Examensarbete inom miljövetenskap, 15 hp Kandidatprogrammet inom Miljö- och hälsoskydd, 180 hp

Vt 2020

EN STUDIE KRING SAMBANDET MELLAN

ORGANISKA TENNFÖRENINGAR OCH IMPOSEX HOS TRITIA

NITIDA Längs svenska västkusten

Jesper Hassellöv

The relationship between organic tin components and imposex in Tritia nitida along the Swedish west coast Jesper Hassellöv

Abstract There are often two different types of index used to determine how effected gastropods are from imposex, Vas Deferens Sequence Index (VDSI) and Relative Penis Length Index (RPLI). Data samples of Tritia nitida have been downloaded from IVL’s database and were collected around the Swedish west coast. Regression analysis and T-test were performed on all the data collected and at three different locations (Gothenburg, Lysekil and Strömstad) to analyse how the VDSI, RPLI plus the index Percent Female Displaying Imposex (IMPF) were correlated with the concentration of organic tin compounds in their tissue. Results show that the Index VDSI has the strongest correlation in all the studied areas which makes it the preferable index to analyse organic tin compounds in Tritia nitida with. Result also show a stronger correlation with ∑BT (TBT+DBT+MBT) than for TBT alone at all the studied areas, which can be an indication that TBT effected the organism and then transforms to its degradation components. Significant p-values from t-tests when comparing the areas with each other also suggest that there are local variations in how Tritia nitida is affected by organic tin compounds. There is also a trend where higher concentration of ∑BT in the tissue leads to a higher correlation with VDSI (except for “3.1 Alla kommuner kombinerade).

Key words: TBT, ∑BT, Imposex, Tritia nitida, Sweden,

Förord Jag vill tacka Marina Magnusson för värdefull mailkontakt vilket har hjälpt för att hitta relevant information till arbetet. Under tider när man inte har ett överflöd av människor att socialisera sig med vill jag tacka min sambo Emma Stenlund för stöd och motivation. Jag vill också tacka min handledare Åsa Berglund för vägvisning, konstruktiv kritik och inte minst någon att bolla tankar och idéer med.

1 Inledning ............................................................................................................. 1

1.1 Syfte ...................................................................................................................... 2

2 Material och metod ................................................................................... 2

2.1 Inhämtning av data .......................................................................................... 2

2.2 Statistisk metod ................................................................................................ 3

3 Resultat ............................................................................................................... 4

3.1 Alla kommuner kombinerade ....................................................................... 4

3.2 Göteborg kommun .......................................................................................... 6

3.3 Lysekil kommun ............................................................................................... 6

3.4 Strömstad kommun ........................................................................................ 8

3.5 Samband mellan de studerade områdena ................................................ 8

4 Diskussion ...................................................................................................... 10

4.1 Slutsats ............................................................................................................... 11

5 Referenser ....................................................................................................... 12

1

1 Inledning Miljögifter påverkar ekosystem negativt på flera sätt. Miljögifter kan exempelvis vara reproduktionsstörande (Fry 1995), förändra en arts beteende (Brodin et al, 2013; Ecke et al, 2017) eller vara dödliga (Ankley et al. 2005). Det flesta organiska miljögifter kan bioackumuleras (Weber et al. 2019). Människan kan också direkt påverkas negativt av förlorade ekosystem, exempelvis kan badområden bli otrevliga eller farliga för människans hälsa, samt att fiskare kan få en lägre avsättning för sin fångst om den innehåller höga halter hälsofarliga ämnen (Havs- och vattenmyndigheten 2015).

En grupp organiska miljögifter är organiska tennföreningar, som tributyltenn (TBT) och trifenyltenn (TPT) med deras nedbrytningsprodukter dibutyltenn (DBT), monobutyltenn (MBT), difenyltenn (DPT) och monofenylten (MPT). TBT som är den mest omtalade organiska tennföreningen lanserades i början av 1960-talet och användes främst för att motverka förekomsten av alger och havstulpaner på båtars skrov (Magnusson, Granmo & Borgegren 2007; Naturvårdsverket 2016). Under 1970-talet kom de första tecknen som visade att ämnet hade ekotoxikologiska effekter och 1989 förbjöds användning av ämnet hos båtar mindre än 25 meter i Sverige, följt av ett globalt förbud 2008 för båtar över 25 (Naturvårdsverket 2014; Naturvårdsverket 2016). TBT är mycket giftigt även i små doser och räknas till ett av de giftigaste ämnen som har släppt ut i miljön (Magnusson Granmo & Borgegren 2007). En av de studerade effekterna hos blötdjur är att det påverkar reproduktionen. En studie av Bettin, Oehlmann och Stroben (1996) tyder på att TBT i vissa blötdjur konkurrerar med androstendion och testosteron om bindningsplatser på enzymet Cytokrom P450, vilket leder till en ökad koncentration androgener i kroppen. Detta leder till att honor inom arter som ex. Tritia nitida (nätsnäcka) tidigare kallad Nassarius nitidus, kan börja utveckla infertil pseudopenis och sädesledare (Stroben, Oehlmann & Fioroni 1992). Denna förändring kallas för imposex och innebär alltså att honor börjar utveckla hanligt könsorgan (Smith 1971). Det finns studier som visar att TPT har lika stor påverkan på snäckan Thais clavigera som TBT (Horiguchi et al. 1997), men det finns även studier som visar att TPT inte har någon påverkan på Nucella Lapillus (purpursnäcka) (Bryan, Gibbs & Burt 1988). Hur nätsnäckan påverkas av TPT har inte kunnat hittas några studier kring.

