TRIBUTYLTIN (TBT) Forekomst og effekter i Skagerrak

Transkript

1 TRIBUTYLTIN (TBT) Forekomst og effekter i Skagerrak

2 TRIBUTYLTIN (TBT) Forekomst og effekter i Skagerrak UTGIVET AV Forum Skagerrak II Projektgrupp: Arbejsgruppe WP2 - Miljøfremmede stoffer, affald og oliespild. FÖRFATTARE Jakob Strand 1, Martin M. Larsen 1, Kristoffer Næs 2, Ingemar Cato 3 og Ingela Dahllöf 1 1 Danmarks Miljøundersøgelser, Afdeling for Marin Økologi, Roskilde, Danmark 2 Norsk Institut for Vannforskning, Sørlandsavdelingen, Grimstad, Norge 3 Sveriges Geologiska Undersökning, Afdeling for Geofysik og Marin Geologi, Uppsala, Sverige LAYOUT Illustratör framsida: Jakob Strand TRYCKERI TRYCKÅR 2006 UPPLAGA ISBN-nr Webbadress:

3 Sammenfatning Tributyltin (TBT) har siden 1960erne været brugt i stort omfang som et meget effektivt og giftigt antibegroningsmiddel i bundmalinger til skibe. Den intense skibstrafik i Skagerrak bevirker at TBT fra skibe udgør den dominerende kilde til TBT forurening i regionen.. Negative effekter af TBT i det marine miljø blev påvist allerede i 1980 erne hvor bl.a. muslinger og havsnegle viste sig at være særligt følsomme. Ny viden om uønskede effekter af TBT har siden hen resulteret i en række undersøgelser, herunder en øget overvågning af forekomst og effekter af TBT i de marine områder. Bl.a. er der undersøgt for udbredelsen af hormonforstyrrelser i form af imposex og intersex i forskellige arter af havsnegle som markør for påvirkning af TBT. Sådanne effekter af TBT kan i dag spores overalt i Skagerraks havmiljø, selv i de åbne farvande. De største forureninger af TBT forekommer dog generelt i havne og marinaer. Denne projektrapport sammenstiller en række tilgængelige data fra Danmark, Norge og Sverige for målte TBT koncentrationer og effekter af TBT i Skagerrak og Kattegat. Yderligere præsenteres en omfattende vurdering af den miljømæssige risiko af forureningen med TBT i Skagerrak og Kattegats kystnære og åbne farvande, hvor store forskelle i TBT-niveauer kan forekomme. For at kunne sammenstille forskellige typer af data for TBT i miljøet, bl.a. i havvand, sediment og muslinger, med udbredelsen af imposex/intersex anvendes et nyt forslag til vurderingskriterier for klassifikation af risikoen af den udbredte TBT forurening i regionen. Vurderingskriterierne, der er opdelt i fem kvalitetsklasser (I - V), er ekstrapoleret med udgangspunkt i kvalitetsstandarder defineret i EUs Vandrammedirektiv, men vurderingskriterierne er udvidet til også at omfatte TBT koncentrationer i sediment og muslinger. Yderligere er OSPARs vurderingskriterier for de TBT-specifikke biomarkører imposex og intersex inddraget i klassifikationen. De foreslåede vurderingskriterier blev evalueret ved en GIS-baseret analyse af det omfattende nordiske data materiale af TBT-koncentrationer og effekter i Skagerrak og Kattegat regionen. Resultaterne viser, at der er en reel risiko for alvorlige effekter forårsaget af langtidspåvirkninger til TBT i de kystnære farvande samt i store dele af de åbne farvande (klasse III - IV). Kun i visse dele af de åbne farvande kan påvirkningen karakteriseres som klasse II, hvor risikoen er lille, og ingen områder kan karakteriseres som upåvirkede af TBT (klasse I). TBT forureningen er særlig høj i mange havne og marinaer (klasse IV - V). 2

4 Gis-baseret kortlægning af forureningen med TBT i Skagerrak på baggrund af en kombination af nordiske data for både TBT i havvand, sediment og muslinger samt for hormonforstyrrende effekter af TBT i havsnegle. 3

5 Summary Tributyltin (TBT) has since the early 1960 s been widely used as a highly effective antifouling agent in marine paints. The release from antifouling paints on ships is regarded to be the predominant source in the North Sea and Skagerrak region. The negative impact of TBT in the marine environment was already recognised in the 1980 s, where especially molluscs were found to be sensitive species. The increasing awareness of the unwanted effects of TBT on non-target organisms has resulted in various monitoring and assessment studies of occurrence and effects of TBT, i.e. imposex and intesex in gastropods, in the Skagerrak region. Today, TBT and related effects are represented in all parts of the Skagerrak region. In this report, Danish, Norwegian and Swedish data on measured TBT concentrations and TBT-effects in marine gastropods are joined together in a comprehensive assessment of the TBT levels in coastal and open waters of the Skagerrak and the Kattegat. Using TBT as a model substance, a five-class scheme of assessment criteria (I - V) are suggested, which are extrapolated from the quality standards for TBT in sea water in the EU Water Frame Directive. The assessment criteria are expanded to include TBT levels in sediment and molluscs. In addition, the OSPAR assessment criteria for TBT-specific biomarkers (imposex/intersex) in five species of marine snails are also integrated in the scheme. The combined assessment criteria were evaluated with GISbased analysis on the extensive Nordic data material of TBT levels and TBT effects in gastropods from the Skagerrak/Kattegat region, and they were used for characterisation of the pollution and effect/risk levels of TBT in the Skagerrak and the Kattegat. The analyses show that TBT poses a threat on marine organisms inhabiting the Skagerrak and the Kattegat. Using the suggested interpretations of the risk levels related to the suggested assessment criteria, it can be assessed that there is a risk of adverse chronic effects in most parts of the coastal waters (classes III - IV), and there is even a risk for more severe effects in shallow fjords and in the proximity of many harbours and marinas (classes IV - V). The TBT level poses also a risk for chronic adverse effects in some parts of the open waters (classes II-III). No areas are unaffected by TBT (class I), because in the entire region imposex is present in some sensitive species of gastropods. 4

6 INDHOLD 1. Introduktion Regler for brug af TBT på skibe Skibsfarten er den vigtigste kilde til TBT i Skagerrak TBT, en risiko for havets dyreliv Kortlægning af forekomst og effekter af TBT i Skagerrak Koncentrationsniveauer af TBT i sedimenter og dyr i Skagerrak Niveauet af imposex og intersex i havsnegle Vurderingskriterier til klassificering af TBT-niveauer og effekter Kortlægning og sammenstilling af niveauer af TBT i sediment, muslinger og effekter i havsnegle Kortlægning af TBT-niveauer i sediment Kortlægning af TBT-niveauer i muslinger og snegle Kortlægning af niveauer for TBT-effekter i havsnegle Samlet kortlægning af TBT forureningen i Skagerrak og Kattegat Diskussion Konklusion Referencer Danske undersøgelser om TBT og TBT effekter i Skagerrak Norske undersøgelser om TBT og TBT effekter i Skagerrak Svenske undersøgelser om TBT og TBT effekter i Skagerrak Andre referencer 38 5

7 1. Introduktion Tri-n-butyltin (TBT) er et aktivt middel (biocid), der igennem flere årtier, er blevet tilsat malinger, der anvendes i havmiljøet for at forhindre begroning af planter og dyr, fx på bunden af skibe og stationære marine konstruktioner. Det vurderes at brugen af TBT-holdige bundmalinger til de store fragtskibe og færger udgør den primære kilde til TBT i Skagerraks og Nordsøens havmiljø (Davies m.fl. 1998). Figur 1. Brugen af TBT i bundmalinger til større skibe som tankskibe og fiskekuttere anses som den væsentligste kilde til TBT i Skagerrak. (Foto J. Strand) TBT regnes for det mest effektive antibegroningsmiddel, der har været taget i brug på skibe. Det er et bredspektret biocid, der virker mod en lang række forskellige organismer så som bakterier, planter, dyr og svampe. Dette har skabt et reelt miljøproblem, idet TBT også kan betegnes som en af de giftigste miljøgifte der forsætligt er tilført vores havmiljø. Koncentrationer på mindre end 1 ng (milliardtedel gram) af TBT per liter havvand kan medføre alvorlige effekter på dyrelivet, så som at hæmme vækst og reproduktion. Skadelige effekter af TBT er fundet hos CH 3 repræsentanter fra adskillige dyrerækker, men især krebsdyr og bløddyr som snegle og muslinger er særligt følsomme. CH 3 Sn + TBT er en organometallisk forbindelse og medregnes blandt de såkaldte persistente og bioakkumulérbare stoffer (Figur 2). Nedbrydningen af TBT foregår i de frie CH 3 vandmasser indenfor flere dage til få måneder. TBT er Figur 2. Tributyltin (TBT) er en organisk betydeligt sværere nedbrydeligt i sediment, hvor det metalforbindelse med 3 butylkæder (C 4 H 9 ) under anaerobe forhold har halveringstider på op til flere bundet til et centralt tin (Sn) atom. 6

8 år. Sediment virker derved som en form for depot, hvorfra TBT igen kan frigives via forskellige desorptionsprocesser. Sediment kan dermed i årevis udgøre en fortsat væsentlig kilde, og derved udgør ikke kun den nutidige tilførsel af TBT en belastning for havmiljøet. Effekterne af dette stof kan derfor forventes mange steder i havmiljøet. Et tydeligt tegn på dette er bl.a. at TBT, der som det eneste kendte stof i miljørealistiske koncentrationer, kan fremprovokere kønsændringer i havsnegle i form af imposex eller intersex, hvilket i dag er et vidt udbredt fænomen i Skagerrak-regionen. Høje koncentrationer af TBT er også fundet i muslinger, fisk og pattedyr fra Skagerrak-området. I Forum Skagerrak part I blev TBT derfor udpeget som at af de miljøfarlige stoffer, hvor der er seriøse miljømæssige problemer i Skagerrak-området (Forum Skagerrak, 2001). Derudover er TBT bl.a. også udpeget som et de prioriterede miljøfarlige stoffer indenfor OSPAR og EUs Vandrammedirektiv, som løbende bør overvåges. Hidtil har undersøgelser af forekomst og effekter af TBT i Skagerrak fortrinsvis været udført og rapporteret lokalt, men med denne rapport er der tilvejebragt et omfangsrigt datagrundlag af tilgængelige data fra både Danmark, Norge og Sverige (se referencelisten). Dette danner grundlag for at give en mere uddybende vurdering af forekomst og effekter af TBT i hele Skagerrak regionen. Vurderingen foretages gennem en kortlægning og klassifikation af niveauerne af TBT i Skagerrak og Kattegat, der sammenholder målte koncentrationer akkumuleret i marine organismer og sediment med effekterne af TBT i form af imposex og intersex i havsnegle. I rapporten anvendes et forslag til et kombineret klassificeringssystem (baseret på fem klasser af vurderingskriterier), som danner grundlag for en GIS-baseret model af niveauerne af TBT i Skagerrak og Kattegat Regler for brug af TBT på skibe TBT bliver først og fremmest anvendt på de større skibe, idet TBT siden har været forbudt i malinger til lystbåde mindre end 25 m i de fleste Nordsølande inklusiv de nordiske lande, og siden 1999 i hele EU (EU Direktiv nr. 51/1999). EU vedtog fra 2003 også at udfase TBT for de store skibe med et forbud mod at påføre ny TBT-holdig maling ved efterfølgende tørdokking, og fra 2008 skal de TBTholdige malinger enten være forseglet eller helt fjernet fra alle skibe tilhørende flagnationer under EU (EU Direktiv nr. 782/2003). Disse regler gælder for alle bundmalinger, der indeholder organiske tinforbindelser dvs. ikke kun TBT men fx også den nært beslægtede forbindelse triphenyltin (TPhT). Også inden for FNs Internationale Maritime Organisation (IMO) arbejdes der for tilsvarende regler, men i slutningen af 2005 har kun i alt 12 lande der udgør 8,72% af den samlede søfartsflåde i verdenen, heriblandt Danmark, Norge og Sverige, ratificeret denne aftale (IMO, 2005). Aftalen vil først træde i 7

