget litteratur:
Chorus, I. (ed., 2001). Cyanotoxins occurrence, cause, consequences. Springer, Berlin.
Christoffersen K. (1996). Ecological implication of cyanobacterial toxins in aquatic food webs. Phycologia (Suppl.) 35(6): 42-50.
Kaas H & Henriksen P (2000). Saxitoxins (PSP toxins) in Danish Lakes. Wat. Res. 34: 2089-2097.
Henriksen P. (1996). Microcystin profiles and contents in Danish populations of cyanobacteria/blue-green algae as determined by HPLC. Phycologia (Suppl.) 35(6): 102-110.
Henriksen P. , Carmichael W.W., An J. & Moestrup Ø. (1997). Detection of an anatoxin-a(s)-like anticholinesterase in natural blooms and cultures of cyanobacteria/blue-green algae from Danish lakes and stomach content of poisoned birds. Toxicon 35: 901-913.
Pilotto L.S., Douglas R.M., Burch M.D., Cameron S., Beers M., Rouch G.R., Robinson P., Kirk M., Cowie C.T., Hardiman S., Moore C & Attewell R.G. (1997). Health effects of recreational exposure to cyanobacteria (blue-green algae) during recreational water-related activities. Aust. N. Zeal. J. Public Health 21: 562-566.
Schlüter & Havskum (1997). Phytoplankton pigments in relation to carbon content in phytoplankton communities. Mar. Ecol. Prog. Ser. 155, 55-65.
WHO "Guidelines for safe recreational water environments", Anon. Vol 1: "Coastal and fresh-waters"(EOS/Draft/98.14). Ikke publiceret. Kan findes på internettet: www.who.int/water_sanitation_health/Recreational_water/eosdraft9814.htm
WHO (1999) "Toxic cyanobacteria in water. A guide to their public health consequences, monitoring and management". Chorus I & Bartram J, editors. For WHO by E & FN Spon, London.
Hjemmesider:
Algemeldinger for Østersøen, Algaline: www2.fimr.fi/algaline/
Algermeldinger fra danske farvande: www.dmu.dk/1_om_dmu/2_afdelinger/3_hav/Alger/arkiv_2001.asp
Amternes fælles badevandsside: www.badevand.dk
EU's Badevandsrapport år 2000 http://europa.eu.int/water/water-bathing/report.html
EU's nuværende badevandsdirektiv http://europa.eu.int/water/water-bathing/directiv.html
EU nyt badevandsdirektiv: http://europa.eu.int/water/water- bathing/index_en.html
EU oversigt over dokumenter: http://europa.eu.int/water/water-bathing
Frederiksborg Amt: www.frederiksborgamt.dk/fs_c2.htm
Miljøstyrelsen om badevand: www.mst.dk/vand/01000000.htm
Naturinfo: www.natur.dk
Århus Amt: www.aaa.dk/nm