1 bestemt ud fra HPLC co-kromatografi med DCOI standard; ² mere polære end DCOI; ³ mindre polære end DCOI; SD, standardafvigelser mellem tre replikater; -, ikke påvist.

3.2.3 Mineralisering og nedbrydningsprodukter i anaerobt sediment

Ligesom det var tilfældet under aerobe forhold, blev DCOI hurtigt omdannet til andre kemiske forbindelser. I forsøgene var kun 2,0% (0,05 mg/kg) og 2,2% (1 mg/kg) af den tilsatte radioaktivitet intakt DCOI ved prøvetagning på den første forsøgsdag (dag 0). Da den første prøvetagning reelt repræsenterede en 1 times prøve, kan det med sikkerhed konstateres, at halveringstiden for DCOI var mindre end 1 time (Lawrence et al. 1991b).

[¹⁴C]DCOI (0,05 mg/kg) blev kun mineraliseret i mindre grad i det anaerobe sediment, idet dannelsen af ¹⁴CO₂ udgjorde mellem 6,7 og 9,5% af den tilsatte radioaktivitet gennem hele forsøgsperioden på 365 dage (tabel 3.4). Dette niveau blev opnået efter 61 dages inkubering ved 25° C. Den relative andel, der blev mineraliseret i det parallelle forsøg med en dosering på 1 mg/kg, udgjorde mellem 5,3% og 8,2% af den tilsatte ¹⁴C i perioden fra 61 til 365 dage (Lawrence et al. 1991b). De produkter, der blev dannet fra nedbrydningen af DCOI, blev relateret til standarder af 15 potentielle nedbrydningsprodukter. Resultaterne viser, at der efter 29 dage var dannet mindst tre nedbrydningsprodukter, der er mere polære end DCOI. Selvom det ikke kan udelukkes, at ét af disse produkter ligner udgangsstoffet, anses det for mest sandsynligt, at der er tale om lineære strukturer. Desuden blev påvist to nedbrydningsprodukter med en mindre polaritet end DCOI. Disse ikke-polære stoffers identitet kan ikke fastslås med sikkerhed, da de ikke kunne relateres til nogen af de benyttede standarder. Det fremgår af tabel 3.4, at de kvantitativt væsentligste nedbrydningsprodukter fra DCOI er polære forbindelser. De polære nedbrydningsprodukter udgøres formodentlig af flere lineære forbindelser.

-, ikke påvist (dog: ^A, lav konc. detekteret, formodentlig artefakt); * mere polære end DCOI; ** mindre polære end DCOI; *** prøve tabt.

Vandopløselige nedbrydningsprodukter fra omdannelsen af DCOI udgjorde mellem 3,6% og 9,3% af den tilsatte radioaktivitet gennem hele forsøgsperioden. Nedbrydningsprodukter, der var bundet til sedimentet og ikke kunne ekstraheres med methylenchlorid/methanol, udgjorde en konstant høj andel på mellem 40% og 67% af den tilsatte ¹⁴C (tabel 3.4). Yderligere ekstraktion med HCl og NaOH viste, at relativt vandopløselige nedbrydningsprodukter udgjorde <0,1%, mens fulvus- og humussyrer udgjorde henholdsvis 0,6% og 3,6% af den tilsatte ¹⁴C efter 365 dage. Nedbrydningsprodukter, der herefter fortsat var bundet til sedimentet, sandsynligvis til humin eller ler, udgjorde 30% af den tilsatte ¹⁴C (Kesterson & Atkins 1992b). Dannelsen af nedbrydningsprodukter, der bindes til humussyrer, humin og lermineraler i sedimentet er overensstemmende med resultaterne i de aerobe bionedbrydelighedsforsøg (Kesterson & Atkins 1992a).

