Forurenet sediment fra Harboøre Tange blev undersøgt ved test med Macoma baltica, Cerastoderma edule, Abra alba, Nereis diversicolor og Scoloplos armiger, hvor effekter på adfærd (nedgravning) blev undersøgt (Møhlenberg & Kiørboe 1983). Ligeledes blev effekten på avoidance undersøgt i testakvarier, hvor der var forurenet sediment i den ene halvdel og rent sediment i den anden. Her blev arterne Crangon crangon, Carcinus maenas, Solea solea og Pomatoschistus minutus undersøgt. Undersøgelsen viste effekter på nedgravning og for 2 af arterne også avoidance.

Sediment fra Københavns havn blev testet med slikkrebsen Corophium volutator, en sedimentsuspension blev testet i Microtox Solid Phase testen, og sediment porevand blev testet med Acartia tonsa og Skeletonema costatum (Pedersen et al. 1998). Denne undersøgelse viste, at Microtox Solid Phase testen var mest følsom efterfulgt af Acartia tonsa og slikkrebs, mens der ikke blev registreret toksiske effekter af porevandet i testen med Skeletonema costatum (EC10 >500 mL/L).

Endelig blev 13 sedimentprøver fra Lillebæltsområdet testet med slikkrebsen Corophium volutator. Kun toksiciteten af en af prøverne afveg fra effekten i kontrolsedimentet, som dog var relativt høj efter 10 døgns eksponering i testen (Bennetzen et al. 2000).

2.3 Valg af økotoksikologiske testmetoder

På baggrund af de ovenfor refererede vurderinger og anbefalinger er der udvalgt en række testorganismer og metoder til karakterisering af havnesediment. Der er især taget hensyn til de kriterier, som er opstillet af Hill et al. (1993) som refereret ovenfor. Der er herudover taget hensyn til økonomiske forhold (dvs. der er fokuseret på relativt billige korttidstest fremfor de dyrere langtidstest) samt praktiske forhold såsom tilgængelighed af testorganismer. Endelig er arterne valgt, så de repræsenterer forskellige taxonomiske grupper.

Ved udvælgelsen af testarterne er der endvidere taget hensyn til, at metoderne skal være så enkle, at de uden væsentlige problemer vil kunne udføres af andre laboratorier end DHIs specialiserede økotoksikologiske laboratorium.

I tabel 2.1 er vist en oversigt over baggrunden for valg af testorganismer.

Tabel 2.1 Se her!
Baggrund for udvælgelse af testorganismer

3. Metoder

3.1 Sedimenter

Sedimentprøver blev indsamlet fra 3 havne (Kbh., Odense, Horsens) samt fra Kattegat. Endvidere blev der indsamlet et referencesediment fra Øresund. Detaljer om indsamlingen fremgår af tabel 3.1.

Tabel 3.1
Indsamling af sedimentprøver

-: Ingen data

Sedimentprøverne blev karakteriseret med tørstofindhold, glødetab og kornstørrelsesfordeling. Resultaterne er vist i tabel 3.2.

Tabel 3.2
Karakterisering af sedimentprøver (alle værdier er %)

-: Ingen data

Det fremgår af tabel 3.2, at alle sedimenter består af store fraktioner af meget finkornet materiale, idet 58-98% er af en kornstørrelse <0,063 mm. Sedimenterne fra henholdsvis Kattegat og Ven var de mest finkornede sedimenter, mens havnesedimenterne var mere grovkornede.

3.2 Sedimentekstrakter

Med henblik på at simulere en klapningssituation blev sedimentprøverne ekstraheret med havvand i henhold til US-EPA’s procedure for undersøgelse af forurenede sedimenter inden klapning (US-EPA 1991). Sediment og havvand (30-32‰) blev blandet i forholdet 1:4 (vol/vol) ved stuetemperatur. Dette svarer til et forhold på 115-140 g sediment (vådvægt beregnet ud fra tørstofindhold) til 400 mL havvand. Blandingerne blev omrystet kraftigt og derefter placeret på magnetomrører med kraftig omrøring i 30 min. Herefter blev blandingerne centrifugeret ved 1200 rpm i 30 min. Alle supernatanter fra hvert sediment blev poolet til en samleprøve. I alt blev der produceret 4 L ekstrakt fra hver sedimentprøve. Ekstrakterne blev opbevaret nedfrosset indtil test. Kortvarig nedfrysning har normalt ikke indflydelse på miljøprøvers toksicitet (Carr & Chapman 1995). Ekstrakter til kemisk analyse blev forbehandlet og eventuelt konserveret umiddelbart efter produktion.

Det vurderes, at der ved den her anvendte metode, hvor der foretages en kraftig omrøring gennem 30 min, vil blive frigivet større mængder af kemiske stoffer til ekstraktet, end der vil ske i praksis ved en klapning af sedimentmateriale, hvor opblandingen som regel vil være af kortere varighed. Miljøvurderingerne baseret på undersøgelser af ekstrakterne vil således være konservative.

3.3 Kemisk karakterisering

3.3.1 Kemiske analyser

Indhold af udvalgte organiske miljøfremmede stoffer samt metaller blev målt i sediment og ekstrakt af sediment efter de metoder, som er angivet i bilag A. I 1999 blev der udtaget sedimentprøver fra de samme stationer i Københavns havn og Odense havn som i denne undersøgelse, og der er derfor foretaget en sammenligning af de målte koncentrationer ved de 2 prøvetagninger og analyser.

Der blev desuden udtaget sedimentprøver og vandprøver fra test med slangestjerne til analyse for indhold af ammoniak og sulfid med henblik på en vurdering af disse stoffers eventuelle bidrag til en toksisk effekt. Resultaterne heraf et gengivet i tabel 4.3.

3.3.2 Vurdering af forureningsgrad

Sedimenternes forureningsgrad vurderes ud fra indholdet af kemiske stoffer, som bestemmes ved de kemiske analyser. En sådan vurdering svarer til trin 2 i US-EPAs strategi for vurdering af klapmateriale (US-EPA 1991), som anbefaler, at de målte koncentrationer bedømmes i forhold til gældende sedimentkvalitetskrav. Da der analyseres for en lang række stoffer, som hver især må formodes at kunne bidrage til en eventuel toksisk effekt, foretages en opsummering af bidragene fra de enkelte stoffer, idet disse bidrag regnes for additive.

Miljørisikoen af hvert enkelt stof beregnes som forholdet mellem den målte stofkoncentration (C_i) og det gældende sedimentkvalitetskrav (SKK_i) og betegnes RQ_i (Risk Quotient). Den samlede miljørisiko af flere stoffer (RQ) beregnes ved at summere de enkelte stoffers bidrag:

Hvis RQ er større en 1, vurderes der normalt at være en risiko for økotoksiske effekter på økosystemet eller de mest følsomme arter i økosystemet ved langvarig eksponering. Det kan ikke umiddelbart vurderes, hvor stor denne risiko vil være, da den samvirkende toksicitet normalt er mindre end additiv, det vil sige mindre end summen af de enkelte stoffers toksicitet. Ligeledes vil der normalt ikke kunne registreres økotoksiske effekter i test af overlevelse, før RQ bliver større end 100-1000. Dette kan udledes af, at der normalt anvendes en applikationsfaktor på 1000 til fastsættelse af kvalitetsstandarder ud fra et begrænset antal korttidstest, jævnfør blandt andet Europa-Kommissionens vejledning i risikovurdering (EC 1996).

Ved vurderingerne tages der udgangspunkt i eksisterende sedimentkvalitetskrav, som kan være fastsat i forbindelse med for eksempel EUs risikovurderingsarbejde, i Holland (RIVM 1999) eller i Canada (CCME 1999). Ligeledes anvendes forslag til sedimentkvalitetskrav for antifouling-biocider (Madsen et al. 1998). Der foretages således ikke en fastsættelse af kvalitetskrav for målte stoffer, hvor der ikke kan findes gældende kvalitetskrav, og disse stoffer udelades derfor af vurderingen.

For de målte koncentrationer i ekstrakterne foretages tilsvarende vurderinger, idet stofkoncentrationerne her vurderes imod gældende vandkvalitetskrav, jævnfør Miljø- og Energiministeriet (1996), EU risikovurderingsrapporter, RIVM (1999), CCME (1999), Petersen & Pedersen (1998), Pedersen & Samsøe-Petersen (1995) og Møller et al. (2000).

