Rapport om Fiskfysiologiska undersökningar i Viskan, uppströms och nedströms Borås, hösten 2002 Lars Förlin, Joachim Sturve, Jari Parkkonen och Anders Rydeborg Zoologiska institutionen, Zoofysiologi Göteborgs Universitet, Box 463, 40530 Göteborg (2003-05-21)
1. Slutsatser och rekommendationer Resultaten från abborrmaterialet är osäkra därför att endast ett litet fiskmaterial kunde insamlas. Men resultaten tyder på att fisken fångad i Djupasjön uppvisar störningar (EROD induktion) som kan bero på att de är kraftigt exponerade för vissa typer av organiska föroreningar. Sedimenten från Djupasjön innehåller mycket komplexa blandningar av miljögifter inklusive många miljögifter som inducerar EROD såsom polycykliska aromatiska kolväten (PAH) och PAH liknande ämnen och halogenerade ämnen såsom klorerade dioxiner och bifenyler. Det är sannolikt att många av dessa miljögifter bidrar till EROD effekten. Även om vi inte kan veta vilken eller vilka kemikalier som har störst betydelse kan resultaten betyda att abborrarna i Djupasjön är exponerade för miljöfarliga kemikalier som är svårnedbrytbara och som kan orsaka genetiska skador och fortplantningsstörningar. Abborrundersökningen tydde också på att honabborrarnas gonadutveckling var försenad eller hämmad. Det kan betyda att abborrhonornas fortplantningsförmåga är nedsatt i den förorenade Djupasjön. Vi bedömer att detta är en mycket allvarlig effekt. Regnbågsstudien stärker vår uppfattning att fiskar nedströms Borås, i Djupasjön och även i Guttasjön, exponerades för EROD inducerande miljögifter. Hos dessa regnbågar uppmätte vi också höga halter PAH eller PAH-liknande ämnen. Det gör att vår bedömning är att PAH och PAH-liknande ämnen är den främsta orsaken till den kraftiga EROD induktionen hos fiskarna även om det inte utesluter att andra miljögifter såsom klorerade dioxiner/bifenyler bidrar till effekten. Regnbågsstudien tyder också på att fiskarna i Djupasjön exponerades för östrogener eller östrogenliknande ämnen. Det är inte möjligt för oss att bedöma om det är sedimenten eller pågående utsläpp av föroreningar som är den huvudsakliga källan i undersökningsområdena. Den troliga tolkningen är att resultaten speglar en kombination av historiska och pågående utsläpp. Vi rekommenderar att en större abborrundersökning genomförs med ca 20 honabborrar och 10 hanabborrar från varje undersökningslokal dvs. från Öresjö, Djupasjön och Guttasjön och helst ytterligare någon sjö nedströms Guttasjön för att ta reda på hur långt nedströms fisken är påverkad. Dessutom rekommenderar vi undersökningar av reningsverkets avloppsvatten för att ta reda om pågående utsläpp orsakar den relativt stora östrogena påverkan vi observerar hos fisken i Djupasjön. 2. Inledning I föreliggande undersökning har vi med hjälp av ett urval av biologiska effektparametrar (så kallade biomarkörer) försökt ta reda på om det föreligger störningar som kan härledas till förorenade sediment eller pågående utsläpp hos fisk nedströms Borås. Undersökningstypen används i Sverige inom ramen för regional och nationell övervakning av den akvatiska miljön. Bland annat sker det för att följa miljöeffekter av punktkällor utanför industrier och kommunala reningsverk eller i stationer som tillhör Naturvårdsverkets nät av lokaler för marin övervakning. 2
