Sediment- och enkätundersökning utförd i en fritidsbåthamn i Stockholm -giftiga sediment och målade båtbottnar Maria Elfström Självständigt arbete i tillämpad miljövetenskap 45 hp Handledare Britta Eklund, institutionen för tillämpad miljövetenskap, Stockholms universitet Misse Wester-Herber, avdelningen för filosofi och teknikhistoria, Kungliga Tekniska Högskolan Bilden på framsidan är tryckt efter en akvarell av min svärfar Thord Elfström 2008-02-07
Innehållsförteckning Sid.nr 1 Sammanfattning...4 2 Summary... 5 3 Inledning... 6 3.1 Hypoteser... 9 4 A,Naturvetenskaplig experimentell del sedimentundersökning... 10 4.1 Material och metoder för sedimentundersökning... 10 4.1.1 Beskrivning av lokal... 10 4.1.2 Planering av provtagning... 10 4.1.3 Provtagning... 11 4.1.4 Behandling av sediment... 13 4.1.5 Biologiska tester... 13 4.1.5.1 Test med bakterien V. fischeri med avseende på minskning av luminiscens13 4.1.5.2 Test med rödalgen ullsleke C. tenuicorne med avseende på tillväxthämning 14 4.1.5.2.1 Nätmetod... 14 4.1.5.2.2 Utlakningsmetod... 15 4.1.5.3 Test med kräftdjuret N. spinipes med avseende på akut dödlighet och effekter på larvutveckling... 16 4.1.5.3.1 Dödlighetstest på vuxna djur med utlakningsvatten från sediment... 16 4.1.5.3.2 Dödlighetstest på vuxna djur med sediment... 17 4.1.5.3.3 Larvutvecklingstest med sediment... 17 4.1.6 Kemiska analyser för metallhaltsbestämning... 18 4.1.6.1 Torrvikt- och glödförlustbestämning... 18 4.1.6.2 Syrauppslutning av sediment för metallanalys... 18 4.1.6.3 Kvalitetssäkring för analyser utförda av Stockholms universitet... 18 4.1.6.4 Kemiska analyser för organiska tennföreningar och irgarol... 18 4.1.6.5 Kvalitetssäkring för analyser utförda av ALS Scandinavia AB, Täby... 19 4.1.7 Statistiska analyser... 19 4.1.7.1 Test med V. fischeri, C. tenuicorne och N. spinipes med avseende på akut dödlighet 19 4.1.7.2 Test med N. spinipes gällande larvutveckling... 19 4.2 Resultat av sedimentundersökning... 19 4.2.1 Omgivningsfaktorer för provtagningspunkter... 19 4.2.2 Torrsubstans och glödförlust... 20 4.2.3 Biologiska tester... 21 4.2.3.1 Minskning av luminiscens med bakterien V. fischeri... 21 4.2.3.2 Tillväxthämning med rödalgen C. tenuicorne... 22 4.2.3.2.1 Iakttagelser under avläsning av försöken... 23 4.2.3.2.2 Kontroll av tillväxt av C. tenuicorne i petriskålar och med två olika nät i burkar 23 4.2.3.3 Dödlighetstest med kräftdjuret N. spinipes med sediment och utlakningsvatten från sediment... 24 4.2.3.4 Larvutvecklingstest med N. spinipes... 24 4.2.3.4.1 Larvutveckling och mortalitet i sediment 2B... 24 4.2.3.4.2 Larvutveckling och mortalitet i sediment 5... 25 4.2.4 Kemiska analyser... 26 4.2.4.1 Metallhalter i sedimentprover... 26 4.2.4.2 Jämförvärde och avvikelseklasser för metaller i sediment... 26 4.2.4.3 Koppar... 27 2
4.2.4.4 Bly... 28 4.2.4.5 Zink... 29 4.2.4.6 Tenn... 30 4.2.4.7 Organiska tennföreningar... 31 4.2.4.8 Gradient djupledes... 31 4.2.4.9 Irgarol... 36 4.2.4.10 Kvalitetssäkringsresultat för analyser utförda av Stockholms universitet36 4.2.4.11 Kvalitetssäkringsresultat för analyser utförda av ALS Scandinavia AB, Täby 36 4.3 Diskussion sedimentundersökning... 36 5 B,Beteendevetenskaplig del - enkätundersökning... 39 5.1 Material och metod för enkätundersökning... 39 5.1.1 Beskrivning av respondenter och enkätutskick... 39 5.1.2 Enkätfrågornas utformning och bakgrund... 39 5.1.3 En grupp med informationsbrev... 40 5.1.4 Statistiska analyser... 40 5.2 Resultat av enkätundersökning... 40 5.2.1 Bakgrundsinformation om båtägarna... 40 5.2.2 Båtinformation... 41 5.2.2.1 Båttyp och byggmaterial... 41 5.2.2.2 Båtlängd och vikt... 41 5.2.3 Båtanvändning... 41 5.2.4 Bottenmålning... 41 5.2.4.1 Vilken färg som användes... 41 5.2.4.2 Ostkust- och västkustfärg... 42 5.2.5 Anledning till val av båtbottenfärg... 42 5.2.6 Beväxning och beväxningsproblem... 43 5.2.7 Alternativa metoder till bottenmålning... 43 5.2.8 Naturmiljö... 44 5.2.9 Uppfattning om ansvar och intresse för miljön... 44 5.2.9.1 Hur länge de haft båt... 45 5.2.9.2 Ostkust- och västkustfärgsanvändare... 45 5.2.9.3 Med och utan informationsbrev... 45 5.3 Diskussion enkätundersökning... 45 6 Slutsatser av både sediment- och enkätundersökning... 48 7 Erkännanden... 49 8 Referenser... 50 Bilaga 1. Larvutvecklingsresultat Bilaga 2. Kemiska analyser Bilaga 3. Kvalitetssäkringsresultat från ALS Scandinavia AB, Täby Bilaga 4. Enkät Bilaga 5. Informationsbrev Bilaga 6. Enkätsvar - anledningarna till Östersjöns förändring 3
Sammanfattning Detta examensarbete består av två delar som båda berör användningen av båtbottenfärger. En naturvetenskaplig experimentell del som var en sedimentundersökning utförd i en fritidsbåthamn i Stockholm där sedimentens giftighet testades med biologiska tester. Dessutom gjordes kemiska analyser med avseende på metaller och organiska tennföreningar. Den andra delen var en beteendevetenskaplig studie med en enkätundersökning som båtägarna i samma hamn fick svara på. Syftet med denna var att kartlägga båtägarnas erfarenheter och åsikter kring båtbottenfärger. Sediment provtogs under vintern 2007 i fritidsbåthamnen på totalt sju punkter inom två områden slipområdet och hamnbassängen. Giftigheten hos sedimenten testades med tre organismer som var en bakterie Vibrio fischeri, enrödalg Ceramium tenuicorne och ett kräftdjur Nitocra spinipes. Hamnbassängens sedimentmetallhalter var överlag lika varandra medan i slipområdet syntes en tydlig gradient medhögsta halter närmast land. Sedimentet närmast land inom slipområdet var mest toxiskt mot algen och bakterien. Detta sediment visade sig också innehålla högst halter av organiska tennföreningar (TBT 1300 µg/kg TS) och de båtbottenfärgsrelaterade metaller koppar (207 mg/kg TS), zink (353 mg/kg TS) och bly (114 mg/kg TS). Dessa halter är i förhållande till andra fritidsbåthamnar mycket höga. Den troligaste orsaken till de höga halterna kan vara markavrinning från uppläggningsplatsen där båtarna spolas av i samband med höstupptagningarna. Tributyltenns (TBT) nedbrytningsprodukt monobutyltenn (MBT) var lägre än ursprungsföreningen i alla ytsediment vilket tyder på färger med organiska tennföreningar fortfarande används i området trots att de förbjöds för nästan 20 år sedan. Två av sedimentkärnorna