Undersökningar i Storumans kommun

Transkript

1 Undersökningar i Storumans kommun Biologiska effekter i Långvattnet och Näsvattnet Tina Hedlund, Johan Lindberg, Mattias Åkerstedt* Miljötjänst Nord, Storuman & Ulla Tjärnlund, Per-Åke Hägerroth och Lennart Balk # Institutet för tillämpad miljövetenskap, Stockholms universitet, Stockholm * mattias@miljotjanst-nord.se # lennart.balk@itm.su.se 1

2 1. Innehållsförteckning 1. Innehållsförteckning 2 2. Introduktion och bakgrund 3 3. Material och metoder 4 4. Sjöarnas positioner och beskrivning av närmiljön 6 5. Resultat 8 6. Diskussion Sammanfattning Erkännande Referenser 24 2

3 2. Introduktion och bakgrund Detta är en rapport över biologiska effekter på fisk i Storumans kommun, gällande för de två inlandsvattnen, Långvattnet och Näsvattnet. Rapporten föranleds av att gäddor fångade i Långvattnet under senare år, enligt lokalbefolkningen, har uppvisat onaturliga skador. Ett faktum som har dokumenterats med enstaka fotografier på de skadade fiskarna. Initialt, i samband med att dessa skador har observerats, har en preliminär teoretisk diskussion om möjliga källor till dessa skador omfattat dels utsläppen från ett kommunalt reningsverk, dels en (för området) relativt stor avfallsdeponi. Andra antropogena aktiviteter i området såsom sågverk, fordonsreparationer, privat lokalt omhändertagande av sanitetsavlopp och eventuell jordbruksaktivitet, har bedömts att vara av icke signifikant betydelse till de observerade skadorna. Eftersom lokalbefolkningen oroas av de onaturliga skadorna på gäddorna i Långvattnet vill Storumans kommun utreda om fisken är påverkad. Miljötjänst Nord i Storuman har därför fått uppdraget att undersöka tillståndet hos fisken i sjön. Huvudsyftet med denna undersökning var därmed att undersöka om det föreligger en påverkan på fisken i Långvattnet samt, i sådant eventuellt fall, försöka bedöma vilken sorts gift(er) som kan vara orsak till påverkan. En sådan bedömning kan utesluta eller påvisa tänkbara utsläppskällor. För detta ändamål har vi använt oss av olika biologiska verktyg, såkallade biomarkörer. Biomarkörerna har varit könsmognad och gonadstorlek, dvs. variabler som tillsammans kan peka på endokrina/hormonella störningar, och har betydelse för fiskarnas reproduktion och fortlevnad i området. Vi har även studerat konditionsfaktorn, en ospecifik variabel, som är vägledande för bl.a. olika typer av näringsfysiologiska störningar. Analogt kan även leverstorleken spegla detta, men i detta fall kan också mer specifika toxikologiska mekanismer kunna uttryckas, antigen genom en ökning, eller en minskning, av leverns storlek. Vidare har vi studerat induktion av cytokrom P-450 systemet, en relativt specifik variabel som är erkänd för många klassiska miljögifter såsom PCBer, dioxiner och furaner m.m.. Slutligen har vi också studerat eventuell förekomst av skador och deformationer som kan anses vara en ospecifik variabel, svarande för många olika möjliga typer av miljögifter och resultat av kronisk exponering av vissa. Som kontroll till Långvattnet valdes Näsvattnet i dessa undersökningar, ett sjösystem beläget relativt nära och syd-ost om Långvattnet, med liknande miljö angående förekommande fiskarter och omgivande biotoper men dock tillhörande ett annat vattensystem. De här beskrivna studierna har fokuserat på abborre (Perca fluviatilis), och även till viss del gädda (Esox lucius). Arbetet har utförts som ett samarbete mellan Miljötjänst Nord, Storuman, och Institutionen för Tillämpad Miljövetenskap, Stockholms Universitet, Stockholm. 3

4 3. Material och metoder 3.1 Kemikalier NADPH (N-7505), bovint serum albumin (A-7030), resorufin (R-3257) och etoxyresorufin (E- 3763) inköptes från Sigma Aldrich, Tyskland. Heparin Leo, Leo Pharma A/S (5000 IE/ml) inköptes på Apoteksbolaget, Sverige. Övriga kemikalier som användes var av högsta renhet och inköptes från Merck, Tyskland eller Sigma-Aldrich, Tyskland. 3.2 Utrustning och instrument Enzymatiska analyser genomfördes med användandet av en Hitachi U-3200 spektrofotometer och en Jasco ST 777 spektrofluorimeter. 3.3 Insamling av biologiskt material Insamlingsperioden var under tiden 28 september - 3 oktober, Ytvattentemperaturen (~0,4 m) under denna period var 7,1-8,4º C i Långvattnet och 7,5º C i Näsvattnet. Fisken fångades med nät med en maskstorlek av mm (18 och 20 varv/aln). Under vittjandet av näten lossades fisken direkt och placerades omedelbart i en sump i båten. Efter att näten tagits upp, transporterades fisken direkt till stranden där de placerades i en sump i strandkanten. Från denna sump togs en fisk i taget, för detaljerad undersökning och provtagning. För detta ändamål nyttjades ett mobilt laboratorium som hade byggts upp i ett garage, beläget cirka 60 meter från strandkanten med den sumpade fisken. Upprepade nätläggningar i Långvattnet var tvunget för att få tag i nödvändigt biologiskt material, dvs. framförallt abborrhonor för erforderliga undersökningar. 3.4 Provtagning för analys av biologiska effekter Längd, vikt, konditionsfaktor och organosomatiska index Efter att fisken, en i taget, håvats upp från sumpen, togs blod direkt från ett caudalt blodkärl med hjälp av en hepariniserad spruta. Fisken vägdes och mättes sedan för parametrarna total vikt och total längd (inkluderande hela stjärtfenan). Vidare dissekerades levern och gonaderna för vägning. Därefter beräknades somatisk vikt (total vikt minus gonadvikt), somatisk konditionsfaktor (100 x somatisk vikt dividerad med längd (cm) i kubik (SCF)), leversomatiskt index (100 x levervikt dividerad med somatisk vikt (LSI)), och gonadsomatiskt index (100 x gonadvikt dividerad med somatisk vikt (GSI)). Från levern togs ett prov om cirka 1 gram som homogeniserades 4 ggr upp och ned i en Potter-Elvehjem homogenisator vid 400 rpm i en lika del 0,25 M sukros. Homogenatet späddes därefter till ett 20 procentigt homogenat som centrifugerades vid 9000g av under 10 minuter. Supernatanten (S-9) sögs därefter försiktigt av med hjälp av en pasteur-pipett. Därefter blandades och alikvoterades supernatanten upp i cirka 1 ml alikvoter i cryo-rör (1,5 ml) som omedelbart frystes ned i flytande kväve till 196º C. S-9 subfraktionen av levern förvarades därefter i det flytande kvävet för transporten till laboratoriet. I laboratoriet flyttades proverna över 4