Under hösten 2002 genomförde vi två undersökningar i Viskan dels en mindre studie på abborre (Perca fluviatilis) och dels en studie på bursatt odlad regnbåge (Oncorhynchus mykiss). Abborre fångades genom Länsstyrelsen i Västra Götalands försorg med hjälp av personal från Borås kommun. Fiskar i storleksintervallet 27-192 gram fångades i Djupasjön som ligger strax nedströms Borås och i Öresjö som ligger uppströms Borås. Öresjö används som Borås kommuns vattentäkt. Juvenil regnbåge i storleksintervallet 12-25 gram placerades i burar av personal från Zoologiska institutionen, GU i fem olika lokaler enligt markeringarna på kartorna i Figur 1. 10-12 regnbågar sattes i varje bur. Två burar sattes nära varandra strax innan Viskan mynnar i Öresjö (uppströms Borås), två burar sattes strax nedströms Borås i Djupasjön kallade Djupasjön N och Djupasjön S och två burar sattes ytterligare ett par kilometer nedströms Borås i Guttasjön kallade Guttasjön N och Guttasjön S. Dessutom hölls regnbåge från samma kull i Zoologiska institutionen stora akvarium som en extra referensgrupp. Arbetet har även ingått i ett examensarbete utfört av Anders Rydeborg med handledning och handräckning av Jari Parkkonen, Joachim Sturve och Lars Förlin (Rydeborg, 2002). Öresjö Guttasjön N Guttasjön S Djupasjön N Djupasjön S Figur 1. Karta över områdena där regnbåge sattes i burar i Öresjön, Djupasjön och Guttasjön 3
3. Provtagningar och metodik Under hösten gjordes två försök att fiska abborre, ett i september och ett i månadsskiftet oktober/november. Vid första tillfället i september lyckades man inte få tag i mer än enstaka abborrar av lämplig storlek. Från detta fiske fick vi således otillräckligt med fisk. Vid det andra fisket i oktober/november lyckades man meta upp 12-14 honabborrar vardera från referenslokalen Öresjö och Djupasjön. Efter fisket transporterades fiskarna levande i stora vattenfyllda tunnor med luftning till Zoologiska institutionen, Göteborg, där fiskarna provtogs enligt standardiserade rutiner (se t.ex. Allmänna Råd 94:2). Undersökningen av den bursatta regnbågen gjordes i september. Regnbågen fick gå i burarna i 9 dygn. Därefter transporterades de levande till Zoologiska institutionen GU i tunnor med i vattenfyllda och luftade tunnor. Knappt 10 regnbågar från varje grupp provtogs enligt våra standardiserade rutiner. Av Tabell 1 framgår vilka parametrar som studerades i undersökningen. I abborrundersökningen analyserades samtliga honfiskar (ca 10 fiskar) från varje lokal. Det är lite för få, helst bör det vara 20-25 fiskar för att få en representativ gruppstorlek. För odlad regnbåge är individvariationen mycket mindre än för vild abborre. Därför ger 5-10 fiskar en representativ gruppstorlek för de genomförda biomarkörstudierna. Tabell 1. Biokemiska och fysiologiska variabler (biomarkörer) i undersökningsprogrammet för abborre och regnbåge i Viskan. VARIABLER LITTERATUR Vikter och längder Fiskvikt Levervikt (Lever somatiskt index, LSI) - " - Gonadvikt (Gonad somatiskt index, GSI) - " - Leverenzym EROD (Etoxyresorufin-O-deetylas) AR 94:2 Allmänna Råd 94:2 (AR 94:2) Galla (PAH metaboliter) Aas et al., 2000 Vitellogenin Parkkonen et al., 1999 4
4. Resultat och kommentarer 4.1 Fiske, provtagning och analysarbete Fisket efter abborre av lämplig storlek gav mycket dålig utdelning vid första tillfället i september och en relativt begränsad utdelning även vid fisket i oktober/november. För eventuellt kommande abborrundersökningar måste fiskeinsatsen ökas. Bursättningen av regnbågen fungerade bra och när försöket avbröts gjordes en snabb yttre besiktning. Den visade att alla fiskar verkade vara i god kondition utan yttre skador. Provtagningen och analysarbetet fungerade enligt planerna. Nedan redovisas abborrundersökningen och regnbågsundersökningen separat. 