Miljögifter och deras effekter i blåmussla (Mytilus edulis) och sediment utanför
Landskrona deponi i norra Lundåkrabukten
- en studie av halten tungmetaller, PCB och PAH i blåmussla och sediment, samt den fysiologiska konditionen hos blåmussla och
toxiciteten av porvattnet i sedimentet
Måns Fornander
Examensarbete, masternivå i marinbiologi, 2010
Abstract
The Lundåkra bay is heavily exploited by industries, a sewage treatment plant and a garbage dump as well as a nearby river that flow into the bay. This investigation has studied whether there is dispersal and effects of environmental pollutants from the garbage dump in the city of Landskrona to the Lundåkra bay and Öresund. This study was performed by analysis of common mussels (Mytilus edulis) and sediments where parameters such as heavy metals, PCBs, PAHs, microtox, condition index and stress on stress have been studied.
The results of the physiological studies, microtox tests and the PCB and copper show that there are significantly higher values at the exposed habitat in comparison to the control habitat. Additive and synergistic effects may enhance the physiological responses together with other pollutants that are not taken into consideration in this study.
Innehållsförteckning
Nyckelord ... 4
1. Inledning ... 5
1.1 Miljögifter ... 6
1.1.1 Tungmetaller ... 6
1.1.2 Polyklorerade bifenyler (PCB) ... 6
1.1.3 Polycykliska aromatiska kolväten (PAH) ... 7
1.2 Bioindikatorer ... 7
1.3 Syfte och Hypoteser ... 9
2. Material och metoder ... 10
2.1 Lokaler ... 10
2.1.1 Exponerad ... 10
2.1.2 Kontroll ... 10
2.3 Analysmetoder ... 13
2.3.1 Kemiska analyser ... 13
2.3.1.1 Metaller ... 13
2.3.1.2 PCB ... 13
2.3.1.3 PAH ... 13
2.3.2 Fysiologisk respons ... 14
2.3.2.1 Konditionsindex ... 14
2.3.2.2 Stress on stress ... 14
2.3.3 Toxicitet ... 14
2.3.3.1 Microtox ... 14
2.4 Statistik ... 15
3. Resultat ... 16
3.1 Kemiska analyser ... 16
3.2 Fysiologisk respons ... 21
3.3 Toxicitet ... 22
4. Diskussion ... 23
4.1 Kemisk analys ... 23
4.2 Fysiologisk respons ... 24
4.3 Toxiciet ... 25
4.4 Slutsatser ... 26
5. Tack ... 26
6. Referenser ... 27
7. Appendix ... 29
7.1 Metallhalter i sediment och musslor ... 29
7.3 PCB och PAH i sediment ... 31
7.4 Konditionsindex ... 32
7.5 Stress On Stress ... 33
7.6 Microtox ... 34
Nyckelord
Näringskedja Näringens väg genom ett ekosystem, från växter via växtätare till rovdjur.
Näringsväv Ett ekosystem består av ett stort antal näringskedjor sammanflätade till en näringsväv.
Toxisk Giftig.
Organisk förening Kemisk förening där kol och väte ingår, t.ex. PCB och PAH.
Bioackumulering Upplagring av ett stabilt ämne i levande vävnad så att halten blir högre än i omgivningen.
Biomagnifikation Anrikning av ett ämne längs näringskedjor; halterna ökar från bytesdjur till rovdjur.
Kongener Olika varianter av en organisk förening som tillhör samma grupp.
Kongenerna skiljer sig åt genom placeringen av grundämnen i molekylen eller antalet atomer av olika slag.
Metabolism Ämnesomsättning, omvandling av ämnen i en organism.
Sediment Avlagringar av organiskt och oorganiskt material, partiklar med mera på sjö- och havsbottnar.
Persistent Stabil och därmed långlivad kemisk förening.
1. Inledning
Öresund är ett trångt havsområde som påverkas av både Östersjöns brackvatten och Kattegatts mer salta vatten. Skillnaderna i salthalt gör att det bildas en haloklin vilken vanligtvis ligger på 6-12 meters djup (Vattenförekomst Lundåkrabukten; 2010-02-08). De djupaste delarna av Öresund domineras därför av saltare vatten medan det på mer grunda områden är relativt bräckt. Denna unika havsmiljö skapar förutsättningar för ett rikt djur- och växtliv.
Ytströmmarna i sundet är till 60 % nordgående med sötare Östersjövatten och till 35 % sydgående med saltare vatten från Kattegatt (SMHI Havsområden; 2010-08-29).
Lundåkrabukten är ett långgrunt havsområde i mellersta Öresund, beläget mellan Landskrona stad i norr och Kävlinge kommun i söder (fig. 2). Området är avgränsat enligt SMHI:s havsområdesindelning och omfattar en yta på 50 km2 varav 40 % är grundare än tre meter (SMHI Havsområden; 2010-08-29). De södra delarna av bukten består av ett djupare parti på sex till åtta meter medan det i den norra delen snabbt blir grundare för att längst i norr bara vara någon meter djupt (Lundåkrabukten – Länsstyrelsen; 2010-04-31). Vattenomsättningen i bukten är till största del beroende av vindaktiviteten. Högst vattenomsättning sker vid pålandsvind (N-S) och lägst vid frånlandsvind (NO-SO). Vid frånlandsvind torrläggs stora delar av bukten och ett sandrevellandskap bildas (Svensson; 1998). Lundåkrabuktens vidsträckta vattenområden är en betydelsefull uppväxt- och födoplats för fisk och de grunda bottnarna med ålgräsängar, Zostera marina, utgör ett utmärkt barnkammarhabitat för de flesta av Öresunds fiskarter. Även matvandrande fiskarter tar sig under natten in i bukten i sin jakt på föda. I den sandiga bottnen är individtätheten hög, men artrikedomen anses som måttlig, och det finns därför gott om smådjur vilka är en viktig föda för juvenil fisk (Toxicon; 1998).
Området utgör även en viktig plats för häckande, rastande samt övervintrande fågelarter. I Landskrona stad har det påträffats 270 olika fågelarter och av dessa har 230 stycken synts till vid Lundåkrabukten (Svensson; 1998).
Det rika djurlivet, både marint och terrestert, har gjort att området klassificerats som ett Natura 2000-område och är skyddat både under habitat- och fågeldirektiv. Idag finns det även två naturreservat i bukten, ett vid Saxåns mynning och ett vid Järavallen. Lundåkrabukten är sedan 2001 klassificerat som ett Ramsarområde vilket innebär att det är skyddat av Ramsarkonventionen då det anses vara ett internationellt betydelsefullt område. Med anledning av detta är Lundåkrabukten ett område som bör prioriteras högt ur naturskyddssynpunkt (Vattenförekomst Lundåkrabukten; 2010-02-08).