3.3.3 Vurdering af frigivelse i klapningssituation

Med henblik på at vurdere frigivelse af forurenende stoffer i en klapningssituation er der foretaget en udrystning af sediment i havvand efter US-EPAs metode (US-EPA 1991), og koncentrationer af forurenende stoffer er analyseret i ekstraktet. Da udrystningen er relativt kortvarig (0,5 time), vil der kun for de færreste stoffer være opnået en ligevægt mellem mængderne i henholdsvis sedimentprøven og ekstraktet. Fordelingskoefficienten defineret som forholdet mellem startkoncentrationen i sedimentprøven og ekstraktet betegnes Kd’ (som ikke må forvekles med ligevægtsfordelingskoefficienten Kd). Kd’ betegner således frigivelsesgraden fra det forurenede sediment under klapningssituationen:

Kd’ beregnes for sammenhørende par af målte koncentrationer i henholdsvis sediment og ekstrakt for de 4 sedimentprøver (3 havnesedimenter og kontrolsediment fra Kattegat).

3.4 Testmetoder, sediment

3.4.1 Slikkrebs (Corophium volutator)

Testen blev gennemført efter PARCOMs metodeforskrift (PARCOM 1995). Standarden foreskriver en testperiode på 10 døgn, men da DHIs erfaringer med testen viser, at en testperiode på mere end 7 døgn resulterer i en væsentlig forhøjet dødelighed i kontrollen, er eksponeringstiden reduceret.

Slikkrebs (Corophium volutator) blev indsamlet d. 26. september 2000 ud for Seabay, Orkney Mainland af personale fra Orkney Water Technology Centre Ltd. i Skotland. Efter akklimatisering blev dyrene overført til dobbeltbundede plastikposer med rent havvand, placeret i kølebokse med fryseelementer og fløjet til København, hvor de blev bragt direkte til DHI med kurér. Her blev de modtaget d. 4. oktober 2000 kl. 16. Ved ankomsten var forholdene i vandet: 70% iltmætning, 15,9°C, 21‰ salinitet, pH = 7,1.

På DHI blev dyrene akklimatiseret i et 20 L akvarium og fodret med kommercielt fiskefoder indtil 24 timer før teststart. Dyrene blev ikke fodret under testen.

Testen blev udført i 600 mL glas, som indeholdt 80 g (tørvægt) sediment og 500 mL havvand. Sedimentprøverne var forbehandlet ved tumbling i 24 t i forholdet 1 del sediment og 3 dele vand. Havvandet var indsamlet i Kattegat sydøst for Anholt af DMU. Inden teststart var havvandet filtreret gennem 10 µm, 5 µm, 0,5 µm og 0,22 µm filtre og justeret til 20‰ saltholdighed. Testen blev udført som en 7 døgns statisk test i et klimarum ved 15 ± 2°C og ved en lys:mørke cyklus på 16:8 t.

Hvert sediment blev testet i 5 replikater tilsat 10 slikkrebs af en størrelse på 5-8 mm. Dyrenes aktivitet blev registreret dagligt gennem testperioden, og ved testafslutning efter 7 døgn blev antallet af døde og levende dyr registreret i hver replikat.

3.4.2 Musling (Macoma baltica)

Muslinger (Macoma baltica) i størrelsen 0,5-1 cm blev indsamlet d. 2. november 2000 i Nivå bugt på ca. ½ m vand og bragt direkte til DHI, hvor de blev akklimatiseret i 20 L akvarier med 20‰ havvand og ca. 2 cm rent sediment indtil teststart.

I testen blev målt sedimentets effekt på adfærd (bevægelse, nedgravning) og overlevelse gennem testperioden på 6 døgn. Testen blev udført i plastikbakker, hvor den ene halvdel var fyldt med sedimentprøven og den anden halvdel med referencesediment fra indsamlingslokaliteten (jf. metode i Møhlenberg & Kiørboe 1983). Ligeledes blev der udført test, hvor der kun var tilsat sedimentprøve, samt test udelukkende med referencesediment. I bakkerne med 2 forskellige sedimenter blev testorganismerne i halvdelen af bakkerne tilsat i den del med den forurenede sedimentprøve og i den anden halvdel i den del med referencesedimentet. Testorganismernes præference for henholdsvis det forurenede sediment og referencesedimentet blev observeret gennem testperiode, ligesom andre adfærdsmæssige effekter blev registreret. Gennem testperioden blev overlevelse af testorganismerne endvidere registreret.

Testsedimentet blev blandet grundigt ved manuel omrøring og en delprøve udtaget til testen. Hver testbakke af en størrelse på ca. 15 · 22 cm og en højde på ca. 12 cm blev delt i 2 med en løs skillevæg. Testsedimentet blev fyldt i den ene halvdel af bakken i et lag på ca. 4 cm, og en tilsvarende mængde referencesediment blev fyldt i den anden halvdel af bakken. Tilsvarende blev der lavet bakker udelukkende med testsediment og andre udelukkende med referencesediment. Bakkerne blev banket let, så sedimentoverfladen jævnes ud. Herefter blev der forsigtigt tilsat ca. 2 L 20‰ havvand til hver bakke samt beluftning.

Testen med referencesedimentet blev udført i 6 replikater a 10 dyr, test med både testsediment og referencesediment i 4 replikater og test med testsedimenter i 4 replikater. I testene med 2 forskellige sedimenter (testsediment og referencesediment) blev testorganismerne tilsat halvdelen med referencesedimentet i 2 af replikaterne og halvdelen med testsedimentet i de øvrige 2 replikater.

Før teststart blev skillevæggen trukket forsigtigt op, således at testorganismerne efter tilsætning kan bevæge sig frit i testkarret. Der blev tilsat 10 testorganismer til hvert testkar og dyrenes adfærd blev iagttaget gennem den første halve time. Herefter blev testen tilset efter henholdsvis 3 timer, 1, 2, 3 og 6 døgn, hvorefter testen blev afsluttet. Gennem testperioden blev adfærd samt dødelighed registreret. Ligeledes blev der målt iltindhold, pH, temperatur og salinitet i vandfasen gennem testperioden.

3.4.3 Slangestjerne (Ophiura albida)

Slangestjerner (Ophiura albida) blev indsamlet syd for Ven i Øresund på positionen 55°58,00N og 12°42,00Ø på en vanddybde på ca. 20 m. Efter modtagelse på DHI blev dyrene akklimatiseret i havvand indtil teststart.

Testen med slangestjerner blev gennemført som testen med muslinger, idet der dog blev anvendt testkar af en størrelse på ca. 22 · 30 cm, hvori testsediment blev fyldt i et lag på ca. 2 cm. Der blev tilsat ca. 5 L 31‰ havvand. Alle sedimenter blev testet i 6 replikater a 10 dyr, og resultater blev aflæst efter 2,5 timer, 1, 2, 3, 5 og 6 døgn.

Til kontrol af indhold af ammoniak og sulfid blev der udtaget prøver af sediment og vand efter 6 døgns eksponering.

3.5 Testmetoder, ekstrakt

3.5.1 Microtox (Vibrio fischeri)

Ekstrakter af sedimentprøver blev testet i henhold til VKI’s standardforskrift for Microtox-test. Testen er baseret på måling af lysudsendelsen fra den luminiscerende marine bakterie Vibrio fischeri. I testen eksponeres bakterierne for en fortyndingsrække af ekstrakterne, og bakteriernes lysemission bestemmes efter 5, 15 og 30 minutters inkubering. En eventuel toksisk virkning af ekstraktet ses som en hæmning af lysemissionen, og den procentvise hæmning bestemmes i forhold til en kontrol, der ikke indeholder prøve.

Da ekstrakterne af sedimentprøverne blev fremstillet i havvand, blev der foretaget en test af havvand, som udgjorde en kontrolprøve. Alle ekstrakter blev testet i koncentrationerne 2,6; 5,2; 10,4; 20,8; 41,7; 83,3; 167 og 333 mL/L.

