Mikroskopiska antropogena
partiklar i marina sediment
Andrea Johansson
Uppsats för avläggande av naturvetenskaplig kandidatexamen i
Marina vetenskaper
30 hp
Institutionen för Marin Ekologi
Göteborgs universitet
Contribution number
548
Detta examensarbete i marin ekologi har genomförts på Sven Lovén Center för marina vetenskaper
Kristineberg i samarbete med N-research AB.
Handledare: Fredrik Norén på N-research AB
Stefan Agrenius på Institutionen för marin ekologi på Göteborgs Universitet
Examinator: Susanne Baden på Institutionen för marin ekologi på Göteborgs Universitet
2
Innehåll
1
2
3
Introduktion..................................................................................................................................... 5
1.1
Plast i havet ............................................................................................................................. 5
1.2
Ekologiska aspekter ................................................................................................................. 6
1.3
Syfte ......................................................................................................................................... 7
Material och metod ......................................................................................................................... 8
2.1
Område och provtagningsstationer ........................................................................................ 8
2.2
Provtagning ............................................................................................................................. 9
2.2.1
Sediment.......................................................................................................................... 9
2.2.2
Organismer ...................................................................................................................... 9
2.2.3
Flottering ....................................................................................................................... 10
2.3
Karaktärisering av fibrer och partiklar................................................................................... 11
2.4
Kontroller............................................................................................................................... 11
2.5
Fekalieanalys ......................................................................................................................... 12
2.6
Statistik .................................................................................................................................. 12
Resultat.......................................................................................................................................... 13
3.1
4
5
Fiber- och partikelkoncentration i sediment ......................................................................... 13
3.1.1
Karaktärisering av partiklar ........................................................................................... 14
3.1.2
Förekomst längs med en djupgradient.......................................................................... 14
3.2
Kontroller............................................................................................................................... 15
3.3
Fekalieundersökning ............................................................................................................. 16
Diskussion ...................................................................................................................................... 17
4.1
Partiklar i marina sediment ................................................................................................... 17
4.2
Kontroller............................................................................................................................... 19
4.3
Fekalieundersökning ............................................................................................................. 19
4.4
Slutsats .................................................................................................................................. 20
Källförteckning............................................................................................................................... 21
APPENDIX 1 ........................................................................................................................................... 24
Fotografier från fekalieundersökning................................................................................................ 24
APPENDIX 2 - Utförlig metodbeskrivning .............................................................................................. 30
Flottering ....................................................................................................................................... 30
APPENDIX 3 – Metodutveckling ............................................................................................................ 31
Kontaminering ............................................................................................................................... 31
Metodkontroll ............................................................................................................................... 32
Slutsats av metodutveckling.............................................................................................................. 33
APPENDIX 4 - Resultat från fiberundersökning och förslag på förbättringar ........................................ 35
Förbättringar ..................................................................................................................................... 36
3
Abstract
Waste from human activity is a continuous threat to the environment. Plastic debris and tire wear
particles constitutes long lived anthropogenic particles in the marine environment. The distribution
of small particles in the environment is poorly understood and very sparsely studied. Earlier studies
on anthropogenic waste in the sea have focused on visible litter or chemical substances in our sea.
We studied the microscopic fraction of possible anthropogenic particles, such as plastic fibers,
asphalt- and tire wear particles. By examining sediments from six bottoms at four different depths on
the Swedish west coast, this study found that microscopic anthropogenic particles are more
abundant in shallow bottoms in contrast to deeper bottoms. Black particles were the most common
type of particles in the shallow bottoms. These can origin from tire wear particles or asphalt particles,
and a partial material study of the black particles supports the latter hypothesis. This study also
shows that faeces from invertebrates that live on soft bottoms contain high concentrations of
microscopic fibers.
Due to high contamination which makes the results unreliable, fibers were excluded from the results.
Possible methodology improvements are discussed.
4
1 Introduktion
1.1 Plast i havet
Plast i havet förekommer inte bara som makroskopiskt skräp (plastförpackningar, fiskegarn etc.)
utan även som små mikroskopiska partiklar. Mikroavfall kan vara fibrer eller partiklar som kommer
från större plastartiklar som brutits ner av UV-strålning och turbulens . En annan typ kan vara
mikropartiklar som kommer till havet i dess befintliga form via avrinning från land eller reningsverk.
Flytande tvål och peelingkrämer innehåller små plastbitar, främst av polyeten (<0,5 mm) (Zitko och
Hanlon 1990, Gregory 1996). Vissa kontaktlinsrengöringsmedel innehåller också små bitar av plast i
storlekar under 0,1 mm. Vissa typer av sfäriska partiklar i storleken 0,5-2,0 mm som återfinns i havet
anses generellt vara plastpellets som är basmaterialet till olika typer av plastartiklar och som skeppas
över haven mellan tillverknings- och bearbetningsfabriker. Gregory (1996) poängterar i sin artikel att
risken att nedbrytningsflagor från större plastbitar, plast från hudvårdsartiklar etc. löper en
överhängande risk att till slut hamna i olika vattendrag och att det finns en risk att dessa påverkar
meiofaunan i sediment i tidvattenzonen.
Termen plast omfattar en mängd olika syntetiska polymerer. Naturliga polymerer finns i t.ex.
cellulosa. När man pratar om plast syftar man till syntetiska polymerer, t.ex. polymeren polyeten som
är uppbyggd av eten-monomerer. Den globala produktionen av plast har stadigt ökat sedan 1950talet. Fram till år 1988 var det tillåtet att dumpa sopor från båtar i havet men MARPOL1
konventionen från 1988 satte stopp för dumpning av skräp i länder som var anslutna till FN organet
IMO, International Maritime Organization. Problemet med framförallt det svårnedbrytbara flytande
plastskräpet hade blivit alltmer påtagligt. Carpenter och Smith (1972 a, b) publicerade två artiklar där
de rapporterade fynden av små plastbitar, 0,25-0,5 cm, i västra Sargassohavet och i havet utanför
södra New England. De konstaterade att plastfragmenten innehöll PCB som troligen hade
ackumulerats från omgivande havsvatten och att plastbitarna även återfanns i åtta av 16 undersökta
fiskarter från samma område. Carpenter förutsåg då att dessa kan utgöra ett hot mot fisken p.g.a.
förstoppning till följd av att plastpartiklar inte bryts ner i mag-tarmkanalen (Carpenter et. al 1972, a).
Samma typ av plastbitar hittades också i norra Atlanten (Colton et al. 1974). De första noterade
fynden i Sverige gjordes av fiskare på västkusten som regelbundet fick med plastfilm i trålen när de
fiskade i Skagerack (Holmström 1975).
Charles Moore och hans kollegor inventerade 2001 antalet mikroskopiska plastpartiklar i norra stilla
havet (North Pacific Central Gyre). De kunde konstatera att den sammanlagda massan, mätt som
torrvikt, av de syntetiska polymererna uppgick till 6 ggr mer än planktonbiomassan. Plasten förekom i
form av tunn plastfilm, fibrer från fiskelinor och små plastbitar med okänt ursprung, antagligen rester
av större plastartiklar som gradvis brutits ner av UV-strålning och mekaniskt slitage (Moore et al.
2001). I prover från CPR (Continous Plankton Recorder), som handelsflottan i atlanten samlar in
planktonprover med, samt i bottensedimentprover från Englands ostkust, har man funnit
antropogena partiklar, främst olika typer av polymerer (Thompson et al. 2004). Förekomsten av
partiklar i sedimenten varierade mellan 10 och 110 partiklar per liter sediment. De minsta
1
International Convention for the Prevention of Pollution from Ships
5
detekterade partiklarna var av fibrös karaktär och hade en diameter runt 20 µm (Thompson et al.
2004). Partikelkoncentrationen av plast från CPR-näten visade sig stämma väl överens med den
ökade världsproduktionen av plast. Studier i svenska vatten har utförts av Norén (2009) där han
använt planktonhåvar med finare maskvidder (20µm i jämförelse med tidigare zooplanktonhåvar på
500µm). Detta resulterade i att betydligt fler partiklar återfanns i vattenmassan med koncentrationer
på upp till 10 000 m-3.
Svarta partiklar förekommer suspenderade i havet och kan, förutom naturliga ämnen som
mineraler och reducerade organiska partiklar, även vara t.ex. rester från oljeutsläpp (Horn et al
1970). Vidare är biltrafiken är en källa till svarta partiklar från bildäck och asfalt (Wik et al. 2008, Wik
och Dave 2008). Liknande svarta partiklar har även hittats i planktonprov utförda av Norén (2009)
från svenska kusten. Vägpartiklar – däck och asfalt, har sedan länge varit kända för att innehålla
cancerogena ämnen, bland annat polyaromatiska kolväten (PAH)(Rogge et. al 1993) varav vissa är
hälsofarliga. Däckslitage varierar mellan 0,006 till 0,09 g km-1 per däck (Rogge et al. 1993).