9 kraft 12 måneder efter at mindst 25 flagnationer, der til sammen skal repræsentere mindst 25% af verdens søfartsflåde, har ratificeret aftalen. I alt flager ca. 15% af verdens søfartsflåde under EU lande. Derfor må det formodes at der i dag sejler skibe med TBT-holdige malinger i Skagerrak. I hvert fald kan der stadigvæk findes spor af TBT overalt i Skagerraks Figur 3. Pilotprojekt for genanvendelse (deponering) havmiljø. De højeste forureningsniveauer af forurenet havnesediment i Porsgrunn i Norge. (Foto: J. Strand) af TBT findes i og omkring havneområder og ved skibsværfter og med aftagende niveauer med stigende afstand til havnene, men selv på afstande af havne synes TBT at udgøre en trussel for dyrelivet. Selv efter indførelsen af forbuddet for brug af TBT på mindre både omkring 1990 er der igennem de sidste ca.10 år endnu ikke set tegn på at belastningsniveauet er væsentligt reduceret. Den øgede opmærksomhed på de høje koncentrationer af TBT, der kan forekommer i havneslam, har medført at TBT i dag indgår væsentlig parameter, når der skal give tilladelse til klapning (mudring) af opgravet bundmateriale, fx når sejlrender og havnebassiner skal uddybes. Deponering i miljøsikrede deponier bliver taget i brug hvis mængderne af TBT i havneslammet vurderes at udgøre en øget risiko for havmiljøet, se fx. Figur Skibsfarten er den vigtigste kilde til TBT i Skagerrak Skagerrak tilhører et af de mere TBT-forurenede farvande i verdenen pga. af den intense skibstrafik med fragtskibe og færger, der dels skal anløbe havne i Skagerrak, dels skal passere gennem Kattegat for at komme til og fra hele Østersøområdet (Figur 4). I år 2000 blev det opgjort at omkring større skibe (eksklusiv færger) hvert år sejlede gennem Skagerrak. Heraf anløber ca skibe havne i Skagerrak (inkl. Gøteborg, Brofjorden, Oslo, Arendal, og Skagen). Ca skibe passerer videre igennem de indre danske farvande. Det er yderligere skønnet af den samlede skibstrafik i år 2015, der passerer gennem Skagerrak, forventes at stige til skibe per år (VTT, 2002). 8

10 Figur 4. Skagerrak er befærdet med en særdeles høj skibstrafik, der dels skal anløbe havne i Skagerrak, dels skal passere for at kunne komme til og fra havne i Kattegat og Østersøen Norge Danmark Sverige Nordsøen Østersøen Tyskland Polen For at vurdere i hvilken grad skibe bidrager til forureningen med TBT i Skagerrak, bliver man nød til at foretage en overslagsberegning over mængden af TBT, der potentielt kan frigøres fra skibene. Dette inddrager en række antagelser og forsimplede beregningsmodeller (Tabel 1 og Formel 1), hvorfor skønnet vil være behæftet med en større usikkerhed. Fx ved vi ikke hvor stor en andel af skibene der stadigvæk anvender TBT-holdige malinger her i 2005 efter at EU- beslutningen i 2003 om at udfase brugen af TBT-holdige malinger på de større skibe. I de efterfølgende beregninger er andelen skønnet til 50%. Tabel 1. Følgende antagelser er anvendt ved at beregning af den årlige tilførsel af TBT fra skibe til Skagerrak. Antal skibspassager i Skagerrak per år (n) ~ VTT (2002) Gennemsnitlig sejltid per skibspassage i Skagerrak (S) ~6 timer skønnet Andel af skibe malet med TBT-holdig maling ~50% skønnet Gennemsnitligt overfladeareal af skibe (A) ~4100 m 2 Isensee m.fl. (1994) Gennemsnitlig frigivelse af TBT fra skibsmalinger (e) ~2 µg/cm 2 per døgn a Isensee m.fl. (1994) Nedbrydningstid af TBT (dt) ~2 mdr Isensee m.fl. (1994) a et konservativt estimat, da udludningsrater omkring 4 µg/cm 2 per døgn anbefales. Formel 1. Estimeret tilførsel af TBT fra skibe i Skagerrak (model efter Isensee m.fl. 1994): n * S * 0,5 * A * e * dt = 870 kg TBT per år 9

11 Herfra kan en gennemsnitskoncentration af TBT på ~0,02 ng TBT/l i de åbne dele af Skagerrak beregnes ved at tage udgangspunkt i et samlet vandvolumen for Skagerrak på ca km 3. Det skal bemærkes at fordelingen af TBT i Skagerrak ikke kan forventes at være jævn. Nogle områder vil være mere forurenede end andre, fx pga. en større lokal skibstrafik i sejlrender eller fordi mange skibe ad gangen opholder sig i en fjord eller i et havneområde. Vigtige faktorer som sedimentationsprocesser, lagdeling af vandmasser, opholdstider og udveksling af vandmasser med tilstødende vandområder i Nordsøen og Kattegat er heller ikke inddraget i beregningerne. Til sammenligning med den estimerede gennemsnitskoncentration på 0,02 ng TBT/l er der i kystnære områder i Norge og Sverige målt koncentrationer, der er én til to størrelsesordner højere (0,2 6,3 ng TBT/l) og op til 31 ng TBT/l inde i havne (Figur 5), men der foreligger endnu ingen målinger fra de mere åbne farvande i Skagerrak. Figur 5. Målte koncentrationer af TBT i havvand kystnære områder i Norge, Sverige og Danmark. ng TBT/liter V IV mindre end detektionsgrænse. III 0 Oslo havn Oslo fjord Fiskebäkskilsvik Göteborg Randers fjord Århus bugt Norge (Følsvik m.fl. 2002) Sverige (Tesfalidet 2004) Danmark (Jensen 2000) II Det skal også nævnes at der kan forekomme andre kilder til TBT (og TPhT) end fra bundmalinger til skibe. Forbindelserne er også blevet anvendt som desinfektionsmidler og fungicider i forskellige produkter fx som plantebeskyttelsesmiddel og som træimprænering. Derudover kan de være tilstede som urenheder i PVC- og silikone-produkter, hvor DBT og MBT anvendes som stabilisatorer eller som katalysatorer under fremstillingen. Disse kan blive tilført via landbaseret afstrømning eller fra spildevandsudledninger fra by og industri. Skibsmalinger betragtes dog som den dominerende kilde af TBT til havmiljøet. Afstrømning til fra landbrugsarealer kan i visse tilfælde bidrage betydeligt til belastningen med TPhT, hvilket bl.a. er beskrevet fra Holland (Ariese m.fl., 1996). 10

12 1.3. TBT, en risiko for havets dyreliv TBT kan optages af dyrelivet, enten med føden eller direkte fra vandet fx via gæller. Muslinger, der lever af at filtrere vandet for partikler, vil optage størstedelen af TBT fra vandet, mens bl.a. pattedyr og fugle fortrinsvis optager TBT gennem føden. Begge optagelsesveje er vigtige for snegle og fisk. I havmiljøet bliver TBT med tiden nedbrudt til mindre giftige nedbrydningsprodukter via fysiskekemiske eller biologiske processer, hvorved butylkæder fraspaltes. Derved dannes hhv. dibutyltin (DBT), monobutyltin (MBT) og i sidste ende frie tin-ioner (Figur 6). Bl.a. kan de fleste dyregrupper relativt let nedbryde/metabolisere TBT, men der kan være store artsmæssige forskelle evne til at omdanne TBT, selv mellem nært beslægtede arter. Muslinger er et eksempel på en dyregruppe, som generelt er dårlig til at omdanne TBT. Tributyltin Dibutyltin Monobutyltin Tin (IV) CH 3 CH 3 CH 3 CH 3 CH Sn + Sn 2+ 2 CH 3 Sn 3+ Sn 4+ CH 3 Figur 6. TBT nedbrydes til DBT, MBT og frie tin-ioner (Sn 4+ ) ved en trinvis fraspaltning af butylkæder. Figur 7 viser den procentvise fordeling mellem TBT og nedbrydningsprodukterne DBT og MBT i forskellige matricer og organismer der er blevet undersøgt i Skagerrak i de senere år. TBT udgør hovedparten af den samlede mængde af organiske tinforbindelser især i sediment, muslinger og fisk, hvorimod nedbrydningsprodukterne generelt er mere dominerende i havvand, snegle og marsvin (nise/tumlare). Fordelingen mellem de forskellige forbindelser afhænger dog ikke kun at organismens evne til at metabolisere forbindelserne men også af deres valg af føde og habitater samt af deres evne til at akkumulere og ekskretere forbindelserne. Derudover bør tilstedeværelsen af TPhT og især den forholdsmæssige høje andel det udgør i fisk bemærkes. TPhT er kendt for at i højere grad at blive akkumuleret igennem fødekæden end TBT (Stäb m.fl., 1996), men det skal nævnes at dette datamateriale er domineret af prøver fra områder omkring norske havne, hvorimod de andre matricer også er repræsenteret af prøver fra andre dele af Skagerrak (Figur 7). 11

