TOXINEPRODUCERENDE ALGEN IN NEDERLANDSE OPPERVLAKTEWATEREN

Transcriptie

1 C 2I/ Rksnstiuu voor Integraal Zoetwacerbchar en Afvaiwaterbehandeflng Documentatie Posto AA Lciyztad TOXINEPRODUCERENDE ALGEN IN NEDERLANDSE OPPERVLAKTEWATEREN Een lite ratu u rstudie naar voorwaarden voor en mogelijke gevolgen van toxineproductie door algen.

2 TOXINEPRODUCERENDE ALGEN IN NEDERLANDSE OPPERVLAKTEWATEREN Een literatuurstudie naar voorwaarden voor en mogelijke gevolgen van toxineproductie door algen. J. Bol & W. Seinen Research Instituut Toxicologie (RITOX), RUU Ya!elaan 2 Postbus , 3508 TD Utrecht

3 VOORWOORD Uit de literatuur is bekend dat in een groot aantal landen verdeeld over verschillende klimaatzones, productie van toxinen plaats vindt door algen, met name door cyanobacteriën (blauwwieren). In een aantal gevallen waarin deze algen tot bloei komen veroorzaken de toxinen sterfte onder huisdieren, vogels en aquatische organismen. In Europa is het voorkomen van toxinen producerende cyanobacteriën beschreven, onder anderen in het Verenigd Koninkrijk, Scandinavische landen, Italië en Griekenland. In 1989 werd in England melding gamaakt van sterfte onder schapen en honden door cyanobacterietoxinen en van de ziekenhuisopname van twee militairen die in cyanobacteriën houdend oppervlaktewater gezwommen hadden. Dit is voor de National Rivers Authority (NRA) aanleiding geweest voor een sterke intensivering van het onderzoek naar toxische cyanobacteriën in Engeland. Ook in Nederland zijn oppervlaktewateren met dominantie van cyanobacteriën. Voor Rijkswaterstaat direktie Flevoland, beheerder van het ljsselmeergebied, waren de ervaringen in het buitenland en het voorkomen van cyanobacteriën in het beheersgebied aanleiding om inzicht te willen hebben in de mogelijkheden van toxineproductie van cyanobacteriën in het ljsselmeergebied en de gevolgen voor de funktiegerichte waterkwaliteitsdoelstellingen. In samenwerking met Rijkswaterstaat RIZA is besloten om in eerste instantie door het RITOX een literatuurstudie uit te latan voeren naar deze aspecten. De resultaten van deze studie zijn in dit rapport weergegeven. Drs. T.H. Helmerhorst: Drs. J. Botterweg: Drs. J. Bol: Rijkswaterstaat direktie Flevoland Rijkswaterstaat RIZA Research Instituut Toxicologie (RITOX), RUU

4 INHOUD SAMENVATTING 6 Hoofdstuk 1. INLEIDING 8 Hoofdstuk II. ALGENTOXINEN EN HUN EFFECTEN Cyanobacterietoxinen Hepatotoxinen Neurotoxinen Overige toxinen Effecten van cyanobacteriën in het aquatisch milieu Microcystis Oscillatoria Anabaena Aphanizomenon Andere cyanobacteriën Discussie Risico's van cyanobacteriën voor mensen Cyanobacterietoxinen en waterrecreatie Cyanobacterietoxinen en de productie van drinkwater Toxiciteit van de Chrysophyt Prymnesium parvum 29 Hoofdstuk III. DE INVLOED VAN ABIOTISCHE FACTOREN OP DE PRODUCTIE VAN CYANOBACTERIETOXINEN Veldwerk Laboratorium onderzoek De invloed van licht op de productie van toxinen De invloed van de temperatuur op de productie van toxinen De invloed van de ph op de productie van toxinen De invloed van nutriënten op de productie van toxinen Stikstof Fosfaat IJzer De invloed van de leeftijd / groeifase op de productie van toxinen Discussie 36 Hoofdstuk IV. ABIOTISCHE FACTOREN IN NEDERLANDSE OPPERVLAKTE- WATEREN IN RELATIE TOT CYANOBACTERIETOXINEN 39 IV.1.Licht 40 IV.2. Temperatuur 40 IV.3.pH 41 IV.4. Stikstof 41 IV.5. Fosfaat 42 IV.6. IJzer 42

5 Hoofdstuk V. CONCLUSIES 43 AANBEVELINGEN 45 LITERATUUR 47 BIJLAGEN 53 bijlage 1. Lijst van stilstaande wateren met cyanobacteriebloei in Limburg 53 bijlage 2. Lijst van wateren met cyanobacteriebloei in het beheersgebied van het Zuiveringschap Rivierenland 55 bijlage 3. Lijst van wateren met cyanobacteriën in het beheersgebied van het Zuiveringschap Oostelijk Gelderland 56

6 SAMENVATTING In zeer veel Nederlandse oppervlaktewateren komen gedurende een kortere of langere periode van het jaar toxinen producerende cyanobacteriespecies voor. Welke cyanobacteriën betrokken zijn bij de productie van toxinen, wat de implicaties zijn van de aanwezigheid van deze toxinen voor mens en milieu en welke factoren eventueel van invloed kunnen zijn op de productie van deze toxinen is door middel van een literatuur studie onderzocht. Er zijn verschillende groepen van toxinen te onderscheiden. De hepatotoxinen zijn cyclische heptapeptiden die gevormd worden door Microcystis, Oscillatoria, Anabaena en Nodularia. Het voornaamste kenmerk van een intoxicatie bij zoogdieren met deze toxinen is de toename van het relatief lever gewicht als gevolg van bloedingen in dit orgaan. De neurotoxinen zijn te verdelen in twee groepen, de anatoxinen en de aphantoxinen, geproduceerd door respectievelijk Anabaena en Aphanizomenon. Bijde veroorzaken sterfte als gevolg van verlammingen, de werking van beide groepen toxinen berust echter op verschillende mechanismen. Daarnaast zijn nog endotoxinen en dermatotoxinen bekend. Voor verschillende aquatische organismen zijn effecten van cyanobacterietoxinen beschreven. In het veld waargenomen veranderingen in zoöplanktonpopulaties kunnen mogelijk verklaard worden uit de veranderingen in opname van voedsel, remming van groei en sterfte van zoöplankton species, die bij laboratorium onderzoek bij aanwezigheid van cyanobacteriën worden waargenomen. De relatie tussen de waargenomen effecten en de aanwezigheid van toxinen is aan de hand van deze onderzoeken echter niet duidelijk te leggen. Evenmin is duidelijk of de toxinen die invloed uitoefenen op het zoöplankton dezelfde zijn als de voor zoogdieren bekende toxinen. Naast effecten op zoöp!ankton worden ook effecten van cyanobacteriën op vissen en op vogels beschreven. Blootstelling van mensen aan cyanobacterietoxinen kan eventueel plaatsvinden tijdens waterrecreatie of via drinkwater geproduceerd uit oppervlaktewater. Uit proefdierwerk en epidemiologisch onderzoek kan afgeleid worden dat effecten van deze toxinen bij de mens inderdaad mogelijk zijn. De mate waarin blootstelling aan deze toxinen plaats vindt is echter moeilijk in te schatten. Prymnesium parvum is een alg die zowel in natuurlijke oppervlaktewateren als in kweekvijvers voor massale vissterfte kan zorgen. Ook in Nederland is nog zeer recent vissterfte toegeschreven aan deze soort. Daar Prymnesium niet tot de cyanobacteriën maar tot de chrysophyten behoort zijn de problemen rond deze alg in een aparte paragraaf besproken. De mogelijkheid om toxinen te produceren blijkt binnen een soort te verschillen per stam en is genetisch vastgelegd. Abiotische factoren als temperatuur, licht, ph en N, P en Ee concentratie hebben in meerdere of mindere mate invloed op de productie van toxinen door cyanobacteriën. De groeifase waarin de cyanobacteriën zich bevinden blijkt in kwantitatieve zin echter de grootste invloed op de toxineproductie te hebben.

7 Wanneer de in de literatuur beschreven invloeden van abiotische factoren op de productie van toxinen vergeleken worden met de situatie zoals die in Nederlandse oppervlaktewateren voorkomt, dan blijkt dat met betrekking tot een aantal parameters zoals licht en temperatuur de voorwaarden voor de productie van toxinen optimaal is. Met betrekking tot de hoeveelheid stiksof en fosfaat blijkt dat deze in Nederlandse oppervlaktewateren in een range voorkomen waarin een verhoging van het stikstof- of het fosfaatgehalte, direkt tot een verhoging van de toxineproductie aanleiding kan geven. Ten slotte zijn enkele aanbevelingen voor aquatisch toxicologisch onderzoek gedaan. 7

8 Hoodstuk 1. INLEIDING De toxiciteit van cyanobacteriën is reeds lang geleden onderkend. Reeds in 1878 werd door Francis melding gemaakt van vergiftiging van vee door cyanobacteriën. Sindsdien zijn er voortdurend meldingen geweest van intoxicaties van zowel dieren als mensen, waarvan het uitgebreide overzicht van Schwimmer en Schwimmer (1967) het meest bekende voorbeeld is. Van de ongeveer 1500 wereldwijd voorkomende cyanobacteriesoorten is van slechts een beperkt aantal bekend dat zij toxische eigenschappen hebben (Scott,1 991; Utkilen,1 992)(tabel 1). tabel 1. Cyanobacteriesoorten met toxische eigenschappen (uit Scott,1991) Anabacna affinis Lemm. Anabaena baltica J. Schm. Anabaena circinalis Rabenh. Anabaena flos-aquae (Lyngb.) Bréb. Anabaena hassallii (Kütz) Wittr. Anabaena lemmerrnanni P. Richt. Anabaena spiroides Kleb. Anabaena torulosa (Carm.) Lagerh. Anabaena variabilis Kütz. Aphanizomenon flos-aquae (L.) Ralfs Coelosphaerium kutzingianum Nâg. Coelosphaerium naegelianum Ung. Cylindrospermopsis raciborskii (Wolosz.) Seenaya et Subba Raju Fischerella epiphyfica Chose Fischerella muscicola (Thur.) Corn. Gloeotrichia echinulata O.E. Smith) P. Richter Gloeofrichia pisum Thur. Gomphosphaeria aponina Kütz. Lyngbya birgei G. M. Snith (thur.) Gorn. Lyngbya major Menegh. Lyngbya majusculata Harvey Microcoleus lyngbyaceus (Kütz.) Crouan Microcystis aerigunosa Kütz Microcys tis (Apha nocapsa) farlowia na Drouet et Daily Microcystis flos-aquae (Wittr.) Kirchn. Microcystis toxica Stephens Microcystis viridis (A. Br.) Lernm. Nodularia spumigena Mertens Nostoc paludosum Kütz. Nostoc rivulare Kütz Oscillatoria agardhii Corn. Oscillatoria lacus fris (Kleb.) Geitler Oscillaforia nigroviridis Thwaltes Schizofhrix calcicola (Ag.) Gorn. Scytonema hofrnanni Ag. Scytonema pseudohofmanni Bharadw. Spirulina subsalsa Oerst. Tolypothrix conglutinata var. colorata Ghose Trichodesmium erythraeum Ehrenb. In Nederland zijn de meest voorkomende genera van cyanobacteriën Oscillatoria, Microcystis, Anabaena, Aphanizomenon (CUWVO,1987; Schreurs,1992; bijlagen). Dat de cyanobacteriën een belangrijke rol spelen in de Nederlandse oppervlaktewateren blijkt duidelijk uit de gegevens van Schreurs, die in een database gegevens van 91 monsterpunten in 80 Nederlandse meren, plassen en putten verzameld heeft. De hierin aanwezige fytoplankton gegevens van 404 "informatiejaren" laten zien dat 187 van deze jaren als "cyanobacteriën jaar" aangeduid kunnen worden, hetgeen wil zeggen dat in 46% van de meren cyanobacteriën de dominerende phytoplankton groep was. Het is belangrijk zich te realiseren dat bij het bepalen van de dominantie uitgegaan is van een gemiddelde van dominantie gegevens over de periode van een jaar of een zomerseizoen, waarbij biomassa gegevens niet in overweging genomen worden. Hierdoor is een lange termijn dominantie belangrijker dan een korte termijn dominantie met eventueel een grote biomassa. Wateren met een cyanobacteriebloei aan het eind

9 van de zomer kunnen dus als "niet cyanobacteriën jaar" aangeduid worden. Wanneer geklassificeerd wordt naar dominantie van één of meer cyanobacteriespecies in één of meer monsters in een jaar, dan blijken slecht 78 "niet cyanobacteriën jaren" voor te komen; in 16% van de gevallen bijkt dus gedurende het gehele jaar geen dominantie van cyanobacteriën voor te komen. Vergelijking van de voor Nederland meest belangrijke genera met tabel 1 laat zien dat species uit de in Nederland voorkomende genera behoren tot de toxinen producerende cyanobacteriën. Hierbij wordt een vergelijking gemaakt tussen species in de tabel van Scott en genera uit het werk van Schreurs. Uit het overige inventarisatie materiaal (CUWVO, 1987 en bijlagen) blijkt dat binnen de genera Microcystis, Aphanisomenon en Anabaena species gevonden worden die volgens de tabel van Scott toxinen kunnen produceren. Voor Oscillatoria is dit niet altijd het geval. Dit houdt niet in dat deze soorten geen toxinen kunnen produceren. Er worden met regelmaat nieuwe toxinen en nieuwe species die toxinen produceren "ontdekt" (Namikoshi et al.,1992; Sivonen et al.,1992). Mogelijk zijn een aantal van de in Nederland aanwezige OsciUatoria species nooit op productie van toxinen onderzocht. Daarnaast is het mogelijk dat een cyanobacterie die bekend staat als een potentiele toxische soort, geen toxinen produceerd. De productie van toxinen is afhankelijk van zowel de cyanobacteriestam als van een aantal omgevingsfactoren (zie hfdst. III). Met de wetenschap dat in Nederlandse oppervlaktewateren toxinen producerende cyanobacteriën voorkomen, zijn voor het beheer van deze wateren twee vragen van primair belang. Ten eerste is er de vraag onder welke omstandigheden de cyanobacteriën in staat zijn tot de productie van toxinen en welke factoren hier invloed op uitoefenen. Ten tweede is er de vraag wat de gevolgen van de aanwezigheid van deze toxinen zijn voor de waterkwaliteitsdoelstellingen. Hieronder vallen een duurzame ontwikkeling van het ecosysteem, recreatief gebruik van oppervlaktewater en de productie van drinkwater. Van beide vragen wordt in de volgende hoofdstukken een overzicht gegeven van wat in de literatuur hierover bekend is. Vervolgens wordt ingegaan op de vraag hoe de in de literatuur gevonden factoren die van invloed zijn op de productie van toxinen zich verhouden tot de situatie in Nederlandse oppervlaktewateren. Tenslotte zal aangegeven worden waar zich de belangrijkste lacunen in de kennis bevinden en welk onderzoek, in de ogen van de schrijvers van dit rapport, relevant is.