3.5.2 Planktonalge (Skeletonema costatum)

Toksiciteten af ekstrakterne blev undersøgt i en 72 timers væksthæmningstest med den marine kiselalge Skeletonema costatum (NIVA BAC 1), som holdes i kultur på DHI - Institut for Vand og Miljø (tidligere VKI). Væksthæmningstesten strækker sig over flere generationer af alger og kan derfor anses for en korttids kronisk test. Ved undersøgelsen registreres biomassen dagligt (målt ved fluorescens) i kulturer af alger, der vokser i fortyndingsrækker af ekstraktet. Væksttesten blev udført ved 28‰ salinitet, pH 8,1 og ved 19° C i overensstemmelse med ISO-metoden (ISO 10253:1995). Ekstrakterne blev testet i følgende koncentrationer: 5; 10; 20; 50; 100; 200 og 500 mL/L, dog blev ekstraktet fra sediment fra Horsens havn testet i koncentrationerne 1; 2; 5; 10; 20; 50 og 100 mL/L.

Algernes vækstrate blev beregnet på grundlag af registreringer af biomasse i løbet af testperioden, og filtratets påvirkning af vækstraten blev udtrykt som funktion af filtratets koncentration. Endvidere blev de koncentrationer, der hæmmede vækstraten henholdsvis 10% og 50% (EC10 og EC50) beregnet. Beregningerne blev udført ved hjælp af statistikprogrammet TOXEDO (VKI 1992a). Den højeste testkoncentration uden signifikant effekt (No Observed Effect Concentration, NOEC) samt den laveste testkoncentration med signifikant effekt (Lowest Observed Effect Concentration, LOEC) blev beregnet ved hjælp af Dunnett's procedure (US-EPA 1989).

Som kontrol af algernes følsomhed foretages tillige test af toksiciteten af referencestoffet 3,5-dichlorphenol hver tredje måned på DHI - Institut for Vand og Miljø.

3.5.3 Krebsdyr (Acartia tonsa)

Ekstrakternes akutte effekt blev undersøgt over for den marine planktoniske vandloppe Acartia tonsa. A. tonsa holdes i kultur på DHI - Institut for Vand og Miljø (tidligere VKI), og dyr fra denne kultur anvendes i testen. Kulturen stammer oprindeligt fra dyr isoleret fra Nordsøen af personale hos Danmarks Fiskeriundersøgelser.

Akuttesten blev gennemført under de samme betingelser som ved kultiveringen, 31‰ salinitet, pH 8,1, temperatur 20°C, 16 timer lys og 8 timer mørke.

Akuttesten blev udført som en statisk test, og som testdyr anvendtes store copepoditter og voksne dyr i overensstemmelse med standarden (ISO/IEC 14669:1999). Som fortyndingsvand anvendtes naturligt havvand indsamlet sydøst for Anholt (SNs bundfaunastation) af personale på Miljøstyrelsens skib "Gunnar Thorson".

Ekstrakterne blev testet i følgende koncentrationer: 5; 10; 20; 50; 100; 200 og 500 mL/L. Testen blev udført i 50 ml bægerglas (Pyrex) med 25 ml testopløsning. Der blev anvendt ca. 20 dyr ved hver testkoncentration (4 replika à 5-6 dyr) og ca. 30 dyr som kontrol (6 replika à 4-5 dyr). Iltindholdet og pH blev målt ved start og afslutning af testen.

Testglassene blev tilset efter 24 timer og igen efter 48 timer, og antallet af døde dyr registreret.

Resultaterne fra akuttesten behandles statistisk ved Probit Analyse ved anvendelse af EDB-programmet PROBIT (SNV 1992).

De koncentrationer, der forårsager henholdsvis 10% og 50% dødelighed (LC10-48t og LC50-48t) er beregnet. Den højeste testede koncentration uden observeret effekt NOEC (No Observed Effect Concentration) vurderes.

Som kontrol af forsøgsorganismernes følsomhed blev der tillige foretaget en test af toksiciteten af referencestoffet 3,5-dichlorphenol.

4. Resultater

4.1 Kemisk karakterisering

4.1.1 Kemiske analyser

Resultater af de kemiske analyser af sedimentprøver (3 havne og referencestation i Kattegat) og ekstrakter af sedimentprøver er vist i bilag B. En oversigt over resultaterne fordelt på stofgrupper er vist i tabellerne 4.1 (sedimentprøver) og 4.2 (ekstrakter) nedenfor. I oversigterne er stoffer, hvor koncentrationerne er mindre end detektionsgrænsen, ikke medregnet. Biocider omfatter butyltinforbindelser (TBT, DBT, MBT opgjort som Sn) samt diuron og irgarol. For flere detaljer henvises til bilag B.

Tabel 4.1
Koncentrationer af kemiske stoffer i sedimentprøver fordelt på stofgrupper (µg/kg TS)

n: Antal stoffer omfattet af gruppen.

Det fremgår af tabel 4.1, at sedimentprøven fra Horsens havn indeholder betydeligt højere koncentrationer af de fleste organiske stofgrupper (phthalater, phenoler, phosphater, PAH-forbindelser og pesticider) end prøverne fra de 2 øvrige havne. Koncentrationerne af biocider er dog betydeligt højere i prøver fra Københavns havn og Odense havn end i prøven fra Horsens havn. Koncentrationerne af de organiske stofgrupper er meget lave i prøven fra station 905 i Kattegat.

Tabel 4.2
Koncentrationer af kemiske stoffer i sedimentekstrakter fordelt på stofgrupper (µg/L)

n: Antal stoffer omfattet af gruppen. NVOC: Non Volatile Organic Carbon.

Også i ekstrakterne er der fundet betydeligt højere koncentrationer af PAH-forbindelser og pesticider i ekstraktet af sediment fra Horsens havn end i de 2 øvrige havne. I ekstraktet af prøven fra Kattegat er der fundet meget lave koncentrationer af de fleste organiske stoffer bortset fra LAS. Det fremgår endvidere af tabel 4.2, at indholdet af identificerede og kvantificerede organiske stoffer kun udgør en meget lille andel (0,5-4%) af de samlede indhold af organisk stof bestemt som NVOC (Non Volatile Organic Carbon).

Sedimentprøver fra 2 af positionerne (Københavns havn og Odense havn) blev også indsamlet og analyseret i 1999 (Jensen & Gustavson 2000). Der er ikke fuldstændig overlap mellem analyseprogrammerne i de 2 undersøgelser, ligesom der heller ikke er anvendt samme analysemetoder. En sammenligning af resultaterne er vist i bilag C. Overordnet set er der en rimelig overensstemmelse mellem de målte koncentrationer i de 2 måleserier, idet resultaterne typisk kun afviger med en faktor 2-3 fra hinanden. For di-n-butylphthalat er der dog fundet en forskel på 50 gange mellem de 2 måleserier. For de 2 stationer er forholdene mellem de målte værdier i henholdsvis 2000 og 1999 beregnet til 1,53 (standard afvigelse 63%, n=25) (Københavns havn) og 0,71 (standard afvigelse 77%, n=24) (Odense havn).

Resultater af kemiske analyser af ammoniak og sulfid i henholdsvis sediment og vand i testen med slangestjerne er vist i tabel 4.3.

Tabel 4.3
Ammoniak og sulfid i sediment og vand i test med slangestjerne

Ammoniak (NH₃) er væsentlig mere giftig end ammonium (NH₄⁺). Graden af dissociering af ammoniak til ammoniumionen afhænger især af pH, men også af temperatur og salinitet. Ved forsøgsbetingelserne, hvor pH = 8,1-8,3, temperaturen ca. 15°C og saliniteten ca. 25‰, findes ca. 3-5% af den samlede mængde ammoniak/ammonium-N som ammoniak. De målte koncentrationer af ammoniak/ammonium-N i de 3 havne svarer således til koncentrationer af ammoniak på ca. 0,1-0,5 mg NH₃/L. VKI har tidligere testet toksiciteten af ammoniak over for krebsdyret Acartia tonsa og bestemt LC50-48t til 0,6 mg/L (VKI 1992b). Det kan således ikke udelukkes, at indholdet af ammoniak kan bidrage til toksiske effekter i de udførte test. Ankley et al. (1990) testede porevand fra en række sedimentprøver på Ceriodaphnia dubia og fathead minnow og fandt ingen effekter på overlevelse i korttidstest ved koncentrationer på op til 12 mg/L. Hvorvidt disse arter er mindre følsomme end A. tonsa, eller indhold af naturlige komponenter i porevandet har betydning for denne forskel, kan ikke umiddelbart afklares.