provtogs även djupledes där tydligt sjunkande halter av både organiska tennföreningar och metaller kunde ses. Detta tyder på att tillförseln av metaller och organiska tennföreningar har ökat med åren. Enkäten bestod av sju olika delar; faktafrågor om båten, båtanvändning, bottenmålning, alternativa metoder till bottenmålning, naturmiljö, frågor angående ansvar samt bakgrundsfrågor om båtägaren. Enkäten besvarades av 133 båtägare, vilket gav en svarsfrekvens på 47,5 %, där de flesta var män som hade en segelbåt som de hade ägt i 30 år och som de använde 30 dagar per säsong. De flesta målar sin båtbotten och en majoritet använder ostkustfärg. En tredjedel av båtägarna använder västkustfärg som de köpt för att den är mest effektiv, men samma grupp upplever också beväxningsproblem. Många är positiva till att prova alternativa metoder såsom att prova båtbottentvätt eller torrsätta under säsong för att spola av båtbotten. Möjliga metoder för att få båtägarna på ostkusten att i mindre utsträckning använda västkustfärg eller prova alternativa metoder, skulle kunna vara genom en informationskampanj, genom ambassadörer uteibåtklubbarna eller genom kontroll av vilken båtbottenfärg den enskilda båtägaren använder. 4
1 Summary This thesis consists of two parts which both are related to the use of antifouling paints. A scientific experimental section, i.e. a sediment investigation was made in a leisure boat harbour in Stockholm where the toxicity of the sediments was tested with biological tests. Chemical analyses were also made as to metals and organic tin compounds. The other section was a behavioural science study, where a questionnaire was answered by the boat owners in the sameharbour.theobjectivewastoinvestigate the boat owners experiences and points of view about antifouling paints. Sediment tests were taken during the winter 2007 in the leisure boat harbour on seven sites within two areas the slip area and the harbour basin. The toxicity of the sediments was tested with three organisms, viz. a bacterium Vibrio fischeri,aredalgaceramium tenuicorne and a crustacean Nitocra spinipes. The content of metals in the harbour basin was almost equal. In the slip area, however, an obvious gradient was observed with the highest content closest to land. The sediment closest to land within the slip area was also most toxic to the alga and the bacterium. This sediment also contained the highest amount of organic tin compounds (TBT 1300 µg/kg dw) and the metals related to antifouling paints, i.e. copper (207 mg/kg dw), zinc (353 mg/kg dw) and lead (114 mg/kg dw). These concentrations are very high compared to other leisure boat harbours. The most likely reason to the high concentrations is ground outflow from the area where the boats were laid up for winter and where the boat bottoms were washed off. The degeneration product of tributyltin (TBT), monobutyltin (MBT), was lower than the original compound in all surface sediments which indicates that paints containing organic tin compounds are still used in the area despite of the fact that they were forbidden almost 20 years ago. Three different depth levels of two of the sediment cores were tested. In both sediment cores a clearly decreasing concentration with depth of organic tin compounds as well as metals could be observed. This indicates that the supply of metals and organic tin compounds has increased over time. The questionnaire consisted of seven different parts; facts about the boat, the use of the boat, use of antifouling paints, alternative methods instead of using antifouling paints, nature environment, questions concerning responsibility and background of the boat owner. The questionnaire was answered by 133 boat owners, giving a response rate of 47,5 %, mostly were men who had sailing boats which they had owned for 30 years and which they used about 30 days per season. Most of them used antifouling paints and a majority used East Coast paint. One third of the boat owners used West Coast paint which used because it was perceived as most effective, even if they experienced problems with fouling on their boat bottoms. Some were positive to trying alternative methods like boatwashers for the boat bottom or to dry-docking to wash the boat bottom during the season. Possible methods to reduce the use of West Coast paints or to use alternative methods, might be by an targeted information campaign, by ambassadors in the boat clubs or to control which antifouling paint the individual boat owner use. 5
2 Inledning Detta examensarbete består av två delar; a, en naturvetenskaplig experimentell del med en sedimentundersökning och b, en beteendevetenskaplig del med en enkätundersökning som båda berör användningen av båtbottenfärger. Den experimentella delen är en sedimentundersökning utförd i en fritidsbåthamn i Stockholm där syftet var att genom biologiska tester och kemiska analyser undersöka sedimentets giftighet med tanke på båtbottenfärger. Den beteendevetenskapliga delen är en enkätundersökning som båtägarna i samma hamn svarade på och syftet var att kartlägga båtägarnas erfarenheter och åsikter kring båtbottenfärger. Sammantaget berör detta examensarbete hur beteendet ovan vattenytan - användandet av båtbottenfärger - kan avläsas i sedimenten under vattenytan. Östersjön är ur geologisk synvinkel ett ungt ekosystem där organismerna inte har hunnit anpassa sig till den låga salthalten. I Kattegatt och Skagerack på västkusten är salthalten 20-30 och antalet marina makroskopiska arter ca 1500. I Stockholms skärgård finns det ca 70 marina arter som lever i en salthalt på 5 (figur 1). Det är en mycket stor skillnad i artrikedom från den rent marina miljön på västkusten till brackvattenmiljön i Stockholms skärgård. I ett brackvattensystem som Östersjön lever organismerna på gränsen av sin förmåga. För de marina arterna är vattnet för sött och för sötvattenarterna är vattnet för salt. Organismerna i Östersjön lever därför under ständig stress. Ett exempel på detta är blåmusslan Mytilus edulis som på ostkusten blir bara ungefär en tredjedel så stor som på västkusten eftersom den är en marin art (Kautsky och Tedengren, 1992). Blåmusslorna i Östersjön är inte bara fysiologiskt stressade utan också känsligare för antropogen stress än blåmusslor från Nordsjön (Tedengren & Kautsky, 1987). Vid försök på makroalgen Ceramium tenuicorne visade det sig att känsligheten hos ostkustklonen av algen var drygt tre gånger högre än västkustklonen (Eklund, 2005). Östersjön utnämndes till ett särskilt känsligt havsområde (PSSA 1 )år2005avfn:sinternationella sjöfartsorganisation IMO (International Maritime Organization). Detta innebär att för Östersjön gäller särskilda skyddsbestämmelser för att förbättra sjösäkerheten för att skydda havsmiljön. 1 Particularly Sensitive Sea Area 6