13 Figur 7. Den gennemsnitlige procentvise fordeling mellem TBT, DBT, MBT og TPhT som er fundet i miljøprøver fra Skagerrak %-vis andel 100% 80% 60% TPhT MBT DBT TBT 40% 20% 0% Havvand Sediment Musling Snegle Fisk Marsvin TBT og TPhT virker giftigt i bundmalinger primært ved at hæmme energiomsætningen hos dyr og planter. Når en så vigtig funktion blokeres vil organismerne svækkes eller dø. I begyndelsen af 1980 erne, efter års intensiv brug af TBT, opdagede man en række eksempler på, at TBT også havde andre, helt uventede effekter på havets dyreliv. I visse områder af Frankrig blev produktionen af muslingen østers nærmest lammet, fordi ikke kunne formere sig og deres skaller blev deforme. Det viste sig også, at TBT havde en anden uventet effekt. Nemlig at TBT sammen med TPhT, som de eneste kendte miljøgifte i havet, kan forårsage synlige kønsændringer hos en lang række arter af havsnegle der ellers er særkønnede. Mange hunsnegle er begyndt at udvikle irreversible maskuline kønskarakterer, hhv. penis og sædleder, i tillæg til de normale feminine kønskarakterer. Dette fænomen kaldes imposex (Figur 8). I hunner af den almindelige strandsnegl kan TBT endda medføre at kønsorganerne omdannes så de ligner hannens, kaldet intersex. I de mest fremskredne stadier medfører imposex og intersex, at hunnerne bliver sterile, hvilket kan medføre at sneglene forsvinder lokalt. Den bagved liggende mekanisme tilskrives, at TBT påvirker sneglenes hormonbalance, så der sker en ophobning af det hanlige kønshormon testosteron. Især arter tilhørende gruppen af konksnegle (Prosobranchia: Neogastropoda) har vist sig at være særdeles følsomme overfor TBT, hvor koncentrationer på mindre end 1 ng/l kan forårsage disse uønskede effekter i de mest følsomme arter (Mathiessen & Gibbs, 1998). Potentielt set kan TBT også udgøre en trussel for fisk, fugle og pattedyr, idet flere laboratorieundersøgelser har vist at TBT også kan påvirke hormonsystemet i højerestående dyr. Yderligere har undersøgelser vist at både TBT og nedbrydningsproduktet DBT kan være med til at svække dyrs immunforsvar. Hidtil er TBT dog ikke direkte blevet sammenkædet med sådanne effekter observeret i miljøet. 12

14 Figur 8. Imposex er en unaturlig udvikling af penis og sædleder i havsnegle, der kan medføre at hunnerne i fremskredne stadier bliver sterile.(foto: J. Strand) Pseudopenis Krøllet æggeleder Sædleder Figur 9. Imposex eller intersex er fundet bl.a. i følgende fem forskellige arter af havsnegle fra Skagerrak (Strand, 2003). De danske, norske, svenske og latinske navne er anført nedenfor. Purpursnegl Purpursnegl Purpursnäcka Nucella lapillus Dværgkonk Nettsnegl Stor nätsnäcka Hinia reticulata Almindelig konk Kongesnegl Valthornssnäcka Buccinum undatum Rødkonk Neptunsnegl Neptunussnäcka Neptunea antiqua Almindelig strandsnegl Vanlig strandsnegl Vanlig strandsnäcka Littorina littorea 13

15 Derimod har effekterne af TBT i havsnegle, de såkaldte imposex- og intersex-fænomener, vist sig at være særdeles udbredte overalt i verdenen og også i Skagerrak. I Skagerrak og Kattegat er der i de sidste 10 år udført en række undersøgelser. Bl.a. i de danske, norske og svenske overvågningsprogrammer i Skagerrak (Strand, ; Green m.fl., 2004; Magnusson & Granmo, 2003), hvor forekomsten af imposex i forskellige arter af havsnegle (Figur 9) anvendes som en biologisk markør for at vurdere effekterne af den udbredte forurening med TBT. Graden af imposex, der er udviklet i snegle fra et område, kan beskrives med indeks-værdien, VDSI, der er en midlet værdi af alle observerede imposex-stadier (Figur 10). Tilsvarende beskrives graden af intersex med indekset ISI. Den maksimale værdi for VDSI og ISI er 4.0 i de fleste arter i Skagerrak med undtagelse af purpursneglen, hvor de sterile stadier tilskrives værdierne 5 og 6. Figur 10. Karakterisering af imposex. Imposex-stadier i havsnegle kan klassificeres i følge Vas Deferens Sekvens (VDS) systemet, hvorfra et VDS-Indeks kan beregnes som mål for hvor fremskredent imposex er udviklet i en lokal population. I almindelig konk, rødkonk og dværgkonk udvikles forskellige varianter af imposex- stadier med værdierne 0 4. Purpursnegl kan yderligere udvikle imposex-stadier, hvor den er direkte steril, hviklet angives med værdien 5 eller 6. Udviklingen af intersex i almindelig strandsnegl karakteriseres med et Intersex Indeks (ISI), hvor stadierne 2 4 betegnes som sterile. Strand & Jacobsen (2002) 14

16 2. Kortlægning af forekomst og effekter af TBT i Skagerrak I både Sverige, Norge og Danmark er der i lokale kystområder og havne samt i de åbne farvande af Skagerrak udført en række forskellige undersøgelser af forekomsten af TBT og dertil relaterede effekter i havsnegle. De er især udført i forbindelse med regionale og nationale undersøgelser og overvågningsprogrammer (se referenceliste). Disse undersøgelser omfatter målinger af indholdet af TBT i havvand, sediment, muslinger og snegle samt i fisk og pattedyr (Tabel 2). I den efterfølgende kortlægning af TBT i Skagerrak er der kun medtaget data, der er indsamlet i perioden Tilstedeværelsen af nedbrydningsprodukter er ikke inddraget i analysen. Området vil blive kvadratisk afgrænset af breddegraderne i syd og i nord samt længdegraderne 6.30 i vest og i øst. Dermed medtages der i analysen også data fra de tilstødende områder i Nordsøen, Kattegat og Limfjorden. Tabel 2. Oversigt over antallet af TBT-data fra Skagerrak og Kattegat , som er inddraget i analysen. Kyst/åbne farvande Norge Danmark Sverige Havne Kyst/åbne farvande Havne Kyst/åbne farvande TBT i havvand ingen data 1 5 TBT i sedimenter TBT i muslinger TBT i snegle TBT i fisk & pattedyr Imposex i havsnegle Havne De fleste data repræsenterer målinger i sediment eller forskellige organismer, da disse matricer generelt foretækkes i forbindelse med marin overvågning, hvor man ønsker at beskrive geografiske og tidslige trends af miljøfarlige stoffer som TBT. Dette skyldes at brugen af disse matricer har en række reelle fordele sammenlignet med målinger direkte på vandprøver. Dels er koncentrationsniveauerne i sediment og biota (fx muslinger) tidsintegrerede udtryk for længere eksponeringsperioder og ikke øjebliksbilleder, hvorved der opnås en mindre temporal variation, dels sker der en opkoncentrering af persistente og bioakkumulerbare stoffer, der bevirker at man ofte kan detektere disse forbindelser selvom koncentrationen i vandfasen er under den analytiske detektionsgrænse. Endelig inddrager målinger på biologisk materiale også stoffernes biotilgængelighed, hvilket også set i økotoksikologisk perspektiv er særdeles relevant. 15

17 Derudover er adskillige af dataene for TBT i havnesedimenter tilvejebragt i forbindelse med undersøgelser, der skal vurdere om disse sedimenter kan tillades at blive klappet (mudret) i havmiljøet. Det skal bemærkes at en sådan sammenstilling er behæftet med en række usikkerheder idet det indebærer en sammenstilling af forskellige typer af data, der oprindeligt er tilvejebragt med forskellige formål for øje og med forskellige prøvetagningsstrategier og krav til kvalitetssikring. Derudover er relevante normaliseringsparametre kun opgivet for en mindre andel af data, fx er Total Organisk Carbon (TOC) og glødetab kun angivet for hhv. 24% og 45% af data for TBT i sediment. For ikke at miste den geografiske dækning er data for TBT-koncentrationer kun normaliseret til tørvægt. Kortlægningen tager kun udgangspunkt i koncentrationsniveauer af TBT målt i de forskellige udvalgte matricer og tager ikke hensyn til tilstedeværelsen af nedbrydningsprodukterne DBT og MBT eller additive effekter, hvis TPhT er tilstede. TBT koncentrationerne er alle omregnet til µg TBT/kg tørstof (ts), dvs. angivet som molekyleion. Følgende omregningsfaktorer for TBT, DBT, MBT og TPhT på hhv. 2.44, 1.96, 1.48 og 2.94 er anvendt for at omregne fra µg Sn/kg ts til µg TBT/kg ts. I flere tilfælde er koncentrationen i rapporterne anført på basis af vådvægt (vv). I tilfælde af at tørstof-indholdet ikke er oplyst, er omregningen udført ved at antage et tørstof-indhold på 20% i både muslinger og fisk Koncentrationsniveauer af TBT i sedimenter og dyr i Skagerrak TBT er fundet i sedimenter fra langt de fleste kystområder og havne i både den Norge, Sverige og Danmark, med et nogenlunde ensartet mønster i alle tre lande. Koncentrationsniveauet i kystområder ligger ofte mellem 5 og 50 µg TBT/kg ts, men i visse områder kan der forekomme mere end 100 µg TBT/kg ts. Derimod er koncentrationen af TBT oftest under den analytiske detektionsgrænse på 1 µg TBT/kg ts i sedimenter fra de åbne dele af Skagerrak og Kattegat (Figur 11). µg TBT/kg ts Figur 11. Niveauet af TBT i sediment , hhv. fra norske, svenske og danske kystområder og havne samt de åbne farvande. I tilfælde af at koncentrationen er under detektionsgrænsen på 1 5 µg/kg ts er den halve detektionsgrænse anvendt max. 75% perc. median 25% perc. min. 1 Kystområder Havne Kystområder Havne Norge Sverige Danmark Kystområder Havne Åbne farvande 16

18 Generelt gælder det for alle tre lande, at sammenlignet med i kystområder forekommer der omkring en størrelsesorden højere koncentrationer af TBT i sedimenter fra havne, hvor den højeste koncentration overskrider µg TBT/kg ts. Overraskende nok forekommer der også stadigvæk høje koncentrationer af TBT i sediment fra marinaer, der er forbeholdt mindre lystbåde, på trods af at TBT har været forbudt i mere end 10 år for disse både. Derimod synes niveauerne at variere betydeligt mellem de tre lande når koncentrationerne af TBT i bløddyr og fisk sammenlignes (Figur 12 og 13). I de Norske kystområder og havne er der fundet omkring en størrelsesorden højere niveauer sammenlignet med i de svenske og danske kystområder. Dette skyldes sandsynligvis, at de norske målinger fortrinsvis er foretaget inde i fjorde med megen aktivitet af skibe, hvorimod de svenske og danske målinger i højere grad er foretaget i mindre trafikerede områder. Dette gælder både for målinger på bløddyr og fisk, med undtagelse af en enkelt høj dansk måling på en fisk indsamlet i Langerak ved Ålborg. For TPhT er koncentrationen mere end størrelsesorden højere i de norske fisk (Figur 14). I de åbne dele af Skagerrak kan TBT, i modsætning til i sediment, ofte måles i muslinger og snegle, men selvom koncentrationen generelt må betragtes som betydeligt lavere end i kystområderne, så fremgår dette ikke af Figur 12. Dette skyldes først og fremmest det høje akkumuleringspotentiale i den sedimentlevende storsvanehalsmusling (Nuculana pernula) fra Kattegat og Skagerrak, idet denne muslingeart akkumulerer ca. 10 gange højere niveauer af TBT end andre muslinger, der lever i samme område (Strand m.fl., 2002). Der forekommer også forholdsvis høje niveauer af TBT i marsvin, der er fundet strandet i Skagerrak (Figur 13), især når det tages i betragtning af at de formentlig fortrinsvis har fourageret i de åbne farvande (Strand m.fl., 2005). Figur 12. Niveauet af TBT i muslinger og snegle , hhv. fra norske, svenske og danske kystområder og havne samt de åbne dele af Skagerrak. I tilfælde af at koncentrationen er under detektionsgrænsen på1 10 µg/kg ts er den halve detektionsgrænse anvendt. µg TBT/kg ts max. 75% perc. median 25% perc. min. 10 Kystområder Havne Kystområder Havne Norge Sverige Danmark Kystområder Havne Åbne farvande 17