4.2 Abborrundersökningen 4.2.1 LSI och GSI I Tabell 2 redovisas fiskarnas vikt, LSI som är levervikten uttryckt i procent av kroppsvikten och GSI som är gonadvikten uttryckt i procent av kroppsvikten. Fiskgrupperna från Öresjö och Djupasjön skiljer sig åt främst genom att honabborrarna från Djupasjön har betydligt mindre gonader (könskörtlar) än Öresjöabborrarna. Det finns många faktorer såsom tillgång på föda, vattnets temperatur eller föroreningar som styr om och när utvecklingen och tillväxten av könskörtlarna sker. Normalt tillväxer könskörtlarna under hösten hos abborre till en storlek som mycket väl stämmer med den som Öresjöabborren uppvisar. Det händer dock att honabborre inte utvecklar sina gonader, utan istället sker en kroppstillväxt. Det kanske är vad vi ser hos abborren från Djupasjön. Vi vet inte varför gonaderna är små hos abborren från Djupasjön men vår bedömning är att det är troligt att det är resultatet av en alltför stor föroreningsbelastning, och i såfall är det en mycket allvarlig miljöpåverkan på abborren i Djupasjön. Tolkningen av resultaten är dock mycket osäker därför att undersökningen är gjord på ett alltför litet fiskmaterial. För att säkerställa resultaten är det därför nödvändigt med fortsatta undersökningar av abborre i området. 4.2.2 Vitellogenin hos honabborre Vitellogenin eller guleprotein bildas i levern och transporteras till gonaderna där det inlagras som näring ( gulan ) i äggen. Vitellogeninnivåerna i blodet ska således vara högt samtidigt som gonaderna växer hos honabborrarna under hösten. Så är det hos honfiskarna från Öresjö som således bedöms uppvisa normala vitellogeninnivåer. De låga nivåerna hos honfiskarna från Djupasjön tyder på att produktionen är låg och att det inte sker någon tillväxt eller möjligen en mycket långsammare tillväxt av gonaderna jämfört med Öresjöfiskarna. Det betyder att även bestämningarna av vitellogenin tyder på att abborren från Djupasjön valt att inte utveckla sina gonader. 4.2.3 EROD Det är väl känt att vissa organiska miljögifter leder till induktion av leverenzymet EROD hos fisk (Goksoyr and Förlin, 1992, van der Oost et al., 2003). Ämnen som inducerar EROD är främst så kallade polycykliska aromatiska kolväten (PAH) och andra plana molekyler såsom plana halogenerade bifenyler och klorerade dioxiner. 5
Tabell 2. Kroppsvikt, LSI, GSI, EROD aktivitet och vitellogenin hos honabborre fångade i två lokaler i Viskan uppströms och nedströms Borås. Variabel Öresjö Djupasjön Vikt (gram) 43,7±6,1 69,5±13,5 * LSI (%) 1,15±0,39 0,99±0,17 GSI (%) 4,62±0,79 0,84±0,61 * EROD 29±10 371±120 * (pmol/(min x mg prot)) Vitellogenin 147,5±43,1 12,3±7,3 * (µg/ ml plasma) * Statistiskt signifikant skillt från Öresjö Ökningar av EROD visar att organismens avgiftningssystem har trätt i funktion för att metabolisera främmande ämnen. Samtidigt fungerar responsen som varningssignal för en tidig miljöstörning eftersom en bestående induktion visar en långvarig exponering som kan leda till allvarliga effekter på integrerade funktioner såsom ämnesomsättningen, fortplantning, immunförsvar och tillväxt. Vi har funnit att honfiskarna från Djupasjön har högre EROD aktivitet än honfiskarna från referenslokalen i Öresjö. Det tyder på att EROD aktiviteten är inducerad och att fiskarna således är exponerade för ämnen som tillhör gruppen PAH och/eller plana klorerade ämnen. Det är mycket svårt att veta vilken eller vilka av dessa miljögifter som orsakade effekten på EROD hos fisken från Djupasjön. Det krävs att det görs en omfattande kemisk karakterisering av vilka miljögifter som fiskarna tagit upp. Men erfarenheterna från många tidigare studier på vild fisk tyder på att man i första hand bör misstänka PAH eller PAH-liknande ämnen när man observerar förhöjda EROD aktiviteter hos fisk i fältundersökningar. Skälet är bland annat att dessa ämnen finns i mycket högre halter än de klorerade plana ämnena. Dessutom sker det fortfarande ganska stora utsläpp av sådana ämnen särskilt nära tätorter. Källor för sådana ämnen är t.ex. ofullständig förbränning, olja, slitage från vägar och bildäck. Men hos fisk från Djupasjön med så förorenade sediment går det inte att utesluta att även utläckage av t.ex. klorerade dioxiner och bifenyler bidrar till den observerade EROD effekten. 4.3 Regnbågsundersökningen 4.3.1 EROD aktivitet och PAH i galla Juvenil regnbåge sattes i bur i fem lokaler. En lokal i Öresjö, två lokaler i Djupasjön och två lokaler i Guttasjön. Fiskarna exponerades under 9 dagar. I Tabell 3 framgår att samtliga fiskar från Djupasjön och Guttasjön uppvisade mycket förhöjda EROD 6
