PITOISUUDET JA POHJAELÄINTENKÄYTTÄYTYMISVASTEET KYMIJOENSEDIMENTTIEN MYRKYLLISYYDENARVIOINNISSA

Kymijoen vesi ja ympäristö ry:n tutkimusraportti no 221/2014Kymijoen vesi ja ympäristö ry

TEKIJÄT

Johanna Salmelin, Jyväskylän yliopistoHeikki Hämäläinen, Jyväskylän yliopistoAnna K. Karjalainen, Suomen ympäristökeskusMatti T. Leppänen, Suomen ympäristökeskusKari-Matti Vuori, Suomen ympäristökeskusHannu Kiviranta, Terveyden ja hyvinvoinnin laitosMarja Anttila-Huhtinen, Kymijoen vesi ja ympäristö ry

TIIVISTELMÄ

Tässä tutkimuksessa selvitettiin Kymijoen sedimenttien polykloorattujen dibentso-p-dioksiinien (PCDD) ja –furaanien (PCDF), polykloorattujen bifenyylien (PCB) sekäelohopean (Hg) pitoisuudet kuudelta paikalta: Kuusaansaaren edustalta, Keltistä,Lopotista, Koskenalusjärvestä, Ahvionkoskesta ja Kyminlinnasta. Vastaavatpitoisuusmittaukset tehtiin myös referenssipaikan Urpalanjoen sedimenteistä. Kultakinpaikalta otettiin kaksi pintasedimenttinäytettä heinäkuussa 2012. Lisäksi KymijoenAhvionkosken ja Kyminlinnan sekä Urpalanjoen näytepaikoilta kerättiin nahkiaisen toukkiaPCDD/F- ja PCB-kudospitoisuusanalyysiin. Sedimenttejä käytettiin surviaissääsken janahkiaisen toukkien laboratorioaltistuksissa. Surviaissääsken toukkien kuolleisuus, kasvuja käyttäytyminen mitattiin 10 altistusvuorokauden jälkeen. Nahkiaistoukkienkäyttäytyminen mitattiin viidesti altistuksen aikana. Käyttäytymisvasteet mitattiinMultispecies Freshwater Biomonitor® -laitteistolla, jolla voidaan mitata kvantitatiivisestivedessä ja sedimentin sisällä elävien eläinten käyttäytymistä.

Kymijoen sedimenttien suurimmat PCDD/F -kokonaispitoisuudet analysoitiin Keltinnäytteistä (PCDD/F 8 420 ng g-1 dw) ja suurimmat PCB -pitoisuudet Koskenalusjärvestä(PCB 2 970 ng g-1 dw). Pienimmät pitoisuudet analysoitiin Kyminlinnan sedimentistä(PCDD/F 370 ng g-1 dw, PCB 40 ng g-1 dw). Myös sedimentin elohopeapitoisuudet olivatsuurimmat Keltissä (1,2 mg kg-1 dw). Kymijoen Ahvionkoskella ja Kyminlinnassanahkiaistoukkiin oli kertynyt PCDD/F-ja PCB-yhdisteitä selvästi enemmän kuinUrpalanjoella. Sedimenttialtistuskokeissa surviaissääsken toukkien kasvu oli hitaampaaKuusaansaaren, Keltin ja Koskenalusjärven sedimenteillä verrattuna referenssisedimentintoukkiin. Lajin käyttäytymisvasteissa tai kuolleisuudessa eroja eri sedimenttikäsittelyjenvälillä ei havaittu. Myöskään nahkiaistoukilla ei havaittu tässä tutkimuksessa tilastollisestimerkitseviä ja yhdenmukaisia stressivasteita kontaminoituneilla sedimenteillä. KymijoenKeltin ja Kyminlinnan saastuneilla sedimenteillä saatiin kuitenkin viitteitä nahkiaistoukkienlisääntyneestä stressistä, sillä toukkien liikkumisaktiivisuus oli suurempaa verrattunareferenssisedimentin toukkiin.

SISÄLLYS

1 TAUSTA 12 JOHDANTO 13 AINEISTO JA MENETELMÄT 3

3.1 Koesedimentit ja nahkiaistoukkien kudospitoisuudet 33.2 Sedimentialtistusten koejärjestelyt ja koe-eläimet 73.3 Mitatut vasteet 93.4 Tilastolliset menetelmät 10

4 TULOKSET 114.1 Sedimenttien karakterisointi ja PDDC/F-, PCB- JA Hg-pitoisuudet 114.2 Nahkiaistoukien PDDC/F- JA PCB-yhdisteiden kudospitoisuudet 144.3 Surviaissääsken toukkien altistuskokeiden tulokset 154.4 Nahkiaistoukkien altistuskokeiden tulokset 19

5 TULOSTEN TARKASTELU 225.1 Sedimenttien haitta-aineet ja nahkiaistoukkien kudospitoisuudet 225.2 Surviaissääsken ja nahkiaisen toukkien altistus ja käyttäytymisvasteet 22

KIITOKSET 25VIITTEET 25LIITTEET 1-4

Liite 1. Sedimenttien PCDD/F-pitoisuudet Liite 2. Sedimenttien PCB-pitoisuudet Liite 3. Nahkiaistoukkien kudoksen PCDD/F- ja PCB-pitoisuudet Liite 4. Näytepaikkojen tiedot

Kymijoen vesi ja ympäristö ry:n tutkimusraportti no 221/2014 1

19.2.20141 TAUSTA

Suomen ympäristökeskuksen ja Jyväskylän yliopiston yhteisen Zoobenthos-ICT- hankkeentavoitteena on kehittää uusia, kustannustehokkaita mittausmenetelmiä haitallisten aineidenvesistövaikutusten arviointiin ja seurantaan. Hankkeen päärahoittaja oli Tekes. Kymijoenvesi ja ympäristö ry lähti mukaan hankkeeseen yhdeksi yhteistyötahoksi ja osallistuiomalta osaltaan hankkeen kustannuksiin. Kymijoen ja sen edustan merialueenjätevesikuormittajien velvoitetarkkailua toteutetaan voimassa olevan tarkkailuohjelman(Kaakkois-suomen ympäristökeskus 20.12.2006 Dnro 0498Y0085-103) ja sen tuoreenmuutosesityksen (Kaakkois-suomen ELY 17.6.2013, KASELY/545/07.00/2010) mukaan.Em. ohjelmassa ei ole kuitenkaan esitetty haitallisten aineiden seurannan osaltavarsinaista tarkkailuohjelmaa. Sen sijaan ohjelmassa on todettu, että haitallisten aineidentarkkailun osalta voidaan laatia tarpeen mukaan erillisohjelmia. Kymijoen vesi ja ympäristöry:ssä katsottiin, että ITC – hankkeeseen osallistuminen palvelisi Kymijoen yhteistarkkailunhaitallisten aineiden seurantaa sekä uusien menetelmien kehittämisen osalta ettäKymijoen sedimenttien haitta-ainepitoisuuksista ja myrkyllisyydestä saatavien tulostenmyötä. Yksi ICT-hankkeen osatutkimuksista oli tässä raportoitava pohjaeläintenkäyttäytymisvasteiden mittauspilotointitutkimus Multispecies Freshwater Biomonitor –laitteella (MFB). Tutkimuksessa käytetyt koesedimentit olivat peräisin Kymijoen alaosan eripaikoista. Myös molemmat tutkimuksessa käytetyt lajit esiintyvät Kymijoessa.

2 JOHDANTO

Polyklooratut dibentso-p-dioksiinit (PCDD) ja –furaanit (PCDF) sekä polyklooratut bifenyylit(PCB) ovat orgaanisia klooriyhdisteitä, jotka rasvaliukoisuutensa ja kestävyytensä vuoksikertyvät helposti eläimiin ja rikastuvat ravintoketjussa (Pereira 2004). Kaikkiaan erilaisiaPCDD/F –johdoksia eli kongeneereja tunnetaan 210, ja erilaisia PCB-kongeneereja 209.Kongeneerien myrkyllisyys vaihtelee riippuen niiden klooriatomien määrästä jajärjestäytymisestä sekä vaikutuksen kohteena olevasta eläimestä, mutta niillä on todettuolevan karsinogeenisia, teratogeenisia, hormonaalisia ja immunotoksikologisia vaikutuksia.Kymijoen sedimentit ovat mm. puunsuojausaineeksi valmistettujen kloorifenolientuotannosta ja puunjalostusteollisuudesta peräisin olevien PCDD/F- yhdisteiden sekäelohopean saastuttamia (Suominen ym. 1999, Verta ym. 1999, Soimasuo ym. 2004). Joensedimentissä esiintyvät dioksiinityyppiset yhdisteet ovat lähes yksinomaan peräisinKuusankoskella sijainneesta puunsuoja-aine Ky 5 – valmistetta tuottaneesta laitoksesta.Tuotanto päättyi vuonna 1984. Sedimentissä esiintyvän elohopean päälähteenä ovat olleetKuusansaaren kloorialkalitehtaan päästöt sekä elohopeayhdisteiden käyttö massa- japaperiteollisuuden limantorjunnassa. Elohopeakuormitus loppui lähes kokonaan 1970-luvulla. Myös muiden orgaanisten klooriyhdisteiden päästöt puunjalostusteollisuudestavähenivät oleellisesti 1980-luvulla prosessimuutosten ja uusien biologisten puhdistamoidenkäyttöönoton jälkeen. Vaikka Kymijoen teollisuusjätevesikuormitus on pienentynyt

vuosikymmenten kuluessa (Åkerberg 2013), ovat sedimentit yhä PCDD/F-yhdisteidenpahoin saastuttamia (Salo ym. 2008). Myös pohjaeläinten epämuodostumien korkeanesiintymisfrekvenssin perusteella entisten kuormituslähteiden alapuolisilla pehmeänpohjan alueilla sedimenttien on arvioitu sisältävän edelleen biologisesti haitallisia aineita(Anttila-Huhtinen 2013).