Figur 1. Bilden visar antalet makroskopiska marina arter med röda siffror och salthalten med svarta siffror i promille längs Sveriges kust. Källa: Stockholms Marina Forskningscentrum Sverige har en långsträckt kust med många öar och ett rikt båtliv har utvecklats. Det finns ca 700 000 fritidsbåtar i Sverige (SCB, 2004). För många marina organismer är det ont om substrat att sätta sig på, vilket innebär att vid sjösättning av båtar tillkommer många kvadratmeter nya ytor för de organismer som är beroende av en hård yta för att utvecklas. Exempel på en sådan art i Östersjön är havstulpanen Balanus improvisus. Havstulpanens larv simmar runt för att leta reda på en hård yta att fästa på för kunna utvecklas till ett vuxet djur, som färdigutvecklat liknar ett pyramidiskt kalkhus. När larven nyligen har settlat är det lätt att skrubba bort den från båtskrovet. Men det färdigutvecklade djurets kalkhus orsakar mycket arbete att ta bort från båtbotten vid upptagningarna på hösten. Det är inte bara havstulpaner som orsakar påväxt utan också alger. Beväxningen på båtbotten påverkar skrovets friktion mot vattnet, vilket innebär lägre hastighet och som följd därav högre bränsleförbrukning för båtar med motorer och därmed högre koldioxidutsläpp per nautisk mil. För att förhindra påväxt på båtskrov har ett flertal olika föreningar använts i båtbottenfärger. Organiska tennföreningar med tributyltenn (TBT) började användas under 1960-talet som båtbottenfärg för fartyg och fritidsbåtar samt för att förhindra påväxt på fisknät. Under 1970- talet upptäckte ostronodlare i Frankrike att produktionen minskadeoch att ostronen uppvisade skaldeformationer (Alzieu, 1986). I samma bukt fanns ett flertal marinor. Vid närmare undersökningar kunde påverkan på ostronen kopplas till användningen av TBT i 7
båtbottenfärger. TBT påverkade också snäckor som utvecklade imposex 2 vilket till slut leder till att de blir sterila (Bryan et al, 1986). Eftersom det visade sig att TBT var mycket skadligt för vattenlevande mollusker förbjöds det för användning på fritidsbåtar i Sverige 1989 (KIFS 88:3) för att skydda organismer i grunda kustområden. Nu finns det även ett förbud för yrkessjöfarten att använda tributyltennfärger. Inom EU råder ett förbud för användning av dessa färger sedan juni 2003 (förordning 782/2003). FN:s sjöfartsorganisation IMO har också arbetat med att fasa ut de organiska tennföreningarna i båtbottenfärger för större fartyg. Konventionen är påskriven av 26 länder per den 31 december 2007 som beräknas representera 38,1 % av hela världens frakt i ton. Den första januari 2008 måste fartygen ha tagit bort eller kapslat in tennbaserad bottenfärg (AFS Convention 2001). Koppar och Irgarol 1051 3,nedan irgarol, är andra välkända substanser i båtbottenfärg. Koppar är potentiellt giftig för vattenlevande organismer (Lithner, 2007) och irgarol är mycket giftig för alger (Tiberg, 1994). Även brunalgen blåstång Fucus vesiculosus, som är en viktig nyckelart i Östersjön, påverkas av koppar och irgarol. Blåstången är vanligt förekommande längs Sveriges kust och fyller en mycket viktig funktion för flera arter både som skafferi, barnkammare och skydd. När blåstången har utsatts för exponering av koppar har reproduktionen störts (Andersson och Kautsky, 1996a). Redan vid 2,5 µg Cu/liter vatten minskade groningsfrekvensen med 40 %. Samma effekt uppvisades vid exponering av irgarol vid en halt av 0,16 µg/liter vatten (Andersson och Kautsky, 1996b). De aktiva substanserna koppar och irgarol från båtbottenfärger har alltså haft påverkan på en icke målorganism. Kemikalieinspektionen gjorde 1998 en utvärdering av anti-foulingfärgers 4 risker med en genomgång av ekotoxikologiska studier och vägde dessa mot behovet och nyttan av färgerna. Vid denna risk-nyttavärdering framkom att behovet av anti-foulingprodukter på fritidsbåtar på ostkusten inte uppvägde riskerna (KemI PM-beslut, 1998). Detta beslut trädde i kraft 1 januari 1999 och innebar att färger som läcker koppar eller irgarol inte fick användas på fritidsbåtar med huvudsaklig fart på ostkusten. Dock utfärdades en dispens för försäljning av sådana färger som fanns i lager till ostkusten för 1999 och 2000. Sedan 2001 är koppar- och irgarolläckande båtbottenfärger endast tillåtnaför användning på västkusten, från Trelleborg upp till norska kusten. Dagens båtbottenfärger delas in i två grupper: fysikaliskt verkande färger som verkar genom att vara polerande eller ha en ytstruktur som förhindrar beväxning samt kemiskt verkande färger. De kemiskt verksamma färgerna klassas som kemiska bekämpningsmedel och behöver både godkännas och registreras hos Kemikalieinspektionen. Alla de kemiskt verkande färgerna som finns på marknaden utom en är enbart tillåtna för användning på västkusten, från Trelleborg till norska kusten (www.kemi.se). Detta gäller för båtar <12 meter långa och som väger över 200 kg. Fysikaliska färger behöver inget godkännande utan enbart registrering hos Kemikalieinspektionen. Biologiska tester på tio fysikaliskt verksamma och kemiskt verkande färger utfördes av institutionen för tillämpad miljövetenskap (ITM) vid Stockholms universitet (Karlsson et al, 2006). Där visade det sig att några av de fysikaliska färgerna var giftigare än referensfärgen som var en förbjuden kemiskt verksam färg med ett högt läckage av koppar och irgarol (Karlsson och Eklund, 2004 och Karlsson et al, 2006) och författarna ansåg att zink kunde vara en del av orsaken till giftigheten. Blymönja är en färg som började användas för länge sedan på båtskrov, dock inte som påväxthindrande utan som röt- och rostskyddande färg framför allt invändigt i båtar 2 utvecklande av det motsatta könets könskaraktärer 3 2-tert-butylamino-4-cyklopropylamino-6-metyltio-1,3,5-triazin 4 påväxthindrande färger 8