Den anaerobe bionedbrydelighed af DCOI (0,83 µg/g) blev undersøgt ved anvendelse af det lerholdige sediment og tilhørende havvand (bilag 2), som ligeledes blev anvendt i de aerobe forsøg (jf. afsnit 3.2.2). Sediment og havvand blev inkuberet under anaerobe, sulfatreducerende forhold, der normalt er fremherskende i kystnære marine sedimenter. Mineraliseringen af [2,3-¹⁴C]DCOI til ¹⁴CO₂ udgjorde 14% af den tilsatte ¹⁴C efter 56 dages inkubering ved 15° C (figur 3.3). Undersøgelsen af fordelingen af ¹⁴C i det lerholdige sediment ved forsøgets afslutning efter 56 dage viste, at 45% af den tilsatte ¹⁴C var bundet til humussyrer, humin og lermineraler. Vandopløselige stoffer i testsystemets vandfase samt hydrolyserbare forbindelser og vandopløselige fulvussyrer i sedimentet udgjorde i alt 7% af den tilsatte ¹⁴C efter 56 dage. Mineraliseringen af glukose, der var medtaget som et let bionedbrydeligt referencestof, udgjorde 59% af den tilsatte ¹⁴C efter 56 dage. Metoder og resultater er udførligt beskrevet i bilag 2.

Mineralization of [¹⁴C] DCO1 (0.83 µg/g) in clayey sediment and seawater from Øresund (sediment LS). Anaerobic conditions. Dotted curve represents ¹⁴CO₂ released by acidification.

Vand- og sedimentprøver fra forsøgene blev udtaget ved forsøgenes start og efter 28 og 56 dage. Kemiske analyser af DCOI og nedbrydningsprodukter i vandprøverne blev foretaget af Rohm and Haas (Spring House, Pennsylvania).

Analyserne af vandprøver udtaget ved forsøgets afslutning efter 56 dage viste, at 4,0 ± 2,4% af den tilsatte ¹⁴C var til stede i form af forbindelser, der havde samme HPLC retentionstid som DCOI. Polære forbindelser i de samme vandprøver udgjorde 13,7 ± 3,0% af den tilsatte ¹⁴C. Sedimentprøverne blev ikke analyseret, fordi de indeholdt 3-4 gange mindre radioaktivitet end sedimentprøverne fra det aerobe forsøg (tabel 3.3).

3.2.4 Omsætning og skæbne af DCOI i havnebassin

En undersøgelse af spredningen og fjernelsen af DCOI blev udført i nærheden af et nymalet skib og et andet skib, der var malet et par måneder tidligere. Begge skibe var beliggende i Korsør Havn, hvor undersøgelsen blev foretaget den 26. og 27. oktober 1998. Vandets temperatur var ca. 10° C de pågældende dage og varierede meget lidt med vanddybden (Steen et al. 1999). Vinden de pågældende dage var sydvestlig (mellem ca. 240 og 255° den 26. oktober og ca. 200° den 27. oktober), vindhastigheden var på ca. 8-10 m/s med vindstød op til 15 m/s (den 26. oktober) og lidt højere den 27. oktober (Danmarks Meteorologiske Institut 1999). Havneudmundningen i Korsør Havn er placeret i nordøstlig retning, hvorfor vandet i havnen de pågældende dage må forventes at være blevet presset ud.

Koncentrationen af DCOI i vandfasen blev målt langs to transekter: den ene vinkelret på skibenes retning og den anden i nordøstlig retning, dvs. i vindretningen. De fleste prøver blev taget den 26. oktober. Prøverne blev taget over en forholdsvis kort periode (ca. 5 timer), og de målte koncentrationer kan derfor kun antages at gælde for pågældende dag. De højeste målte koncentrationer af DCOI var <300 ng/L tæt ved skibssiden (£ 1  m) og aftog til <50 ng/L i ca. 30 m’s afstand fra skibet. Koncentrationen af DCOI i en afstand på 2 m fra bådene (langs transekten vinkelret på bådene) varierede meget lidt med dybden, hvorfor den vertikale opblanding blev anset for at være fuldstændig.