Kemikaalien aiheuttama ympäristöstressi voi ilmetä pohjaeläinten morfologisten vaurioidenlisäksi käyttäytymismuutoksina varhain ennen kuolleisuuden kasvua ja merkittävämpiäpopulaatio-, yhteisö- ja ekosysteemitason muutoksia (Vuori 1994, Hämäläinen 1999,Dell’Omo 2002, Sardo & Soares 2010, Nørum ym. 2011). Multispecies FreshwaterBiomonitor® (MFB) – laitteistolla voidaan automaattisesti ja kvantitatiivisesti mitatapohjaeläinten käyttäytymistä (Gerhardt ym. 2005). Eläimen liikkumisaktiivisuus (mm.uiminen, kaivautuminen), hengitysliikkeet eli ventilaatio ja inaktiivisuus tuottavat toisistaanpoikkeavia sähköisiä signaaleja, jotka tallentuvat tietokoneelle. Myöhemmän tilastollisenanalyysin perusteella selvitetään eläimen eri käyttäytymistyyppeihin käyttämä aika jaaltistussedimenttien käyttäytymisprofiileja kontrollipaikkoihin vertaamalla saadaan selvillemahdolliset altistukseen liittyvät käyttäytymispoikkeamat. Ekologisesti relevanttina MFB-laitteen automatisoidulla käyttäytymisvasteiden mittauksella voidaan akuuteissa tilanteissanopeasti ja kustannustehokkaasti kartoittaa haitallisten aineiden vaikutuksia eliöstöön,sekä osittain korvata jatkuvatoimisena seurantana normaalia pitoisuusanalytiikkaavesistötarkkailuissa (Gerhardt ym. 2007). Tämä edellyttää tutkimus- ja sovellustyötäpaikallisilla lajeilla, jotta saadaan tietoa eliöiden käyttäytymisvasteista eri haitta-aineillesekä sedimentissä että vedessä.

Tämän tutkimuksen tavoitteena on toteuttaa MFB-laitteistolla mittauspilotointi käyttäeneriasteisesti likaantuneita Kymijoen sedimenttejä ja niille altistettuja surviaissääsken(Chironomus riparius Meigen) ja nahkiaisen toukkia (Lampetra fluviatilis L.). Työ on osaSuomen ympäristökeskuksen ja Jyväskylän yliopiston yhteistä Zoobenthos-ICT-projektia.Projektin tavoitteena on kehittää uusia, kustannustehokkaita mittausmenetelmiähaitallisten aineiden vesistövaikutusten arviointiin ja seurantaan. Chironomus-suvunsurviaissääsken ja nahkiaisen toukat elävät jokien suvantopaikkojen pehmeäänpohjasedimenttiin kaivautuneina altistuen sedimentin mahdollisille haitta-aineille, ja voivatsiirtää erityisesti rasvaliukoisia, biokertyviä yhdisteitä ylemmille trofiatasoille. C. riparius –surviaissääsken toukkia käytetään laajalti haitallisten aineiden vaikutusten tutkimisessa, jalajin toksisuustutkimuksiin on kehitetty standardiohjeistuksia (mm. OECD 2004a, OECD2004b). Myös nahkiaistoukkien fysiologiaa, habitaatin valintaa, käyttäytymistä ja vasteitahaitallisille kemikaaleille (mm. Mallatt 1982, Paggett ym. 1998, Andersen ym. 2010) sekäkemikaalien kertymistä nahkiaistoukkiin (Soimasuo ym. 2004) on tutkittu, muttakäyttäytymistutkimuksia MFB-laitteella ei lajilla ole aiemmin tehty.

Tämän tutkimuksen tavoitteena on selvittää Kymijoen pintasedimenttien PCDD/F-, PCB- jaHg-pitoisuuksia sekä em. yhdisteiden kudospitoisuuksia nahkiaistoukissa, arvioidasurviaissääsken ja nahkiaisen toukkien MFB-laitteella mitattujen käyttäytymisvasteiden

Kymijoen vesi ja ympäristö ry:n tutkimusraportti no 221/2014 3

käyttökelpoisuutta sedimenttien ekotoksisuuden osoittamisessa rinnastaen nämä vasteetsedimenttien haitta-ainepitoisuuksiin sekä toukkien kuolleisuus- ja kasvuvasteisiin.

3 AINEISTO JA MENETELMÄT

3.1 KOESEDIMENTIT JA NAHKIAISTOUKKIEN KUDOSPITOISUUDET

Sedimenttinäytteet otettiin heinäkuussa 2012 Kymijoelta kuudelta paikalta: Kuusaansaarenedustalta, Keltistä, Lopotista, Koskenalusjärvestä, Ahvionkoskesta ja Kyminlinnasta (Kuva1). Referenssipaikaksi valittiin Suomenlahteen laskeva Urpalanjoki MiehikkälänMyllypadon alapuolelta (Kuva 2). Näytteenottopaikkojen valinnassa huomioitiin pehmeänpohjan alueet, alueen aiemmat PCDD/F- ja Hg- pitoisuustiedot (mm. Verta ym. 1999,Soimasuo ym. 2004) sekä aiempi tieto nahkiaistoukkien esiintymisestä alueella jamahdollisista toukille sopivista habitaateista, pehmeistä sedimentaatiojokitörmistä(Törrönen 1992, Törrönen, suul. tied.). Kultakin paikalta otettiin kaksipintasedimenttinäytettä (A ja B) Ekman-noutimella tai potkuhaavilla noin 5-10 metäisyydeltä toisistaan. Nahkiaistoukkia PCDD/F- ja PCB-pitoisuuksien kudosanalyyseihinsaatiin kolmelta paikalta: Urpalanjoesta (7 yksilöä), sekä Kymijoen alimmilta näytepaikoilta,Kyminlinnasta (40) ja Ahvionkoskesta (31) (Kuva 3). Padot muodostavat nousuesteenjokeen kutemaan vaeltavalle nahkiaiselle Ahvionkosken yläpuolisella jokiosuudella.Kultakin kolmelta em. paikalta saatiin kerättyä erikokoisia ja siten eri-ikäisiänahkiaistoukkia, jotka yhdistettiin kunkin paikan yhdeksi kokoomanäytteeksi riittävänkudosmäärän turvaamiseksi analyyseihin. Suurin osa toukista oli 50–100 mm pituisia,mutta kokoomanäytteissä oli jokaiselta paikalta myös tätä pienempiä ja suurempiayksilöitä.

Sekä sedimentti- (14 näytettä) että likomatonäytteistä (3) analysoitiin yhteensä 17 2,3,7,8-kloorisubstituoitua PCDD/F-kongeneeria, 12 dioksiinien kaltaista PCB-kongeneeria (DL-PCBt) sekä 7 PCB -merkkiainekongeneeria sekä 18 muuta PCB-kongeneeria. Analyysittehtiin Terveyden ja hyvinvoinnin laitoksella sedimentin tuore- ja kuivapainoa sekälikomatojen tuorepainoa, kuivapainoa ja rasvapitoisuutta kohti. Sedimenttinäytteistäanalysoitiin myös kokonaiselohopeapitoisuus mg kg-1 kuiva-ainetta kohti(Ympäristöntutkimuskeskus Ambiotica, Jyväskylän yliopisto, CVAAS, Cold Vapour AtomicAbsorption). Sedimenttinäytteistä analysoitiin Jyväskylän yliopistossa myös kuiva-ainepitoisuus ja orgaanisen aineen määrää ilmentävä hehkutushäviö (%) (SFS 3008)kolmen toiston keskiarvona.

Kuva 1. Kartta Kymijoen sedimenttien ja nahkiaistoukkien näytteenottopaikoista.

Kymijoen vesi ja ympäristö ry:n tutkimusraportti no 221/2014 5

Kymijoen sedimenttien PCDD/F- ja PCB-yhdisteiden määrä on ilmoitettu varsinaistenpitoisuustietojen lisäksi toksisuusekvivalentteina Kansainvälisen terveysjärjestönekvivalentin mukaisesti (WHO2005-TEQ), jossa yhdistyy eri kongeneerien pitoisuustietojenlisäksi näiden yhdisteiden vaikutuspotenssi suhteessa myrkyllisimmäksi todettuun 2,3,7,8-TCDD-kongeneeriin:

TEQ = TEFi * Ci

jossa TEF on yhdisteen toksisuusekvivalenttikerroin (Toxic Equivalency Factor) ja Ci

yhdisteen i määrä tai pitoisuus (Van den Berg ym. 2006). WHO2005-TEQ-toksisuusekvivalentit ilmentävät sedimentin kokonaistoksisuutta ihmisille ja muillenisäkkäille. Lisäksi laskettiin em. kaavalla toksisuusekvivalentit käyttäen kaloilletarkoitettuja toksisuusekvivalenttikertoimia (WHO1998-TEQ) (Van den Berg ym. 1998)sedimenttien kokonaismyrkyllisyyden arvioimiseksi nahkiaisen ja surviaissääsken toukille.Spearmanin korrelaatiolla tutkittiin varsinaisten pitoisuuksien sekä WHO2005TEQ- jaWHO1998TEQ-muunnettujen pitoisuuksien välistä riippuvuutta. Laskennalliset upper bound-TEQ-arvot on saatu olettaen kaikkien niiden kongeneerien pitoisuusarvojen, jotka alittavatmääritysrajan, olevan samansuuruinen kuin määritysrajat (kvantitatiivisen määrityksenpitoisuusraja) (LOQ x TEF, Limit of Quantification x Toxic Equivalency Factor). Lowerbound -pitoisuudet on laskettu olettaen määritysrajan alittavien kongeneerienpitoisuusarvot nollaksi (0 x TEF).