(Ankarberg, personlig kommunikation 080205). Blymönjan är mycket giftig vilket var känt redan i gamla tider, då skärgårdsborna visste att en bortslängd omrörningspinne med blymönja på kunde döda en ko som tuggat på den (Larsson, 2002). Blymönjan förbjöds för försäljning 1995 för fritidsbruk till båtar, men kan fortfarande beställas av yrkesverksamma (KIFS 1998:8) såsom träbåtsrenoverare och träbåtsbyggare. Bly som är reproduktionstoxiskt är en av tre tungmetaller som ska fasas ut ur samhället i enlighet med Sveriges nationella miljökvalitetsmål Giftfri miljö. Både bly och TBT har blivit identifierade som två av de prioriterade substanserna enligt EU:s vattendirektiv 2006/60/EC (Sternbeck et al, 2003). Rester av båtbottenfärger ackumuleras i sedimenten fråndesjösatta båtarnas målade båtbottnar. Färgrester kan också komma från avspolningen av båtbottnar i samband med höstens upptagningar eller i samband med torrsättning under säsong. Giftighet kan endast testas med levande organismer (Walker et al, 2007 och Eklund, 2005). Dessa organismer bör finnas naturligt i den miljö som sedimenten är hämtade ifrån för att göra testerna ekologiskt relevanta. Biologiska tester med levande organismer påvisar om sedimentet är giftigt eller inte men ger inte svar på vad sedimenten verkligen innehåller. Därför är det viktigt att också göra analyser av sedimenten för att identifiera vilka båtbottenfärgsrelaterade metaller och organiska tennföreningar som de innehåller. Tidigare studier visar att majoriteten av de tillfrågade båtägarna tyckte att det var ett klokt beslut av Kemikalieinspektionen att införa förbudet 1998 av giftiga båtbottenfärger. Den troligaste orsaken till detta ställningstagande var att de var intresserade av att skydda den marina miljön. Båtägarna trodde också att de i framtiden skulle hålla båten ren från påväxt genom att tvätta båtbotten och använda färger som var inte var giftiga (Löfgren, 2001). Nu har det gått nästan tio år sedan Kemikalieinspektion genomförde sitt beslut. Frågan är vilka båtbottenfärger som används idag, om båtägarna har provat alternativa metoder och hur intresserade de är av alternativ till traditionell bottenmålning. Vad som också är intressant att undersöka är hur de ser på ansvar när det gäller deras användning av båtbottenfärger och hur intresserade de är av miljön. Det bästa sättet att besvara detta är att ställa frågor direkt till båtägare via en enkätstudie. 2.1 Hypoteser En hypotes i detta arbete är att det ansamlas giftiga metaller i sedimenten från båtbottenfärger vid förtöjningsplatser och särskilt vid upptagningsplatser, där båtarna spolas av i samband med höstupptagningen. Denna hypotes kommer att testas genom en sedimentundersökning. Resultaten från denna sedimentundersökning kommer att användas för att testa ytterligare en hypotes nämligen den att båtägare är mer benägna att ändra sitt beteende, till ett för miljön bättre, om de får en ökad kunskap om konsekvenserna med giftiga båtbottenfärger. 9
3 A, Naturvetenskaplig experimentell del sedimentundersökning 3.1 Material och metoder för sedimentundersökning 3.1.1 Beskrivning av lokal Denna studie har utförts på sediment taget från en båtklubb, Vikingarnas Segelsällskap (VSS) belägen längst ut på Djurgården i Stockholm inom ett område som kallas för Hundudden (figur 2). Delar av området Hundudden var tidigare ett kärr som fylldes upp med fyllnadsmassor från Stockholm stad. Vinteruppläggningsplatsen för Vikingarnas Segelsällskap och intilliggande båtklubbar invigdes 1955. Vikingarnas Segelsällskaps område används som uppläggningsplats för ca 200 båtar. Hamnen skyddas mot vågsvall av pirar som anlades 1969 och innanför dessa finns det idag ca 225 båtplatser. Figur 2 Området Hundudden markerad med blå prick där Vikingarnas Segelsällskap har sin hamn i Stockholm. Källa: www.hitta.se 3.1.2 Planering av provtagning Inom VSS hamnområde (figur 3) finns ett område som avgränsas av en byggd pir och en flytbrygga. Detta område kommer hädanefter kallas hamnbassängen. Utanför flytbryggan finns ytterligare ett vattenområde som ligger i anslutning till en slip där sjösättning och upptagning av båtar sker. Detta område benämns fortsättningsvis slipområdet. Med tanke på att många båtar med målade båtbottnar ligger förtöjda vid flytbryggan och hela vägen längs piren, togs beslutet att ta sedimentprover inom hamnbassängen. Dessutom planerades några punkter i slipområdet med tanke på markavrinning. Idagsker avspolning av båtarnas bottnar under höstens upptagning på markområdet ovanför slipen. För ca 20 år sedan har det även varit möjligt att under säsong torrsätta båten genom att dra upp den på slipen och spola av båtbotten för att sedan sjösätta båten igen. Den servicen erbjöds medlemmarna eftersom det fanns många aktiva kappseglare som ville ha en ren båtbotten före kappseglingen. 10
3.1.3 Provtagning Den 12 februari 2007 togs fyra sedimentprover (nr 1 4) från hamnbassängen (figur 3) med hjälp av en rörprovtagare av Willnertyp (figur 4). Eftersom det var vinter genomborrades isen med hjälp av en isborr och vid varje hål mättestemperaturoch salthalt med hjälp av en konduktivitetsmätare WTW modell LF320 och djupet med ett ekolod StrikeMaster PolarVision. Från varje punkt togs två sedimentproppar. Från de två propparna togs ytsedimentet, 0-2 cm (figur 5), omhand i en syratvättad provtagningsburk i polypropylen. Detta material hanterades som ett samlingsprov. Anledningen till detta var att få tillräckligt mycket material för de biologiska testerna och kemiska analyserna. Dock blev sedimentprov nr 3 inget samlingsprov eftersom burken nästan fylldes helt av det upptagna provet. Den 7 mars 2007 besöktes hamnen för att ta ytterligare fyra sedimentprover. Denna gång genomborrades isen på tre punkter (nr 5 7) i slipområdet (figur 3). Salthalt, temperatur och djup mättes. På två punkter togs även sedimentprover från djupare lager; 2-6 cm och 10-12 cm för att användas till kemiska analyser. Dessutom togs ett ytsedimentprov (nr 2B) från punkt nr 2 i hamnbassängen. Även vid detta tillfälle togs två sedimentproppar från varje borrhål till ett samlingsprov. Koordinaterna för provtagningspunkterna redovisas i tabell 1. Figur 3. Kartasomvisar provtagningspunkter i hamnområdet. Tabell 1. Koordinater för provtagningspunkterna samt för referensstationen visas i tabellen. Koordinater enligt WGS 84 5 Provtagningspunkt Område Tidpunkt Latitud Longitud 1 Hamnbassäng 07-02-12 N59 32 83 E18 15 31 2 Hamnbassäng 07-02-12 N59 32 81 E18 15 35 3 Hamnbassäng 07-02-12 N59 32 75 E18 15 38 4 Hamnbassäng 07-02-12 N59 32 79 E18 15 41 5 World Geodetic System 1984 11