10 Hoofdstuk II. ALGENTOXINEN EN HUN EFFECTEN 11.1.Cyanobacterietoxinen De Engelse National Rivers Authority (NRA) geeft in hun in 1990 gepubliceerde rapport "Toxic blue-green algae" een overzicht van cyanobacteriën betrokken bij geregistreerde gevallen van intoxicaties door cyanobacteriën in Europa. Het optreden van toxische cyanobacteriebloei is gerapporteerd in 15 Europese landen: Tjechoslowakije, Denemarken, Duitsland, Finland, Frankrijk, Griekenland, Hongarije, Italië, Nederland, Noorwegen, Polen, Portugal, Rusland, Verenigd Koninkrijk en Zweden. Bij inventarisaties uitgevoerd in een aantal van deze landen bleek dat van de meer dan 200 onderzochte cyanobacteriebloeien 44% tot 100% van het aantal geteste monsters toxinen bevatten. De cyanobacteriespecies betrokken bij vergiftigingsincidenten zijn weergegeven in tabel 2. In een aantal van deze gevallen is de toxiciteit van de cyanobacteriën bevestigd door middel van het kweken van de betreffende cyanobacterie in cultures, waarbij de toxiciteit van de cultures bevestigd kon worden. Tabel 2. Cyanobacteriespecies betrokken bij vergiftigingsincidenten en bevestiging van de toxiciteit in monocultures (uit National Rivers Authority,1990) Species toxiciteit in toxiciteit in het veld monocultuur Anabaena circinalis + + Anabaenaflos -aquae + + Anabaena lemmermanii + nb Anabaena solitaria + nb Anabaena spiroles + nb Anabaenavenenosa + nb Artabaenopsis milleri + nb Aphanizomenon flos-aquae + + Coelosphaerium kutzingianum + nb Cylindrospermopsis raciborskii + + Cylindrospermum sp. + + Gloeotrichia ecinulata + + Gloeotrichia pisum + nb Gomphosphaeria lacustris + nb Gomphosphaeria naegeiiana + nb Microcystis aeruginosa + + Microcystis incerta + nb Microcystis viridis + + Microcystis wesenbergii + nb Nostoc sp. + + Oscillatoria agardhii + + Oscillatoria agardhii var. isothrix + + Oscillatoria rubescens + nb Oscillatoria sp. + nb Synechocystis sp. + nb + = toxisch in muizentest nb = niet bepaald ii,]

11 Intermezzo Voor het testen van de toxiciteit van cyanobacteriën kan gebruik gemaakt worden van twee methoden. De eerste, vooral in het verleden veel gebruikte methode is het intra peritoneaal inspuiten van (een extract van) cyanobacteriën bij proefdieren. De tweede methode is de physisch-chemische detectie van de toxinen, meestal met behulp van high performance liquid chromatography. Bij het testen van de toxiciteit van cyanobacteriën op proefdieren worden cyanobacteriën, of al dan niet opgezuiverde extracten van cyanobacteriën, intra peritoneaal (i.p. = in de buikholte) ingespoten bij proefdieren, meestal een muis. De eventueel aanwezige toxinen worden vervolgens via de sterk doorbloede peritoneale vliezen opgenomen in de bloedbaan. Voordeel van deze methode is dat de dosering zeer direct en goed kwantificeerbaar is. Daarnaast is de toediening eenvoudig, waardoor de ingreep snel verloopt en weinig stress bij de proefdieren veroorzaakt. Andere toedieningsmethoden zijn via de mond (oraal) of in de bloedbaan (intra veneus). Deze technieken zijn echter moeilijker uitvoerbaar. Bij orale toediening is bovendien de dosering moeilijker kwantificeerbaar; het ingebrachte monster kan weer uitgespuugd worden en het is niet duidelijk of, en met welke snelheid, welk deel van de ingebrachte toxinen wordt opgenomen of eventueel wordt afgebroken in het maagdarmkanaal. Als bezwaar van de i.p.-toediening kan gezien worden dat het een onnatuurlijke toedieningsroute is en dus niet duidelijk maakt wat het risico van de cyanobacteriën in het milieu is, waar orale opname plaats zal vinden. Dit bezwaar geld voor orale toediening echter evenzeer; door interspeciële verschillen in dosis-effect relatie maakt de uitkomst van een test op muizen alleen duidelijk dat er toxinen aanwezig zijn en niet wat het effect van deze hoeveelheid toxinen op andere species zal zijn. Een test op muizen maakt alleen duidelijk of er toxinen aanwezig zijn en bij gebruik van een aantal muizen is eveneens kwantificering mogelijk. Wel is duidelijk dat de toxinen op alle tot nu toe geteste zoogdieren, onafhankelijk van de toedieningsroute, gelijksoortige effecten vertonen; alleen de gevoeligheid varieert tussen species en tussen verschillende toedieningsroutes. Het alternatief voor de i.p. test op muizen is analyse van de toxinen met behulp van High Performance Liquid Chromatography (HPLC). Bij deze techniek wordt een extract van de te onderzoeken cyanobacteriën in een dragervloeistof onder druk door een chromatografiekolom geleid. Dergelijke kolommen brengen een scheiding van de verschillende in het extract aanwezige stoffen teweeg op basis van physisch-chemische eigenschappen van de stoffen zoals grootte, polariteit en lading. Naarmate een stof een grotere affiniteit heeft voor de gebruikte kolom, zal de retentietijd (de tijd die de stof nodig heeft om de kolom te passeren) toenemen. Vervolgens worden de van elkaar gescheiden stoffen in de dragervloeistof door een spectrofotometer geleid die bij één of meer golflengten de absorptie van doorgestraald licht bepaald. De mate van lichtabsorptie vormt samen met de retentietijd een identificatie voor het betreffende toxine. De HPLC-technieken voor de detectie van cyanobacterietoxinen zijn de laatste jaren dermate ver ontwikkeld dat een aantal toxinen op deze manier geïdentificeerd en gekwantificeerd kunnen worden. Knelpunt in deze techniek is dat er slechts een zeer beperkt aantal toxinestandaarden verkrijgbaar zijn. Hierdoor blijft de identificatie in veel gevallen nog beperkt tot het aanduiden van de groep waartoe het gevonden toxine behoort en kan niet exact aangegeven worden welk toxine het betreft. Er kan dus wel gezien worden dat het een microcystine betreft, maar niet of dit microcystine-rr of microcystine-yr betreft. Voor veel toepassingen is dit laatste echter minder relevant. 11

12 De door cyanobacteriën geproduceerde toxinen zijn in te delen in vier groepen, de hepatotoxinen, de neurotoxinen, endotoxinen (lipopolysachariden) en dermatotoxinen (fenolische stoffen) Hepatotoxinen De hepatotoxinen, meestal aangeduid als microcystinen, zijn cyclische heptapeptiden die worden opgehoopt in de cel en vrijkomen bij afsterven van de cel. Ze hebben de algemene structuur cyclo(-d-ala-x-d-measp-y-adda-d-glu- Mdha-) waarin X en Y twee variabele L-aminozuren zijn. De overige 5 aminozuren zijn in alle microcystines min of meer gelijk. De twee variabele aminozuren zijn typerend voor de verschillende microcystinen en worden in de naam aangegeven door middel van twee letters. De structuur van het meest algemeen voorkomende toxine microcystine-lr is weergegeven in figuur 1. Leu Ala HtIl '\/NTC NH 10 CH2 Mdha 0CH3 " ---- _î_ NH CH3 H02CJ\CH3 Masp '.-1r-,.N'\ / 0 ih / Arg\ 1 CH3 N 10 - NH Glu fco2h Adda Figuur 1. Structuurformule van Microcysti ne-lr NH MeO NHC / NH2 C6H5 Het bevat als variabele aminozuren L-leucine en L-arginine. Het Adda, hetgeen een voor cyanobacteriën uniek aminozuur is, lijkt een sleutelrol te spelen in de toxiciteit van de microcystinen (Namikoshi et al.,1 992). De toxiciteit van van cyanobacterietoxinen wordt meestal bepaald door middel van LD50 bepalingen bij muizen (zie Intermezzo 1). De LD50 van de microcystinen bedraagt ongeveer 50 p.g/kg. Uitgaande van een productie van 1 mg toxine per gram cyanobacteriën is dit evenredig met 50 mg dw cyanobacteriën per kg muis of wel 1 mg cyanobacteriën per muis (Bol et al.,1988). Berg et al. (1987) maken melding van een minimaal letale dosis van 125 pg cyanobacteriën per muis. De eerste effecten van een intoxicatie met deze toxinen bij muizen zijn het uitzetten van de vacht, versnelling van de ademhaling en het bleek worden van oren, staart en poten. Daarna neemt de ademhalingsfrequentie af en treedt sterfte op binnen een periode van 4 uur, vermoedelijk door haemorhagische shock. Bij sectie zijn een gezwollen lever en toename relatief levergewicht duidelijke symptomen. Op histologisch niveau is een duidelijke destructie van leverstuctuur rond centrale veneri te zien met een massale invasie van bloedcellen. Het zijn deze verschijnselen die de 12

13 heptapeptiden doen betitelen als hepatotoxinen. Daarnaast blijkt remming van proteine fosfatases 1 en 2A op te treden (MacKintosh et al,1990). Hoe deze toxinen precies werken is nog niet bekend. De toxinen worden geproduceerd door Microcystis spp., OsciUatoria spp., Anabaena spp. en Nodularia spumigena (Codd et al.1989). Ook van Cylindrospermopsis raciborskii is bekend dat een toxine geproduceerd wordt met eigenschappen die overeen komen met die van de bekende heptapeptiden (Bourke et al.1983a,b,1986, Hawkins et al.1985) Neurotoxinen De Neurotoxinen zijn in te delen in twee groepen, de anatoxinen en de aphantoxinen, ieder met een verschillend werkingsmechanisme. De anatoxinen zijn alkaloïden, die zowel worden opgehoopt in de cel als worden afgegeven aan het omringende water. Het anatoxine-a is het meest voorkomende en best gekarakteriseerde anatoxine. Het betreft het bicyclisch secundair amine 2- acetyl-9-azabicyclo non-2-ene (Codd et al.1989). Deze structuur is weergegeven in fig.2. Figuur 2. Structuurformule van Anatoxine-a.HCI Bij intoxicatie met anatoxinen zijn de optredende stuiptrekkingen en verlammingsverschijnselen de duidelijkste kenmerken. Sterfte treedt op door ademstilstand, meestal al na 5 â 10 minuten. De LD50 van anatoxine-a bedraagt 200.tg/kg. De anatoxinen werken via de acetylcholine receptor die betrokken is bij de overdracht van impulsen van de zenuwen op de spiervezels. Het toxine bindt aan de acetylcholinereceptor, waardoor ongecontroleerde spiertrekkingen ontstaan; de bij intoxicatie waargenomen stuiptrekkingen. Doordat de binding van het toxine met de receptor irreversibel is, wordt de verdere overdracht van zenuwimpulsen op de spiervezels geblokkeerd, waardoor de verlammingsverschijnselen ontstaan. De dood treedt in doordat de ademhalingsspieren verlamd raken. De anatoxinen worden geproduceerd door Anabaena flos-aquae. De tweede groep van neurotoxinen zijn de aphantoxinen. Hoewel omtrent de structuur van deze toxinen geen zekerheid bestaat wordt momenteel aangenomen dat het belangrijkste toxine gelijk is aan het door marine dinoflageuaten geproduceerde saxitoxine (Mahmood et al,1986). Het betreft een alkaloïde waarvan de structuur is weergegeven in fig 3. Saxitoxine is verantwoordelijk voor de beruchte Paralytic Shellfish Poisoning. Door dit toxine uit het marine milieu sterven jaarlijks mensen die het toxine binnen krijgen door het eten van 13

14 H,N Ï o HN C1H,N +)N 7L Figuur 3. Structuurformule van Aphantoxine OH schelpdieren, die de dinoflagellaten als voedsel gebruiken en de toxinen opslaan, zonder daar zelf gevolgen van te ondervinden. De LD50 van deze toxinen bedraagt 10.tg/kg. Het toxine werkt door een blokkade van de Na-ionen kanalen van de zenuwbanen, waardoor geen impuisgeleiding meer optreed. De hierdoor ontstane verlammingsverschijnselen zijn de belangrijkste kenmerken van een intoxicatie met zowel saxitoxine als aphantoxine. De aphantoxinen worden geproduceerd door Aphanizomenon flos-aquae Overige toxinen Lipopolysachariden zijn macromoleculen die verbonden zijn met de celwand van bacteriën en cyanobacteriën. Deze door de cyanobacteriën geproduceerde zogenaamde endotoxinen zijn minder toxisch dan de door bacteriën gevormde equivalenten, doch kunnen wel de oorzaak zijn van onder anderen koorts en gastro-intestinale klachten (Utkilen,1992). Ook bij toxiciteitstesten bij muizen door middel van intra-peritoneale injectie van cyanobacteriën komen deze klachten voor en kunnen zelfs tot sterfte leiden. Een aantal cyanobacteriën, met name Gloeotrichia echinolata (Codd et al.,1 989), produceert fenolische stoffen, de zogenaamde dermatotoxinen, die bij de mens irritaties veroorzaakt van huid, lippen en ogen. Aangezien van zowel de endotoxinen als van de dermatotoxinen geen onderzoeken bekend zijn met betrekking tot het aquatisch milieu, worden zij hier verder buiten beschouwing gelaten Effecten van cyanobacteriën in het aguatisch milieu Microcystis De aanwezigheid van Microcystis aeruginosa in oppervlaktewater werd door Jarvis et al. (1987) gecorreleerd met de aanwezigheid van lage concentraties zooplankton. Bij in situ onderzoek in Hartbeesport Dam (Zuid-Afrika) constateerden zij dat de relatief grote Daphnia pulex in de zomer, bij aanwezigheid van grote concentraties M. aeruginosa, geremd werd in zowel de filtratiesnelheid als in 14

15 omvang van de populatie. Kleine Cladoceren zoals Ceriodaphnia reticulata, Mama micrura en Diaphanosoma excusum werden door een selectief fourageren op het kleine phytoplankton, minder geremd. Bij laboratorium onderzoek blijkt de reactie van zoöplankton op de aanwezigheid van Microcystis te verschillen per genus en per soort. De Bernardi et al (1981) voedde in laboratoriumproeven drie cladocera spp., te weten Daphnia obtusa, D. hyalina en D. cucilata, met Scenedesmus obliquus of met M. aeruginosa. De M. aeruginosa bestond uit losse cellen en kolonies tot maximaal 5 cellen. Het is niet bekend of de cellen toxinen produceerden. Zij konden bij de getestte species geen verschillen waarnemen op de ontwikkeling, de groei, de reproductie en de overleving van individuen en van populaties cladoceren. Vasconcelos (1990) constateerde bij laboratoriumonderzoek echter voor verschillende cladoceren spp. een verschillende reactie op de aanwezigheid van M. aeruginosa. Daphnia longispinosa consumeerde een niet toxische stam van M. aeruginosa, waarbij de Daphnia's na vier dagen dood gingen en aten niet van een toxische stam, waarbij de dieren al na twee dagen dood gingen. Bij Ceriodaphnia daarentegen was geen verschil waar te nemen in zowel consumptie en overleving bij de toxische en de niet toxische stam. De cladoceer Simocephalus vetulus bleef op de niet toxische stam in leven en was op een dieet van de toxische stam na twee dagen dood. De copepode Acanthocyclops robustus bleek beide stammen als voedsel te kunnen gebruiken. Informatie over de stammen van M. aeruginosa blijft in dit artikel beperkt tot het noemen van de stamnummers (NIVA CYA 57 en NIVA CYA 43 voor respectievelijk de toxische en de niet toxische stam). Of M. aeruginosa in unicellulaire vorm dan wel in kolonies is gebruikt is niet bekend. Evenmin is bekend hoe de toxiciteit van de stammen is bepaald en welke toxinen wel of niet aanwezig zijn. Nizan et al. (1986) testten de toxiciteit voor Daphnia magna van vijf stammen van M.aeruginosa waarvan de toxiciteit in de muizen bio-assay in eerder onderzoek aangetoond was en twee stammen die bekend stonden als niet toxisch voor muizen. De niet toxische stammen bleken ook voor D. magna niet toxisch te zijn. Van de vijf toxische stammen bleek slechts één stam ook toxisch voor Daphnia, de andere vier veroorzaakten geen sterfte. Alle gebruikte M. aeruginosa stammen waren unicellulair. Uit deze proeven werd geconcludeerd dat de toxiciteit voor zoogdieren en de toxiciteit voor Daphnia's niet met elkaar gecorreleerd zijn en dat dus minstens twee toxinen aanwezig moesten zijn. Aangezien de toxiciteitsgegevens van de stammen met betrekking tot zoogdiertoxiciteit echter niet gebaseerd waren op de eigen kweken maar op gegevens van andere onderzoekers en de expressie van de toxiciteit variabel kan zijn, kan hier niet vastgesteld worden of de vijf voor zoogdieren als toxisch aangemerkte stammen in deze proeven daadwerkelijk toxinen produceerden. Hoewel de conclusie van Nizan et al. op basis van deze proeven dus niet sluitend is, is de mogelijkheid dat de toxiciteit voor zoogdieren en voor Daphnia veroorzaakt wordt door verschillende toxinen een belangrijk gegeven dat zeker nader onderzoek vergt. Lampert (1 981 a+b) bood onder laboratorium omstandigheden Daphnia pulicaria 15