Wang & Chapman (1999) har udarbejdet et review over sulfids toksicitet over for en række benthiske invertebrater. For Corophium sp. er LC50-24t bestemt til 1,4 mg/L, og for Macoma sp. er LC50-96t bestemt til 6,0 mg/L. Den mest følsomme af 15 testede marine bentiske invertebrater er amphipoden Anisogammarus, hvor LC50-96t er bestemt til 0,2 mg/L. De målte koncentrationer i vand fra testen med slangestjerne er målt til fra <0,03 til 0,13 mg/L. Det vurderes derfor, at de målte koncentrationer ikke vil bidrage til eventuelle toksiske effekter i testene.

4.1.2 Sedimenternes forureningsgrad

Sedimenternes forureningsgrad vurderes ud fra de enkelte stoffers bidrag til miljørisikoen (RQ_i) summeret inden for de enkelte stofgrupper. Der er kun medregnet bidrag fra stoffer, for hvilke der er bestemt en koncentration større end detektionsgrænsen, og for hvilke der er fastsat et kvalitetskrav. I tabellen er angivet antallet af stoffer, hvor der er fundet kvalitetskrav. De anvendte kvalitetskrav er angivet i tabellerne i bilag B. De beregnede risikokvotienter (RQ) for sedimentprøverne er angivet i tabel 4.4 og for ekstrakterne i tabel 4.5. Detaljer kan findes i bilag B.

Tabel 4.4
Risikokvotienter (RQ) for grupper af kemiske stoffer i sedimentprøver

n: Antal stoffer som bidrager til stofgruppens RQ.

Der fremgår af tabel 4.4, at bidragene fra PAH-forbindelser og pesticider fuldstændigt dominerer det samlede billede i sedimentprøven fra Horsens havn, idet de bidrager med henholdsvis RQ = 10.800 og RQ = 27.000. I prøverne fra de øvrige 2 havne bidrager især de begroningshæmmende biocider (især TBT og irgarol) med høje RQ. De samlede RQ i de 3 havnesedimenter varierer fra 2.700 til 39.000, og herudfra må det vurderes, at der vil være stor risiko for udtalte akut toksiske effekter af de 3 havnesedimenter over for sedimentlevende organismer. Den samlede RQ på 50 for sedimentet fra Kattegat kan ikke forventes at resultere i en høj dødelighed i test for akut toksicitet.

Tabel 4.5
Risikokvotienter (RQ) for grupper af kemiske stoffer i ekstrakter

n: Antal stoffer som bidrager til stofgruppens RQ.

Ekstraktet af sediment fra Horsens havn indeholder store bidrag fra biocider og PAH-forbindelser og i mindre grad pesticider. Ekstrakterne fra de 2 øvrige havne indeholder især bidrag fra TBT, mens ekstraktet fra Kattegat-prøven stort set ikke indeholder kemiske stoffer i koncentrationer større end kvalitetskravene. Også for ekstrakterne må der ud fra stofindholdet forventes udtalte toksiske effekter selv i korttidstest.

4.1.3 Frigivelse i klapningssituation

En oversigt over de beregnede fordelingskoefficienter (Kd’) findes i bilag D. Kd’-værdier er tilgængelige for 6 metaller for alle sedimentprøver, mens Kd’-værdier for en større del af de organiske stoffer kun kan beregnes for sediment fra Horsens havn, idet koncentrationerne i enten sediment eller ekstrakt i de øvrige prøver i stor udstrækning er lavere end de analytiske detektionsgrænser. For organiske stoffer er der således beregnet Kd’-værdier for henholdsvis 9 stoffer (Københavns havn), 7 stoffer (Odense havn), 46 stoffer (Horsens havn) og 1 stof (Kattegat)(se bilag D). Der kan således kun lægges vægt på resultaterne fra analyser af sediment og ekstrakt fra Horsens havn.

En del af stofmængden i ekstraktet vil formodentlig være bundet til opløst organisk stof, kolloider og meget små partikler. Ud fra den anvendte centrifugeringshastighed er det beregnet, at kun partikler større end ca. 0,7 µm vil bundfældes. Det er tidligere påvist (se f.eks. Pedersen et al. 1997), at kun en mindre del af en stofmængde i en vandfase vil være frit opløst og som sådan vil kunne anses for biotilgængelig. De analytisk bestemte koncentrationer overvurderer således den mængde, der på kort tid er biotilgængelig.

I nedenstående figur 4.1 er vist den empiriske sammenhæng mellem octanol-vand fordelingskoefficienten (log Kow) (Syracuse Research Corporation 2000) og de beregnede fordelingskoefficienter (Kd’).

Figur 4.1
Sammenhæng mellem log Kow og log Kd’

Det fremgår af figur 4.1, at den empirisk bestemte Kd’ er uafhængig af stoffernes octanol-vand fordelingskoefficient (Kow). Ligevægtsfordelingskoefficienten Kd vil normalt stige med stigende Kow og vil ofte kunne beregnes ud fra empiriske udtryk som log Kd = a · log Kow – b (se f.eks. Schwarzenbach et al. 1993). Det fremgår således af figur 4.1, at der under ekstraktionen, der simulerer en klapningssituation, ikke opnås ligevægt mellem indholdet i sediment og indholdet i ekstraktet. For stoffer med lav log Kow (omkring 4) har der formodentlig indstillet sig en ligevægt, idet logaritmen til ligevægtsfordelingskoefficienten kan beregnes til ca. 2,5. For stoffer med højere log Kow værdier er Kd’ lavere end ved ligevægt, det vil sige at koncentrationerne i ekstraktet er højere end ved ligevægt. Dette kan muligvis skyldes, at en stor del af de lipofile stoffer findes sorberet til små partikler, kolloider og opløst organisk stof. Frigivelsen fra sedimentet til vandfasen (som frit opløst og sorberet stof) er således relativt højere for lipofile stoffer end for hydrofile stoffer. Dette forhold er også fundet i andre undersøgelser af desorption af organiske stoffer fra jord og sediment (se f.eks. Schwarzenbach et al. 1993).

4.2 Økotoksikologiske test, sediment

Resultater af test med slikkrebs er vist i tabel 4.6 og mere detaljeret i bilag E.

Tabel 4.6
Akut toksicitet over for slikkrebs (Corophium volutator)

*: Signifikant højere dødelighed end i Ven kontrol på 5% niveau, **: Signifikant højere dødelighed end i Ven kontrol på 0,01% niveau.

Testen af sediment fra Horsens havn viste en signifikant forøget dødelighed (72%) i forhold til alle øvrige stationer (4-16%). I sedimentprøven fra Horsens havn gravede dyrene sig ikke ned, og de begyndte hurtigt at dø, således at de fleste dyr var døde efter 4 døgn. Også dødeligheden i testene med sedimentprøver fra Odense havn og Kattegat var signifikant højere end i kontrolsedimentet fra Ven, mens dødeligheden i prøven fra Københavns havn ikke var signifikant forskellig fra kontrollen. Normalt accepteres en dødelighed på op til 20% i kontrolsediment (PARCOM 1995), og den miljømæssige betydning af de målte effekter i prøverne fra Odense havn og Kattegat er derfor vanskelig at afklare. Herudover ses der i testene med alle 3 havnesedimenter effekter på adfærd, idet der i det mindste initielt ses en del fritsvømmende dyr, mens dyrene hurtigt graver sig ned i testene med sediment fra Kattegat og Ven.

4.2.2 Musling (Macoma baltica)

Resultater af test med musling er vist i tabel 4.7 og mere detaljeret i bilag F.

Tabel 4.7
Akut toksicitet over for musling (Macoma baltica)

Der blev ikke registreret døde dyr efter 6 døgns eksponering. Dyrene graver sig stort set ned i samme sektion, hvor de tilsættes. Dog er der en tendens til, at dyrene i testen med sediment fra Odense havn forsøger at bevæge sig fra det forurenede havnesediment og over i kontrolsedimentet fra Nivå bugt. I testen med sediment fra Horsens havn er dyrene kun nedgravet i overfladen af sedimentet, således at de er synlige gennem testperioden. Der blev ikke registreret en signifikant effekt på dyrenes præference for havnesediment i forhold til referencesediment i de test, hvor de blev eksponeret for begge sedimenttyper i samme testakvarium.

4.2.3 Slangestjerne (Ophiura albida)

Resultater af test med slangestjerne er vist i tabel 4.8 og mere detaljeret i bilag G.

