Arbejdsrapport fra Miljøstyrelsen, 29/2005 – Effekter af forurenet sediment på bundfauna

Miljøstyrelsen har igangsat en række projekter i årene 2000 og 2001vedrørende håndtering af forurenet sediment fra havne, marinaer og åbne farvande. Hensigten med projekterne er at skabe et overblik over forureningernes karakter, deres effekter, samt over mulighederne for at håndtere og deponere forurenet sediment på en økonomisk og miljømæssig forsvarlig måde.

Nærværende projekt "Effekter af forurenede sedimenter på Bundfauna" gennemgår den relevante litteratur indenfor området og indeholder også en række statistiske analyser gennemført på data indsamlet under EMAP programmet i USA.

Projektet blev igangsat i oktober 2001 og afsluttet i december 2001. Det har været fulgt af en styregruppe bestående af:

Alf Aagaard (formand), Havkontoret, MST
Kjeld Frank Jørgensen, Havkontoret, MST

Rapporten er udarbejdet ved DHI – Vand & Miljø af Flemming Møhlenberg (projektleder) og Kim Gustavson

Sammenfatning og konklusioner

"Effekter af forurenede sedimenter på Bundfauna" gennemgår den relevante litteratur indenfor området og indeholder også en række statistiske analyser gennemført på data indsamlet under EMAP programmet i USA.

Miljøfarlighed af forurenet sediment kan vurderes ved en række forskellige tilgange. I denne rapport fokuseres på undersøgelser som belyser effekten af sedimentforureninger på naturlige bundsyrssamfund. I modsætning til test med enkeltstoffer i eller tilsat sediment og bestemmelse af korttidstoksicitet overfor enkeltarter, så vil tilstanden eller ændringer i bundfaunaen afspejle den realiserede virkning af samtlige toksiske stoffer i sedimentet på hele det biologiske samfund og endvidere integrere påvirkninger fra sedimentets karakteristika (kornstørrelse, organisk indhold etc.).

Den primære ulempe ved denne tilgang er, at den naturlige variation i bundfaunasammensætning er stor og samtidig forekomst af flere forurenende stoffer gør det vanskeligt at identificere enkeltstoffernes bidrag til toksiciteten. For at være istand til at kvantificere effekten af forureninger skal datagrundlaget derfor været stort og de anvendte metoder sammenlignelige. I rapporten er udvalgt 7 undersøgelser, som har inkluderet synoptiske undersøgelser af sediment karakteristika, koncentration af kemiske stoffer samt sammensætning af bundfauna. I 5 af undersøgelserne blev der endvidere gennemført enkeltarts toksicitetstest med marine dyr. Dette muliggør en direkte sammenligning af følsomheder mellem de "realiserede" effekter udtrykt ved ændringer i bundfaunaens sammensætning/kvalitet og enkeltartstestene. Omfanget af prøver/stationer i de enkelte undersøgelser varierede fra ca 40 til mere end 500.

Undersøgelserne viste, at bundfaunaen reagerede på stofkoncentrationer i sedimentet, som var væsentligt lavere end forudsagt af enkeltartsundersøgelserne. I undersøgelserne fra den amerikanske østkyst samt fra Los Angeles og San Diego var det især organiske forureninger, som bidrog til den formodede toksicitet af sedimentet. Alligevel viste en reanalyse af data, at det var tungmetallerne, som bidrog mest til effekterne på bundfaunaen. Endvidere kunne der beregnes effektværdier for Cd, Cu og Pb, som var meget tæt på 2 gange koncentrationerne i diffust belastet sediment fra indre danske farvande. I Chesapeake Bay var det ligeledes tungmetallerne og i mindre grad de aromatiske kulbrinter (fx. benzo(a)pyren), som bidrog mest til at forklare variationen i bundfaunakvaliteten. Derimod var effektbidragene fra PCB-congeners, DDT (og nedbrydningsprodukter herfra) samt pesticider lave, selv om stofferne forekom i relativt høje koncentrationer.

Det var bemærkelsesværdigt, at effekten af Hg i sedimentet generelt var væsentlig lavere end forventet ud fra de foreslåede sedimentkvalitetsværdier (dvs. resultater fra enkeltartsundersøgelser), og i 3 undersøgelser kunne der ikke påvises en effekt af organiske tinforbindelser på bundfaunaens sammensætning, selv om TBT forekom i relativt høje koncentrationer på flere stationer. En medvirkende årsag til TBT "ringe" vægt i analyserne kan være, at mange prøver viste koncentrationer lavere end de analytiske detektionsgrænser eller der ikke var analyseret for TBT, men en meget lav tilgængelighed af sedimentbundet TBT er også vist i en enkelt undersøgelse. I yderlige 2 undersøgelser, som alene fokuserede på effekten af sedimentbundet TBT blev der fundet bundfaunaforandringer ved koncentrationer på ca. 0,3 μg TBT g^-1 sediment.

På baggrund af de gennemførte analyser på amerikanske datasæt og litteraturgennemgang iøvrigt kan det konkluderes, at bundfaunaens sammensætning er en følsom indikator for sedimentforureninger og i de fleste tilfælde mere følsom end standardiserede toksicitetstest med sediment. Det er videre vist, at blandt 70-100 forskellige kemiske stoffer og elementer omfattende tungmetaller, kulbrinter, PCB congeners, DDT-forbindelser samt pesticider, der generelt opfattes som potentielle miljøgifte i marine sedimenter, er det tungmetallerne Cu, Cd, Pb, Zn som mest bidrager til effekter på bundfaunaen. Endvidere var sedimentets indhold af aromatiske kulbrinter også betydende i 2 undersøgelser. Miljøstyrelsens fokusering på tungmetallerne Cu, Cd og Pb samt benzo(a)pyrene som repræsentant for olieforbindelser i forbindelse med håndtering af havneslam kan derfor bestyrkes med denne undersøgelse. I enkelte undersøgelser kunne der beregnes "kritiske" koncentrationer som var i god overensstemmelse med den danske praksis for håndtering af opgravet sediment.

Derimod kunne undersøgelsen ikke dokumentere effekter af Hg i sedimentet. Dette var delvist forventeligt, da akkumulering i fødekæderne normalt er de mest kritiske forhold omkring sedimentassocieret kviksølv og ikke de direkte effekter på bunddyr. Miljøeffekter som relaterer sig til akkumulering af fokusstoffer i fødekæder er ikke indeholdt i rapporten.

Analyserne af de amerikanske databaser kunne ikke demonstrere, at TBT i sedimentet eller nedbrydningsprodukter heraf havde indflydelse af bundfaunaens sammensætning. I andre, men mere begrænsede undersøgelser kunne det dog vises, at TBT koncentrationer over 0,3 μg g^-1 sediment påvirkede bundfaunaen, mens der ikke kunne påvises effekter på bundfaunasammensætning ved 0,07 μg g^-1 samt at der ikke skete målbar akkumulering og ændringer i "Imposex" hos konksnegle ved sedimentindhold på 0,12 μg TBT g^-1 sediment.

Summary and conclusions

The report "Effects of contaminated sediments on bottom fauna" summarises the relevant literature and in addition contain new statistical analysis based on data collected under the EMAP prorgamme in USA.

Environmental risk of contaminated sediments can be evaluated using a number of approaches. This report focuses on studies that aim to establish links between concentration of contaminants in natural sediment and effects on resident fauna. In contrast to tests carried out using single species exposed to either natural contaminated or spiked sediment the changes in resident benthic fauna will reflect the toxic effects of all contaminants in the sediment and integrate responses due to the natural variation in sediment characteristics, water quality ect.

The inherent drawback using such an approach is a large natural variability in the composition of benthos. In addition, the presence of numerous contaminants in sediments makes it difficult to quantify the role of individual contaminants. Therefore, to be able to quantify the influence of contaminants extensive data sets are required and moreover, the methods to collect samples, analyse for concentrations and taxonomic identification must be comparable and comply with accepted standards. To that end 7 different studies were selected for a thorough analysis. They each included between 40 and 500 samples/stations with synoptic data on sediment characteristics, concentration of contaminants and composition of benthos. Five studies also included tests of sediment toxicity to single species.

Overall, the analysis demonstrated that the species composition within benthos was very sensitive to sediment contamination. In studies from the US east coast and from Los Angeles and San Diego organic contaminants dominated the predicted (from single species test data) toxicity, however, statistical analysis consistently showed that heavy metals were the most influential on the composition of benthos. In Chesapeake Bay PAH's along with heavy metals were the main contaminants affecting the fauna, while the influence of PCB-congeners, DDT (and degradation products) and pesticides was low irrespective of high concentrations at numerous stations.

It was noticeable that the influence of sediment-bound Hg was low despite concentrations often exceeding sediment quality criteria and that TBT seemingly did not affect the fauna suggesting a low availability of sediment-bound TBT, which was suggested in a transplantation study also reviewed. In two case studies the lowest observed effect concentration was around 0.3 μg TBT g^-1 sediment.