16 een menu aan van Scenedesmus acutus gemengd met steeds één van de cyanobacteriën Synechococcus elongatus, Aphanizomenon g racile of Microcystis aeruginosa. Hoewel geen van de drie bruikbaar was als enig voedsel, bleek alleen de gebruikte M. aeruginosa stam toxisch te zijn voor D. pulicaria. Toevoegen van kleine hoeveelheden M. aeruginosa deed de filtering rate van D. pulicaria afnemen. Met toenemende hoeveelheid M. aeruginosa trad eerst groeivertraging op, daarna toenemende sterfte. Met labeling experimenten werd aangetoond dat zowel S. acutus als M. aeruginosa opgenomen werden. Extracten van M. aeruginosa in water bleken geen effect te hebben. De aangeboden M. aeruginosa bestond uit enkele cellen en zeer kleine kolonies. Over de toxiciteit voor zoogdieren is in dit experiment niets bekend. Lampert (1982) onderzocht de relatie tussen de grootte van het zoöplankton en remming van de filtering rate. Hij onderzocht de invloed van toevoeging van M. aeruginosa aan het voedsel (Scenedesmus acutus) van dertien cladoceren en concludeerde uit dit onderzoek dat remming van de filtering rate positief gecorreleerd was aan de grootte van de organismen. Bestudering van de resultaten laat echter zien dat deze correlatie niet in alle gevallen op gaat. Of de gebruikte M. aeruginosa toxinen bevatte is niet bekend. Fulton et al. (1987) voerden laboratoriumonderzoeken uit naar toxische en remmende effecten van M. aeruginosa op een aantal zoöplanktonsoorten. Zij concludeerden dat zoöplankton op verschillende manieren met een bloei van M. aeruginosa kunnen coëxisteren; kleine cladoceren zijn niet in staat de kolonievorm te consumeren, copepoden kunnen de consumptie voorkomen met behulp van chemosensorische detectie en sommige soorten zoals Brachionus calyciflorus zijn ongevoelig voor de toxinen. Dit onderzoek laat echter een aantal problemen open. Het is niet bekend of de gebruikte M.aeruginosa toxinen produceerde en de niet gevoerde controles sterven in een aantal gevallen sneller dan de met M. aeruginosa gevoerde groepen. Uit dit laatste concluderen de auteurs dat de gebruikte M. aeruginosa stam in de loop van de tijd zijn toxiciteit heeft verloren. Dit wordt echter niet met verdere gegevens onderbouwd. In een vervolg onderzoek (Fulton et ai.1988) waarin wederom met mengsels van Chlamydomonas reinhardi en M. aeruginosa gewerkt werd, conctudeerden zij dat Brachionus caliciflorus (rotifer) en Bosmina longirostris (cladoceer) niet selectief van C. reinhardi en M. aeruginosa kolonies aten. Een andere cladoceer, Simocephalus serratulus, selecteerde tegen kolonies van M. aeruginosa maar at wel de unicellulaire vorm. Copepoden aten geen M. aeruginosa in beide verschijningsvormen. Mogelijk was hier sprake van selectie op basis van chemosensorische stimuli. De filtering rate bleek geen goede maat voor de selectiviteit te zijn, er was wel sprake van afname in de filtering rate zonder dat enige selectiviteit optrad. Gewenning aan M. aeruginosa had geen invloed op de selectiviteit maar remde wel de filtersnelheid. Ook in dit onderzoek zijn geen gegevens over de toxiciteit voor zoogdieren of analyses van toxinen gegeven. Skogstad et al. (1987) onderzochten de invloed van 30 planktonische algen op vijf ciliaten en constateerden dat Microcystis aeruginosa voor alle vijf de ciliaten 16

17 dodelijk toxisch was. Verschijdene gevallen van toxiciteit van Microcystis sp. voor vissen in oppervlaktewateren zijn in Schwimmer en Schwimmer (1967) gerapporteerd, evenals sterfte als gevolg van intra peritoneale injectie van Microcystis sp. in karpers. Dat bij een intoxicatie van vissen met Microcystis sp. het voor zoogdieren toxische microcystine een belangrijke rol speelt werd onlangs aangetoond door Râberg et al. (1991). Bij intra peritoneale injectie van microcystine-lr bij karpers bleek dit toxine naast de bij zoogdieren gebruikelijke effecten op de lever, bij karpers ook effecten op de nier te veroorzaken. De toxiciteit van Microcystis is eveneens aangetoond voor eenden, hoewel de gevoeligheid van eenden voor de toxinen lager blijkt te zijn dan de gevoeligheid van andere dieren (Konst et al.1965). Bovendien blijken in het wild voorkomende vogels minder gevoelig te zijn voor de toxinen dan in gevangenschap levende dieren (Gorham 1964a) Oscillatoria Edmondsen et al. (1982) hebben de gevolgen van het stopzetten van een effluentenstroom en de daarmee gepaard gaande afname in fosfaat belasting in Lake Washington onderzocht. Eerst tien jaar na de afname van de fosfaat belasting veranderden enkele Daphnia soorten van relatief slecht vertegenwoordigde soorten tot de dominante soorten in het zoöplankton. Deze verandering volgde direct op de verdwijning van Oscillatoria als dominant phytoplankton in het meer. lnfante et al. (1985) hebben de hypothese van Edmondsen et al. omtrent de afname van Oscillatoria als oorzaak van toename van Daphnia in Lake Washington getest. Onder laboratorium omstandigheden bleken de overleving, groei en reproductie van Daphnia pulicaria en Daphnia thorata geremd bij aanwezigheid Oscillatoria. Ook het hoofdvoedsel voor de Daphnia's, Cryptomonas, werd geremd door Oscillatoria. Overschaduwing en nutriëntengebrek konden hiervan niet de oorzaak zijn. Het mechanisme van deze remming is echter niet bekend. Daphnia's in een extract van Oscillatoria sterven in twee dagen. Bij grotere hoeveelheden Cryptomona's werd het effect van de aanwezige Oscillatoria kleiner. De remmende werking op de filtratie door de aanwezige Oscillatoria trad vooral op bij lage concentraties voedsel. Toxiciteitstesten op proefdieren of met behulp van HPLC werden niet uitgevoerd. Testen van effecten van Oscillatoria toxinen op vissen onder laboratoriumomstandigheden zijn niet bekend. Veidwaarnemingen van Eriksson et al. (1986) maken echter aannemelijk dat zowel vissen als vogels dood gaan aan peptidetoxinen van Oscillatoria. Ook is aangetoond dat de toxinen van Oscillatoria zich ophopen in de zoetwatermossel Anodonta cygnea en dat deze gedurende enkele maanden in de mossel aanwezig blijven zonder dat daarbij toxische effecten optreden voor de mosselen (Eriksson et al.1989). 17

18 Anabaena Zowel in natuurlijke situaties als in het laboratorium blijkt voor verschillende Daphnia's de filtratiesnelheid, de (populatie-)groei en de overleving af te nemen bij aanwezigheid van Anabaena (Chow-Fraser et al.1986, Forsyth et al.1992, Ostrofsky et al1983, Porter et al.1980). Dit is ook het geval wanneer extracten van Anabaena gebruikt worden (Forsyth et al.1992, Ostrofsky et ai.1983), wat aantoont dat Anabaena niet alleen te groot, slecht verteerbaar of van lage voedingswaarde is, maar dat de effecten veroorzaakt worden door een toxische stof. Porter et al. (1980) constateerden bij proeven met A. flos-aquae behalve bovenstaande remmingen van filtratie en groei ook een verhoging van de rejection rate; het gefiltreerde voedsel werd vaker weggegooid in plaats van opgegeten dan bij de in grootte vergelijkbare Chlamidomonas reinhardi. Bij de met A. flos-aquae gevoerde Daphnia's vond wel groei van individuen plaats en de Daphnia's leefden ook langer dan de niet gevoerde exemplaren. Er was dus geen sprake van verhongering. Daarnaast bleek dat cellen van A. flos-aquae beter werden opgenomen dan filamenten, resulterend in een betere groei, maar een hogere sterfte van de met cellen gevoerde Daphnia's. Cellen van Chlamidomonas reinhardi werden sneller opgenomen en rejection kwam minder vaak voor dan bij cellen van A. flos-aquae, waaruit geconcludeerd werd dat selectie plaats vond op basis van smaak en niet op vorm of grootte. Snell (1980) maakt melding van de remming van natuurlijke populaties van Asplanchna girodi (Rotifer) tijdens bloei van Anabaena. Naar aanleiding van deze waarneming voerde hij laboratorium testen uit, waarbij eveneens bleek dat Anabaena flos-aquae de populatie groei van A. girodi remde. Bij al deze onderzoeken is niet bekend of en zo ja welke toxinen door de betreffende Anabaena's geproduceerd werden. Een relatie tussen de voor zoogdieren bekende toxinen en de waarnemingen op zoöplankton valt dus niet te leggen. Naar de toxiciteit van Anabaena voor Vissen js weinig gericht onderzoek gedaan. Eenmaal wordt melding gemaakt van intra peritoneale injectie van Anabaena sp. bij Vissen en kikkers. Dit resulteerde in sterfte in 5 tot 12 minuten. Onderdompeling in Anabaena houdend water veroorzaakte geen intoxicatie (Schwimmer et al.1967). De snelheid waarmee sterfte in dit geval optrad doet vermoeden dat sprake is geweest van een intoxicatie met een anatoxine. Daar Anabaena sp. echter ook microcystinen produceren, zouden ook intoxicaties met deze groep van toxinen plaats kunnen vinden. Schwimmer en Schwimmer rapporteren ook een aantal meldingen van intoxicaties van vis in Anabaena bevattende oppervlaktewateren. Het is daarbij echter niet duidelijk of sterfte veroorzaakt werd door toxinen of door andere oorzaken, bijvoorbeeld gebrek aan zuurstof. Naast de gegevens over de toxiciteit van Anabaena voor zoöplankton is zowel uit veidwaarnemingen als uit labstudies bekend dat anatoxinen toxisch zijn voor vogels (Utkillen 1992, Carmichael 1983). 18

19 Aphanizomenon Toxiciteitsexperimenten met Aphanizomenon zijn uitgevoerd met Daphnia pulex (Holm et al.1983) en Daphnia pulicaria (Lampert 1981a), die respectievelijk Aph. flos-aquae (al dan niet gemengd met Ankistrodesmus falcatus) en Aph. gracile gemengd met Scenedesmus acutus aangeboden kregen. Daphnia pulex bleek in staat kolonies tot een grootte van 1.5 mm te verwerken. Hoewel remming van de filtering rate en de feeding rate werdt waargenomen, traden in beide experimenten geen toxische effecten op. Naar de toxiciteit van de gebruikte Aphanizomenon stammen voor zoogdieren en de aanwezigheid van toxinen is geen onderzoek gedaan. Er zijn verschijdene meldingen van de toxiciteit van Aphanizomenon flos-aquae voor vissen in oppervlaktewateren (Schwimmer et al.1967). Opvallend hierbij zijn de grote aantallen die bij deze meldingen genoemd wordt; het gaat vaak over sterfte van duizenden of zelfs honderdduizenden vissen. Meestal vindt sterfte plaats bij het massaal afsterven van Aph. flos-aquae aan het einde van het groeiseizoen, mogelijk doordat de toxinen massaal in het oppervlaktewater vrijkomen (Barica,1 978). Sterfte kan daarbij echter ook optreden door zuurstofloosheid. Het onderscheid is vaak niet te maken. Laboratorum onderzoek uitgevoerd door Presscott (1948) toonde aan dat bij veertien vissenspecies sterfte optrad in een periode van één tot zes uur na toevoeging van afstervende Aph. flosaquae aan de aquaria. In deze periode trad geen gebrek aan zuurstof op. Of de toxische stof (fen) in deze cyanobacteriën overeen komen met de voor zoogdieren toxische stoffen is niet bekend. Over de toxiciteit van Aphanizomenon voor vogels zijn geen gegevens bekend Andere cyanobacteriën Voedingsexperimenten met Cylindrospermopsis raciborskii, al dan niet in een mengsel met Scenedesmus aangeboden aan Daphnia pulicaria, Daphnia hyalina en Daphnia cucullata gaven te zien dat C. raciborskii, hoewel niet geschikt als enige voedselbron voor de Daphnia's, geen letale toxiciteit vertoonde (Hawkins et al.1989). Wel werd de filtering rate geremd, een effect dat sterker was bij de grote soorten (D. pulicaria en D. hyalina) dan bij de kleinere D. cucullata. Ook binnen één soort bleken grotere exemplaren sterker geremd dan kleinere exemplaren. Van de gebruikte stam van C. raciborskii was bij vijf jaar eerder uitgevoerd onderzoek toxiciteit voor muizen aangetoond. De toxiciteit van de in deze voedingsexperimenten gebruikte kweek werd echter niet getest. Met Synechococcus elonçiatus zijn voedingsexperimenten uitgevoerd op Daphnia pulicaria.(lampert 1981a). Het bleek dat S. elongatus, hoewel niet bruikbaar als enig voedsel, geen toxische effecten vertoonde. De toxiciteit van Synechococcus is tevens getest voor vijf ciliaten (Skogstad et al.1987). Het bleek dat Synechococcus voor alle vijf de ciliaten dodelijk toxisch was. Ook hier is de aanwezigheid van 19

20 toxinen niet met behulp van een bio-assay of HPLC analyse getest. Webster et al. (1987) voerden experimenten uit met vijf cladoceren die met mengsels van Scenedesmus met verschillende concentraties Lynçbya gevoerd werden. Er werden afname van filtering rate en toename van rejection rate geconstateerd als gevolg van de aanwezige Lyngbya. De getrokken conclusie dat de effecten positief gecorreleerd zijn met de grootte van de cladoceren lijkt gezien de resultaten en de statistische bewerking niet eenduidig vast te staan. De aanwezigheid van toxinen werd niet onderzocht. Ransom et al. (1978) onderzochten de invloed van cyanobacteriën op Paramecium caudatum. Fischerella epiphytica, G!oeotrichia echinulata en Nostoc linckia bleken sterfte bij Paramecium te veroorzaken. Anabaena flos-aquae bleek niet toxisch voor Paramecium. Onderzoek naar de aanwezigheid van de voor zoogdieren bekende toxinen werd ook hier niet uitgevoerd. In dit hoofdstuk zijn een aantal onderzoeken met en naar de toxinen van de meest bekende en voor de Nederlandse situatie meest relevante cyanobacteriën en hun toxinen weergegeven. Daarnaast zijn er in de literatuur andere toxinen en toxine producerende cyanobacteriespecies beschreven. Daar van deze cyanobacteriën en toxinen zeer weinig gegevens beschikbaar zijn en zij voor de Nederlandse situatie niet relevant zijn, zijn zij hier niet besproken. Voor diegenen die in deze materie geïnteresseerd zijn verwijzen wij naar de reviews van Utkilen (1992) en van Codd et al. (1989). Over de gevolgen van cyanobacterietoxinen op ecosysteem niveau is nog zeer weinig bekend, hetgeen gezien de lacunes in de kennis omtrent de invloed van cyanobacterietoxines op het niveau van organismen en populaties niet verwonderlijk is. Lindholm et al. (1992) geven een overzicht van de mogelijke invloeden van hepatotoxinen producerende cyanobacteriën op verschillende niveau's in het ecosysteem Discussie In oppervlaktewateren is een duidelijke samenhang waar te nemen tussen het aanwezige phytoplankton en het zoöplankton. De bij cyanobacteriebloei ogenschijnlijke beperking van zowel het overige phytoplankton als van het zoöplankton (Lindholm et al.1992) doet vermoeden dat de massaal optredende cyanobacteriën een remmende invloed uitoefenen op hun omgeving. Met betrekking tot het phytoplankton zijn veel studies verricht naar de concurrentie positie van een groot aantal organismen onder invloed van een aantal abiotische factoren als nutrienten en licht voorziening. Hieruit is een beeld ontstaan waarbij eutrofiëring, toenemende primaire productie en de daarmee gepaard gaande veranderingen in het Iichtklimaat de belangrijkste drijfveren zijn achter de waargenomen toename van cyanobacteriën (Mur et al.1977). Hoewel er wel invloeden van door de cyanobacteriën gevormde toxinen op phytoplankton en NN