I Sverige hittas nätsnäckan endast i Västerhavet då den är känslig för låga salthalter (Naturvårdsverket 2014). Nätsnäckan lever på mjuka bottnar och blir upp till 33 mm (Tallmark 1980). Nätsnäckan kan bli mellan 11 och 15 år (Barroso, Moreira, & Richardson 2005; Tallmark 1980). Den finns även på flera andra platser runt om i Europa och eftersom nätsnäckan endast påverkas av imposex och inte dör av organiska tennföreningar (som TBT), så anses arten internationellt vara en bra indikator för att mäta halter av organiska tennföreningar och används ofta inom miljöövervakning (Naturvårdsverket 2014). För att studera imposex hos nätsnäckor använder man sig ofta utav två index, Vas Deferens Sequence Index (VDSI) och Relative Penis Length Index (RPLI). VDSI används genom att studera ifall honor har börjat utveckla hanliga könsorgan. Indexet varierar mellan noll till fyra hos nätsnäckan, där noll innebär att honan inte har utvecklat några tecken för imposex och fyra är en fullt utvecklad pseudopenis med sädesledare (Stroben, Oehlmann & Fioroni 1992). VDSI bedöms genom att använda medelvärdet från vanligtvis 50 individer, individernas utveckling av pseudopenis samt sädesledare blir värdet för VDSI (Helcom u.å.; (Stroben, Oehlmann & Fioroni 1992). RPLI är ett mått på skillnaden mellan hanarnas penislängd och honornas penislängd (Gibbs et al. 1987). Detta tas fram genom att dividera värdena med varandra vilket gör att man får ett procentvärde. Att använda RPLI bör däremot göras med försiktighet eftersom penislängden kan variera mellan årstider (Stroben, Oehlmann och Fioroni 1992). Ett tredje index är percent female displaying imposex (IMPF), vilket beskriver hur många procent av proven som visar tecken för imposex.

2

Tidigare undersökningar i Sverige har fokuserat på att studera hur halten organiska tennföreningar i sediment och art, samt hur variationen av imposex har fluktuerat under tid (Magnusson et al. 2016). I Venedig har Pavoni et al. (2007) och Cacciatore et al. (2018) studerat sambandet mellan organiska tennföreningar och indexen VDSI och RPLI. Jag har däremot inte kunnat hitta liknande studier i Sverige och vill därför med denna rapport studera hur sambandet mellan indexen VDSI, RPLI och IMPF med koncentrationen av olika organiska tennföreningar i nätsnäckan ser ut i längs Sveriges västkust.

1.1 Syfte Syftet är att undersöka hur sambandet mellan organiska tennföreningar och indexen VDSI, RPLI och IMPF ser ut längs Sveriges västkust för nätsnäckan. Detta görs med följande frågeställningar:

- Hur ser sambanden ut mellan VDSI och olika organiska tennföreningar hos nätsnäckan?

- Hur ser sambanden ut mellan RPLI och organiska tennföreningar hos nätsnäckan? - Hur ser sambanden ut mellan IMPF och olika organiska tennföreningar hos

nätsnäckan? - Vilket index visar starkast samband? - Finns det lokala skillnader för sambandet mellan organiska tennföreningar och

indexen VDSI, RPLI och IMPF hos nätsnäckan?

Att undersöka hur sambandet ser ut i Sverige mellan organiska tennföreningar och de index som används för att mäta imposex hos nätsnäckan skulle kunna ligga till grund för framtida studier inom området.