Steen et al. (1999) har udført modelberegninger, hvor Korsør Havn er modelleret som en én-dimensional kasse, hvor strømmen ind og ud af havnen blev negligeret og hvor dispersionskoefficienten blev varieret mellem ca. 0,004-0,03 m²/s. Dette interval angives at være yderpunkterne i det forventede variationsinterval for dispersionskoefficienten i havnen. Ud over spredningen er der antaget en første ordens forsvindingskinetik for DCOI. Simuleringerne blev udført med tre forskellige hastighedskonstanter for denne første ordens proces: 0 dag^-1, 1 dag^-1, og 1 time^-1. Som følge af vindforholdene de pågældende dage må det antages, at dispersionen har været høj i havnebassinet, hvorfor værdien på 0,03 m²/s vurderes at være den mest realistiske. Til sammenligning kan det nævnes, at den horisontale dispersionskoefficient i danske kystvande typisk varierer mellem 0,04 og 5 m²/s (Harremoës & Malmgren-Hansen 1989). For de to transekter blev den bedste overensstemmelse mellem de målte og beregnede DCOI koncentrationer opnået ved anvendelse af en forsvindingshastighedskonstant på mellem 1 time^-1 og 1 dag^-1.

Med hastighedskonstanten 1 time^-1 opnås en god overensstemmelse mellem målte og beregnede værdier tæt ved skibene for den ene transekt, mens koncentrationerne for den anden transekt underestimeres ved afstande større end ca. 8 m. For begge transekter er de beregnede koncentrationer lavere end de målte koncentrationer i større afstand fra skibene (ca. 30 m). Med antagelse om en forsvindingshastighedskontant på 1 dag^-1 er de beregnede koncentrationer højere end de målte tæt ved skibene for begge transekter men lavere end de målte koncentrationer længere væk (ca. 60 m). Der er således noget, der tyder på, at forsvindingshastighedskonstanten for DCOI tæt ved skibene er højere end den tilsvarende konstant længere væk fra skibene. På denne baggrund vurderes forsvindingshastighedskonstanten for hele havnebassinet at være mellem 1  time^-1 og 1 dag^-1, hvilket svarer til en halveringstid på mellem ca. 0,69 og 16,6 timer. Denne halveringstid inkluderer både biologisk og abiotisk omdannelse samt processer som binding til suspenderet materiale, sedimentation, eventuel vertikal opblanding og eventuelle ufuldstændigheder i beregningen af fortyndingen i havnebassinet.

3.3 Bioakkumulerbarhed og akvatisk toksicitet

3.3.1 Bioakkumulerbarhed

Der foreligger undersøgelser af bioakkumulering af DCOI i fisk, men ikke i andre typer organismer (f.eks. muslinger). Bioakkumulerbarheden af DCOI i fisk er undersøgt i laboratorieforsøg over 28 dage med anvendelse af [¹⁴C]DCOI. Der er gennemført to undersøgelser med tilhørende kemiske analyser af vand- og vævsprøver (Forbis et al. 1985; Derbyshire et al. 1991). I alle forsøg blev [¹⁴C]DCOI kontinuerligt tilsat til et gennemstrømningssystem. Kemiske analyser viste, at koncentrationen af DCOI i den sidste del af forsøgene var væsentligt lavere end den nominelle koncentration (f.eks. 4,5% og 0,55% af tilsat ¹⁴C efter henholdsvis 21 og 28 dage (Leak 1986), mens DCOI knapt kunne måles i det andet forsøg (Derbyshire et al. 1991). Det antages, at hovedparten af den tilbageværende ¹⁴C aktivitet i vandet repræsenterede et eller flere polære nedbrydningsprodukter.