21 hogere planten beschreven worden (Keating 1977, Kirpenko 1986, Lam et al.1979), wordt algemeen uitgegaan van concurrentie als belangrijkste oorzaak van de toename van cyanobacteriën. Bij de relatie tussen phytoplankton en zoöplankton zijn de oorzaken van deze verbanden minder duidelijk. Hoewel duidelijk is dat cyanobacteriën een negatieve invloed hebben op het voorkomen van veel zoöplankton species is de oorzaak hiervan nog onvoldoende onderzocht. Algemeen wordt uitgegaan van drie mogelijke factoren die een remmende invloed kunnen hebben op de ontwikkeling / handhaving van zoöplankton populaties. Ten eerste kunnen zoöplankton species geremd worden in hun voedsel opname. Dit kan zijn door de grootte van filamenten of kolonies van cyanobacteriën. Hierdoor is het zoöplankton niet in staat voldoende phytoplankton tot zich te nemen om in de nutriëntenbehoefte te voorzien. Deze remming is beschreven voor Microcystis (Lampert 1982, Fulton et al.1988) en Aphanizomenon (Holm et al1983), maar ook bij andere soorten phytoplankton kan dit effect een rol spelen. Ook kan de remming optreden doordat voedsel wel gefilterd wordt, maar vervolgens verworpen wordt als voedsel. Een verhoging van de rejection rate is bij het voorkomen van cyanobacteriën in het phytoplankton, ook in zeer lage concentratie, evenals een verlaging van de filtering rate een algemeen waargenomen verschijnsel (Porter et al.1980). De "keuring" van het gefiltreerde voedsel vindt waarschijnlijk plaats op chemosensorische basis. Of de aanwezigheid van toxinen hierbij een doorslaggevende rol speelt is niet duidelijk. Een tweede oorzaak van het verdwijnen van een aantal zoöplankton species bij aanwezigheid van cyanobacteriën kan gevonden worden in het feit dat cyanobacteriën minder voedingswaarde hebben dan andere phytonplankton soorten. Dit kan betekenen dat door een slechte voeding onvoldoende (populatie) groei optreedt (Holm et al.1983). Ook een toename van de rejection rate kan hierbij een rol spelen; de energie die in het filtreren van voedsel geïnvesteerd wordt kan bij een lage voedingswaarde en een hoge rejection rate groter zijn dan de energie opbrengst van het opgenomen voedsel. Dit mechanisme kan pas een belangrijke rol gaan spelen bij een hoge dichtheid van de cyanobacteriën ten opzichte van het andere phytonplankton. De derde mogelijke oorzaak van selectie van zoöplankton bij aanwezigheid van cyanobacteriën is de toxiciteit van de cyanobacteriën. In een aantal gavallen is in laboratorium experimenten een toxisch effect van cyanobacteriën op zoöplankton aangetoond (Ostrofsky et al.1983). Welke stoffen deze toxische werking hebben is echter niet duidelijk. Van de cyanobacterietoxinen voor zoogdieren is in veel gevallen bekend om wat voor stoffen het gaat, in welke mate de stoffen toxisch zijn en in de meeste gevallen hoe de toxinen werken. Het is echter niet bekend of het bij de stoffen die toxisch zijn voor zoöplankton om dezelfde toxinen gaat als bij zoogdieren, bij welke concentraties toxiciteit optreed en hoe de toxinen bij zoöplankton werken. Uit de onderzochte literatuur zijn gegevens naar voren gekomen, die laten zien dat alle hier omschreven invloeden van cyanobacteriën op zoöplankton in een aantal 21

22 gevallen van toepassing zijn. Met betrekking tot de invloed van de vorm, de grootte en de chemische samenstelling van de deeltjes op de filtreerbaarheid van de cyanobacteriën en de invloed die de grootte van het zoöplankton hierop heeft, lijken er meer uitzonderingen dan regels te zijn. Hoewel het lijkt dat cladoceren de opname van voedsel bij aanwezigheid van cyanobacteriën voornamelijk regelen via een verandering van de filtersnelheid, terwijl de copepoden vooral het gefilterde materiaal keuren en zonodig verwerpen, is hiervoor geen eenduidige regel te geven. Een tendens die zowel in oppervlaktewater als in laboratorium onderzoek lijkt op te treden is dat grotere zoöplankton soorten bij het filteren van hun voedsel meer hinder ondervinden van cyanobacteriën dan kleinere soorten. Ook dit lijkt echter geen eenduidige regel. Het gebrek aan kennis omtrent de toxiciteit van cyanobacteriën voor zoöplankton vindt, naast het beperkt aantal onderzoeken dat is uitgevoerd, zijn oorsprong in het uitgangspunt bij de onderzoeken en de moçielijkheden die hiervoor aanwezig zijn. Bij het opzetten van het onderzoek wordt uitgegaan van de vraag wat de invloed van een potentieel toxische cyanobacterie is op één of meer aquatische organismen. Daarbij is het meestal niet bekend of de cyanobacteriën inderdaad toxinen bevatten. Gezien hetgeen bekend is van de fysiologie van toxinen producerende cyanobacteriën, met name de enorme ruimtelijke en temporele verschillen in de productie van de toxinen, is het vrijwel onmogelijk aan de hand van de resultaten van deze onderzoeken een uitspraak te doen over de toxiciteit van een aantal cyanobacteriespecies voor aquatische organismen. Een bijkomend probleem hierbij is, dat nog niet bekend is of de voor zoöplankton toxische stoffen dezelfde zijn als de voor zoogdieren bekende toxinen. Ongetwijfeld vinden deze problemen mede hun oorsprong in de beperkte aanwezigheid van mogelijkheden om de betreffende toxinen te analyseren en te kwantificeren. Pas zeer recent zijn analyse methoden en een aantal zuivere toxinestandaarden beschilkbaar gekomen. Naast de fysiologie van de cyanobacterie is ook kennis van de fysiologie van het te onderzoeken zoöplankton van belang. Twee goede voorbeelden die dit illustreren zijn de artikelen van Haney (1985) en van Porter et al. (1982). Haney beschrijft dat de filtering rate bij grotere cladoceren sneller is dan bij kleinere exemplaren. Daarnaast blijkt er echter ook verschil in filter snelheid te zijn in de tijd. Overdag is de filtering rate langzamer en onregelmatig, terwijl 's nachts de filtering rate toeneemt en regelmatig is. Ook de toename van de feeding rate bij toename van de voedseldichtheid blijken verschillend bij dag en bij nacht. Overdag is sprake van een trage toename van de feeding rate tot een relatief hoge Incipient Limiting food Concentration (ILC; de concentratie van het phytoplankton waarbij remming van de fitering rate van het zoöplankton begint). 's Nachts echter vindt een snelle toename van de feeding rate plaats, tot tweemaal het maximum van overdag en een half zo hoge ILO. Bij D.pulex waren de feeding patronen asynchroon, resulterend in een omkering van de relatie tussen filtering rate en 22

23 grootte vroeg in de morgen; dan filteren kleine exemplaren sneller dan de grotere exemplaren. Deze verschillen illustreren het belang van een goede proefopzet. Het is duidelijk dat zaken als voedseldichtheid en tijdstip van uitvoeren van de metingen van evident belang zijn. Mogelijk zijn echter ook zaken als lichtsterkte, zuursofgehalte en ph, die allemaal mede afgeleiden zijn van het tijdstip van meting, van grote invloed op het gedrag van het onderzoeksobject. Porter et al. (1982) beschrijven het effect van verschillende concentraties van Chlamidomonas reinhardi op Daphnia magna. Er waren geen veranderingen in zwempatroon of oriëntatie op voedsel bij veranderingen in voedseldichtheid waar te nemen. Ook bleek er geen beneden- drempel in de voedsel concentratie te zijn met betrekking tot voedselopname noch een afname in de filtering activiteit bij lage concentraties. Boven de ILC bleek een constante voedsel opname plaats te vinden en een teveel aan gefilterd voedsel resulteerde in een hogere rejection rate. Dit kan resulteren in hoge respiratory rates en verlaging van de net assimilation rates. Tevens lieten zij zien dat het verband tussen enerzijds de algen concentratie en anderzijds filtering rate en ingestion rate nogal steile curves te zien geeft (fig.4), hetgeen laat zien dat de hoeveelheid algen erg belangrijk is bij dergelijke metingen. 0 rfl E 0 6 LLJ 3 z 4 0 Pl (1) 1 0 z 3 1 Pl 2- (D (.0 z 2 TE UJ j.j LL Io LGAL CONCENTRATION (celis cm 3 ) o x DRY WEIGHT (mg liter 1 ) CARBON (mg Iiter 1 ) Figuur 4. Filtering rate ( ) en ingestion rate (------) van Daphnia magna (2.7 ± 0.2 mm) in verschillende concentraties Chlamidomonas reinhardi. Gemiddelden ± 95% C.I. van 11 onafhankelijk uitgevoerde experimenten elk met 5 tot 10 individuen, n totaal = 90. (uit Porter et al.1982) 23

24 Deze concentratie afhankelijkheid kan foutieve interpretatie van waarnemingen veroorzaken. Een afname in filtering rate bij het toevoegen van cyanobacteriën aan het voedsel kan als remming door (toxinen van) cyanobacteriën geïnterpreteerd worden, terwijl het een effect van de hoeveelheid phytoplankton kan zijn. Effecten van cyanobacteriën op hogere trophische niveau's zijn in de recente literatuur weinig beschreven. Het is uit laboratorium onderzoek bekend dat cyanobacteriën toxisch kunnen zijn voor vissen (Râberg et al.1 991) en voor (water)vogels (Cook et al.1989). In laboratorium onderzoek waarbij karpers ingespoten werden met een gezuiverd toxine van M. aeruginosa (Râbergh et al.1 991) bleek dat het toxine letaal was voor de vissen, doch dat de intoxicatieverschijnselen verschillen vertoonden met die bij zoogdieren. Hoe het effect van cyanobacteriën in de veidsituatie is, is moeilijk te overzien. Enerzijds is het mogelijk dat sterfte van vissen optreedt zonder dat dit wordt gesignaleerd; dode vissen worden snel gegeten door andere vissen of door vogels. Bovendien kunnen Vissen en vogels, doordat zij zich verplaatsen, op een plaats ver van de cyanobacteriebloei dood gaan. Anderzijds is het moeilijk te bepalen of sterfte van vissen of vogels toegeschreven moet worden aan de toxinen in de cyanobacteriën; het massaal groeien en afsterven van cyanobacteriën heeft ook zonder de productie van toxinen een grote invloed op de kwaliteit van het oppervlaktewater. Een overzicht van gesignaleerde toxische effecten van cyanobacteriën en hun toxinen op verschillende diergroepen is weergegeven in tabel 3. B!ootstellinQ van hogere trophische niveau's kan zowel plaats vinden direct via het water en de cyanobacteriën, als via ophoping van cyanobacteriën of toxinen in, al dan niet voor de toxinen gevoelige, prooidieren. Zwanemossels (Anodonta cygnea) bleken als zij gevoerd werden met toxische Oscillatoria agardhii, grote concentraties van het peptide toxine uit de cyanobacterie op te slaan (Eriksson et al.1989). De toxinen werden niet gemetaboliseerd en bleken niet toxisch te zijn voor de mosselen. Twee maanden nadat de mosselen waren over gezet in schoon water, bleken zij nog toxinen te bevatten. Ook bij veldonderzoek in een meer in Finland is het ophopen van toxinen in de voedselketen en sterfte hierdoor van vissen, vogels en zoogdieren aannemelijk gemaakt (Eriksson et al.1986). Of ook zoöplankton cyanobacterietoxinen kan accumuleren of dat de toxinen alleen via de inhoud van het spijsverteringskanaal op predatoren wordt overgebracht is niet duidelijk (Lindholm et al.1992). In het mariene milieu is sterfte van haring beschreven als gevolg van het eten van zoöplankton waarin zich de toxinen van de dinoflagellaat Gonyaulax excavata bevonden (White 1980). Bekender, en zeker ook beruchter, zijn de gevallen van Parallytic Shelfish Poisoninçi. Algen etende dieren, met name bivalve mouuscen en crustaceën, kunnen in hoge mate de toxinen uit verschillende dinoflagellaten opslaan. Deze toxinen, genaamd saxitoxine, neosaxitoxine en gonyautoxine, 24

25 veroorzaken verlammingsverschijnselen en zorgen voor jaarlijks terug kerende perioden waarin vergiftigingsverschijnselen bij mensen optreden, die regelmatig tot sterfgevallen leiden. De toxinen geproduceerd door de zoetwater cyanobacterie Aphanizomenon veroorzaken dezelfde vergiftigingsverschijnselen in proefdieren en zijn waarschijnlijk identiek aan de toxinen die de Paralytic Shelfish Poisoning veroorzaken (Carmichael et al.1990). Over de invloed die cyanobacterietoxinen eventueel op bacteriële activiteit kunnen hebben is niet veel bekend. Er zijn indicaties dat cyanobacteriën een antibiotische werking zouden kunnen hebben (Cano et al. 1990; in Lindholm et ai.1992). Dit zou remming van de afbraak van organisch materiaal kunnen veroorzaken, waardoor een verminderde beschikbaarheid van nutriënten kan optreden. Het aanwezig zijn van de toxinen in de periode dat de hoogste water temperaturen bereikt worden en dus de periode van hoogste bacteriële afbraak, zou daarbij in kwantitatieve zin een belangrijke rol kunnen spelen. Daarnaast zou ook de bacteriële afbraak van de toxinen geremd kunnen worden. Deze veronderstellingen zijn op dit moment echter volledig speculatief. Ook de mogelijkheid dat bacteriën invloed uitoefenen op de groei of toxineproductie van cyanobacteriën valt niet uit te sluiten. Er is melding gemaakt van zowel een verhoging als van een verlaging van de toxineproductie door cyanobacteriën onder invloed van bacteriën (Carmichael et al.1977, Sivonen 1990). Tabel 3. Overzicht van diergroepen waarop effecten van cyanobacteriën beschreven zijn N 8 0 N 8 (D 0 cc 0 8 to N 8 0. (0 < CL 0 00 (D Cr. Cr 0.0 Microcystis + ± Osillatoria Aphanizomenon 0 +? Anabaena o = geen gegevens + = wel effect = zwak/onduidelijk effect = wisselend wevgeen effect - = geen effect 25

26 De invloed van toxische cyanobacteriën op het aquatisch milieu is een onderzoeksgebied waarin de complexiteit, de geringe kennis en de beperkte onderzoekstechnieken geleid hebben tot fragmentarische en vooral onvolledige gegevens. In de nabije toekomst kunnen, vooral door de recente verbeteringen op gebied van de detectie van toxinen, duidelijke vorderingen in het ecotoxicologisch onderzoek gemaakt worden. Kijkend naar de tot nu toe uitgevoerde onderzoeken lijken een duidelijk afgebakende vraagstelling en een goed onderbouwde proefopzet daarbij van doorslaggevend belang voor de waarde van het eindresultaat. De belangrijkste vraag die in dit kader aandacht verdient is of de toxinen die verantwoordelijk zijn voor de intoxicaties bij zoogdieren ook invloed hebben op zoöplankton en andere aquatische organismen, of dat hier sprake is van andere toxische stoffen of mogelijk zelfs van een geheel andere interactie tussen cyanobacteriën en andere aquatische organismen Risico's van cyanobacteriën voor mensen Cyanobacterietoxinen en waterrecreatie Het risico van cyanobacterietoxinen voor waterrecreanten is moeilijk in te schatten. Er van uitgaande dat de aanname dat de betreffende toxinen ook voor mensen toxisch zijn voldoende basis vindt in het onderzoek met proefdieren, is een intoxicatie van zwemmers door deze toxinen niet uit te sluiten. In een in 1990 verschenen rapport van de Engelse National Rivers Authority wordt zwemmen in cyanobacteriën houdend oppervlaktewater genoemd als "a 'high' risk activity". Hoewel verbanden tussen humane klachten en cyanobacteriën in een groot aantal gevallen gelegd zijn (National Rivers Authority,1990, Kappers,1987; Schwimmer et ai.1967, Turner et al.1990), is de bewijsvoering, met name doordat de verbanden achteraf gelegd worden wanneer onderzoek alleen retrospectief kan plaatsvinden, moeilijk te leveren. Naast de toxinen van cyanobacteriën zijn een groot aantal andere oorzaken van ziekten bij zwemmers aan te geven, veroorzaakt door verschillende organismen waaronder bacteriën en virussen. De klachten veroorzaakt door deze organismen zijn grotendeels identiek aan de klachten veroorzaakt door cyanobacteriën, te weten gastro-intestinale klachten (misselijkheid, overgeven, buikpijn, diarree), dermatitis, hoofdpijn, oorpijn en prikkende ogen (Havelaar et ai.1989). Zowel de aanwezigheid van cyanobacterietoxinen als de aanwezigheid van de andere ziekte verwekkende organismen is zeer variabel in de tijd, hetgeen het retrospectief onderzoek extra moeilijk maakt. In Nederland komen ook regelmatig gezondheidsklachten na het zwemmen in oppervlaktewater voor (Havelaar et ai.1991). In 1990 werd één van deze gevallen door een GGD-arts in verband gebracht met de in het water aanwezige cyanobacteriën (van Brederode et al. 1993). Onderzoek toonde aan dat de aanwezige Anabaena flos-aquae inderdaad toxinen produceerde. Andere W.