2 Material och metod 2.1 Inhämtning av data Data på organiska tennföreningar i nätsnäckor har hämtats från Svenska miljöinstitutets (IVL) ”databas för miljögifter i biota”(u.å.). All data som har funnits att hämta fram till den 6/4–20 har laddats ner. Detta innefattar 1 prov från Halmstad kommun, 14 prover från Falkenberg kommun, 2 prover Varberg kommun, 4 prover i Kungsbacka Kommun, 66 prover från Göteborg kommun, 107 prover från Lysekils kommun och 28 prover från Strömstads kommun, totalt 222 prover. Endast prover med 50 individer har använts i enlighet med Naturvårdsverkets rapport om ” Beskrivning av undersökningen ”Organiska tennföreningar och imposex” inom delprogrammet Effekter av metaller och organiska miljögifter” (Naturvårdsverket 2014). Endast datat i torrvikt (ng/g torrvikt) har analyserats i rapporten för att kunna jämföra med andra studier. 4 prover saknade värden för RPLI och har exkluderats (2 prover från Lysekil, 1 prov från Göteborg och 1 prov från Falkenberg). 1 prov från Kungsbacka hade ett värde av RPLI=69,940 vilket antogs vara ett mätfel då det närmaste värdet var RPLI=0,336, provet togs därför bort. Efter sortering och filtrering av data återstod 129 prover (1 prov från Falkenberg kommun, 3 prover från Kungsbacka kommun, 40 prover från Göteborg kommun, 64 prover från Lysekils kommun och 21 prover från Strömstads kommun) (figur 1).

3

Figur 1. De lokaler där proverna som använts har hämtats (punkterna syns i rött).

2.2 Statistisk metod Maximum-, minimum- och medelvärde samt standardavvikelse togs fram för att kunna få en överblick av hur koncentrationerna av ∑BT (TBT+DBT+MBT), TBT, ∑PT (TPT+DPT+MPT) och TPT ser ut. Alla studerade samband (förutom samband med VDSI) visade på en ickelinjär kurva. Värdena för organiska tennföreningar logaritmerades (logx+2) därför först för att sedan kunna använda statistiska verktyg som kräver ett linjärt samband. Regressionsanalyser togs fram hos ”alla kommuner kombinerade” (Strömstad + Lysekil + Göteborg + Kungsbacka + Falkenberg) för att studera sambandet mellan VDSI, RPLI och IMPF med organiska tennföreningarna ∑BT, TBT, ∑PT och TPT. Alla kommuner kombinerade hade n>20 och antogs därför vara normalfördelat (Naturvårdsverket, 2012). För att studera hur väl ämnena korrelerade med VDSI, RPLI och IMPF användes R2 som beskriver hur väl en variabel kan förklaras av en annan variabel, samt t-test för ett stickprov som ger ett p-värde, vilket beskriver om sambandet är skiljt från noll. Oparat t-test användes för att undersöka om det fanns skillnader mellan ∑BT och TBT samt ∑PT och TPT med indexen VDSI, RPLI och IMPF. För lokaler där n>20 gjordes sedan egna statistiska undersökningar (Göteborg, Lysekil och Strömstad). Här användes samma statistiska metoder som för alla kommuner kombinerade, sambanden som studerades var mellan VDSI, RPLI och IMPF med ∑BT och TBT. ∑PT och TPT beslöts att inte studeras vid Göteborg, Lysekil och Strömstad, eftersom inga signifikanta värden fanns vid de kombinerade kommunerna. Mellan områdena Göteborg, Lysekil och Strömstad användes oparat t-test för att studera om det fanns skillnader mellan lutningen hos regressionslinjerna. Detta gjordes för sambanden mellan VDSI, RPLI och IMPF med ∑BT samt VDSI, RPLI och IMPF med TBT (Naturvårdsverket 2012). Signifikansnivån sattes till α=0,05 och alla statistiska analyser utfördes i Microsoft Excel.

4

3 Resultat 3.1 Alla kommuner kombinerade För alla kommuner kombinerade är koncentrationen för ∑BT i nätsnäckan mellan 3,240 – 124,300 ng/g och har medelvärdet 20,438ng/g samt standardavvikelsen 23,450 ng/g. TBT har en koncentration mellan 0,080 – 69,600 ng/g och medelvärdet 9,292ng/g samt standardavvikelsen 11,820 ng/g. Medelvärdet för ∑BT är det näst högsta och TBT visar näst lägsta medelvärdet i jämförelse med de andra studerade områdena (bortsett från ∑PT och TPT) (tabell 1).

Det tre starkaste sambandet är alla med ∑BT och har följande ordning: ∑BT – VDSI (R2=0,415, p<0,001) (figur 2a), ∑BT – IMPF (R2=0,381, p<0,001) (figur 2c), ∑BT – RPLI (R2=0,337, p<0,001) (figur 2b). TBT följer samma trend där TBT – VDSI (R2=0,315, p<0,001) (figur 2a) är för TBT starkast, följt av TBT – IMPF (R2=0,282, p<0,001) (figur 2c) och TBT – RPLI (R2=0,262, p<0,001) (figur 2b). P-värdet visar i detta fall att regressionslinjen är signifikant skiljt från noll, vilket innebär att det finns ett signifikant samband. Vid alla kommuner kombinerade är alla samband med ∑BT starkare än sambanden med TBT. Lutningen för de olika sambanden jämfördes mellan ∑BT och TBT, resultatet visar att mellan VDSI (p=0,001) och IMPF (p<0,001) finns en signifikant skillnad, medan det för RPLI (p=0,051) inte går att säga om en signifikant skillnad mellan lutningarna existerar.