5 till en lågtemperaturfrysbox ( 140º C), i vilken de förvarades fram till att de enzymatiska analyserna genomfördes. Inför utvärderingen av de erhållna resultaten delades abborrarna upp efter kön (morfologiska hannar och honor). Vidare delades honorna upp i två grupper; dels honor med en gonad lika med eller mindre än 1 procent GSI, dvs sexuellt omogna honor (sexually immature females: (SIM)) och dels honor med en gonad större än 1 procent, dvs. sexuellt mogna honor (sexually mature females: (SM)). Provtagningsarbetet följde i övrigt procedurer som har beskrivits tidigare (Balk et al. 1996; Balk et al. 1993; Noaksson et al. 2001). Detta är en förslutsrapport; varför provtagning av operculum (gällocksben) för eventuell senare ålderbestämmning enligt LeCren 1947, genomfördes. Vidare provtogs gallblåsan med dess innehåll av galla för att eventuellt senare kunna analysera konjugat av kanske framförallt polycykliska kolväten enligt vedertagen teknik (Aas et al. 2000). Dessutom säkrades ett antal alikvoter av S-9 fraktionen från levern för ytterligare enzymatiska analyser av eventuellt påverkade leverenzymer (Balk et al. 1994). En central bit av levervävnaden och ett helblod-prov säkrades också för att, om önskvärt senare, kunna analysera genotoxicitet mha DNA addukt analys (Aas et al. 2003) Yttre och inre skador samt deformationer Under dissektionsarbetet var speciell tid avsatt för att noggrant kunna registrera eventuella förekomster av olika skador på hud, fenor, huvudregionen samt skador och morfologiska förändringar i den öppnade bukhålan. Skador och patologiska förändringar registrerades regelbundet under dissektionsarbetet genom foto-dokumentation. Analyser av skador och deformationer följde procedurer som har beskrivits tidigare (Noakssson et al. 2001). På förekommen anledning, dvs dokumenterade observationer av gäddor (Esox lucius) med mycket kraftiga deformationer fångade i Långvattnet under senare tid (T. Rönnholm, Långsjöby, personlig kommunikation), undersöktes de fångade gäddorna för dessa deformationer i de båda undersökta inlandsvattnen. Även i detta fall dokumenterades skadorna mha fotografering. Från dessa fotografier kunde skallens deformations index (pike jaw deformity (PJD)) beräknas, enligt tidigare publicerad metodik (Lindesjöö and Thulin 1992). Vidare sparades, genom helkroppsinfrysning, de insamlade gäddorna för senare planerad röntgenundersökning av huvudregionen för dessa fiskar. Även detta i enlighet med tidigare redovisade undersökningar av denna skada hos gädda i förorenade vatten (Lindesjöö and Thulin 1992). Då gäddornas kranier skall röntgenundersökas senare, anges inga kvantitativa data för gäddorna i denna rapport rörande andel påverkade individer, istället registreras dessa data i samband med upptiningen av fiskarna i anknytning till röntgenundersökningarna Cytokrom P450 1A induktion, EROD aktivitet CYP1A induktion analyserades i lever S-9 supernatant som Etoxyresorufin O-deetylase aktivitet (EROD) enligt metod som har beskrivits tidigare (Burke och Mayer 1974), med användandet av en 5