Kuva 2. Nahkiaistoukkien habitaattia Urpalanjoella. Keväällä kuoriutuneita nahkiaistoukkia löytyirunsaimmin matalasta vedestä pehmeään rantatörmään kaivautuneina.

Kymijoen vesi ja ympäristö ry:n tutkimusraportti no 221/2014 7

Kuva 3. Nahkiaistoukkien keruuta Kymijoen Ahvionkoskella. Samalta paikalta otettiin myössedimenttinäytteet PCDD/F- ja PCB-analyyseihin sekä sedimenttialtistuksiin.

3.2 SEDIMENTTIALTISTUSTEN KOEJÄRJESTELYT JA KOE-ELÄIMET

Sedimenttialtistuksissa käytettiin ympyräsuisten lahkoon kuuluvan nahkiaisen Lampetrafluviatilis L. (Petromyzonidae) ja surviaissääsken Chironomus riparius Meigen (Diptera:Chironomidae) toukkia.

Altistuksissa käytetyt C. riparius – surviaissääsken toukat saatiin Suomenympäristökeskuksen Jyväskylän toimipaikassa kasvatuksessa olevasta kannasta.Munaryhmät ( 24 h muninnasta) kerättiin kasvatusakvaarioista kolmena peräkkäisenäpäivänä, asetettiin pienille petrimaljoille kasvatusveteen, johon lisättiin muutama pisarakalanruoka-suspensiota (Tetramin®). Kaksi päivää kuoriutumisen jälkeen kaksikymmentäensimmäisen toukkavaiheen yksilöä jaettiin satunnaisesti kuhunkin altistusastiaan (600ml:n borosilikaattilasista valmistettu dekantterilasi). Kussakin altistusastiassa oli 140 g 1,0mm seulalla siivilöityä sedimenttiä ja sedimentti:vesi – suhde oli 1:4, sedimenttikerroksenpaksuus noin 1,5 cm, ja pinta-ala toukkaa kohti 2,0 cm2. Sedimentin yläpuolisen vedenkevyt ilmastus aloitettiin 24 h toukkien siirtämisen jälkeen, jotta toukat saivat rauhassakaivautua altistusastian sedimenttiin. Toukkia ruokittiin Millipore-veteen tehdylläTetramin®- kalanruokasuspensiolla 0.25 mg Tetramin toukka-1 vrk-1 ja pidettiin 16:8 hvalorytmissä 20 ± 1 °C koko altistuksen ajan. Kustakin Kymijoen kuudesta

kontaminoituneesta sedimentistä oli kolme toistoa, ja Urpalanjoen referenssisedimentistäkuusi toistoa; vastakuoriutuneiden toukkien sedimenttialtistukset toistettiin kolmenaperäkkäisenä päivänä kustakin kolmesta munaryhmästä kuoriutuneilla toukilla, jottakäyttäytymisvastemittauksiin saatiin riittävästi samanikäisiä ja saman altistuksenläpikäyneitä toukkia. Altistuksen kesto oli 10 vuorokautta, jolloin toukat olivat pääosin IV-toukkavaiheessa. Koesedimentit olivat Urpalanjoki (7B), Kuusaansaari (1A), Keltti (2B),Lopotti (3A), Koskenalusjärvi (4B), Ahvionkoski (5B) ja Kyminlinna (6B).

Sedimenttialtistuskokeisiin käytetyt nahkiaistoukat kerättiin Urpalanjoesta 15.8.2013.Kerätyt toukat olivat 0+ ikäluokkaa ja 17–22 mm:n pituisia (Kuva 4). Toukkia akklimoitiinlabratorio-oloihin (lämpötila, ilmastus, valaistus, ruokinta ja keinotekoinen koevesi) noinviikon ajan ennen altistusten aloittamista. Kokeessa oli Urpalanjoen (7A)referenssisedimentin lisäksi kolme koesedimenttiä Kymijoelta: Keltti (2A), Koskenalusjärvi(4A) ja Kyminlinna (6B). Kustakin sedimentistä oli kuusi toistoa. Toukat altistettiinsedimenteille yksittäin 600 ml:n dekantterilaseissa, joissa oli 100 g siivilöityä sedimenttiänoin 1,5 cm:n paksuudelta ja sedimentti:vesi – suhde 1:4. Sedimentin yläpuolinen vesi olikevyesti ilmastettuna, valorytmi 16:8 h ja veden lämpötila 20 ± 1 °C koko altistuksen ajan.Toukkia ruokittiin Millipore-veteen tehdyllä Tetramin®-kalanruoka:hiiva – suspensiolla (1:1)0.75 mg Tetramin:hiiva toukka-1 vrk-1. Altistusaika oli 28 vrk.

Kuva 4. Nahkiaistoukka, ikäluokka 0+, pituus 15 mm.

Kymijoen vesi ja ympäristö ry:n tutkimusraportti no 221/2014 9

Kummankin lajin altistuksissa koevetenä oli fosfaattipuskuroitu (Na2HPO4*H2O,Na2H2PO4*H2O) keinotekoinen makea vesi (CaCl*2 H2O, MgSO4*7 H2O, NaHCO3, KCl)standardin SFS 5062 (1984) mukaisesti. Veden kokonaiskovuus oli 0.5 mmol L-1. Vedenhappamuus säädettiin suolahapolla (1 M HCl) tasolle pH 7 ±0.1.

Sedimentin yläpuolisen veden lämpötila (C°), happipitoisuus (mg l-1) ja -saturaatio (%)sekä pH mitattiin 0 vrk ja 10 vrk altistuksen aloittamisesta (surviaissääskialtistus) tai viisikertaa altistuksen aikana (nahkiaistoukkien altistus). Altistukset toteutettiin semistaattisestivaihtaen osittain (1/4) sedimentin yläpuolinen vesi joka kolmas päivä, jotta vältettäisiinpaljon hajoavaa orgaanista ainesta sisältäviin sedimentteihin liittyvät toksiset ammonium-pitoisuudet. Kokeiden aikana ammonium-kokonaispitoisuustasoa seurattiinakvaariokäyttöön tarkoitetulla TetraTest (NH3/NH4

+) -testillä. Tarkan pitoisuudenselvittämiseksi yksi näyte analysoitiin Jyväskylän yliopiston YmpäristöntutkimuskeskusAmbioticalla.

Nahkiaistoukat (n=24) lopetettiin altistusten päätyttyä eläinkoeluvan (ESAVI/4094/04.10.03/2012) mukaisesti nukuttamalla ne ensin neilikkaöljyllä (100 mg/l) ja senjälkeisellä dekapitaatiolla.

3.3 MITATUT VASTEET

Sekä surviaissääsken että nahkiaisten toukkien käyttäytymisvasteet mitattiin MultispeciesFreshwater Biomonitor® (MFB) – laitteistolla (Kuva 5). MFB -laite mittaa kvantitatiivisestieläimen liikkeen aiheuttamia muutoksia mittakammion heikossa sähkökentässä (Gerhardtym. 1998, Gerhardt 2001). Käytössä olevassa MFB -laitteessa on kahdeksanmittakammiota, joihin eläimet laitetaan yksittäin, jolloin samanaikaisesti mitataankahdeksan eri eläimen käyttäytymisvaste. Mittakammiot on yhdistetty MFB -laitteeseen,joka puolestaan on yhteydessä kannettavaan tietokoneeseen. Tietokoneelle tallentuvateläinten liikkeen tuottamat sähköiset signaalit neljän minuutin mittausjakson aikana, jokatoistuu kymmenen minuutin välein. Yhteensä kahden tunnin mittausjaksolta saadaan 12peräkkäisen mittauksen tulokset. Surviaissääsken toukkien käyttäytymisvasteet mitattiinkerran 10. altistusvuorokautena vastaavassa altistussedimentissä. Lisäksi mitattiinUrpalanjoen sedimentissä kasvaneiden toukkien käyttäytymistä Keltin sedimentissä.Nahkiaistoukkien käyttäytyminen mitattiin viidesti: heti altistusten alkaessa (0 vrk) sekä 3,7, 14 ja 28 vrk altistuksen aloittamisesta. Kunkin MFB-mittauksen jälkeen toukkienaltistusastiaan vaihdettiin uusi sedimentti. MFB-mittakammioissa sedimentin ja vedensuhde oli 1:4. PCDD/F- ja PCB-yhdisteiden kudoskuormaa surviaissääsken ja nahkiaistentoukissa ei voitu määrittää liian pienen käsittelykohtaisen biomassan (suhteessaanalyysitarkkuuteen) vuoksi.