Koncentrationen av ∑PT i nätsnäckan är mellan 0,920 – 9,950 ng/g med medelvärdet 3,170 ng/g och standardavvikelsen 1,770 ng/g. TPT har en koncentration mellan 0,370 – 7,700 ng/g med medelvärdet 1,545ng/g och standardavvikelsen 1,050 ng/g. Medelvärdet är i jämförelse med värden för ∑BT och TBT låga (tabell 1). Inga signifikanta samband hittades mellan ∑PT och TPT med indexen VDSI, RPLI samt IMPF (figur 3).

Tabell 1.Värden för de studerade ämnena vid de studerade områdena (ng/g torrvikt). De kombinerade kommunerna Minimumvärde Maximumvärde Medelvärde Standardavikelse n∑BT 3,240 124,300 20,440 23,450 129TBT 0,080 69,600 9,300 11,820 129∑PT 0,920 9,950 3,170 1,770 129TPT 0,370 7,700 1,550 1,050 129Göteborg∑BT 5,480 124,300 25,630 26,450 40TBT 2,800 49,700 10,920 11,310 40Lysekil∑BT 3,330 73,200 14,520 12,100 64TBT 0,080 48,400 6,580 7,710 64Strömstad∑BT 3,240 112,820 19,360 26,330 21TBT 1,500 69,600 10,790 16,490 21

5

Figur 3. Sambandet mellan ∑PT och TPT med VDSI (3a) RPLI (3b) och IMPF (3c) vid de kombinerade kommunerna.

Figur 2. Sambandet mellan ∑BT och TBT med VDSI (2a), RPLI (2b) och IMPF (2c) vid de kombinerade kommunerna.

6

3.2 Göteborg kommun Koncentrationen av ∑BT i nätsnäckan är vid Göteborg mellan 5,480 – 124,300 ng/g och har medelvärdet 25,630 ng/g samt standardavvikelsen 26,450 ng/g. För TBT är koncentrationen 2,800 – 49,700 ng/g och medelvärdet är 10,922ng/g med standardavvikelsen 11,310 ng/g. Göteborg har för både ∑BT och TBT det högsta medelvärdena i jämförelse med de andra studerade områdenas motsvarande värden (tabell 1).

Vid Göteborg är det starkaste sambandet mellan ∑BT – VDSI (R2=0,686, p<0,001) (figur 4a) följt av ∑BT – RPLI (R2=0,569, p<0,001) (figur 4b), näst är TBT – VDSI (R2=0,529, p<0,001) (figur 4a) och därefter ∑BT- IMPF (R2=0,508, p<0,001) (figur 4c). Detta följs av TBT – RPLI (R2=0,453 p<0,001) (figur 4b) och TBT – IMPF (R2=0,387, p<0,001) (figur 4c). Vad som är utstickande för Göteborgs prover är dess höga korrelationsvärde jämfört med de andra studerade områdena. Det oparade t-testet visar att det inte finns någon signifikant skillnad mellan ∑BT och TBT för VDSI, RPLI samt IMPF, sambanden för ∑BT och TBT är alltså liknande varande.

3.3 Lysekil kommun Lysekil har för ∑BT en koncentration mellan 3,330 – 73,200 ng/g med medelvärdet 14,519 ng/g samt standardavvikelsen 12,06 ng/g. Koncentrationen för TBT är mellan 0,080 – 48,400 ng/g med medelvärdet 6,576ng/g och standardavvikelsen 7,710 ng/g. I jämförelse med de andra studerade områdenas motsvarande värden är medelvärdet för både ∑BT och TBT det lägsta (med undantag för ∑PT och TPT) (tabell 1).

Det starkaste sambandet är i Lysekil ∑BT – VDSI (R2=0,476, p<0,001) (figur 5a) med det näst starkaste sambandet mellan ∑BT – IMPF (R2=0,463, p<0,001) (figur 5c), och näst ∑BT -RPLI (R2=0,371, p<0,001) (figur 5b). Lysekil följer samma trend som alla kommuner kombinerade vilket innebär att det tre starkaste regressionslinjerna alla är med ∑BT, med följande tre samband TBT – VDSI (R2=0,364, p<0,001) (figur 5a), TBT – IMPF (R2=0,337, p=0,000) (figur 5c) och TBT – RPLI (R2=0,247 p<0,001) (figur 5b). Analys mellan ∑BT och TBT visade att det finns en signifikant skillnad för sambanden med VDSI (p=0,009), IMPF (p=0,009) samt RPLI (p=0,022). Detta innebär att för proverna finns det en signifikant skillnad mellan lutningen för sambanden med ∑BT och TBT. Det finns också en tydlig skillnad mellan styrkan på regressionen för ∑BT och TBT, där alla samband med ∑BT är starkare än sambanden för TBT.