De fundne BCF-værdier (målt som radioaktivitet) var nogenlunde ens i de to studier. BCF var 130-200 for muskelvæv, 700-1100 for indre organer og 600 for hele fisken (Forbis et al. 1985; Derbyshire et al. 1991). De kemiske analyser viste, at kun 1% af radioaktiviteten i fiskene var intakt DCOI (Leak 1986). I forbindelse med undersøgelsen af Derbyshire et al. (1991) blev der anvendt både HPLC og TLC til identifikation af ¹⁴C-mærkede stoffer, der var akkumuleret i fiskenes væv. Det blev sandsynliggjort, at der var tale om stoffer uden isothiazolon-ringstruktur, og at stofferne var indbygget i fiskenes protein. Resultaterne tyder på, at DCOI blev omdannet i vandet, hvorefter det hovedsageligt var polære, og sandsynligvis lineære, forbindelser, der blev optaget i fiskene. Denne antagelse bekræftes af undersøgelserne af bionedbrydningen af DCOI (jf. afsnit 3.2.2; Lawrence et al. 1991a). Det anses derfor for sandsynligt, at de målte BCF-værdier snarere bør relateres til nedbrydningsprodukter af DCOI, men da kun få af disse er identificeret, kan betydningen af den konstaterede bioakkumulering af mærket ¹⁴C ikke vurderes.

3.3.2 Toksicitet over for akvatiske organismer

Vandlevende organismer

Toksiciteten af DCOI er undersøgt i standardlaboratorietest med en række vandlevende organismer, der findes i ferskvand og saltvand:

Ferskvand:

• Selenastrum capricornutum, grønalge (Forbis 1990)
• Daphnia magna, krebsdyr (Burgess 1990; Ward & Boeri 1990)
• Oncorhynchus mykiss, regnbueørred (Shade et al. 1993)
• Lepomis macrochirus, "bluegill sunfish" (Shade et al. 1993)

Saltvand:

• Skeletonema costatum, grønalge (Debourg et al. 1993)
• Mysidopsis bahia, mysis, krebsdyr (Boeri & Ward 1990)
• Penaeus aztecus, "brown shrimp", krebsdyr (Heitmuller 1977)
• Cyprinodon variegatus, "sheepshead minnow", fisk (Shade et al. 1993)
• Paralichthys olivaceus, japansk flynder, fisk (Kawashima 1997a)
• Pagrus major, "red sea bream", fisk (Kawashima 1997b)
• Crassostrea virginica, østers (Roberts et al. 1990)

Endvidere er forsøg med en musling og protozoer refereret af henholdsvis Shade et al. (1993) og Debourg et al. (1993). Der har i nogle af forsøgene været problemer med at holde eksponeringskoncentrationen konstant, og ikke alle resultater er beregnet ud fra målte koncentrationer (se nedenfor). Betydningen af dette er en overvurdering af effektkoncentrationerne – og dermed en undervurdering af stoffets giftighed.

Resultaterne, der er samlet i bilag 4, viser, at der ikke var stor forskel på følsomheden af ferskvands- og saltvandsorganismer. Tabel 3.5 viser en oversigt over effekter på de forskellige grupper af organismer.

Ecotoxicological data for effects of DCOI on aquatic organisms (see Appendix 4 for detailed data).

* Den højeste koncentration, hvor der ikke blev observeret effekt (NOEC, No Observed Effect Concentration).

* The highest concentration at which no effects were observed (NOEC, No Observed Effect Concentration).

Resultaterne fra de udførte algetest (Forbis 1990) er beregnet på baggrund af den nominelle koncentration. Rapporten fra en af testene viser, at koncentrationen af DCOI faldt gennem hele forsøgsperioden: Der var kun 67% af den nominelle koncentration tilbage efter 48 timer, og ved afslutningen af testen efter 72 timer var det kun muligt at måle stoffet i glas med den højeste koncentration (Forbis 1990). De opgivne EC50-værdier er derfor for høje.