Bildäckspartiklar kan i extrema fall i närheten av tungt trafikerade vägar utgöra nära 5 % av den
totala massan sediment i kustnära områden (Spies, Andresen och Rice 1987).
1.2 Ekologiska aspekter
Hos större djur, t.ex. sjöfåglar, sälar och sköldpaddor, har man främst iakttagit mekaniska
komplikationer vid förtäring av större plastbitar (>1 cm), så som kvävning, blockerade tarmsystem
och störningar i tarmfunkton eller reducerad aptit och tillväxt (Derraik 2002, Robards et. al 1995).
Komplikationerna uppstår till följd av att plast inte bryts ner i magar och därmed stannar kvar i
magen eller fastnar i tarmarna . I magen ger plasten en falsk mättnadskänsla och hindrar organismen
från att få i sig tillräckligt mycket näring.
Mindre plastpartiklar har iakttagits i olika typer av organismer . Fem millimeter stora larver av
vinterflundra (Pseudopleuronectes americanus) innehöll runda plastpartiklar som var 0,5 mm stora
(Carpenter et. al. 1972). Fyra typer av sjögurkor har i labbförsök ätit PVC-fragment (polyvinylklorid),
PVC-pellets och nylonfibrer (Graham och Thompson 2009). Mindre plastbitar av medelstorleken 4
mm har hittats i avföring från pälssälar. Plasten har de dels fått i sig genom att äta plastbitarna direkt
men också från fisk som i sin tur misstagit plastpartiklarna för föda (Eriksson och Burton 2003). Detta
innebär att plast kan ha en negativ effekt genom att ”späda” ut energiöverföringen i näringsväven
Utöver de rent energimässiga och mekaniska hoten som svårnedbrutna födoliknande föremål
utgör, finns också mer ekotoxikologiska aspekter hos syntetiska polymerer och vägpartiklar (Teuten
et. al 2009, Wik och Dave 2008). Då plastprodukter produceras tillsätts olika typer av organiska
föreningar, additiv, för att ge den slutgiltiga produkten önskade egenskaper. Dessa additiver läcker
kontinuerligt ur plasten som en del av nedbrytningsprocessen i havet och de organiska additiverna
har visat sig utgöra ett potentiellt hot mot marin biota (Teuten et. al. 2009). Kemikalien bisfenol A,
som är monomeren i plasttypen polykarbonat, läcker ur plasten och påverkar organismers
hormonsystem (Feldman och Krishnan 1995). Även östrogenhalten i t.ex. däggdjur (Vandenberg
2007) och mollusker (Oehlmann et al 2000) påverkas då de har en hormonliknande uppbyggnad. Det
kan leda till försenad ägglossning och därmed reproduktionssvårigheter vid missmatch mellan
parningssäsong och tidpunkten för ägglossning (Derraik 2002).
Plasters hydrofoba egenskaper förser också olika typer av hydrofoba föreningar en yta att
ackumuleras på, till exempel PCB och DDE (Teuten et. al 2009; Mato et. al 2001) . De flesta typer av
6
plast har en positiv flytkraft och uppehåller sig under en längre period i det översta millimetertjocka
lagret vatten där det bryts ned av ultraviolett strålning och påverkas mekaniskt av vågor. I det övre
lagret vatten hittar man också upp till 500 ggr högre halter av miljögifter än det omkringliggande
vattnet (Wurl och Obbard 2004). Detta innebär att nytillförd ren plast snabbt kan ackumulera stora
halter miljögifter som sedan efter vittring och nedtyngande av organismer transporteras med till
botten med övrigt sedimenterade material (Wurl och Obbard 2004). Miljögifter kan sedan teoretiskt
sett införas i näringsväven då organismer som t.ex. polychaeter (Thompson 2004), fiskyngel
(Carpenter 1970) och små frisimmande crustaceaer (Bern 1990) misstar små plastpartiklar för föda.
Huruvida dessa mikroskopiska antropogena partiklar påverkar marin biota och i vilken utsträckning
de toxiska ämnena ackumuleras i näringskedjan är ännu oklart. Hos större djur finns det dock
indikationer på att det finns en korrelation mellan massintaget av plast och koncentrationen av PCB i
fettvävnaden hos större lira (Puffinus gravis) (Teuten et. al. 2009, Mato et. al. 2001). PCB och DDE är
ämnen som kan sänka steroidnivåerna i djur, försena ägglossning och försvåra reproduktion.
Kolvätet fenantren är ett PAH som förekommer i oljebaserade produkter som t.ex. asfalt och
bildäck. Fenantren tillförs akvatiska system bland annat via dagvatten som leds ut i havet. Där
absorberas fenantren, liksom andra hydrofobiska föreningar, bland annat av kringflytande plast.
Beräkningar visar att endast 1 ppm fenantrenkontaminerad plast (polyeten), som uppehållit sig i
vattenytan och som sedan sjunkit ner till sedimentet räcker för att höja koncentrationen av
fenantren i sandmaskens (Arenicola marina) vävnad med 80 % jämfört med kontrollsediment (Teuten
et. al 2007). Bildäckspartiklar består av en rad olika komponenter, från gummi och olja till olika typer
av plaster. Bildäckspartiklar som hamnar i havet kan, om de äts av bottenlevande organismer, läcka
PAH till dessa (Voparil et. al. 2004).
Organiska ämnen läcker ur partiklar med olika hastigheter. Detta beror delvis av storleken på
partikeln, där den så kallade desorptionshastigheten ökar med minskad storlek (Teuten et. al 2009).
Det betyder teoretiskt att mindre partiklar behöver kortare tid i en organism för att hinna läcka mer
av de adsorberade organiska föroreningarna. Hastigheten beror också på materialets
sammansättning hos partikeln på vilken de organiska ämnena adsorberats. Plast har visat sig
ackumulera organiska miljögifter i högre grad än naturliga sediment.
Att inventera förekomsten av mikroskopiska antropogena partiklar i marina sediment har blivit en
aktuell angelägenhet till följd av att riskerna kring plasters och andra antropogena partiklars negativa
miljöpåverkan har blivit kända. De minsta partiklar har en potential att påverka i organismer långt
ner i näringsväven där de mekaniskt och toxiskt har en negativ inverkan. En möjlig bioackumulation
av gifterna gör att organismer högre upp i näringsväven kan påverkas, och i förlängningen även nå
oss människor.
Mikroskopiska antropogena partiklar, eller mikroavfall, definieras i denna rapport som partiklar i
storleksintervallet 20 µm – 2 mm vilka inte har något naturligt ursprung i havet utan är producerade
av människan.
1.3 Syfte
Studien avser att studera en avgränsad del av antropogena partiklars kretslopp i havet och belysa
en hittills missad storleksfraktion av partiklar, hur de antropogena mikropartiklar fördelar sig på
marina sedimentbottnar på olika djup och om organismerna där konsumerar dessa. Studien syftar
7
också till att uppskatta koncentrationen av det antropogena mikroavfallet i sedimenten. I samband
med detta utvecklades också en provtagningsmetod för kvantifiering och karaktärisering av
mikroavfall i storleksintervallet 20 µm – 2 mm i marina sediment.
2 Material och metod
2.1 Område och provtagningsstationer
Sex olika stationer med olika djup provtogs i Gullmarsfjorden. Fjordens djup går från 40 meter, vid
tröskeln, till 120 meter i Alsbäck, där det är som djupast. Vattnet i Gullmarsfjorden är stratifierat i tre
skikt och påverkas av Jutska strömmen från Danmark, grunda Baltströmmen från Östersjön och
inbrott av djupvatten från Atlanten.
Stationerna som undersöktes valdes ut med hänseende till tillgänglighet och bottentyp. Alsbäck är
en ackumulationsbotten och den djupast belägna punkten i Gullmarsfjorden med sina 118 meter.
Station Gullmarsfjorden är belägen på 60 meters djup innanför tröskeln. Blåbergsholmen ligger på ca
38 meters djup och är belägen strax utanför tröskeln i ett mer strömmande vatten. Samtliga djupa
stationer ligger väl under det översta språngskiktet vabligen på 10-15 m. Alsbäck ligger under även
det djupa språngskiktet på ca 40-60 m. Djupet på stationerna Pinnevik, Blåbergsholmen vik och
Bökevik är ca 1 meter vid medelvattennivå. - Station Pinnevik är en grund transportbotten och ligger i
en delvis skyddad vik vars bottenmaterial utgörs av fin sand. Strandnära Blåbergsholmen är också en
transportbotten beståendes av sand och grus. Troligen utsätts stranden vid Blåbergsholmen för
störst vattenrörelser till följd av de omgivande berghällarnas vinkel mot det öppna vattnet. Bökevik
ligger i en skyddad vik och är en långgrund sandbotten med jämförelsevis högt organiskt innehåll.