5 Slipområde 07-03-07 N59 32 80 E18 15 23 6 Slipområde 07-03-07 N59 32 78 E18 15 26 7 Slipområde 07-03-07 N59 32 77 E18 15 27 2B Hamnbassäng 07-03-07 Se nr 2 Referens 1 Klagsfjärden 06-07-12 N59 24 22 E18 42 93 06-08-22 06-10-23 Referens 2 Klagsfjärden Se ovan N59 24 22 E18 42 27 Referensstationen låg i västra delen av Klagsfjärden öster om ön Horsslangen. Referensstationens lokalisering var utvald med tanke på att det inte legat någon båthamn i närheten och sedimenten förmodades därförvara okontaminerade (Eklund et al, 2007). Referenssedimentens resultat från biologiskatesteroch metallhaltsinnehåll har använts i denna studie som en jämförelse till resultaten från provtagningspunkterna i hamnen. Figur 4. Provtagning med rörprovtagare av Willnertyp. 12
Figur 5. Ytsediment (0-2 cm) tas tillvara i syratvättad burk. 3.1.4 Behandling av sediment Så snart som möjligt efter provtagningen mättes sedimentens ph och placerades därefter i mörkt kylskåp. I sediment pågår en ständig aktivitet såsom mikrobiella processer, metabolism hos olika mikroorganismer samt förändringar hos kemiska substanser beroende på tillgången på syre. Därför var ambitionen att utföra testerna på så färska och intakta sediment som möjligt. I samtliga försök användes färska obehandlade sediment utom när det gäller larvutvecklingstestet då sedimentet avdödades innan användning för att djur som fanns i sedimenten inte skulle äta upp de tillsatta försöksorganismerna. 3.1.5 Biologiska tester Giftigheten hos sedimenten hartestats med levande organismer som representerar tre trofinivåer: nedbrytarnivån med bakterien Vibrio fischeri, primärproducentnivån med rödalgen Ceramium tenuicorne med det svenska namnet ullsleke och slutligen en primärkonsument i kräftdjuret Nitocra spinipes.båderödalgen och kräftdjuret är vanligt förekommande i Östersjön. 3.1.5.1 Test med bakterien V. fischeri med avseende på minskning av luminiscens Microtoxtestet använder sigavfrystorkade bakterier V. fischeri, vilka producerar ljus som är en del av deras naturliga metabolism. Toxiskasubstanser kan påverka denna ljusproduktion som visar sig som en minskning i luminiscensen, vilken mäts i en fotomultiplikator (Microbics Manual som följer ISO-standarden ISO 2005). Invägning av 0,3 g vått färskt sediment gjordes direkt i för testet avsedda plaströr och därefter tillsattes 3 ml spädmedium (Solid-Phase Test Diluent med en salthalt på 20 ). Från denna blandning pipetterades 1,5 ml till ett nytt plaströr som innehöll 1,5 ml spädmedium. Detta spädningsförfarande upprepades tills 6 koncentrationer erhölls av sedimentet. Samtliga koncentrationer plus kontroll gjordes i duplikat. Till varje teströr tillsattes 20 µl av en bakteriesuspension med V. fischeri. Inkubering skedde vid 15 C i 20 minuter. För att det ska vara möjligt att mäta bakteriernas luminiscens, 13
måste vattenfasen separeras från sedimentet för att kvarvarande sedimentpartiklar stör mätningen. Detta görs genom att ett speciellt filter trycks ner i varje rör. Av detta filtrat pipetteras 0,5 ml över till en glaskyvett och luminiscensen mäts med hjälp av en fotomultiplikator. I de fall där vattenfasen fortfarande var grumlig, användes en specialkyvett där det går att skilja prov och bakterier från varandra. Detta innebär att det är möjligt att beräkna om minskningen av ljusemissionen berodde påompartiklar var kvar i provet eller ej. 3.1.5.2 Test med rödalgen ullsleke C. tenuicorne med avseende på tillväxthämning C. tenuicorne (Ceramiaceae, Rhodophyta) är en mycket vanlig röd makroalg som återfinns i stort sett hela Östersjön. Den växer trådformigt både epifytiskt på växter och epilitiskt på stenar, på 0 25 meters vattendjup både i marina och i brackvattenkustzoner (Wallentinus, 1979). Algen är lätt igenkännbar på att den ser randig ut med sina barkceller. I varje topp sitter en tillväxtzon som är kloformad. En brackvattenklon av den honliga gametofytgenerationen användes i försöken, eftersom den harett jämnt gaffelgrenat växtsätt och växer fortast (Eklund, 2005, Eklund och Ek, 2004) (figur 6). Algerna odlades i ungefär en vecka i naturligt havsvatten med en salinitet på 5 innan försöken startades. Figur 6. Växtsätt hos honplantor av rödalgen C. tenuicorne. Tillväxten sker i topparna som är kloformade och växten delar sig på ett regelbundet sätt. Naturligt vatten med salthalten 5 användes för att efterlikna de förhållanden som råder i hamnen där proverna togs. Vattnet autoklaverades före försöksstart för att vara sterilt. Till vattnet tillsattes näringsämnena kväve (3462 µg/l), fosfor (775 µg/l) och järn (103 µg/l) för att få goda förutsättningar för tillväxt för algen under försöket (Eklund och Ek, 2004). Vattnets ph kontrollerades och justerades när så behövdes, för att ligga mellan intervallet 7,5-8,5 med tanke på Östersjöns ph. Dessutom kontrollerades ph i försöken för att utesluta att ph kunde ha påverkat resultaten. Detta test är på väg att blir en ISO-standard. Två olika metoder användes vid försöken med C. tenuicorne.detvåmetoderna, nät- och utlakningsmetoderna, har utvecklats vid ITM (Eklund et al, 2007) för att kunna använda tillväxthämningsmetoden med C. tenuicorne även för sedimentprover. Nätmetoden bygger på att sedimenten ligger intakta under algen för att efterlikna vattenmiljön i Östersjön. Men eftersom ett sediment ständigt förändras, användes även en utlakningsmetod. Denna metod bygger på att ett sediment först står och lakar ut under 48 timmar. Därefter pipetteras vattenfasen av och används i försöken. 3.1.5.2.1 Nätmetod Olika koncentrationer blandades till genom spädning. Den högsta koncentration, 160 g våtvikt/liter, framställdes genom att 19,2 g sediment tillsattes till 120 ml naturligt näringsberikat vatten med en salthalt på 5. Sedimentblandningen rördes noggrant om med 14