En 21-dages reproduktionstest med dafnier (Ward & Boeri 1990) er udført på en måde, der gør det vanskeligt at drage sikre konklusioner. Dette skyldes anvendelsen af forskellige koncentrationer af et opløsningsmiddel i forbindelse med tilsætning af DCOI samt, at der er stor variation i data. Den opgivne NOEC-værdi repræsenterer den laveste testede koncentration, men som testen er gennemført kan det ikke udelukkes, at der har været effekter af DCOI ved denne koncentration, da effekten sløres af en utilsigtet virkning af opløsningsmiddel. Da resultatet af denne test er den laveste NOEC, der er fundet ved undersøgelserne, er det denne værdi, der lægges til grund for beregningen af PNEC for DCOI.

N-(n-octyl) malonaminsyre

Den akutte akvatiske giftighed af N-(n-octyl) malonaminsyre, der er et væsentligt nedbrydningsprodukt fra omdannelsen af DCOI (jf. afsnit 3.2.2) er undersøgt i test med fisk og dafnier. Toksiciteten af N-(n-octyl) malonaminsyre er undersøgt i statiske forsøg, og beregningerne er baseret på målte middelkoncentrationer af stoffet. Effektkoncentrationer for N-(n-octyl) malonaminsyre er angivet for dafnier (48 t): EC50 = 260 mg/L, NOEC = 16 mg/L (Sword & Muckerman 1994b), og regnbueørreder (96 t): LC50 = 250 mg/L, NOEC = 160 mg/L (Sword & Muckerman 1994a). I dafnie-forsøget er der stor variation i data, og grundlaget for beregningen af resultatet er ikke klart defineret. Dafnier, der lå på bunden af glassene synes ikke at være medregnet som "ubevægelige", hvilket de burde ifølge den anvendte metodebeskrivelse. Det vurderes, at den faktiske EC50 ligger i intervallet 90-160 mg/L, snarere end på 260 mg/L, som opgivet i rapporten (Sword & Muckerman 1994b).

Selv med ovenstående forbehold må det dog konkluderes, at toksiciteten af N-(n-octyl) malonaminsyre er adskillige størrelsesordener mindre end toksiciteten af DCOI.

Der er i forbindelse med undersøgelserne af N-(n-octyl) malonaminsyre gennemført QSAR-beregninger for toksiciteten af dette og nogle stoffer med lignende struktur, som er væsentlige nedbrydningsprodukter fra den mikrobielle omdannelse af DCOI. Resultaterne er vist i tabel 3.6.

* Efter Sword & Muckerman 1994b. ** Personlig komm., Andrew Jacobson, Rohm & Haas Company.

* From Sword & Muckerman 1994b. ** Personal comm., Andrew Jacobson, Rohm & Haas Company.

Det fremgår af resultaterne i tabel 3.6, at de sandsynlige nedbrydningsprodukter fra omdannelsen af DCOI hverken er særligt toksiske eller bioakkumulerbare i akvatiske organismer.

Sedimentlevende organismer

Der foreligger resultater af en 10-dages-test med det marine, sedimentlevende krebsdyr, amphipoden Ampelisca abdita: LC50 = 320 mg/kg og NOEC = 6,9 mg/kg tørvægt (Putt 1994). Testen er gennemført med ¹⁴C-mærket DCOI, og koncentrationerne er målt som radioaktivitet. Ved afslutning af testen var ca. 90% af ¹⁴C-aktiviteten tilknyttet sedimentet, mens den resterende del fordelte sig i forholdet ca. 8:2 mellem porevand og overliggende vand. Der blev ikke udført kemiske analyser, og forfatterne gør opmærksom på, at den målte radioaktivitet sandsynligvis skyldes nedbrydningsprodukter og ikke DCOI.