Tabel 4.8
Akut toksicitet over for slangestjerne (Ophiura albida)

I alle test med havnesedimenter var der tydelige tegn på, at dyrene forsøgte at undgå kontakt med sedimentet. De kravlede op ad siderne i testakvarierne og/eller stod på spidsen af armene, således at kroppen ikke kom i kontakt med sedimentet. I testen med sediment fra Odense havn havde de fleste dyr ved testens afslutning efter 6 døgn afsnøret de yderste dele af eller hele armene, men de var stadig i live. I testen med sediment fra Horsens havn blev der registreret en mindre dødelighed på ca. 9%. Der blev ikke registreret en signifikant effekt på dyrenes præference for havnesediment i forhold til referencesediment i de test, hvor de blev eksponeret for begge sedimenttyper i samme testakvarium.

4.3 Økotoksikologiske test, ekstrakt

Microtox test blev gennemført med ekstrakter af sedimentprøver fra de 3 havne, fra Kattegat, station 905 og fra DHIs referencestation ved Ven. Ligeledes blev der gennemført en kontroltest af det havvand, der blev anvendt til ekstraktion af sedimenterne. De målte hæmninger af luminiscens efter 30 minutters eksponering ved de højest testede koncentrationer på 333 mL/L er vist i tabel 4.9 og mere detaljeret i bilag H.

Tabel 4.9
Akut toksicitet af ekstrakt [333 mL/L] over for Microtox (Vibrio fischeri)

Testene viste, at havvand virker stimulerende på bakteriernes lysudsendelse, idet dog stimuleringen var størst ved en koncentration på 167 mL/L og mindre ved 333 mL/L. Kun ekstraktet af sediment fra Horsens havn viste en signifikant hæmning på 25% i den højest testede koncentration på 333 mL/L. Ekstrakt af sediment fra referencestationen ved Ven resulterede i en svagt hæmmende effekt.

4.3.2 Planktonalge (Skeletonema costatum)

Resultater af test med planktonalge er vist i tabel 4.10 og mere detaljeret i bilag I.

Tabel 4.10
Akut toksicitet af ekstrakt over for planktonalge (Skeletonema costatum)

Ekstrakterne af sediment fra Horsens havn og Københavns havn udviste den højeste toksicitet med EC10 omkring 10 mL/L. Ekstrakterne af sediment fra Odense havn og Kattegat, station 905 var mindre toksiske med EC10 omkring 100 mL/L, mens ekstraktet af sediment fra Ven ikke var toksisk i den højest testede koncentration på 500 mL/L.

4.3.3 Krebsdyr (Acartia tonsa)

Resultater af test med krebsdyr er vist i tabel 4.11 og mere detaljeret i bilag J.

Tabel 4.11
Akut toksicitet af ekstrakt over for krebsdyr (Acartia tonsa)

Ekstrakterne af sedimentet fra Kattegat, station 905 udviste den højeste toksicitet med EC10 på ca. 40 mL/L. Ekstraktet af sediment fra Horsens havn var mindre toksisk med en EC10 på ca. 131 mL/L. De øvrige ekstrakter var ikke toksiske ved de højest testede koncentrationer på 500 mL/L.

5. Diskussion

5.1 Vurdering af direkte toksiske effekter

Testen med slikkrebs var den eneste test af sedimenter, hvor der blev observeret markante letale effekter, idet sedimentprøven fra Horsens havn resulterer i en dødelighed på 72% af de testede dyr efter 7 døgns eksponering. I test af de øvrige sedimentprøver oversteg dødeligheden ikke 20%, som accepteres i test af ikke-forurenede kontrolprøver (PARCOM 1995). Slikkrebs lever nedgravet i sedimentet, og vil derfor være direkte eksponeret til forurenende stoffer i sediment. Corophium volutator er en selektiv deposit feeder, som hovedsagelig lever af diatomeer, mikroalger og bakterier (Environment Canada 1992), og dyrene eksponeres således kun indirekte via fødeindtag. Slikkrebs er kendt for at være relativt følsomme over for toksiske stoffer i sediment (se f.eks. Hill et al. 1993).

I testen med musling blev der ikke registreret letale effekter. På trods af, at muslinger lever nedgravet i sedimentet, eksponeres de kun direkte til sedimentet via indtag af føde (detritus), mens de gennem respirationen eksponeres til vand, der indtages fra pelagialet. Der er ikke under testforløbets 6 døgn foretaget nogen registrering af indtag af detritus, og det er muligt, at muslingerne ikke indtager føde i testperioden, hvis fødekvaliteten ikke er tilfredsstillende. Kun i testen af sediment fra Horsens havn ses en vis modstand mod sedimentet, idet muslingerne kun er halvvejs nedgravet i sedimentoverfladen. Dette kan være et udtryk for, at sedimentet er så forurenet, at muslingerne forsøger at undgå kontakt med sedimentet.

I testen med slangestjerner blev der registreret en relativt lav dødelighed i testen med sediment fra Horsens havn. I alle test med havnesediment forsøger testorganismer dog i vid udstrækning at undgå fysisk kontakt med sedimentet. Epibenthiske slangestjerner foretrækker normalt et forholdsvist grovkornet sediment. Alle dyr i testen med kontrolsediment fra Ven har det fint og viser ikke tegn på toksiske effekter. Kornstørrelsesfordelingen af sedimentet fra Ven afviger ikke væsentligt fra fordelingen af de øvrige sedimenter, og selv om kontrolsedimentet har et lavere organisk indhold end de øvrige sedimenter (2-3 gange lavere, jf. tabel 3.2), må det konkluderes, at sedimentets tekstur formodentlig ikke har indflydelse på de registrerede effekter. Det konkluderes derfor, at de registrerede effekter er forårsaget af havnesedimenternes indhold af toksiske stoffer.

Resultaterne med Microtox-test af ekstrakter viste, at rent havvand virker stimulerende på bakterien resulterende i en forøget luminiscens. Hvis der tages højde for denne stimulering, viser de øvrige test af ekstrakter, at kun ekstraktet af sediment fra Horsens havn virker hæmmende på aktiviteten. De øvrige ekstrakter har stort set ikke nogen effekt bortset fra ekstrakt fra station 905 i Kattegat, som virker stimulerende. En sammenligning med de beregnede samlede toksicitetsbidrag i ekstrakter viser en rimelig overensstemmelse mellem forureningsgrad og effekt.

Planktonalgen Skeletonema costatum er den mest følsomme af de testede arter over for ekstrakterne af sediment. Dette er i modstrid med tidligere undersøgelser af sedimentprøver fra Københavns havn (Pedersen et al. 1998), hvor S. costatum var den mindst følsomme testorganisme ved sammenligning med slikkrebs, Microtox og Acartia tonsa.

Test af ekstrakter med krebsdyret Acartia tonsa viste overraskende, at ekstraktet af sediment fra Kattegat var mest toksisk med EC50 = 377 mL/L. For ingen af de øvrige ekstrakter var det muligt at bestemme en EC50, idet dette toksicitetsniveau ligger over den højest testede koncentration. Kun i ekstraktet af sediment fra Horsens havn blev der registreret toksiske effekter med EC10 = 131 mL/L. Som ovenfor nævnt viste tidligere undersøgelser af porevand fra havnesediment, at Acartia tonsa var relativt følsom, og der er således ikke overensstemmelse mellem resultaterne af de 2 undersøgelser.

5.2 Vurdering af forhold mellem indhold af forurenende stoffer og toksicitet

5.2.1 Sediment

De mest markante toksiske effekter blev fundet i testene med henholdsvis slikkrebs og slangestjerner, mens der stort set ikke blev observeret effekter i testene med muslinger. Markante letale effekter findes kun i sedimentet fra Horsens havn, idet der i testen med slikkrebs findes en dødelighed på 72%, og i testen med slangestjerne findes en dødelighed på 9%. Ud fra indholdet af kemiske stoffer i sedimentprøven og fastsatte sedimentkvalitetskrav er der beregnet risikokvotienter, og det samlede bidrag er opgjort til RQ = 39.000. En så høj værdi vil teoretisk være udtryk for et meget højt potentiale for akut toksiske effekter. Det væsentligste bidrag udgøres af lindan (g -hexachlorcyclohexan) med en beregnet RQ = 24.000. For lindan er der i Canada (CCME 1999) fastsat et kvalitetskrav for marine sedimenter på 0,32 µg/kg TS baseret på blandt andet iagttagelser af manglende tilstedeværelse af blandt andet amphipoder i sediment med en koncentration på 3 µg/kg og akut toksicitet over for Corophium volutator ved ca. 1.000 µg/kg. I sediment fra Horsens havn blev der målt en koncentration af lindan på 7.600 µg/kg. Der er således en rimelig overensstemmelse mellem de litteraturbaserede toksicitetsdata og de fundne effekter.