en magnetomrörare. Därefter pipetterades 15mlavblandningen till en plastburk. Totalt pipetterades 60 ml av blandningen eftersom koncentrationen gjordes i fyra replikat. De resterande 60 ml fylldes åter upp till 120 ml med samma vatten. Denna koncentration motsvarade 80 g våtvikt/liter. På samma sätt framställdes en serie med koncentrationerna 40, 20, 10 och 5 g våtvikt/liter. Därefter placerades ett mjukt nät över sedimentkoncentrationerna. Nätet, som tidigare testats så att det inte skulle vara giftigt för algerna, hölls fast av en likadan burk dock utan botten (figur 7). Fyra kontrollermed vatten gjordes i ordning på samma sätt som ovan med nät och burkar. Toppbitar av algen Ceramium tenuicorne skars till med sterila verktyg. Algerna, medenlängdav2 3,5mm,mättesochvaldesslumpmässigtförattläggas ovanpå nätet. Ett plastlock lades ovanpå varje burk för att förhindra vattenavdunstning. Vattennivån i burkarna markerades för att senare kunna kontrollera om avdunstning skett under försöket. Burkarnas placering på brickan slumpades och en plastfilm spändes ovanpå för att minimera avdunstning. Försöket placerades irumstemperatur med en belysningsstyrka på 70 µmol m -2 s -1 med en dygnsrytm på 14 timmars ljus och 10 timmars mörker. Efter sju dagar avbröts försöket och algernas tillväxt mättes under lupp. Figur 7. Burkmedsedimentförtestenligt ovan beskriven nätmetodik. 3.1.5.2.2 Utlakningsmetod Koncentrationersomovan(160 5gvåtvikt/liter) späddes enligt samma metod som ovan, med den skillnaden att den del som togs bort från blandningen före nästa spädning, överfördes till en e-kolv och inte till plastburkar. Dessa sex e-kolvar med var sin koncentration ställdes i ett mörkt konstantrum med en temperatur på 12 C. Ovanpå varje e-kolv placerades ett plastlock för att förhindra avdunstning. Sedimenten lakade ut i 48 timmar enligt OECDguideline 218. Därefter togs e-kolvarna ut ur konstantrummet och 10 ml av vattenfasen pipetterades försiktigt upp ur kolvarna och tömdes i en petriskål av plast. Totalt gjordes fyra replikat av varje koncentration och fyra kontroller. Vattnet som användes i denna metod var också naturligt havsvatten med samma salthalt och näringsberikning som i nätmetoden. Två tillskurna algbitar tillsattes i varje petriskål, plastfilm spändes över skålarna och försöket ställdes i samma rum som nätmetodens försök med sammaljus-ochtemperaturförhållanden. Försöket avbröts efter sju dagar och algernas tillväxt mättes under lupp. 15
3.1.5.3 Test med kräftdjuret N. spinipes med avseende på akut dödlighet och effekter på larvutveckling Hoppkräftan N. spinipes (Harpacticoida, Copepoda, Crustacea) är ett bentiskt djur som lever i sediment längs hela den svenska kusten och även i Atlanten (Lang K, 1948). N. spinipes (figur 8)klararensalthaltpåmellan1 35 ochharetttemperaturspannpå0 30 Cochär därför en lämplig testorganism vid undersökningar ibrackvattenmiljöer. Djuret genomgår sex naupliestadier, som är olika larvstadier, och fem copepoditstadier innan det är fullt utvecklat till ett vuxet djur. N. spinipes förökar sig genom sexuell reproduktion. Som vuxna är hanarna 0,6 mm och honorna 0,8 mm långa. Figur 8. Nitocra spinipes. EnmålningavBengt-Erik Bengtsson, ITM. Det finns en standardiserad testmetod för avloppsvatten och vattenlösliga kemiska produkter (SS 02 81 06) där dödligheten hos vuxna djur mäts efter 96 timmar vid olika koncentrationer. Denna testmetod har modifierats för att kunna användas med sediment (Eklund et al, 2007). En annan testmetod som också används är att se hur larvutvecklingen påverkas. I detta test används nyfödda nauplier och larvutvecklingen följs till dess att det första copepoditstadiet inträtt hos 50 % av djuren i kontrollerna. Detta test kallas för LDR vilket står för Larval Development Ratio (Breitholtz et al, 2007). Både dödlighetstest och larvutvecklingstest har utförts vilket beskrivs mer utförligt nedan. 3.1.5.3.1 Dödlighetstest på vuxna djur med utlakningsvatten från sediment Utlakningsvatten iordninggjordes på exakt samma sätt som i försöken med C. tenuicorne, där sediment i olika koncentrationer har stått och sedimenterat under 48 timmar. 10 ml av vattenfasen pipetterades av och överfördes till ett glasprovrör. Därefter tillsattes med pasteurpipett 10 vuxna djur som var ca fyra veckor gamla till varje provrör. Totalt iordningställdes två replikat av koncentrationerna 160, 80, 40, 20, 10 och 5 g våtvikt/liter samt kontroller med samma vatten som användes till spädningarna. Vid samtliga koncentrationer och kontroller mättes ph och syrgashalten. Djuren kontrollräknades innan rören ställdes i en inkubator utan ljus som höll en temperatur på 22 C. Ovanpå rören placerades plast för att minska avdunstningen. Efter 96 timmar räknades levande och döda djur och ph samt syrgashalt mättes igen för att kunna utesluta att dessa parametrar kunde ha bidragit till ett eventuellt negativt resultat. Allt arbete med djuren skedde under lupp. 16
3.1.5.3.2 Dödlighetstest på vuxna djur med sediment En koncentrationsseriefrån160 5gvåtvikt/liter gjordes enligt samma förfarande som tidigare. Från blandningarna överfördes 5 ml till en modifierad scintburk av glas och 5 vuxna djur som var ungefär fyra veckor gamla tillsattes. Totalt iordningställdes fyra replikat av varje koncentration och fyra kontroller med samma vatten som användes för spädningsserien. Till kontrollerna användes kiselgel (Si0 2 )som sedimentsubstitut (Breitholtz et al, 2007). Därför tillsattes 100 mg kiselgel i varje scintburk som skulle utgöra en kontroll. Djuren kontrollräknades och ovanpå varje scintburk sattes små lock av metall med lufthål för att minska avdunstningen av vattnet, vilket ger en förändring av koncentrationen och salthalten. Djuren exponerades för sediment och kiselgel i mörker och vid 22 C under 96 timmar. Därefter räknades de levande och döda djuren under lupp. Vid de högre koncentrationerna späddes sedimenten för att det skulle vara möjligt att återfinna alla djur. I detta försök mättes ph och syrgashalt vid försökets stopp. För att få tillräcklig vätskenivå för instrumentets elektrod slogs koncentrationerna som var närmast varandra ihop. 3.1.5.3.3 Larvutvecklingstest med sediment Sedimenten avdödades genom att värmas upp till 60 C ivärmeskåp och läts därefter svalna. Detta gjordes för att inte andra levande organismer skulle finnas kvar i sedimenten och äta upp nauplierna. Dagen före testet skulle startas, plockades