6 Jasco ST, fluorimeter. Proteinkoncentration i lever S-9 supernatanten analyserades också enligt metod som har beskrivits tidigare (Lowry et al. 1951), med bovint serum albumin som standard. Vid upptiningen av prov för samtliga enzymatiska analyser följdes procedurer som minimerar negativa tiningseffekter, dvs. snabb upptining utan att höja temperaturen i provet över 0º C. 3.5 Statistik Varje enzymatisk analys genomfördes minst i duplikat på S-9 leversupernatanten. Dessa resultat samt övriga resultat redovisas i stapeldiagram eller i tabellform med visande av medelvärde och ett 95%-igt konfidensintervall. Det 95%-iga konfidensintervallet har uträknats med användande av t- fördelning med respektive antal frihetsgrader. Signifikanta skillnader, mellan Näsvattnet och Långvattnet, ansågs föreligga vid ett P<0, Sjöarnas positioner och beskrivning av närmiljön De undersökta inlandsvattnens position visas översiktligt i Figur 1, vilken utgör en översiktskarta över undersökningsområdet. De båda undersökta inlandsvattnen, Långvattnet och Näsvattnet, kan beskrivas som relativt oligotrofa sjöar vilka håller en likartad artsammansättning av benfiskar såsom, gädda (Esox lucius), abborre (Perca fluviatilis) och sik (Coreganus sp). Vidare är de belägna på ungefär samma höjd över havet ( m), vilket innebär att de omgivande biotoperna är mycket likartade runt sjöarna. Vattenflödet gällande Långvattnet är, om än relativt svagt, genom utflödet i nord-västra delen av sjön. Näsvattnet är beläget i syd-ostlig rikning (~ 5-7 km) från Långvattnet och ligger något lägre (5 m) än Långvattnet. En vattendelare i landskapet gör dock att Näsvattnet har sitt utflöde i syd-ostlig riktning, samt att ett inflöde till sjön kommer från dels Lubbträsket i väster och dels Sabotssjön i norr. Följaktligen utgjorde Näsvattnet ett kontrollvatten i jämförelse med Långvattnet, som undersökningarna initialt var riktade emot. Utmed Långvattnets östra del ligger samhället Långsjöby utmed dess norra strand. Byn är relativt liten med cirka 140 bofasta personer (sammantaget bor ca 200 personer bofast runt Långvattnet) och har inga dominerande industriella aktiviteter. De enda uppenbara potentiella större punktkällorna för antropogena ämnen är dels en kommunal avloppsanläggning belägen ungefär i mitten av samhället och dels en numera nedlagd deponi belägen utanför samhällets västra kant. Utsläppen från den kommunala avloppsanläggningen går via ett avloppsrör rakt ut, cirka 100 meter i sjön Långvattnet, utom i de fall när anläggningen uppenbarligen har bräddats och utsläppen har skett strandnära. Lakvattnet från deponin följer en bäck som till synes ser ut att dränera stora delar av deponin, eftersom den kommer ut ur deponins syd-östra kant och därifrån rinner ut i Långsjövattnet utanför byns västra område. Förutom dessa potentiella punktkällor kan sågverksaktivitet, fordonsreparationer och privata avloppsanläggningar konstateras som mänskliga aktiviteter i området, förutom eventuellt en viss mindre jordbruksaktivitet. Näsvattnet, kontrollen mot Långvattnet i dessa undersökningar, uppvisar inga potentiella punktkällor även om enstaka 6

7 fastigheter är belägna i området. Spår finns dock på flera platser av tidigare deponerings aktivitet. Innehållet i ovannämda deponier är okänt. Även innehållet i utloppet från de olika avloppsanläggningarna, förutom vanligt sanitetsavlopp, är i stort okänt. o ## ## o # # # ## Fig. 1. Översiktskarta över hur Långvattnet är belägen i föhållande till Storuman. Långvattnet är den bananformade sjön i västra delen av kartan. Vid Långsjöby, belägen i nord-östra delen av Långvattnet visas nätens (##) placering. Vidare visas avloppsröret från det kommunala reningsverket ( ), samt var den kanske största deponin (o) är belägen i området. I Näsvattnet, beläget i nedre delen av kartan, visas nätens placering (##). 7

8 5. Resultat 5.1 Längd, vikt och andel sexuellt mogna abborrhonor Utgångspunkten för dessa undersökningar var att Långvattnet kan vara ett inlandsvatten som är påverkat av antropogena ämnen. Som lokalt jämförelsematerial, dvs en kontroll, valdes därför det närbelägna Näsvattnet (grön stapel i samtliga figurer). Ett påverkat Långvatten (orange stapel i samtliga figurer) skulle således uppvisa en förändring vid en jämförelse mot Näsvattnet. I tabell 1 redovisas längden och vikten hos de undersökta abborrhonorna från de två undersökta inlandsvattnen. Abborrhonor över 21 cm undersöktes för att de undersökta fiskarna med största sannolikhet (cirka 95%) skulle vara vuxna med avseende på längd, vikt och könsmognad. I tabellen visas att de undersökta honorna har en medellängd över 21 cm, för både Näsvattnet och Långvattnet, oavsett om de uppvisar en gonad under utveckling (sexually mature: SM) eller om de inte uppvisar en gonad under utveckling (sexually immature:sim). För respektive inlandsvatten förelåg ingen statistisk skillnad gällande längd eller vikt mellan SM honor och SIM honor. Däremot kunde konstateras att de fångade fiskarna från Långvattnet var både något kortare och vägde något mindre jämfört med fiskarna från Näsvattnet. Tabell 1. Total längd och somatisk vikt för abborrhonor från Näsvattnet och Långvattnet. Station [SM/SIM] (n) Längd ± 95% CI (mm) Vikt ± 95% CI (gram) Näsvattnet [SM] (31) 265 ± 8, ± 25,6 Långvattnet [SM] (16) 248 ± 7,41* 161 ± 17,9* Näsvattnet [SIM] (35) 260 ± 6, ± 15,5 Långvattnet [SIM] (8) 236 ± 13,0* 138 ± 26,7* *Signifikant skilt från ovanstående kontroll vid Näsvattnet (P<0,05) Andelen sexuellt mogna honor var cirka 70% i Långvattnet (Figur 3). I Näsvattnet var dock andelen sexuellt mogna honor ännu lägre, endast cirka 50%, vilket inte var förväntat. 8