19 Figur 13. Niveauet af TBT i fisk fra hhv. de norske, svenske og danske kystområder i Skagerrak Hovedparten af data er fra Norge og Sverige men i tillæg vises også niveauet af TPhT i lever fra tre marsvin fundet strandet i den danske del af Skagerrak. I tilfælde af at koncentrationen er under detektionsgrænsen på 5 50 µg/kg ts er den halve detektionsgrænse anvendt. Figur 14. Niveauet af TPhT (triphenyltin) i fisk Alle data er fra Norge med undtagelse af en enkelt prøve fra Limfjorden i Danmark, men i tillæg vises også niveauet af TPhT i lever fra tre marsvin fundet strandet i den danske del af Skagerrak. TPhT er ikke rapporteret for de svenske fisk. µg TBT/kg ts µg TPhT/kg ts Lever Muskel Lever Muskel Lever Lever fra marsvin Fisk fra Norge Fisk fra Sverige Fisk fra Danmark Lever Muskel Lever Lever fra marsvin Fisk fra Norge Fisk fra Danmark 2.2. Niveauet af imposex og intersex i havsnegle Imposex er i dag et almindeligt fænomen i flere arter af havsnegle der lever i Skagerrak og Kattegat (Figur 15). Til sammenligning fandtes der ikke tegn på at imposex i havsnegle fra Kattegat og Skagerrak i begyndelsen af 1900-tallet (Strand & Jacobsen, 2002), hvilket er et tegn på effekterne er menneskeskabte og må tilskrives den udbredte forurening med TBT i området. I dag kan hele bestande i kystområderne af bl.a. purpursnegl (Nucella lapillus) og dværgkonk (Hinia reticulata) have udviklet imposex. Imposex findes også hos almindelig konk (Buccinum undatum) og rødkonk (Neptunea antiqua), der lever i de åbne farvande, selv ved dybder på mere end 100 m. Her er imposex også observeret hos 14 % af slank tensnegl (Colus saxatilis) (Strand, 2003). Derudover er intersex også fundet i den almindelig strandsnegl (Littorina littorea), der lever i kystzonen. Ikke alle arterne er dog lige følsomme over for TBT og de udvikler derfor ikke alle imposex/intersex i samme grad. Purpursnegl og rødkonk er generelt mere følsomme end de andre undersøgte arter. 18

20 Figur 15. Niveauet af imposex fundet i havsnegle i Skagerrak Purpursnegl, almindelig strandsnegl og dværgkonk er indsamlet i kystområder, hvorimod almindelig konk og rødkonk fortrinsvis er indsamlet i de åbne farvande. Purpursnegl og rødkonk hører til de arter, der er mest følsomme for TBT. VDSI eller ISI max. 75% perc. median 25% perc. min. 0.0 Purpursnegl Almindelig strandsnegl Dværgkonk Almindelig konk Rødkonk Nucella lapillus Littorina littorea Hinia reticulata Buccinum undatum Neptunea antiqua I Figur 15 er alle tilgængelige observationer af imposex og intersex vist vha. de såkaldte Vas Deferens Sekvens Indeks (VDSI) og InterSex Indeks (ISI). VDSI > 2 betyder generelt at 100% af hunnerne i en population har udviklet imposex i mere eller mindre fremskredne stadier. VDSI > 4 og ISI > 1 betyder at sterile hunner er tilstede, hvilket dog kun er fundet i og omkring havne. Derudover synes purpursnegl i dag at være forsvundet fra molerne ved Frederikshavn (Strand, 2003), hvor de ellers fandtes i starten af 1900-tallet (Ris, 1930). 19

21 3. Vurderingskriterier til klassificering af TBT-niveauer og effekter Forurening med miljøfarlige stoffer som TBT udgør en presfaktor på naturforholdene i havmiljøet, alene eller i kombination med andre faktorer som fiskeri, iltsvindshændelser og andre eutrofieringsrelaterede problemer, fysisk modifikation af leveforhold, indførsel af ikkehjemmehørende arter og klimaforandringer. TBT er både bioakkumulérbar, persistent og kan medføre uønskede effekter på populationer af følsomme marine organismer ved at påvirke deres vækst, reproduktion, adfærd og/eller overlevelse, og dermed vil TBT kunne have direkte eller indirekte indflydelse på økosystemets struktur og funktion i havmiljøet. Generelt er en sådan kausalitet til effekter relevante for følsomme populationer i økosystemet særdeles vanskelig at etablere. Dette skyldes en ofte lille specificitet i mode of action på individniveau og kompleksiteten på populations-/samfundsniveau i dynamiske kystnære økosystemer med flere presfaktorer og den dertil tilknyttede begrænsede viden. Sammenhængen mellem TBT og reproduktionsskader i havsnegle er dog en af de få undtagelser, hvor en sådan kausalitet netop kan etableres. Derimod er det stadigvæk vanskeligt at vurdere om TBT påvirker andre følsomme arter i økosystemet, fordi effekterne også kan komme til udtryk på andre måder. På denne baggrund bør målte koncentrationsniveauer af TBT sammen med andre prioriterede miljøfarlige stoffer inddrages som en kemisk-fysisk presfaktor når kvaliteten af miljøtilstanden i et område skal vurderes. Fx i Norge har man derfor udarbejdet et klassificeringssystem bestående af 5 klasser, der bl.a. omfatter koncentrationen af TBT i sediment og muslinger (Tabel 3). Grænsen for klasse I for TBT i muslinger er beregnet ud fra et vandkvalitetskriterium på 1 ng TBT/l. De øvrige grænser samt grænserne for TBT i sediment er derimod fastsat ud fra et kendskab til variationen i de hidtil målte niveauer af TBT i hhv. mindre og mere forurenede områder i Norge (SFT, 1997). Tabel 3. De norske grænser til klassifikation af miljøkvalitet ud fra koncentrationer af TBT i hhv. muslinger og sediment (SFT, 1997). I II III IV V TBT i blåmusling (µg TBT/kg ts) TBT i sediment (µg TBT/kg ts) Ubetydelig lite forurenset Moderat forurenset Markert forurenset Sterkt forurenset Meget sterkt forurenset < > 5000 < > 100 Med indføringen af EUs Vandrammedirektiv (EU Direktiv 2000/60/EF) er der i 2007 lagt op til et endnu lavere Vandkvalitetskriterium end i det norske klassificeringssystem, idet kvalitetsstandarden 20

22 (EQS) for TBT i havvand er fastsat til 0,1 ng TBT/l (FHI, 2004). Med Vandrammedirektivet kommer der et ønske om i højere grad at sammenkoble den kemiske med den biologiske overvågning ved at vurdere om miljøskadelige stoffer er tilstede i koncentrationsniveauer, der kan have indflydelse på økosystemets struktur og funktion. I regi af Vandrammedirektivet har man derfor valgt primært at udlede de foreslåede kemiske kvalitetsstandarder for prioriterede stoffer på baggrund af en risikovurdering, der bygger på tilgængelige toksicitetsdata tilvejebragt vha. laboratorieforsøg under kontrollerede forhold (TGD, 2003; FHI, 2004). Den fastsatte kvalitetsstandard, som karakteriseres som årlig middelværdi, vil komme til at sætte grænsen for god økologisk tilstand, hvilket i Vandrammedirektivet svarer til klasse II. Under denne kvalitetsstandard forventes risikoen for skadelige effekter i havmiljøet forårsaget af langtidspåvirkninger til TBT at være minimal. Derudover er der i Vandrammedirektivet også fastsat en kvalitetsstandard (MAC-QS) på 1,5 ng TBT/l, der bestemmer det maksimale koncentrationsniveau, der må forekomme selv under kortere episoder. Hvis denne grænse overskrides vurderes det at koncentrationen af TBT også udgør en risiko for at der forekommer akutte effekter af TBT i miljøet. Tidligere er et tilsvarende lavt kvalitetskriterium på 0,1 ng TBT/l foreslået som vurderingskriterium (Ecotoxicological Assessment Criteria, EAC) under Oslo-Paris konvention (OSPAR) for at sikre at risikoen for skadelige effekter af TBT i Nordsøen er på et minimum. OSPAR har derudover også omregnet dette til en forventet koncentration på ca. 10 µg/kg ts for TBT i blåmuslinger (OSPAR, 1998). For TBT i sediment er de foreslåede kvalitetsstandarder, både i Vandrammedirektivet (FHI, 2004) og af OSPAR (OSPAR, 1998), kun karakteriseret som tentative og derfor ikke bindende. Dette skyldes at de er udledt vha. principper om kemisk ligevægt hvilket indebærer en ekstrapolation fra kvalitetsstandarderne for vandfasen til porevand til sediment og ikke på baggrund af toksicitetsdata med sedimentlevende organismer, hvilket ellers anses som værende mest korrekt (TGD, 2003). Dette har medført forslag til et særdeles lavt kvalitetskriterium på 0,01 µg TBT/kg ts i sediment (FHI, 2004). For at imødekomme de kommende forpligtelser beskrevet i Vandrammedirektivet arbejdes der p.t. på at tilpasse kvalitetsstandarderne til en operationel marin strategi, så data for indholdet af miljøfarlige stoffer i sediment og dyr, fx muslinger og fisk, i højere grad kan anvendes i forbindelse med vurdering af miljøtilstanden. Grænserne for koncentrationsniveauer i dyr kan ekstrapoleres vha. brug af bioconcentrationsfaktorer (BCF) ud fra korresponderende koncentrationer i vandet (OSPAR, 2004) i Alternativet er at nuværende marine overvågningsprogrammer kraftigt udvides og/eller omlægges for at imødekomme Vandrammedirektivets primære fokus på at vurdere miljøtilstanden ud fra målinger af miljøfarlige stoffer i vandfasen. For at kunne udnytte de tilgængelige data fra forskellige nationale og regionale undersøgelser og overvågningsprogrammer behøves et klassificeringssystem der kan kombinere/sammenholde Vandrammedirektivets kvalitetsstandarder med målinger af koncentrationer af TBT i sediment og 21