Det norra området kring Lundåkrabukten är kraftigt exploaterat av Landskronas industrier, reningsverk, deponi samt närliggande vattendrag som mynnar ut i bukten. Tidigare undersökningar gjorda i området (Olsson & Weich; 1992, Lundgren; 2005) har visat på förhöjda halter av miljögifter i biota och sediment. Andra närliggande lokaler såsom Örjadiket (Törneman; 2009) och Saxån (Nilsson; 2010) har även visat på negativa förändringar med värden över naturvårdsverkets riktlinjer. Detta visar på att området i norra Lundåkrabukten är välstuderat med resultat som visar på en negativ påverkan av den marina miljön. Då
1.1 Miljögifter
Miljögifter kan ge upphov till effekter var för sig men även genom kemiska reaktioner som kan ge additativa och/eller synergistiska effekter (Fent; 2004). Additativ effekt innebär att flera olika ämnens individuella toxicitet ger en sammanlagd additativ effekt. Ett plus ett blir två. Synergistisk effekt är när föreningar ger en större toxicitet än den additativa, ett plus ett blir tre (Walker et al.; 2001). Tungmetaller är till exempel sådana ämnen som kan verka både synergistiskt och additativt på varandras toxicitet. Wong och Pak (2004) visade på att flera olika tungmetaller är mer toxiska tillsammans än summan av toxiciteten var och en för sig.
För att på ett enkelt sätt kunna uppskatta statusen på en viss lokal har Naturvårdsverket i en rapport utarbetat fem olika klasser med jämförvärden för avvikelser av olika miljögifter (Naturvårdsverket; 1999). Resultat för referenslokalen jämförs i denna rapport med dessa klassificeringar för att få en indikation på utgångsvärdet i studien.
Flera miljögifter kan tänkas förekomma i området, till exempel dioxiner, tungmetaller, bromerade flamskyddsmedel, PCBer, PAHer och olika bekämpningsmedel. I denna studie har parametrar såsom tungmetaller, PCB samt PAH undersökts.
1.1.1 Tungmetaller
Metaller är grundämnen och förekommer därför naturligt överallt i vår miljö och de kallas miljögifter först när halterna når sådana nivåer att de blir skadliga för växter och djur. De onaturliga nivåerna uppkommer först när vi nyttjar dessa ämnen och försätter dem i omlopp.
Många industrier längs kusten har tidigare haft stora utsläpp av metaller och eftersom metaller aldrig bryts ner finns de till största delen kvar i bottensedimentet. Några tungmetaller som har fått stor publicitet efter att de haft en stor påverkan på havsmiljön är t.ex. bly i bensin, koppar och tenn i båtbottenfärger och kadmium i batterier (Miljögifter – Metaller; 2010-08-30).
1.1.2 Polyklorerade bifenyler (PCB)
Polyklorerade bifenyler (PCB) är organiska miljögifter som tidigare användes i elektrisk utrustning. PCB-kongenerna upptäcktes dock vara giftiga och svårnedbrytbara samt att de bioackumulerades i levande organismer. Skador syntes framförallt hos rovdjur och andra arter högt upp i näringsväven, till exempel fåglar och däggdjur. Sedan 1978 har användningen minskat kraftigt och 1995 förbjöds all användning av PCBer. (Sveder; 2002). PCB förekommer inte naturligt i miljön utan har tillverkats av människan genom klorering av bifenyler. Det finns 209 kongener av PCB där bland annat kloratomernas placering varierar vilket avgör kongenens toxicitet. (Wizelius; 1999). När det kommer till riktvärden för att en biologisk effekt av PCB i ska ge utslag på känsligaste art är det enligt OSPAR (OSPAR;
1997c) vid 0,04 mg/kg TS i mussla och 0,001-0,01 mg/kg TS i sediment.
1.1.3 Polycykliska aromatiska kolväten (PAH)
Polycykliska aromatiska kolväten (PAH) är organiska aromatiska molekyler som består av en eller flera bensenringar vilka bildas som en restprodukt vid ofullständig förbränning. Eftersom de är aromatiska är de också stabila och stabiliteten ökas ytterligare om en eller flera av väteatomerna byts ut mot halogener, t.ex. fluor, klor, brom och jod. (Sveder; 2002). I den marina miljön binds PAH till det organiska materialet i sediment och det kan där vara väldigt persistent. Många marina arter kan dock metabolisera PAH, men ofta är dess metaboliter mer toxiska vilket kan medföra genetiska skador. Blåmusslan, Mytilus edulis, är en art som inte anses metabolisera PAH i större utsträckning varpå denna anses vara en god indikatorart på PAHer. (Wizelius; 1999)
Marin miljöövervakning används idag i stor utsträckning för att studera miljögifter i kustområden. Miljögifter såsom tungmetaller och organiska miljögifter kan undersökas genom att till exempel mäta halterna i biota och sediment samt toxicitet i sedimentets porvatten. Vad som påverkar halten miljögifter i sediment är den organiska halten då dessa är korrelerade gentemot varandra (Lyngby och Brix; 1984). Toxicitet i sedimentets porvatten mäts genom att studera akut toxicitet in-vitro och utnyttja den luminiscerande (ljusemitterande) förmågan hos den marina bakterien Vibrio fisherii. Mätningar av bakteriell bioluminiscens är en fysiologisk metod för att undersöka kemiska ämnens akuta toxiska effekter. För att få en direkt bedömning av tungmetaller och organiska miljögifter i biota används vidare indikatororganismer vilket ger en specifik kunskap om tillgängligheten i biota (Lyngby & Brix; 1987).
1.2 Bioindikatorer
Förr studerades främst kemiska parametrar vid undersökningar av detta slag, men då ekosystem är väldigt komplexa är det en förutsättning att även bioindikatorer används eftersom det ger en mer rättvisande bild av tillståndet i miljön (Galloway et al.; 2004).
Bioindikatorer visar på fysiologiska förändringar som uppkommer på organismnivå eller populationsnivå (Lam & Gray; 2003). En bioindikatorart är en organism som finns i den miljö som övervakningen sker vid och används idag i de flesta undersökningar innehållande miljöövervakning (Galloway et al.; 2004).
Vad som karakteriserar en god bioindikatorart enligt Askman et al. (2003) är att den:
Är vanligt förekommande.
Är känslig för förändringar.
Ackumulerar föroreningar utan att det leder till mortalitet.
Har en välkänd livsmiljö och fysiologi.
Ej kräver ingående artkunskaper för att identifieras.
Är lätt att samla in för att analyseras.
Ej kompensationsvandrar, det vill säga förflyttar sig inte till mindre störda områden.
Fördelarna med bioidikatorer är att man kan påvisa både biologiska samt ekologiska effekter av miljögifter och inte enbart visa på halter. De resultat man får fram via en bioindikator visar den sammanlagda effekten av flera olika miljöpåverkningar. Bioindikatorer ackumulerar även miljögifter då de exponeras för källan under en längre tid och kan då påvisa utsläpp som annars kan vara svåra att mäta om de snabbt diffunderar ut i omgivningen. På så sätt återspeglas därför tillståndet i miljön över tid och man kan därför se eventuella effekter av utsläpp först efter en längre tidsperiod. (Askman et al.; 2003)
Blåmussla (Mytilus edulis) kan användas som indikatorart eftersom den uppfyller alla kriterier för en god bioindikator, till exempel tål den höga föroreningsnivåer och är vanligt förekommande. (Askman et al.; 2003). Olika sätt att använda sig av blåmussla som indikatorart är att studera den fysiologiska responsen som sker vid exponering för miljögifter.
Detta kan man göra genom att till exempel mäta konditionsindex samt studera blåmusslornas fysiologiska status genom stress on stress.
Ett flertal olika sätt att bestämma konditionsindex har använts genom tiderna och det finns mycket forskning gjort inom detta område. Däribland kan Crosby och Gale (1990), Granby och Spliid, (1995), Lundeby et al. (1996) och Fang et al. (2009) nämnas. Det har dock visat sig att några av de enklaste metoderna testade av föregångarna inom denna forskning, Davenport och Chen 1987, fortfarande är de mest pålitliga.