9 n=66 n=24 n=66 n=24 Figur 3. Andel i procent, av sexuellt mogna honor (SM). 5.2 Somatisk konditionsfaktor hos abborrhonor Vid beräkning av den somatiska konditionsfaktorn för samtliga (n=66) abborrhonor från Näsvattnet erhölls en konditionsfaktor på 1,08 ± 0,0294. Motsvarande konditionsfaktor för samtliga abborrhonor från Långvattnet var 1,04 ± 0,0373 (n=24). Ingen statistisk skillnad kunde konstateras när det gäller konditionsfaktorn mellan de två inlandvattnen. Den lägre andelen SM honor i den antagna kontrollsjön Näsvattnet (Figur 3) har därmed troligtvis inte sin orsak i en sämre möjlighet till näringsupptag. Vid jämförelse för respektive grupp av honor, SM honor (Figur 4) och SIM honor (Figur 5), kan konstateras att ingen statistisk skillnad kan säkerställas vid jämförelse mellan de två inlandsvattnen. Endast ett något högre medelvärde kan konstateras för de två grupperna (SM och SIM) av abborrhonor från Näsvattnet relativt de två grupperna i Långvattnet. Den högsta konditionsfaktorn, 1,11 ± 0,043 (n=35), kunde konstateras för SIM honorna från Näsvattnet (Figur 5). n=31 n=16 Figur 4. Somatisk konditionsfaktor för abborrhonor med gonad under utveckling (GSI >1,00), SM honor. 9

10 n=35 n=8 Figur 5. Somatisk konditionsfaktor för abborrhonor, för de utan gonad under utveckling (GSI 1,00), SIM honor. 5.3 Gonadstorlek hos abborrhonor Vid undersökning av könsorganens storlek hos de honor som uppvisar en gonad under utveckling (GSI >1,00 : SM honor), uppvisar honorna i Långvattnet en något större gonad genom ett högre medelvärde (Figur 6), medelvärdet är dock inte signifikant högre än för de honor som utvecklar en gonad i Näsvattnet. Ej heller för de honor som inte utvecklar en gonad (GSI 1,00 : SIM honor) kan någon skillnad mellan gonadernas storlek observeras mellan de två undersökta inlandsvattnen (Figur 7). n=31 n=16 Figur 6. Gonadstorlek hos abborrhonor för de med gonad under utveckling (GSI >1,00), SM honor. 10

11 n=35 n=8 Figur 7. Gonadstorlek hos abborrhonor för de utan gonad under utveckling (GSI 1,00), SM honor. 5.4 Leverstorlek hos abborrhonor Vid undersökningar av leversomatiskt index för SM honor kan konstateras att det inte finns någon statistisk skillnad mellan leverns storlek i de två inlandsvattnen (Fig 8). Endast ett förhöjt medelvärde som inte var statistiskt singnifikant säkerställt kunde iakttas för Långvattnet jämfört med Näsvattnet. Motsvarande resultat kunde observeras (Figur 9), när leverstorleken jämfördes för honorna som inte utvecklade någon gonad (SIM). n=31 n=16 Figur 8. Leversomatiskt index för abborrhonor med gonad under utveckling (GSI >1,00), SM honor. 11

12 n=35 n=8 n=35 n=8 Figur 9. Leversomatiskt index för abborrhonor, för de utan gonad under utveckling (GSI 1,00), SIM honor. 5.5 Yttre och inre skador, samt deformationer hos abborrhonor Vid undersökningen av abborrhonor både i Långvattnet, men kanske speciellt i Näsvattnet kunde ett stort antal morfologiska och anatomiska felaktigheter hos dessa konstateras. Exempel på dessa förändringar var sammanväxning av inre organ med en collagenliknande struktur, mycket omfattande och kraftiga fenskador med sannolik fenröta, krusiga och fransiga fenor, fenor utan hud, böjda fenstrålar, partiell avsaknad av utväxt av fenor inklusive fenstrålar samt ärrbildningar på kroppens sidor inklusive deformerade fjäll. I enstaka fall förekom också en förkortad överkäke samt runt sår på stjärtroten. I Figur 11 redovisas detalj-exempel på normala abborrhonors utseende och i Figur 12 visas exempel på några av de registrerade felaktigheterna. I Figur 10 redovisas andelen av de påverkade abborrhonorna för en eller flera skador/deformationer. I figuren kan utläsas att hela 56% av abborrhonorna var påverkade i Näsvattnet och att 21% var påverkade i Långvattnet. Båda inlandsvattnen uppvisade således en mycket stor, och därmed alarmerande andel skador/deformationer hos abborrhonornas populationer. 12

13 n=66 n=24 Figur 10. Andel abborrhonor uppvisande olika morfologiska och anatomiska felaktigheter. Häri ingår ffa olika fenskador och onaturlig bindvävsliknande sammanväxt av inre organ. I Figur 12 visas några av de olika felaktigheterna dokumenterade genom fotografering. 13

14 . Framkroppen hos en abborrhona uppvisande normalt utseende. Kroppssida hos en abborrhona uppvisande normalt utseende, dvs. utan sår, ärr eller deformerade fjäll. Stjärtfenan hos en abborrhona uppvisande normalt utseende, dvs. utan krusiga fenstrålar eller fransiga fenor. Analfenan hos en abborrhona uppvisande normalt utseende. Figur 11. Fotografier illustrerande abborrhonor utan skador eller deformationer, som ffa kunde observeras i Långvattnet. 14