23 muslinger. Klassificeringssystemet vil blive yderligere styrket, hvis også data for forekomst af imposex og intersex i forskellige arter af havsnegle kan indgå. Principperne til integration på tværs af både de kemiske og biologiske parametre bygger på et forlag til harmonisering af tilstandsklasser, der er udviklet i en Ph.D. afhandling af Strand (2003). De forskellige tilstandsklasser tager udgangspunkt i økotoksikologisk baserede definitioner af de enkelte klasser. Disse tilstandsklasser forsøger at koble det norske fem-klasse system med de definerede målsætningerne for TBT indenfor OSPAR og i forhold til Vandrammedirektivet (Tabel 4 og 7). Tabel 4. Principper og tolkning af forslaget til vurderingskriterier fordelt på fem kvalitetsklasser for koncentrationsniveauer for miljøfarlige stoffer ud fra kvalitetsstandarderne EQS og MAC-QS som er defineret i Vandrammedirektivet. I Vandrammedirektivet er kun kvalitetsklassen høj og god økologisk tilstand dog defineret for de kemiske parametre. I II III IV Tæt på nul (baggrund for metaller) <EQS *BCF <MAC-QS *BCF <10*MAC-QS *BCF Koncentrationen af syntetiske stoffer er tæt på nul eller i det mindste under detektionsgrænsen for de mest avancerede analytiske metoder. For ikke syntetiske stoffer er koncentrationen tæt på baggrundsniveauet. Koncentrationen af miljøfarlige stoffer overskrider ikke EQS. Alvorlige effekter i de mest følsomme arter vurderes mindre sandsynlig. Moderate afvigelser i de biologiske samfund kan forekomme, da der er en risiko for alvorlige effekter i de mest følsomme arter forårsaget af langtidspåvirkninger til miljøfarlige stoffer. Derimod er alvorlige effekter forårsaget af korttidspåvirkninger mindre sandsynligt 1. Markante afvigelser i de biologiske samfund kan forekomme, da der er en risiko for alvorlige effekter i de mest følsomme arter forårsaget af korttidspåvirkninger til miljøfarlige stoffer 1. V >10*MAC-QS *BCF Store afvigelser i de biologiske samfund kan forventes da alvorlige effekter i både mere og mindre følsomme arter forårsaget af såvel langtids- og korttidspåvirkninger til miljøfarlige stoffer er sandsynlig 1. 1 Det skal bemærkes at MAC-QS i denne sammenhæng ikke nødvendigvis kun refererer til koncentrationsniveauer under korttidspåvirkninger, da kvalitetsstandarden er ekstrapoleret til kvalitetsstandarder for biota, der nødvendigvis vil afspejle koncentrationsniveauer forårsaget af længere tids eksponering og akkumulering. Det skal bemærkes at kriterierne for TBT i sediment her er afledt på baggrund af toksicitetsdata for sedimentlevende organismer og ikke vha. ekstrapolation som i Vandrammedirektivet. Dette er grunden til betydeligt højere kvalitetskriterier for sediment i det nye forslag. De foreslåede principper til definition af de fem kvalitetsklasser skal betragtes som et forslag til et operationel værktøj til at klassificere data for miljøfarlige stoffer som TBT ved at inkludere en vis form for graduering af risikoniveauet med en biologisk/økotoksikologisk relevans/tolkning. 22

24 Tabel 5. Vurderingskriterier for TBT-specifikke effekter i havsnegle fordelt på fem kvalitetsklasser. Kvalitetsklasse I II III IV V VDSI i purpursnegl < 0,3 0,3 - < > 4 - > 5 Forsvundet ISI i alm. strandsnegl < 0.3 0,3-1,2 > 1,2 VDSI i rødkonk < 0,3 0,3 - < < VDSI i alm. konk < 0,3 0,3 - < < VDSI i dværgkonk < 0,3 0,3 - < < Approx. TBT konc. (aq) (ng TBT/l) tæt på nul (< 0,01) 0,01 - <0,1 0,1 - < 1,5 1,5-15 > 15 Yderligere er det muligt at koble de fem tilstandsklasser med niveauet imposex og intersex effekter i forskellige arter af havsnegle (Tabel 5). Baseret på danske og udenlandske undersøgelser af forskellige sneglearter, der lever i samme områder, er det muligt at sammenligne hvor følsomme for TBT de enkelte arter er mht. udvikling af imposex og intersex. Desuden er der for flere arter bestemt gode sammenhænge mellem eksponering til nominelle koncentrationer af TBT og hvor fremskreden udviklingen af imposex og intersex er (Oehlmann m.fl, 1995). En kortfattet økotoksikologisk tolkning af klasseinddelingen er sammenfattet i Tabel 6. Tabel 6. Beskrivelse af de fem klasser for imposex i havsnegle med udgangspunkt i purpursneglen som repræsentant for de mest følsomme snegle I II III IV V VDSI <0,3 VDSI 0,3 - <2 VDSI 2-4 VDSI >4 - >5 Forsvundet Frekvensen af imposex er mindre end 30% i populationer af purpursnegl, der tilhører de mest følsomme arter af gastropoder. Koncentrationen af TBT og deraf følgende effekter vurderes tæt på nul. Op til 100% imposex kan forekomme i de mest følsomme gastropod-populationer, men sterile hunner er ikke sandsynligt. Der vurderes at være en minimal risiko for alvorlige kroniske effekter i de mest følsomme arter i økosystemet forårsaget af langtidspåvirkninger, idet koncentrationen af TBT vurderes at være lavere end 0,1 ng/l, dvs. < EQS. Forekomst af sterile hunner i gastropod-populationer er mindre sandsynligt. Der vurderes at være risiko for alvorlige kroniske effekter i de mest følsomme arter, idet koncentrationen af TBT vurderes at være højere end 0,1 ng/l, dvs. > EQS. Derimod er risikoen minimal for akutte effekter, idet koncentrationen af TBT vurderes at være lavere end ~1,5 ng/l, dvs. <MAC-QS. Sterile hunner forekommer i de mere og eventuelt i de mindre følsomme gastropod-populationer. Der vurderes at være risko for akutte effekter i de mest følsomme arter i økosystemet, idet koncentrationen af TBT vurderes (i gennemsnit) at være højere end ~1,5 ng/l, dvs. <MAC-QS. De mest følsomme gastropod-populationer er forsvundet. Sterile hunner kan dominere i de mindre følsomme gastropod-populationer. Der er risiko for både kroniske og akutte effekter i en række arter i økosystemet. 23

25 Disse forhold medfører at der med relativ god sikkerhed kan opstilles kvalitetsklasser, der dels kan relateres til TBT-niveauer inkl. de kemiske kvalitetsstandarder i det marine miljø, dels kan inddrage undersøgelser på flere relevante arter af havsnegle (Tabel 7). Sidstnævnte bevirker at niveauet af TBT kan sammenholdes med deraf følgende effekter i havsnegle i forskellige typer af farvandsområder fra tidevandszonen og kystnære områder i fjorde og til de åbne farvande både indenfor Skagerrak med også i forhold til andre farvandsområder i Nordsøen, Kattegat og Nordatlanten. På denne måde kan man ekstrapolere sig frem til klassifikation af niveauet af TBT selv om koncentrationen i vand eller sediment er lavere end den analytisk-kemiske detektionsgrænse, hvilket betyder at de ganske lave kvalitetskriterier for TBT defineret i regi af OSPAR og Vandrammedirektivet også kan adresseres i praksis. Tabel 7. Kombineret klassificeringssystem af vurderingskriterier der danner grundlag for modellering af risikoniveauet af TBT i Skagerrak regionen (Strand, 2003). Koncentrationsniveauerne i muslinger er ekstrapoleret ud fra de korresponderende koncentrationer i vandfasen vha. en biokoncentrationsfaktor på l/kg ts. I II III IV V TBT i havvand (ng TBT/l) tæt på nul < 0,1 0,1 - < 1,5 1,5-15 > 15 TBT i musling (µg TBT/kg ts) tæt på nul < < > 1500 TBT i sediment (µg TBT/kg ts) tæt på nul < < < 500 > 500 VDSI i purpursnegl ISI i almindelig strandsnegl VDSI i rødkonk in N. antiqua VDSI i almindelig konk VDSI i dværgkonk < 0,3 0,3 - < > 4 > 5 (sterile) Forsvundet < 0,3 0,3-1,2 > 1,2 < 0,3 0,3 - < < < 0,3 0,3 - < < < 0,3 0,3 - < < Risiko kvotient < 0,1 0,1 - < < > 150 Sammenlignet med de norske grænser til klassifikation af miljøkvalitet ud fra koncentrationen af TBT i hhv. muslinger og sediment (Tabel 3) bør det noteres at de norske grænser for TBT-koncentrationer i de enkelte klasser generelt er forskudt ét til to trin opad sammenlignet med klassificeringssystemet angivet i Tabel 7, således at den laveste klasse (I) i det norske system (SFT, 1997) svarer til klasse II-III i dette 24

26 system. Der kan derfor være væsentlige forskelle når miljøtilstanden i havmiljøet vurderes afhængigt af hvilke klassificeringssystemer der anvendes. Afsluttende er det nødvendigt at gøre opmærksom på den usikkerhed som er knyttet til denne form vurdering af miljøtilstanden, hvor der forsøges direkte at koble imellem de forskellige kemiske og biologiske parametre. A) Risikovurderingen af de fastsatte koncentrationsniveauer af TBT er baseret på bl.a. undersøgelser, der har vist at snegles reproduktion i form af sterilitet er påvirket ved koncentrationer over 1 ng/l og 20 µg/kg ts i sediment. Risikovurderingen forsøger at tager højde for at mere følsomme arter (ikke kun snegle) kan forekomme ved at medtage en usikkerhedsfaktor på 10. B) Effekter af miljøfarlige stoffer på vækst, reproduktion, adfærd og overlevelse, der vurderes som relevante i denne sammenhæng, vil ikke nødvendigvis give sig udslag i direkte ændringer i populationer og samfund i havmiljøet, men det vurderes at der en vis risiko for det. C) Ekstrapolationer fra koncentrationsniveauer af TBT i vand til koncentrationsniveauer i muslinger vha. af en biokoncentrationsfaktor (BCF) på l/kg ts omfatter simple antagelser omkring stoffernes bioakkumuleringspotentiale. Fx sæsonmæssige variationer i biotilgængelighed, fødeoptag og vækst vil have indflydelse på BCF, der i litteraturen har vist sig at kunne dække over forskelle på flere størrelsesordner (OSPAR, 1998). D) I modsætning til purpursnegl, almindelig strandsnegl og dværgkonk, der lever i tidevandszonen og i mere lavvande områder, lever almindelig konk og rødkonk oftest på dybere vand. Derfor foreligger der ingen tilstrækkelige sammenligningen af udviklingen af imposex imellem snegle fra de to typer af områder. Almindelig konk ser dog tilnærmelsesvis ud til at ligne dværgkonk i følsomhed og tilsvarende med rødkonk og purpursnegl. Derfor vil der være en vis usikkerhed forbundet med denne type af miljøvurdering, der bl.a. afhænge af hvilke type af data der anvendes som udgangspunkt for miljøvurderingen. Dette forslag til vurderingskriterier skal ses som et operationelt værktøj til at integrere de kemiske og biologiske målinger. 25