De mest markante subletale toksiske effekter hos slangestjerner ses i testen med sediment fra Odense havn, hvor dyrene forsøger at undgå kontakt med sedimentet. I løbet af testperioden afsnøres dele af eller hele arme. De største toksicitetsbidrag kommer fra indholdet af de begroningshæmmende biocider irgarol og TBT, som bidrager med RQ = 4.300 og 2.000 ud af en samlet risikokvotient på 6.900. For irgarol er der foreslået et sedimentkvalitetskrav på 0,0004-0,02 µg/kg vådvægt (her er anvendt 0,001 µg/kg TS) og for TBT et krav på 0,002-0,3 µg TBT/kg vådvægt (her er anvendt 0,3 µg TBT/kg vådvægt omregnet til 0,4 µg Sn/kg TS), jf. Madsen et al. (1998). Begge de foreslåede kvalitetskrav er ekstrapoleret fra toksicitetsdata for akvatiske (pelagiske) organismer og må derfor betegnes som usikkert bestemt. I modsætning til i de øvrige havnesedimenter findes der meget høje koncentrationer af de begroningshæmmende biocider i sediment fra Odense havn, og det forekommer derfor sandsynligt, at de meget markante effekter (afsnøring af dele af eller hele arme) er resultatet af netop disse høje koncentrationer. I test af det meget belastede sediment fra Horsens havn ses ikke disse effekter, men derimod enkelte døde dyr.

Generelt gælder for alle de anvendte sedimentkvalitetskrav, at de må betegnes som foreløbige, og at det derfor er svært at drage detaljerede konklusioner ud fra de kemiske analyser. Det fremgår dog af testresultaterne, at sediment fra Horsens havn er det mest toksiske efterfulgt af Odense havn og Københavns havn, mens sedimentet fra Kattegat ikke udviser toksiske effekter. Denne fordeling svarer nøje til fordelingen af de samlede risikokvotienter i de 4 sedimenter; kvotienten er markant højere i sediment fra Horsens havn (39.000) end fra Odense (6.900) og København (2.700), mens det er meget lavere i sediment fra Kattegat (50). Sammenhæng mellem risikokvotienter og dødelighed er vist i figur 5.1.

Figur 5.1
Sammenhæng mellem risikokvotient i sediment og dødelighed i test.

Det fremgår klart af de her gennemførte undersøgelser, at der er et stort spring mellem det forureningsniveau, hvor der teoretisk set begynder at være risici for økotoksiske effekter (dvs. RQ > 1), og det forureningsniveau, hvor der er målt effekter i biotest. Akut dødelighed vil således først kunne måles ved RQ ³ 7-10.000, mens der ved de her anvendte testmetoder vil kunne måles akut subletale effekter ved RQ = 3.000.

Figur 5.2
Sammenhæng mellem RQ og målte effekter

Det fremgår således, at det ikke ud fra kemiske analyser alene er muligt at fastsætte en grænse for, hvornår der kan forventes økotoksiske effekter. Det er dog heller ikke muligt at fastsætte en sådan grænse ud fra de her afprøvede biotestmetoder. Det vil være konservativt at tage udgangspunkt i resultater af kemiske analyser kombineret med sedimentkvalitetskrav, og et sådant udgangspunkt for en regulering vil nok ikke være realistisk, da stort set alle havnesedimenter i så fald vil blive vurderet som miljøfarlige. Der vil derfor være behov for en yderligere metodeudvikling inden for både biotilgængelighed og subletale eller kroniske biotest, før der vil kunne fastsættes grænser for belastet sediments miljøfarlighed.

5.2.2 Ekstrakt

Toksiciteten af ekstrakterne blev testet med Microtox, alger og krebsdyr. I testen med Microtox er effekterne så små, at det ikke er muligt at beregne effektkoncentrationer, mens EC10 og EC50 er beregnet i de øvrige test. Den empiriske sammenhæng mellem de samlede toksicitetsbidrag i ekstrakterne og EC10 er vist i figur 5.3.

Figur 5.3
Sammenhæng mellem risikokvotient i ekstrakt og toksicitet i test.

I test med planktonalge ses en markant toksisk effekt allerede ved en risikokvotient i ekstraktet på ca. 10. En forøgelse af kvotienten til ca. 100.000 resulterer kun i en 10 gange højere toksicitet. I test med krebsdyr registreres ikke en klar sammenhæng mellem risikokvotient i ekstrakt og den målte toksicitet.

Den største toksicitet blev fundet i testen med alger, hvor EC50-værdier på henholdsvis 51 og 99 mL/L blev fundet for ekstrakter fra henholdsvis Horsens havn og Københavns havn. En sammenligning af beregnede koncentrationer ved EC50-værdien med effektkoncentrationer for forskellige stoffer vil muligvis kunne belyse bidraget fra enkeltstoffer til den målte toksicitet. For de stoffer, der bidrager mest til risikokvotienten, er der søgt oplysninger om deres toksicitet over for alger i US-EPAs database ECOTOX. For TBT er der fundet oplysninger i Madsen et al. (1998). Toksicitetsniveauer for alger er angivet i tabel 5.1 sammen med beregnede koncentrationer ved EC50.

Tabel 5.1
Udvalgte stoffers potentielle bidrag til toksicitet af ekstraktprøver over for alger. For ekstrakterne er angivet beregnede koncentrationer [µg/L] ved EC50.

Det fremgår af tabel 5.1, at koncentrationerne af de udvalgte stoffer ved EC50 i alle tilfælde er lavere end, og ofte betydeligt lavere end, de fundne toksicitetsniveauer for alger. Der kan derfor ikke konstateres en direkte sammenhæng mellem de målte koncentrationer i ekstrakterne og den målte toksicitet i algetesten.

5.3 Vurdering af frigivelse af forurenende stoffer ved klapning

Ved klapning af sediment vil sedimentet kortvarigt opblandes med havvand. Større sedimentpartikler vil hurtigt synke til bunds, mens mindre partikler i kortere eller længere tid vil være suspenderet i pelagialet afhængigt af partikelstørrelse og vind- og strømforhold. Under klapningen vil forurenende stoffer kunne frigives fra sedimentet til vandmasserne. Dette forhold er forsøgt simuleret i nærværende undersøgelse efter de retningslinier, som er opstillet af US-EPA (1991).

Kemiske analyser af koncentrationer af kemiske stoffer i henholdsvis sedimentprøver og ekstrakter viser, at forholdet mellem koncentrationerne (fordelingskoefficienten Kd’) er stort set uafhængig af de organiske stoffers octanol-vand fordelingskoefficienter (Kow). For organiske stoffer med log Kow mindre end ca. 4 opnås der øjensynligt en ligevægt i løbet af udrystningsperioden på 0,5 time. For organiske stoffer med log Kow større end ca. 4 findes der større koncentrationer i ekstraktet end forventet ud fra de beregnede ligevægtsfordelingskoefficienter (Kd). Dette kan skyldes, at sådanne stoffer i stor udstrækning kan være sorberet til små sedimentpartikler, kolloider og opløst organisk stof, som stadig befinder sig i ekstraktet efter centrifugeringen. Disse fraktioner vil også kunne findes i pelagialet efter en klapning, og der kan derfor forventes en mobilisering af lipofile stoffer fra sedimentet ved en klapning.

En sammenligning af koncentrationerne af kemiske stoffer i ekstrakterne med toksiske effekter bestemt i toksicitetstest med Microtox, planktonalge og krebsdyr viser en betydeligt lavere toksicitet end forventet ud fra stofindholdet i ekstrakterne. Dette må forklares med, at stoffer kun i mindre omfang er biologisk tilgængelige, hvilket understøtter antagelsen om, at stofferne i stor udstrækning er sorberet til små partikler, kolloider og opløst organisk stof.

6. Forslag til strategi for økotoksikologisk karakterisering af forurenet sediment

Udvælgelse af testorganismer til økotoksikologisk karakterisering af forurenet sediment bør baseres på en række faktorer såsom testorganismernes følsomhed, sammenhæng mellem følsomheden og sedimenternes forureningsgrad og økonomiske omkostninger ved test af sedimentet. Disse forhold diskuteres nedenfor, og herudfra foreslås en strategi for test af sediment.