15 . Bakre ryggfena uppvisande dels krusiga fenstrålar och dels förkortade fenstrålar. Ryggfena utan hud, och sannolikt med fenröta. Sår på stjärtspolen hos en abborrhona. Figur 12. Fotografier illustrerande abborrhonor med olika skador eller deformationer som ffa kunde observeras i Nätvattnet. 15

16 5.6 P450 aktivitet i levern Etoxyresorufin O-deethylase (EROD) aktiviteten analyserades i levern utifrån en framtagen supernatant vid 9000 g av. Den specifika aktiviteten presenteras i Figur 13 för abborrhonor med en gonad under utveckling (SM) från Näsvattnet och Långvattnet. För abborrhonor från Näsvattnet och Långvattnet som inte utvecklar en gonad (SIM) presenteras den specifika aktiviteten i Figur 14. EROD aktiviteten i Långvattnet var inte statistiskt inducerad jämfört med Näsvattnet, för någon av de undersökta grupperna av abborrhonor. Vid jämförelse mellan de två grupperna av abborrhonor kan observeras att honorna från båda vattnen generellt uppvisar högre EROD aktivitet när de inte bär på en gonad under utveckling. En dryg fördubbling av aktiviteten kan observeras i dessa honor. n=8 n=16 Figur 13. Etoxyresorufin O-deetylase (EROD) aktivitet i lever hos aborrhonor med gonad under utveckling, dvs sexually mature honor (SM). n=6 n=8 Figur 14. Etoxyresorufin O-deetylase (EROD) aktivitet i lever hos aborrhonor utan gonad under utveckling, dvs sexually immature honor (SIM). 16

17 5.7 Undersökningar av abborrhannar Resultaten från undersökningarna av abborrhannarna från Näsvattnet och Långvattnet presenteras i Tabell 2 och i Figur 15. I Tabell 2 visas total längd, somatisk vikt, somatisk konditionsfaktor och de organsomatiska indexen för levern och gonaden. I tabellen kan observeras att materialet var homogent, dvs ingen skillnad i längd eller somatisk vikt kan iakttagas mellan hanfiskarna som fångades i de två inlandsvattnen. Vidare kan observeras att den somatiska konditionsfaktorn var i det närmaste identisk i Långvattnet jämfört med Näsvattnet. Leverstorleken var inte heller statistiskt skild mellan de två vattnen, även om ett högre medelvärde kan observeras i Långvattnet. Ett högre medelvärde kan också observeras för gonadens storlek i Långvattnet, även om inte heller detta var statistiskt säkerställt. Tabell 2. Total längd, somatisk vikt, somatisk konditionsfaktor, lever somatiskt index och gonadosomatiskt index för abborrhannar från Näsvattnet och Långvattnet. Variabel Näsvattnet Långvattnet Total längd (mm) 241 ± 10,4 (16) 238 ± 9,41 (12) Somatisk vikt (g) 143 ± 19,9 (16) 140 ± 24,9 (12) Somatisk kond. faktor 1,01 ± 0,075 (16) 1,01 ± 0,064 (12) Lever somatiskt index (%) 0,867 ± 0,109 (16) 1,28 ± 0,343 (12) Gonadosomatiskt index (%) 4,87 ± 0,363 (16) 5,62 ± 0,751 (12) I analogi med en onaturlig och kraftig förhöjning av yttre och inre skador samt deformationer hos abborrhonorna uppvisade även hanabborrarna en kraftig förhöjning i Näsvattnet jämfört med Långvattnet (Figur 15). I figuren kan utläsas att inga av de 12 undersökta hannarna från Långvattnet uppvisade några felaktigheter, i Näsvattnet däremot uppvisade cirka 65 procent av abborrhanarna synbara felaktigheter. Skadorna motsvarade de som kunde observeras för honorna, med ett enda undantag. Undantaget utgjorde den hanne som uppvisade en eventuellt lekmogen gonad eftersom gonaden var rinnade. 17

18 Figur 15. Andel abborrhannar uppvisande olika morfologiska och anatomiska felaktigheter. Häri ingår ffa olika fenskador och onaturlig bindvävsliknande sammanväxt av inre organ. I Figur 12 (ovan) visas exempel på några av de olika felaktigheterna dokumenterade genom fotografering. 5.8 Undersökningar av gäddor Ett mindre antal gäddor (~5 stycken) fångades i Långvattnet. Av dessa uppvisade ingen uppenbara deformationer i huvudregionen. I Näsvattnet fångades ungefär dubbelt så många gäddor (~10), och där kunde en allvarlig och mycket anmärkningsvärd stor andel, cirka hälften av gäddorna, direkt ses uppvisa mycket allvarliga deformationer i huvudregionen. Några av dessa deformationer illustreras i Figur 16. Gäddskallens deformations index, Pike Jaw Deformity (PJD), uträknas som ett PJD index enligt tidigare beskriven metodik (Lindesjöö and Thulin 1992). I Figur 16 är även de hjälplinjer som användes för att beräkna PJD inlagda. Förenklat kan det beskrivas med att den korta röda linjens längd divideras med längden för den långa (vinkelrät dragna) röda linjen. PJD intervallet för de presenterade gäddorna i Figur 16 låg i intervallet 0,0659-0,105. Detta kan jämföras mot att en normal gädda har ett PJD-värde på 0,020 0,021. Gäddorna i Figur 16 har därmed värden som ligger mellan 3-5 gånger högre än normalt. 18