8
Figur 1. Karta över studieområdet Gullmarsfjordens läge på Svenska västkusten och lokalisering av provtagningstationer
(röd text). Alsbäck 118 m, Gullmarsfjorden 60 m, Blåbergsholmen 38 m, strandnära Blåbergsholmen vik 1 m, Bökevik 1 m,
Pinnevik 1 m
2.2 Provtagning
2.2.1 Sediment
Provtagningen på de djupa sedimentationsbottnarna gjordes med box corer med arean 0,1 m2. På
varje lokal gjordes fem bottenhugg från vilka 100 ml sedimentprov togs med en avskuren 60-ml
spruta från den ostörda sedimentytan och ca fem centimeter ned i bottenmaterialet.
Sedimentprovet trycktes sedan ner i en 500-ml glasflaska och förslöts därefter genast med skruvkork.
Provtagningssprutan rengjordes med havsvatten mellan varje huggtillfälle. Huggaren rengjordes
mellan varje provtagningsstation.
De grunda transportbottnarna provtogs för hand genom att vada ut en bit från stranden och provta
direkt från botten med 60-ml sprutan. Proverna behandlades sedan som ovan.
2.2.2 Organismer
För att undersöka i vilken utsträckning plastpartiklar och fibrer finns i bottendjurens tarmsystem
samlades organismer in från lokalerna Blåbergsholmen (38 m) och Alsbäck (118 m). Detta gjordes i
samband med huggen för sedimentproverna. Efter att sedimentet provtagits med spruta för
partikelanalys samlades de översta 20 centimetrarna från sedimentet av med skyffel och lades i
backar. Totalt samlades två backar in från varje lokal. En back från resp. plats ställdes för förvaring
9
med rinnande djupvatten och en back sållades genom 1 cm och 0,5 cm såll för att samla ihop
organismer. Dessa organismer placerades sedan i backarna som ställts upp för förvaring.
2.3 Flottering
Flottering är en metod som används för att åtskilja partiklar med olika densitet. Metoden i denna
undersökning har utvecklats från en grundidé från Thompsons (2004). Sediment blandas med en
vätska av högre densitet än de partiklar man vill undersöka. Partiklar som har högre densitet än
vätskan faller till botten och de med lägre flyter upp till ytan. Därefter kan supernatanten separeras
från bottenmaterialet och de suspenderade partiklarna kan avlägsnas genom filtrering.
Avjoniserat vatten (MilliQ 0,4 l) blandades med 240 g natriumjodid (NaI, puriss) och justerades för
att få en densitet på 1,4 kg/l. Därefter tillsattes några droppar diskmedel (YES) till lösningen. NaIlösningen filtrerades för att avlägsna ev. damm och partiklar genom ett glasfiberfilter (Munktells GFF
kval. MGC för suspenderade ämnen i recipienter) till en ren behållare varifrån vätskan sedan
fördelades i de fem provflaskorna plus en kontrollflaska av samma slag som ej innehöll sediment.
Proverna slammades upp genom att röra häftigt med en glasstav i 30 sekunder. Samtliga fem prover
från samma station inklusive kontrollflaskan behandlades parallellt. Proverna sedimenterade mellan
fyra till åtta timmar beroende på vilken bottentyp som analyserades då t.ex. organiskt material tog
längre tid att sedimentera. Vid otillräcklig sedimentationstid fastnade höga halter av fint
bottenmaterial på filtren som därmed täpptes igen alltför snabbt. Prover från samma station tilläts
sedimentera lika lång tid.
Supernatanten sögs upp med sugrör av glas (se fig. 2) genom en filterhållare i vilken ett nätfilter
(utskuret håvtyg för fytoplankton) med en maskvidd på 10 µm placerats. Innan sugröret sattes ned i
sedimentprovflaska rengjordes rör och kork med destillerat vatten och torkades av med dammfri
trasa fuktad med aceton för att undvika att eventuella dammpartiklar som fastnat på instrumenten
skulle följa med ner i provflaskan. Innan filtret placerades i filterhållare tillsågs att gummipackning
och insidan av filterhållaren var ren och att inga sedimentrester fanns kvar. Filtren torkades innan
inplacering i filterhållaren av med trasa fuktad med aceton (se fig. 16 och 17 i appendix 4). Sugrörets
öppning placerades ca 1 cm ovanför sedimentytan. Cirka 380 ml av ca 400 ml tillsatt vätska sögs upp
ur provflaskorna efter fullföljd sedimentationstid.
Efter filtrering tilläts uppsugningsröret suga luft en kort stund. På detta sätt sögs all vätska ur
slangen helt genom filtret, därefter torrlades filtret i filterhållaren vilket underlättade senare analys
under lupp och medförde också att inga partiklar rann av filtret vid urtagningen ur filterhållaren.
Filtret plockades därefter ur filterhållaren med pincett och lades i märkt petriskål med lock för analys
i lupp (20-40x). För att undvika rester efter föregående prov i slangar och filterhållare sögs efter varje
prov 1 liter destillerat vatten med diskmedel genom apparaturen utan filter i filterhållaren. Därefter
placerades ett nytt filter i filterhållaren efter avtorkning med aceton. Natriumjodidens densitet
kontrollerades genom vägning och justerades efter varje fullföljd filtreringsprocess, därefter
filtrerades den genom ett glasfiberfilter. Lösningen hälldes åter i flaskorna med proverna som
slammades upp och sedimenterade för att sedan filtreras. Proceduren upprepades totalt tre gånger
(se appendix 2 för en mer detaljerad metodbeskrivning).
10
Figur 2. Konstruktion av analysmaterial för flottering av partiklar i sediment. Ett luftfilter (A) eliminerar luftburna partiklar
från insug. Supernatanten med suspenderade partiklar sugs upp genom sugröret (-B), se gul pil, och vidare genom ett filter i
filterhållare( C) där suspenderade partiklar fastnar. Dessa filter analyserades sedan under lupp där antropogena partiklar
karaktäriserades och räknades. En vakuumpump (D) driver systemet.
2.4 Karaktärisering av fibrer och partiklar
Nätfiltren analyserades i lupp (4-40x). Fibrer och partiklar som beroende på färg eller form avvek
från det som i proverna ansågs vara organiskt material antecknades och räknades. För att undersöka
materialet i de svarta partiklarna lades dessa på ett objektsglas och värmdes försiktigt över en öppen
låga. Detta förfarande visar om partiklarna smälter eller ej (oljerika partiklar smälter medan
organiska eller gummipartiklar ej smälter).
Flotteringsmetoden i sig är en del i karaktäriseringen då mineralogena partiklar vilka har högre
densitet än flotteringsvätskans, ex den svarta mineralen biotit har ρ~3 kg/dm3. Kvar återstår
organiska partiklar av olika slag.
Vita fibrer och genomskinliga partiklar har inte noterats i denna undersökning. Risken för att dessa
kommit in i sedimentproverna under analysprocessens gång ansågs alltför stor i och med att vita
material användes under analyserna, så som vit labbrock, vit trasa som användes för att rengöra
filter, och vita filter. Torkade nematoder och vissa bentiska kiselalger kan också likna vita fibrösa
partiklar.
2.5 Kontroller
För att kvantifiera kontaminering provtogs sediment som antogs ha sedimenterat innan bilar, asfalt
och plast hunnit göra något avtryck i naturen. Kontrollsediment togs i samband med proverna från
Alsbäck. Sedimentprover från botten av varje box corer togs genom att ta ut ett prov från sidan på
sedimentet efter att huggaren försiktigt avlägsnats. Provtagningssprutan stacks in i sedimentpelarens
sida ca 50 centimeter under sedimentytan. Detta i ett lager som uppskattningsvis sedimenterade för
70-80 år sedan (Nordberg et. al. 2000).
11
För att undersöka kontaminering under filtreringsprocessen gjordes kontrollfiltreringar av NaIlösningen parallellt med sedimentproverna. Den filtrerade natriumjodidlösningen som användes för
flottering av sedimentproverna kontrollerades kontinuerligt under analysrocessen genom att flaskor
med NaI-lösning processades utan sediment. Sediment- och NaI-kontrollerna användes sedan för att
utvärdera säkerheten i metoden, och därmed se risken för att laboratioriemiljön bidrog till
kontaminering av fibrösa och icke fibrösa partiklar till sedimentproverna från
provtagningsstationerna (se vidare i avsnitt 3.1 och 3.2).
2.6 Fekalieanalys
Sediment och organismer som samlats in från Alsbäck och Blåbergsholmen sållades genom 10 och 5
mm såll och organismerna artbestämdes och sorterades i behållare efter art och station. Innan
placering i behållare sköljdes evertebraterna noga i havsvatten för att avlägsna sedimentrester. Efter
ca 15 timmar samlades avgivna exkrementer från botten av behållaren upp med pasteurpipett och
placerades i rena glasbehållare sorterade efter art och station.