7

Figur 5. Sambandet mellan ∑BT och TBT med VDSI (5a), RPLI (5b) och IMPF (5c) vid Lysekil.

Figur 4. Sambandet mellan ∑BT och TBT med VDSI (4a), RPLI (4b) och IMPF (4c) vid Göteborg.

8

3.4 Strömstad kommun Vid Strömstad är koncentrationen av ∑BT i nätsnäckan mellan 3,240 – 112,820 ng/g med medelvärdet 19,358ng/g och standardavvikelsen 26,330. Koncentrationen av TBT är mellan 1,500–69,600 ng/g med medelvärdet 10,788ng/g och standardavvikelsen 16,490 ng/g. Både ∑BT och TBT har det näst lägsta medelvärdet i jämförelse med de andra studerade områdenas motsvarande värden (bortsett från ∑PT och TPT) (tabell 1).

Efter att ha sammanställt data från regressionsanalysen är det starkaste sambandet vid Strömstad mellan ∑BT – VDSI (R2=0,538, p<0,001), det näst starkaste sambandet var mellan TBT – VDSI (R2=0,501, p<0,001) (figur 6a). Det oparade t-testet visade att sambanden ∑BT – VDSI och TBT – VDSI inte har signifikant skilda lutningar. Det tredje starkaste sambandet var mellan ∑BT – IMPF (R2=0,349, p=0,005) följt av TBT – IMPF (R2=0,318, p=0,008) (figur 6c). Likt tidigare index visar även här de oparade t-testet en icke signifikant skillnad mellan ∑BT – IMPF och TBT – IMPF. De två svagaste sambanden är mellan TBT – RPLI (R2=0,317, p=0,008) med det svagaste sambandet ∑BT – RPLI (R2=0,300, p=0,010) (figur 6b). Det oparade t-testet indikerar att det inte finns någon signifikant skillnad mellan ∑BT -RPLI och TBT -RPLI. Vad som är anmärkningsvärt här är att TBT har ett starkare samband med RPLI än vad ∑BT har.

3.5 Samband mellan de studerade områdena För att studera ifall lutningen mellan ∑BT – VDSI, ∑BT - RPLI och ∑BT – IMPF varierade mellan Göteborg, Lysekil och Strömstad, användes oparat t-test som visade följande p-värden (tabell 2). Alla samband som jämförts med Strömstad visar en signifikant skillnad vilket tyder på att prover tagna

Figur 6. Samband mellan ∑BT och TBT med VDSI (6a), RPLI (6b) och IMPF (6c) vid Strömstad kommun.

9

runt Strömstad påverkas olikt de andra områdena. För Göteborg - Lysekil finns det inga signifikanta p-värden, vilket skulle kunna antyda att trenden för ∑BT mellan Göteborg - Lysekil påverkas liknande (tabell 2).

Ovanstående test gjordes även för TBT, vilket visar att endast Göteborg – Strömstad har signifikanta skillnader mellan alla indexen. Lysekil – Strömstad visar signifikanta skillnader för VDSI och RPLI men inte för IMPF. Göteborg – Lysekil visar endast en signifikant skillnad för RPLI (tabell 3). Tabellerna 2 och 3 visar att det flesta signifikanta skillnaderna är med indexet RPLI (5/6), sen VDSI (4/6) och det lägsta antalet signifikanta p-värden är med IMPF (3/6).

Tabell 2. p-värden från t-test som visar om det finns en signifikant skillnad i lutning hos ∑BT med VDSI, RPLI och IMPF mellan områdena Göteborg, Lysekil och Strömstad. Grön ruta visar på en signifikant skillnad, röd visar en icke signifikant skillnad.

Tabell 3. p-värden för t-test som visar om det finns en signifikant skillnad i lutning hos TBT med VDSI, RPLI och IMPF mellan områdena Göteborg, Lysekil och Strömstad. Grön ruta visar på en signifikant skillnad, röd visar en icke signifikant skillnad.