19 A B C Figur 16 A, B och C. Gäddhuvuden uppvisande olika grad av deformationer. Pike jaw deformity analyserat och uträknat enligt Lindesjöö and Thulin 1992 var 0,0659 för A, 0,0945 för B och 0,105 för C. 19

20 7. Diskussion Undersökningar i Storumans kommun; FÖRSLUTSRAPPORT Den övergripande målsättningen med alla miljöövervakningsundersökningar är att erhålla underlag för att kunna undvika och/eller åtgärda den negativa påverkan på miljön som mänsklig aktivitet ger eller har gett upphov till. När det gäller organiska miljögifter (antropogena substanser) så är det de biologiska effekterna av dessa som man vill undvika. Följaktningen blir det logiskt att det är de biologiska effekterna som bör analyseras och vid behov följas upp. I föreliggande studie har endast en biomarkör på subcellulär nivå hittills analyserats, nämligen EROD aktivieten i levern. Cytokrom P-450 gruppen av enzymer, där etoxyresorufin O-deetylering (EROD) aktiviteten ingår och framförallt speglar ett av isoenzymerna med beteckningen CYP 1A, har flera viktiga funktioner i cellen. Det är känt att hydroxyleringar, dealkyleringar, deamineringar, N-oxideringar, dehalogeneringar, peroxideringar och epoxideringar utförs av miljögifter som substrat till denna grupp av enzymer. I de flesta fall leder detta till att miljögiftet får en ökad vattenlöslighet eller till att det kan metaboliseras vidare av andra enzymer till en ökad vattenlöslighet. Detta sker för att cellen och därmed individen skall kunna utsöndra gifterna (avgiftas), via dess vattenlösliga utsöndringsvägar som är urin och faces. Denna utsöndring är ofta en stegvis process där cytokrom P-450 gruppen av enzymer således tillhör fas I i denna process. Som fas II kommer ofta epoxidhydrolaser och glutation-s-transferaser som har förmåga att addera vatten eller tripeptiden glutation, respektive, till epoxider bildade av cytokrom P-450 systemet. Dessa enzymatiska steg leder till en drastisk ökning av vattenlösligheten hos miljögiftet och underlättar därmed utsöndringen av detta. Resultaten visade att EROD aktiviteten inte var signifikant inducerat i aborrhonorna från Långvattnet. Detta var gällande för både SIM och SM honor. Skillnaden i EROD-aktivitet hos SM och SIM honor i båda inlandsvattnen beror på att honor med en gonad under utveckling (SMhonor) har högre halter av östradiol i blodplasman som har en naturlig nerreglerande funktion på EROD-aktiviteten. SM-honorna i Långvattnet uppvisar dock en högre EROD-aktivitet än förväntat då de även har en något större gonad i förhållande till abborrhonorna i Näsvattnet. I jämförelse med andra kontrollvatten (Noaksson et al. 2001) kan konstateras att den specifika aktiviteten i båda inlandsvattnen, ca 30 pmol/min x mg S-9 protein för SM honor och cirka 80 pmol/min x mg S-9 protein för SIM honor, eventuellt kan betraktas som något, dock marginellt förhöjd. I detta sammanhang (bedömningen av EROD aktiviteten) bör man också ha i åtanke att många abborrhonor uppvisade tydliga skador och infektioner (se nedan). Det är välkänt att infektioner kan leda till att EROD induktionen ej kan påvisas, även i fall där EROD inducerande miljögifter påvisligen förekommer i miljön. I dessa inlandsvatten, och framförallt gällande för Näsvattnet, finns det således en risk att denna subcellulära biomarkör redan har spelat ut sin roll eftersom abborrhonorna uppvisar en så hög grad av skador, inkluderande infektioner. 20