27 oorzaken van de klachten konden niet aangetoond worden. Gezien de complexiteit van bacterieel en viraal onderzoek van zwemwater, kan een andere oorzaak van de klachten dan het aanwezige anatoxine-a niet worden uitgesloten Cyanobacterietoxinen en de productie van drinkwater Een derde deel van het Nederlandse drinkwater wordt bereid uit oppervlaktewater (Hoekstra, 1992). De inventarisaties (CUWVO 1987, Schreurs 1992) bevestigen nog eens dat cyanobacteriën massaal in de Nederlandse wateren voorkomen. Over het voorkomen van toxische cyanobacteriën in Nederland zijn minder gegevens bekend. Wat de eventuele gevolgen van de aanwezigheid van toxineproducerende cyanobacteriën kunnen zijn voor de kwaliteit van drinkwater is op dit moment niet te zeggen. Naast de aanwezigheid van cyanobacteriën en de daadwerkelijke productie van toxinen zijn twee factoren van belang bij de bepaling van het risico dat blootstelling van mensen kan plaatsvinden via uit oppervlaktewater geproduceerd drinkwater. De eerste factor is de persistentie van de toxinen. Van de cyclische heptapeptiden wordt gemeld dat zij opgelost in water bestand zijn tegen een temperatuur van (Kfir et al.1986), hetgeen ook door onderzoek bij het RITOX is bevestigd. Daarnaast is bekend dat deze toxinen zowel onder steriele omstandigheden als na het enten met rivierwater zeer lang in water aanwezig blijven. Dit in tegenstelling tot het anatoxine, dat in water snel wordt afgebroken (Kiviranta et al.1991). De tweede factor die belangrijk is met betrekking tot de humane blootstelling aan cyanobacterietoxinen via drinkwater is de effectiviteit van drinkwaterzuiveringsinstallaties. In de literatuur is gemeld, dat de conventionele zuiveringsmethoden zoals filtratie, uitviokking, bezinking en chlorering de peptide toxinen niet uit het water verwijderen (Hoffmann,1976, Falconer et al.1983b, Himberg et al.1989). Filtratie over actieve kool heeft wel effect op in het water opgeloste toxinen. De kapaciteit van verschillende kool soorten met betrekking tot de adsorptie van toxinen is echter sterk verschillend (Falconer et al.1983b). Daarnaast is niet bekend wat de invloed van de gebruikstijd van een koolfilterbed is op de filterkapaciteit met betrekking tot de toxinen. Verzadiging van het filterbed met een scala aan uit het water gefilterde stoffen kan invloed hebben op de hoeveelheid toxinen die door de filterkool uit het water verwijderd wordt. De in de filterkool aanwezig Ca- en Mg-zouten zorgen voor een extra probleem bij de filtratie over actieve kool (Bol et al.1990). Bij het over het filterbed leiden van het water worden de zouten uitgespoeld. De toxinen blijken echter een complex met de zouten te vormen, waardoor zij met de zouten door het koolfilter heen komen. Met name met nieuw in gebruik genomen koolfilters kan verwacht worden dat de hoeveelheid toxinen die op deze manier door het filter heen komt aanzienlijk is. Bij in de literatuur beschreven onderzoeken is hiervan nooit melding gemaakt. Wel wordt beschreven dat bij proeven waarin de filtercapaciteit van verschillende koolsoorten 27

28 met betrekking tot cyanobacterietoxinen onderzocht werden, neerslag van zouten in watermonsters, verkregen door filtratie van water met toxinen over actieve kool, eerst door centrifugatie verwijderd werden (Falconer et al.1983b). Daarna werd in het watermonster de hoeveelheid toxinen bepaald. Het is echter aannemelijk dat met de zouten ook het merendeel van de door de kool doorgelaten toxinen verwijderd zijn, waardoor de uitslagen van de uitgevoerde proeven sterk in waarde afnemen. Daarnaast is gebleken dat de filtratie van toxinen over actieve kool ph afhankelijk is (Bol et al199o). Een andere methode voor het verwijderen van cyanobacterietoxinen is chemische oxidatie met behulp van ozon (Himberg et al1989). Over de kapaciteit van deze methode is echter nog niets bekend. Daarnaast worden in relatie tot de volksgezondheid bij het gebruik van deze, nog betrekkelijk nieuwe methode vraagtekens gezet in verband met de vorming van ongewenste bijproducten (van Dijk,1992). Het gaat hierbij met name om de vorming van bromaat (Br03), dat carcinogeen blijkt te zijn. Methoden die momenteel in ontwikkeling zijn, zijn de nanofiltratie en de hyperfiltratie. Omtrent de effectiviteit van deze methoden met betrekking tot cyanobacterietoxinen is nog niets bekend. Over de gevolgen van humane blootstelling aan cyanobacterietoxinen kan alleen iets gezegd worden aan de hand van toxiciteitsgegevens voor proefdieren en enkele gevallen waarbij cyanobacteriegroei in drinkwaterreservoirs in verband is gebracht met volksgezondheidsproblemen. Uit proefdierwerk is gebleken dat zowel de hepatotoxische cyclische peptiden als de neurotoxinen zonder uitzondering toxisch zijn voor alle zoogdierspecies waarop de toxiciteit getest is. Het is dan ook aannemelijk dat ook de mens gevoelig zal zijn voor deze toxinen. Omtrent de gevolgen van subletale belasting gedurende langere tijd is ook bij proefdieren vrijwel niets bekend (Falconer et al.1988). Twee gevallen zijn beschreven waarin mensen gedurende langere tijd via het drinkwater blootgesteld zijn aan peptide toxinen. In de eerste studie werd via epidemiologisch onderzoek een verband aangetoond tussen verhoogde bloedspiegels van leverenzymen en het voorkomen van cyanobacteriën in het drinkwaterreservoir van waaruit deze mensen van drinkwater werden voorzien (Falconer et al.1983a). In een andere studie kon een jaranlange verhoging van aangeboren afwijkingen in een gebied in de USA gecorreleerd worden aan de aanwezigheid van cyanobacteriën in het meer waaruit het water voor de drinkwaterproductie afkomstig was (Collins,1978). Na een verandering in de drinkwatervoorziening nam het aantal aangeboren afwijkingen sterk af. Laboratorium onderzoek met het water uit het meer dat bij de drinkwaterproductie gebruikt was, toonden mutagene eigenschappen van dit water aan in zowel de Ames test als in experimenten met ratten (Collins et al.1 981). Of de aangetoonde mutageniteit inderdaad door cyanobacterietoxinen veroorzaakt werd, is niet onderzocht. Hoewel uit proefdieronderzoek te verwachten is dat cyanobacterietoxinen schadelijk zullen zijn voor de mens en uit epidemiologisch onderzoek aannemelijk 28

29 geworden is dat cyanobacteriën in drinkwaterreservoirs aanleiding hebben gegeven tot gezondheidsklachten bij mensen, is niet te zeggen of een dergelijke situatie zich ook in Nederland voor kan doen Toxiciteit van de chrysophvt Prvmnesium parvurn Naast toxische cyanobacteriën komt in Nederland ook de toxinen producerende alg Prymnesium parvum voor. Prymnesium is een phytoflagellaat, behorend tot de Chrysophyten. Het is een soort die voorkomt in zout-, brak- en zoetwater. De soort is in het verleden de oorzaak geweest van massale vissterfte, in zowel viskwekerijen als in oppervlaktewateren. Met name in lsrael heeft Prymnesium veel economische schade in viskwekerijen veroorzaakt, maar ook in andere landen, waaronder Nederland, zijn dergelijke gevallen beschreven (Sarig,1971). Voor een optimale groei geeft P. parvum de voorkeur aan brak water met een hoog fosfaat gehalte. De productie van het ichthyotoxische (= toxisch voor vissen) prymnesine is echter maximaal bij een lager zoutgehalte en een lagere fosfaat concentratie. Daarnaast neemt de toxiciteit toe in basisch milieu en bij lage lichtintensiteit en is de aanwezigheid van cationische cofactoren als Ca 2 of Mg 2 belangrijk voor de ontwikkeling van de toxiciteit. Het ichthyotoxine werkt behalve bij vissen ook bij andere kieuwdragende dieren. Het veroorzaakt een toename van de permeabiliteit van de kieuwen, waardoor in het water opgeloste stoffen, waaronder de toxinen van de algen, Vrij de kieuw kunnen passeren. De eerste verschijnselen van een intoxicatie met prymnesine bij vissen is een vluchtreactie; een onrustig zoekgedrag en springen van de vissen. In een volgend stadium worden de vissen traag en suf en uiteindelijk sterven ze. Bij sectie zijn geen afwijkingen aan de organen waarneembaar. Naast het boven beschreven ichthyotoxine produceerd P. parvum ten minste twee andere toxinen, een hemolytische stof en een cytotoxische stof (Gorham,1964b). Intraperitoneaal ingespoten bij muizen veroorzaakt het echter ook verlamingsverschijnselen en dood door ademstilstand. De structuur van de toxinen is niet bekend. In Nederland is zeer recent een gaval van vissterfte in het natuurgebied Botshol bij Vinkeveen in verband gebracht met Prymnesium parvum (OV13,1991). Hoewel de aanwezige alg niet met zekerheid als Prymnesium parvum gedetermineerd kon worden, wezen laboratorium proeven met vissen duidelijk in de richting van prymnesine (Bol,1990np). Vissen in water met daarin de bewuste alg vertoonden het boven beschreven vluchtgedrag, werden vervolgens inactief en stierven na enkele uren. Bovendien toonde microscopisch onderzoek aan dat de kieuwen van vissen in water met algen een aan het water toegevoegde kleurstof opnamen, terwijl de kieuwen van vissen in water zonder algen dit niet deden. Dit toont duidelijk de toegenomen permeabiliteit van de kieuwen aan. Hoewel dergelijke intoxicaties door Prymnesium in Nederland niet frequent gesignaleerd worden, lijkt een tijdige signalering van de ontwikkeling van een bloei van Prymnesium, zowel vanuit economisch als ecologisch gezichtspunt, van belang te zijn. 29

30 Hoofdstuk III. DE INVLOED VAN ABIOTISCHE FACTOREN OP DE PRODUCTIE VAN CYANOBACTERIETOXINEN In het veld blijkt, zowel in tijd als in ruimte, een grote variatie in de toxiciteit van cyanobacteriën op te treden. Uit laboratorium onderzoek is gebleken dat stammen die in staat zijn tot het produceren van toxinen, dit gedurende een periode van jaren blijven doen (Carmichael et al, 1977). Daarentegen is er nooit melding gemaakt van het plotseling toxisch worden van stammen die geen toxinen produceren. Hieruit zou geconcludeerd kunnen worden dat het vermogen om toxinen te produceren genetisch vastgelegd is. Mogelijk zijn de in het veld waargenomen verschillen in toxiciteit voor een deel te verklaren door het door elkaar heen groeien en elkaar opvolgen in de tijd van toxische en niet toxische stammen. In dat geval is de variatie in toxiciteit een zaak van concurrentie tussen stammen. Hoewel het wel aannemelijk is dat verschillende stammen wel of geen toxinen produceren, is het de vraag of deze concurrentie alleen bepalend is voor de waargenomen variatie in toxineproductie in het veld. Mogelijk zijn, bij stammen die de genetische mogelijkheid hebben toxinen te produceren, ook omgevingsfactoren van invloed op de productie van toxinen. Naar de invloed van een aantal van deze omgevingsfactoren is onderzoek verricht Veidwerk Bij waarnemingen in het veld blijkt vaak dat de productie van toxinen aan een periodiciteit onderhevig is; in het begin van het groeiseizoen wordt er weinig toxine per gewichtseenheid cyanobacteriën geproduceerd en naarmate het seizoen vordert neemt de toxineproductie toe met een maximum tegen de tijd dat de cyanobacteriebloei door afsterven weer verdwijnt (Wicks et al.1990, Benndorf et ai.1 989). Er is slechts één onderzoek bekend waarin gedurende langere tijd onderzoek gedaan is naar de correlatie tussen toxineproductie en een aantal omgevingsfactoren in het veld. Wicks en Thiel (1990) tonen in dit onderzoek een positieve correlatie aan tussen de productie van toxinen door Microcystis aeruginosa en a: de primaire productie per eenheid chlorophyl-a, b: de instraling van de zon, c: de water temperatuur, d: de zuurgraad van het water en e: de procentuele zuurstof verzadiging van het water. Daarnaast vinden zij een zwakke negatieve correlatie tussen toxineproductie a: de orthofosfaat concentratie van het water en b: oppervlakte chlorophyl-a. Zij vonden geen correlatie tussen productie van toxinen en de organische en anorganische nutriënten concentraties in het water. Het gegeven dat de metingen van de abiotische factoren op andere plaatsen en andere tijdstippen uitgevoerd werden dan de monstername voor de toxine bepalingen, die bovendien alleen in drijfiagen werden genomen, doet de betrouwbaarheid van de correlaties sterk verminderen. Daarnaast dient men zich te realiseren dat het hier correlaties betreft en dat er dus geen sprake hoeft te zijn 30