27 4. Kortlægning og sammenstilling af niveauer af TBT i sediment, muslinger og effekter i havsnegle Den grafiske afbildning af fordelingen af TBT i Skagerrak vil efterfølgende tage udgangspunkt i Tabel 7 med et kombinerede klassificeringssystem af vurderingskriterier, hvor der er defineret fem klasser for hhv. TBT i sediment og muslinger og TBT effekter i havsnegle. Disse vil derpå indgå i en samlet vurdering af TBT forureningens betydning for miljøtilstanden i Skagerrak. Den grafiske præsentation af fordelingen af TBT i Skagerrak er udført vha. GIS-baseret model som bestående af en interpolation i ARCView GIS mellem koncentrationsniveauer af den styrende variabel. Interpolationen er udført i cirkler omkring de enkelte stationer. Det interpolerede område er farvet efter den højeste klasse, som de interpolerede koncentrationer tilhører. Stationerne der er anvendt til interpolation er afbilledet som små cirkler hvis farve svarer til klassifikationen. Hvis koncentrationerne af TBT er under detektionsgrænsen anvendes den halve detektionsgrænsen i analysen. Dette retfærdiggøres af effekterne i havsnegle. På de kort, der viser udbredelsen af TBT i regional skala (Figur 16-19), er interpolationerne (radius 25 km) kun udført med udgangspunkt i stationer der ligger i åbne farvande eller i kystnære områder uden for havne. Data fra havne er kun vist som cirkler markeret med anker, men data indgår ikke i interpolationerne af niveauerne uden for havnene, da forureningsniveauerne i havne vurderes at være meget lokal. Derimod er interpolationerne på de kort der viser de lokale forhold ved den svenske vestkyst, Norges Skagerrak-kyst og Limfjorden i Danmark (Figur 20-22) anvendt radius på 5 og 25 km for stationer i hhv. kystnære områder og åbne farvande. Data fra havne er også her kun vist som cirkler markeret med anker, men havnedata indgår heller ikke i interpolationerne. Hvis de præcise positioner for stationer med indsamling af prøver ikke er anført i de anvendte rapporter, er positioner efterfølgende blevet tilføjet ved aflæsning af søkort. Nogle af positionerne er derfor kun omtrentlige. 26

28 4.1. Kortlægning af TBT-niveauer i sediment Det ses af Figur 16 at der er en relativ god dækning af data for TBT i sediment fra kystnære områder og i visse dele af de åbne farvande i Skagerrak og Kattegat. De kystnære områder kan generelt vurderes som værende i klasserne III - IV, mens adskillige havne kan klassificeres som klasse V. De åbne farvande bliver generelt klassificeret som værende i klasse II (Figur 16). Det skal dog bemærkes at TBT koncentrationen i sediment i de åbne farvande oftest er under den analytiske detektionsgrænse. Figur 16. Kortlægning og klassifikation af forureningen med TBT i Skagerrak og Kattegat ud fra koncentrationer af TBT i sediment. I denne grafiske fremstilling har stationer i åbne og kystnære farvande en interpoleret radius på 25 km, mens havne ikke indgår i interpolationen. Havne er markeret med et anker. 27

29 4.2. Kortlægning af TBT-niveauer i muslinger og snegle Det ses af Figur 17 at der er en relativ god dækning af data for TBT i muslinger og snegle fra kystnære områder og i visse dele af de åbne farvande i Skagerrak og Kattegat. De kystnære områder kan generelt vurderes som værende i klasserne III - IV, mens Oslo fjord ligesom mange havne kan klassificeres som klasse V. De åbne farvande bliver generelt klassificeret som værende i klasse II - III (Figur 17). Datamaterialet for TBT i muslinger og snegle er i kystnære områder domineret af data for TBT i blåmuslinger (Mytilus edulis), mens data for andre arter, fx svanehalsmusling (Nuculana pernula) og alm. konksnegl (Buccinum undtatum) er anvendt i de åbne farvande. På grund af et særligt højt akkumuleringspoteinale for TBT i svanehalsmusling (Strand m.fl., 2003), er TBT koncentrationen i denne art divideret med 10 før data anvendes i analysen. Figur 17. Kortlægning og klassifikation af forureningen med TBT i Skagerrak og Kattegat ud fra koncentrationer af TBT i muslinger og snegle. I denne grafiske fremstilling har stationer i åbne og kystnære farvande en interpoleret radius på 25 km, mens havne ikke indgår i interpolationen. Havne er markeret med et anker. 28

30 4.3. Kortlægning af niveauer for TBT-effekter i havsnegle Det ses af Figur 18 at der er en relativ god dækning af data for TBT i muslinger og snegle fra kystnære områder og i visse dele af de åbne farvande i Skagerrak og Kattegat. De kystnære områder kan generelt vurderes som værende i klasserne II - IV, mens mange havne kan klassificeres som værende i klasserne IV-V. De åbne farvande bliver generelt klassificeret som værende i klasse II - III (Figur 18). Figur 18. Kortlægning og klassifikation af TBT forureningen i Skagerrak og Kattegat ud fra en kombination af niveauer for imposex/intersex i fem arter af havsnegle. I denne grafiske fremstilling har stationer i åbne og kystnære farvande en interpoleret radius på 25 km, mens havne ikke indgår i interpolationen. Havne er markeret med et anker. 29

31 4.4. Samlet kortlægning af TBT forureningen i Skagerrak og Kattegat For at vurdere om de forskellige typer af TBT data kan kombineres i en samlet vurdering skal overensstemmelsen mellem dem først analyseres. Sammenhængen mellem de foreslåede kvalitetsklasser for de forskellige typer af TBT data, dvs. TBT i havvand, sediment og muslinger/snegle i forhold til klassifikationen af imposex/intersex i havsnegle beskrevet i Tabel 7, vurderes ved hjælp af en GIS-baseret overensstemmelsesanalyse af sammenhørende data inden for en radius af 25 km, 5 km og 0,1 km i hhv. åbne farvande, kystnære områder og havne. I 47-53% af tilfældene er der et præcist match mellem de målte TBT koncentrationer og de observerede niveauer af imposex/intersex i havsnegle, mens i 89% - 95% af tilfældene ligger data for hvert klassifikationssystem indenfor ±1 klasse, når der foreligger flere stationer med overlap (Tabel 8). På baggrund af overensstemmelsesanalysen vurderes det at der er en relativ god overensstemmelse mellem de foreslåede kvalitetsklasser for de forskellige typer af TBT data, dvs. TBT i havvand, sediment og muslinger/snegle og i forhold til klassifikationen af imposex/intersex i havsnegle. Tabel 8. Den procentvise andel af data, hvor der er overensstemmelse mellem data for TBT koncentrationer i sediment og muslinger/snegle hvor der er hhv. et præcist match med kvalitetsklasserne for imposex/intersex i havsnegle, og hvor der er et tilnærmelsesvist match mellem kvalitetsklasserne (±1 klasse). Overensstemmelsesanalysen er baseret på stationsradiuser på 25 km, 5 km og 0,1 km for hhv. åbne farvande, kystnære områder og havne. n er antallet af data, hvor der overlap mellem målte TBT koncentrationer og effektniveauer i snegle. TBT i sediment TBT i muslinger og snegle Imposex/intersex Klasse n Præcist match af klasse Match af ± 1 klasse n Præcist match af klasse Match af ± 1 klasse I 0 Ingen data Ingen data 0 Ingen data Ingen data II 17 76% 76% % 100 % III 53 60% 91% % 94 % IV 59 39% 92% % 89 % V 1 0% 100% 6 83 % 100 % Alle % 89% % 93 % Derfor vurderes det at de forskellige typer af data godt kan kombineres i en samlet vurdering af TBT forureningen i regionen, hvorved der opnås et særdeles omfangsrigt datagrundlag med god geografisk dækning, både regional og lokal skala, for en sådan analyse (Figur 19). Derfor er en tilsvarende 30

32 kortlægning også udført på regional skala for tre områder ved hhv. Oslo i Norge, ved Gøteborg i Sverige og Limfjorden i Danmark (Figur 20-22). Det ses af Figur at de kystnære områder generelt vurderes som værende i klasserne III - IV, mens mange havne klassificeres som værende i klasserne IV-V. De åbne farvande bliver generelt klassificeret som værende i klasse II - III. Figur 19. Kortlægning og klassifikation af forureningen med TBT i Skagerrak og Kattegat regionen ud fra det samlede datamateriale af målte koncentrationer af TBT i vand, sediment, muslinger/snegle og imposex/intersex i fem arter af havsnegle. I denne grafiske fremstilling har stationer i åbne og kystnære farvande en interpoleret radius på 25 km, mens havne ikke indgår i interpolationen. Havne er markeret med et anker. 31

33 Figur 20. Klassifikation af regionale TBT-niveauer ved den Norske Skagerrak-kyst baseret på alle typer af data. I denne grafiske fremstilling har stationer i kystnære farvande en interpoleret radius på 5 km, mens havne ikke indgår i interpolationen. Havne er markeret med et anker. Figur 21. Klassifikation af regionale TBT-niveauer ved den svenske vestkystkyst baseret på alle typer af data. I denne grafiske fremstilling har stationer i åbne og kystnære farvande en interpoleret radius på hhv. 25 og 5 km, mens havne ikke indgår i interpolationen. Havne er markeret med et anker. Figur 22. Klassifikation af regionale TBT-niveauer i Limfjorden i Danmark baseret på alle typer af data. I denne grafiske fremstilling har stationer i kystnære farvande en interpoleret radius på 5 km, mens havne ikke indgår i interpolationen. Havne er markeret med et anker. 32