Stress on stress är ett test som mäter konditionen hos blåmusslor genom att mäta deras dödlighet vid uttorkning. Denna metod är välbeprövad och har till exempel använts i studier gjorda av Thomas et al. (1999), Helou et al. (2003), Nesto et al. (2004) och Koukouzika et al.
(2005) där syftet har varit att få fram ett relativt mått på musslors kondition.
1.3 Syfte och Hypoteser
Syftet med undersökningen är att studera huruvida det finns en spridning och en påverkan av miljögifter från Landskrona deponi ut i Lundåkrabukten och Öresund. Detta har undersökts genom en studie av kemiska parametrar såsom tungmetaller och organiska miljögifter i blåmusslor och sediment samt fysiologiska responser hos musslor och toxicitet i sediment.
Musslorna har insamlats vid en referensstation som kan anses opåverkad och därefter placerats i burar på dels en kontrollstation och dels på en exponerad lokal i närheten av deponin.
Detta har studerats med följande hypotesställning.
Det förekommer förhöjda koncentrationer av tungmetaller, PCBer och PAHer i blåmusslor (Mytilus edulis) och sediment vid den exponerade lokalen i förhållande till kontrollen.
Blåmusslor (Mytilus edulis) kommer att ha lägre värden för konditionsindex samt stress on stress vid den exponerade lokalen i förhållande till kontrollen.
Porvatten från sediment kommer att ha högre toxicitet vid den exponerade lokalen i förhållande till kontrollen.
2. Material och metoder
2.1 Lokaler 2.1.1 Exponerad
Längst norrut i Lundåkrabukten ligger den exponerade lokalen. Denna sträcker sig från skjutvallarna i öster till vindmöllorna i väster (fig. 2). Strax norr om lokalen finner man Landskrona deponi som sträcker sig hela vägen ner till vattenbrynet. Vattendjupet varierar kraftigt beroende på strömmarna men framförallt på grund av vindarna i bukten. Vid ostliga vindar bildas ett sandrevelslandskap längst in, och där burarna är placerade är det då enbart 20 cm djupt. Vid högvatten kan djupet uppgå till en meter på det grundaste stället. De fem mätpunkterna är placerade i en linje rakt ut från kusten.
2.1.2 Kontroll
Kontrollokalen är placerad cirka en kilometer söder om Saxåns mynning i Lundåkrabukten (fig. 2). Bottnen i bukten består av ett finkornigt sedimentlager utan några större stenar vilket medför att det finns väldigt få bentiska arter. I sedimentet finner man istället ett stort individantal, främst havsborstmasken Hediste diversicolor, tusensnäckor (Hydrobia sp.) samt hjärtmusslor (Cerastoderma edule). (Olsson & Weich; 1992). Miljön är väldigt lik den man finner i den exponerade lokalen både vad gäller botten och vattendjup och lokalerna är på så sätt jämförbara.
2.2 Fältarbete
För undersökningen samlades blåmusslor in på lämplig referenslokal och placerades sedan ut vid studiens exponerade lokal och kontrollokal. Referenslokalen som valdes var Staffans bank, som är ett grundområde med ett djup på 9-16 meter och ligger sydöst om Ven i Öresund (fig. 2). Blåmusslor finns här i stort antal och förekommer i varierande storlek. Detta tyder på att det är ett bra habitat för musslorna och att de är i god kondition då det både finns unga och gamla musslor vid musselbanken. Musslorna som användes i försöken hämtades genom dykning (2010-04-16) på Staffans bank, N 55° 52,956 och E 12° 45,215. Storleken på musslorna låg inom intervallet 50-77 mm och plockades på ett djup av 11 meter. Detta storleksintervall har använts i tidigare undersökningar (Brix & Lyngby; 1985, Lundgren &
Svensson; 1997) och i dessa undersökningar rekommenderas det också att musslor som används ska vara inom ett relativt snävt storleksintervall (Brix & Lyngby; 1985). Efter att musslorna plockats upp placerades de i akvarium under 48 timmar för att renas samt kontrolleras så att de levde och filtrerade. För senare analys av värdena på referenslokalen frystes 200 musslor ner.
Korgarna som användes i fält var tillverkade av ett styvt plastnät där maskstorleken var 18 mm, detta valdes för att fintrådiga alger inte skulle sätta igen hålen. Höjden på korgarna var 180 mm med en diameter på 170 mm. För att korgarna skulle stå upprätta under vattnet var de försedda med en flytkropp av frigolit i ena änden. De fästes sedan två och två på 7 kilos markplattor av betong (fig. 1).
Den 20 april 2010 placerades musslor i korgar ut på var och en av de tio provtagningsplatserna (tab. 1). På varje provtagningsplats placerades 240 musslor ut uppdelat i två korgar. Fem provtagningsplatser på den exponerade lokalen strax söder om Landskrona deponi och fem på kontrollen söder om Saxårännan i Lundåkrabukten (fig. 2). De placerades i en öst-västlig linje, dvs. från strandkanten och rakt ut.
Från akvariet till sina positioner fraktades musslorna torrlagda under ca 2,5 h. Avståndet mellan punkterna där musslorna placerades ut och deponin fick bestämmas av det varierande vattenståndet som finns i bukten. Den närmsta punkten på den exponerade lokalen var ca 50 meter från land och den som var längst ifrån ca 180 meter. Under dagen då utsättning av korgarna skedde var det ovanligt lågt havsvattenstånd, -55 cm från normalvattenståndet (Sea level Barsebäck; 2010-06-04), och korgarna placerades så att de täcktes av cirka 15 cm vatten, ett vattendjup på ca 40 centimeter. På så sätt kunde det säkerställas att musslorna inte skulle komma ovan vattenlinjen under försöksperioden oavsett variationer i havsvattenståndet.
Figur 1. Schematisk bild över korgarna som användes i fältförsök. I varje bur fanns 120 musslor i storleksintervallet 50-77mm.
Figur 2. Karta över Öresund där referensen Staffans bank är utmärkt med en markör sydöst om Ven i den vänstra kartbilden. Den exponerade lokalen och kontrollen är också markerade med två mindre markörer i samma karta. De två lokalerna med fem provtagningsplatser på varje lokal syns mer detaljerat i den högra kartan. I norr syns Landskrona stad och den exponerade lokalen och i söder kontrollokalen.
Positionerna för de olika provtagningsplatserna var följande:
Tabell 1. Positioner för de tio korgarna under fältförsöket.
Exponerad lokal Kontrollokal
N 55 51,397; Ö 12 51,825 N 55 50,272; Ö 12 53,403 N 55 51,367; Ö 12 51,903 N 55 50,287; Ö 12 53,478 N 55 51,334; Ö 12 52,082 N 55 50,297; Ö 12 53,515 N 55 51,364; Ö 12 52,099 N 55 50,314; Ö 12 53,582 N 55 51,410; Ö 12 52,236 N 55 50,327; Ö 12 53,621
För att musslorna ska ställa sig i jämvikt med sin omgivning och utveckla fysiologiska responser anses 4 veckors exponeringstid räcka (Dulio; 2010) . I denna undersökning valdes en något längre exponeringstid då vissa studier anser att detta säkerställer att musslorna hinner anpassa sig till sin nya omgivning (Ekelund et al.; 1990, Lundgren & Svensson; 1997).