Algesamfund

Akutte og kroniske effekter af DCOI er undersøgt på naturlige fytoplankton- (planktonalger) og epipsammonsamfund (mikroalger, der lever på sandkorn). Akutte og kroniske effekter af DCOI på fytoplanktonsamfund er fundet ved en koncentration af DCOI på 0,0003 mg/L (den laveste koncentration, hvor der blev observeret effekter, Lowest Observed Effect Concentration, LOEC) (Arrhenius 1997). Den akutte effekt af DCOI var en stimulering af algernes aktivitet, mens den kroniske effekt var en adaptation til DCOI over få dage. Hæmning af fotosyntesen skete ved højere koncentrationer (EC50: 0,05-0,1 mg/L (95% konfidensinterval)). I undersøgelsen konkluderes det, at effekten af DCOI stadig var markant ved forsøgets afslutning efter 7 dage. Epipsammon samfund var yderst tolerante for DCOI og effektkoncentrationerne var flere størrelsesordener højere end for fytoplankton.

Effekter af nedbrydning af DCOI på akvatisk toksicitet

Der er udført laboratorieundersøgelser, hvor effekterne af nedbrydning på giftigheden over for akvatiske organismer blev undersøgt for en række antibegroningsmidler, der omfattede DCOI, Irgarol 1051 og Diuron (Callow & Finlay 1995, Callow & Willingham 1996). I disse undersøgelser blev stofferne inkuberet i havvand, i havvand tilsat marine bakterier samt i steriliseret havvand. Ændringer i toksiciteten som følge af nedbrydning af aktivstofferne blev undersøgt over for marine bakterier (tælling af kolonidannende bakterier), kiselalger (Amphora coffeaeformis) og krebsdyr (Artemia salina). Nedbrydningsforsøgene var startet med koncentrationer af stofferne, der gav ca. 80% effekt på algerne (EC80 = 0,5 mg/L for DCOI), således at et eventuelt fald i opløsningernes toksicitet kunne følges. Resultaterne viste, at toksiciteten stort set ikke faldt i steriliseret havvand, og at omdannelsen af aktivstofferne til nedbrydningsprodukter med lav giftighed var hurtigst i det bakterieberigede havvand. Testen med kiselalger viste f.eks., at toksiciteten af DCOI blev reduceret væsentligt (fra ca. 80 til ca. 20% hæmning) efter to uger i naturligt og bakterieberiget havvand, og at prøver, der var inkuberet i 4, 6 og 8 uger i de to typer havvand gav 10% eller ingen signifikant hæmning (Callow & Finlay 1995). Halveringstiden for toksiciteten af DCOI blev beregnet til 8,5 dage i havvand og 3 dage i bakterieberiget havvand (Callow & Finlay 1995).

Relationen mellem nedbrydning og sorption af DCOI og den akutte giftighed over for det marine krebsdyr Acartia tonsa blev undersøgt i dette projekt. Undersøgelserne blev udført i systemer af det sandede sediment og tilhørende havvand fra Øresund (bilag 2), der også blev anvendt til bionedbrydningsforsøg. Sediment-havvand-systemerne blev tilsat DCOI i koncentrationen 100 µg/kg. Vandfase og sediment blev adskilt 20 min efter dosering, og anvendelse af vandfasen i test med A. tonsa medførte en dødelighed svarende til 35% af forsøgsorganismerne. Stationær inkubering i mørke ved 20-25° C medførte, at der ikke var dødelige effekter på A. tonsa efter 1 dag (figur 3.4). Tilsvarende resultater blev opnået, når sediment-vand-systemerne blev inkuberet i lys med en intensitet svarende til 340 µmol/m² × s. Målinger som VKI har foretaget i Øresund viser, at den gennemsnitlige lysintensitet i perioden fra maj til oktober 1998 var 420 µmol/m² × s i en dybde på ca. 1 meter. Den anvendte lysintensitet var således ca. 80% af den gennemsnitsværdi, der er beregnet ud fra målinger i 1998. Resultaterne med A. tonsa viser, at DCOI bindes til sediment eller omdannes til nedbrydningsprodukter med en væsentlig lavere giftighed end udgangsstoffet. De anvendte metoder er udførligt beskrevet i bilag 3. Et parallelt forsøg blev udført med zinkpyrithion (jf. afsnit 4.4).