21 Abborrhonorna uppvisade en längd och vikt som högst sannolikt visar att de representerar adulta honor i båda de undersökta inlandsvattnen. Faktum var vidare att honorna, både SM och SIM, dessutom var något större i Näsvattnet. Däremot kunde konstateras att det för respektive vatten inte förelåg någon skillnad i storlek (längd eller vikt) mellan SM och SIM honor. Följdaktligen var det oväntat att andelen SM honor i Näsvattnet endast utgjorde cirka 50 procent. Även i Långvattnet var andelen SM honor låg, endast cirka 70 procent. I normala kontrollvatten längre söderut i Sverige ligger andelen SM honor oftast kring 95 procent (Noaksson et al. 2003). Dock, de här undersökta inlandsvattnen ligger i omedelbar närhet till abborrens norra utbredningsområde i Sverige. Det kan därför inte uteslutas att siffran 70 procent kan vara normalt förekommande så här långt norrut, i jämförelsevis kalla och mörka vatten. Det är känt att abborrhonornas förmåga att gå till lek påverkas negativt, dvs mindre andel SM honor, i samband med onormalt förhöjda vattentemperaturer (Linderoth et al. 2000). Således, en motsvarande mindre andel SM honor i samband med nordliga, och därmed relativt kalla vatten, kan inte uteslutas för närvarande. Däremot blir den ytterligare lägre andelen SM honor i Näsvattnet svårare att naturligt förklara, speciellt mot bakgrunden att de är större och uppvisar likartad eller högre somatisk konditionsfaktor. Den högsta konditionsfaktorn kunde konstateras för SIM honorna i Näsvattnet, nämligen 1,11. En sådan hög konditionsfaktor kan ha sin bakgrund i att honorna inte har förmåga att gå till lek, och att den normala energi- och näringsåtgången för gonadutvecklingen istället fördelats till den somatiska tillväxten. Gonadstorleken hos SM honorna uppvisade inga signifikanta skillnader mellan de båda undersökta vattnen. Dock kan konstateras att det högre medelvärdet för Långvattnet inte återspeglas i ett lägre medelvärde för EROD aktiviteten i dessa djur (se också ovan). Näsvattnet uppvisade en normal förväntad leverstorlek (LSI 1,4-1,6 %, för SM), medan enstaka honor (SM och SIM) i Långvattnet ser ut att uppvisa en förhöjd och eventuell onormal leverstorlek. Även för abborrhannar var det infångade materialet homogent med avseende på total längd, somatisk vikt och somatisk konditionsfaktor. Inga signifikanta skillnader kunde heller konstateras för leverstorlek och gonadstorlek, även om LSI värdet för Långvattnet ser ut att ligga anmärkningsvärt högt (Noaksson et al. 2003). I kontrast till ovan diskuterade och analyserade variabler, som inte uppvisar tydliga och statistiskt säkerställda signifikanta skillnader som kan påvisa antropogen påverkan, var resultaten gällande yttre och inre skador, samt deformationer mycket alarmerande. Detta var gällande för både abborrhonor, abborrhannar samt gäddor. I Långvattnet (cirka 20%) och framförallt Näsvattnet (cirka 55%) uppvisade abborrhonorna mycket höga frekvenser av olika skador jämfört med tidigare undersökta normala kontrollvatten (Noaksson et al. 2003, Lindesjöö och Thulin 1992, Lindesjöö och Thulin 1990). Den höga frekvensen av skador kunde också observeras hos abborrhannar i Näsvattnet. Ytterligare tecken på antropogen påverkan i Näsvattnet konstaterades vid studierna på 21

22 gäddor där deformerade huvuden av mycket kraftig och allvarlig karaktär var uppenbar. Faktum var att deformationsgraden var av omfattningen att det går att jämföra med de mest exponerade/påverkade gäddorna från studier utanför pappermassaindustrin med förlegad teknik som användes under 1980-talet (Lindesjöö och Thulin 1992), då halogenerade kolväten som resultat av blekningsprocessen var misstänkt agens. Föreliggande rapport utgör en förslutsrapport genom att provtagningen av biologiskt material har utförts i en omfattning som delvis har överskridit de senare tillgängliga resurserna för lämpliga kemiska och biokemiska analyser (se ovan/nedan). Följaktligen finns det en möjlighet att, vid önskemål, utvidga analysresultaten som kan möjliggöra vidare, mer utförliga, tolkningar. Resultaten presenterade i denna förslutsrapport är dock möjliga att använda till tolkningar, om än av delvis preliminär karaktär, som föreslår kraftig biologisk påverkan i området. Dock, inte i överensstämmelse med denna undersöknings ursprungliga målsättning, dvs att avgöra om fisken i just Långvattnet utanför Långsjöby var påverkad eller ej av antropogen verksamhet. Eftersom påverkan kunde noteras på fiskarna i såväl Långvattnet som Näsvattnet bör utsläpp som specifikt härrör till Långvattnet kunna uteslutas som primär källa. Ett exempel på en sådan källa är den kommunala reningsanläggningen. I sammanfattning har resultaten indikerat att båda de undersökta inlandsvattnen sannolikt är påverkade av antropogen verksamhet. Förvånande har vi kunnat konstatera att Näsvattnet ser ut att vara mer påverkat än Långvattnet. Dessa resultat föranleder att vidare undersökningar är mycket önskvärt. Vidare studier För att biologiska effekter inte skall riskera att utvecklas till irreversibla skador på organismerna och därmed på ekosystemet är det starkt motiverat att koncentrera studierna på de första interaktionerna mellan biota och de antropogena substanserna. De första interaktionspunkterna (effekterna av miljögifter) drabbar djuren på cellnivå. Eller mer korrekt uttryckt, på subcellulär nivå. Således är det önskvärt att undersökningarna koncentreras på denna nivå, där skadorna i många fall kan betraktas som reversibla, om än kanske inte för individen, men förhoppningsvis för populationen eller arten. Dessa analyser är dock relativt kostsamma, varför endast en biomarkör på subcellulär nivå kunde analyseras i denna studie, nämligen EROD aktivieten i levern. För att kunna hålla kostnaderna nere, och samtidigt kunna öka kunskapen om de här observerade störningarna, kan det vara lämpligt att först försöka ringa in problemet geografiskt. Man bör fiska i fler sjöar för att se hur utbrett denna påverkan på fisken är. Spridningen av sjöar med påverkade fiskar och frekvensen av påverkade fiskar i de olika sjöarna kan dessutom ge vägledning om vad som kan ligga bakom problemen, samt att en eller flera referenssjöar (opåverkade sjöar) måste hittas för att kunna jämföra det insamlade materialet med. När utökad kunskap funnits härvidlag blir det aktuellt att arbeta vidare med specifika variabler på cellnivå såsom, enzyminduktion, DNA addukter, gallmetaboliter m.m.. Dessa specifika biomarkörer kommer sen att kunna vara vägledande för 22