Studien av Lundgren & Svensson (1997) har utförts öster om gipsön i Landskrona och det kan därför vara till fördel att använda samma exponeringstid då resultaten kan jämföras. Korgarna med musslor togs upp den 4 juni efter 46 dagars exponering. Under dessa sju veckor kontrollerades korgarna regelbundet för att se att de låg kvar på sina ursprungliga positioner och att inga korgar gått förlorade.
Vid upptag av korgarna återfanns alla på sin ursprungsposition. När musslorna plockats upp togs fem stycken ut från varje provtagningsplats för stress on stress, och de resterande lades över i plastpåsar och frystes ned. Av 240 musslor från varje punkt användes tio stycken till konditionsindex, fem stycken till stress on stress och resterande till metall-, PCB- samt PAH- analyser. Musslorna från referenslokalen tinades och användes för konditionsindex samt metall-, PCB- och PAH-analyser.
Sedimentproverna togs med en rörprovtagare med en diameter på sju centimeter där de översta två centimetrarna av proppen skars av och samlades i uppmärkta och speciellt avsedda påsar. Tre proppar togs per punkt, en för microtox, en för analys av metaller samt en för PCB- och PAH-analyser. Sedimentproverna frystes därefter och skickades iväg till Toxicon, Biologiska institutionen, växtekologi och systematik vid Lunds universitet respektive ALS Scandinavia för analys.
2.3 Analysmetoder 2.3.1 Kemiska analyser
2.3.1.1 MetallerUppslutning av mussel- och sedimentproverna för metallanalys har utförts enligt svensk standard och är utförd av Biologiska institutionen, växtekologi och systematik vid Lunds Universitet. Proverna uppslöts i halvkoncentrerad salpetersyra i autoklav varpå de späddes till 100 ml och analyserades med ICP-MS, Inductively coupled plasma mass spectrometry (SS 028150). Mjukdelarna från ungefär 30 musslor användes från varje lokal för att bestämma halterna.
2.3.1.2 PCB
Värdena för sju PCB-kongener har bestämts för blåmusslor och sediment enligt International Organization for Standardization (EN DEN ISO 10382). Bestämningen utfördes efter homogenisering med n-hexan, cyklohexan och aceton. En extra upprepning av extraktet utfördes och mätning utfördes med GC-MS, gaskromatografi med kopplad masspektrometri.
Alla mätningar utfördes av ALS Scandinavia AB. Mjukdelar från 100 musslor per provtagningspunkt krävdes för att fastställa PCB-halten.
2.3.1.3 PAH
PAH-värdena för 16 PAHer i blåmussla och sediment bestämdes efter provberedning där proverna extraherades med aceton, hexan och cyklohexan (1:2:2) varpå mätning utfördes med
2.3.2 Fysiologisk respons
2.3.2.1 KonditionsindexKonditionsindex (k) kan beräknas på flera olika sätt. I denna studie bestämdes konditionsindex genom att mäta skalets längd och väga musslans torrvikt. Formeln ser ut som följer:
k = dw / l3
Där dw är musslans torrvikt i gram och l längden på skalet i centimeter. För att få ett enklare jämförelsetal har resultaten i denna studie multiplicerats med 100.
För bestämning av konditionsindex användes tio individer från varje provtagningsplats vilket gav ett totalantal på 50 blåmusslor per lokal.
2.3.2.2 Stress on stress
Efter att musslorna i denna undersökning plockats upp från de olika lokalerna placerades de i syresatt vatten under 24 timmar för att därefter läggas på ett galler, utan tillgång till vatten, med en lufttemperatur på 9 ± 1 C°. Fem musslor från var lokal användes och mortaliteten kontrollerades två gånger per dag under försöket. När musslorna inte reagerade på att skalen trycktes ihop efter att de öppnats förklarades de som döda. Genom att uppskatta medelöverlevnadstiden för varje provtagningsplats kunde punkter jämföras mot varandra samt den exponerade lokalen mot kontrollen.
2.3.3 Toxicitet
2.3.3.1 MicrotoxDen marina bakterien Vibrio fisherii används som testorganism och fungerar optimalt vid salthalter kring 2 % och inom pH-intervallet 7,0 – 7,2. Klarfaserna från sedimentproverna hade en salthalt på ca 1 % varpå blanken i analysen anpassades till proverna och bestod av 1
% NaCl. Klarfaserna pH-justerades till pH 6,9-7,2 före analys. Störningar, t.ex. föroreningar, medför att bakteriernas metabolism minskar den naturliga luminiscensen vilket detekteras i en fotometer efter 5, 15 och 30 minuters inkubation. Metoden är väletablerad samt snabb och enkel att utföra. Sedimentproverna hade en temperatur på 4°C och centrifugerades i en Mistral 2000 (bordscentrifug) under 30 minuter. Testerna är utförda enligt Svensk standard (SS-EN ISO 11348-3; 2008) av Toxicon AB.
Samtliga resultat för mätningar gjorda på konditionsindex, stress on stress, metaller, PCB, PAH samt microtox återfinns i appendix 7.1 - 7.6.
2.4 Statistik
Jämförelse av data mellan den exponerade lokalen, kontrollen samt referensen i musslor och sediment gjordes med one-way ANOVA. Testerna utfördes med statistikprogrammet SPSS Statistics 18.
Säkerheten i de signifikanta resultaten anges med asterisker i diagrammen där * = p < 0,05,
** = p < 0,01 och *** = p < 0,001. 95% Konfidensintervall.
Där mätvärdena för ett visst ämne har legat under detektionsgränsen har dessa dividerats med två, till exempel < 0.01 blir 0.005.
3. Resultat
De uppmätta värdena för metaller, PCB och PAH från musslorna vid referenslokalen låg enligt naturvårdsverkets jämförvärden över det normala för zink, koppar, bly och PAH.
Övriga metaller samt PCB visade inte på en förhöjning gentemot naturvårdsverkets rekommendationer.
3.1 Kemiska analyser
Figur 3. Metallhalter i blåmussla (Mytilus edulis) i den exponerade lokalen, kontroll och referenslokalen.
Enhet µg/g TS. * anger signifikans, p<0,05.
En jämförelse av metaller i musslor (fig. 3) visade på en signifikant förhöjning av koppar på den exponerade lokalen jämfört med kontrollen och referensen (p<0,05, ANOVA). De andra metallerna visade inte på någon signifikant skillnad mellan den exponerade lokalen och referensen.
Figur 4. Metallhalter i sediment vid den exponerade lokalen och kontrollen. Enhet µg/g TS.
Metallanalys gjord på sedimentprover visade inte på några statistiska skillnader mellan lokalerna (fig. 4). En tendens till förhöjda värden på den exponerade lokalen kan ses då bly, zink och krom har ungefär 50 % högre halter jämfört med kontrollen, dock är variansen för stor för att statistiskt säkerställa en skillnad. Glödförlusterna för de olika sedimentproverna visar relativt låga halter organiskt material och varierar mellan 0,57-0,82 % vid de båda lokalerna.
Figur 5. Halterna av olika PCB-kongener i blåmussla (Mytilus edulis) för den exponerade lokalen, kontrollen samt referensen. Enhet mg/kg TS. Asterisker anger signifikansnivå, * = p < 0,05, ** = p < 0,01 och *** = p <
0,001.