34 5. Diskussion Resulateter fra hele Skagerrak-regionen viser, at koncentrationen af TBT dækker over særdeles store forskelle i koncentrationsniveauet, idet variationen strækker sig over mere end 5 størrelsesordner. Mønstret er nogenlunde ens i både Norge, Sverige og Danmark. De højeste koncentrationsniveauer i såvel havvand, sediment samt dyr findes inde i havne, men TBT forekommer også i betydelige niveauer i kystområderne på afstand af havne og selv i de åbne farvande i Skagerrak. Dette giver sig også udslag i at imposex i havsnegle er vidt udbredt i hele regionen, idet mange snegle har udviklet imposex både i kystområderne og i de åbne farvande. Imposex er derfor velegnet som en biologisk markør for forurening med TBT i regionen. Ved brug af det foreslåede vurderingskriterier, dvs. et fem-klasse system til klassificering af TBTkoncentrationer og effekter i havsnegle (Tabel 7) tyder det på, at koncentrationen af TBT i store dele af Skagerrak og Kattegat er på et niveau, hvor der er en risiko for kroniske effekter på dyrs vækst og reproduktion (klasse III - IV). Dette indebærer at koncentrationen af TBT overskrider vurderingskriteriet (klasse II), der direkte er ekstrapoleret fra kvalitetsstandarden EQS foreslået i EUs Vandrammedirektiv. Yderligere synes der også at være en risiko for akutte effekter i mange kystnære områder. Det skal dog bemærkes at kun i og omkring havne er der fundet bevis for at flere arter af snegle er blevet decideret sterile. I hvilket omfang dette har haft en mere overordnet betydning for udviklingen i Skagerraks økosystem er dog uvist. Dog synes der at være tydelige tegn på at markante bestandsnedgange hos flere arter af havsnegle i Skagerrak og Kattegat gennem det 20. århundrede. Dette har medført at man i Sverige i dag har rødlistet adskillige arter af havsnegle ( Fx er 9 arter vurderet som værende akut eller stærkt truede og 11 arter som sårbare. Derudover er tilstanden ukendt for 31 arter på grund af et for lille kendskab til at klassificere dem i rødlistekategorierne. Disse tegn på nedgange i bestandene af havsnegle kan være forårsaget af naturlige ændringer i miljøet, men en øget påvirkning fra aktiviteter tilskrevet mennesker kan også have haft reel betydning. På baggrund af kortlægningen af TBT-forureningen i regionen synes det muligt at TBT kan have været en væsentlig faktor. Dette udelukker dog ikke at også andre forhold har været vigtige som fx den øgede belastning med næringssalte, der har medført eutrofieringrelaterede problemer. Hyppigere og mere udbredte forekomster af iltsvindshændelser kan uden tvivl også medføre alvorlige konsekvenser for bestandene af havsnegle ligesom for andre bunddyr. 33

35 Figur 23. Svenske og norske overvågningsdata for koncentrationen af TBT i blåmuslinger (Mytilus edulis) viser ikke et entydigt fald i Skagerrak gennem de seneste år. µg TBT/kg ts Danafjord (S) Galterö (S) Oslo fjord (N) Færder (N) 10 Figur 24. Danske og norske overvågningsdata for forekomsten af imposex i 4 arter af havsnegle viser ikke et entydigt fald fald gennem de seneste år med undtagelse af dværgkonk fra Langerak ved Ålborg i Danmark. VDSI Myt1992 Myt1997 Myt2002 Myt1992 Myt1997 Myt2002 Myt1997 Myt1998 Myt1999 Myt2000 Myt2001 Myt2002 Myt1994 Myt1997 Myt1998 Myt1999 Myt2000 Myt2001 Myt2002 Åben Skagerrak (DK) Åben Skagerrak (DK) Langerak (DK) Færder (N) 1 0 Buc1997 Buc1999 Buc2000 Buc2001 Buc2002 Buc2003 Nep1997 Nep1999 Nep2000 Nep2001 Nep2002 Nep2003 Hin1999 Hin2000 Hin2001 Hin2002 Hin2003 Almindelig konk Rødkonk Dværgkonk Purpursnegl Nuc1991 Nuc1993 Nuc1997 Nuc1998 Nuc1999 Nuc2000 Nuc2001 Nuc2002 Påvirkningerne af TBT vil i de kommende år forhåbentligt mindskes som følge af en forventet endelig udfasning af brugen af TBT i skibsmalinger til de store skibe. De senere års overvågningsdata af TBT og effekter i havsnegle fra både Norge, Danmark og Sverige viser dog endnu ikke nogle tydelige faldende tendenser (figur 23 & 24). Den næste generation af antibegroningsmidler, der vil afløse brugen af TBT er forhåbentlig mindre skadelig for miljøet end TBT, men hvor vidt de også kan medføre utilsigtede effekter i miljøet må tiden vise. 34

36 6. Konklusion Forureningen med TBT kan i dag spores overalt i Skagerrak og Kattegat regionen, hvor også forekomsten af hormonforstyrrende effekter forårsaget af TBT i havsnegle er udbredt. De største forureninger og de mest udtalte effekter af TBT forekommer dog generelt i havne og marinaer, men også de åbne farvande er påvirkede. I følge den GIS-baserede analyse, der tager udgangspunkt i et forslag til fem klasser af vurderingskriterier for risikoen af TBT forureningen i havmiljøet (klasse I - V), viser resultaterne at der er en reel risiko for alvorlige effekter forårsaget af langtidspåvirkninger til TBT i store dele af de åbne farvande samt i de fleste kystnære områder (klasse III - IV). Den miljømæssige risiko af TBT forureningen i havne og marinaer er særlig høj, idet mange havne og marinaer kan klassificeres som værende i klasse IV - V. Kun i visse områder i de åbne farvande vurderes der at være en minimal risiko for alvorlige effekter af TBT (klasse II). Ingen områder kan karakteriseres som upåvirkede af TBT forureningen, dvs. som klasse I. Dette forslag til vurderingskriterier skal ses som et operationelt værktøj til at integrere de kemiske og biologiske målinger. Der kan endnu ikke konkluderes at der er positive effekter af de politiske og administrative tiltag med begrænsninger i brugen af TBT, hvorfor TBT også i den nærmeste fremtid må betragtes som en trussel mod havmiljøet. Figur 25. Fremover må det forventes at forureningen med TBT aftager i mange havne, men man skal være opmærksom på de nye antibegroningsmidler, der introduceres i bundmalinger i stedet for, måske også kan medføre uønskede effekter i havmiljøet. (Foto: J. Strand). 35

37 7. Referencer Forum Skagerrak (2001). The Skagerrak - environmental state and monitoring prospects, 118sider. ( Danske undersøgelser om TBT og TBT effekter i Skagerrak DMU(2004). Den nationale database for marine data (MADS). Miljøfremmede stoffer og Miljøeffekter ( Foverskov, S., Strand, J., Jacobsen, J.A., Riemann, B., Pritzl, G., Nielsen, P.Ø. & Aagaard, A. (1999). Bundmaling til skibe et miljøproblem. Temarapport fra DMU nr. 30, 47sider. ( Jensen, C.A. (2000). Tributyltin (TBT) og misdannelser af marine snegle i Århus Amt Rapport fra Århus amt, Danmark. ( Nielsen, J.Ø. & Jensen, C.A. (2002). Tributyltin (TBT) og intersex hos strandsnegle i lystbådehavne i Århus Amt Rapport fra Århus amt, Danmark. ( Nordjyllands amt (unpubl.). Analyseresulater af TBT i sedimenter fra Nordjyske havne. Ris, M.A. (1930). Den danske strand. Naturforhold, dyre- og planteliv ved vore kyster. C.A.Reitzels forlag, København, Danmark, 139sider. Ringkøbing amt (unpubl.). Analyserresultater for imposex i dværgkonk, intersex i alm. strandsnegl og TBT i sedimenter og muslinger i den Vestlige Limfjord. Strand, J. & Jacobsen, J.A. (2002). Imposex in two sublittoral neogastropods from the Kattegat and Skagerrak: the common whelk Buccinum undatum and the red whelk Neptunea antiqua. Mar. Ecol. Prog. Ser. 244: Strand, J. (2000;2001;2002;2003;2004). Biologisk effektmonitering af TBT. In Marine områder Miljøtilstand og udvikling hhv. 1999, 2000, 2001 and Faglig rapport fra DMU nr. 333 (Ed. Hansen J.), Nr. 375 (Ed. Henriksen P.), Nr. 419 (Ed. Ærtebjerg G), Nr. 467 (Ed. Rasmussen MB), Nr. 513 (Ed. Ærtebjerg, G. & Andersen, J.H.). ( Strand, J., Jacobsen, J.A., Pedersen, B. & Granmo, Å. (2003). Organotin compounds in sediment and molluscs from the shipping strait between Sweden and Denmark. Environmental Pollution 124: Strand, J. & Asmund, G. (2003). Tributyltin accumulation and effects in marine molluscs from West Greenland. Environ. Poll. 123: Strand, J. (2003). Coupling marine monitoring and risk assessment by integrating exposure, bioaccumulation and effect studies : a case study using the contamination of organotin compounds in the Danish marine environment. Ph.D. thesis at the National Environmental Research Institute and Roskilde University. ( Strand, J., Larsen, M.M. & Lockyer, C. (2005). Accumulation of organotin compounds and mercury in harbour porpoises (Phocoena phocoena) from the Danish waters and West Greenland. Science of the Total Environment 350: Norske undersøgelser om TBT og TBT effekter i Skagerrak Bakke (1998). Miljøovervåkning i Sandefjorden og indre Mefjorden Delrapport 2. Overvåkingsrapport; 744/98 (TA-1585/1998), NIVA. 36

38 Berge, J.A., Brevik, E.M., Godal, A., Berglind, L. (1996). Overvåkning av Hvaler-Singlefjorden og munningen af Iddefjorden Overvåkingsrapport; 651/96, NIVA. Berge, J.A. (1999). Miljøovervåkning i Larviksfjorden NIVA-rapport Berge, J.A., Moy, F. (2000). Miljøundersøkelser i Dalsbukta i Eidangerfjorden NIVA-rapport Berge, J.A. (2001). Undersøkelser av miljøgifter i sediment fra Selvikstrømmen. NIVA-rapport Berge, J.A. (2001). Undersøkelser av miljøgifter i løsmasser på Drøbakstersklen Berge, J.A. (2001). Undersøkelse av miljøgifter i sediment utenfor Alcatels kabelfabrik ved Halden. NIVA-rapport Berge, J.A. (2002). Miljøgifter i blåskjell (Mytilus edulis) fra grunnområdene rundt et planlagt dypvannsdeponi ved Malmøykalven, indre Oslofjord. NIVA-rapport 4463/2002. Følsvik, N., Berge, J.A., Brevik, E.M. & Walday, M., Quantification of organotin compounds and determination of imposex in populations of dogwhelks (Nucella lapillus) from Norway. Chemosphere 38(3), Green et al. (2000). National comments regarding the Norwegian data for Joint Assessment and Monitoring Programme (JAMP). SFT-rapport 788/00. Green, N., Helland, A., Hylland, K., Knutzen, J., Walday, M. (2001). Joint Assessment and Monitoring Programme (JAMP). Overvåking av miljøgifter i marine sedimenter og organismer Overvåkingsrapport; 819/01 (TA-1797/2001). NIVA. Green et al. (2004). National comments regarding the Norwegian data for Joint Assessment and Monitoring Programme (JAMP). SFT-rapport 894/2003. Knutzen, J., Næs, K., Berglind, L., Brevik, E.M., Følsvik, N., Biseth, A., Schlabach, M. (1998). Overvåkning av miljøgifter i sedimenter og organismer fra Kristiansandsfjorden Overvåkingsrapport; 729/98 (TA-1539/1998), NIVA. Knutzen, J., Brevik, E.M., Følsvik, N., Schlabach, M. (2000). Overvåkning i indre Oslofjord. Miljøgifter i fisk og blåskjell Overvåkingsrapport; 784/99 (TA-1694/1999), NIVA. Knutsen, K. (2002). Orienterende observasjoner av tinnorganiske forbindelser i fisk og krabbe - relasjon til spislighet. NIVA-rapport 4495/2002. Knutzen, K., Hylland, K. (1998). Miljøovervåking i Sandefjordsfjorden og Indre Mefjorden Delrapport 3: Miljøgifter og effekter i fisk og skalldyr. Statlig program for forurensningsovervåking; 745/98 (TA-1586/199), NIVA. Konieczny, R.M., Juliussen, A (1994). Miljøgifter i sedimenter på strekningen Stavern-Hvitsten. Overvåkingsrapport; 588/94 (TA-1160/1994), NIVA. Konieczny, R. (2002), Undersøkelse av TBT i sedimenter og biota fra Grenlandsfjordene. Report from Norwegian Environmental Technology P ( Næs, K., Knutzen, J., Håvardstun, J., Kroglund, T., Lie, M.C., Knutsen, J.A., Wiborg, M.L. (2000). Miljøgiftsyndersøkelse i havner på Agder Overvåkingsrapport; 799/00 (TA-1728/2000), NIVA. Næs, K., Knutzen, J., Håvardstun, J., Oug, E., Moy, F., Lie, M.C., Knutsen, J. A., Wiborg, L. (2002). Miljøgiftsundersøkelse i havner i Telemark, Vestfold, Akershus og Østfold Overvåkingsrapport 849/02 (TA-1885/2002), NIVA. Næs, K., Oug, E., Håvardstun, J. (2002). Miljøgifter i småbåt-havner i Aust-Agder NIVA-rapport