Based on the studies reviewed and a series of statistical analysis it is concluded that composition of benthic fauna is a sensitive indicator for sediment contaminations and generally more predictable than the single species toxicity. Among 80 to 100 individual contaminants in sediments heavy metals (Cu, Cd, Pb, Zn) followed by PAH's general were the most influential. Therefore the Danish EPA's focus on Cu, Cd, Pb and benzo(a)pyrene in regulating dredging activities is warrented.

The analysis failed to document effects of sediment-bound Hg and TBT on benthos composition, however. Besides toxic effects the environmental risks of Hg also must include food-chain accumulation. This issue was not dealt with in this study.

Baggrund

I havne aflejres til stadighed partikulært materiale (sediment), som må optages og fjernes for at holde havnene sejlbare. Hovedparten af det opgravede havnesediment bliver bortskaffet ved klapning - dvs. det optagede "dumpes" i havet på egnede positioner udpeget af de lokale myndigheder (amter/Københavns Kommune). Havnenes ejere og de lokale myndigheder oplever dog et stigende problem fordi sedimenter ofte indeholder så høje koncentrationer af tungmetaller, rester fra skibsbundmalinger (især TBT), olierester og andre kemikalier, at mange ansøgninger om klapning er blevet afslået.

Klapning af havbundsmateriale reguleres via havmiljøloven (kap. 9). Her anføres, at der umiddelbart kan tillades klapning, hvis havbundsmaterialet vurderes at indeholde "uvæsentlige mængder og koncentrationer" af en række stoffer og materialer anført i loven (dvs. en række tungmetaller, herunder kviksølv, kobber og cadmium, og en række organiske miljøfremmede stoffer, herunder TBT og PAHer). I loven er der ikke anført eksplicitte værdier for "uvæsentlige mængder og koncentrationer". Det er overladt til de lokale myndigheder at administrere begrebet "uvæsentlige mængder og koncentrationer".

I forbindelse med behandling af klagesager har miljøstyrelsen tolket at der ved "uvæsentlige koncentrationer" forstås koncentrationer, der ikke overstiger 2 gange koncentrationerne i "diffust" belastet sediment. Diffust belastet sediment vil have ("baggrunds") koncentrationer, som vil være typiske for havsedimenter, der ikke er påvirket af direkte tilledninger. I klagebehandlingen har Miljøstyrelsen ikke taget stilling til administrationen af begrebet "uvæsentlige mængder". For klapning i internationale naturbeskyttelsesområder gælder særlige regler, bl.a. at koncentrationer af tungmetaller og en række miljøfremmede stoffer ikke må overstige baggrundsniveauet.

I de internationale konventioner (især OSPAR-konventionen) er der udarbejdet retningslinier for dumpning af optaget havbundsmateriale. Retningslinierne indeholder vejledning om undersøgelser af klapmaterialets fysiske, kemiske og biologiske egenskaber. Desuden er der vejledning om valg af klapplads, bedømmelse af mulige effekter samt efterfølgende overvågning. Disse retningslinier er omsat til bestemmelser i havmiljølovens kap. 9 og i klapbekendtgørelsen. I de internationale havkonventioner lægges vægt på to sæt aktionsniveauer, ét lavt sæt for acceptable koncentrationer i forhold til at tillade klapning, og et højere sæt, som hvis det overskrides medfører at bundmaterialet sendes på land med henblik på deponering eller viderebehandling. Der er dog ikke i de internationale konventioner fastsat eksplicitte grænseværdier eller mængdeangivelser for klapmaterialet. I overensstemmelse hermed varierer den administrative praksis betydeligt i de enkelte OSPAR lande /2,6/.

Hos de lokale danske myndigheder administreres begrebet "uvæsentlige mængder og koncentrationer" ikke ens /1/. Flere amter anvender dog en grænseværdi for tungmetaller på 2x baggrundsværdien, mens der normalt ikke anvendes grænseværdier for organiske miljøgifte. Tilsvarende er der betydelig forskel i, hvilke forurenende stoffer der analyseres for.

Der er i dag behov for at optage ca. 3 mill. tons (tørstof) havbundsmateriale årligt i Danmark med mere end tre fjerdedele fra sejlrender og havne på Vestkysten /6/.

Med få undtagelser udgør denne mængde ikke et miljøproblem. Det væsentligste problem knytter sig til bundmateriale fra havne i de indre danske farvande. Materialet herfra vurderes at udgøre hovedparten af de ca. 3-500.000 tons, som efter den gældende praksis ikke kan klappes.

Havnenes indhold af tungmetaller og organiske miljøgifte er kortlagt dels gennem amternes analyser i forbindelser med klaptilladelser og udvidet med mere systematiske undersøgelser gennemført i 2000 fordelt på forskellige typer af havne: industri-, olie-, fiskeri- og lystbådehavne /1/. Analyserne viser, at havnesedimenterne generelt har forhøjede indhold af tungmetaller og organiske forureninger sammenlignet med åbne farvande /4/. Sammenholdt med miljøfarlighedsvurderinger og økotoksikologiske undersøgelser /2,3/ vurderes, at de største miljøproblemer knytter sig til havnesedimenternes indhold af tungmetaller, TBT (tributyltin)og PAH-er (de såkaldte fokusstoffer).

I lighed med de øvrige lande i OSPAR konventionen vurderer danske myndigheder havnesedimenters forureningsgrad på basis af koncentrationer af miljøgifte og ikke som f.eks. i USA, Canada og Australien på kriterier baseret på sedimenternes virkning på dyre- og planteliv. I disse lande gennemføres egentlige risikovurderinger og i tvivlstilfælde også standardiserede toksicitetstest. Denne tilgang har både fordele og ulemper. Ved test opnås resultater, som afspejler den samlede effekt af samtidigt forekommende stoffer, men forsøg med enkeltarter vil ikke nødvendigvis beskytte samtlige arter i bunddyrssamfund. Risikovurderinger baseret på test kan føre til uensartet sagsbehandling og i tilfælde af mindre klapningsopgaver kan forsøgsomkostninger virke urimeligt høje. Der er derfor gode argumenter for fortsat at anvende simple kriterier som baggrund for klapningstilladelser, men der er løbende behov for at vurdere og dokumentere de gældende grænser.

Med implementering af Vandrammedirektivet vil der dog blive udarbejdet sedimentkvalitetskrav for en række miljøgifte, som også omfatter fokusstofferne udpeget af Miljøstyrelsen. Det er dog uklart, om kriterierne vil blive universelle eller de skal tilpasses regionale forhold. En endelig implementering af Vandrammedirektivet sker først om 15 år og der er derfor behov for at syntetisere den eksisterende viden omkring effekter af forurenet sediment og dermed kvalificere den gældende praksis for klapningshåndtering i Danmark.

Det er på den baggrund, at Miljøstyrelsen har bedt DHI-Vand og Miljø om på baggrund af en kritisk gennemgang af videnskabelig litteratur, datarapporter og tilgængelig grå litteratur at sammenfatte den eksisterende viden om realiserede og målte effekter af forurenet sediment på bunddyrssamfund.

Indledning

Miljøfarligheden af kemisk belastede sedimenter kan og er blevet vurderet ved en række forskellige tilgange, som både omfatter kemiske analyser, toksicitetsforsøg med sedimentlevende organismer, beregning af porevandskoncentration koblet med viden om stoffernes effekt overfor dyr (ikke nødvendigvis sedimentlevende), sammenligning af bunddyrssamfund i belastede og ikke belastede områder og mere simpelt som i hvor høj grad koncentrationen af forskellige stoffer overskrider koncentrationen i ikke forurenet sediment eller kun diffust belastet sediment /2/. Valget af metode varierer betydeligt mellem lande med USA, Canada og senere Australien og New Zealand som eksponent for en praktisk og nærmest obligatorisk gennemførsel af toksicitetstest ved enhver optagning og klapning af sediment, mens tilgangen i europæiske lande har været mere tøvende, men hovedsagelig har vurderinger været baseret på kemiske analyser af sedimenter, mens anbefalinger fra fx OECD /9/ ikke har haft den store effekt.

Udvikling af metoderne i USA har været drevet af EPA, NOAA og staten Florida, som med forskelligt udgangspunkt har udviklet en række konkrete "guidelines" for test (ASTM) og foreslået sedimentkvalitetsværdier for en række stoffer /10/. Kvalitetsværdierne er beregnet på basis af store databaser for sediment-bundne stoffers toksicitet overfor marine dyr (> 5.000 værdier), sammenhørende værdier for faunasammensætning og indhold af kemiske stoffer og/eller toksisk virkning i standardiserede test (> 1.000 værdier). Enkeltarts testene er gennemført med en bred vifte af organismer (især amfipoder og børsteorm) enten med "spikede" sedimenter eller oftest naturligt forurenede sedimenter indsamlet i forbindelse med opgravning og klapning. Langt hovedparten er udført som akut test (typisk 10 dage). Den store data base opdateres løbende og er anvendt til fastsættelse af sedimentkvalitetskriterier i USA, Canada, Australien og New Zealand /10,11,12/.