Analysen av fekalierna gjordes i lupp och mikroskop. Fekalierna lades i en petriskål och
fotograferades och fibrösa partiklar räknades.
Tabell 1. Sammanställning över de arter vars fekalier analyserades i tarmtömningsförsöket samt arternas födostrategier.
Art
Födostrategi
Amphiura chijaei
Lerbottenormstjärna
Är en depositionsätare och lever på lerbottnar. (Hayward och
Ryland 1995)
Amphiura filiformis
Lerbottenormstjärna
Lever på sandiga lerbottnar eller lerbottnar. A. filiformis är en
suspensionsätare. (Hayward och Ryland 1995)
Brissopsis lyrifera
Lyrsjöborre
Lever i lerbottnar. Äter av sedimentet under sedimentytan men
även från själva sedimentytan (Hollertz 2002).
Melinna cristata
Rörbyggande
havsborstmask
Scalibregma inflatum
Sedimentlevande
havsborstmask
Terebellides stroemi
Rörbyggande
havsbortsmask
Lever på lerbottnar. Äter från sedimentytan. (Fauchald och
Jumars 1979)
Lever på lerbottnar. S. inflatum är en grävande depositionsätare..
(Fauchald och Jumars 1979)
Lever på sand- eller lerbottnar. Äter från sedimentytan. (Fauchald
och Jumars 1979)
2.7 Statistik
Hur koncentrationen av antropogena partiklar förändrades med djupet testades i en
regressionsanalys. Samtliga beräkningar inkl. figurer gjordes i PASW Statistics 18 (SPSS).
12
3 Resultat
3.1 Fiber- och partikelkoncentration i sediment
Bottnarna som provtogs i denna undersökning skiljde sig åt i både sedimentkaraktär och fauna.
Sediment vid Alsbäck (118 m) och Gullmarsfjorden (60 m) består uteslutande av finsilt och lera med
jämförelsevis hög vattenhalt och organiskt innehåll. Blåbergsholmen (38 m) har ett betydligt mer
sandigt sediment med lägre innehåll av organiskt material. Alsbäck dominerades av olika typer av
polychaeter (främst de sedimentätande havsbortsmaskarna Melinna cristata. och Scalibregma
inflatum.) medan botten runt station Blåbergsholmen dominerades av lerbottenormstjärnan
Amphiura filiformis med inslag av sjöfjäder, Pennatula phosphorea. På station Gullmarsfjorden
hittades Ophiura spp.
Antalet fibrer i sedimentet var lägre än antalet fibrer återfunna i kontrollerna (kontrollsediment +
metodkontroll för filtreringen) vilket visade att osäkerheten i metoden är för stor för att kunna dra
några slutsatser. Resultatet, metodiken och dess vidareutveckling diskuteras vidare i appendix 4
Antalet partiklar i sedimentet på samtliga lokaler var högre än antalet partiklar i kontrollerna
(kontrollsediment + metodkontroll för filtrering). På de fyra grundare lokalerna var skillnaden
signifikant. Bökevik hade det högsta partikelinnehållet med en medelkoncentration av 104 st
partiklar 100 ml-1. Alsbäck och Gullmarsfjorden hade de lägsta partikelkoncentrationerna runt 10 st
partiklar 100 ml-1 vilket inte är någon signifikant skillnad mot kontrollsedimentet (se figur 3 samt
tabell 2). Merparten av partiklarna i de grunda bottnarna utgjordes av svarta partiklar (se tabell 3).
Figur 3. Diagram över partikelkoncentrationen i sedimentet vid de olika lokalerna. Felstaplar visar standardavvikelse. Den
streckade linjen visar medelantalet partiklar funna i kontrollsedimentet.
13
Tabell 2. Tabell över stationer där proverna tagits med genomsnittet av antal fibrer och partiklar per station (fem prover
togs per station).
Antal partiklar i sediment
Station
Gullmarsfjorden 60 m
Blåbergsholmen 38 m
Alsbäck 118 m
Bökevik 1 m
Pinnevik 1m
Blåbergsholmen vik 1 m
Kontrollsediment
Snitt antal
partiklar/100 ml sediment
10,8
24,2
9,6
104,4
28,4
18,2
7,8
Standardavvikelse
3,4
6,9
5,9
62,7
9,2
6,0
2,9
3.1.1 Karaktärisering av partiklar
Av de partiklar som hittades dominerade de svarta partiklarna, se tabell 3. Övriga partiklar som
hittades var främst röda eller gröna partiklar.
Tabell 3. Tabell över karaktäriserade partiklar och relativ förekomst på provtagningsstationerna.
Andel karaktäriserade partiklar i sediment
Stor svart
part. >1mm
Svart part.
<1 mm
Röd partikel
Grön/turkos
partikel
Roströda
partiklar
Alsbäck Bökevik Pinnevik
Blåbergsholmen
vik
Gullmarsfjorden
Blåbergsholmen
22%
0%
0%
49%
31%
24%
75%
98%
98%
49%
65%
70%
0%
2%
2%
2%
4%
2%
0%
0%
0%
0%
0%
3%
3%
0%
0%
0%
0%
0%
De svarta partiklarna som hittades i prover från Bökevik analyerades delvis. Fem stycken partiklar
med en morfologi som liknade majoriteten av de svarta partiklar som hittats placerades på ett
objektsglas och värmdes sedan över öppen låga. Fyra av fem partiklar smälte och luktade starkt av
tjockolja vilket indikerar att de svarta partiklarna består av någon form av oljebaserat material
3.1.2 Förekomst längs med en djupgradient
Regressionsanalys visar att partikelkoncentrationen i sedimenter minskar signifikant med djupet på
lokalen (p = 0,02; R2= 0,17 ). Partikelkoncentrationen i sediment från station Bökevik uppgick till tio
gånger högre partikelinnehåll än den djupaste stationen Alsbäck (se figur 3).
Cochrans test styrker antagande om homogena varianser.
14
Figur 4. Regressionsgraf över partikelkoncentration och djup.
Tabell 3. Koefficient och signifikansvärde hos regressionsanalysen av partikelkoncentration och djup.
Model
Standardized
Unstandardized Coefficients
B
1
(Constant)
Djup
Coefficients
Std. Error
Beta
46,858
9,163
-,391
,163
t
-,413
Sig.
5,114
,000
-2,397
,023
a. Dependent Variable: Antal partiklar
Tabell 4. R-värden för regressionsanalysen av hur partikelkoncentration varierar med djup.
Model
1
R
R Square
,413
a
,170
Adjusted
Std. Error of the
R Square
Estimate
,141
38,177
a. Predictors: (Constant), Djup
3.2 Kontroller
Data från fibrer och partiklar från filtrerad natriumjodid presenteras i tabell 5. Se tabell 2 för
resultat från kontrollsedimentet. Antalet fibrer funna i filtrerad natriumjodid varierade i större
utsträckning än antalet fibrer funna i sedimenten. Se appendix 4 för diskussion och metodutveckling.
Antalet partiklar i kontrollsediment var 7,8 +/- 2,9 per 100 ml (n=5) samt 2,5 +/- 3,6 per provflaska
på kontrollfiltren där endast natriumjodid filtrerats (n=6). Se figur 3 samt tabell 5. Adderas de båda
felkällorna erhålls en möjlig felkälla på 10,4 partiklar per 100 ml sediment. Denna siffra överstiger
15
endast koncentrationen av partiklar i Alsbäck. Resterande stationers partikelkoncentrationer ligger
över eller väl över antalet partiklar i den summerade felkällan.
Tabell 5. Resultat från kontrollfiltrering av renad NaI-lösning.
Snitt antal
Partiklar per prov
Standardavvikelse
2,5
3,6
Kontrollfiltrering av
NaI-lösning
3.3 Fekalieundersökning
Arterna som samlades in för fekalieundersökningen finns i tabell 5. Totalt samlades sex olika arter
med olika födovalsstrategier in (se tabell 1), sammanlagt 85 stycken organismer. Fibrer fanns i
fekalier från samtliga organismer utom från Brissopsis lyrifera från Blåbergsholmen. Fekalierna från
ormstjärnan Amphiura filiformis och Amphiura chijaei hade den tätaste förekomsten av fibrer per
organism (3,4 resp. 1,6 per organism). Inga andra antropogena partiklar kunder noteras i fekalierna.
Svarta partiklar förkom men gick inte att urskilja från svarta mineralpartiklar p.g.a. deras ringa storlek
(>10 µm).
Tabell 4. Sammanfattning av fekalieundersökning. Tabell över organismerna som ingick i fekalieundersökninget tillsammans
med antal organismer, antal fibrer funna i fekalierna och antalet fibrer i genomsnitt per organism. Volymen fekalier
uppskattades utifrån ögonmått.