39 Schøyen M. et al. (2003). Undersøkelser av forureninger i sedimentene utenfor Tjuvhiolmen i Oslo. NIVA-rapport SFT (1997). Klassifisering av miljøkvalitet i fjorder og kystfarvann, Vejledning 97:03, Statens foruensningstilsyn, Norge. Walday, M., Oug, E., Kroglund T. (2000). Overvåkning af NOAH-Langøya NIVA-rapport Walday, M., Helland, A., Kroglund, T. (2002). Overvåkning af NOAH-Langøya NIVA-rapport Svenske undersøgelser om TBT og TBT effekter i Skagerrak Bohuskystens Vattenvårdsförbund (1998). Miljögiftsundersökning Bohuskystens Vattenvårdsförbund (2002). Resultat från undersökningar av sediment och biologiskt material ( Brack K (2000). Metylkvicksilver och TBT i sediment från Göteborgs Hamn. Rapport från Geologi, Geovetarcentrum, Göteborgs Universitet. ( Cato I (2003). Organotin compounds in Swedish sediments an overlooked environmental problem. s.6-7. I: Sveriges Geologiska Undersökning. SGU rapport 2003:4 Dokumentation for FoU-seminarium ved SGU marts ( Dahllöf, I. (1998). On the impact of TBT on marine sediment systems as assessed by biogeochemical effect indicators. Ph.D Thesis, Göteborg University, 30 pp. dela Cruz, M.A.T. & Molander, S. (1998). Butyltins in marine sediments from the Swedish West Coast. Department of Technical Environmental Planning, Report 1998:1, Göteborg, Sweden. Göteborg hamn (2001). Sammanställning av referensundersökningar. Miljögifter i sediment. Analyserapport. ( ediment_okt_2001.pdf) Magnusson, M. & Granmo, Å. (2004). Investigation of Imposex on the Swedish west coast using Nassarius reticulatus as a bioindicator species. Report from Göteborg University and Naturvårdsverket. Magnusson M. et al. (2005). Eventuellt samband mellan halten tennföreninger i vävnaden hos nättsnäclan Nassarius nitidus och halten tennföreningar i sedimentet. Rapport fra Kristinebergs Marina Forskningsstation Tesfalidet, S. (2004). Screening of organotin compounds in the Swedish environment. Analytical Chemistry, Umeå University. Valentinsson, D., Sjodin, F., Jonsson, P.R., Nilsson, P. & Wheatley, C. (1999). Appraisal of the potential for a future fishery on whelks (Buccinum undatum) in Swedish waters: CPUE and biological aspects. Fisheries Research 42 (3): Andre referencer Davies, I.M., Bailey, S.K. & Harding, M.J.C. (1998). Tributyltin inputs to the North Sea from shipping activities and potential risk of biological effects. ICERS Journal of Marine Science 55:

40 FHI, Substance Data Sheet: Tributyltin Compounds, DRAFT of prepared by the Frauenhofer Institute, Germany. Harding, M.J.C., Bailey, S.K. & Davies, I.M. (1992). TBT imposex survey of the North Sea. Annex: Denmarm, Norway and Sweden. Scottish Fisheries Working Paper No. 12/92. Harding, M.J.C., Davies, I.M., Bailey, S.K. & Rodger, G.K. (1999). Survey of imposex in dogwhelks (Nucella lapillus) from North Sea coasts. Applied Organometallic Chemistry 13 (7): ICES (2004). Extract of imposex data from the ICES database. ( IMO (2005). International Maritime Organization. Summary of status of conventions as at 31 October ( Isensee, J., Watermann, B. & Berger, H.D. (1994). Emissions of antifouling-biocides into the North Sea an estimation. German J. Hydrograph. 46, 4: ( GJH-1994.pdf) Matthiessen, P. & Gibbs, P.E. (1998). Critical appraisal of the evidence for tributyltin-mediated endocrine disruption in molluscs. Environ Toxicol Chem 17: OSPAR (1998). The Report of the Third OSPAR Workshop on Ecotoxicological Assessment Criteria. Part I and II, The Hague, November OSPAR (2003). Harmonisation of Criteria for the Assessment of TBT-specific Biological Effects, presented by the Netherlands, Meeting of the working group of monitoring (MON), December 2003 in Copenhagen, document MON 03/3/1-E Stäb, J.A., Traas, T.P., Stroomberg, G., van Kesteren, J., Leonards, P., van Hattum, B., Brinkman, U.A.T. & Cofino, W.P. (1996). Determination of organotin compounds in the foodweb of a shallow freshwater lake in the Netherlands. Archives of Environmental Contamination and Toxicology 31: Ten Hallers-Tjabbes, C.C., Wegener, J.-W., Van Hattum, B., Kemp, J.F., Ten Hallers, E., Reitsema, T.J. & Boon, J.P (2003). Imposex and organotin concentrations in Buccinum undatum and Neptunea antiqua from the North Sea: relationship to shipping density and hydrographical conditions. Marine Environmental Research 55: TGD (2003). Technical Guidance Document on Risk Assessment in Support of Commission Directive 93/67/EEC on Risk Assessment for New Notified Substances and Commission Regulation (EC) No 1488/94 on Risk Assessment for Existing Substances and Directive 98/8/EC of the European Parliament and the Council Concerning the placing of biocidal products on the market. Part II. VTT (2002). Statistical analyses of the Baltic Maritime traffic Case: Oil transportation. Final report from VTT Industrial Systems for the Finnish Environment Institute and the Finnish Ministry of Traffic and Communications, 153sider, tilgængelig fra ( 39

41 FORUM SKAGERRAK II SAMARBETE FÖR RENARE HAV OCH KUSTER Regionerna runt Skagerrak, i Sverige, Norge och Danmark, samarbetar i EU-projektet Forum Skagerrak II. Syftet är att öka kunskapen och genomföra konkreta åtgärder för ett renare och attraktivare hav med omgivande kuster. Arbetet bedrivs tillsammans med statliga organisationer och andra intresserade. PROJEKTET OMFATTAR SJU OMRÅDEN: Övergödning i havet Miljöfarliga ämnen, nedskräpning och oljeutsläpp Fisk- och skaldjursfrågor Planeringsfrågor för kusten Samordnad miljöövervakning Ökad kunskap om känsliga djupa havsbottnar Informationsarbete. SAMARBEID OM RENERE HAV OG KYSTER Regionene rundt Skagerrak, i Norge, Sverige og Danmark, samarbeider i EU-prosjektet Forum Skagerrak II. Hensikten er å øke kunnskapen og gjennomføre konkrete tiltak for et renere og mer attraktivt hav med omkringliggende kyster. Arbeidet foregår i samarbeid med statlige organisasjoner og andre intresserte. PROSJEKTET OMFATTER SYV ULIKE OMRÅDER: Overgjødsling i havet Miljøfarlige stoffer, forsøpling og oljeutsipp Fisk- og skalldyr Planlegging av kystsonen Samordnet miljøovervåking Økt kunnskap om utsatte dype havbunner Informasjonsarbeid. SAMARBEJDE OM RENERE HAV OG KYSTER Regionerne omkring Skagerrak, i Danmark, Sverige og Norge, samarbejder i EU-projektet Forum Skagerrak II. Formålet er at få mere viden og gennemføre konkrete tiltag for et renere og mere attraktivt hav med omgivende kyster. Projektet foregår i samarbejde med statslige organisationer og andre interesserede. PROJEKTET ARBEJDER INDEN FOR FØLGENDE SYV OMRÅDER: Tilførslen af næringsstoffer til Skagerrak Miljøfarlige stoffer, affald og oliespild Fisk og skaldyr Planlægning i kystzonen Koordineret miljøovervågning Øget kendskab til bundforhold i de dybe dele af Skagerrak Formidling af ny viden om Skagerrak PARTNERS SWEDEN Länsstyrelsen Västra Götalands län Västra Götalandsregionen Fiskeriverket Tjärnö Marinbiologiska Laboratorium SMHI DENMARK Nordjyllands Amt NORWAY Østfold fylkeskommune Fylkesmannen i Østfold Fylkesmannen I Vestfold Telemark fylkeskommune Fylkesmannen i Telemark Aust-Agder fylkeskommune Fylkesmannen i Aust-Agder Vest-Agder fylkeskommune Fylkesmannen i Vest-Agder Fiskeridirektoratet, Region Skagerrakkysten Fagrådet Yttre Oslofjord LINKED FOR A LIVING SEA AND COASTLANDS The regions in Sweden, Norway and Denmark bordering Skagerrak collaborate in the EU project Forum Skagerrak II. The aim is to widen the knowledge of and deliver concrete actions for a cleaner and more attractive sea and coasts. The project work involves governmental and regional organisations as well as other interested parties. THE PROJECT INCLUDES WORK IN SEVEN AREAS: Eutrophication Hazardous substances, marine litter and oil spills Fish and shellfish issues Integrated coastal zone management and planning Coordinated environmental monitoring Mapping for increased knowledge on sensitive deep sea beds Dissemination of information. LINKED FOR A LIVING SEA AND COASTLANDS Forum Skagerrak ll Fyrbodals kommunalförbund Box 305 SE Uddevalla Sweden Telefon +46 (0) [email protected]