6.1 Testorganismernes følsomhed

På baggrund af de gennemførte test af henholdsvis sedimentprøver og ekstrakter er der foretaget en kvalitativ sammenligning af testorganismernes følsomhed. I vurderingen indgår ikke alene effekter på overlevelse, men også subletale effekter. Resultatet er vist i tabel 6.1.

Tabel 6.1
Sammenligning af testorganismers følsomhed

-: Ingen effekt, (+): Mindre, ikke signifikant effekt, +: Signifikant effekt, ++: Stor effekt.

Det fremgår, at slangestjerne er den mest følsomme testorganisme til test af sedimentprøver. Dette skyldes først og fremmest subletale effekter (avoidance og ved stærkere forurening afsnøring af arme), som registreres i test af alle de undersøgte havnesedimenter. På trods af disse subletale effekter registreres der dog kun i ringe grad egentlige letale effekter i denne test. Eneste testorganisme, hvor der registreres markante letale effekter af sedimentprøver, er slikkrebs. I denne test registreres der dog også subletale effekter, idet dyrene i alle test med havnesediment udviser modvilje mod at grave sig ned i sedimentet. Efter nogle timer graver de sig dog ned i sedimentprøverne fra henholdsvis København og Odense havn, mens dyrene ikke gravede sig ned i sedimentprøven fra Horsens havn. Endelig vurderes det, at musling kun er lidt følsom over for forurenet sediment. Kun i sedimentprøverne fra Odense og Horsens havn blev der registreret en svag effekt.

I test af ekstrakter af sediment er planktonalge den mest følsomme testorganisme, idet der registreres væksthæmning i 4 ud af 5 testede ekstrakter. I denne undersøgelse viste krebsdyr sig at være betydeligt mindre følsom, og Microtox-testene viste kun ringe toksiske effekter og i flere tilfælde egentlig stimulerende effekter.

Det må således konkluderes, at de anvendte test for overlevelse er relativt ufølsomme over for de til dels stærkt forurenede sedimenter, mens der i højere grad kan registreres subletale effekter.

6.2 Relation mellem testorganismernes følsomhed og forureningsgrad

I test af sedimentprøver synes der at være mest direkte sammenhæng mellem koncentrationer af toksiske stoffer og toksicitet over for slikkrebs. Herudover er det konkluderet, at der synes at være en sammenhæng mellem indholdet af begroningshæmmende biocider og markante subletale effekter hos slangestjerner såsom afsnøring af dele af eller hele arme. Sedimenternes indhold af ammoniak og sulfid vurderes kun i ringe grad at bidrage til den målte toksicitet.

I test af ekstrakter ses der ikke direkte relationer mellem ekstrakternes forureningsgrad og de målte toksiske effekter, idet dog planktonalge synes at være mest følsom. Dette noget uklare billede forstærkes af, at tidligere gennemførte test af porevand fra Københavns havn viste, at krebsdyr var betydeligt mere følsomme end planktonalge (se Pedersen et al. 1998). Der kan således ikke ud fra det tilgængelige relativt spinkle datamateriale vurderes, hvilke testorganismer der mest tydeligt afspejler ekstrakternes (og dermed sedimenternes) forureningsgrad.

6.3 Tilgængelighed og håndtering af testorganismer

Ud fra de gennemførte test med sedimentlevende organismer vurderes det, at der ikke er væsentlige forskelle mellem deres tilgængelighed og håndtering. Omkostningerne ved indsamling eller indkøb af de 3 arter er af samme størrelsesorden (10-15.000 DKK for omkring 2.000 dyr), og der er heller ikke væsentlige forskelle på deres håndtering i laboratoriet under akklimatisering og test. Det vurderes, at omkostningerne til test af en sedimentprøve vil være i størrelsesordenen 20-25.000 DKK, mens test af flere prøver vil kunne gøres for væsentligt mindre beløb.

De pelagiske testorganismer vil relativt let kunne dyrkes i laboratoriet, således at de vil være tilgængelige året rundt til en lav pris. Test af et enkelt ekstrakt vil kunne udføres for en omkostning på 15-20.000 DKK, mens test af flere prøver vil være billigere. Microtox-testen vil dog være betydeligt billigere at udføre.

6.4 Forslag til teststrategi

På baggrund af de gennemførte test og vurderinger kan der opstilles en teststrategi indeholdende potentielle metoder til karakterisering af forurenede havnesedimenter. Ved opstilling af teststrategien er der taget højde for, at testresultaterne ikke nødvendigvis direkte skal afspejle de analytisk bestemte koncentrationer af kemiske stoffer, da økotoksikologiske test af sedimenter eller ekstrakter heraf netop skal ses som et supplement til kemiske analyser, således at der kan opnås et mere nuanceret billede af sedimenters forureningsgrad, end der kan opnås ved gennemførelse af kemiske analyser eller økotoksikologiske test alene. Det vurderes umiddelbart, at omkostningerne til biologisk test af en sedimentprøve vil være af nogenlunde samme størrelse som for gennemførelse af et grundigt kemisk analyseprogram.

Bilag A: Kemiske analysemetoder

A.1 Bestemmelse af miljøfremmede stoffer ved GC-MS multimetode

PRINCIP: Vandige prøver (TS < 10%). Et afmålt volumen vandprøve (ca. 1 L) ekstraheres med dichlormethan efter tilsætning af deuteriummærkede surrogat standarder under basiske (pH > 11) og sure (pH < 2) betingelser. Ekstrakterne behandles med aktiveret kobber for at eliminere svovl (mercaptaner elimineres ligeledes).

Faste prøver (TS > 10%). En afvejet mængde fast prøve (svarende til ca. 10 g tørstof af mineralske prøver og biologiske prøver) ekstraheres med dichlormethan, efter at prøven er gjort sur (pH <2) og efter tilsætning af deuteriummærkede surrogat standarder. Ekstraktet behandles med aktiveret kobber (og evt. syre men kun hvis det er absolut nødvendigt f.eks. ved analyse af meget fedtholdige prøver).

Det organiske ekstrakt tørres med Na₂SO₄ gennem et faseseperationsfilter, og inddampes til ca. 5 mL på rotationsfordamper ved forsigtig indblæsning under nitrogen, hvorefter det basiske ekstrakt overføres til et 8 ml glas og inddampes forsigtigt under nitrogen til 1 mL.

Dette ekstrakt analyseres direkte efter tilsætning af intern standard.

Ekstrakterne analyseres ved GC-MS (i SIM mode) under anvendelse af on-column injektion eller pulsed splitless injektion, kapillar kolonne, og temperaturprogrammering. Der foretages en kvantitativ bestemmelse efter kalibrering over for eksterne standard blandinger med de specifikke forbindelser, og stofferne identificeres ud fra deres retentionstider og massespektre. Beregningen foretages ved hjælp af en karakteristisk målion under anvendelse af surrogat standard og intern sprøjtestandard.

DETEKTIONSGRÆNSER: Detektionsgrænsen i vandprøver er mellem 0,01 og 0,6 µg/l. Detektionsgrænsen i faste prøver er mellem 0,1 og 20 µg/kg TS.

INTERN KVALITETSKONTROL: I forbindelse med hver analyseserie (10-12 prøver) udføres følgende kontrolanalyser: 2 reagensblind (Merck lichrosolv), 2 tilsætningsforsøg på et niveau, der højest er ca. 10 gange detektionsgrænsen (~2,5 ppm i det endelige ekstrakt) og 1 prøve i duplikat, hvis tilstrækkeligt prøvemateriale haves.

USIKKERHED: Ved kontrolanalyse af spikede, naturlige prøver er der en analyseusikkerhed, CV_Total, på 15-20 %.

A.2 Bestemmelse af metaller og sporelementer i sediment

PRINCIP:

Forbehandling: Prøvematerialet homogeniseres.

Destruktion: En repræsentativt udtaget delprøve af det foreliggende prøvemateriale afvejes i specialrensede glasflasker. 20 ml 7 M salpetersyre tilsættes. Prøveblandingerne destrueres under tryk ved opvarmning i autoklave til 120 ° C (200 kPa) i 30 minutter. Blindprøver samt referencemateriale destrueres parallelt med prøverne.

Analyse:

Cd, Cu, Ni, Pb: De destruerede prøver analyseres ved hjælp af højtopløselig induktiv koblet plasma massespektrometri (HR-ICPMS), idet der anvendes ekstern kalibrering og rentrumsteknik.