Med undtagelse af 5-6 undersøgelser er datasættene med sammenhørende værdier for kemiske stoffers koncentration og bundfaunaens sammensætning ikke etableret med det specifikke sigte at analysere for kausale sammenhænge, hvilket gør hovedparten af undersøgelserne mindre anvendelige. I modsætning til test med enkeltstoffer i eller tilsat sediment og bestemmelse af (korttids-) toksicitet overfor enkeltarter, så vil tilstanden eller ændringer i bundfaunaen afspejle den realiserede virkning af samtlige toksiske stoffer i sedimentet på hele det biologiske samfund og endvidere integrere påvirkninger fra sedimentets karakteristika (kornstørrelse, organisk indhold etc.). De primære ulemper er, at den naturlige variation i bundfaunasammensætning er stor (især i lavvandede områder) bl.a. som følge af variation i de naturlige forhold (fx kornstørrelse og organisk indhold) og en samtidig forekomst af flere forurenende stoffer gør det vanskeligt at identificere enkeltstoffernes bidrag til toksiciteten. Det er dog også muligt at screene data i lighed med praksis for enkeltartstest (se senere), men den langt mindre datamængde gør det dog ofte umuligt i praksis. Bundfauna reagerer på ændringer i temperatur, salinitet, sedimentation og koncentration af opløst ilt. Stationer med forringet benthos kan derfor være et resultat af disse forhold og ikke nødvendigvis toksiske stoffer i sedimentet. Der kræves derfor et meget stort datamateriale også for "rene" lokaliteter. En yderligere komplikation er, at bundfaunaens sammensætning normalt ikke kan beskrives fyldestgørende ved et enkelt numerisk mål som fx diversitet. Udvikling under EMAP har dog foreslået mere integrative indeks, som indeholder både diversitet, dominans/tilstedeværelse af forureningsfølsomme og –tolerante arter etc. /13/. Af samme grund har anvendelse af bundfaunasammensætning som mål for påvirkning med forurenende stoffer i sedimentet haft stigende succes gennem det seneste 10-år /13/.

1.1 Sedimentkvalitetsværdier og benthosundersøgelser

National Oceanic and Atmospheric Administration (NOAA), Florida Department of Env. Protec. (FDEP), Environmental Protection Agency (EPA) og Canadian Council of Ministers of the Environment har foreslået en række sedimentkvalitetsværdier, som kan udgøre grundlag for vurderinger af forurenede sedimenters effekt overfor dyresamfund i havet og kystnære områder (Box 1).

Værdierne er generelt udregnet på basis af det samme store datasæt bestående af enkeltartstest. Værdierne er beregnet udfra test med især marine organismer, som ikke er almindelige i Danmark ligesom egentlige brakvandsorganismer er stærkt underrepræsenterede /14/. Der er dog ikke grund til at antage at følsomheden hos nordeuropæiske organismer adskiller sig fra de nordamerikanske, og der er heller ikke entydig evidens for at brakvandsorganismer er mere eller mindre følsomme end egentlige marine organismer. Da hovedparten af data stammer fra forsøg med naturligt sediment vil der i regelen være flere stoffer som bidrager til toksiciteten. Det er derfor nødvendigt at "screene" data, således at kun ét stof er tilstede i en koncentration, som formodes at være toksisk ^[1].

Box 1.

Anvendte sedimentkvalitetsværdier er:

NOAA (USA):

Effects Range Low (ERL): Koncentration defineret ved den nedre 10 %'s percentil af alle eksperimenter, som har toksiske effekter. Der forventes kun undtagelsesvist effekter.
Effects Range Median (ERM): Median koncentrationen i samtlige enkeltartsforsøg, som viser effekter. Ved koncentrationer på og over ERM vil der normalt forventes effekter.

FDEP (USA):

Threshold Effects Level (TEL): Koncentration af stoffer defineret ved det geometriske gennemsnit af 1) koncentrationer i 15 %'s percentilen af test som havde toksiske effekter og 2) mediankoncentrationen (50 %'s percentilen) i forsøgene uden effekt. TEL repræsenterer således den øvre grænse uden effekter i den samlede variationsbredde af koncentrationer, som er undersøgt.
Probable Effects Level (PEL): Geometrisk gennemsnit af 1) 50 %'s percentilen i forsøg, som viste effekter og 2) 85 % percentilen i forsøg uden effekter. PEL repræsenterer den nedre grænse, der sædvanligvis resulterer i effekter.

EPA (USA):

Apparent Effects Threshold (AET): Koncentration i sedimentet, hvorover effekter altid kan forventes. AET anses normalt for at "underbeskytte" betydeligt mod effekter.

Miljøstyrelsen (DK):

"Overkoncentrationer": Koncentrationer lig med 2 gange koncentrationen,

der findes i diffust belastet sediment (dvs. uden lokale kilder)

Forudsigelsesgraden af de amerikanske sedimentkvalitetsværdier er testet i en række feltundersøgelser, hvor langt hovedparten stammer fra USA, samt enkelte fra Europa. Testene omfatter primært undersøgelser i marine kystnære farvande. I det følgende gives en kortfattet beskrivelse af undersøgelserne samt de vigtigste konklusioner. Overordnet sammenlignes resultaterne med de i Danmark anvendte værdier for 2 gange koncentration i diffust belastede sedimenter for fokusstofferne (Cd, Cu, Pb, Hg, TBT og PAH) og typiske koncentrationer målt i sediment fra 3 større danske industrihavne.

1.2 Sammenligning af sedimentkvalitetsværdier med danske værdier for overkoncentrationer

I Danmark vurderes miljøfarligheden af sediment bundne stoffer på basis af enkeltstoffernes overkoncentration i forhold til diffust belastet sediment, mens man i USA og Canada anvender et gennemsnit af sedimentværdikvotienter (f.eks. ERMQ= konc. i prøve/ERM) enten beregnet på alle målte stoffer eller for en udvalgt delmængde, f.eks. de 15 mest betydende stoffer. For stoffer med samme virkemekanisme eller generelt toksisk virkende stoffer som tungmetaller kan tilgangen være problematisk. I disse tilfælde burde man snarere anvende en sum af kvotienter. Dette vil dog kræve at samtlige stoffer kvantificeres!

I den amerikanske litteratur er der en tendens til at anvende gennemsnitlige sedimentkvalitetskvotienter baseret på et meget stort antal stoffer, hvor hovedparten forekommer i en meget lav men målbar koncentration og ikke bidrager til toksiciteten. Reelt vil disse stoffer reducere den gennemsnitlige kvotient og dermed kan et klart stærkt forurenet sediment (fx. med høje koncentrationer af Cu blive karakteriseret som kun moderat forurenet.

Sedimentkvalitetsværdier for fokusstofferne Cd, Cu, Pb, Hg, TBT og benzo(a)pyrene er vist i Tabel 1, sammen med koncentrationsværdier for overkoncentrationer, som anvendes af de danske myndigheder. Endvidere er der beregnet forholdet mellem overkoncentrationer i og de hyppigst anvendte kvalitetsværdier PEL, ERM. Generelt ligger de danske værdier i et område hvor der bedømt udfra sedimentkvalitetsværdierne ikke kan forventes (TEL) eller der kun kan forventes svage effekter (ERL). Forholdene mellem de i Danmark og USA/Canada anvendte kriterier: Overkonc/PEL, Overkonc/ERM viser, at den danske praksis tilsyneladende er mere restriktiv end den amerikanske og canadiske.

2 x Overkoncentration: koncentration som er 2 gange højere end diffust belastet sediment fra indre danske farvande
TEL: Threshold Effects Level
ERL: Effects Range Low
PEL: Probable Effects Level
ERL: Effects Range Median

Fodnoter

[1] Screening foretages normalt ved at sammenligne koncentrationen af enkeltstoffer i toksiske og ikke toksiske prøver: hvis et stof forekommer i en koncentration som er lavere end gennemsnittet af alle prøver som ikke er toksiske antages stoffet ikke at bidrage til en prøves toksiciet (e.g. Ingersoll et al.)

Erfaringer med bundfauna som indikator for forurenet sediment

I det følgende diskuteres resultaterne fra 7 undersøgelser, som har inkluderet synoptiske undersøgelser af sediment karakteristika, koncentration af kemiske stoffer samt sammensætning af bundfauna. I 5 af undersøgelserne er der endvidere gennemført enkeltarts toksicitetstest med marine krebsdyr, børsteorm og/eller embryotest på porevand. Dette muliggør en direkte sammenligning af følsomheder mellem de "realiserede" effekter udtrykt ved ændringer i bundfaunaens sammensætning/kvalitet og enkeltartstestene.