PCB-halterna i musslor skilde sig signifikant mellan den exponerade lokalen och kontrollen för fyra av de sju kongenerna (fig. 5). För de övriga tre var halterna högre i den exponerade lokalen, men någon statistisk signifikant skillnad fanns inte mellan lokalerna. Medelvärdet av alla PCB:er skilde sig signifikant (p<0,001) mellan den exponerade lokalen och kontrollen samt gentemot referensen. Ingen signifikant skillnad erhölls mellan kontrollen och referenslokalen.
*
Figur 6. Halterna av olika PAH-föreningar i blåmussla (Mytilus edulis) vid de tre lokalerna; exponerad, kontroll och referens. Enhet mg/kg TS. * anger signifikans, p<0,05.
Halterna PAH i musslor varierade kraftigt mellan de olika lokalerna (fig. 6) och enbart två signifikanta resultat erhölls. Fluoranten och krysen var signifikant högre i den exponerade lokalen jämfört med kontrollen, samtidigt var halterna i referensen högre än de båda lokalerna. Medelsumman av PAH i musslor visade på stor varians och inga signifikanta resultat. En tendens kan ses att halterna är något högre i den exponerade lokalen än kontrollen, men samtidigt är halterna vid referensen från Staffans bank för de flesta PAHerna högst.
Figur 7. Halterna PCB och PAH (summa av de olika analyserade föreningarna) i sediment från den exponerade lokalen och kontrollen. Enhet mg/kg TS.
Halterna PCB och PAH i sediment var låga, och i flera fall under detektionsgränsen vilket för PAH var 0,01 mg/kg TS och PCB 0,001 mg/kg TS. Ingen signifikant skillnad erhölls mellan den exponerade lokalen och kontrollen vare sig för PAH eller PCB (fig. 7).
3.2 Fysiologisk respons
Figur 8. Konditionsindex för blåmussla (Mytilus edulis) vid exponerad lokal samt kontroll och referens.
Konditionsindex = dw / l3, n = 50 / lokal (10 / provtagningsplats). *** anger signifikans, p<0,001.
Konditionsindex mellan den exponerade lokalen och kontrollen samt den exponerade lokalen och referensen visar på en stark statistisk skillnad med ANOVA (p<0,001). Ingen signifikant skillnad kan ses mellan kontrollen och referensen (fig. 8).
Figur 9. Diagrammet visar medelöverlevnadstiden för musslor i luft (9 ± 1 C°) för varje provtagningsplats där n = 5 för respektive lokal, samt medelvärden för exponerad lokal och kontroll.
3.3 Toxicitet
Tabell 2. Procentuell hämning av bioluminscensen hos bakterien Vibrio fisherii vid 100 % v/v för klarfaserna efter 5, 15 och 30 minuters inkubering av proverna. + = Testsystemets ljusemission är högre än kontrollprovets. Stimulering bedöms inte vara en toxisk effekt
Inhibering % Exponerad 1
Exponerad 2
Exponerad 3
Exponerad 4
Exponerad 5
Kontroll 1-5
t = 5 29 46 49 45 76 +
t = 15 51 73 76 68 88 +
t = 30 72 83 84 79 89 37
Vid 5 och 15 minuters inkubering skedde det ingen mätbar inhibering i referensen från kontrollen. Efter 30 minuter kunde en 37 % hämning uppmätas. Denna hämning var ungefär hälften av den som skedde i de fem proverna från den exponerade lokalen, det vill säga ungefär dubbelt så toxiskt vid den exponerade lokalen (tab. 2). Hämning i samma storleksintervall, och högre, kunde uppmätas redan efter 5 minuters inkubering i de proverna som togs på den exponerade lokalen. Organhalten vid provtagningspunkterna varierade mellan 0,57-0,82 % vilket är en relativ snäv variation och gör att lokalerna är jämförbara med avseende på organhalten.
4. Diskussion
De uppmätta värdena för zink, koppar, bly och PAH vid referenslokalen låg enligt naturvårdsverkets jämförvärden över det normala vilket visar att det förekommer en viss bakgrundsbelastning vid referenslokalen. En referenslokal som är helt utan bakgrundsbelastning går troligtvis inte att återfinna i Öresund då området till exempel är hårt trafikerat av sjöfart och fritidsbåtar samt att det är kantat av större städer. Dessa faktorer påverkar alla halterna av organiska miljögifter ute i Öresund. Med hänseende till detta anses referenslokalen som god i denna undersökning, trots att det förekommer en viss bakgrundsbelastning.
4.1 Kemisk analys
En av hypoteserna för undersökningen var att studera koncentrationerna av tungmetaller, PCBer och PAHer i blåmusslor och sediment vid den exponerade lokalen i förhållande till kontrollen. Vid analys av blåmusslor var kopparhalten (Cu) den tungmetall som hade signifikant högre koncentrationer vid den exponerade lokalen jämfört med kontrollen. Vad gäller de andra tungmetallerna kunde inga signifikanta skillnader i halter urskiljas (fig. 3).
Resultaten för metallhalter i sedimentet (fig. 4) visade däremot inte på några högre halter vid den exponerade lokalen i jämförelse med kontrollen. En förklaring till att värdena inte visade någon avvikelse var troligtvis på grund av den låga organhalten i sedimentet (0,57-0,82 %) då botten uteslutande bestod av sand. Hade det varit lerbotten istället för erosionsbotten, som har låg organisk halt, hade resultaten eventuellt visat på skillnader mellan den exponerade lokalen och kontrollen och även i sedimentanalyserna då dessa lagrar föroreningar under en lång tidsperiod.
Tidigare undersökningar från området visar på liknande organhalter, men med medelhöga metallhalter i sediment (Toxicon & Bioserve; 1992, Bioserve; 1990 och Olsson & Weich;
1992). Att metallhalterna var högre i sediment från de tidigare undersökningarna kan bero på de stora utsläppen från reningsverk och industrier på 80-talet. Dagens utsläpp av arsenik, krom, kadmium och kvicksilver är endast en tiondel av utsläppsnivåerna på 80-talet vilket också visar sig i resultatet för sedimentanalysen med lägre koncentration av tungmetaller.
Tidigare gjorda undersökningar kan vidare bekräfta detta genom minskade koncentrationer av metaller i sediment (Hansen et al.; 2003, HELCOM; 2007).
Totalhalten av PCB i blåmusslorna för den exponerade lokalen (fig. 5) visade på en förhöjd halt (p<0,005) i jämförelse med kontrollen. Fyra av de sju kongenerna för undersökningen (PCB101, PCB118, PCB138 och PCB153) var också signifikant högre vid den exponerade lokalen jämfört med kontrollen. Halterna av PCB i sediment var låga och ingen signifikant skillnad förelåg (fig. 7). Enligt OSPAR:s gränser för organiska miljögifter i vävnader hos blåmussla är koncentrationen vid den exponerade lokalen nära den gräns där biologiska
Gällande koncentrationen av PAH i blåmusslor (fig. 6) kunde högre halter för flouranten och krysen påvisas (p<0,05) vid den exponerade lokalen jämfört med kontrollen. Halterna i musslorna från referenslokalen visade sig ha högre koncentration av PAHer i jämförelse med både den exponerade lokalen och kontrollen. Att halterna är lägre inne i bukten än ute vid referenslokalen indikerar på att musslorna har hunnit ställa sig i jämvikt med den nya miljön i Lundåkrabukten. Resultaten för PAH i sedimentet (fig. 7) var under detektionsgränsen (0,001 mg/kg) och inga signifikanta skillnader kunde urskiljas.