Al, Cu, Pb, Zn: De destruerede prøver analyseres ved hjælp af atomabsorptionsspektrometri med flammeteknik (FAAS), idet der anvendes baggrundskorrektion, og måling foretages ved brug af en kalibreringskurve.

Hg: De destruerede prøver analyseres ved hjælp af atomabsorptionsspektrometri med cold vapour teknik (CVAAS) under anvendelse af natriumborhydrid, idet der anvendes baggrundskorrektion, standardadditionsteknik og amalgamteknik.

REFERENCE:

Destruktion; Dansk Standard DS 259, DS 2210.

Måling ved HR-ICPMS: U.S. Environmental Protection Agency method 200.8 : 1991: Determination of trace elements in waters and wastes by inductively coupled plasma - mass spectrometry

Måling ved FAAS; Dansk Standard DS 238, DS 263, DS 284, Standard Methods for the Examination of Water and Wastewater, 3111 A+B+D, 18th edition (1992). Perkin Elmer Analytical Methods for Atomic Absorption Spectrometry 1990.

Måling ved CVAAS; Standard Methods for the Examination of Water and Wastewater, 3112 B, 18th edition (1992). Perkin Elmer Analytical Methods using the MHS Mercury/hydride System 1979.

INTERN KVALITETSKONTROL:

Resultaterne er kontrolleret ved samtidig analyse af syntetiske og naturlige referencematerialer.

USIKKERHED:

Ved kontrolanalyse er der en analyseusikkerhed, CV_Total, på 5-10 %, dog 10-15 % for Hg.

A.3 Bestemmelse af metaller og sporelementer i vand og perkolat

PRINCIP:

Forbehandling: Alle vandige prøver konserveres med suprapur salpetersyre til pH < 2 og opbevares ved stuetemperatur.

Analyse:

Ni: Prøverne analyseres direkte ved hjælp af atomabsorptionsspektrometri med grafitovnsteknik (ETAAS), idet der anvendes baggrundskorrektion og standardadditionsteknik.

Cd, Cu, Pb, Zn: Prøverne analyseres ved hjælp af højtopløselig induktiv koblet plasma massespektrometri (HR-ICPMS), idet der anvendes standardadditions- og rentrumsteknik.

Hg: Prøverne analyseres ved hjælp af atomabsorptionsspektrometri med cold vapour teknik (CVAAS) under anvendelse af natriumborhydrid. Der anvendes baggrundskorrektion, standardadditionsteknik og amalgamteknik. Forud for måling destrueres en delprøve, idet 40 ml prøve afmåles i glasflasker og 10 ml koncentreret kvartsdestilleret salpetersyre tilsættes. Prøveblandingen opvarmes i en autoklave til 120 ° C (200 kPa) i 30 minutter.

REFERENCER:

Destruktion (Hg): Dansk Standard DS 259, DS 2210.

Måling ved ETAAS; Dansk Standard DS 2211, Standard Methods for the Examination of Water and Wastewater, 3113 A+B, 18th edition (1992+1994). Perkin Elmer Analytical Techniques for Furnace Atomic Absorption Spectrometry 1984.

Måling ved HR-ICPMS: U.S. Environmental Protection Agency method 200.8 : 1991: Determination of trace elements in waters and wastes by inductively coupled plasma - mass spectrometry

Måling ved CVAAS; Standard Methods for the Examination of Water and Wastewater, 3112 B, 18th edition (1992). Perkin Elmer Analytical Methods using the MHS Mercury/hydride System 1979.

INTERN KVALITETSKONTROL:

Resultaterne er kontrolleret ved samtidig analyse af vandige referencematerialer.

USIKKERHED:

Ved kontrolanalyse er der en analyseusikkerhed, CV_Total, på 2-8 %, dog 5-15 % for Hg.

Bilag B: Kemiske analyser af sedimentprøver og ekstrakter

Se her!

Bilag C: Sammenligning af analyseresultater fra 1999 og 2000

Bilag D: Frigivelse af kemiske stoffer til ekstrakter ved udrystning

Rysteforsøget består i 0,5 time grundig ryst med efterfølgende centrifugering (30 min, 1200 rpm). Herefter tages den ovenstående væske (supernatanten) fra og analyseres. Supernatanten indeholder frit opløst stof, som er desorberet under rystningen, samt stof sorberet til opløst organisk stof, kolloider og suspenderede partikler, der ikke er bundfældet under centrifugeringen. Med den anvendte centrifuge kan det skønnes, at partikler (densitet 1,1 kg/L) med en diameter større end ca. 0,65 m m vil bundfældes, mens mindre partikler kan forventes stadig at være i supernatanten efter centrifugering.

Den korte tid, der rystes, er formodentlig ikke tilstrækkeligt til, at fordelingen mellem sorberet og desorberet/opløst stof opnår ligevægt. Det kan derfor forventes, at koncentrationen af opløst stof efter en halv times rystning er mindre end ligevægtskoncentration.

Startkoncentrationen i sedimentet i forhold til koncentrationen i supernatant (sorberet til suspenderede partikler, kolloider og opløst efter rystning og centrifugering) benævnes Kd' og er således ikke et udtryk for ligevægtsfordelingen, der betegnes Kd.

Målte værdier af log Kd' for en simuleret dredging situation i de tre havne korrelerer kun i ringe grad med log Kow (Syracuse Research Corporation). For Odense havn (7 stoffer) r²=0,3, for Københavns havn (9 stoffer) r²=0,48 og for Horsens havn (46 stoffer) r²=0,088. I store træk er der tale om stoffer, for hvilke hydrofobiciteten normalt anses for hovedansvarlig for fordelingen mellem sediment og vandfase, men i dette forsøg er dét tilsyneladende ikke tilfældet, og ser man kun på PAH’er, er der stadig meget lav korrelation mellem log Kd' og log Kow for alle tre havne. Dette indikerer, at det mere er desorptionshastighed og mængden af suspenderet stof i ekstraktet, der bestemmer Kd'. Det kan forventes, at desorptionshastigheden (1. orden) er størst for de stoffer, der sorberer kraftigst (Schwarzenbach et al. 1993), og at ligevægt derfor nås før for stoffer med høj Kd/Kow end for stoffer med lav Kd/Kow. Dette betyder at stofferne med høj Kow også ville være dem hvis koncentrationer indenfor den tid der blev rystet, når tættest på ligevægt og altså dermed lavest Kd'. Stofferne der har lav Kow når ikke så tæt på ligevægt og Kd' vil være noget større end Kd.

Resultaterne viser da også, at der ikke opnås ligevægt i forsøget, idet Kd' er en del større end den Kd, der kan estimeres ud fra Kow for PAH’er (log Kd = log (foc × Koc) = 1,01× log Kow – 0,73 + log foc (Schwarzenbach et al. 1993), hvor foc er fraktionen af organisk kulstof i sedimentet.

Der er en høj korrelation mellem log Kd' for København og Odense (6 stoffer, r² = 0,99), mens log Kd' for Horsens ikke korrelerer med log Kd' for nogen af de to andre sedimenter. Dette skyldes formodentlig hovedsageligt forskel i mængde og art af det suspenderede stof i ekstraktet, hvor Horsens måske afviger, ved at der er mere suspenderet stof i ekstraktet efter centrifugering. Hvis der er meget suspenderet stof i ekstraktet, betyder det, at det bliver afgørende for Kd'. Sammen med desorptionskinetikken er resultatet, at alle stoffer får mere eller mindre samme Kd', hvilket tydeligt ses for Horsens havn sedimentet.

Glødetabet for de tre sedimenter er sammenlignelige med henholdsvis 134, 118 og 168 g/kg TS for Odense, København og Horsens havn.

I kontrolsedimentet fra Kattegat, st. 905 er der kun et stof, hvis indhold overstiger detektionsgrænsen i både ekstrakt og sediment, og det er derfor ikke muligt at vurdere fordelingen af stof her i forhold til i havnene. På grund af de lave koncentrationer frigøres/suspenderes der ikke tilstrækkeligt til ekstraktet, til at koncentrationen når over detektionsgrænsen.

Schwarzenbach, R.P.; Gschwend, P.M. og Imboden, D.M. (1993). Environmental organic chemistry. John Wiley & Sons, New York

Syracuse Research Corporation (2000). Database over fysisk-kemiske egenskaber af organiske stoffer. http://esc.syrres.com/interkow/physchem.htm

Se her!

Bilag E: Testresultater fra akut toksicitetstest med slikkrebs (Corophium volutator)