Undersøgelser er udvalgt blandt ca, 180 enkeltpublikationer efter følgende kriterier:

For de 5 største undersøgelser er der rekvireret de bagvedliggende datarapporter og/eller de samlede databaser.

1.3 Nordsøkanalen, Peeters et al. 2000 /15/.

Sammensætning af bundfaunasamfund undersøgtes i Nordsøkanalen, som forbinder Lake Ijsselmeer og Norsøen /15/. Bundfaunaens variation blev søgt forklaret udfra den naturlige variation i salinitet, dybde, sedimentets kornstørrelse og kulstofindhold samt sedimentets indhold af metallerne cadmium, kobber, bly og zink. Der blev indsamlet prøver på 39 positioner fordelt på 7 strata (udvalgt efter saliniteten). Laveste og højeste koncentrationer af tungmetaller er angivet i Tabel 2 sammen med foreslåede sedimentkvalitetsværdier.

Tabel 2. Middelkoncentration, variationsbredde i koncentration af tungmetaller samt sedimentkvalitetsværdier for de enkelte metaller

TEL: Threshold Effects Level
ERL: Effects Range Low
PEL: Probable Effects Level
ERL: Effects Range Median

Gennemsnitskoncentrationen af metallerne Cd og Cu var generelt i et område, hvor der måske kunne være effekter (mellem ERL og PEL), mens gennemsnitskoncentrationer af Pb og Zn var i et område, hvor effekter var sandsynlige (mellem PEL og ERM). Som det ses af variationsbredden var der dog prøver med indhold væsentlig lavere end TEL (hvor effekter kan ikke forventes).

En tilsvarende stor variationsbredde var også gældende for salinitet (0.5 – 10 o/oo S) og sedimentkornstørrelse/-kulstofindhold. Forfatterne anvendte en multivariat ordinationsteknik (Canonical Correspondence Analysis) på både ikke-transformerede og logtransformerede abundansværdier for samtlige arter. Herved udnyttes bundfaunadata maksimalt i forhold til, hvis bundfaunaens kvalitet udtrykkes ved et enkelt tal, fx ved diversiteten. Analyserne viste, at det primært var sedimentets kornstørrelse og kulstofindhold som bestemte variationen i benthos (45 % af den totale variation), mens variationen i metalindholdet var af mindre men dog signifikant betydning. Forklaringsprocenterne varierede mellem 9 og 11 % afhængig om tungmetalkoncentrationerne blev normaliseret til organisk stof eller andel af finstof. Blandt årsagen til den resterende variation anfører forfatterne indhold af organiske miljøgifte, som er højt i Nordsøkanalen (men desværre ikke målt i undersøgelsen), stokastiske hændelser og biologiske interaktioner (fx prædation).

Når der blev korrigeret for de naturlige forhold var det metallerne Cd, Cu og Zn, som påvirkede bundfaunaen, mens Pb kun havde mindre effekt. Gennemgående var krebsdyrene de mest følsomme, da de især forekom ved de laveste metalkoncentrationer. Indenfor de øvrige dyregrupper var der både følsomme og tolerante arter. Ingen af arterne i Nordsøkanalen kan dog karakteriseres som følsomme antagelig pga. det stressfulde miljø (en lav og især varierende salinitet). Effekten af metallerne i sedimentet skyldes derfor reduktion af individer blandt tolerante arter snarere end reduktion af følsomme arter. På grund af den anvendte analysemetode og det begrænsede prøveantal (som udelukker screening) er det ikke muligt at angive effektgrænser for de enkelte metaller.

1.4 Rhin-Meuse Delta, Peeters et al. 2001, /16/

I en analog undersøgelse viste den samme forskergruppe, at PAH, andre oliekomponenter samt tungmetaller påvirkede bundfaunaen i Rhin-Meuse Deltaet (overvejende ferskvand) med forklaringsprocenter på 6 %, 1 % og 4 %, henholdsvis /16/. Trods lave procenter var indflydelsen af alle tre forureningskomponenter signifikant. Dette skyldes et langt større prøveantal (n = ca. 200) end i undersøgelserne fra Nordsøkanalen. De mest følsomme organismegrupper var detritusædere (Chironimus og oligochaeter), mens udbredelsen af filtrerende organismer og rovdyr, der ikke ernærer sig af sedimentet, ikke viste sammenhæng til sedimentets indhold af forureninger. Parallelt gennemførte sedimentbioassay (Chironimus riparius) viste signifikant sammenhæng til sedimentets olieindhold, mens porevandsassay med Daphnia og Vibrio fischeri var mindre entydige. Tilsvarende var sammenhængen mellem bioassay og ændringerne i bundfauna meget svage.

1.5 Carolian Coast, USA, Hyland et al. 1999 /17/, rapporter /18,19/ + org. database

Undersøgelsen gennemførtes på 303 prøver indsamlet langs USA's østkyst fra Virginia til Florida med synoptisk bestemmelse af bundfaunasammensætning, toksicitet overfor amfipoder og indhold af tungmetaller (16 elementer), organiske miljøgifte (ca 100) samt organotin (4 forbindelser). Bundfaunaens "kvalitet" blev bestemt som et vægtet indeks bestående af 8 individuelle indeks. Dette indeks (B-IBI) må anses for at være "state-of-the-art" og er anvendt rutinemæssigt siden 1997 i flere østamerikanske stater som hovedkriterium for økologisk kvalitet i fjorde og kystnære farvande/18/. Indekset er udformet på en måde, at der normaliseres til den naturlige variation i miljøfaktorer (især saltholdighed og sedimentkarakteristika). Effekterne på bundfaunaen kan derfor alene henføres til indhold af miljøgifte i sedimentet og vandkvaliteten generelt.

Stationerne blev inddelt i 2 grupper efter værdien af den bentiske indeks (høj kvalitet: B-IBI > 2,5; lav kvalitet B-IBI < 2,5). Forfatterne afbildede de kumulative frekvenser af stationer med høj (non-degraded) og lav (degraded) benthoskvalitet i relation til stigende værdier af sediment-værdikvotienter (Fig. 1).

Figur 1. Kumulativ procentfordeling af stationer med høj (non-degraded) og lav (degraded) benthoskvalitet i relation til stigende værdier af gennemsnitlig sedimentkvalitetskvotienter baseret på en kombination af ERM/PEL (c). Pilene angiver sedimentværdikvotienter, hvor effekter ikke er sandsynlige (10 % percentil) og hvor effekter er sandsynlige (50 % percentil)

Ved antagelse af at 10 og 50 %'s percentilerne for stationernes fordeling repræsenterer grænserne for en lav sandsynlighed for at observere effekter (0 – 10 %), moderat sandsynlighed for effekter (10 –50 %) og stor sandsynlighed for effekter (> 50 %) beregnede forfatterne de korresponderende gennemsnitlige grænser og variationsbredde for sedimenværdikvotienter (Tabel 3).

Tabel 3. Beregnede sedimentkvalitetsværdikvotienter (gennemsnit af individuelle kvotienter) hvor sandsynligheden for effekter på bundfaunaen er lav, moderat eller høj.

Generelt er de beregnede grænser for sedimentværdikvotienter, der sandsynligvis medfører effekter 10 – 20 gange lavere end angivet/beregnet i andre tidligere og samtidige undersøgelser. Long et al. /20/ beregnede baseret på kemiske analyser og enkeltartstest med amfipoder, at for ERMQ 0,1 ville man forvente, at 10 og 21 % af prøverne ville have stærkt toksiske og marginalt toksiske effekter, henholdsvis, mens for ERMQ 1 kunne man forvente at 71 % og 6 % af prøverne ville være stærkt og marginalt toksiske, henholdsvis.

Undersøgelserne med enkeltartstest (10 dages amfipodtest) viste, at sedimentets toksicitet generelt var lav. Ved gennemgang af den originale database kan det beregnes at kun ca. 3 % af ialt 198 prøver var toksiske. Til sammenligning var der moderat eller høj sandsynlighed for effekter i det bentiske samfund i 41% af prøverne. Den store forskel mellem effektværdierne beregnet af Hyland et al. /17/ og andre undersøgelser skyldes med stor sandsynlighed anvendelsen af "state-of-the-art" metoder til beskrivelse af bundfaunaens kvalitet, samt at de gennemsnitlige sedimentkvalitetskvotienter var domineret af relativt få stoffer.

Selv om det gennemgående var organiske forureninger, som bidrog mest til de gennemsnitlige ERMQ-værdier, så viste en simpel trinvis regressionsanalyse gennemført på det samlede datamateriale, at det var variationen i koncentrationen af tungmetallerne Cd, Cu og Pb, som havde den største indflydelse på det samlede artsantal, abundansen og diversiteten, fx kunne 35 % af variationen in Shanon-Wiener diversitetsindekset forklares med variationen i Cu (R2 = 0.20), Cd (R2 = 0.11) og sedimentets indhold af organisk stof (R2 = 0.04) (Tabel 4). Ingen andre enkeltstoffer eller stofgrupper bidrog i betydende omfang til at forklare variationen. Det var noget uventet, at hverken de gennemsnitlige sedimentværdikvotienter eller de høje koncentrationer af pesticider og PCB synes at have indflydelse på disse simple indeks for bundfaunaens kvalitet.