aktiviteter jämfört med fiskarna hållna i referenslokalen Öresjö och även när man jämför med regnbågarna som parallellt hölls i Zoologens stora akvariesystem som extra kontroller. Det betyder således att de bursatta fiskarna nedströms Borås blev kraftig föroreningsbelastade av EROD inducerande ämnen. Dessa resultat överensstämmer med en tidigare liknande undersökning i området (Jönsson et al., 2002). Vi misstänker att orsaken är exponering för PAH eller PAH-liknande ämnen men vi kan inte utesluta andra miljögifter såsom klorerade dioxiner eller bifenyler. Skälen är de samma som ovan (se 4.2.3). Vi kan inte vara säkra på om de inducerande kemikalierna härstammar från utläckage från sedimenten vilket skulle betyda att det är främst historiska utsläpp av EROD inducerande miljögifter som gav den observerade effekten eller om det fortfarande pågår utsläpp till området av sådana kemikalier. Det senare är inte omöjligt eftersom tätorter som Borås genererar betydande mängder PAH även om utsläppen troligen minskat under senare år. Den troliga tolkningen är att resultaten speglar en kombination av historiska och pågående utsläpp av EROD inducerande ämnen. Dessutom kan man spekulera över att pågående utsläpp kan spela större roll i Djupasjön än i Guttasjön eftersom Djupasjön ligger närmre Borås. Tabell 3. EROD aktivitet i lever, PAH metaboliter i galla och vitellogenin i plasma hos regnbåge bursatt i olika lokaler i Viskan uppströms och nedströms Borås. Lokal EROD PAH metaboliter Vitellogenin (pmol/(min x mg prot) (intensitet x 10 6) (µg/ml plasma) Öresjö 18±4 38±5 0,16±0,04 Djupasjön N 292±44 * 209±21 * 1,81±0,55 ** Djupasjön S 320±57 * 241±93 * 0,57±0,10 Guttasjön N 317±83 * 196±18 * 0,13±0,07 Guttasjön S 506±47 ** 155±14 * 0,10±0,07 Referensfisk 32±6 29±6 0,29±0,06 (Zoologen) * Statistiskt signifikant skillt från Öresjö och Referensfisk; ** Statistiskt signiifikant skillt fråm samtliga fem andra grupper Allra högst var EROD aktiviteten hos fiskarna i buren som hölls i södra Guttasjön. Det tyder på att det finns mer EROD-inducerande ämnen således PAH och/eller plana klorerade ämnen i Guttasjön. Varifrån de kommer vet vi inte men det kan tyda på att det finns ytterligare minst en källa för sådana ämnen i Guttasjön. En tolkning kan vara att ämnen är mer biotillgängliga i Guttasjöns sediment. 7
För att ytterligare undersöka om PAH eller PAH liknande ämnen kan bedömas orsaka EROD induktionen mätte vi innehåll av PAH-metaboliter i gallan hos fisken. Med metoden vi använde får man ett summamått på mängden av PAH-liknande föreningar men man får ingen information om vilka PAH ämnen det rör sig om. I Tabell 3 framgår att mätningarna tyder på höga halter av PAH i samtliga gallor nedströms Borås. Gallmätningarna stärker därmed vår uppfattning att PAH eller PAH-liknande ämnen kan vara en starkt bidragande osak till de förhöjda EROD aktiviteterna hos de bursatta regnbågarna nedströms Borås. 