I denna undersökning studerades hela mjukdelen hos musslan, hade enbart levern (hepatopancreas) studerats och resultaten presenterats i mg/g fett kunde det eventuellt sett annorlunda ut då PCB och PAH sätter sig i den feta vävnaden hos organismer, till exempel levern. Koppar och PCB i musslor var de kemiska parametrar som skilde sig tydligast mellan den exponerade lokalen och kontrollen då de visade på signifikant skillnader. De resterande tungmetallerna och PAH visade inte på skillnader mellan den exponerade lokalen och referensen på samma sätt som koppar och PCB gjorde.
4.2 Fysiologisk respons
Resultaten gällande konditionsindex för musslorna (fig. 8) visade på en stark signifikant skillnad mellan den exponerade lokalen och kontrollen (p<0,001). Detta kunde tydligt urskiljas då alla fem provtagningsplatser för den exponerade lokalen hade ett lägre konditionsindex i förhållande till provtagningsplatserna vid kontrollen. Någon signifikant skillnad fanns inte mellan kontrollen och referensen. Tidigare studier utanför Gipsön i Landskrona (Lundgren & Svensson; 1997) har använt sig av samma metod för att beräkna konditionsindex där resultaten inte visade på några skillnader för exponerade musslor vid Gipsön och deras kontrollokal vid inkubationens slut. Däremot visades det att konditionsindex var signifikant lägre för musslorna vid starten jämfört både med de exponerade musslorna och musslor från kontrollokalen. Detta kunde dock förklaras genom att mätningarna gjordes under olika stadier av reproduktionsfasen vilket kan påverka tillväxten av mjukdelar i form av gonader.
Resultaten från stress on stress visade på en lägre fysiologisk status vid den exponerade lokalen jämfört med kontrollen (p<0,001) (fig. 9). Medelvärdet för samtliga provtagningspunkter på den exponerade lokalen var lägre än det totala medelvärdet för kontrollokalen. Andra studier som använt sig av stress on stress (Hellou & Law; 2003) för att undersöka musslors fysiologiska kondition visar på liknande överlevnadstid för blåmusslor vid exponerad lokal och referens vilket styrker resultatet från denna undersökning.
De fysiologiska undersökningarna som utförts i denna studie, det vill säga konditionsindex och stress on stress, visar på att det finns en tydlig påverkan vid den exponerade lokalen jämfört med kontrollen. Musslorna kommer från samma provtagningspunkt, referensen vid Staffans bank, och uppvisar efter sju veckors exponering på en lägre fysiologiska status vid den exponerade lokalen jämfört med kontrollen. Näringsflödet från Saxån skulle kunna påverka, men eftersom det är så grunt i området följer näringsämnena med stor sannolikhet resten av vattenmassan ut i Saxårännan där det på djupare vatten, långt från land, blandas ut.
Skulle det läcka ut över kanterna på rännan borde det rimligen vara lika mycket åt vart håll då det är lika grunt på båda sidor om rännfåran. Strömmarna skulle också kunna påverka hur vattnet och näringsämnen transporteras till de olika lokalerna. I Öresund är det oftast en nordlig ytström, men i Lundåkrabukten där det är så grunt att strömmarna mestadels påverkas av vindförhållandena. Vindarna är oftast västliga i området, vilket gör att de båda lokalerna berörs lika mycket.
För att se hur näringsämnena och plankton, som är föda för musslorna, rör sig i bukten kan fler positioner användas, till exempel utanför inloppet mot avloppsreningsverket och längs med Saxårännan. Mätvärdena och responsen vid dessa punkter skulle också kunna användas för att gå vidare och se var de miljögifter som påverkar den exponerade lokalen kommer ifrån.
Om de är kopplade till deponin, reningsverkat eller mer regionala utsläpp.
Resultaten från de fysiologiska responserna stämmer väl överens med hypoteserna som var att det skulle vara lägre fysiologiska värden för konditionsindex samt stress on stress i blåmusslor vid den exponerade lokalen i förhållande till kontrollen.
4.3 Toxiciet
Resultaten för toxicitet i porvatten från sediment visade (tab. 2) på att samtliga fem sedimentprover från den exponerade lokalen var ungefär dubbelt så toxiska jämfört med provet från kontrollen efter en verkningstid på 30 minuter. Redan efter fem minuter var medeltoxiciteten för proverna från den exponerade lokalen högre än provet från kontrollen efter 30 minuter. Beskrivningen av provtagningspunkterna visar på att det inte råder någon skillnad mellan den exponerade lokalen och kontrollen beträffande vattendjup och sedimentets organhalt vilket gör att de båda lokalerna är jämförbara. Den tydliga skillnaden mellan den exponerade lokalen i norr och kontrollen visar på att det finns en påverkan från området kring den exponerade lokalen, vilket stämmer väl överens med hypoteserna.
De för undersökningen framkomna förändringarna vid den exponerade lokalen kan även ha förstärkts genom påverkan från andra ämnen som kan återfinnas i utsläpp från bland annat deponin. Exempel på dessa kan vara dioxiner, bromerade flamskyddsmedel och bekämpningsmedel, dessa har dock inte tagits i beaktning för denna undersökning. Denna blandning av ämnen kan förstärka effekten var för sig men också genom additativa och synergistiska reaktioner. Både tungmetaller, PCB och PAH är sådana miljögifter som kan ge upphov till dessa effekter, det vill säga vara mer toxiska tillsammans än var för sig.
4.4 Slutsatser
De tydligaste resultaten i denna studie är de fysiologiska mätningarna på musslornas kondition samt resultaten från microtox-testen, vilka visar på att det finns en påverkan från området kring den exponerade lokalen ut i Lundåkrabukten. Av de kemiska parametrarna visade PCB och till viss del metallerna, då främst koppar, att en förhöjd halt föreligger vid den exponerade lokalen jämfört med kontrollen.
Förslag till vidare studier i området är att kartlägga och ytterligare förklara de fysiologiska och microtoxiska skillnaderna för musslor och sediment mellan den exponerade lokalen och kontrollen. Att utöka studien till att omfatta fler miljögifter samt inkludera strömförhållandena på de olika lokalerna vore då av intresse. Vidare skulle det vara intressant att utöka denna undersökning till att omfatta ett större område av Lundåkrabukten för att se om resultaten för denna studie kan urskiljas på fler ställen och då mer specificera om det handlar om ett regionalt utsläpp eller ett punktutsläpp från Landskrona deponi.
5. Tack
Jag vill börja med att tacka miljöförvaltningen i Landskrona stad för finansiering av metall-, PCH- och PAH-analyser. Vidare vill jag tacka mina handledare Doc. Per Carlsson vid biologiska institutionen för limnologi och marinekologi vid Lunds Universitet och Per Olsson på Toxicon för goda råd och kloka synpunkter under arbetets gång. Jag vill också tacka Olle Nordell, kommunekolog Landskrona stad, för visat förtroende och intresse för undersökningen samt all personal på Toxicon AB som har haft mig springandes i korridorerna under det gångna året. Ett extra tack till Anders Sjölin och Fredrik Lundgren på Toxicon AB för insiktsfulla åsikter och assistans vid dykning. Jag vill också tacka mina föräldrar Jan Ola och Gunnel Fornander för oumbärlig hjälp vid all provtagning under året. Sist men inte mist vill jag även tacka min flickvän Stéphanie Carlström för stort tålamod och konstruktiv kritik.