Tabel 4. Variationsbredde i sedimentets koncentration af fokusstoffer, gennemsnitlig ERMQ og total organisk kulstof. Koncentrationen er fokusstoffer er normaliseret til Miljøstyrelsens værdier for 2 gange diffust belastet sediment. P-værdi og R2 i parentes for enkeltstoffernes og TOC's bidrag til forklaring af variation i 3 indeks for bundfaunaens kvalitet bestemt ved trinvis regression.

Under antagelse af at effekten af tungmetallerne kan beskrives ved 2 lineære regressioner vil skæringspunktet (med tilhørende usikkerheder = overlap af 95 % konfidensgrænser) angive den maksimale koncentration, hvorover effekter kan forventes (se Figur 2&3, Tabel 5).

Tabel 5. Sedimentkvalitetsværdier for tungmetallerne Cd, Cu og Pb hvorover der kan forventes effekter på bundfaunaen. Usikkerhedsgrænser er beregnet som overlap af 95% konfidensintervaller. Koncentrationer er normaliseret til værdier for 2 gange koncentrationerne i diffust belastet sediment fra indre danske farvande. ns ikke signifikant.

Figur 2. Sammenhæng mellem Diversitet af bundfauna og Cu koncentration; B: Antal taxa og Pb koncentration. Kobberkoncentrationen er normaliseret til værdier for 2 gange koncentrationerne i diffust belastet sediment fra indre danske farvande.

Figur 3. Sammenhæng mellem antal taxa i bundfaunaen og Pb koncentration. Blykoncentrationen er normaliseret til værdier for 2 gange koncentrationerne i diffust belastet sediment fra indre danske farvande.

Sammenlignet med disse resultater forekommer den danske administrative praksis ikke at være urealistisk. I gennemsnit var effektgrænserne tæt ved de koncentrationer, som findes i kun diffust belastet sediment fra danske farvande og tages der højde for usikkerheden var effektgrænserne tæt ved 2 gange diffust belastet sediment. Selv om ingen af de organiske miljøgifte viste signifikante bidrag til effekter på bundfaunaen i de trinvise regressionsanalyser betyder det dog ikke, at disse stoffer ikke bidrog til effekten på bundfaunaen. Mange organiske enkeltstoffer og større hovedgrupper af stoffer korrelerede til koncentrationen af metaller. De trinvise regressionsanalyser viser blot, at det er de tre tungmetaller som er vigtigst og det toksiske bidrag fra de organiske stoffer kan være maskeret af bidragene fra metallerne.

Hverken NOAA eller EPA har foreslået sedimentkvalitetsværdier for TBT eller nedbrydningsprodukter primært fordi mængden af organotin data i databaserne for enkeltartstest ikke er tilstrækkelige. Dette betyder, at hverken TBT eller nedbrydningsprodukterne indgår i beregning af gennemsnitlige sedimentværdikvotienter. I undersøgelsen fra den amerikanske østkyst varierede koncentrationen af organotin mellem 0 og 593 μg kg^-1 (MBT: 234; DBT: 69; TBT: 290). De højeste værdier forekom i prøver, hvor bundfaunaen var mest påvirket (laveste indeks). Desværre blev der kun analyseret for organotin i 84 prøver (ud af 303) og det kan have været medvirkende til at en lav forklaringsgrad.

1.6 Los Angeles Bassin, USA, Anderson et al. 1998 /21/ (+ tilsendte orginaldata)

I undersøgelsen summeres 5 års (1992-1997) undersøgelser af sediment (n=192) i og omkring havnen i Los Angeles. Vurdering af sedimenternes kvalitet skete ved en kombination af kemiske analyser, økotoksikologiske test med sediment (amfipod) og porevand (Abalone embryo test), bioakkumulering i muslinger samt feltundersøgelser af bundfaunaens sammensætning (n=102). Bundfaunaens kvalitet blev beskrevet ved et sammensat indeks med vægt på forekomst af forureningstolerante (fx børsteormen Capitella) og –følsomme (visse krebsdyr og muslinger) arter. Generelt var det anvendte indeks (RBI – Relative Benthic Index) mere simpelt og ikke så veldokumenteret, som det bentiske indeks der anvendes i staterne på Østkysten (B-IBI). Sedimenter med forhøjede koncentrationer af miljøgifte (ERLQ > 1) fandtes i de inderste havnebassiner og kanaler og domineredes af Cu, Hg, Zn, TBT (op til 5 μg/kg), chlordane, PCB og PAH'ere. Variationen i det bentiske indeks, RBI korrelerede stærkt med koncentrationen af As, Cd, Cu, Pb, Zn, Chlordane, total PCB, total PAH, den gennemsnitlige ERM-kvotient og sedimentets indhold af kulstof (Tabel 6). I gennemsnit adskilte sammenhængen mellem koncentrationen af enkeltstoffer i sedimentet og kvaliteten af bundfaunaen ikke fra sammenhængen til sedimenttest med amfipoder, mens testene med porevand kun undtagelsesvist viste kobling til sedimentets indhold af forurenende stoffer.

Tabel 6. Spearman rank korrelationskoefficient for sedimentforureninger og bentisk kvalitetsindeks (RBI), sedimentets toksicitet overfor amfipoder samt embryoudvikling hos Abalone eksponeret til sedimentets porevand.

Overordnet var der en god sammenhæng mellem den gennemsnitlige ERM-kvotient og det bentiske indeks (Figur 4) Den tilsyneladende "outlier" med høj ERMQ og bentisk indeks skyldes meget høje indhold af PAH-ere (29 gange over ERM-værdien for gruppen med høj molvægt, 6 gange over ERM-værdien for lavmolekylære PAH-ere).

I undersøgelsen blev det ikke forsøgt at beregne egentlige grænser for effekt af hverken individuelle tungmetaller, organiske forbindelser eller gennemsnitlige sedimentværdikvotienter. Efter fremskaffelse af originaldata og anvendelse af metoden foreslået af Hyland et al. kunne det dog beregnes, at der vil være moderat sandsynlighed for effekter i bundfaunaens sammensætning ved ERMQ i intervallet 0,2-0,4 og høj sandsynlighed for effekter ved ERMQ over 0,4 (Figur 5).

Årsagen til de betydeligt lavere effektgrænser beregnet af Hyland et al. /17/ for prøverne fra den amerikanske østkyst kan skyldes, at de anvendte et mere avanceret indeks til beskrivelse af bundfaunaens sammensætning, men også at fordelingen af enkeltstoffer var markant forskellig i de to undersøgelser. Hos Hyland et al. var det i højere grad ét eller få stoffer, som bidrog til ERMQ, mens flere stoffer forekom samtidigt i højere koncentrationer (ERMQ >1) ved undersøgelsen fra Los Angeles (Figur 6).

Selv om grundlaget er spinkelt er det dog muligt, at sammenhængen er reel: ved identiske gennemsnits sedimentværdikvotienter vil høje koncentrationer af et enkeltstof være mere toksiske end ved en lavere koncentration af flere stoffer. Hvis forholdet er generelt, sår det tvivl om den udbredte praksis i bl.a. USA med beregning af gennemsnitlige sedimentværdikvotienter og støtter en mere konservativ tilgang, at stofferne og eventuelle overskridelser af fastsatte koncentrationer bør betragtes individuelt eller i det fordelt på grupper af stoffer (fx tungmetaller, oliestoffer, etc.). Dette harmonerer også med at virkemekanismen for de forskellige stofgrupper er forskellig i det mindste på det cellulære og fysiologiske niveau. Man der derfor ikke gå ud fra, at effekt-addition (som er grundlaget for at anvende gennemsnitlige sedimentværdikvotienter) er den bedste tilgang til at beskrive effekterne af komplekse stofblandinger.

Figur 4. Scatterplot af relativ bundfaunakvalitet mod den gennemsnitlige ERM-kvotient

Et andet forhold som adskilte undersøgelserne var at persistente organiske stoffer (især Chlordane og nedbrydningsprodukter af DDT) bidrog langt mere i den gennemsnitlige ERMQ i Los Angeles end undersøgelserne fra østkysten.

Figur 5. Kumulativ procentfordeling af stationer med høj (non-degraded) og lav (degraded) benthoskvalitet i Los Angeles havn i relation til stigende værdier af gennemsnitlig sedimentkvalitetskvotienter ERMQ. I afbildningen er grænsen mellem høj og lav benthoskvalitet sat til 0,5. Pilene angiver sedimentværdikvotienter, hvor effekter ikke er sandsynlige (10 % percentil) og hvor effekter er sandsynlige (50 % percentil)

Figur 6. Lineær regression mellem gennemsnitlig ERMQ og antal stoffer med ERMQ over 1 for undersøgelser langs den amerikanske østkyst (Hyland et al. /15/ og Los Angeles (Anderson et al./19/ ).