4.3.2 Vitellogenin hos juvenil regnbåge Som nämdes ovan (4.2.2) bildas vitellogenin eller guleprotein normalt i levern hos vuxen honfisk och transporteras till könskörteln där det inlagras som näring ( gulan ) i äggen. Denna bildning regleras normalt av östrogen som är honliga könshormon. Hos juvenilfisk eller hanfisk sker normalt ingen vitellogenproduktion. Men om de exponeras för östrogener eller östrogenliknande ämnen startar de att producera vitellogenin. I Sverige och utomlands har man har noterat att det kan ske om fiskar exponeras för avloppsvatten från kommunala reningsverk eller om de hålls i burar eller fångas i närheten av sådana utsläpp (Tyler et al 1998; Larsson et al., 1999; Svenson et al., 2002). Det beror på att reningsverkens utsläpp innehåller östrogener från kvinnor, syntetiska östrogener från p-piller och andra östrogenliknande ämnen såsom nonylfenol (detergent från bland annat tvättmedel) och bisfenol A (mjukgörare i plaster). I Sverige är oftast dessa östrogena effekter ganska svaga. Hos regnbågarna som hölls i Djupasjön såg vi till vår förvåning relativt höga halter av vitellogenin jämfört med referensfiskarna från Öresjö (Tabell 3). Fiskarna från Guttasjön hade låga nivåer. De förhöjda vitellogeninnivåerna hos fiskarna från Djupasjön tyder således på en exponering av fisken för ämnen med östrogenliknande effekt. Vilka de ämnena är vet vi inte men man måste misstänka att källan är det utgående avloppsvatten Borås kommunala reningsverk (Gässlösaverket). I en tidigare undersökning i området under hösten 1999 av bursatt regnbåge nedströms Borås fann man inga förhöjda vitellogeninnivåer (Svenson et al., 2002). Däremot fann man att utgående avloppsvatten från reningsverket var östrogent. Vi kan dock inte veta om våra resultat från hösten 2002 speglar pågående utsläpp eller om de speglar historiska utsläpp som fastlagts i sedimenten. Vår bedömning är dock att effekten är ganska kraftig att det kan betyda att fiskars förmåga att fortplanta sig i området är påverkad. Bland annat kan hanfiskar i området ha sämre förmåga att producera funktionsduglig sperma eller ha tappat sitt normala hanliga lekbeteende. Vi rekommenderar ytterligare undersökningar av reningsverkets avloppsvatten för att ta reda på om våra farhågor är riktiga. Är de det bör man vidta åtgärder så att mängden östrogener (naturliga eller syntetiska) eller eventuellt andra östrogenliknande ämnen minskar. 5. Litteraturreferenser Allmänna råd för Vattenrecipientkontroll vid skogsindustrier. 1994 Allmänna Råd 94:2, Naturvårdsverket, Solna. Aas E., Beyer J. And Goksoyr A. 2000 Fixed wavelength fluorescence (FF) of bile as a monitoring tool for polyaromatic hydrocarbon exposure in fish: an evaluation of 8
compounds specificity, inner filter effect and signal interpretation. Biomarkers 5, 9-23. Goksoyr A. and Förlin L. 1992 The cytochrome P450 system in fish, aquatic toxicology and environmental monitoring. Aquatic Toxicology, 22, 287-312. Jönsson E.M., Brandt I. and Brunström B. 2002 Gill filament-based EROD assay for monitoring waterborne dioxin-like pollutants in fish. Environ. Sci. Technol 36, 3340-3344. Larsson D.G.J., Adolfsson-Erici M., Parkkonen J., Petterson M., Berg A.H., Olsson P.-E. and Förlin L. 1999 Ethynyloestradiol - an undesired fish contraceptive? Aquat. Toxicol. 45, 91-97. Parkkonen J., Larsson D.G.J., Adolfsson-Erici M., Petterson M., Berg A.H., Olsson P.-E. and Förlin L. 1999 Contraceptive pill residues in sewage effluent are estrogenic to fish. In Proceedings of 6 th International symposium on the reproductive physiology of fish. Eds Norberg, Kjesbu, Taranger, Andersson and Stefansson. Pp.362-364. Rydeborg A. 2002 Utsläppseffekter på fisk i Viskan nedströms Borås. Examensarbete 10p, Zoologiska institutionen, Göteborgs Universitet. Svenson A., Örn S., Allard A.-S., Viktor T., Parkkonen J. Olsson P.-E. Förlin L. and Norrgren L. 2002 Estrogenicity of domestic and industrial effluents in Sweden. Aquat. Ecosys. Health Manag. Soc. 5, 423-434. Tyler C., Jobling S. And Sumpter J.P. 1998 Endocrine disruption in wildlife: A critical review of the evidence. Crit. Rev. Toxicol. 28, 319-361. van der Oost R., Beyer J. and Vermuelen N.P.E. 2003 Fish bioaccumulation and biomarkers in environmental risk assessment: a review. Environ. Toxicol. Pharmacol. 13, 57-149. 9