ca 350 honor med välutvecklade äggsäckar för att erhålla nyfödda nauplier. Honorna fördelades på fem olika märkta kristallisationsskålar och matades med mikroalgen Rhodomas salina vid en koncentration av cellerna på 5 * 10 7 celler/ml. Vid start av test (dag0)iordningställdes fem olika koncentrationer; 40, 20, 10, 5 och 2,5 g våtvikt/liter av sediment genom tidigare beskrivet spädningsförfarande. Dessa blandningar motsvarade de dubbla koncentrationerna som nauplierna skulle exponeras för. Vattnet som användes i detta försök var naturligt brackvatten med en salinitet på 5. Vattnet hade veckfilterats innan upphettning till 80 C ochdärefter svalnat innan GF/C-filtering. Kontrollburkarna, åtta till antalet, hade preparerats med 100 mg kiselgel per burk som sedimentsubstitut. Burkarna som användes var modifierade scintburkar av glas. Därefter pipetterades 2,5 ml av brackvattnet till varje burk och ca 10 nauplier per burk tillsattes slumpvis från kristallisationsskålarna. Sedimentblandningarna tillsattes i en volym av 2,5 ml per burk och därmed erhölls koncentrationerna 20, 10, 5, 2,5 och 1,25 g våtvikt/liter. Åtta replikat per koncentration gjordes iordning. Vattennivån markerades på burkarna och nauplierna matades med mikroalgen Rhodomas salina vid en koncentration av cellerna på 5 * 10 7 celler/ml. Ovanpå varje scintburk placerades små perforerade lock av metall för att minska avdunstning. Exponeringen skedde i mörker i inkubator med en temperatur på 22 C. Varannan dag matades testdjuren med Rhodomonas salina vid en koncentration av cellerna på 5 * 10 7 celler/ml. Dessutom justerades vätskenivån med avjoniserat vatten för att rätt salthalt skulle bibehållas under hela försöksperioden. Från dag 5 kontrollerades varje dag antalet nauplier och copepoditer i kontrollerna för att avbryta försöket i rätt tid. Önskad kvot mellan nauplier och copepoditer i kontrollerna var 50 %. Samtliga burkar undersöktes och antalet funnanauplier och copepoditer noterades. Även i detta försök späddes sedimenten vid de högre koncentrationerna för att underlätta återfinnandet av djuren. Syrgashalten och ph mättes i varje koncentration och i kontrollerna vid start och avslut. Larvutvecklingskvoten (LDR) beräknades genom att jämföra antalet copepoditer i förhållande till det totala antalet funna försöksdjur i varje testkoncentration och jämföra denna kvot med kontrollen. 17
3.1.6 Kemiska analyser för metallhaltsbestämning 3.1.6.1 Torrvikt- och glödförlustbestämning Torrvikts- och glödförlustbestämning har utförts på samtliga sediment enligt svensk standard SS 028113-1, för att kunna relatera halten metall till torrviktsbasis. Torrviktsbestämning gjordes genom att 0,5 1 g vått sediment vägdes i brända deglar. Vikten noterades och deglarna ställdes in i värmeskåp i 105 C över en natt. Deglarna läts svalna i exsickator och vägdes igen. Därefter beräknades torrvikten för respektive sediment. För de kemiska analyserna frystorkades sedimenten före analys. Frystorkat sediment (0,5 1 g) vägdes och torkades i ugn i 105 C över en natt och % torrsubstans (TS) beräknades. Proverna sattes in i kall ugn som värmdes upp till 550 C. Sedimenten glödgades under två timmar och vikten beräknades igen efter avsvalning i exsickator. Mellanskillnaden utgörs av organiskt material och anges i % glödförlust (GF). 3.1.6.2 Syrauppslutning av sediment för metallanalys Glasflaskor med plastlock fylldes med 20 ml HNO 3 (salpetersyra) spädd 1:1. Flaskorna syradiskades i autoklav 125 C i 30 minuter. Därefter hälldes syran bort och flaskorna sköljdes 3gånger med Milli-Q-vatten. De sköljda flaskorna fick sedan torka i torkskåp till nästa dag. Alla glasflaskor hade ett identitetsnummer inristade, vilket noterades när sedimenten vägdes in i flaskorna. Totalt vägdes 12 sedimentprover in om vardera 0,5 g med fyra decimaler. De frystorkade sedimenten blandades noggrant om med plastsked före varje invägning. 20 ml HNO 3 tillsattes flaskorna som sedan autoklaverades i 125 C i 30 minuter. Temperaturen kontrollerades med termometer. Flaskorna togs ut och 30 ml Milli-Q-vatten tillsattes. Proverna fick stå och sedimentera över natten. Dagen efter hälldes varje prov försiktigt över till en märkt syradiskad plastflaska. Numren på flaskorna noterades. Därefter hälldes 10 ml över från varje plastflaska till syradiskade plastprovrör med lock. Dessa hade märkts med sedimentprovets nummer. Nästa omgång proverspäddes med spädningsapparaten Microlab 1000, Hamilton. Spädningsapparaten sög upp 9990 µl av ett Milli-Q-vatten som var spätt med 40 ml HNO 3 och 100 µl av provet. Blandningen hälldes upp i ett provrör märkt med sedimentprovets nummer och SP för spädning. Proverna analyserades med Inductively Coupled Plasma (ICP) Atomic Emission Spectrometry (Varian Vista-PRO Ax, vilket är en ICP utrustad med en CCD kamera, ofta kallad ICP-OES). 3.1.6.3 Kvalitetssäkring för analyser utförda av Stockholms universitet Alla metallanalyser enligt ovan utfördes i enlighet med ackrediterade metoder. För kontroll av uppslutning och ICP-analys användes ett internkontrollprov som var ett internt referensprov (sjösediment). Dessutom uppslöts och analyserades nollprover. 3.1.6.4 Kemiska analyser för organiska tennföreningar och irgarol Kemiska analyser för organiska tennföreningar och irgarol gjordes på de frystorkade sediment som fanns kvar. Dessa analyser bekostades av Sjöfartsverket. Det fanns dock inte tillräckligt med sediment kvar för att analyser skulle kunna göras på samtliga sediment. Därför gjordes sediment nr 1 4 från hamnbassängen till ett samlingsprov. De kemiska analyserna utfördes av ALS Scandinavia AB i Täby. För analyserna av organiska tennföreningar homogeniserades proverna och skakades med MeOH/hexan. Därefter följde rening och derivatisering. Mätningen utfördes med GC-AED. För bestämning av irgarol användes GC-MS. 18