1.7 San Diego Bay; California State Water Resources Control Board /22, 23/.

I undersøgelsen blev der indsamlet sedimentprøver på 350 stationer i San Diego bugten i perioden 1992-1997. Prøverne blev analyseret for 16 tungmetaller, 37 pesticider (incl. nedbrydningsprodukter), 19 PCB congeners samt 24 PAH-ere. Sedimentets toksicitet blev bestemt ved overlevelsestest med amfipoder og børsteorm, søpindsvin (befrugtnings- og embryotest med porevand), larveudvikling hos Abalone og blåmusling. Sammensætning af bundfauna blev bestemt på 75 stationer. I undersøgelsen blev kvaliteten af bundfaunaen udtrykt ved et sammensat indeks indeholdende 8 enkeltindeks (taksonomisk sammensætning, følsomme og tolerante arter etc.). På baggrund af indekset blev stationerne inddelt i 3 grupper: høj kvalitet (23 stationer), lav kvalitet (43 stationer) samt "transitional" (9 stationer). Ved afbildning af bundfaunaens kvalitet mod den gennemsnitlige sedimentkvalitetskvotient ses, at en høj bundfaunakvalitet aldrig forekommer ved ERMQ større end 0,6, mens 22 stationer i gruppen med lav kvalitet havde ERMQ større end 0,6 (Figur 7).

Figur 7. Scatterplot mellem gennemsnitlig ERM-kvotient og benthosstationer fordelt i 3 kvalitetsgrupper: undegraded (høj kvalitet), transitional (overgangsgruppe), degraded (forringet kvalitet).

Det var især tungmetallerne Cu, Hg og Zn samt pesticidet chlordane og PAH som bidrog til de høje sedimentkvalitets-kvotienter og sandsynligvis også til den forringede bundfauna. Sammenlignet med bundfaunaundersøgelserne var resultaterne af toksicitetstestene mindre entydige: hovedparten af sedimentprøverne var toksiske overfor amfipoder, men der kunne ikke etableres simple sammenhænge mellem toksiciteten og sedimentets indhold af forurenende stoffer. Den højeste toksicitet blev dog fundet i prøver hvor sedimentkvalitetkvotienten ERMQ var højere end 0,85.

1.8 Chesapeake Bay og omgivende farvande /24, 25, 26/ (+ analyser baseret på originaldata).

Undersøgelserne er gennemført i 1997-98 på mere end 600 stationer i Chesapeake Bay og omliggende farvande på USA's østkyst. På hver station er indsamlet prøver til kemiske analyser (85 forskellige elementer og forbindelser, sedimentkarakteristika, vandkvalitet (bl.a. iltindhold i bundvand), bundfaunasammensætning (forskellige indeks bl.a. B-IBI) og toksicitetstest med amfipoder. Der er ikke udført alle analyser på samtlige stationer, men på 220 stationer er datasættet fuldstændigt og på yderlige 180 stationer er datamanglerne begrænsede. Da vi ikke a priori havde kendskab til sammenhænge mellem forureninger i sedimentets og bundfaunaens kvalitet har vi indledningsvis gennemført en multivariat analyse (PLS). Analysen tillader op til 25 % manglende data i det samlede datasæt, hvis "huller" er fordelt tilfældigt. Data blev organiseret i en systembeskrivende X-matrice (78 kemiske stoffer, sedimentets kornstørrelse, vandindhold, kulstofindhold, iltkoncentration i bundvand) samt en respons matrice (Y) bestående af sedimentets toksicitet overfor amfipoder samt forskellige udtryk for bundfaunaens kvalitet (bl.a. Shanon-Wiener, B-IBI indeks).

Analyserne viste, at ca. 30 % af variationen i bundfaunaen kunne beskrives ved den første PLS-komponent (analog til 1. Akse i MDS analyser), mens forklarings-graden af sedimentets toksiske virkning på amfipoder var meget lav selv om der blev inddraget op til 5 PLS-komponenter (Fig. 8).

Figur 8. Forklaringsgrad (R2) af systemelementer (X variable), Bundfaunaindeks (Y1) og sedimentettoksicitet (Y2) som funktion af antal PLS komponenter.

Den meget lave forklaringsgrad af toksicitetstestene fremgår også af Fig. 9, idet der ikke var nogen sammenhæng mellem bundfaunakvaliteten og toksicitetsresultaterne.

Fig. 9. Scatter-plot mellem indeks for bundfaunakvalitet og toksicitet af sediment overfor amfipoder.

I Fig. 10 er betydningen af de enkelte elementer i X-matricen for variationen i faunakvaliteten illustreret ved vægte for den 1. PLS komponent. Det fremgår heraf, at det primært er tungmetallerne (Cu, Se, Ni, Zn, Cd, Pb og Ag) som har den største indflydelse, fulgt af en række aromatiske kulbrinter. Stoffer med lav og ikke signifikant betydning er PCB-congeners, DDT- samt –butyltinforbindelser.

Fig. 10. Vægte af forskellige systemvariable som bidrager til 1. PLS komponent. Størrelse og fortegn af søjler angiver graden af "korrelation" indbyrdes mellem X- variable og korrelation til Y-variable Shannon-Wiener (SW) og bundfaunaindeks (IBI). Blandt X-variable er opløst ilt i bundvandet (O2) den eneste, som korrelerer positivt til bundfaunakvaliteten.

For den 2. PLS komponent, som øger forklaringsgraden af de 2 udtryk for bundfaunakvalitet (IBI og Shannon-Wiener) med i gennemsnit 9 % er det også tungmetalkoncentrationer samt sedimentets vandindhold/silt-% og sulfidindhold, der betyder mest for faunakvaliteten. Betydningen af sulfid relaterer sig bl.a. til påvirkning af tungmetallernes tilstandsform og dermed til den biologiske tilgængelighed af metallerne.

1.9 Nordspanske kystvande, Borja et al. /27/.

I undersøgelsen bestemtes sammenhængen mellem et europæisk udviklet biotisk (bentisk) indeks og naturlige omverdensfaktorer (organisk indhold, kornstørrelse, redox potential, iltforhold ved bunden) samt koncentrationen af tungmetaller (As, Cd, Cr, Cu, Pb, Hg, Ni, Zn) og organiske miljøgifte (PCB, DDT, HCH, PAH) i sedimentets mudderfraktion (<63 μm). Undersøgelsen gennemførtes langs den baskiske kyst i perioden 1995-1998 med årlige indsamlinger på 30 stationer. Det biotiske indeks er baseret på den relative forekomst af 5 grupper inddelt efter arternes tolerance overfor organisk forurening. Blandt tungmetallerne korrelerede det bentiske indeks signifikant til Cd, Cr, Cu, Pb, Ni, Zn men ikke til As og Hg. For de organiske miljøgifte kunne der ikke demonstreres nogen sammenhæng til bundfaunaens sammensætning. Det er dog vanskeligt at sammenligne med andre undersøgelser, fordi analyserne af miljøgifte er foretaget på mudderfraktionen og ikke på det samlede sediment.

1.10 Tributyltin (TBT)

Der er en meget omfattende dokumentation af TBT's betydelige giftighed overfor en række marine organismer /28/. Især har betydningen af TBT på "kønsforandringer" hos snegle fået meget opmærksomhed. Det var derfor uventet, at i ingen af de gennemførte dataanalyser viste TBT og nedbrydningsprodukter heraf signifikante bidrag til ændringer i sammensætning af bundfaunaen. Som nævnt under de enkelte undersøgelser kan et utilstrækkeligt datamateriale være en medvirkende årsag, da TBT ofte forekom i koncentrationer under detektionsgrænsen eller der ikke var analyseret for TBT.

En anden mulighed er, at sedimentbundet TBT har en lavere toksicitet end forventet pga. en hård binding til partiklerne. Det er også vist, at den pulje af fedtopløselige stoffer som let udveksler mellem vand og sediment bliver stadigt mindre jo længere tid stoffet er i kontakt med sedimentet /29/. For yderlige at belyse effekten af TBT i sedimentet har vi gennemgået litteraturen for undersøgelser, hvor effekten af "naturligt" TBT forurenet (i modsætning til "spiket") sediment eller hvor effekter er undersøgt i længerevarende eksperimenterer enten på enkeltarter eller på samfund.

Langs kysterne i England og Wales blev der fundet en entydig sammenhæng mellem sedimentets indhold af TBT og koncentrationen i sedimentlevende muslinger /30/. Forfatterne til undersøgelsen anfører også, at ved koncentrationer over 0,3 μg TBT g^-1 sediment forsvandt muslingerne fra kystvandene. Undersøgelserne blev dog udført før forbudet med TBT til mindre skibe blev gennemført og det er derfor uvist om sedimentbundet TBT var den eneste kilde eller om af opløst TBT frigivet fra skibe også bidrog.