Lokal
Blåbergsholmen
Alsbäck
Organism
Brissopsis lyrifera
Amphiura filiformis
Amphiura chijaei
Brissopsis lyrifera
Scalibregma inflatum
Antal
organismer
4
30
10
2
23
Antal
fibrer
0
102
16
1
11
Fibrer/
organism
0
3,4
1,6
0,5
0,5
Fibrer/
ml fekalie
0
34
16
0,1
7,3
Vol.
fekalier
15 ml
3 ml
1 ml
10 ml
1,5 ml
Terebellides stroemi
7
2
0,3
1
2 ml
Melinna cristata
9
2
0,2
2
1 ml
16
4 Diskussion
4.1 Partiklar i marina sediment
Antropogena partiklar verkar ackumuleras i marina sediment. Vattenprov tagna utanför Släggö
(Norén 2009) innehöll 2420 partiklar per m3. Det ger en koncentration på 0,24 partiklar per 100 ml
havsvatten vilket motsvarar ca en hundradel av koncentrationen vi fann av partiklar i sedimentet.
Innehållet av partiklar i sedimentet förändras med djupet, där Bökevik uppgick till tio gånger högre
partikelinnehåll än den djupaste stationen Alsbäck. Djupets förklaringsgrad till hur partiklarna
fördelats över sedimenten uppgår endast till 17 %.
Detta beror bl.a. på att de tre bottnarna som provtagits från 1 meters djup varierar så kraftigt i
antal partiklar. En sannolik förklaring är att partiklarna härrör från landbaserade aktiviteter så som
transport och vägar. Det kan också förklara varför Bökevik hade en så hög koncentration av partiklar
(se figur 3 och tabell 2). Vintern 2009-2010 var en ovanligt snörik vinter och stora snömassor
placerades efter röjning nära vattendrag och stränder runt i Lysekil och Fiskebäckskil. Stora
snömassor placerades och tömdes i havet vid Gullmarsstrand alldeles nära Bökevik. De svarta
partiklarna som fanns i proven från Bökevik och som smälte över öppen låga var sannolikt
asfaltspartiklar som vid snösmältningen runnit ut med smältvattnet och sedimenterat på de
strandnära bottnarna. Vidare undersökningar krävs dock för att avgöra hur vanliga dessa partiklar är
och vilken deras huvudsakliga ursprungskälla är. En starkt bidragande orsak till de mycket höga
halterna av partiklar i Bökevik kan antas vara vikens skyddade läge med förhållandevis hög
deposition av organiskt material. För att undersöka om förklaringsgraden för koncentrationen av
antropogena partiklar försämras av resultaten från Bökevik gjordes ytterligare en regressionsanalys
där Bökevik utlämnades. Figuren nedan visar en regressionsanalys där Bökevik inte finns med i den
statistiska analysen.
Förklaringsgraden för koncentrationen av antropogena partiklar i sedimentet stiger därmed
avsevärt (R2=0.313). En längre provtagningsserie under flera årstider skulle utröna om trenden i med
höga koncentrationer i Bökevik är bestående eller om de höga halterna av svarta partiklar berodde
på en engånsföreteelse.
17
Figur 3. Regressionsgraf över partikelkoncentration och djup. Provtagningsstation Bökevik är inte med i denna
regressionsanalys.
Det faktum att koncentrationerna av partiklar i de grunda bottnarna varierar så stort tyder på att
djupet inte är den enda faktorn som bestämmer fördelningen av partiklarna. Exponeringsgraden
verkar spela in där skyddade vikar tenderar att ha en högre koncentration av partiklar än de mer
exponerade bottnarna har, liksom närheten till antropogena källor.
Den svaga sluttningen och skyddade läget i Bökevik gör att material ackumuleras här i större
utsträckning än på de övriga grunda bottnarna (Per-Olav Moksnes, muntl. Ref.). Tyngre partiklar, t.ex.
från bildäck och asfalt, sedimenterar snabbare än finare, lättare partiklar. Tyngre partiklar kommer
sedimentera närmre sin upphovskälla än de lättare. Kustnära sediment belägna runt städer och
avrinningsområden kan därmed förväntas innehålla en större andel tyngre antropogena partiklar.
Därmed finns alltså möjligheten att det inte bara är bottentypen som avgör abundansen av
antropogena partiklar man finner i sedimentet utan också avståndet från de antropogena källorna,
d.v.s. kuststäder, avlopp, avrinningsområden och fartygsleder. Vilket i så fall betyder att grunda
mjukbottnar som är belägna nära tätbebyggt område utsätts för högre belastning av antropogena
partiklar.
De svarta partiklar vi hittade och vilka antagligen bestod av olja i någon form kan ha sitt ursprung
från asfalt eller från utsläpp av tjockolja. Det senare kan då vara både från naturliga utsläpp via
reserver i havsbotten som från ett mänskligt utsläpp. Det senare är dock troligast då naturliga
utsläpp av olja främst sker vid tektonisk aktivitet runt kontinentalplattorna, något som inte är vanligt
runt svenska hav.
Utveckling av kartläggningen av antropogena mikropartiklar i marina sediment förutsätter en
fortsatt metodutveckling. En materialanalys av framtida provresultat behövs för att säkerställa källan
till de svarta s.k. vägpartiklarna som var mycket förekommande i sedimentproven. Är de
18
asfaltspartiklar och hur abundanta är de i sedimentet, hur är förhållandet mellan partiklar och
bottenfauna och kan dessa partiklar lokalt utöva toxiska effekter på flora/fauna? Grunda produktiva
mjukbottnar som Bökevik är skyddsvärda ur ett naturvårdsperspektiv. Vidare kartläggning av
trafikpartiklar och dess påverkan på kustnära fauna krävs för att ge en säkrare bedömning för hur
kommuner ska få dispens för att hantera sitt dagvatten och dumpa snömassor.
Genomskinliga partiklar och fibrer har helt utelämnats i analysen. Risken finns att antalet fibrer och
partiklar egentligen är betydligt högre om de antropogena mikropartiklarna i havet främst kommer
från genomskinliga eller vita plastmaterial. I Noréns undersökning från 2009 bestod 20-30 % av
fibrerna runt Lysekil av transparenta fibrer.
4.2 Kontroller
Kontrollvätska respektive kontrollsediment innehöll en fiberkoncentration som närmar sig den för
de undersökta bottnarna (Se tabell 5 i appendix 4). Detta ger en osäkerhet i slutledningen om
huruvida antropogena fibrer från de undersökta bottnarna i studien kommer från
provtagningsplatserna eller om de har hamnat i sedimentproverna som kontamination vid ett senare
skede. Trots osäkerheten i kontaminationshalten har en skillnad mellan djupa och grunda bottnar
kunnat detekteras, något som talar för att metoden ur en kvalitativ synvinkel fungerar. Däremot kan
vi i nuläget inte säga något om den sanna kvantiteten fibrer i marina sediment i Gullmarsfjorden.
Partikelkoncentrationen i de båda kontrollerna var relativt låg och kan därför anses vara försumbar.
Den slutna metoduppställningen som används i denna undersökning är den första i sitt slag.
Problematiken med kontaminering och metodbrister kvarstår. I nuläget finns ingen bra metod för att
undvika att antropogena fibrer och partiklar från sedimentproverna fastnar i analysmaterialet.
4.3 Fekalieundersökning
Resultatet från fekalieundersökningen visar att fibrer förekommer i fekalier från olika typer av
evertebrater med olika födostrategier. Tre av sex arter i denna undersökning sorterar ut föda som de
plockar från sedimentytan (Hayward och Ryland 1995). Amphiura filiformis är den enda av de
insamlade arterna som är en suspensionsätare. Antalet fibrer per individ var flest hos denna (se
tabell 4). Station Blåbergsholmen där djuren samlades in ligger på tröskeln till Gullmarsfjorden och
utsätts ofta för strömmande vatten vilket innebär att fina partiklar antingen inte sjunker till botten
eller resuspenderas och transporteras vidare. Chansen att en suspensionsätare samlar fibrer i sitt
födosök kan här vara större än hos en depositionsätare då suspensionsätare kontinuerligt exponeras
för strömmande vatten. Födosök hos dessa typer av organismer kan vara en möjlig väg för fibrer och
partiklar att överföras från vattenpelaren till sedimentet.
Bern, 1990 och Carpenter et. al, 1972 har visat att antropogena partiklar i den fria vattenmassan
ofta misstas för föda av zooplankton och fiskyngel och större vertebrater. Labbförsök har visat att
flera olika typer av sjögurkor (Holothuria) äter större antal plastpartiklar än förväntat vid
slumpmässigt födointag (Graham och Thompson 2008). Det kan tyda på att plastpartiklar på något
sätt attraherar sedimentlevande organismer i deras födosök.