31 van een oorzakelijk verband. In feite geven de meeste gemeten variabelen tesamen het normale verloop van het microklimaat en van abiotische factoren van het bestudeerde meer in de loop van de seizoenen weer. Naarmate het zomerseizoen vordert, neemt, onder invloed van de instraling van de zon, de watertemperatuur toe. Met toename van de hoeveelheid licht neemt ook de primaire productie per eenheid chlorophyl-a toe, evenals primaire productie en hoeveelheid chlorophyl-a. Toename in de photosynthese leidt tot toename in de procentuele zuurstof verzadiging en een toename van de ph. De geconstateerde negatieve correlatie met het oppervlakte chlorophyl-a en de orthophosphaat concentratie kan zeer goed het gevolg zijn van photochemische bleking van cyanobacteriën aan het wateroppervlak respectievelijk opname van een groot deel de beschikbare fosfaat in de aanwezige phytomassa aan het einde van het groeiseizoen. Of één of meer van deze factoren invloed hebben op de productie van toxinen valt aan de hand van dit onderzoek niet te zeggen Laboratorium onderzoek De invloed van licht op de productie van toxinen Samen met de temperatuur is de lichtintensiteit de meest onderzochte abiotische invloedsfactor op de toxineproductie door cyanobacteriën. Utkilen en Gjelme (1 991a,1 992) vonden voor Microcystis aeruginosa een toename in de productie van toxinen met een factor drie, bij een toename van de lichtintensteit van 20 tem-2s- 1 naar 40 pem-2 s- 1. Boven 40 l.iem- 2s - ' namen zij een lichte afname van de toxineproductie per eenheid drooggewicht waar (fig 5). De verhouding tussen ri' C 5 B 2 c 0 II 0 0. c I. c C OC LIGHT INTENSITY. iiei-2-1 UGHT INTENSITY. p' 21 Figuur 5. Effect van de lichtintensiteit op de toxiciteit en de toxine / eiwit ratio bij Microcystis aeruginosa in continue cultures (uit Utkilen en Gjølme,1 992) 31

32 de productie van toxine en de totale eiwit productie blijkt eveneens toe te nemen tussen 20 iem-2s- 1 en 40 i.em- 2s- 1. Dit laat zien dat verhoging van de lichtintensiteit niet leidt tot een algemene verhoging van de eiwitproductie, maar specifiek tot een toename in de productie van toxinen. Boven 40 p.em-2s- 1 blijft deze ratio echter constant; de productie van toxinen wordt niet verder verhoogd. De lichte afname van de hoeveelheid toxinen per gewichtseenheid cyanobacteriën wordt mogelijk veroorzaakt doordat bij hogere lichtintensiteit de fotosynthese toeneemt en opslag van reserves plaatsvindt, waardoor het gewicht van de cellen iets toeneemt. In hetzelfde artikel (Utkilen et al.1992) worden proeven beschreven waarin flessen gevuld met M. aeruginosa op verschillende diepten in een meer werden geplaatst. Hierbij werd een afname van de toxineproductie met het toenemen van de diepte waargenpmen. De in de laboratorium proeven gevonden grens van 40 liem- 2s- 1 werd in het meer gevonden op een diepte van ongeveer 1 meter. Ook wordt beschreven dat kwantitatieve veranderingen in de productie van toxinen ongeveer vijf dagen na een verandering in de lichtintensiteit meetbaar zijn. Laboratorium onderzoeken van Westhuizen et al. (1985) en van Watanabe et al. (1985) met M. aerigunosa laten eveneens een afname van de toxiciteit bij lage lichtintensiteit zien, zij het dat de verschillen in toxiciteit bij deze onderzoeken een factor twee respectievelijk een factor vier bedragen. Sivonen (1990) onderzocht de invloed van lichtintensiteit op twee stammen van Oscillatoria agardhii in de range van 12.Em- 2s- 1 tot 95.iEm-2s- 1. In tegenstelling tot de invloed van lichtintensiteit bij M. aeruginosa, blijkt dat 0. agardhii juist meer toxinen produceert onder invloed van afnemende lichtintensiteit. Voor de twee onderzochte stammen vond Sivonen een verschil in de toxineproductie van een factor twee respectievelijk een factor drie. Over de relatie tussen lichtintensiteit en toxineproductie bij Anabaena en Aphanizomenon is zeer weinig bekend. Perry en Gorham (1966; in Gentile,1971) melden een maximale toxineproductie van Anabaena flos-aquae bij lux. Voor Aphanizomenon flos-aquae wordt een 50% reductie van de toxineproductie gemeld bij lichtintensiteiten hoger dan 5000 lux (Gentile en Maloney,1 969; in Gentile,1971). Daar lux een eenheid is voor hoeveelheid licht uitgaande van de gevoeligheid van het menselijk oog en E (Einstein) een eenheid voor de energie-inhoud van licht is geen eenduidige omrekeriingsfactor te geven. De te gebruiken omrekeningsfactor is afhankelijk van het type lichtbron. Bij benadering kan gezegd worden dat voor de omrekening van klux naar.te vermenigvuldigingsfactoren gebruikt kunnen worden van 12 voor TL-licht, 18 voor daglicht en 20 voor gloeilamplicht (Pons, p.c.). Uitgaande van TL lampen als lichtbron bij de boven genoemde onderzoeken betekent dit voor Anabaena een maximale toxineproductie bij 24.tEm-2s-1 tot 84 p.em-2s-1. Voor Aphanizomenon betekent dat een afname van de toxineproductie boven 60 j.tem-2s- 1. Hoewel deze getallen niet als absolute waarden gezien moeten worden, geven zij wel aan dat effecten vergelijkbaar met de effecten op M. aeruginosa verwacht kunnen worden. De lichtkwaliteit lijkt vooralsnog een minder belangrijke factor in de productie van toxinen, hoewel wel enige invloed aanwezig lijkt te zijn (Utkilen,1992)(tabel 4). 32

33 Tabel 4. Effect van Iichtkwaliteit op productie van toxinen en de toxine / totaal eiwit ratio bij Microcystis aeruginosa in continue cultures (uit Utkilen et al.1992) licht kwaliteit toxiciteit toxine / eiwit (mg toxine / g alg) ratio (mg / g) rood 1.84 ± ± 0.87 wit 1.17± ±0.38 groen 1.58 ± ± De invloed van de temperatuur op de productie van toxinen Naar de invloed die de temperatuur heeft op de productie van toxinen zijn enkele laboratorium onderzoeken uitgevoerd met verschillende cyanobacteriën. Meestal blijkt dat de optimum temperatuur voor de groei hoger is dan het optimum voor de toxi nep roducti e. Voor Microcystis aeruginosa wordt een maximale groei gemeld bij een temperatuur van ± 30 C, terwijl het maximum in de toxineproductie gevonden wordt bij (Gentile,1971,Gorham,1964a,Watanabe et al1985,westhuizen et al.1985). De verschillen in hoeveelheid geproduceerde toxinen blijkt overigens klein te zijn; tussen 15 C en 25 C ligt het verschil in toxineproductie binnen een factor twee. Boven 25 C wordt een snelle afname in toxineproductie waargenomen (fig.6) Cr w 1- -J 1- z TIME, DAYS Figuur 6. Effect van tijd en temperatuur op de hoeveelheid geproduceerde toxinen bij Microcystis aeruginosa (uit Gorham,1 964a) 33

34 Zowel bij Anabaena flos-aquae als Aphanizomenon flos-aquae lijkt een zelfde verband tussen temperatuur en toxineproductie te bestaan als bij M. aeruginosa (Gentile,1971), hoewel hiervoor nauwelijks gegevens beschikbaar zijn. Voor Anabaena wordt gemeld dat zowel de groei als de toxineproductie hoger zijn bij dan bij Voor Aphanizomenon wordt een optimum in de toxineproductie gegeven bij Ook bij Oscillatoria agardhii treedt boven 25 C remming van de toxineproductie op (Sivonen et al1990). In het traject van tot bleek verschil in respons te bestaan tussen de twee onderzochte 0. agardhii stammen. Eén stam gaf in het gehele traject eenzelfde productie van toxinen te zien, de andere stam gaf een toename in de productie van toxinen bij steiging van de temperatuur van naar te zien. De steiging bleef echter binnen een factor twee De invloed van de ph op de productie van toxinen Westhuizen en Eloff (1983) hebben onderzoek gedaan naar de invloed van de ph op de productie van toxinen bij Microcystis aeruginosa. Toxineproductie bleek minimaal bij ph 8, bij toename en afname van de ph bleek een snelle toename van de toxiciteit plaats te vinden. Het waargenomen verschil in toxiciteit in de range van ph 6.5 tot ph 10.5 bleef binnen een factor twee (fig.7). Verdere onderzoeken naar de invloed van de ph op de toxineproductie zijn niet bekend. u E LD 50 td 30- E c z c) -I rn L) 0 1-5C L 4S pil 10 Figuur 7. Effect van de ph op de toxiciteit en de groeisnelheid van Microcystis aeruginosa. Gemiddelden ± 95% C.I. (uit Westhuizen et al.1983) 34

35 De invloed van nutriënten op de productie van toxinen Stikstof Sivonen (1990) vond voor Oscillatoria agardhii dat een toename in de stikstofconcentratie in een range van mg N per liter, tot een toename in de productie van toxinen met een factor twee leidde. Watanabe en Oishi (1985) vonden voor Microcystis aeruginosa een dergelijke tendens. Een verlaging van de stikstofconcentratie van 26 mg N per liter tot 2.6 en 1.3 mg N per liter leidde tot een afname in de productie van toxinen. Opvallend hierbij was echter wel dat de productie van toxinen bij 1.3 mg N per liter hoger was dan bij 2.6 mg N per liter. Utkilen en Gjelme (1 991 b) vonden eveneens een afname van de toxineproductie van Microcystis aeruginosa bij een afname van de stikstof concentratie van 81.2 mg N per liter naar 8.4 mg N en 4.9 mg N per liter. Het verschil in toxineproductie bedroeg hier echter een factor 4.4. De gebruikte concentraties waren niet zo laag als bij Watanabe en Oishi en het valt dan ook niet te zeggen of een verdere verlaging van de stikstofconcentratie ook in dit geval tot een opnieuw stijgen van de toxineproductie zou kunnen leiden. Interessant is dat Utkilen en GjoIme tevens laten zien dat de geconstateerde verhoging van de toxineproductie niet gepaard gaat met een verandering in de toxine / totaal eiwit verhouding Fosfaat Sivonen (1990) vond voor Oscillatoria agardhii dat de fosfaat concentratie in de range van 0.4 mg P per liter en hoger geen effect had op de productie van toxinen. Een verlaging van 0.4 mg P per liter naar 0.1 mg P per liter bleek een remming van de toxineproductie met maximaal een factor twee tot gevolg te hebben. Watanabe en Oishi (1985) vonden een zeer kleine afname in de toxineproductie bij Microcystis aeruginosa gekweekt op verschillende P concentraties in de range van 9.84 mg P per liter tot 0.49 mg P per liter (LD50 van de algen 11.4 mg per kg respectievelijk 14.4 mg per kg). De concentraties onder 0.4 mg per liter, waarbij Sivonen effecten vond op de toxineproductie van Oscillatoria, werden bij Microcystis dus niet getest IJzer Utkilen en Gjelme (1991b) vonden dat de ijzerconcentratie in het kweekmedium invloed heeft op de toxinenconcentratie van Microcystis aeruginosa. Een toename in de ijzerconcentratie van 16.7 naar 558 tg Fe per liter gaf een toename in de toxinenconcentratie van 2.15 naar 3.3 mg toxine per g cyanobacteriën (dw) te zien. Bovendien bleek dat deze toename in toxineproductie gepaard ging met een toename van de heptapeptide / totaal eiwit verhouding van 3.54 ng/p.g naar 7.07 ng/.tg. 35

36 De invloed van de leeftijd / groeifase op de productie van toxinen Onder laboratorium omstandigheden blijkt dat de productie van toxinen bij Microcystis aeruginosa afhankelijk is van de groeifase waarin de kweek zich bevindt. De hoeveelheid toxinen per celgewicht is maximaal aan het eind van de logarithmische groeifase, waarna de hoeveelheid toxinen weer afneemt. De afname van de hoeveelheid toxinen wordt soms gekarakteriseerd als snel (Gorham, 1 964a, Westhuizen et al.1983) (fig. 6), soms als langzaam (Watanabe et al.1985). Ook over de toxiciteit tijdens de logfase bestaat geen overeenstemming; Zowel Gorham als Westhuizen et al. registreerden een constante toename van de toxiciteit tijdens de logfase, terwijl Watanabe et al. de laagste toxiciteit in het midden van de logfase vinden. Duidelijk is wel dat de toxiciteit maximaal is aan het einde van de logfase Discussie Hoewel het aantal onderzoeken naar de invloed van abiotische factoren op de productie van toxinen door cyanobacteriën zeer beperkt is, valt voor een aantal factoren wel een tendens waar te nemen. Een schematisch overzicht van de gevonden relaties is gegeven in tabel 5. Licht lijkt vooral invloed op de productie van toxinen uit te oefenen bij lage lichtintensiteiten. Bij Microcystis neemt de productie van toxinen tussen 20 llem-2s- 1 en 40 REm-2s- 1 toe met een factor drie (Utkilen et ai.1 992). Juist deze lichtintensiteit werdt gemeten op een waterdiepte van ongeveer 1 meter tijdens een cyanobacteriënbloei. Boven de 40 tem- 2s- 1 was de productie van toxinen vrijwel constant. Ook van Aphanizomenon en Anabaena wordt een maximale toxineproductie bij gelijksoortige lichtintensiteit gemeld. In tegenstelling tot Microcystis wordt van Oscillatoria gemeld dat de productie van toxinen met een factor 2 tot 3 afneemt bij toenemende lichtintensiteit in een gebied van 12 l.lem- 2s-1 tot 95 iem-2s- 1 (Sivonen,1 990). Omtrent de invloed van de temperatuur op de productie van toxinen treedt meer eenvormigheid op. Voor alle onderzochte species lijkt te gelden dat in een traject van 15 C tot 25 C de toxineproductie toeneemt met een stijging van de temperatuur. Boven de 25 C neemt de productie van toxinen snel af. Over de toxineproductie bij temperaturen onder 15 C zijn geen gegevens beschikbaar. Overigens zijn de gemeten verschillen in toxineproductie bij de verschillende temperaturen beperkt tot een factor 1 â 2. Eenzelfde beperkte variatie in toxineproductie wordt gevonden bij variaties in de ±I in het kweekmedium van Microcystis aeruginosa. Voor nutriënten kan algemeen gesteld worden dat een verhoging van de nutriëntenconcentratie tot een toename in de productie van toxinen leidt. Bij fosfaat gaat dit alleen op bij de lage concentraties. Vanaf 0.4 mg P per liter en hoger lijkt nauwelijks effect waar te nemen. Ook bij lage P concentraties blijven de verschillen 36

37 in toxineproductie beperkt tot maximaal een factor twee. De stikstof concentratie heeft kwantitatief een grotere invloed op de toxineproductie; hier is een toename met maximaal een factor 4.4 geconstateerd. Opvallend is dat zeer lage stikstof concentraties (<2.6 mg N / 1) weer tot een verhoging leiden (Watanabe et al.1985). Het bleek overigens dat een verhoging van de toxineproductie onder invloed van een verhoging van de stikstof concentratie niet gepaard ging met een verhoging van de verhouding toxine / totaal eiwit. Dit kan er op wijzen dat er sprake is van een algehele verhoging van de eiwitsynthese, waarbij de toxineproductie gelijke tred houdt met de productie van andere eiwitten (Utkilen et al.1991b). Tabel 5. Veranderingen In de toxineproductie onder Invloed van abiotische factoren. Microcystls Osclllatorla Aphanizo- Anabaena aeruglnosa agardhli menon boven *1 toename jtem -2s - ' tem -2s iem-2 s -1 max. bij Licht factor 3 Y factor 2 A 3 v factor p.em -2 s - ' intensiteit C C *2 toename factor 2 factor 1 â 2 max. bij 26 C C 1 Temp. boven 25 C 1 boven 25 0C! ph ph10.5 ph - factor 2 max. bij ph toename mgn/l mgn/l Ntotaai factor 4.4 * factor mgpll toename mgpll factor 2 Ptotaal zwak boven 0.4 mgp/i - - geen effect toename p.gfe/l IJzer factor Groeifase maximaal bij einde logfase - 1 = toename in toxiciteit - = variatie in toxiciteit = afname in toxiciteit 1 omgerekende waarden; zie tekst 2 variatie per stam 37