Figur 3.4 Se her

Effects of degradation of DCOI (100 µg/kg) dosed to sediment and seawater on the acute toxicity to Acartia tonsa (test performed in the dark).

3.4 Risikovurdering af DCOI

Til beregning af eksponeringskoncentrationer (PEC, Predicted Environmental Concentration) blev opstillet en model, der bygger på principper, der normalt anvendes til eksponeringsvurderinger (EC 1996). Eksponeringsvurderingerne blev foretaget for to scenarier:

• En lystbådehavn (med udgangspunkt i forholdene i Jyllinge Lystbådehavn)
• En befærdet sejlrute (med udgangspunkt i forholdene ved Kronprins Frederiks Bro, Frederikssund)

Modellen og de to scenarier er udførligt beskrevet i bilag 1. For udgangsstoffet og de væsentligste nedbrydningsprodukter blev følgende eksponeringskoncentrationer beregnet for hvert af de to scenarier:

• PEC (vandsøjle)
• PEC (sediment)
• PEC (sediment-porevand)

De tre eksponeringskoncentrationer blev defineret som "steady-state" koncentrationen i det pågældende delmiljø; dvs. den koncentration, som de beregnede koncentrationer nærmer sig med tiden, når der simuleres en kontinuerlig frigivelse af udgangsstoffet til vandmiljøet. Det er søgt at udføre beregningerne af PEC ved anvendelse af "realistiske worst-case scenarier", hvilket betyder, at de anvendte parametre i modellen bygger på realistisk konservative antagelser, der medfører, at de beregnede PEC-værdier i praksis kun sjældent vil overskrides. Den anvendte model er ikke valideret over for målte koncentrationer i havnemiljøer eller sejlruter. Flere af de antagelser, der indgår i simuleringen, har afgørende betydning for resultatet af beregningerne:

• Baggrundskoncentrationerne for både udgangsstoffet og nedbrydningsprodukterne blev antaget at være nul.

• 70% af lystbådene blev antaget at være påført maling indeholdende DCOI.

• Frigivelseshastigheden af DCOI fra bundmaling blev beregnet til 13 mg/m²/dag i havn og 25 mg/m²/dag ved sejlads (bilag 1).

• Den primære biologiske omdannelse af DCOI til det formodede nedbrydningsprodukt N-(n-octyl) malonaminsyre blev antaget at forløbe med en halveringstid på 14 timer i overfladevand ved en temperatur på 12° C.

Den biologiske halveringstid for DCOI på 14 timer, der antages i simuleringen, er fastsat på baggrund af en eksperimentelt bestemt halveringstid i havvand ved 12° C (Jakobson & Kramer 1999). Det er valgt at benytte halveringstiden for DCOI i havvand, og ikke i havvand og sediment, fordi resultatet af simuleringen er eksponeringskoncentrationer ved en kontinuerlig frigivelse af DCOI til havvand efter opnået "steady state". Når lystbådene tages op af vandet ved sejlsæsonens afslutning, vil DCOI sandsynligvis hurtigt blive elimineret, da DCOI enten omdannes i vandfasen eller bindes til sedimentet, hvor det omdannes med en meget kort halveringstid (jf. afsnit 3.2.2 og 3.2.3).

De beregnede eksponeringskoncentrationer for DCOI og nedbrydningsprodukter er ca. 50 gange højere inden for lystbådehavnen end i den befærdede sejlrute udenfor (tabel 3.7).

Calculated exposure concentrations (PEC) for DCOI and metabolites at steady-state.