23 kemiska anlyser, som slutgiltligt kan peka ut ansvariga substanser och/eller substansgrupper. Detta kan tyckas vara en lång och mödosam väg att gå, dock vårt nuvarande kemikaliesamhälle ger oss inga andra möjligheter till ett systematiskt och realistiskt arbetssätt. 7. Sammanfattning Utvärderingen av de erhållna resultaten indikerar att det inte föreligger stora skillnader avseende antropogen belastning mellan Näsvattnet och Långvattnet. Faktum är att referensstationen inte kan betraktas som en ren referens eller bakgrundstation. Resultaten visar att båda de undersökta inlandsvattnen högst sannolikt är påverkade av antropogen verksamhet samt att Näsvattnet t.o.m. ser ut att vara mer påverkat än Långvattnet. De resultat som är mest alarmerande är frekvenserna av inre och yttre skador samt deformationer. I Långvattnet uppvisar 21% av abborrhonorna någon eller några av dessa skador. I Näsvattnet som skulle agera som referensvatten i denna undersökning uppvisade hela 56% av abborrhonorna, 65% av abborrhanarna och ca 50% av gäddorna någon form av skada. Deformationsgraden hos de skadade gäddorna är jämförbar med de mest exponerade/påverkade gäddorna utanför pappersmassafabriker på 1980-talet. Det är alarmerande att hitta deformerade gäddor i denna del av Sverige, långt från den typ av tunga industrier som hittills har utpekats som orsak till denna typ av skador. Denna studie visar således på en alarmerande antropogen påverkan i både Långvattnet och Näsvattnet. De utförda analyserna ger dock ingen tydligt vägledning angående vilka typer av föroreningar som kan ha medfört denna påverkan, eftersom responsen främst observeras på ospecifika biologiska effektvariabler, såsom deformationer och skador. Vidare studier är således ytterst önskvärda. 7. Erkännanden Storumans kommun tackas för finansiell hjälp under dessa undersökningar. Vidare vill vi tacka Henry och Signe Gregorsson som lånade ut sitt garage under en hel vecka samt Robert Salomonson, Jenny Stenberg (med föräldrar), Lage Rönnholm och Ture Rönnholm som bistod med båtar till nätfisket. Ture Rönnholm var även till stor hjälp under undersökningsveckan och han bistod bl.a. med hjälp under provfisket. 23

24 8. Referenser Aas, E., Baussant, T., Balk, L., Liewenborg, B. and Andersen, O.K.(2000) PAH metabolites in bile, Cytochrome P4501A and DNA adducts as environmental risk parameters for chronic oil exposure: a laboratory experiment with Atlantic cod Aquatic Toxicology, 51, Aas, E., Liewenborg, B., Grøsvik, B.E., Camus, L., Jonsson, G., Børseth, J-F. and Balk, L. (2003) DNA adduct levels in fish from pristine areas are not detectable or low, when analysed using the nuclease P1 version of the 32 P-postlabelling technique. Biomarkers, 8 (6), Balk, L., Andersson, T., Förlin, L., Söderström, M. and Larsson, Å. (1993) Indications of regional and large-scale biological effects caused by bleached pulp mill effluents. Chemosphere 27, Balk, L., Ericson, G., Lindesjöö, E., Petterson, I., Tjärnlund, U and Åkerman, G. (1994) Effects of exhaust from two-stroke outboard engines on fish. -Studies of genotoxic, enzymatic, physiological and histological disorders at the individual level., 66 pages, TemaNord 1994:528, ISBN Balk, L., Larsson, Å. and Förlin, L. (1996) Baseline studies of biomarkers in the feral female perch (Perca fluviatilis) as tools in biological monitoring of anthropogenic substances. Marine Environmental Research, 42 (1-4), Burke, M.D. and Mayer, R.T. (1974) Ethoxyresorufin: Direct fluorimetric assay of a microsomal O-dealkylation which is preferentially inducible by 3-methylcholanthrene. Drug Metab. Dispos. 2, Linderoth, M., Noaksson, E., Tjärnlund, U., Bosveld, A. T. C. and Balk, L. (2000) Undersökning av reproduktions- och hormonstörande effekter på abborrhonor av lakvatten från avfallsdeponier i Dalarna, Bergslagen och Småland. RVF-rapport 00:15, ISSN , 41 sidor. Lindesjöö, E. and Thulin, J. (1992) A skeletal deformity of Northern pike (Esox lucius) related to pulp mill effluents. Canadian Journal of Fisheries and Aquatic Sciences, 49 (1), Lindesjöö, E. and Thulin, J. (1990) Fin erosion of perch Perca fluviatilis and ruffe Gymnocephalus cernua in a pulp mill effluent area. Diseases of aquatic organisms, 8, Lowry,O.H., Rosebrough, N.J., Farr, A.L. and Randall, R.J. (1951). Protein measurement with the Folin phenol reagent. Journal of Biological Chemistry, 193, Noaksson E, Tjärnlund U, Bosveld ATC, Balk L. (2001) Evidence for endocrine disruption in perch Perca fluviatilis and roach Rutilus rutilus in a remote Swedish lake in the vicinity of a public refuse dump. Toxicology and Applied Pharmacology, 174: Noaksson, E., Linderoth, M., Tjärnlund, U. and Balk L. (2004) Toxicological effects and reproductive impairments in female perch (Perca fluviatilis) exposed to leachate from Swedish refuse dumps. In Press. 24

25 Noaksson, E., Gustavsson, B., Linderoth, M., Zebühr, Y., Broman, D. and Balk, L. (2004) Gonad development and plasma steroid profiles by HRGC/HRMS during one reproductive cycle in reference and leachate-exposed female perch (Perca fluviatilis). Toxicology and Applied Pharmacology, 195;