38 Bij de toename van de toxineproductie onder invloed van de lichtintensiteit en onder invloed van een toename in de JJz..r concentratie bleek de verhouding toxine / totaal eiwit wel toe te nemen. Mogelijk duidt dit er op dat deze twee factoren specifiek invloed hebben op de productie van de toxinen. Utkilen en Gjolme (1 991 b) suggereren dat binding van intracellulaire Fe 2 -ionen, en daarmee het voork6men van de productie van 01-1-ionen in de cel die tot celschade kunnen leiden, de belangrijkste functie van de peptide toxinen kan zijn. Een toename van de hoeveelheid ijzer in het groeimedium en een daarmee gepaard gaande toename in de opname van Fe 2 -ionen door de cel, kan op deze manier verklaard worden. Ook de toename van de toxineproductie en de daarmee gepaard gaande verschuiving van de toxine / totaal eiwit ratio onder invloed van licht toename kan hiervan een gevolg zijn; bij hogere lichtintensiteit wordt de opname van ionen door cyanobacteriën gestimuleerd (Utkilen et al b). Het is dan echter wel de vraag waarom een toename in de ijzerconcentratie met een factor 33 slechts een toename in de toxineproductie met een factor 1.5 veroorzaakt. Mogelijk zijn ijzer concentratie in het medium en ijzer opname door de cel in het getestte concentratie gebied slechts zeer beperkt met elkaar gecorreleerd. Een tweede probleem met betrekking tot de mogelijke centrale rol van ijzer in de productie van hepatotoxinen is de beperkte invloed die de ph hierop schijnt te hebben, terwijl de invloed van de ph op de oplosbaarheid van ijzer erg groot is (Veen,1991). Mogelijk speelt ook hier de opname van ijzer door de cel een belangrijke rol. De hoeveelheid toxinen die geproduceerd worden lijkt voor een groot deel bepaald te worden door de groeifase waarin de cyanobacteriën zich bevinden. In het veld neemt de toxiciteit sterk toe in de loop van het groeiseizoen (Wicks et al.1990, Benndorf et al.1989). In laboratorium kweken kan de toxicineproductie per gewichtseenheid cyanobacteriën aan het einde van de logfase in de groei, meer dan een factor tien maal zo hoog zijn als bij het begin van de kweek (Gentile,1971). Deze veranderingen in toxineproductie in monoculturen laten zien dat leeftijd en / of groeisnelheid een belangrijke rol spelen. In hoeverre de in het veld waargenomen verandering in toxineproductie gedurende het groeiseizoen veroorzaakt wordt door de in het laboratorium geconstateerde veranderingen tijdens de groeifase, valt moeilijk vast te stellen. Mogelijk spelen in het veld ook veranderingen in dominantie van verschillende stammen een rol. De veranderingen in de toxineproductie onder invloed van abiotische factoren kunnen mogelijk ook in het veld een rol spelen. Het belang hiervan is echter, gezien de relatief geringe kwantitatieve verschillen in toxineproductie die deze factoren onder laboratorium omstandigheden veroorzaken, niet evident. 38

39 Hoofdstuk IV. ABIOTISCHE FACTOREN IN NEDERLANDSE OPPERVLAKTEWATEREN IN RELATIE TOT CYANOBACTERIETOXINEN In hoofdstuk III is de invloed van een aantal abiotische factoren op de productie van toxinen onder laboratorium omstandigheden beschreven. Hoewel de productie van toxinen voor een groot deel bepaald lijkt te worden door genetische factoren en door de groeifase van de cyanobacteriën, is het voor het oppervlaktewaterbeheer zeker van belang te weten hoe de in het laboratorium gemeten waarden zich verhouden tot waarden die in Nederlandse oppervlaktewateren gevonden worden. Uit dergelijke gegevens kan afgeleid worden wat voor invloed er verwacht mag worden van verandering in factoren zoals nutriënten gehalten van een oppervlaktewater, op de productie van toxinen door eventueel aanwezige cyanobacteriën. Hiertoe zijn een aantal gegevens uit Schreurs (1991), het jaarboek monitoring rijkswateren (1992) en van Rijkswaterstaat dienst Informatieverwerking (1993), vergeleken met de in hoofdstuk III beschreven invloeden van abiotische factoren op de productie van toxinen. In het werk van Schreurs zijn gegevens uit 80 Nederlandse oppervlaktewateren samengevat. Voor de factoren temperatuur, ph, totaal N en totaal P zijn gemiddelde, minimum en maximum waarden over een aantal jaren gegeven. Hiervoor zijn gegevens uit de zomerperiode (april-oktober) gebruikt. Van ieder oppervlaktewater is het gemiddelde van de betreffende waarden gedurende het zomer halfjaar berekend, resulterend in ieder één "informatiejaar". Van deze informatiejaren zijn vervolgens het minimum, het gemiddelde en het maximum weergegeven (tabel 6). Een gegeven maximum waarde is dus niet de hoogste waarde die gemeten is, maar het hoogste gemiddelde dat uit de metingen in één oppervlaktewater in één zomerseizoen berekend is. tabel 6. Gemiddelde, minimum en maximum waarden van een aantal informatiejaren van ph, watertemperatuur, totaal P en totaal N (uit Sctireurs,1992) variabele aantal gemiddelde minimum maximum eenheid ph temperatuur CC totaal P mg.m-3 totaaln mg.m-3 39

40 De gegevens uit het jaarboek monitoring rijkswateren zijn afkomstig van 7 meetpunten (Lobith, Maassluis, Eijsden, Haringvlietsluizen binnen, IJsselmeer midden, Noordzeekanaal en Schaar van Ouden Doel) gedurende een periode van 10 jaar ( ). De gegevens van Rijkswaterstaat dienst Informatieverwerking zijn afkomstig van 5 meetpunten (IJsselmeer (1J23), Gooimeer (1J125), Markermeer (IJ111), Wolderwijd (V6) en Eemmeer (1J128)), gedurende een periode van 9 jaar ( ). Alle beschikbare gegevens over IJzer gehalten in oppervlaktewateren zijn uit deze bron afkomstig. Bij de gegevens van Rijkswaterstaat dienst Informatieverwerking en uit het jaarboek monitoring rijkswateren, zijn naast gemiddelden ook de hoogste en laagste gemeten waarden gegeven, welke in de bespreking in dit hoofdstuk gebruikt zijn. Licht In oppervlaktewateren worden metingen uitgevoerd aan dichtheid van algenbloei (chlorophyl gehalten) en aan doorzicht van het water (secchi diepten). Onder laboratorium omstandigheden wordt echter onderzocht wat de invloed van lichtenergie (in tem- 2s- 1 ) op de productie van toxinen is. Een vergelijking tussen veldwerk en laboratoriumonderzoek is daarom moeilijk te maken is. De enige vergelijking tussen laboratorum onderzoek en de veldsituatie die in dit onderzoek gevonden is, is beschreven in Utkilen en Gjolme (1992). Zij vonden dat de lichtintensiteit van 40 Em-2s- 1, onder welke de productie van toxinen bij Microcystis aeruginosa begint af te nemen, in een meer waarin zich een cyanobacteriebloei voordeed, gemeten werd op een diepte van ongeveer 1 meter. Dit toont aan dat de lichtintensiteiten waarbij onder laboratorium omstandigheden veranderingen in de productie van toxinen waargenomen worden in de range liggen van lichtintensiteiten die normaal in oppervlaktewateren aanwezig kunnen zijn tijdens een algenbloei. Temperatuur In Schreurs wordt een gemiddelde zomerhalfjaar temperatuur gegeven van en een maximum van Het betreft hier dus gemiddelden over de periode april - oktober. Het jaarboek monitoring rijkswateren en Rijkswaterstaat dienst Informatieverwerking geven een maximum watertemperatuur van 17.5 C tot 25.5 C. Vergelijken we dit met de gegevens uit de literatuur betreffende de productie van toxinen onder laboratorium omstandigheden, dan zien we dat de temperatuur waarbij maximale productie van toxinen plaats vindt (20 00 tot 25 C, zie Hoofstuk ) behoort tot de jaarlijks terugkerende maximum temperaturen van het oppervlaktewater. Deze temperaturen worden bereikt aan het eind van het zomerseizoen, wanneer tevens de biomassa van de cyanobacteriën een maximum bereikt. 40

41 IV.3. ph In Schreurs wordt een zomerhalfjaar gemiddelde voor de ph gegeven van 8.5, met een minimum van 7.3 en een maximum van 9.6. Rijkswaterstaat dienst Informatieverwerking geeft ph waarden gedurende het zomerhalfjaar variërend van minimaal ph 7.2 tot maximaal ph Daarbij moet men zich realiseren dat de ph sterk afhankelijk is van een aantal factoren in het oppervlaktewater zoals bijvoorbeeld het evenwicht H20 + CO2 < ---- > H2CO3 < ---- > H + HCO3. Onder omstandigheden van sterke algenbloei kunnen door verbruik van CO2 deze evenwichten sterk naar links verschuiven, waardoor de ph stijgt. Plaatseleijk kunnen daarbij waarden rond de ph 10 voorkomen. Vergelijken we de veldgegevens met de gegevens uit de Iaboratoriumproeven van Westhuizen en Eloff (1983), die variaties in de hoeveelheid geproduceerde toxinen met een factor twee waarnamen binnen een traject van ph 6.5 tot ph 10.5, dan moet geconcludeerd worden dat de in de Nederlandse oppervlaktewateren voorkomende ph waarden allen binnen de door Westhuizen en Eloff onderzochte ph range vallen. Veranderingen in de ph in het oppervlaktewater lijken dus tot veranderingen in de hoeveelheid geproduceerde toxinen te kunnen leiden. Hoe snel de hoeveelheid geproduceerde toxinen kan veranderen onder invloed van veranderingen in de ph is niet duidelijk en de beperkte gegevens met betrekking tot de relatie tussen ph en toxineproductie maakt het onmogelijk verdere uitspraken met betrekking tot de productie van toxinen in het veld te doen. lv.4. Stikstof In Schreurs worden zomerhalfjaar gemiddelden voor totaal N van 3.2 mg N / 1 gegeven, met een minimum waarde van 0.8 mg N / 1 en een maximum van 11.6 mg N / 1. Het jaarboek monitoring rijkswateren geeft gemiddelde zomer waarden van 3.4 mg N / 1 tot 6.6 mg N / 1. De gegeven minimum en maximum waarden variëren van 0.00 mg N / 1 tot 9.30 mg N / 1. Vergelijking met de gegevens uit de laboratoriumproeven met stikstof laat zien dat de waarden voor totaal N in de Nederlandse oppervlaktewateren onder in de range van 0.4 mg N / 1 tot 84 mg N / 1 liggen die in de laboratorium proeven gebruikt zijn (zie hoofdstuk ). Daarin deze range een toename van de toxineproductie bij een stijging van de N concentratie waargenomen wordt, moeten stijgingen en dalingen in het N gehalte in Nederlandse oppervlaktewateren relevant geacht worden voor het oppervlaktewaterbeheer met het oog op veranderingen in de toxineproductie door cyanobacteriën. 41

42 Fosfaat In Schreurs worden zomerhalfjaar gemiddelden voor totaal P van 0.3 mg P / 1 gegeven, met een minimum waarde van mg P / 1 en een maximum van 2.35 mg P / 1. Het jaarboek monitoring rijkswateren en Rijkswaterstaat dienst Informatieverwerking geven gemiddelde zomer waarden van 0.10 mg P / 1 tot 1.11 mg P / 1. De gegeven minimum en maximum waarden variëren van 0.00 mg P / 1 tot 2.15 mg P / 1. Bij laboratorium proeven bleek dat veranderingen in de fosfaat concentratie in de range 0.4 mg P / 1 en hoger weinig effect op de productie van toxinen had. Onder 0.4 mg P / 1 bleek een verlaging van de fosfaat concentratie een verlaging van de toxineproductie tot gevolg te hebben (zie hoofdstuk ). Juist in deze range worden de fosfaat waarden in het oppervlaktewater gevonden. Ook hier geld dus dat veranderingen van het fosfaat gehalte in het oppervlaktewater mogelijk direkte gevolgen heeft voor de productie van toxinen door de in het oppervlaktewater aanwezige cyanobacteriën. IJzer IJzer komt in het oppervlaktewater in vele vormen voor, waaronder Fe 2, Fe 3, gebonden aan slib en colloïdaal gebonden. Deze verscheidenheid maakt meting van ijzergehalten zeer moeilijk. Dat de vorm waarin het ijzer voorkomt afhankelijk is van de ph van het water en dat niet goed bekend is welke vormen van ijzer wel of niet beschikbaar zijn voor algen, maken het geheel niet eenvoudiger. Rijkswaterstaat dienst Informatieverwerki ng geeft gemiddelde zomerhalfjaar waarden voor ijzer concentraties variërend van 0.17 tot 1.76 mg Fe per liter, met een gemeten minimum waarde van 0.03 mg Fe per liter en een maximum van 4.21 mg Fe per liter. Vergelijken we dit met de waarden van 16.7 jig tot 0.56 mg Fe per liter zoals die in laboratoriumproeven door Utkilen en Gjølme (1991 b) gebruikt zijn, dan zien we dat de in deze reeks gebruikte concentraties in Nederlandse oppervlaktewateren regelmatig voor komen. Er worden in Nederland echter ook hogere concentraties (tot 4.21 mg Fe per liter) gevonden. Utkilen en Gjølme vonden een toenemende toxineproductie bij een toename van de ijzer concentratie. Of de toxineproductie verder toeneemt bij een toename van de ijzer concentratie boven 0.56 mg Fe per liter, is niet bekend. 42

43 Hoofdstuk V. CONCLUSIES Cyanobacte riën in Nederlandse oppervlaktewateren - In Nederlandse oppervlaktewateren komen de vier belangrijkste toxinen producerende cyanobacteriegenera, Microcystis, Oscillatoria, Anabaena en Aphanizomenon algemeen voor. Op grond van wat in de literatuur over deze cyanobacteriën beschreven is, moeten zij in staat geacht worden toxinen te produceren. Algentoxi nen en de waterkwaliteitsdoelstelli ngen - In oppervlaktewateren aanwezige cyanobacteriën hebben een negatieve invloed op het zoöplankton. Deze invloed kan bestaan uit verminderde voedselopname, remming van de populatiegroei en sterfte. - Bij de opname van cyanobacteriën door zoöp!ankton blijkt de grootte van de deeltjes een belangrijke rol te spelen. Daarnaast is in een aantal gevallen aangetoond dat toxiciteit van de cyanobacteriën een belangrijke rol speelt bij de tot stand koming van de effecten. - Het is niet duidelijk of de toxische stoffen, die de effecten op het zoöplankton veroorzaken dezelfde zijn als de stoffen die toxisch zijn voor zoogdieren, of dat er sprake is van de productie van meerdere (groepen) toxinen. - Hoewel bij de meeste meldingen van vissterfte als gevolg van cyanobacteriebloei in oppervlaktewateren niet duidelijk is of de sterfte veroorzaakt wordt door toxinen of door andere factoren zoals gebrek aan zuurstof, is onder laboratorium omstandigheden een aantal malen aangetoond dat cyanobacterietoxinen dodelijk zijn voor vissen. - Het door de phytoflagellaat Prymnesium parvum geproduceerde toxine prymnesine is dodelijk voor vissen. Zowel in viskwekerijen als in oppervlaktewateren kan deze alg massale vissterfte veroorzaken. - Cyanobacterietoxinen kunnen dodelijk zijn voor (water-)vogels. - Cyanobacterietoxinen kunnen via de voedselketen doorgegeven worden. - Het mag worden aangenomen dat cyanobacterietoxinen ook schadelijk kunnen zijn voor de mens. In hoeverre blootstelling van mensen aan deze toxinen plaats vindt is moeilijk te bepalen. 43