Man kan anta att näringsintaget påverkas i högre grad hos selektiva depositonsätare än hos
oselektiva depositonsätare som transporterar stora mängder sediment genom sitt tarmsystem. De
allra minsta fraktionerna av de mikroskopiska plastpartiklarna kan omlokaliseras till vävnaden hos
19
vissa arter. En studie på blåmussla (Mytilus edulis) visade att mikroskopiska plastpartiklar (3,0 µm och
9,6 µm i diam.) har förmågan att vandra ut i vävnaden tre dagar efter att blåmusslan ätit dem för att
sedan stanna där i upp till 48 dagar (Browne et. al 2008). Därtill kan läggas att hydrofobiska organiska
föroreningar, t.ex. PAH, har större affinitet till en rad olika plaster (polyetylen, polypropen och
polyvinylklorid) jämfört med naturliga sediment (Teuten et. al 2007) och att dessa föreningar kan
frigöras från plasten av magsyra hos t.ex. Arenicola marina (Voparil och Mayer 2000 , Teuten et. al
2007). Att liknande små partiklar hittades på bottnar som innebos av blötdjur och polychaeter som
kan tänkas påverkas på liknande sätt gör att ytterligare kartläggning av mikroskopiska antropogena
partiklar är angeläget.
Ryan et al. 2009 tar i sin reviewartikel upp tre huvudområden som de anser ringar in plasten i den
marina miljön och hur man ska närma sig problemet från ett övervakningsperspektiv; 1. Abundansen,
distributionen och kompositionen – Ändras denna med tiden? 2. Vilka är de huvudsakliga källorna,
och ändras de med tiden? 3. Hur påverkar plastskräp miljön och ändras påverkan med tiden?
Dessa tre frågeställningar kan också appliceras på mikroskopisk plast och andra antropogena
partiklar som är minst lika viktiga att bevaka för att kunna detektera ev. negativa miljöeffekter, hur
och i vilken utsträckning de tar sig uttryck för att effektivt kunna eliminera konkreta källor och i så
stor utsträckning som möjligt minimera diffusa utsläpp.
4.4 Slutsats
Mikroskopiska antropogena partiklar ackumuleras i sediment längs svenska kusten. Det är ett
tydligt men relativt svagt samband mellan koncentrationen av partiklar och djupet på lokalen.
Distributionen påverkas med största sannolikt även av faktorer som bottnarnas exponeringsgrad,
avstånd till källan och de enskilda partiklarnas storlek och densitet. Koncentrationen av antropogena
fibrer är betydligt högre i fekalier från undersökta sedimentlevande depositionsätande och
suspensionsätande organismer än i det omgivande sedimentet.
Vidare provtagning och metodutveckling krävs för att få en klar bild av vilka faktorer som styr hur
de antropogena partiklarnas distribueras i den marina miljön.
Tack till
Fredrik Norén, Stefan Agrenius och resten av forskarna på N-research och personal och forskare på
Sven Lovén center Kristineberg.
20
5 Källförteckning
Bern L., “Size related discrimination of nutritive and inert particles by freshwater zooplankton”
Journal of Plankton Research 1990 Vol.12 no.5 pp. 1059-1067
Browne M. A., Dissanayake A., Galloway T. S., Lowe D. M., Thompson R. C. “Ingested microscopic
plastc translocates to the circulatory system of the mussel, Mytilus edulis”
Carpenter E.J., Anderson S.J., Smith K.L., (a) ”Polystyrene spherules in coastal waters”, Science 1972
vol 178; 749-750
Carpenter, E. J., Smith, K. L., (b) “Plastics in the Sargasso sea surface” Science 1972 vol 175; 1240-124
Colton, J. B., Frederick Jr., Knapp F. D., Burns B. R., ”Plastic particles in surface waters of the
Northwestern Atlantic” Science 1974 Vol 185, 491-497
Derraik J. G. B., “The pollution of the marine environment by plastic and debris: a review”, Mar. pol.
Bul., 2002, 44;842-852
Eriksson C., Burton H., “Origins and biological accumulation of small plastic particles in fur seals from
Macquire Island” Ambio 2003 Vol. 32, 6;380-384
Fauchald, K. och Jumars, P. A.,. ”The diet of worms: A study of Polychaete feeding guilds” Oceanogr.
Mar. Biol. Ann. Rew., 1979 Vol. 17:193-284
Feldman D., Krishnan A., “Estrogen in unexpected places: Possible implications for researchers and
consumers”, Environmental health perspectives, 1995, Vol 103, 7;129-133
Gregory, M.R., “Plastic ‘scrubbers’ in hand cleansers: a further (and minor) source for marine
pollution identified”, Mar.pol. bul. 1996 Vol 32, 12:867-871
Graham E. R., Thompson J. T., ”Deposit- and suspension-feeding sea cucumbers (Echinodermata)
ingest plastic fragments”, Journal of Experimental Marine Biology and Ecology 2009, 368; 22-29
Hayward P. J., Ryland J. S. “Handbook of the marine fauna of North-West Europe”, 1995, Oxford
University Press, ISBN 978-0-19-854055-7
Hollertz K. “Feeding biology and carbon budget of the sediment-burrowing heart urchin Brissopsis
lyrifera (Echinoidea: Spatangoida)” Marine biology 2002, 140;959-969
Holmström A., Sörvik E., ”Plastic films on the bottom of Skagerack” Nature 1975, vol 255, 5510;622623
Horn M. H., Teal J. M., Backus R. H., ”Petroleum lumps on the surface of the sea” Science 1970 Vol.
168; 245-246
Mato Y., Isobe T., Takada H., Kanehiro H., Ohtake C., Kaminuma T., ”Plastic resin pellets as a transport
medium for toxic chemicals in the marine environment”, Environ. Sci. technol. 2001, 35;318-324
21
Moksnes P. O., forskare, institutionen för marin ekologi, Göteborgs Universitet
Moore C. J., Moore S. L., Leecaster M. K., Wiesberg S.B., “A comparison of plastic and plankton in the
north pacific central gyre”, Mar. pol. Bul. 2001, Vol 42, 12;1297-1300
Nordberg K., Filipsson H. L., Linné P., Gustafsson M. ”Stable oxygen and carbon isotope information
on the establishment of a new, opportunistic foraminiferal fauna in a Swedish Skagerrak fjord basin,
in 1979/1980” Marine Micropaleontology 2009, Vol. 73, 1-2;117-128
Norén F. Ekendahl S., Johansson U., ”Mikroskopiska antropogena partiklar i svenska hav” 2009
http://www.naturvardsverket.se/upload/02_tillstandet_i_miljon/Miljoovervakning/programomrade
n/kust_och_hav/antropogena-partiklar-hav.pdf
Oehlmann J., Schulte-Oehlmann U. S., Tillmann M., Markert B., “Effects of Endocrine Disruptors on
Prosobranch Snails (Mollusca: Gastropoda) in the Laboratory. PartI: Bisphenol A and Octylphenol as
Xeno-Estrogens”, Ecotoxicology 2000, Vol 9, 6;383-397
Robards M. D., Piatt J. F., Wohl K. D., “Increasing frequency of plastic particles ingested by seabirds in
the subarctic North Pacific”, Mar. pol. Bul., 1995, Vol. 30, 2;151-157
Rogge, W.F., Hildemann, L.M., Marurek, M. A., Cass, G. R., “Sources of fine organic aerosol. 3. Road
dust, tire debris, and organometallic brake lining dust: Roads as sources and sinks.” Envrionmental
Science and Technology 1993, 27:1892-1904
Ryan P. G., Moore C. J., Franeker J. A., Moloney C. L., ”Monitoring the abundance of plastic debris in
the marine environment”, Phil. Trans. R. Soc. B., 2009, 364;1999-2012
Spies R. B., Andresen B. D, Rice D. W., “Benzthiazoles in estuarine sediments as indicators of street
runoff, Nature 1987, Vol. 327;697 – 699
Teuten E. L, Rowland S. J., Galloway T. S., Thompson R. C., “Potential for plastics to transport
hydrophobic contaminants”, Environ. Sci. Technol., 2007, 41;7759-7764
Teuten E. L, Saquing J. M, Knappe R., Barlaz M. A., Jonsson S., Björn A., Rowland, S. J., Thompson R. C,
Galloway T. S., Yamashita R., Ochi D., Watanuki Y., Moore C., Viet P. H., Tana T. S, Prudente M.,
Boonyatumanond R., Zakaria M. P., Akkhavong K., Ogata Y., Hirai H., Iwasa S., Mizukawa K., Hagino
Y., Imamura A., Saha M., Takada H., “Transport and release of chemicals from plastics to the
environment and to wildlife”, phil. Trans. R. Soc. B, 2009, 364;2027-2045
Thompson R. C., Olsen Y., Mitchell R. P., Davis A., Rowland S. J., John A. W. G., McGonigle D., Russel
A. E., “Lost at sea: Where is all the plastic?” Science 2004, Vol. 304 sid. 838
Vandenberg L. N., Maffini M. V., Wadia P. R., Sonnenschein C., Rubin B. S., Soto A. M., ”Exposure to
envirnentally relevant doses of the xenoestrogen bisphenol-A alters development of the fetal mouse
mammary gland”, Endocrinology, 2007, Vol. 148, 1;116-127
Voparil I. M., Burgess R. M., Mayer L. M., Tien R., Cantwell M. G., Ryba S. A., “Digestive bioavailability
to a deposit feeder (Arenicola marina) of polycyclic aromatic hydrocarbons associated with
anthropogenic particles”, Environmental Toxicology and Chemistry, 2004, Vol. 23, 11: 2618–2626
Voparil I. M., Mayer L. M., “Dissolution of sedimentary polycyclic aromatic hydrocarbons into the
lugworms (Arenicol marina) digestive fluids, Environ. Sci. Technol., 2000, 34;1221-1228
22
Wik A., Dave G., “Occurrence and effects if tire wear particles in the environment – A critical review
and an initial risk assessment”, Environmental pollution, 2009, 157;1-11
Wik A., Lycken J., Dave G., ”Sediment quality assessment of road runoff detention systems in Sweden
and the potential contribution of tire wear”, Water air soil pollut, 2008, 194;301-314
Wurl,O., Obbard J.P. “A review of pollutants in the sea-surface microlayer (SML) :a unique habitat for
marine organisms”, Mar. Pol. Bul., 2004 Vol. 48;1016–1030
Zitko V., Hanlon M., ”Another source of pollution by plastics: Skin cleaners with plastic scrubbers”,
Mar. pol. Bul., 1990, Vol. 22, 1;41-42
23
APPENDIX 1
Fotografier från fekalieundersökning
Figur 4. Fiber i fekaliesamling från Amphiura chijaei
Figur 5. Fekalier med fibrer från Amphiura filiformis, x10 förstorning i lupp.