∑BT VDSI RPLI IMPF

Göteborg - Lysekil 0,532 0,637 0,107

Göteborg - Strömstad <0,001 0,002 0,029

Lysekil - Strömstad <0,001 0,021 0,001

TBT VDSI RPLI IMPF

Göteborg - Lysekil 0,317 0,008 0,770

Göteborg - Strömstad <0,001 0,012 0,018

Lysekil - Strömstad 0,009 0,006 0,176

10

4 Diskussion Alla studerade samband (förutom ∑PT och TPT) visar att regressionslinjerna har ett p-värde som är signifikant, vilket betyder att alla sambands lutning är signifikant skilt från noll. Lutningarna är även positiva vilket innebär att det till någon grad finns ett samband där en ökning i koncentration av ∑BT eller TBT leder till en ökning av index. För alla studerade områden finns en genomgående trend där ∑BT – VDSI alltid är det starkaste sambandet, samt att ∑BT generellt har starkare samband än TBT. Att ∑BT har starkare samband än TBT är en trend som stämmer överens med studien Cacciatore et al. (2018) från Venedig. Deras studie visade att nätsnäckan hade en korrelation mellan ∑BT – VDSI (R2=0,903) som var starkare än TBT – VDSI (R2=0,884), även ∑BT – RPLI (R2=0,872) var starkare än TBT – RPLI (R2=0,807). Anledningen till att ∑BT har ett starkare samband än TBT skulle kunna bero på att TBT har hunnit påverka individen och sedan brutits ner till DBT och MBT vilket ger en tydligare trend för ∑BT än TBT. Detta stöds även med att nätsnäckan har en beräknad livstid på mellan 11 - 15 år (Barroso, Moreira, & Richardson 2005; Tallmark 1980), en halveringstid av TBT på 60–70 dygn i nätsnäckan samt att TBT är bioackumulerande (Castro & Fillmann 2012; Naturvårdsverket 2014). Detta gör det sannolikt att den största delen av DBT och MBT som finns i nätsnäckan har brutits ner i nätsnäckan. Det skulle däremot även kunna bero på att DBT och/eller MBT har en viss påverkan för imposex.

∑PT samt TPT visade inga signifikanta korrelationsvärden med indexen, vilket betyder att lutningarna inte går att bevisa är skilda från noll. Detta tyder på att TPT med dess nedbrytningsprodukter (DPT och MPT) inte har någon påverkan på enzymet Cytokrom P450 och därmed inte leder till imposex hos nätsnäckan. Vidare kommer därför inte ∑PT eller TPT att diskuteras.

Att VDSI är det index som har de starkaste sambanden med ∑BT. är inte oväntat, detta stämmer överens med tidigare gjorda studier vilka visar ett starkare samband mellan TBT - VDSI än TBT – RPLI (Cacciatore et al. 2018; Pavoni et al. 2007; Stroben, Oehlmann och Fioroni 1992). Som tidigare nämnt finns det problematik med att mäta RPLI eftersom penislängden kan variera mellan årstid (Stroben, Oehlmann och Fioroni 1992), vilket troligtvis är anledningen till att sambandet mellan ∑BT samt TBT generellt är svagare med RPLI än med VDSI. IMPF är inte lika användbart som VDSI när man ska studera påverkan av organiska tennföreningar, eftersom IMPF är en procentandel som endast talar om hur stor andel av provet som har blivit påverkad och inte till vilken grad av imposex som provet har blivit påverkad. Det är däremot intressant att se en positiv trend för IMPF vilket tyder på att antalet påverkade individer i provet stiger med en ökad koncentration av ∑BT.

Det starkaste sambandet var mellan ∑BT – VDSI i Göteborg. Att sambandet inte visar ett högre R2 skulle kunna bero på att det finns andra faktorer som påverkar imposex. En studie av Nias, Mckillup, och Edyvane (1993) visar att koppar, ”paint matrix” och stressfaktorer i miljön kan påverka deformationer hos snäckan Lepsiella vinosa. En annan studie gjordes av Davies et al. (1987) där de studerade Nucella lapillus (purpursnäcka), vilka inte hade varit exponerad för organiska tennföreningar. Där uppvisade 12 procent av honorna i populationen tecken på imposex vilket ledde till slutsatsen att imposex även kan ske naturligt. Att nätsnäckan kan påverkas på liknande sätt finns det inga belägg för, men skulle kunna vara en tänkbar anledning.

Vid jämförelse av lokalerna Göteborg, Lysekil och Strömstad finns även en trend där lokaler med högre medelvärde av ∑BT, visar ett starkare samband med VDSI. Göteborg har det starkaste medelvärdet följt av Strömstad och Lysekil. En anledning som tar föregående stycke i hänsyn skulle kunna vara att med en högre koncentration av organiska tennföreningar, desto mindre inverkan har andra faktorer som koppar, stressfaktorer i miljön samt ”paint matrix”. Att en ökad koncentration av ∑BT leder till ett starkare samband med VDSI skulle

11

även kunna vara en förklaring till det starka samband som Cacciatore et al. (2018) fann i deras studie. Deras studie visar ett medelvärde av ∑BT som är 107,000 ng/g (torrvikt), vilket är högre än medelvärdet i Göteborg. Alla kommuner kombinerade följer däremot inte detta mönster, en förklaring kan bero på att datat är insamlat från flera olika områden med troligtvis olika koncentrationer av ämnen i vattnet, vilket innebär att korrelationen påverkas av detta och inte blir lika starkt.

Signifikanta skillnader i värden för lutningen emellan områdena (tabell 2 och 3) kan också ses som ett tecken på att det finns lokala variationer i hur organiska tennföreningar påverkar nätsnäckan. Likt tidigare diskussion kan detta bero på att inte bara koncentrationerna utav organiska tennföreningar varierar mellan områden men också andra ämnen som koppar, stressfaktorer i miljön eller ”paint matrix”. Att jämföra sambanden mellan ∑BT och TBT med VDSI, RPLI och IMPF och även analysera parametrar som pH, salinitet och temperatur i vattnet skulle därför vara en intressant framtida studie.