Undersøgelser gennemført med forurenet sediment indsamlet fra islandske havne (koncentration: 0,12 μg TBT g^-1 sediment) efter forbud mod brug af TBT (og et formodet lavt bidrag fra vandet) viste, at optagelsen fra dette sediment i konksnegle var meget lav og at der ikke kunne påvises ændringer i "Imposex" hos sneglene selv efter 3 mdrs. eksponering /31/.

Effekter på strukturen af marine bundsamfund blev undersøgt i laboratorieforsøg 5 mdr. efter tilsætning af TBT til intakte sedimentsøljer /30/. Abundans og diversitet af både af meio- og makrofauna var signifikant påvirket ved tilsætninger større end 30 μmol TBT m^-2 med slangestjerner blandt de mest følsomme organismer over for TBT /32/. Forfatterne bestemte ikke koncentrationen af TBT i sedimentet ved forsøgets afslutning, men hvis der antages et ubetydeligt tab og ved anvendelse af gængse værdier for tørstofindhold etc. i sedimentet kan den laveste effektkoncentration (LOEC) beregnes til ca. 0,35 μg TBT g^-1 sediment, mens den højeste koncentration uden effekter (NOEC) var ca. 0,07 μg TBT g^-1 sediment. Forsøgets natur med en pulstilsætning af ikke-konsolideret TBT efterfulgt af en periode med ændringer i fordeling og graden af sedimentassociering af TBT kan dog kun vanskeligt sammenlignes med feltdata, hvor ligevægt mellem TBT og sediment i højere grad er etableret. Alligevel er denne undersøgelse den mest realistiske til belysning af sedimentbundet TBT's effekter på bundfauna.

Under mindre realistiske forhold med TBT-"spiket" sediment blev den lethale dosis (LD50) bestemt til mellem 34 og 89 μg TBT (sediment g)^-1 afhængig af de undersøgte arter (krebsdyr og børsteorm) og sedimentets organiske indhold /33/. De lethale koncentrationer var i rimelig god overensstemmelse med tabelværdier for toksicitet og de beregnede porevandskoncentrationer.

Vurdering den danske administrative praksis for risokovurdering af fokusstoffer i marine sedimenter i lyset af udenlandske erfaringer med effekt på bundfauna

Erfaringen med bundfaunaens sammensætning som mål for påvirkning med forurenende stoffer i sedimentet er relativt ny og de mest omfattende undersøgelser er gennemført i USA som en del af "sediment quality triad " der er opbygget omkring 3 sæt informationer om sedimentet: 1) kemiske analyser, 2) økotoksikologiske sedimenttest med forskellige organismer samt 3) kvantitative undersøgelser af bundfaunasamfund. Der er herved etableret et meget stort datagrundlag, som kan anvendes til en kritisk analyse af metodernes følsomhed og beregne effektgrænser for enkeltstoffer og for samtidigt forekommende stoffer i sedimentet. Overordnet er målet at beskytte den naturlige fauna mod skadelige effekter ved klapning af sediment og her vil en kvantificering af den realiserede effekt af forurenet sediment på den fauna som skal beskyttes være den mest oplagte tilgang.

I USA er følsomheden af benthosundersøgelser vurderet på baggrund af gennemsnitlige sedimentkvalitetskvotienter, som oprindeligt er beregnet udfra enkeltartstest udført på sediment indsamlet fra forurenede lokaliteter. De forskellige undersøgelser, hvor enkeltartsdata er sammenlignet med effekter på bundfauna har imidlertid nået til forskellige resultater og konklusioner.

Undersøgelser langs den amerikanske østkyst viste, at bundfaunaen reagerede på koncentrationer, som var betydeligt lavere (10-20 gange) end forudsagt af enkeltartsundersøgelserne. Årsagen hertil var at man anvendte en mere avanceret beskrivelse af bundfaunaens kvalitet, men en kritisk gennemgang af det originale datamateriale viste også, at den generelt anvendte metode til at udtrykke den potentielle giftighed af sedimentet ofte vil medføre urealistiske effektværdier.

Det er praksis i USA og Canada for den enkelte prøve at opgøre bidragene fra en lang række enkeltstoffer og efterfølgende beregne et gennemsnit af de enkelte sedimentkvalitetskvotienter. Typisk er der analyseret for 70-120 enkeltstoffer. Heraf udvælges 25-35 stoffer og stofgrupper, hvor der foreligger sedimentkvalitetsværdier. I mange tilfælde vil koncentrationen af flere stoffer være nær detektionsgrænsen og langt under sedimentkvalitetsværdierne. Ved at beregne sedimentkvalitetskvotienter for alle de udvalgte stoffer (forholdet mellem stoffets koncentration i sedimentet og den toksiske koncentration bestemt i enkeltsartsundersøgelser) opnås der i mange tilfælde meget lave værdier (< 0,01). Disse indgår med samme vægt som stoffer, der forekommer i høj koncentration og vil medføre at det samlede gennemsnit bliver meget lavt. Dermed kan den reelle belastning af sedimentet blive undervurderet. Der er derfor gode argumenter for, at stofferne i sedimentet vurderes individuelt eller i grupper, fx. tungmetaller, oliekomponenter etc.

Den amerikanske praksis at summere alle bidrag fra potentielle miljøgifte vil ofte føre til en undervurdering af den reelle belastning. I undersøgelsen fra den amerikanske østkyst (i.e Hyland et al./17/) var det relativt få stoffer, som forekom i koncentrationer over de fastsatte sedimentkvalitetsværdier, mens der i undersøgelserne omkring Los Angeles og San Diego forekom flere stoffer i relativt høje koncentrationer. I overensstemmelse hermed var der en bedre sammenhæng mellem den forudsagte effekt (fra ERMQ) og den realiserede effekt på bundfaunaen.

I undersøgelserne fra den amerikanske østkyst var det især organiske forureninger (nedbrydningsprodukter af DDT, PCB) som bidrog til den formodede (beregnet fra ERMQ) toksicitet af sedimentet. Alligevel viste en reanalyse af data, at det var tungmetallerne, som bidrog mest til effekterne på bundfaunaen. Endvidere kunne der beregnes effektværdier for Cd, Cu og Pb, som var meget tæt på 2 gange koncentrationerne i diffust belastet sediment fra indre danske farvande. I Chesapeake Bay var det ligeledes tungmetallerne og i mindre grad de aromatiske kulbrinter (fx. benzo(a)pyren), som bidrog mest til at forklare variationen i bundfaunakvaliteten. Derimod var bidragene fra PCB-congeners, DDT (og nedbrydningsprodukter herfra) samt pesticider lave.

På den amerikanske vestkyst (Los Angeles og San Diego) var der også en entydig sammenhæng mellem sedimentets indhold af forureninger og kvaliteten af bundfaunaen. I undersøgelsen fra Los Angeles kunne det vises ved en reanalyse af originaldata at der vil være stor sandsynlighed for en forringet bundfauna ved gennemsnitlige ERM-kvotienter højere end 0,5. Som det var tilfældet på østkysten var det især organiske forureninger, som forekom i høje koncentrationer, men det var blandt tungmetallerne (Cd, Cu og Pb) at vi fandt den tætteste kobling til bundfaunaens kvalitet.

Det er værd at bemærke, at i 4 amerikanske undersøgelser var effekten af Hg i sedimentet generelt væsentligt lavere end forventet ud fra de foreslåede sedimentkvalitetsværdier (dvs. resultater fra enkeltartsundersøgelser), og i 3 undersøgelser kunne der ikke påvises en effekt af organiske tinforbindelser på bundfaunaens sammensætning, selv om TBT forekom i relativt høje koncentrationer på flere stationer. En medvirkende årsag til TBT "ringe" vægt i analyserne kan være, at mange prøver viste koncentrationer lavere end de analytiske detektionsgrænser eller der ikke var analyseret for TBT. Sammenlignet med de andre miljøgifte indeholder databaserne derfor mange 0-værdier eller manglende værdier for TBT.

I indre danske farvande med diffust belastede sedimenter er koncentrationen af TBT omkring 0,0035 μg g^-1 sediment /34/, mens koncentrationen i havnesediment fra danske havne typisk varierer mellem 0,05 og 0,8 μg g^-1 sediment /1,8/. Mens de beregnede "effektgrænser" for fokusstofferne Cd, Cu, Pb var sammenlignelige med 2 gange koncentrationen for diffust belastet sediment fra indre danske farvande, så er afstanden mellem diffust belastet sediment (0,0035 μg TBT g^-1 sediment) og de koncentrationer, som med stor sandsynlighed udløser effekter i bundfaunaen (ca. 0,3 μg TBT g^-1 sediment) betydeligt større. Datagrundlaget for en "effektkoncentration" mellem 0,07 og 0,3 μg TBT g^-1 sediment er dog langt mindre end for tungmetallerne og der bør ikke lægges den samme vægt på "grænseværdien" som værdierne for de øvrige fokusstoffer.