Altistusten päätyttyä mitattiin sekä surviaissääsken että nahkiaistoukkien kuolleisuus (%)kussakin sedimentissä sekä tuorepaino (mg). Surviaissääsken toukat punnittiin säilönnänjälkeen (70 % etanoli), ja neilikkaöljyllä nukutetut nahkiaistoukat heti altistusten päätyttyä.Nahkiaistoukkien pituus mitattiin. Altistusten alkaessa surviaissääsken toukat olivatkeskenään samanikäisiä ensimmäisen toukkavaiheen yksilöitä, ja siten niiden kasvunseuraaminen perusteltua. Nahkiaisen toukkia ei punnittu ennen altistuksia, vaanpunnituksen ja pituuden mittauksen tarkoituksena oli varmistaa, että altistetut eläimet olivatkeskenään samankokoisia ja siten samanikäisiä.

Kuva 5. Multispecies Freshwater Biomonitor -laite, MFB. Eläimet siirrettiin yksittäinsedimenttikerroksen sisältävään mittauskammioon, joka asetettiin koevedellä täytettyyn lasiseendekantterilasiin. Kukin mittauskammio on yhteydessä MFB-laitteeseen. Eläinten käyttäytymisensähköiset signaalit tallentuvat tietokoneelle myöhempää tilastollista analyysia varten.

3.4 TILASTOLLISET MENETELMÄT

Aineistojen normaalisuutta testattiin Kolmogorov-Smirnov-testillä tai Shapiro-Wilk-testillä,ja varianssien yhtäsuuruutta Levenen testillä. Jos aineistoa ei saatu normalisoitua arcsin-muunnoksella, käytettiin epäparametrista Kruskal-Wallis-testiä, ja sen jälkeen tarvittaessaparittaisia vertailuja käyttäen Mann-Whitney-testiä (surviaissääskitoukkien kuolleisuus jatuorepaino). Korrelaatioita tutkittiin epäparametrisella Spearmanin korrelaatiokertoimella.Surviaissääskien käyttäytymisfrekvenssiaineiston analysointiin käytettiin lohkokokeidenkiinteiden vaikutusten 2-suuntaista varianssianalyysiä, lohkotekijänä munapussi (3 lohkoa)ja käsittelynä sedimentit (8 tasoa). Nahkiaistoukkien käyttäytymisaineiston analyysissäkäytettiin epäparametrista Kruskal-Wallis-testiä tutkittaessa onko tietyn altistuspäivänsisällä toukkien käyttäytymisessä eroja eri sedimenttien välillä, ja epäparametristaFriedmanin testiä testattaessa onko saman sedimentin toukkien käyttäytymisessä eroja erialtistuspäivinä. Kaikissa tilastoanalyyseissä käytettiin IBM SPSS Statistics 20 –ohjelmistoa.

Kymijoen vesi ja ympäristö ry:n tutkimusraportti no 221/2014 11

4 TULOKSET

4.1 SEDIMENTTIEN KARAKTERISOINTI JA PDDC/F-, PCB- JA HG-PITOISUUDET

Sedimenttien kuiva-ainepitoisuus vaihteli Ahvionkosken 15,7 % ja Urpalanjoen 67,4 %välillä (Liite 1). Sedimenttien hehkutushäviö vaihteli välillä 3,5 – 26,9 %. Pieninhehkutushäviö (3,5 %) ja siten pienin orgaanisen aineksen määrä oli Urpalanjoensedimenteissä (Taulukko 1).

Sedimentin PCDD/F- ja PCB-kokonaispitoisuudet korreloivat voimakkaasti sekäWHO1998TEQPCDD/F+PCB-pitoisuuksien (Van den Berg ym. 1998) että WHO2005TEQPCDD/F+PCB-pitoisuuksien (Van den Berg ym. 2006) kanssa (Spearman =0,924 p<0,001).

Kymijoen näytepaikkojen pintasedimenttien PCDD/F- pitoisuudet olivat suurimmat joenyläosalla Keltissä, 8 423 ng g-1 kuivapainossa (Kuva 6, Liite 1) ja vastaavasti pienimmät,371 ng g-1, alimmalla näytepaikalla Kyminlinnassa. Referenssipaikan UrpalanjoenPCDD/F-pitoisuus oli 0,027 ng g-1 kuivapainossa (upper bound) ja välillä 0,0006 – 0,003 ngg-1 (lower bound). Suurilla pitoisuuksilla Kymijoen kontaminoituneiden sedimenttien upper-ja lower bound-arvot ovat käytännössä yhtä suuret, mutta teollisuuden jätevesienvaikutuspiirin ulkopuolella olevan Urpalanjoen pitoisuustarkasteluissa ero em. arvojenvälillä on suuri, sillä suurin osa dioksiini- ja furaaniyhdisteiden pitoisuuksista oli allemääritysrajojen. Kunkin paikan kahden erillisen sedimenttinäytteen (A ja B) PCDD/F-pitoisuudet vastasivat melko hyvin toisiaan, lukuun ottamatta Lopotin aluetta, jolla hyvinpienellä etäisyydellä pitoisuudet vaihtelivat erittäin paljon ja pitoisuusero kahden näytteenvälillä oli yli nelikertainen. Kaikissa Kymijoen näytteissä runsain PCDD/F-kongeneeri oliOCDF, ja toiseksi runsain 1,2,3,4,6,7,8-HpCDF (Liite 1). Nämä kaksi kongeneeria olivatrunsaimmat myös Urpalanjoella, vaikkakin em. yhdisteiden pitoisuudet olivat huomattavastisuuremmat Kymijoen saastuneimmalla paikalla Keltissä kuin Urpalanjoella.

PCB-yhdisteiden pitoisuusgradientti oli hieman erilainen verrattuna dioksiini- jafuraaniyhdisteisiin. PCB-yhdisteiden osalta mitattiin kaksi pitoisuushuippua, toinen Keltinalueella ja toinen Koskenalusjärvessä, mikä viittaa erillisiin päästölähteisiin. Korkeimmatpitoisuudet löytyivät Koskenalusjärven pintasedimentistä (2 971 ng g-1 kuivapainossa) jaKymijoen pienimmät pitoisuudet Kyminlinnasta, 38 ng g-1 (Kuva 6). Urpalanjoella vastaavaPCB-pitoisuus oli 9,1 ng g-1. Dioksiininkaltaisten PCB-kongeneerien (esim. CO-PCB-77,CO-PCB-81 ja indikaattori-PCB-28/31) pitoisuushuippu löytyi myös Koskenalusjärvestä jasen alapuolisista joen osista (Liite 2).

Taulukko 1. Sedimenttien hehkutusjäännös ja -häviö (%) (± SD) kolmen toiston keskiarvona.

Sedimentti Hehkutusjäännös (%) ka (sd) Hehkutushäviö (%) ka (sd)1A Kuusaansaari 84.3 (0.1) 15.7 (0.1)1B Kuusaansaari 83.4 (0.1) 16.6 (0.1)2A Keltti 81.8 (0.8) 18.2 (0.8)2B Keltti 82.9 (0.1) 17.1 (0.1)3A Lopotti 86.8 (0.4) 13.2 (0.4)3B Lopotti 93.5 (0.1) 6.5 (0.1)4A Koskenalusjärvi 91.4 (0.2) 8.6 (0.2)4B Koskenalusjärvi 92.4 (0.1) 7.6 (0.1)5A Ahvionkoski 79.3 (0.3) 20.7 (0.3)5B Ahvionkoski 73.1 (0.9) 26.9 (0.9)6A Kyminlinna 80.4 (1.8) 19.6 (1.8)6B Kyminlinna 80.3 (1.5) 19.7 (1.5)7A Urpalanjoki 94.7 (0.1) 5.3 (0.1)7B Urpalanjoki 96.5 (0.2) 3.5 (0.2)

Kuva 6. Kymijoen sedimenttien PCDD/F- ja PCB-yhdisteiden kokonaispitoisuudet (ng g-1)referenssipaikan Urpalanjoen ja Kymijoen kuuden näytepaikan (Kuusaansaari, Keltti, Lopotti,Koskenalusjärvi, Ahvionkoski ja Kyminlinna) pintasedimentin kuivapainossa heinäkuussa 2012.Kultakin paikalta otettiin kaksi erillistä näytettä, A ja B.

Kymijoen vesi ja ympäristö ry:n tutkimusraportti no 221/2014 13

Kymijoen sedimenttien PCDD/F- ja PCB-yhdisteiden TEQ-kokonaismyrkyllisyys (ng g-1)laskettuna nisäkkäille (WHO2005TEQ, Van den Berg ym. 2006) ja myös kaloille(WHO1998TEQ, Van den Berg ym. 1998) oli käytännössä yhtä suuri (Kuva 7). Joillakinpaikoilla sedimentin kokonaismyrkyllisyys oli kaloille pienempää kuin nisäkkäille, sillä kalateivät ole niin herkkiä dioksiiniyhdisteille eivätkä tietyille dioksiininkaltaisille PCB-yhdisteille.

Suurimmat pintasedimentin elohopea-pitoisuudet määritettiin Keltin sedimentistä (1,2 mgkg-1 kuiva-aineessa) ja Kymijoen pienimmät pitoisuudet Lopotin B-näytteestä (0,1 mg kg-1)(Kuva 8). Toiseksi pienimmät pitoisuudet mitattiin Kyminlinnasta, 0,3 mg kg-1. UrpalanjoenHg-pitoisuudet olivat < 0,01 mg kg-1.