4.1 Slutsats Att ∑BT generellt sett har starkare samband än TBT lär främst bero på att TBT har hunnit påverka individen och sedan brutits ner till DBT och MBT. Det tydligaste sambandet är med VDSI vilket indikerar att detta index är det mest lämpade att använda för analyser av sambandet mellan imposex och organiska tennföreningar, vilket även tidigare studier (Pavoni et al. 2007; Stroben, Oehlmann och Fioroni 1992) konstaterat. Det finns en tendens där högre halter av ∑BT samt TBT leder till ökande samband med VDSI. Anledningen till att sambanden som har tagits fram i denna rapport är förhållandevis svaga i relation till studien av Cacciatore et al. (2018) är inte säker, men det skulle kunna bero på skillnader i koncentrationer av ∑BT. Andra faktorer som stressfaktorer i miljön skulle också kunna vara en anledning till att det finns skillnader mellan områden. Ovanstående argument är även implementerbart när lokalerna Göteborg, Lysekil och Strömstad jämförs. De signifikanta skillnaderna i regressionslinjerna tyder på att det finns lokala skillnader som påverkar sambandet mellan organiska tennföreningar och indexen hos nätsnäckan.

12

5 Referenser Ankley, G. T., Kuehl, D. W., Kahl, M. D., Jensen, K. M., Linnum, A., Leino, R. L., &

Villeneuve, D. A. 2005. Reproductive and Developmental Toxicity and Bioconcentration Of Perfluorooctanesulfonate In A Partial Life-Cycle Test With The Fathead Minnow (Pimephales Promelas). Environmental Toxicology and Chemistry 24(9): 2316. doi: 10.1897/04-634r.1.

Barroso, C. M., Moreira, M. H., & Richardson, C, A. 2005. Age and growth of Nassarius reticulatus in the Ria de Aveiro, north-west Portugal. Journal of the Marine Biological Association of the United Kingdom 85(1): 151-156. doi:10.1017/s0025315405010970h.

Bettin, C., Oehlmann, J., & Stroben, E. 1996. TBT-induced imposex in marine neogastropods is mediated by an increasing androgen level. Helgoländer Meeresuntersuchungen 50(3): 299–317. doi: 10.1007/bf02367105.

Brodin, T., Fick, J., Jonsson, M., & Klaminder, J. 2013. Dilute Concentrations of a Psychiatric Drug Alter Behavior of Fish from Natural Populations. Science 339(6121): 814–815. doi: 10.1126/science.1226850.

Bryan, G. W., Gibbs, P. E., & Burt, G. R. 1988. A Comparison of the Effectiveness of Tri-N-Butyltin Chloride and Five other Organotin Compounds in Promoting the Development of Imposex in the Dog-Whelk, Nucella Lapillus. Journal of the Marine Biological Association of the United Kingdom 68(4): 733-744. doi:10.1017/s0025315400028836.

Cacciatore, F., Noventa, S., Antonini, C., Formalewicz, M., Gion, C., Berto, D., Gabellini, M., & Brusà, R. B. 2018. Imposex in Nassarius nitidus (Jeffreys, 1867) as a possible investigative tool to monitor butyltin contamination according to the Water Framework Directive: A case study in the Venice Lagoon (Italy). Ecotoxicology and Environmental Safety 148: 1078–1089. doi: 10.1016/j.ecoenv.2015.12.039.

Castro, Í B., & Fillmann, G. 2012. High tributyltin and imposex levels in the commercial muricid Thais chocolata from two Peruvian harbor areas. Environmental Toxicology and Chemistry 31(5): 955-960. doi:10.1002/etc.1794.

Davies, I., Bailey, S. K., & Moore, D. C. 1987. Tributyltin in Scottish sea-lochs, as indicated by degree of imposex in the dogwhelk, Nucella lapillus (L.). Marine Pollution Bulletin 18: 400–404. doi.org/10.1016/0025-326X(87)90320-1.

Ecke, F., Singh, N. J., Arnemo, J. M., Bignert, A., Helander, B., Berglund, Å. M. M., Borg, H., Bröjer, C., Holm, K., Lanzone, M., Miller, T., Nordström, Å., Räikkönen, J., Rodushkin, I., Ågren, E., & Hörnfeldt, B. 2017. Sublethal Lead Exposure Alters Movement Behavior in Free-Ranging Golden Eagles. Environmental Science & Technology 51(10): 5729–5736. doi: 10.1021/acs.est.6b06024.

Fry, D. M. 1995. Reproductive Effects in Birds Exposed to Pesticides and Industrial Chemicals. Environmental Health Perspectives 103: 165. doi: 10.2307/3432528.