24
Figur 6. Fekalier med fibrer från Amphiura filiformis, x22 förstorning i lupp.
Figur 7. Fekalier med fibrer och arm från Amphiura filiformis, x22 förstorning i lupp.
25
Figur 8. Fekalie med två fibrer (röd och svart) från Melinna cristata , x22 förstorning i lupp.
Figur 9. Förstorning av fig. 9 . Fekalie från Melinna cristata med svart fiber. X100 förstorning i mikroskop.
26
Figur 10. Förstorning av fig. 9. Fekalie från Melinna cristata med röd fiber. X100 förstorning i mikroskop.
Figur 11. Översiktsbild över fekaliesamling från Scalibregma inflatum. X10 förstorning i lupp.
27
Figur 12. Förstorning av fig. 12, x100 i mikroskop, av svart fiber i fekalie från S. inflatum
Figur 13. Fekaliesamling med blå och svart fiber från Terebellides stroemi x20 förstorning i lupp.
28
Figur 14. Fibrerna från föregående bild (fig. 1) i mikroskop, x100 förstorning.
29
APPENDIX 2 - Utförlig metodbeskrivning
I vår undersökning valde vi att använda natriumjodid (CAS No.: 7681-82-5) för att höja densiteten
på vatten till ρ=1,42. I andra undersökningar (Thompson 2007) har även natriumklorid använts för att
erhålla en tyngre vätska men då natriumklorid har en mer begränsad löslighet (359 g/L) valde vi att
använda oss av den mer lättlösliga om än miljöovänligare natriumjodiden som är löslig upp till 1790
g/L.
Flottering
1. Blanda 100 ml sediment med 400 ml NaI-lösning (densitet 1,4). Rör om under 30 s med väl
rengjord glasstav (torka av denna med aceton) och låt därefter sedimentera. Sätt på lock på
provbehållaren! Obs! Om volymen sediment är större, bibehåll relativ volym sediment:vätska
till 1:4. Kontrollera och justera densiteten före och efter filtreringen.
2. Placera sugrör i provbehållaren/justera sugrör. Låt sugrörsöppningen stanna ca 10 mm
ovanför sedimentytan. Varje provbehållare ska ha egen kork med sugrör och luftfilter.
3. Placera efter rengörning (aceton på trasa, torka båda sidor av filter. Torka mot ren glasskiva)
filter i filterhållare. Undvik att ta på gummipackning/inuti filterhållaren då det fastnar mycket
damm på feta fingrar som vid filtrering kan hamna på filtret. Om nödvändigt, torka av
gummipackning med dammfri trasa.
4. Filtrera provet. Låt systemet suga luft i några sekunder.
5. Vänta tills trycket utjämnats innan filtret plockas ut. Vid undertryck i filterhållaren riskerar
man att damm från luften sugs på filtret när trycket jämnas ut när man plockar bort filtret
från filterhållaren. Placera därefter filter i petriskål med lock för senare analys.
6. Natriumjodidlösningen filtrerades (efter justering av densiteten) genom glasfiberfilter (90mm
100P, ”Munktells”glasfiberfilter kval. MGC. Standardfilter för suspenderade ämnen i
recipienter, ex.sjövatten. Ytvikt 48g/m 2 , tjocklek 0,19 mm.) i buchnertratt för att
återanvändas. Till detta användes en separat sugflaska som endast användes till detta
ändamålet. Den måste vara absolut ren. Därefter fylldes flaskorna med sediment på med den
filtrerade natriumjodiden genom att lyfta upp sugrör inklusive kork. Därefter drogs sugröret
upp så långt det gick för att undvika att sedimentet satte igen sugrörsöppningen efter
uppslamningen. Skaka flaska försiktigt för att slamma upp sedimentet. Låt sedimentera.
Upprepa två gånger, skölj totalt 3 ggr.
7. Rengör systemet genom att suga upp 1000 ml destillerat vatten med diskmedel utan filter i
filterhållaren mellan varje provflaska!
8. Varje provbehållare ska ha egen kork med sugrör och luftfilter.
30
APPENDIX 3 – Metodutveckling
Kontaminering
En rad tester gjordes under metodutvecklingen för att kontrollera hur väl metoden (2.1.3 samt
appendix 1) fungerade. Risken för kontaminering visade sig tidigt i arbetet vara stor till följd av att
damm och smuts var svårt att eliminera under laborationen. Nedan presenteras ett diagram över
antalet fibrösa och icke fibrösa partiklar återfunna på filter efter upprepad filtrering med 350 ml
millieQ-vatten med experimentuppställningen beskriven i figur 16. Efter varje sköljning fylldes
provflaskan på med nytt vatten som därefter filtrerades varpå antalet fibrösa resp. icke fibrösa
partiklar räknades på filtren. Efter tre sköljningar av systemet stabiliserade sig halten av
kontaminerande partiklar runt 10 st per sköljning. Totalt gjordes tio sköljningar. Resultatet indikerade
att ett oroväckande antal kontaminerande partiklar tog sig in i systemet under början av
metodutvecklingen.
Figur 15. Diagram över antalet fibrösa och icke fibrösa partiklar räknade på filter efter upprepad filtrering av millieQ-vatten
med experimentuppställningen beskriven av figur 2 i Material och metod. Totalt gjordes tio sköljningar.
Experimentutrustningen placerades därefter i ett stillastående dragskåp som dammtorkats för att
om möjligt minimera luftburen kontaminering. Labbrock började också användas för att undvika att
klädfibrer skulle hamna på labbutrustningen. De utskurna filtren rengjordes med våt trasa innan
inplacering i filterhållaren men den åtgärden förändrade inte kontamineringshalten. Filtren
rengjordes därefter med aceton som är lättflyktig och därmed inte efterlämnar en våt yta på filtren
där damm fastnar. Fig. 17 visar resultaten från sköljningar som utförts på samma sätt som tidigare
beskrivet men där filter som torkats av med aceton precis innan inplacering i filterhållaren använts.
31
Figur 16. Diagram över antalet fibrösa och icke fibrösa partiklar räknade på filter efter upprepade filtrering av millieQ-vatten
med experimentdesignen beskriven av figur 2 under Material och metod. Filtren har blivit avtorkade med acetonfuktad
trasa.
Metodkontroll
För att kontrollera hur väl metoduppställningen fångade upp fibrer och partiklar gjordes följande
test. 800 st fibrer skars från en polyetentamp och blandades med natriumjodidlösning med
densiteten 1,4 kg/L. Vätskan filtrerades därefter med metoden beskriven i avsnitt 2.1.3 och antalet
fibrer återfunna på filtren räknades sedan i lupp. Totalt gjordes tre replikat. Totalt gjordes sex
sköljningar där mellan 75% och 84% av de tillsatta fibrerna återfanns efter tre
sköljningar.