Kuva 7. Kymijoen sedimenttien PCDD/F- ja PCB-yhdisteiden TEQ-kokonaistoksisuus (ng g-1)laskettuna nisäkkäille (WHO2005TEQ) ja kaloille (WHO1998TEQ) referenssipaikan Urpalanjoen jaKymijoen kuuden näytepaikan (Kuusaansaari, Keltti, Lopotti, Koskenalusjärvi, Ahvionkoski jaKyminlinna) pintasedimentin kuivapainossa heinäkuussa 2012. Kultakin paikalta otettiin kaksierillistä näytettä, A ja B. Urpalanjoella sekä nisäkkäiden että kalojen TEF-kertoimilla lasketut TEQ-arvot olivat < 0,001 ng g-1 dw.

.

Kuva 8. Elohopean (Hg) kokonaispitoisuus (mg kg-1) referenssipaikan Urpalanjoen ja Kymijoenkuuden näytepaikan (Kuusaansaari, Keltti, Lopotti, Koskenalusjärvi, Ahvionkoski ja Kyminlinna)pintasedimentin kuivapainossa heinäkuussa 2012. Kultakin paikalta otettiin kaksi erillistä näytettä, Aja B.

4.2 NAHKIAISTOUKKIEN PDDC/F- JA PCB-YHDISTEIDEN KUDOSPITOISUUDET

Kymijoen nahkiaistoukkiin oli kertynyt PCDD/F-yhdisteitä Ahvionkoskessa 1,12 ng g-1

(kudospitoisuus tuorepainossa), ja vastaavasti Kyminlinnassa 3,89 ng g-1, jareferenssipaikalla Urpalanjoessa 0,01 ng g-1 (Kuva 9). PCDD/F-kongeneerijakaumaKymijoen nahkiaistoukissa noudatti vastaavaa sedimenttien kongeneerijakaumaa sitenettä myös kudosten runsain kongeneeri oli OCDF, ja toiseksi runsain 1,2,3,4,6,7,8-HpCDF(Liite 3.1). Urpalanjoen nahkiaistoukkien kudosten kongeneerijakauma poikkesi Kymijoenvastaavasta, ja runsaimmat PCDD/F-kongeneerit toukkien kudoksissa olivat 1,2,3,4,6,7,8-HpCDF, 2,3,7,8-TCDF, OCDD ja OCDF (Liite 3.1).

PCB-yhdisteitä nahkiaistoukkiin oli kertynyt Ahvionkoskessa 48,0 ng g-1 (kudospitoisuustuorepainossa), Kyminlinnassa 95,0 ng g-1 ja Urpalanjoessa 5,5 ng g-1 (Liite 3.2, Kuva 9).

Kymijoen vesi ja ympäristö ry:n tutkimusraportti no 221/2014 15

Kuva 9. Referenssipaikan Urpalanjoen sekä Kymijoen kahden alimman näytepaikan Ahvionkoskenja Kyminlinnan nahkiaistoukkien PCDD/F- (mustat ympyrät) ja PCB-(avoimet ympyrät) yhdisteidenpitoisuudet (ng g-1 tuorepainossa) kokoomanäytteissä, jossa nahkiaistoukkien yksilömääräUrpalanjoessa n=7, Ahvionkoskessa n=31 ja Kyminlinnassa n=40.

4.3 SURVIAISSÄÄSKEN TOUKKIEN ALTISTUSKOKEIDEN TULOKSET

Esikokeissa MFB-laitteen reaaliaikaisen oscilloscope-toiminnon ja samanaikaisenvisuaalisen havainnoinnin perusteella selvitettiin C. riparius -toukkien kolme erilaistakäyttäytymistyyppiä: 1) ventilaatio; noin 1,0 – 3,5 Hz (värähdysjakso s-1) taajuudellailmenevä, pienen amplitudin rytmikäs ja säännöllinen dorsoventraalisesti aaltoileva liike, 2)liikkuminen eli hitaat ruokailuun ja tunnelin rakentamiseen liittyvät liikkeet taajuudella 0,5 –1,0 Hz ja 3) inaktiivisuus (Kuva 10). Toukille tyypillinen uintityyli, kahdeksikkouinti, tuottisuunnilleen saman taajuuden signaaleja kuin ventilaatio, mutta signaaliamplitudi olivaihteleva ja epäsäännöllisempi kuin ventilaatiossa.

Sedimenttialtistuksella ei ollut päävaikutusta toukkien liikkumiseen (F=1,055; p=0,407)(Kuva 11) eikä ventilaatioon (F=1,760; p=0,118) (Kuva 12). Kontaminoituneimmassa Keltinsedimentissä toukat käyttivät ajastaan enemmän ventilointiin ja vähemmän liikkumiseenkuin referenssisedimentissä, mutta ero ei ollut tilastollisesti merkitsevä. Munaryhmällä,josta toukka oli kuoriutunut, oli päävaikutus molempiin käyttäytymistyyppeihin (F=6,633;p<0,05 and F=4,986; p<0,05). Munapusseista 1 ja 3 kuoriutuneiden toukkien ventilaatioon

käyttämä aika erosi toisistaan tilastollisesti merkitsevästi (Tukey p<0,01) kun mukanaolivat kaikki käsittelyt. Sedimenttialtistuksella ja munapussilla ei ollut yhdysvaikutustatoukkien käyttäytymiseen.

Kuva 10. Surviaissääsken toukan käyttäytymistyypit MFB-laitteistolla mitattuna: alussa ja keskelläsäännöllistä korkean taajuuden (frekvenssi) ja pienen värähdyslaajuuden (amplitudi) ventilaatiota,jota seuraa uimis- ja kaivautumisliikkeiden tuottamat voimakkaammat suuremmanvärähdyslaajuuden signaalit. X-akselilla aika (s), Y-akselilla värähdyslaajuus (V).

Kuva 11. C. riparius-toukkien liikkumiseen keskimäärin käyttämä aika (%) (± SD) 10.altistusvuorokautena referenssisedimentissä (REF) ja kuudessa kontaminoituneessa Kymijoensedimentissä paikoilta Kuusaansaari, Keltti, Lopotti, Koskenalusjärvi, Ahvionkoski ja Kyminlinna(n=9). Keltti/R tarkoittaa referenssisedimentissä kasvanutta toukkaa, joka siirrettiin Keltinsedimenttiin MFB-mittausten ajaksi.

Kymijoen vesi ja ympäristö ry:n tutkimusraportti no 221/2014 17

Kuva 12. C. riparius-toukkien ventilaatioon keskimäärin käyttämä aika (%) (± SD) 10.altistusvuorokautena referenssisedimentissä (REF) ja kuudessa kontaminoituneessa Kymijoensedimentissä paikoilta Kuusaansaari, Keltti, Lopotti, Koskenalusjärvi, Ahvionkoski ja Kyminlinna(n=9). Keltti/R tarkoittaa referenssisedimentissä kasvanutta toukkaa, joka siirrettiin Keltinsedimenttiin MFB-mittausten ajaksi.

Toukkien tuorepaino vaihteli riippuen sedimenttikäsittelystä (Kruskal-Wallis 2=30,112;p<0,001). Kymmenen altistusvuorokauden jälkeen Kuusaansaaren, Keltin jaKoskenalusjärven kontaminoituneissa sedimenteissä toukat olivat pienempiä kuinreferenssisedimentissä (Mann-Whitney p < 0,05) (Kuva 13). Toukkien keskimääräinenkuolleisuus vaihteli välillä 6,7 % (Koskenalusjärvi) ja 26,7 % (Kuusaansaari) (Taulukko 2).Kuolleisuus oli selvästi kohonnut Kuusaansaaren sedimentillä, mutta tilastollisestimerkitseviä eroja eri käsittelyjen välillä ei ollut (Kruskal-Wallis p=0,87).Referenssisedimentissä keskimääräinen kuolleisuus oli 10,0 % (Kuva 14).

Kuva 13. C. riparius – toukkien keskimääräinen tuorepaino (mg) (± SD) 10. altistusvuorokautenareferenssisedimentissä (REF) ja kuudessa kontaminoituneessa Kymijoen sedimentissä paikoiltaKuusaansaari, Keltti, Lopotti, Koskenalusjärvi, Ahvionkoski ja Kyminlinna (n=44–56). Tähdellä (*)merkittyjen sedimenttien toukkien tuorepaino erosi tilastollisesti merkitsevästi referenssisedimentintoukkien painosta.

Taulukko 2. C. riparius – toukkien keskimääräinen tuorepaino (mg) (± SD) ja kuolleisuus (%) 10.altistusvuorokautena Urpalanjoen referenssisedimentissä (REF) ja kuudessa kontaminoituneessaKymijoen sedimentissä paikoilta Kuusaansaari, Keltti, Lopotti, Koskenalusjärvi, Ahvionkoski jaKyminlinna.

REF Kuusaans Keltti Lopotti Koskenalusj Ahvionk Kyminlinna

Tuorepaino (mg) (± S.D.) 3.60 (± 1.17) 2.97 (± 1.48) 2.95 (± 0.99) 3.51 (± 1.62) 3.10 (± 1.24) 3.77 (± 1.41) 4.04 (± 1.44)

Kuolleisuus (%) (± S.D.) 10.0 (± 7.1) 26.7 (± 18.4) 10.0 (± 7.1) 10.0 (± 4.1) 6.7 (± 4.7) 10.0 (± 4.1) 10.0 (± 0.0)

Kymijoen vesi ja ympäristö ry:n tutkimusraportti no 221/2014 19

Kuva 14. C. riparius – toukkien keskimääräinen kuolleisuus (%) (± SD) 10. altistusvuorokautenareferenssisedimentissä (Ref) ja kuudessa kontaminoituneessa Kymijoen sedimentissä paikoiltaKuusaansaari, Keltti, Lopotti, Koskenalusjärvi, Ahvionkoski ja Kyminlinna (n=3). Kuolleisuudessa eiollut tilastollisesti merkitseviä eroja eri sedimenttikäsittelyjen välillä.