Beregning af nul-effekt-koncentration (PNEC)

Nul-effekt-koncentrationer (PNEC, Predicted No-Effect Concentration) er estimeret for DCOI og N-(n-octyl) malonaminsyre. De øvrige stabile nedbrydningsprodukter fra omdannelsen af DCOI antages at have tilsvarende akvatisk toksicitet som N-(n-octyl) malonaminsyre.

De foreliggende undersøgelser af den akvatiske giftighed af DCOI anses for repræsentative, og datamaterialet omfatter langtidsstudier med fisk og krebsdyr. Algetesten kan fortolkes både som en korttidstest og en langtidstest (EC 1996).

For DCOI foreligger der tre NOEC-værdier fra langtidstest (fisk, krebsdyr og alger), der omfatter den gruppe organismer, der var mest følsom i korttidstest (fisk). På den baggrund beregnes PNEC ved division af den laveste NOEC-værdi, der er 0,00063 mg/L for krebsdyr (Ward & Boeri 1990), med en omregningsfaktor på 10 (EC 1996). Dette giver en PNEC på 0,00006 mg/L = 0,06 mg/L for DCOI. Som tidligere anført i afsnit 3.3.2 kan der ikke afledes en entydig NOEC fra langtidstesten med krebsdyr (Ward & Boeri 1990). Udelades denne undersøgelse, foreligger der resultater fra et enkelt langtidsstudium med fisk, hvor NOEC var 0,006 mg/L. I dette tilfælde anvendes en omregningsfaktor på 100, hvorved PNEC beregnes til 0,00006 mg/l = 0,06 µg/L, der er identisk med den ovenfor beregnede værdi.

Beregning af PNEC for N-(n-octyl) malonaminsyre baseres på den laveste effektkoncentration. Da der primært er tale om data fra korttidstest, anvendes en omregningsfaktor på 1.000 over for den laveste effektkoncentration. For N-(n-octyl) malonaminsyre er den lavest rapporterede LC50 = 250 mg/L for regnbueørred, mens værdien for dafnier (EC50 = 260 mg/L), som omtalt ovenfor, kan diskuteres. Til beregning af PNEC for N-(n-octyl) malonaminsyre anvendes her en LC50-værdi på 90 mg/L (over for dafnier), fordi denne vurderes at være den faktiske effektkoncentration i de udførte forsøg (jf. afsnit 3.3.2). Herved fås en PNEC på 0,09 mg/L = 90 µg/L. Den beregnede PNEC for N-(n-octyl) malonaminsyre antages at være repræsentativ for de øvrige nedbrydningsprodukter fra omdannelsen af DCOI. De to beregninger af PNEC er vist i tabel 3.8.

Risikokvotient

På baggrund af de ovenfor beregnede værdier for PEC (vand) for DCOI og de angivne nedbrydningsprodukter i tabel 3.7 samt PNEC-værdier for DCOI og N-(n-octyl) malonaminsyre kan der beregnes risikokvotienter Rq = (PEC/PNEC) som angivet i tabel 3.9.

* N-(n-octyl) malonaminsyre
* N-(n-octyl) malonamic acid

De angivne risikokvotienter er beregnet ud fra "realistiske worst-case scenarier" (bilag 1), der bl.a. bygger på en antagelse om, at 70% af lystbådene er påført en bundmaling, som indeholder DCOI. Ud fra antagelserne i simuleringen og de beregnede PEC-værdier vurderes det, at der inden for lystbådehavnen er en risiko for kronisk økotoksiske effekter, idet DCOI antages at blive tilført konstant ved udludning fra bundmaling. Risikokvotienten for DCOI uden for lystbådehavnen er mindre end 1, og her skønnes risikoen for økotoksiske effekter af DCOI at være lav.

Både inden for og uden for lystbådehavnen vurderes der at være en meget lav risiko for økotoksiske effekter af nedbrydningsprodukter fra omdannelsen af DCOI.