Gibbs, P. E., Bryan, G. W., Pascoe, P. L. & Burt, G. R. 1987. The use of the dog-whelk, Nucella lapillus, as an indicator of tributyltin (TBT) contamination. Journal of the Marine Biological Association of the United Kingdom 67: 507- 523.

Havs- och vattenmyndigheten. 2015. Ekosystemtjänster från svenska hav. Rapportnummer 2015:12. https://www.havochvatten.se/hav/uppdrag--

13

kontakt/publikationer/publikationer/2015-10-06-ekosystemtjanster-fran-svenska-hav---status-och-paverkansfaktorer.html (hämtad 2020-03-30).

Helcom. Guidelines for monitoring of biological effect– imposex and intersex https://helcom.fi/media/documents/Guidelines-for-monitoring-of-biological-effects-imposex-and-intersex.pdf (hämtad 2020-03-31).

Horiguchi, T., Shiraishi, H., Shimizu, M., & Morita, M. 1997. Effects of triphenyltin chloride and five other organotin compounds on the development of imposex in the rock shell, Thais clavigera. Environmental Pollution 95(1): 85-91. doi:10.1016/s0269-7491(96)00093-0.

IVL. Databas för miljögifter i Biota. https://dvsb.ivl.se/MetaInfo (hämtad 2020-05-07).

Magnusson, Marina. Andersson, Sandra, Bergkvist, Johanna. Granmo, Åke. 2016. Effekter av TBT. Sveriges vattenmiljö. https://www.sverigesvattenmiljo.se/artiklar/effekter-av-tbt (hämtad 2020-04.03).

Magnusson, Marina. Granmo, Åke. & Borgegren, Anders. 2007. Organiska tennföreningar. Havet. https://www.havet.nu/?d=186&id=54640346 (hämtad 2020-03-31).

Naturvårdsverket. 2012. Dataanalys och hypotesprövning för statistikanvändare. https://www.naturvardsverket.se/Stod-i-miljoarbetet/Vagledningar/Miljoovervakning/Handledning/Utformning-av-program-och-statistik/ (hämtad 2020-05-11).

Naturvårdsverket. 2014. Beskrivning av undersökningen ”Organiska tennföreningar och imposex” inom delprogrammet Effekter av metaller och organiska miljögifter – kust och hav.1(19). Version 5.0. https://www.naturvardsverket.se/Miljoarbete-i-samhallet/Miljoarbete-i-Sverige/Miljoovervakning/Miljoovervakning/Kust-och-hav/metaller-och-organiska-miljogifter-i-marin-miljo/ (hämtad 2020-03-31).

Naturvårdsverket. 2015. Beskrivning av delprogram Toppkonsumenter. 1(18). Version 4 https://www.naturvardsverket.se/Miljoarbete-i-samhallet/Miljoarbete-i-Sverige/Miljoovervakning/Miljoovervakning/Kust-och-hav/Toppkonsumenter-/ (2020-04-02).

Naturvårdsverket. 2016. Datablad för organiska tennföreningar. https://www.naturvardsverket.se/upload/stod-i-miljoarbetet/vagledning/fororenade-omraden/organiskatennforeningar.pdf (hämtad 2020-03-31).

Nias, J. D., Mckillup, C. S., & Edyvane, S. K. 1993. Imposex in Lepsiella vinosa from Southern Australia. Marine Pollution Bulletin 26(7): 380-384. doi.org/10.1016/0025-326X(93)90185-M.

Pavoni, B., Centanni, E., Valcanover, S., Fasolato, M., Ceccato, S., & Tagliapietra, D. 2007. Imposex levels and concentrations of organotin compounds (TBT and its metabolites) in Nassarius nitidus from the Lagoon of Venice. Marine Pollution Bulletin 55(10-12): 505–511. doi: 10.1016/j.marpolbul.2007.09.012.

Smith, B. S. (1971). Sexuality in the American Mud Snail, Nassarius Obsoletus Say. Journal of Molluscan Studies 39(5): 377–378. doi: 10.1093/oxfordjournals.mollus.a065117.

Stroben, E., Oehlmann, J., & Fioroni, P. 1992. The morphological expression of imposex in Hinia reticulata (Gastropoda: Buccinidae): A potential indicator of tributultin pollution. Marine Biology 113(4): 625-636. doi:10.1007/bf00349706.

14

Tallmark, B. (1980). Population Dynamics of Nassarius reticulatus (Gastropoda, Prosobranchia) in Gullmar Fjord, Sweden. Marine Ecology Progress Series 3: 51-62. doi:10.3354/meps003051.

Weber, R., Bell, L., Watson, A., Petrlik, J., Paun, M., & Vijgen, J. 2019. Assessment of pops contaminated sites and the need for stringent soil standards for food safety for the protection of human health. Environmental Pollution 249: 703-715. doi:10.1016/j.envpol.2019.03.066.