4.4 NAHKIAISTOUKKIEN ALTISTUSKOKEIDEN TULOKSET

Nahkiaistoukkien liikkumisaktiivisuus, kuten uiminen ja kaivautuminen, tuottivat signaalejapääosin 0,5 – 1,5 Hz taajuudella, kun taas ventilaation frekvenssi oli noin 2,0 – 3,5 Hz(Kuva 15).

Nahkiaistoukkien liikkumiseen ja ventilaatioon käyttämä aika referenssisedimentissä pysyisamana koko altistuksen ajan, eli liikkumis- tai ventilaatioaktiivisuudessa eri altistuspäivienvälillä ei ollut eroja (Friedman p=0,785 ja p=0,864). Toukat liikkuivatreferenssisedimentissä keskimäärin 2,6 – 5,0 % ajasta (Kuva 16). Vastaavastiventilaatioon toukat käyttivät keskimäärin 0,7 – 3,6 % ajasta. Tilastollisesti merkitseviäeroja ei ollut myöskään Kymijoen Keltin, Koskenalusjärven tai Kyminlinnan sedimenteillealtistettujen toukkien liikkumiseen tai ventilaatioon käyttämässä ajassa eri altistuspäivienvälillä (Friedman p>0.05).

Nahkiaistoukkien keskimäärin liikkumiseen tai ventilaatioon käyttämässä ajassa ei olluttilastollisesti merkitseviä eroja eri sedimenttien välillä saman altistuspäivän mittauksissa(Kruskal-Wallis p>0,05). Vaikka tilastollisesti merkitseviä eroja ei toukkienkäyttäytymisessä eri sedimenttialtistuksissa löytynyt, toukkien liikkumisaktiivisuudessa oli

suurempaa vaihtelua ja liikkumisaktiivisuus oli suurempaa Keltin ja Kyminlinnansedimenteille altistetuilla toukilla, jotka liikkuivat keskimäärin 2,8 – 16,1 % ja 0,2 – 11,9 %ajasta (Kuva 16). Koskenalusjärven sedimenteille altistetut toukat olivat kaikissamittauksissa melko inaktiivisia liikkumisaktiivisuuden vaihdellessa välillä 1,5 – 3,6 %.

Nahkiaistoukat (n=24) säilyivät elossa koko altistuksen ajan kaikissasedimenttikäsittelyissä.

Kuva 15. Nahkiaistoukan käyttäytymistyypit MFB-laitteistolla mitattuna: alussa säännöllistä korkeantaajuuden (frekvenssi) ja pienen värähdyslaajuuden (amplitudi) ventilaatiota, jota seuraa uimis- jakaivautumisliikkeiden tuottamat voimakkaammat suuremman värähdyslaajuuden ja matalammantaajuuden signaalit. X-akselilla aika (s), Y-akselilla värähdyslaajuus (V).

Kymijoen vesi ja ympäristö ry:n tutkimusraportti no 221/2014 21

Kuva 16. Nahkiaistoukkien liikkumiseen ja ventilaatioon keskimäärin käyttämä aika (%) (± SE)kahden tunnin mittausjakson aikana (n=6) puhtaasta Urpalanjoen ylläpitosedimentistä suoraankoesedimentteihin siirrettynä (A) sekä 3. altistuspäivänä (B), 7. altistuspäivänä (C), 14.altistuspäivänä (D) ja 28. altistuspäivänä (E). REF = referenssisedimentti Urpalanjoesta,kontaminoituneet Kymijoen sedimentit paikoilta Keltti, Koskenalusjärvi ja Kyminlinna.

5 TULOSTEN TARKASTELU

5.1 SEDIMENTTIEN HAITTA-AINEET JA NAHKIAISTOUKKIEN KUDOSPITOISUUDET

Tässä tutkimuksessa kaikkien Kymijoen näytteiden runsain PCDD/F-kongeneeri oli OCDF,ja toiseksi runsain 1,2,3,4,6,7,8-HpCDF. Viimeksi mainittu kongeneeri oli yleisinpuutavaran sinistymisenestoaineen (Ky-5) valmistuksen sivutuotteena syntyneistäyhdisteistä (Verta ym. 1999, Salo ym. 2008). Nämä kongeneerit todettiin runsaimmiksiKymijoen sedimenteissä myös vuosina 1996–1998 tehdyssä tutkimuksessa (Verta ym.1999). Myös Urpalanjoella em. yhdisteet olivat kongeneereista runsaimmat, vaikkakinpitoisuudet olivat 160 000 – 600 000 kertaa pienemmät kuin Kymijoen saastuneimmallapaikalla Keltissä (Liite 1). Urpalanjoki ei ole teollisuusjätevesien vaikutuspiirissä, muttaPCDD/F- ja PCB- yhdisteet leviävät helposti myös kaukokulkeumana ilmassa. Yhdisteidenmäärä oli kuitenkin erittäin pieni Urpalanjoen sedimenteissä.

Kuusaansaaren ja Koskenalusjärven välisellä jokiosuudella PCDD/F-kokonaispitoisuudetolivat 1990-luvun lopulla korkeimmillaan yli kaksikymmenkertaiset (3400–190 000 ng g-1)(Verta ym. 1999) verrattuna tämän tutkimuksen tuloksiin vastaavalla jokiosuudella (740–8400 ng g-1). Pienenkin alueen sisällä haitta-aineiden pitoisuusvaihtelu voi olla suurta.Esimerkiksi suuret erot haitta-ainepitoisuuksissa samalta paikalta suhteellisen läheltätoisiaan otetuissa A- ja B-näytteissä erityisesti Lopotin näytepaikalla ilmentävät joenpohjan heterogeenisyyttä. Dioksiini- ja furaaniyhdisteet ovat hyvin pysyviä, ja niidenarvioitu puoliintumisaika sedimentissä vaihtelee kymmenistä vuosista läheskolmeensataan vuoteen (Sinkkonen & Paasivirta 2000). Em. yhdisteiden on todettukulkeutuvan Kymijoesta merialueelle, eikä kulkeutumisen vähenemistä ole havaittu, vaanPCDD/F-yhdisteiden sedimentoituminen joen suualueelle on edelleen selvästi runsaampaakuin avomerellä (Salo ym. 2008, Korhonen ym. 2013).

Nahkiaistoukkiin oli kertynyt rasvaliukoisia PCDD/F- ja PCB-yhdisteitä huomattavastienemmän Kymijoen alaosilla Ahvionkosken ja Kyminlinnan alueella kuin referenssipaikallaUrpalanjoella. Myös Soimasuo ym. (2004) ovat todenneet Kyminlinnan alueennahkiaistoukkiin kertyvän em. yhdisteitä, minkä arvioidaan muodostavan riskin myösnahkiaisia ravintona käyttäville ihmisille.

5.2 SURVIAISSÄÄSKEN JA NAHKIAISEN TOUKKIEN ALTISTUS JAKÄYTTÄYTYMISVASTEET

Sekä surviaissääsken että nahkiaisen toukat ovat sedimenttiin kaivautuvia. Tässätukimuksessa MFB-laitteella mitattuna lajien normaali liikkumisaktiivisuus poikkesikuitenkin suuresti toisistaan. Nahkiaistoukat olivat melko inaktiivisia ja liikkuivatkeskimäärin vain 4 % ajasta kun taas surviaissääsken toukat liikkuivat keskimäärin 45 %ajasta referenssisedimentissä. Ventilaatioon nahkiaistoukat käyttivät noin 2 % ajasta läpikoko altistuksen. Vastaavasti surviaissääsken toukat ventiloivat keskimäärin 8 %

Kymijoen vesi ja ympäristö ry:n tutkimusraportti no 221/2014 23

mittausajasta. Surviaissääsken toukkien unduloivat liikkeet ja nahkiaistoukkien pumppaavaventilointi lisäävät veden virtausta kummankin toukan sedimenttiin rakentaman putkensisällä tuoden sekä happea että ravintohiukkasia toukan saataville (Brackenbury 2000).Aiemmissa tutkimuksissa on todettu, että haitallisille aineille altistumisen lisäksi (Langer-Jaesrich ym. 2009) surviaissääsken toukkien unduloinnin kestoon ja taajuuteen vaikuttavatmm. veden lämpötila ja happisaturaatio (Roskosch ym. 2012). MFB-kammioiden heikonsähkövirran ei ole todettu vaikuttavan eläinten normaaliin käyttäytymiseen (Craig & Laming2004).