Figur 17. Diagram över antalet återfunna fibrer av totalt 800 tillsatta efter återupprepad sköljning av 450 ml
natriumjodidlösning. Felstaplar visar standardavvikelsen.
32
Av resultatet i föregående metodkontroll kunde antalet sköljningar för att återfinna merparten av
fibrösa (och icke fibrösa) partiklar begränsas till tre stycken. Därpå testades hur många fibrer av 800
stycken av samma slag som återfanns genom upprepade sköljningar med natriumjodid då fibrerna
tillsatts i fint sediment (silt). Det totala antalet återfunna fibrer i dessa tre replikat varierade totalt
mellan 51 % och 74 %.
Figur 18. Diagram över medelantalet återfunna fibrer av 800 stycken tillsatta i 100 ml fint sediment som efter blandning
med natriumjodidlösning sedimenterat, varpå natriumjodiden filtrerats. Felstaplar visar standardavvikelse.
Slutsats av metodutveckling
Damm ansamlas på alla typer av ytor och kommer främst från utomhuspartiklar (så som pollen),
textilier och hud i inomhusmiljö. Risken för kontamination av prover från klädfibrer har vid kontroller
av kran-, NaCl- och MQ-vatten visat sig vara överhängande och medför ett påtagligt problem vid
kvantifieringen av antalet fibrer i sedimentproverna. MilliQ-vatten filtreras efter produktion genom
ett 0,2 µm-filter, trots detta kunde vi i början av undersökningen hitta fibrer på filter vid filtrering av
endast NaCl-lösning (ej blandad med sediment) beredd på MQ-vatten.
Minimera luftexponeringstid – Sediment exponeras för luft kortast möjliga tid. Detta
gäller för både själva provtagningen och analysen av sedimentet på labb.
Genom att använda labbrock konsekvent under arbetet med sedimentanalysen
minskade andelen oförklarade fibrer avsevärt.
Minimering av drag och rörelser – I ett stillastående dragskåp minimeras risken att nya
fibrer kontaminerar lösningar, instrument och sedimentprover. Dragskåpet ska
kontinuerligt våttorkas för att minimera andelen damm på ytor.
Slutet system – Analysen av sedimentproverna sker i ett slutet system mellan
uppslamningsbehållare och filter.
Slutna kärl – Beredning av högdensitetsvätskor sker i behållare med lock. Alla övriga
kärl (sedimentprover, vattenbehållare etc.) skall också förvaras med lock.
Rena kärl – Kärl rengörs innan användning med diskmedel med och destillerat vatten.
33
Rena filter – Filter rengörs precis innan placering i filterhållare genom avtorkning med
dammfri trasa fuktad med aceton.
För att kunna filtrera suspensionslösning från sediment från ackumulationsbotten
genom ett 10 µm-nätfilter krävs en sedimentationstid på ca 6 timmar då filtret
annars täpper igen alltför snabbt till följd av för hög koncentration av fina biologiskaoch mineralpartiklar i lösningen. Proverna från transportbottnarna hade en kortare
sedimentationstid (ca 4 timmar), dock täpptes dessa oftare igen följd av den höga
förekomsten av nematoder.
Filtret plockas ur filterhållaren efter det att man är säker på att trycket i systemet har
jämnats ut till normalt lufttryck. Om så inte är fallet riskerar undertrycket att damm
från luften fastnar på filtret då trycket utjämnas när man öppnat filterhållaren.
Petriskålarna bör kontrolleras i lupp innan användning för att försäkra frånvaron av
ev. plastrester från produktionsprocesser.
34
APPENDIX 4 - Resultat från fiberundersökning och förslag på
förbättringar
Resultatet från fiberundersökningen tyder på att fler fibrer hittades på grunda än på djupa bottnar
(se figur 15). Det resultat avviker från tidigare undersökningar där djupare bottnar innehållit högre
koncentration av fibrer (ca 10 st/ 100 ml sediment) än grundare sediment (Thompson 2004).
Antalet fibrer i kontrollsediment var 2,8 +/- 1,3 per 100 ml (n=5) samt 8,7 +/- 5,4 per provflaska på
kontrollfiltren där endast natriumjodid filtrerats (n=6). Se tabell 2 och 5. Adderas de båda felkällorna
erhålls en möjlig felkälla på 11,5 fibrer per 100 ml sediment. Jämförs detta antalet med fibrer från de
enskilda provlokalerna är felkällan (kontaminering) större än de uppmätta värdena.
Figur 19. Stapeldiagram över koncentrationen av fibrer i sedimentet på respektive provtagningsplats. I den summerade
kontrollen är kontrollsediment och filtrerad NaI sammanslagna för att representera den totala felkällan.
35
Tabell 5. Koncentration och standardavvikelse av fibrer i sediment på respektive provtagningsplats.
Fibrer i sediment
Station
Gullmarsfjorden 60 m
Blåbergsholmen 38 m
Alsbäck 118 m
Bökevik 1 m
Pinnevik 1 m
Blåbergsholmen vik 1 m
Kontrollsediment
Snitt antal
fibrer/100ml
sediment
2,3
3,2
1,4
3,8
6,6
7,8
2,8
Standardavvikelse
1,7
1,1
0,9
1,6
5,4
3,6
1,3
Tabell 6. Resultat från kontrollfiltreringen av filtrerad NaI-lösning.
Kontrollfiltrering av NaIlösning
Snitt antal
Fibrer per prov
Standardavvikelse
9,2
5,8
Sedimenttypen kan påverka resultaten, fibrer flyter lättare upp från ett grovkornigt sedimentprov
än från ett siltigt prov som är mer kompakt (egna iakttagelser). Fibrerna aggregerar möjligen med det
nedsjunkande slammet under sedimenteringstiden av de uppslammade proverna. Om så är fallet kan
det hända att där finns betydligt mer fibrer i de djupa sedimenten än vi kunnat detektera. Något som
talar för detta är det faktum att kontrollproverna med endast filtrerad natriumjodid (medel 8,6 st )
innehöll mer fibrer än sedimentproverna (medel över alla grupper 4,2). Det förväntade resultatet
hade varit att sedimentproverna innehöll lika många eller fler fibrer än kotrollerna men det visade sig
inte stämma i praktiken. Risken att fibrer är hårt bundna i det fina sedimentet från
ackumulationsbottnar eller ev. aggregeras under sedimentationstiden under provanalyserna innebär
att man kommer finna fler fibrer i grövre, mer lättsedimenterade bottenprover. Det kan ge skeva
siffror i analyserna och kan vara en av anledningarna till att resultaten talar mot hypotesen om att
fibrer, liksom andra fina partiklar, ansamlas på ackumulationsbottnar.
Ämnessammansättningen av fibrerna i denna undersökning har ej undersökts. Därmed kan inget
sägas om fibrernas ursprung. De kan var gjorda av olika typer av plast men kan också härstamma från
ylle eller bomull.
Genomskinliga partiklar och fibrer har helt utelämnats i analysen. Risken finns att antalet fibrer och
partiklar egentligen är betydligt högre om de antropogena mikropartiklarna i havet främst kommer
från genomskinliga eller vita plastmaterial. I Noréns undersökning från 2009 bestod 20-30 % av
fibrerna runt Lysekil av transparenta fibrer.
Förbättringar
Risken att fibrer skulle fastna på provflaskornas väggar med metoduppställningen (se appendix 2)
ansågs vara av mindre vikt då filtrering med av känt antal fibrer i ren natriumjodid resulterade i att
drygt 80 % av fibrerna återfanns efter endast tre sköljningar (figur 18 i appendix 3). Därmed fastslogs
tre sköljningar som tillräckligt för att suspendera majoriteten av fibrer i ett prov. Ytterligare
sköljningar skulle resultera i att en ännu högre andel fibrer skulle återhittas men det ansågs
36
överflödigt med tanke på ytterligare sedimentationstid det skulle innebära (fem timmar per
sköljning) för det finaste sedimentet. Det utesluter inte att man skulle kunna skölja grövre sediment
fler gånger för att få en säkrare uppskattning av antalet fibrer i sedimentet men det skulle i denna
studie innebära en skev fördelning i antal funna fibrer i respektive bottentyp. Att ställa provflaskorna
i ultraljudsbad under sedimenteringen kanske skulle innebära att partiklar löses upp och tillåter fibrer
som legat bundna till lerpartiklar att flottera. Vikten av en ren labbmiljö kan inte understrykas nog då
bara en enstaka fiber som kontaminerar ett prov på 100 ml sediment innebär en stor relativ ökning
av fiberkoncentrationen i sedimentet. Ett helt dammfritt laboratorieutrymmet vore önskvärt samt en
metod som ytterligare minimerar sedimentprovens kontakt med luft. Om man ska fortsätta med
samma metoduppställning som använts i denna studie skulle en större volym på stickproven minska
betydelsen av kontaminering.
37