6. Referenser
Artiklar
Askman, P., Klintwall, L., Sabelström, H., Sandahl., J., Sjöqvist, A. (2003). Bioindikatorer som miljökvalitetsnormer - Redovisning av ett regeringsuppdrag. Naturvårdsverket. Rapport 5294.
Brix, H., Lyngby, J, E. (1985). The infuence of size upon the concentrations of cadmium chromium copper lead and zinc in the common mussel mytilus-edulis. Symposia Biologica Hungarica.Vol 29.
Pages 253-272.
Dulio, V., Carere, M., Hanke, G., Polesello, S., David, M., Sollazzo, C. (2010). Guidance on chemical monitoring of sediment and biota under the Water Framework Directive - Guidance Document No:
25. European Union. ISBN 978-92-79-16224-4.
Ekelund, R., Bergman, A., Granmo, A., Bergren, M. (1990). Bioaccumilation of 4 nonylphenol in marine animals a re-evaluatio. Environmental Pollutions. Vol 64. Issue 2. Pages 107-120.
EN-DIN ISO 10382:02. (2002). Soil quality -- Determination of organochlorine pesticides and polychlorinated biphenyls -- Gas-chromatographic method with electron capture detection. (ISO 10382:2002).
FAKTA - Lakvatten från deponier (2008). Naturvårdsverket. Faktablad 8306. ISBN 978-91-620-8306- 9
Fent, K., (2004). Ecotoxicological effects at contaminated Sites. Toxicology, Issue 205, Pages 223- 240.
Galloway, T. S., Brown, J. R., Brown, A.M.,Dissanayake, A., Lowe, D., Jones, B.M., Depledge, H.
M.(2004). Ecosystem management bioindicators: the ECOMAN project – a multi-biomarker approach to ecosystem management. Marine Environmental Research. Vol 58, issues 2-5, Pages 233-237.
Hansen, B. J., Carlsson, C., Angantyr, A. L., Hein M., Nerpin, L., Nordell, O., Nielsen, B. J., Göransson, P., Sørensen, K., Bjerre, F. (2003). Status för Öresunds Havsmiljö.
Öresundsvattensamarbetet. ISBN 87-90947-18-S
HELCOM (2007) Heavy Metal Pollution to the Baltic Sea in 2004. HELCOM. Baltic Baltic Sea Environment Proceedings No. 108, 33 pp.
Hellou J., Law R.J. (2003) Stress on stress response of wild mussels, Mytilus edulis and Mytilus trossulus, as an indicator of ecosystem health. Environmental Pollution. Issue 126. Pages 407–416.
Lam, P, K, S., Gray, J, S. (2003). The use of biomarkers in environmental monitoring programmes.
Marine Pollution Bulletin. Vol 46, issue 2, pages 182-186.
Toxicon AB (1998). Landskronas havsmiljö. Landskrona kommun Miljöförvaltningen . Rapport 1998:8
Lundgren, F., Svensson, M. (1997). Upptag av tungmetaller i blåmussla (Mytilus edulis) – en undersökning av läckage av tungmetaller från Gipsön utanför Landskrona. Lunds University, department of ecology.
Lundgren, F. (2005). Undersökningar i Öresund 2005, Miljögifter i sediment. Öresunds
Lyngby, J. E., Brix, H. (1984). The uptake of heavy metals in eelgrass (Zostera marina L.) and their effects on growth. Ecological Bulletin. Issue 36, Pages 81-89.
Nilsson, A. (2010). Saxån-Braån Vattenundersökningar 2009. Saxån-Braåns vattenvårdskommitté.
Olsson, P., Weich, R. (1992). Grunda bottnar i Öresund inom Landskrona Kommun – Undersökning av bottenfauna, metaller och akut toxcititet. Landskrona Kommun.
OSPAR 1997c. (1997). Agreed ecotoxicological assessment criteria for trace metals, PCBs, PAHs, TBT and some organochlorine pesticides. OSPAR 97/15/1, Annex 6.
SS-EN ISO 028150. (1993). Vattenundersökningar – Bestämning av metaller med
atomabsorptionsspektrometri i flamma – Allmänna principer och regler. SIS. Svensk standard.
SS-EN ISO 11348-3 (2008). Vattenundersökningar - Bestämning av vattenprovers hämmande effekt på emissionen av ljus hos Vibrio fischeri (Test med luminiscerande bakterier) - Del 3: Metod som använder frystorkade bakterier. (ISO 11348-3:2007).
Sveder, J. (2002). Organiska miljögifter i marin biota i Skåne län - En sammanställning och utvärdering 1992-2000. Länsstyrelsen Skåne Län.
Svensson, M. (1998). Lundåkrabukten – ett marint reservat?. Landskrona Kommun Miljöförvaltningen. Rapport 1998:7.
Tryckta källor
Naturvårdsverket (1999). Bedömningsgrunder för miljökvalitet – Kust och hav. Rapport 4914.
Uppsala: Almqvist & Wiksell tryckeri.
Wizelius, T. (1999). Organiska miljögifter, ett globalt problem. Naturvårdsverket. Trelleborg:
Berlings Skogs.
Walker C.H., Hopkin S.P., Sibyl R.M., Peakall D.B. (2006). Principles of Ecotoxicology. Third Edition, New York.
Webbdokument:
Vattenförekomst Lundåkrabukten. (2010-02-08). VISS - VatteninformationsSystem Sverige.
Tillgänlig: http://www.viss.lst.se/Waters.aspx?waterEUID=SE554810-125240
SMHI Havsområden. (2010-08-29). SMHI – Svenskt vattenarkiv 2008 Tillgänglig: http://produkter.smhi.se/svar/svar2008.htm
Sea level Barsebäck (2010-06-04). SMHI Havsvattenstånd.
Tillgänglig: http://produkter.smhi.se/OceanWeb/html/waterlevel/2_barseback.html
Lundåkrabukten - Länsstyrelsen. (2010-04-31). Länsstyrelsen Skåne.