Lisääntynyttä kaivautumisaktiivisuutta pidetään merkkinä nahkiaistoukan stressistä, sillänormaalisti toukat ovat sedimentissä melko inaktiivisia, ja liikkuvat vain ajoittain (Mallatt1982). Tässä tutkimuksessa saatiin viitteitä Keltin ja Kyminlinnan kontaminoituneidensedimenttien toukkien lisääntyneestä stressistä liikkumisaktiivisuuden kasvaessareferenssisedimenttien toukkiin verrattuna, vaikkakaan tilastollisesti merkitseviä eroja erikäsittelyiden välillä ei havaittu. Käyttäytymisvaste ei myöskään ollut yhdenmukainenkaikilla kontaminoituneilla sedimenteillä, vaan Koskenalusjärven sedimenteille altistetuttoukat olivat hyvin inaktiivisia koko altistuksen ajan. Urpalanjoen ja Koskenalusjärvensedimentit, joissa toukat liikkuivat vain vähän ja olivat suuren osan ajasta inaktiivisia,sisälsivät koesedimenteistä vähiten orgaanista ainetta.

Eläimet altistuvat sedimentin haitta-aineille eri reittejä pitkin: 1) suolesta sedimentinorgaanista ainesta syömällä, 2) sedimentistä ihon läpi ollessaan suorassa kontaktissasiihen tai 3) sedimentin huokosvedestä ja 4) sen yläpuolisesta päällysvedestä (Hill ym1993). Tässä kokeessa altistumista todennäköisesti vähensi toukkien ruokkiminen kokeenaikana puhtaalla ravinnolla. Koesedimenttien orgaanisen aineksen, ja siten potentiaalisenravinnon määrä vaihteli sedimenttien välillä. Mahdollisten käyttäytymiserojen haluttiinliittyvän sedimenttien haitta-aineiden pitoisuuksiin eikä toukkien eriasteiseen nälästäjohtuvaan stressiin sedimentin sisältämän ravinnon määrästä riippuen. SedimenttikokeissaC. riparius- toukkien ruokinnan puutteen on todettu lisäävän kuolleisuutta (Ristola ym.1999).

Elimistöön päästyään PCDD/F- ja DL-PCB –yhdisteet sitoutuvat solujen aryylihiilivety (Ah)-reseptoreihin, ja käynnistävät soluissa CYP1A-ryhmän (sytokromi P4501A) proteiiniensynteesin. Monilta vesiselkärangattomilta puuttuvat dioksiinien toksisuusvaikutukset soluunvälittävät Ah-reseptorit, mutta toisaalta useilta selkärangattomilta on löydetty Ah-reseptoreita vastaavia reseptoreita (Barber ym. 1998, Hahn ym 1998, Hahn 2002).Aikuisten nahkiaisten (Petromyzon marinus) tutkimuksissa lajilla ei ole havaittu AhR-proteiineja maksasolujen sytosolissa eikä selvää CYP1A-geenin indusoitumista (Hahn ym.1994, Hahn ym. 1998), mutta nahkiaisen toukilla on identifioitu AhR sekvenssi (Hahn ym.1997); mahdollisesti nahkiaisella AhR:n ilmentyminen on solu- tai kudosspesifiä tai siihenliittyy kehityksenaikaista säätelyä.

Tässä tutkimuksessa C. riparius-toukkien kasvu oli hitaampaa kolmella kontaminoituneellasedimentillä (Kuusaansaari, Keltti ja Koskenalusjärvi) verrattuna referenssisedimenttiin,vaikka Kuusaansaaren sedimentissä myös kuolleisuus oli suurinta, jolloin ravinnonsuhteellinen määrä toukkaa kohti on todennäköisesti ollut suurempi kuin muissaaltistuksissa. Kasvuerot eivät kuitenkaan näytä olevan suhteessa sedimentin PCDD/F- taiHg-pitoisuuksiin. Chironomus tentans -surviaissääskellä ei ole havaittu toksisia vasteitakasvussa, aikuistumisessa tai tuotetussa munamäärässä TCDD-altistuksissa (West ym.1996) mahdollisesti niiltä puuttuvan Ah-reseptorin vuoksi. TCDD kuitenkin bioakkumuloituutoukan kudoksiin (West ym. 1996). Huolimatta yhdisteiden rasvaliukoisuudesta, PCDD/F-yhdisteiden bioakkumulaation on joissakin tutkimuksissa havaittu olevan vähäistä jasedimentin ominaisuuksilla on todettu olevan suuri merkitys kertymälle (Lyytikäinen ym.2003). Epämuodostumien suhteellisen osuuden lisääntymistä ja kasvun hidastumista C.riparius -toukilla on havaittu Kymijoen kontaminoiduilla sedimenteillä (Verta ym. 1999,Anttila-Huhtinen 2013). C. riparius -toukat akkumuloivat elohopeaa nopeasti eliminaationollessa hidasta (Azevedo-Pereira et al 2012). Elohopealle altistettujen C. riparius -toukkienon havaittu vähentävän liikkumisaktiivisuuttaan 10 vuorokauden altistuksen jälkeen 148 µgl-1 vesipitoisuudessa (Azevedo-Pereira & Soares 2010), mutta aina käyttäytymisvastettaelohopea-altistukselle ei ole havaittu (Azevedo-Pereira et al 2012).

Tutkittaessa luonnonsedimenttien ekotoksisuutta lyhyen aikavälin biotesteillä ongelmaksivoivat muodostua erot haitallisten aineiden pitoisuuserojen lisäksi sedimenttien muissaominaisuuksissa, kuten orgaanisen aineen määrässä ja raekokojakaumassa silloin kunhaitta-aineet tai niiden pitoisuudet eivät ole akuutisti toksisia. Kontaminoituja sedimenttejänäiltä osin vastaavan referenssisedimentin löytäminen voi olla vaikeaa. Tällöinkäyttäytymiseroja toukilla voivat aiheuttaa nämä muut sedimentin ominaisuudet taisedimentin mahdollisesti sisältämät muut haitta-aineet.

MFB -laitteen selviä etuja käyttäytymismittauksissa ovat mittausten kvantitatiivisuus jamahdollisuus mitata sedimentin sisällä elävien eläinten käyttäytymistä. Tämän MFB -pilotoinnin tulosten perusteella ei Kymijoen sedimenttien ekotoksisuutta kuitenkaanpystytty todentamaan, sillä esimerkiksi liikkumisaktiivisuuden vaihtelu yksilöiden välillä olisuurta. Myöskään yhdenmukaista, samansuuntaista käyttäytymisvastetta kontaminoiduillasedimenteillä ei havaittu. Eläimen ensimmäisenä stressivasteena käyttäytymisen muutosvoi olla herkkä mittari, mutta toisaalta myös suuressa määrin varioiva yksilöiden välillä.Näin ollen jatkotutkimuksissa on tärkeää varmistaa riittävä altistettavien eläintenyksilömäärä. Käytännössä tämä onnistuu järkevästi vain hankkimalla MFB – laitteeseenlisää mittausyksiköitä, jolloin useamman eläimen käyttäytymisvasteet voidaan mitatayhtäaikaisesti.

Kymijoen vesi ja ympäristö ry:n tutkimusraportti no 221/2014 25

KIITOKSET

Suurkiitos Tino Hoviselle avusta maastotöissä. Lämpimät kiitokset myös Suomenympäristökeskuksen Rauni Kauppiselle avusta laboratoriotöiden toteuttamisessa sekäTerveyden ja hyvinvoinnin laitoksen tutkimusanalyytikoille haitta-aineanalyyseistä.

VIITTEET

Åkerberg A. 2013. Kymijoen alaosan vedenlaadun yhteistarkkailu vuonna 2012. Kymijoenvesi ja ympäristö ry:n julkaisu no 230/2013, 23 s.

Andersen H.B., Caldwell R.S., Toll J., Do T. & Saban L. 2010. Sensitivity of lampreyammocoetes to six chemicals. Arch Environ Contam Toxicol 59: 622-631.

Anttila-Huhtinen M. 2013. Kymijoen alaosan pohjaeläintarkkailu (pehmeät pohjat) vuonna2010. Kymijoen vesi ja ympäristö ry:n julkaisu no 225/2013, 29 s.

Azevedo-Pereira H.M.V.S., Abreu S.N., Lemos M.F.L., Soares A.M.V.M. 2012.Bioaccumulation and elimination of waterborne Mercury in the midge Larvae,Chironomus riparius Meigen (Diptera: Chironomidae). Bull Environ Contam Toxicol89:245–250.

Azevedo-Pereira H.M.V.S., Lemos M.F.L., Soares A.M.V.M. 2011. Effectsofimidaclopridexposureon Chironomus riparius Meigen larvae: Linkingacetylcholinesterase activity to behaviour

Azevedo-Pereira H. M. V. S. & Soares A. M. V. M. 2010. Effects of mercury on growth,emergence, and behavior of Chironomus riparius Meigen (Diptera: Chironomidae).Arch Environ Contam Toxicol 59:216–224.

Barber T.R., Chappie D.J., Duda D.J., Fuchsman P.C. & Finley B.L. 1998. Using a spikedsediment bioassay to establish a no-effect concentration for dioxin exposure to theamphipod Ambelisca Abdita. Environmental Toxicology and Chemistry 17: 420-424.

Brackenbury J. 2000. Locomotory modes in the larva and pupa of Chironomus plumosus(Diptera, Chironomidae). Journal of Insect Physiology 46: 1517–1527.

Craig S. & Laming P. 2004. Behaviour of the three-spined stickleback, Gasterosteousaculeatus (Gasterosteidae, Teleostei) in the multispecies freshwater biomonitor: avalidation of automated recordings at three levels of ammonia pollution. WaterResearch 38: 2144-2154.

Dell’Omo G. 2002. Behavioural ecotoxicology. John Wiley & Sons, LTD, New York.