I Europa er der kun udført få systematiske undersøgelser af forurenet sediments virkning på bundfaunaen og ingen af undersøgelserne er tilnærmelsesvist af samme omfang som de amerikanske. I Nordsøkanalen kunne bundfaunaens kvalitet kun for en mindre del forklares ved variationen i tungmetallerne Cd, Cu og Zn, mens bidraget fra organiske forureninger ikke blev kvantificeret. Langs den baskiske kyst var det især tungmetallerne Cd, Cu, Pb og Zn (men ikke Hg) som forklarede variationen i bundfaunaens sammensætning. Derimod viste bundfaunaen ingen sammenhæng til forekomsten af organiske miljøgifte.

Referencer

1. Miljøstyrelsen 2001. Havnesedimenters indhold af miljøfremmede organiske forbindelser – Kortlægning af nuværende og fremtidige behov for klapning og deponering. Miljøprojekt nr. 627

2. Miljøstyrelsen 2001. Vurderingsstrategier i forbindelse med håndtering af forurenede sedimenter. Miljøprojekt nr. 631

3. Miljøstyrelsen 2001. Karakterisering af havnesediment ved hjælp af biotest. Miljøprojekt nr. 629

4. Miljøstyrelsen 2001. Organiske miljøfremmede stoffer og spormetaller i sedimenter fra danske farvande. Miljøprojekt nr. xxx

5. Miljøstyrelsen 2001. Belastning af danske havne med antibegroningsmidler – modelberegninger af koncentrationer i vand og sedimenter. Miljøprojekt nr. xxx

6. Miljøstyrelsen 2001. Omfang og konsekvenser af forskellige strategier for håndtering af forurenede sedimenter. Miljøprojekt nr. xxx

7. Miljøstyrelsen 2001. Anvendelsen af matematiske modeller til analyse af forurenede sedimenters miljøeffekter. Miljøprojekt nr. xxx

9. OECD 1992. Environmental Health and Safety Publications, Series on Testing and Assessment No. 11. OECD, Paris.

10. NOAA. Sediment Quality Guidelines developed for the National Status and Trend Program. 6/12/99. 12pp.

11. Canadian Council of Ministers of the Environment. 1999. Canadian sediment quality guidelines for the protection of aquatic life: Summary tables. In: Canadian environment quality guidelines, 1999, Canadian Council of Ministers of the Environment, Winnipeg

12. Anon 2000. Australian and New Zealand Guidelines for Fresh and Marine Water Quality, Volume 1, The Guidelines. Australian and New Zealand Environment and Conservation Council and Agriculture and Resource Management Council of Australia and New Zealand. Paper No. 4 - Volume 1, Chapter 3, October 2000

13. EPA 1997. Environmental Monitoring and Assessment Program (EMAP). Research Strategy. Office of Research and Development. October 1997. 20p.

14. Chapman PM & F Wang. 2001. Assessing sediment contamination in estuaries. Environ Toxicol Chem 20: 3-22

15. Peeters ETHM, Gardeniers JJP & AA Koelmans 2000. Contribution of trace metals in structuring in situ macroinvertebrate community. Environmental Toxicology & Chemistry. 19: 1002-1010

16. Peeters, ETHM., Dewitte A, Koelmans AA, Van der Velden JA, & PJ Den Besten. 2001. Evaluation of bioassays versus contaminant concentrations in explaining the macroinvertebrate community structure in the Rhine-Meuse delta, the Netherlands. Environmental Toxicology and Chemistry 20: 2883-2891

17. Hyland JL, van Dolah RF & TR Snoots. 1999. Predicting stress in benthic communities of southeastern U.S. estuaries in relation to chemical contamination of sediments. Environ Toxicol Chem 18: 2557-2564

18. Hyland JL, Balthis L, Hackney CT, McRae G, Ringwood AH, Snoots TR, Van Dolah RF & TL Wade. 1998. Environmental quality of estuaries of the Carolinian Province: 1995. Annual statistical summary for the 1995 EMAP-Estuaries Demonstration Project in the Carolinian Province. NOAA Technical Memorandum NOS ORCA 123. NOAA/NOS, Office of Ocean Resources Conservation and Assessment, Silver Spring, MD.

19. Hyland JL, Herrlinger TJ, Snoots TR, Ringwood AH, Van Dolah RF, Hackney CT, Nelson GA, Rosen JS & SA Kokkinakis. 1996. Environmental quality of estuaries of the Carolinian Province: 1994. Annual statistical summary for the 1994 EMAP-Estuaries Demonstration Project in the Carolinian Province. NOAA Technical Memorandum NOS ORCA 97. NOAA/NOS, Office of Ocean Resources Conservation and Assessment, Silver Spring, MD.

20. Long ER, Field LJ & DD MacDonald. 1998. Predicting toxicity in marine sediments with numerical sediment quality guidelines. Environ Toxicol Chem. 17: 714-727

21. Anderson B, Hunt J, Phillips B, Newman J, Tjeerdema R, Wilson CJ, Kapahi G, Sapudar A, Stephenson M, Oakden J, Lyons M & S Birosik. 1998. Sediment chemistry, toxicity, and benthic community conditions in selected water bodies of the Los Angeles region. Final Report. Cal State Water Res Control Board. 232 p.

22. Fairey R, Bretz C, Lamerdin S, Hunt J, Anderson B, Tudor S, Wilson CJ, LaCaro F, Stephenson M, Puckett M & ER Long. 1996. Chemistry, toxicity and benthic community conditions in sediments of the San Diego Bay region. Final Report. Cal State Water Res Control Board. 170 p.

23. Fairey R, Downing J, Roberts C, Landrau E, Hunt J, Anderson B, Wilson CJ, Kapahi G, LaCaro F, Michael P, Stephenson M & Puckett M . 1998. Chemistry, toxicity and benthic community conditions in sediments of the San Diego Bay region. Final Addendum Report. Cal State Water Res Control Board. 21 p.

24. Ranasinghe JA, Scott LC & FS Kelley. 1999. Chesapeake Bay Water Quality Monitoring Program: Long-term benthic monitoring and assessment component Level I comprehensive report, July 1984-December 1998. Prepared for the Tidewater Ecosystem Assessment Division, Resource Assessment Service, Maryland Department of Natural Resources by Versar, Inc. Columbia, Maryland.

25. Llansó R, Scott LC & FS Kelley. 2000. Chesapeake Bay Water Quality Monitoring Program – Long-term benthic monitoring and assessment component. Level 1 comprehensive report. July 1984 - December 1999, Volume 1. Prepared for the Tidewater Ecosystem Assessment Division, Resource Assessment Service, Maryland Department of Natural Resources by Versar, Inc. Columbia, Maryland.

26. Dauer, DM. Ranasinghe JA & SB. Weisberg. 2000. Relationships between benthic community condition, water quality, sediment quality, nutrient loads, and land use patterns in Chesapeake Bay. Estuaries 23: 80-96.

27. Borja A, Franco J & V Pérez. 2000. A marine biotic index to establish the ecological quality of soft-bottom benthos within European estuarine and coastal environments. Mar Pollut Bull. 40: 1100-1114

28. Bryan GW & PE Gibbs. 1991. Impact of low concentrations of tributyltin (TBT) on marine organisms: a review. In (eds. MC Newman & AW McIntosh): Metal Toxicology: Concepts and Applications, pp. 323-361, Lewis Publ.

29. Landrum, PF, Faust WR & BJ Eadie. 1989. Bioavailability and toxicity of a mixture of sediment-associated chlorinated hydrocarbons to the amphipod Pontoporeia hoyi. I: Aquatic Toxicology and Hazard Assessment: 12th Volume, ASTM STP 1027, Cowgill UM & LR Williams (eds.). American Society for Testing and Materials, Philadelphia, 315-329.

30. Langston WJ & GR Burt. 1991. Bioavailability and effects of sediment-bound TBT in deposit-feeding clams, Scrobicularia plana. Mar Envir Res 32: 61-77

31. Svavarsson J, Granmo Å & R Ekelund. 2001: Occurrence and effects of tributyltin (TBT) on common whelk (Buccinum undatum) in harbours and in a simulated dredging situation. Mar. Poll. Bull. 42: 370-376.

32. Dahllöff I, Arenius S, Blanck H, Hall P, Magnusson K & S Molander. 2001. The effect of TBT on the structure of a marine sediment community – a Boxcosm study. Mar Pollut Bull 42: 689-695

33. Meador JP, Krone CA, Dyer DW & U Varanasi. 1997. Toxicity of sediment-associated tributyltin to infaunal invertebrates: species comparison and the role of organic carbon. Mar Envir Res 43: 219-241

Effekter af forurenet sediment på bundfauna

Forord