Tillgänglig: http://www.lst.se/skane/naturen_i_skane/Natur_och_vattenvard/Planeringsunderlag/
Naturvardsprogram/Vattenomrade/Marina_omraden/7._Lundakrabukten.htm
Miljögifter – Metaller. (2010-08-30). Havsmiljöinstitutet, havet.nu . Tillgänglig: http://www.havet.nu/index.asp?d=32
7. Appendix
7.1 Metallhalter i sediment och musslor
Microuppslutna musslor Enhet: µg/g TS
Prov As Cd Co Cr Cu Hg Pb Zn
Exponerad 1 18,23 1,73 1,24 2,72 14,17 0,236 5,70 180,2
Exponerad 2 18,68 1,38 0,97 2,55 13,12 0,158 3,50 161,5
Exponerad 3 18,16 1,48 0,95 2,96 16,91 0,164 3,38 149,8
Exponerad 4 15,11 1,12 1,12 2,84 14,73 0,167 2,78 152,5
Exponerad 5 21,96 1,80 1,25 2,70 9,83 0,185 4,03 148,3
Kontroll 1 25,02 2,10 1,13 2,69 10,06 0,176 2,28 172,4
Kontroll 2 19,97 15,27 1,53 3,56 9,44 0,133 2,95 106,4
Kontroll 3 25,62 2,57 1,44 3,40 9,48 0,164 1,61 137,4
Kontroll 4 25,13 14,42 1,59 3,82 11,37 0,171 3,98 186,9
Kontroll 5 14,49 0,99 0,96 2,48 11,15 0,185 4,03 134,3
Referens 13,31 1,30 0,92 2,22 9,61 0,177 2,97 153,6
Lund 2010-06-24 Maj-Lis Gernersson
Sediment Enhet: µg/g TS
Prov As Cd Co Cr Cu Hg Pb Zn
Exponerad 1 0,7 0,029 0,35 2,55 1,61 0,010 7,10 8,1
Exponerad 2 0,7 0,015 0,26 1,65 0,96 0,004 2,72 6,5
Exponerad 3 0,6 0,019 0,25 1,81 1,05 0,003 3,33 5,4
Exponerad 4 0,7 0,020 0,36 2,22 0,87 0,005 3,96 6,3
Exponerad 5 0,9 0,033 0,86 4,77 1,57 0,006 5,53 12,2
Kontroll 1 1,3 0,060 0,52 3,68 2,38 0,020 5,55 9,5
Kontroll 2 0,7 0,011 0,15 1,08 0,62 0,003 1,63 2,8
Kontroll 3 0,5 0,017 0,24 1,63 0,87 0,007 3,05 4,5
Kontroll 4 0,5 0,020 0,24 1,74 0,82 0,004 3,39 5,9
Kontroll 5 0,5 0,012 0,18 1,24 0,52 0,002 1,90 2,9
Lund 2010-02-12 Tommy Olsson Växtekologi och systematik
Lunds universitet Ekologihuset 223 62 Lund
7.2 PCB och PAH i musslor
From: ALS Scandinavia AB, Maskinvägen 2, 183 25 Täby. Tfn: 08/52 77 52 00. Fax: 08/768 3423. Email: info.ta@alsglobal.com
Program: BIOTA Ordernumber: T1007416 ( ; ) Report created: 2010-06-30 by Anna-karin.Revell ORGINALDATA
ELEMENT SAMPLE S1 S2 S3 S4 S5 N1 N2 N3 N4 N5 Ref
naftalen mg/kg 0,0072 0,01 0,0072 <0.0050 <0.0050 <0.0050 <0.0050 <0.0050 <0.0050 <0.0050 <0.0050 acenaftylen mg/kg <0.0010 <0.0010 <0.0010 <0.0010 <0.0010 <0.0010 <0.0010 <0.0010 <0.0010 <0.0010 <0.0010 acenaften mg/kg <0.0010 <0.0010 <0.0010 <0.0010 <0.0010 <0.0010 <0.0010 <0.0010 <0.0010 <0.0010 <0.0010 fluoren mg/kg <0.0010 <0.0010 <0.0010 <0.0010 <0.0010 <0.0010 <0.0010 <0.0010 <0.0010 <0.0010 <0.0010
fenantren mg/kg 0,0021 0,0022 0,0018 0,0017 0,0019 0,0012 0,0013 0,0031 0,0015 0,0011 0,0018
antracen mg/kg <0.0010 <0.0010 <0.0010 <0.0010 <0.0010 <0.0010 <0.0010 <0.0010 <0.0010 <0.0010 <0.0010
fluoranten mg/kg 0,0029 0,0028 0,0025 0,0023 0,0019 0,0026 0,0028 0,0054 0,0028 0,0021 0,0039
pyren mg/kg 0,0012 <0.0010 <0.0010 <0.0010 <0.0010 0,001 <0.0010 0,0028 0,0011 <0.0010 0,0015
^bens(a)antracen mg/kg <0.0010 <0.0010 <0.0010 <0.0010 <0.0010 <0.0010 <0.0010 <0.0010 0,0012 <0.0010 <0.0010
^krysen mg/kg 0,0012 0,0011 0,0011 <0.0010 <0.0010 0,0011 0,0012 0,0018 0,0012 <0.0010 0,0013
^bens(b)fluoranten mg/kg <0.0010 0,001 0,001 <0.0010 <0.0010 0,001 0,0011 0,0014 <0.0010 <0.0010 0,0016
^bens(k)fluoranten mg/kg <0.0010 <0.0010 <0.0010 <0.0010 <0.0010 <0.0010 <0.0010 <0.0010 <0.0010 <0.0010 <0.0010
^bens(a)pyren mg/kg <0.0010 <0.0010 <0.0010 <0.0010 <0.0010 <0.0010 <0.0010 <0.0010 <0.0010 <0.0010 <0.0010
^dibens(ah)antracen mg/kg <0.0010 <0.0010 <0.0010 <0.0010 <0.0010 <0.0010 <0.0010 <0.0010 <0.0010 <0.0010 <0.0010 benso(ghi)perylen mg/kg <0.0010 <0.0010 <0.0010 <0.0010 <0.0010 <0.0010 <0.0010 0,001 <0.0010 <0.0010 0,0015
^ideno(123cd)pyren mg/kg <0.0010 <0.0010 <0.0010 <0.0010 <0.0010 <0.0010 <0.0010 0,0011 <0.0010 <0.0010 0,0012
summa 16 EPA-PAH mg/kg 0,0146 0,017 0,0136 0,004 0,0038 0,0069 0,0064 0,0166 0,0078 0,0032 0,0128
^PAH cancerogena mg/kg 0,0012 0,0021 0,0021 <0.0035 <0.0035 0,0021 0,0023 0,0043 0,0024 <0.0035 0,0041
PAH, summa övriga mg/kg 0,0134 0,015 0,0115 0,004 0,0038 0,0048 0,0041 0,0123 0,0054 0,0032 0,0084
PCB 28 mg/kg <0.0002 <0.0002 <0.0002 <0.0002 <0.0002 <0.0002 <0.0002 <0.0002 <0.0002 <0.0002 <0.0002 PCB 52 mg/kg <0.0002 <0.0002 <0.0002 <0.0002 <0.0002 <0.0002 <0.0002 <0.0002 <0.0002 <0.0002 <0.0002 PCB 101 mg/kg 0,00025 <0.0002 0,0002 <0.0002 <0.0002 0,0002 0,00022 0,0003 0,00023 <0.0002 <0.0002
PCB 118 mg/kg 0,00029 0,00027 0,00025 0,00022 0,0002 0,00024 0,00025 0,00032 0,00025 0,00023 <0.0002
PCB 138 mg/kg 0,00068 0,00059 0,00059 0,00054 0,00048 0,00062 0,00069 0,00079 0,00065 0,00051 0,00046
PCB 153 mg/kg 0,0012 0,001 0,00098 0,00088 0,00079 0,00093 0,00098 0,0011 0,001 0,00074 0,00074
PCB 180 mg/kg <0.0002 <0.0002 <0.0002 <0.0002 <0.0002 <0.0002 <0.0002 <0.0002 <0.0002 <0.0002 <0.0002
summa 7st PCB mg/kg 0,00242 0,00186 0,00202 0,00164 0,00147 0,00199 0,00214 0,00251 0,00213 0,00148 0,0012
TS_105°C % 13,6 10,6 10,5 8,6 7,5 7,1 7,8 9 9,3 6,7 7,5