Gerhardt A. 2001. A new multispecies freshwater biomonitor for ecologically relevantsupervision of surface waters. Butterworth, F.M., Gunatilaka, A. & Gonsebatt, M.E.(Eds.), Biomonitors and Biomarkers as Indicators of Environmental Change 2: aHandbook. Kluwer Academic/Plenum, New York, pp. 301–316.

Gerhardt, A., Carlsson, A., Ressemann, C. & Stich, K.P. 1998. New online biomonitoringsystem for Gammarus pulex (L.) (Crustacea): In Situ Test below a copper effluent inSouth Sweden. Environ. Sci. Technol. 32: 150-156.

Gerhardt, A., Janssens de Bisthoven, L. & Soares A.M.V.M. 2005. Effects of acid minedrainage and acidity on the activity of Choroterpes picteti (Ephemeroptera:Leptophlebiidae). Arch. Environ. Contam. Toxicol. 48: 450-458.

Gerhardt A., Kienle C., Allan I. J., Greenwood R., Guigues N., Fouillac A-M., Mills G. A. &Gonzales C. 2007. Biomonitoring with Gammarus pulex at the Meuse (NL), Aller(GER) and Rhine (F) rivers with the online Multispecies Freshwater Biomonitor®. J.Environ. Monit. 9: 979-985.

Hahn M.E. 2002. Aryl hydrocarbon receptors: diversity and evolution. Chemico-BiologicalInteractions 141: 131-160

Hahn M.E., Karchner S.I., Shapiro M.A. & Perera S.A. 1997. Molecular evolution of twovertebrate aryl hydrocarbon (dioxin) receptors (AHR1 and AHR2) and the PASfamily. Proc. Natl. Acad. Sci. USA 94: 13743-13748.

Hahn M.E., Woodin B.R., Stegeman J.J. & Tillitt D.E. 1998. Aryl hydrocarbon receptorfunction in early vertebrates: Inducibility of cytochrome P450 1A in agnathan andelasmobranch fish. Comparative Biochemistry and Physiology Part C 120: 67-75.

Hahn M.E., Poland A., Glover E. & Stegeman J.J. 1994. Photoaffinity labeling of the Ahreceptor: phylogenetic survey of diverse vertebrate and invertebrate species. Arch.Biochem. Biophys. 310: 218-228.

Hill I.R., Matthiessen P. & Heimbach F. (Eds.) 1993. Guidance document on sedimenttoxicity tests and bioassays for freshwater and marine environments. Society ofEnvironmental Toxicology and Chemistry. Workshop on Sediment ToxicityAssessment 8-10 Nov 1993. 105 pp.

Hämäläinen H. 1999. Critical appraisal of the indexes of chironomid larval deformities andtheir use in bioindication. Ann. Zool. Fennici 36: 179-186.

Korhonen M., Salo S., Kankaanpää H., Kiviranta H., Ruokojärvi P. & Verta M. 2013.Sedimentation of PCDD/Fs and PCBs in the Gulf of Finland and the Gulf of Bothnia,the Baltic Sea. Chemosphere 93: 1541-1547.

Langer-Jaesrich M., Köhler H-R. & Gerhardt A. 2010. Assessing toxicity of the insecticidethiacloprid on Chironomus riparius (Insecta: Diptera) using multiple end points. ArchEnviron Contam Toxicol 58:963-972.

Lyytikäinen M., Hirva P., Minkkinen P., Hämäläinen H., Rantalainen A-L., Mikkelson P.,Paasivirta J. & Kukkonen J.V.K. 2003. Bioavailability of sediment-associatedPCDD/Fs and PCDEs: Relative importance of contaminant and sedimentcharacteristics and biological factors. Environ. Sci. Technol. 37: 3926-3934.

Mallatt, J. 1982. Pumping rates and particle retention efficiencies of the larval lamprey, anunusual suspension feeder. Biol. Bull. 163: 197-210.

Kymijoen vesi ja ympäristö ry:n tutkimusraportti no 221/2014 27

Nørum U., Frederiksen M.A.T. & Bjerregaard P. 2011. Locomotory behaviour in thefreshwater amphipod Gammarus pulex exposed to the pyrethroid cypermethrin.Chemistry and Ecology 27: 569-577.

OECD/OCDE 2004a. OECD guidelines for the testing of chemicals. Sediment-waterchironomid toxicity test using spiked sediment 218. 21 s.

OECD/OCDE 2004b. OECD Guidelines for the testing of chemicals. Sediment-waterchironomid toxicity test using spiked water 219. 21 s.

Paggett K.C., Gupta V. & McClellan. 1998. Adaptive variations of undulating behaviors inlarval lamprey: comparison of swimming and burrowing. Exp Brain Res 119: 213-223.

Pereira de Souza, M. 2004. Polychlorinated dibenzo-p-dioxins (PCDD), dibenzofurans(PCDF) and polychlorinated bifenyls (PCB): main sources, environmental behaviourand risk to man and biota. Quim. Nova 27:934-943.

Ristola, T., Pellinen J., Ruokolainen M., Kostamo A. & Kukkonen JVK. 1999. Effect ofsediment type, feeding level, and larval density on growth and development of amidge (Chironomus riparius). Environ Toxicol Chem 18: 756-764.

Salo S., Verta M., Malve O., Korhonen M., Lehtoranta J., Kiviranta H., Isosaari P.,Ruokojärvi P., Koistinen J. & Vartiainen T. 2008. Contamination of river Kymijokisediments with polychlorinated dibenzo-p-dioxins, dibenzofurans and mercury andtheir transport to the Gulf of Finland in the Baltic Sea. Chemosphere 73: 1675-1683.

Sardo A.M. & Soares A.M.V.M. 2010. Can behavioural responses of Lumbriculusvariegatus (Oligochaeta) assess sediment toxicity? A case study with sedimentsexposed to acid mine drainage. Environmental Pollution 158: 636-640.

SFS 5062. 1984. Vesitutkimukset. Akuutin toksisuuden määritys Daphnia magna Strausvesikirpulla. Suomen Standardisoimisliitto SFS, 9 p.

SFS 3008. 1990. Veden, lietteen ja sedimentin kuiva-aineen ja hehkutusjäännöksenmääritys. Suomen Standardisoimisliitto SFS, 3s.

Sinkkonen S. & Paasivirta J. 2000. Degradation half-live times PCDDs, PCDFs and PCBsfor environmental fate modeling. Chemosphere 40: 943-949.

Soimasuo M., Kervinen J., Sinkkonen S. & Paasivirta J. 2004. Bioaccumulation of POPsfrom contaminated sediment to lamprey (Lampetra fluviatilis L.) larva. J Soils andSediments 4(2): 75-84.

Suominen K., Saski E., Puurtinen R. & Seppälä A. Kymijoen saastuneiden sedimenttienvaikutukset joen käytölle ja tarpeellisten ympäristönsuojelutoimenpiteiden arviointi jasuunnittelu. Alueelliset ympäristöjulkaisut 120, Kaakkois-Suomen ympäristökeskus,59 s.

Törrönen J. 1992. Nahkiaisten mädin haudontatekniikka ja toukkien istutuskokeilutKymenlaakson alueella. Hydrobiologian ja limnologian pro gradu-työ, Jyväskylänyliopisto, Biologian laitos, 115 s.

Van den Berg M., Birnbaum L.S., Bosweld A.T.C., Brunström B., Cook P., Feeley M.,Giesy J.P., Hanberg A., Hasegawa R., Kennedy C.W., Kubiak T., Larsen J.K., vanLeeuwen F.X.R., Schrenk D., Tillitt D., Tysklind M., Younes M., Wærn F. &Zacharewski T. 1998. Toxic Equivalency Factors (TEFs) for PCBs, PCDDs, PCDFsfor humans and wildlife. Environmental Health Perspectives 106: 775-792.

Van den Berg M., Birnbaum L.S., Denison M., De Vito M., Farland W., Feeley M., FiedlerH., Hakansson H., Hanberg A., Haws L., Rose M., Safe S., Schrenk D., Tohyama C.,Tritscher A., Tuomisto J., Tysklind M., Walker N. & Peterson R.E. 2006. The 2005World Health Organization Re-evaluation of Human and Mammalian ToxicEquivalency Factors for Dioxins and Dioxin-Like Compounds. Toxicol Sci 93: 223-241.

Verta M., Ahtiainen J., Hämäläinen H., Jussila H., Järvinen O., Kiviranta H., Korhonen M.,Kukkonen J., Lehtoranta J., Lyytikäinen M., Malve O., Mikkelson P., Moisio V., NiemiA., Paasivirta J., Palm H., Porvari P., Rantalainen A-M., Salo S., Vartiainen T. &Vuori K-M. 1999. Organoklooriyhdisteet ja raskasmetallit Kymijoen sedimentissä:esiintyminen, kulkeutuminen, vaikutukset ja terveysriskit. Suomen ympäristö 334, 72s.

Vuori K-M. 1994. Rapid behavioural and morphological responses of Hydropsychid larvae(Trichoptera, Hydropsychidae) to sublethal cadmium exposure. EnvironmentalPollution 84: 291-299.

West C.W., Ankley G.T., Nichols J.W., Elonen G.E. Nessa D.E. 1996. Toxicity andbioaccumulation of 2,3,7,8-tetrachlorodibenzo-p-dioxin in long-term tests with thefreshwater benthic invertebrates Chironomus tentans and Lumbriculus variegatus.Environmental Toxicology and Chemistry 16: 1287-1294.