3.1.6.5 Kvalitetssäkring för analyser utförda av ALS Scandinavia AB, Täby Bestämning av organiska tennföreningar gjordes enligt DIN 19744 och laboratoriet är ackrediterad för dessa metoder. För analysen av irgarol är inte ALS Scandinavia AB ackrediterade. 3.1.7 Statistiska analyser 3.1.7.1 Test med V. fischeri, C.tenuicorne och N. spinipes med avseende på akut dödlighet EC50-värden (EC=Effect Concentration) harberäknats genom programmet MTX.7 för V. fischeri och för C. tenuicorne genom programmet REGTOX_EV7.0.4.xls (Vindimian). EC50-värden är den koncentration där ljusproduktion eller tillväxt minskat med 50 % jämfört med kontrollen. LC50-värden (LC=Lethal Concentration) har beräknats genom programmet PROBIT.exe (Finney, 1971). LC50-värden är den koncentrationen där dödligheten är 50 % jämfört med kontrollen. 3.1.7.2 Test med N. spinipes gällande larvutveckling Larvutvecklingskvoten (LDR 6 )beräknades genom att jämföra antalet copepoditer i förhållande till det totala antalet funna försöksdjur i varje testkoncentration och jämföra denna kvot med kontrollen. För att kunna göra detta gjordes först ett homogenitetstest inom varje grupp; kontrollen och varje koncentration, genom Fischer s exact test. Denna kontroll gjordes både för nauplier och copepoditer samt för döda och levande djur. Om grupperna var homogena gjordes i statistikprogrammet SPSS 14.0 en korstabulering, där varje koncentration jämfördes mot kontrollen för att se vilka som skiljde sig åt. Om grupperna inte var homogena, användes det icke-parametriska testet Kruskal-Wallis och därefter post-hoc-testet Mann- Whitney. Bonferroni-korrektion användes för att korrigera för multipla jämförelser mot samma kontroll; skillnader vid en signifikansnivå på 0,05 var således signifikanta om p<0,01. 3.2 Resultat av sedimentundersökning 3.2.1 Omgivningsfaktorer för provtagningspunkter Data på omgivningsfaktorer redovisas i tabell 2. En tid före provtagningen för punkterna 5-7 hade det varit töväder, vilket avspeglas i den avlästahögre temperaturen vid ytan. Vid provtagningen av 2B noterades inga omgivningsfaktorer gällande temperatur och salthalt, eftersom punkten hade undersökts vid det tidigare provtagningstillfället. Tabell 2. Omgivningsfaktorer för provtagningspunkter i hamnområdet hos Vikingarnas Segelsällskap Provtagningspunkt Område Djup i meter Temperatur i Cvidytan Temperatur i Cpå botten Salthalt vid botten i 1 Hamnbassäng 4,5 0,2 1,7 1,5 2 Hamnbassäng 6,4 0,0 1,8 1,9 3 Hamnbassäng 7,8-0,2 2,7 2,2 4 Hamnbassäng 5,0 0,0 1,8 2,2 5 Slipområde 3,1 2,0 2,3 2,3 6 Slipområde 3,2 1,9 2,4 2,2 6 Larval Development Ratio 19
7 Slipområde 3,1 1,9 2,6 2,3 2B Hamnbassäng 6,4 - - - 3.2.2 Torrsubstans och glödförlust Blötast var ytsedimenten tagna inom hamnbassängen och mest homogena var de djupare sedimenten. Glödförlusten för hamnbassängens ytsediment varierade mycket litet, mellan 12,2 14,7 %, vilket visar att sedimenten var mycket lika varandra med avseende på organhalt. Detsamma gällde för slipområdets ytsediment (6,8 7,9 %). De djupare proverna uppvisade en tydligt sjunkande halt av organiskt material jämfört med ytsedimenten från samma sedimentkärna (figur 9). Djupare provertogspåsediment5och6.resultaten för torrsubstans och glödförlust redovisas i tabell 3. Tabell 3. Hamnområdets samt referensstationens sediments innehåll med avseende på torrsubstans och glödförlust Provtagningspunkt Område Torrsubstans, % Glödförlust, % 1, 0-2 cm Hamnbassäng 14,0 12,2 2, 0-2 cm Hamnbassäng 10,1 14,1 2B, 0-2 cm Hamnbassäng 9,2 14,7 3, 0-2 cm Hamnbassäng 6,4 14,5 4, 0-2 cm Hamnbassäng 6,6 14,3 5, 0-2 cm Slipområde 19,0 7,3 5, 2-6 cm Slipområde 46,7 4,3 5, 8-10 cm Slipområde 67,6 2,1 6, 0-2 cm Slipområde 16,5 7,9 6, 10-12 cm Slipområde 54,7 2,9 7, 0-2 cm Slipområde 24,2 6,8 Referens 1 Klagsfjärden 38,0 * 8,3 * Referens 2 Klagsfjärden 28,4 * 5,5 * * medelvärde av 3 provtagningstillfällen under 2006 (Eklund B et al, 2007) 20
Figur 9. Sedimentkärna med tydlig skillnad mellan ytsediment och mer homogent sediment som återfinns längre ner i kärnan. 3.2.3 Biologiska tester De biologiska testerna med V. fischeri, C. tenuicorne och N. spinipes har gjorts på våta färska ytsediment så snart som möjligt efter provtagningen. Samtliga effektdata redovisas som EC50-värden. För EC50-värdena gäller att ju lägre siffra som redovisas, desto giftigare sediment. I graferna presenteras inverterade EC50-värden i form av toxiska enheter, toxic units=100/ec50. Detta innebär att ju högre staplar som visas i graferna, desto giftigare var sedimenten. 3.2.3.1 Minskning av luminiscens med bakterien V. fischeri Resultatet av minskning av luminiscens med V. fischeri redovisas i tabell 4 och i figur 10. Den största luminiscenshämningen skedde i sediment nr 5 och den näst största i sediment nr 2B. Tabell 4. EC50-värden för luminiscensminskningstest med V. fischeri med sediment från Vikingarnas Segelsällskap och referensstationen Klagsfjärden Sediment EC50-värden i Konfidensintervall Toxic units gvåtvikt/liter 95 % 1 68 48-97 1,5 2 13 12-14 7,7 3 9,4 7-14 10,6 4 8,6 7-11 11,6 21
5 3 2-6 33,3 6 27 18-40 3,7 7 26 14-46 3,9 2B 3,8 2-6 26,3 Ref 1 58* - 1,7 Ref 2 57* - 1,8 *medelvärde från två provtagningstillfällen. Hämningavluminiscens hos Vibrio fischeri gvåtvikt/l (toxic unit) 35 30 25 20 15 10 5 0 1 2 3 4 5 6 7 2B Ref 1 Provtagningspunkt Ref 2 Figur 10. Staplarnavisar hämning av luminiscens hos bakterien V. fischeri isediment från Vikingarnas Segelsällskap och Klagsfjärden (referensstation). Resultaten presenteras som toxic units, vilket är inverterade EC50-värden (100/EC50). 3.2.3.2 Tillväxthämning med rödalgen C. tenuicorne Resultaten för tillväxthämning med C. tenuicorne redovisas i tabell 5 och i figur 11. Störst effekt enligt både nät- och utlakningsmetoden uppvisas i sediment nr 5 från slipområdet. Därefter följer sediment nr 3 i hamnbassängen som var näst mest toxiskt enligt båda metoderna. Sediment nr 4, 6 och 7 var lika lite toxiska för Ceramium som för sedimenten från referensstationen. Båda metoderna visar liknande resultat för de flesta sediment utom för sediment nr 2 där EC50-värdena skiljer sig åt mest. Tabell 5. EC50-värden för tillväxthämningstest med Ceramum teniucorne med nätmetod ochutlakningsmetod för sediment från Vikingarnas Segelsällskap och referensstationen Klagsfjärden Sediment Ref 1 Nätmetod 72 Konfiden 17-249 Toxic 1,4 Utlakningsmetod158 203* Konfiden 167-306 Toxic 0,5 Ref 2 EC50 >160 i s-intervall - units - s-intervall 124-243 units 0,6 g våtvikt/liter 95 % EC50 i g våtvikt/liter 95 % 1 33 20-55 3,0 45 13-243 2,2 2 74 48-110 1,4 25 15-43 4,0 3 21 11-36 4,8 16 8-28 6,3 4 143 64-202 0,7 >160 - - 5 11 9-18 8,7 13 3-29 7,8 6 104 39-434 1,0 88 36-290 1,1 7 137 91-290 0,7 >160 - - 22