44 Abiotische factoren en de productie van toxinen - De mogelijkheid van een cyanobacteriestam om wel of geen toxinen te produceren wordt vermoedelijk bepaald door genetische factoren. - Abiotische factoren als lichtintensiteit, temperatuur, ph, stikstof-, fosfor- en ijzergehalte blijken allemaal invloed te hebben op de kwantiteit van de toxineproductie. De hoeveelheid geproduceerde toxinen wordt door deze factoren beïnvloed met toe- of afnames tussen een factor 1.5 en een factor Zowel bij laboratorium onderzoek als in het veld lijkt de leeftijd en / of de groeifase van de cyanobacteriën in sterke mate bepalend te zijn voor de hoeveelheid geproduceerde toxinen. Verschillen in de toxineproductie tussen het begin van de groeifase en het einde van de groeifase kunnen onder laboratorium omstandigheden een factor tien bedragen; in het veld kan dit verschil een factor 100 of meer bedragen. Toxineproductie in Nederlandse oppervlaktewateren - De abiotische factoren die onder laboratoriumomstandigheden optimaal blijken te zijn voor de productie van toxinen, blijken in de Nederlandse oppervlaktewateren in de zomerperiode aanwezig te zijn. - In grote lijnen kan gesteld worden dat een toename van watertemperatuur, totaal N, totaal P en ijzer gehalte in Nederlandse oppevlaktewateren, aanleiding zullen geven tot een toename van de toxineproductie door cyanobacteriën. De invloed van variaties in de lichtintensiteit is minder eenduidig en verschilt per cyanobacteriespecies. 44

45 AANBEVELINGEN Met betrekking tot de aanwezigheid van toxinen producerende cyanobacteriën in Nederlandse oppervlaktewateren zijn een aantal vragen aan te geven die van primair belang zijn en die door de recente vooruitgang in de detectie van de toxinen momenteel onderzocht kunnen worden. - Welke zoöplankton species zijn gevoelig voor de verschillende cyanobacterietoxinen? Primair dient daarbij de vraag gesteld te worden of er verband bestaat tussen de toxiciteit van cyanobacteriën voor zoogdieren en de toxiciteit voor zoöplankton. -- Onder laboratorium omstandigheden kan een dergelijk verband onderzocht worden door toxiciteits testen op zoöplankton uit te voeren met cyanobacteriën en met extracten van cyanobacterien. De uitkomst van dergelijke testen kunnen vervolgens vergeleken worden met de toxiciteit van deze cyanobacteriën voor zoogdieren. De aanwezigheid van toxinen kan daarbij gecontroleerd worden met behulp van HPLC. Indien uit testen met extracten van cyanobacterien mocht blijken dat intoxicaties van zoöplankton via de waterfase tot stand kunnen komen, dan kunnen ook testen met zuivere toxinen uitgevoerd worden. -- Ook in veldsituaties kan dergelijk onderzoek uitgevoerd worden. In verschillende watersystemen kan, eventueel gedurende een aantal jaren onderzocht worden wat de relatie is tussen het voorkomen van cyanobacteriën, het wel of niet produceren van de bekende zoogdiertoxinen door die cyanobacteriën en het optreden van verschuivingen in de populaties van verschillende zoöplanktonspecies. Mocht uit dit onderzoek blijken dat de toxiciteit voor zoöplankton en zoogdieren veroorzaakt wordt door dezelfde toxinen, dan kan de toxiciteit van cyanobacteriën in oppervlaktewateren voor zoöplankton bepaald worden met behulp van HPLC detectie van de toxinen. - Op welke manier worden vissen blootgesteld aan cyanobacterietoxinen. Zijn de toxinen alleen dodelijk bij intra peritoneale inspuiting, of kunnen de toxinen ook in oppervlaktewater effecten veroorzaken. Vindt een blootstelling daarbij plaats via het water en via opname van toxinen via bijvoorbeeld de kieuwen, of worden vissen blootgesteld via het eten van toxische cyanobacteriën of van zoöplankton dat de cyanobacteriën geconsumeerd heeft. - Vindt ophoping van toxinen van cyanobacteriën ook plaats in andere aquatische organismen en kunnen de toxinen op deze manier eventueel in de voedselketen doorgegeven worden. De driehoeksmossel kan in dit verband mogelijk een interessant onderzoeksobject zijn. 45

46 - In welke Nederlandse oppervlaktewateren komt toxineproductie door cyanobacteriën voor. Hierbij dient naast de inventarisatie van een aantal verschillende wateren ook onderzocht te worden hoe de toxineproductie gedurende het jaar verandert en of bepaalde wateren gedurende verschillende opeenvolgende jaren een vast patroon aan toxineproductie te zien geeft, waardoor een verwachtingspatroon voor het volgende jaar kan ontstaan, of dat het wel of niet produceren van toxinen een volkomen onvoorspelbaar proces is. - Voor een goede uitvoering van deze onderzoeken is een routinematige analyse van cyanobacterietoxinen met behulp van HPLC nodig. Voor een deel moeten deze methoden nog ontwikkeld of verbeterd worden. M.

47 LITERATUUR Barica, J. Collapses of Aphanizomenon flos-aquae blooms resulting in massive fish klus in eutrophic lakes: effect of the weather. Verh.lnt.Verein.Limnol.20, ,1978. Benndorf, J. and M. Henning. Daphnia and toxic blooms of Microcystis aeruginosa in Bautzen reservoir (GDR). lnt.rev.ges.hydrobiol.74(3), , Berg, K., O.M. Skulberg and R. Skulberg. Effects of decaying toxic blue-green algae on water qua!ity - a laboratory study. E. Schweizerbart'sche Verlagsbuchhandlung, D-7000 Stuttgart /87/ ,1987. Bol, J. en W. Seinen. Een laboratoriumonderzoek naar de toxiciteit van Microcystis aeruginosa uit de Andelse Maas. Rapport VFFT,RUU,1988. Bol, J. and W. Seinen. Het gedrag van de toxinen van Microcystis aeruginosa in filterinstallaties. Rapport RITOX,RUU,1990. Bol, J. Niet gepubliceerde gegevens, Bourke, A.T.C. and R.B. Hawes. Freshwater cyanobacteria (b!ue-green algae) and human health. Med.J.Aust.1, ,1983a. Bourke, A.T.C., R.B. Hawes, A.H. Neilson and N.D. Stallman. An outbreak of hepato-enteritis (the Palm Island mystery disease) possibly caused by algal intoxication. Toxicon, Suppl.3,45-48,1983b. Bourke, A.T.C., R.B. Hawes, A.H. Neilson and N.D. Staflman. Palm Island Mystery Disease. Med.J.Aust.1 45,486,1986. Brederode, N.E. van, J. Bol en J.C.A.M. van Trier. Gezondheidsklachten na zwemmen in oppervlaktewater: problemen bij een retrospectief onderzoek door een GGD. Tijdschrift Sociale Geneeskunde. In press. Cano, M.S.de, M.C.S. de Mule, G.Z. de Caire and D.R, de Halperin. Inhibition of Candida albicans and Staphylococcus aureus by phenolic compounds from the terrestrial cyanobacterium Nostoc muscowm. J.Appl.Phycol.2,79-81,1990. Carmichael, W.W. Toxins of freshwater algae. In: Tu, A.T. ed. Marine toxins and venoms. Handbook of natural toxins vol.3,1983. Carmichael, W.W. and P.R. Gorham. Factors influencing the toxicity and animal susceptibility of Anabaena flos-aquae (cyanophyta) blooms. J. Phycol. 13,97-101,1977. Carmichael, W.W. and P.R. Gorham. The mosaic nature of toxic blooms of cyanobacteria. In: Carmichael W.W. ed., The water environment: Algal toxins and health. pp Plenum Press New York, Carmichael, W.W., N.A. Mahmood and E.G. Hyde. Natural toxins from cyanobacteria (blue-green algae). ACS Symposium Series 418,87-106,

48 Chow-Fraser, P. and W.G. Sprules. Inhibitory effect of Anabaena Sp. on in situ futering rates of Daphnia. Can.J.Zool.64, ,1986. Codd, G.A., S.G. BelI and W.P Brooks. Cyanobacterialtoxins in water. Water Sci.Technol.21(3),1-13,1989. Collins, M. Possible link between water supply and high birth defect rate. Proc.Am.Water Works Assoc.Ann.Conf.:Part II, Atlantic City New York, A.W.W.A., Denver, Colorado, Paper 24-5,1978. Collins, M.D., C.S. Gowans, F. Garro, D. Estervig and T. Swanson. Temporal association between an algal bloom and mutagenicity in a water reservoir. In: Carmichael W.W. ed. The water environment: Algaltoxins and health. Plenum Press, New York, ,1981. Cook, W.O., V.R. Beasley, R.A. LovelI, A.M. Dahlem and S.B. Hooser. Consistent inhibition of peripheral cholinesterases by neurotoxins from the freshwater cyanobacterium Anabaena flos-aquae: studies of ducks, swine, mice and a steer. Environ.ToxicoLChem.8, ,1989. CUWVO Vergelijkend onderzoek naar de eutrofiering in Nederlandse meren en plassen: resultaten van de derde eutrofieringsenquete. Janse, J.H., L. Lijklema en R.R.M. Royackers, rapport CUWVO, werkgroep VI. 55pp. Universiteit Wageningen. De Bernardi, R., G. Giussani and E.L. Pedretti. The significance of blue-green algae as food for filterfeeding zoöplankton: experimental studies on Daphnia spp. t ed by Microcystis aeruginosa. Verh.lnternat.Verein.Limnol.21, , Dijk, J.C. van. Strategische keuzen van de waterleidingbedrijven: kwaliteit en of kosten. H20 25(21) ,1992. Edmondson, W.T. and A.H. Litt. Daphnia in Lake Washington. Limnol.Oceanogr.27, ,1982. Eriksson, J., J. Meriluoto and T. Lindholm. Can cyanobacterial peptide toxins accumulate in aquatic tood chains? Proc. IV ISM E, , Eriksson, J.E., J.A.O. Meriluoto and T. Lindholm. Accumulation of a peptie toxin from the cyanobacterium Oscillatoria agardhii in the freshwater mussel Anadonta cygnea. Hydrobiologia 183, ,1989. Falconer, l.r., A.M. Beresford and M.T.C. Runnegar. Evidence of liver damage by toxin from a bloom of the blue-green alga, Microcystis aeruginosa. Med.J.Aust.1, ,1983a. Falconer, I.R., M.T.C. Runnegar and V.L. Huynn. Effectiveness of activated carbon in the removal of algal toxin from potable water supplies: a pilot plant investigation. Austr.Water and Wastewater Assoc.lOth federal conv ,1983b. Falconer, l.r., J.V. Smith, A.R.B. Jackson, A. Jones and M.T.C. Runnegar. Oral toxicity of a bloom of the cyanobacterium Microcystis aeruginosa aministered to mice over periods up to 1 year. J.Toxicol.Environ.Health 24, ,1988. Forsyth, D.J., J.F. Haney and M.R. James. Direct observation of toxic effects of extracellular products on Daphnia. Hydrobiologia 228, ,

49 Francis, G. Poisonous Australian lake. Nature 18,11-12,1878. Fulton, R.S. III and H.W. Pearl. Toxic and inhibitory effects of blue-green alga Microcystis aeruginosa on herbivorous zoöplankton. J. Plankton Res.9, , Fulton, R.S. III and H.W. Pearl. Zoöplankton feeding selectivity for unicellular and colonial Microcystis aeruginosa. BuII.Mar.Sci.43(3), ,1988. Gentile, J.H. BIue-green and green algal toxins. In: Kadis, S., A. Ciegler and S.J. AjI. Microbial toxins; a comprihansive treatise, Vol VII. Academic Press, New York,1971. Gentile, J.H. and T.E. Maloney. Can.J.MicrobioL15,165,1969. In:Gentile, J.H Gorham, P.R. Toxic algae. In: Jackson, F. ed. Algae and man. Plenum Press New York ,1964a. Gorham, P.R. Toxic a!gae as a public health hazard. J.Am.Water Works Assoc.15, ,1964b. Haney, J.F. Regulation of Cladoceran filtering rates in nature by body size, food concentration and diel feeding patterns. Limnol.Oceanogr.30, ,1985. Havelaar, A.H. Gezondheidsklachten in verband met recreatie rond oppervlaktewater in de zomer van Infectieziekten-bulletin 2(7),9-1 1,1991. Havelaar, A.H., J. Buys, A.M.M.Hoogenboom-Verdegaal, F.I. Kappers, S.H.W. Notermans, M. van O!phen, et al. Gezondheidsrisico's van microbiële aard bij zwemmen in oppervlaktewater; een Iiteratuu ronderzoek. RIVM, Bilthoven, rapport nr , Hawkins, P. and W. Lampert. The effect of Daphnia body size on filtering rate inhibition in the presence of a filamentous cyanobacterium. Limnol.Oceanogr.34(6), ,1989. Hawkins, P.R., M.T.C. Runnegar, A.R.B. Jackson and I.R. Falconer. Severe hepatotoxicity caused by the tropical cyanobacterium (blue-green alga) Cylindrospermopsis raciborskii (Woloszynska) Seenaya and Subba Raju isolated from a domestic water supply reservoir. Appl.Environ.Microbiol.50(5), ,1985. Himberg, K., A.M. Keijola, L. Hiisvirta, H. Pyysalo and K. Sivonen. The effect of water tratment processes on the removal of hepatotoxins from Microcystis and Oscillatoria cyanobacteria: a laboratory study. Water Res.23(8), ,1989. Hoekstra, A.C. Drinkwaterproductie in Nederland en cyanobacteriën. In: Cyanobacteriën in Nederland; een gezondheidsrisico!? Eds. Bol, J. en W. Seinen, RITOX, RUU, Hoffmann, J.H.R. Removal of microcystis toxins in water purification processes. Water S.Afr.2(2),58-60,1976. Holm, N.P., G.G. Ganf and J. Shapiro. Feeding and assimilation rates of Daphnia pulex fed Aphanizomenon t los-aquae. Limnol.Oceanogr.28, , Int ante, A. and S.E.B. Abella, Inhibition of Daphnia by Oscillatoria in Lake Washington. Limnol.Oceanogr.30, ,

50 Jarvis, A.C., R.C. Hart and S. Combrink. Zoöplankton feeding on size fractioned Microcystis colonies and Chlorella in a hypertrophic lake (Hartbeesport Dam, South Africa): Implications to resource utilization and zoöplankton succession. J. Plankton Res. 9, ,1987. Kappers, F.I. Effecten van cyanobacteriën op de gezondheid van wate rrecre ante n. RIVM, Bilthoven, rapport nr , Keating, K.I. Allelopathic influence on blue-green bloom sequence in a eutrophic lake. Science 196, ,1977. Kfir, R., E. Johannsen and D.P. Botes. Monoclonal antibody specific for cyanoginosin-la: preparation and characterisation. Toxicon 24(6), , Kirpenko, N.I. Phytopatic properties of blue-green algae toxin. Hydrobiol.J.22,44-47,1986. Kiviranta, J., K. Sivonen, K. Lahti, R. Luukkainen and S.I. Niemelâ. Production and biodegradation of cyanobacterial toxins - a laboratory study. Arch.Hydrobiol. 121 (3), ,1991. Konst, H., P.D. McKercher, P.R. Gorham, A. Robertson and J. Howeil. Symptoms and pathology produced by toxic Microcystis aeruginosa NRC-1 in laboratory and domestic animals. Can.J.Comp.Med.Vet.Sci.29, ,1965. Lam, C.W.Y. and W.B. Silvester. Growth interactions among blue-green (Anabaena oscillarloides, Microcystis aeruginosa) and green (ChloreUa sp.) algae. Hydrobiologia 63(2), ,1979. Lampert, W. Toxicity of the blue-green Microcystis aeruginosa: Effective defence mechanism against grazing pressure by Daphnia. Verh.Internat.Verein.Limnol.21, ,1981 a. Lampert, W. Inhibitory and toxic effects of bleu-green algae on Daphnia. Int.Revue ges.hydrobiol. 66(3), ,1981b. Lampert, W. Further studies on the inhibitory effect of the toxic blue-green Microcystis aeruginosa on the filtering rate of zoöp!ankton. Arch.Hydrobiol.95, , Lindholm, T., J.E. Eriksson, M. Reinikainen and J.A.O. Meriluoto. Ecological effects of Hepatotoxic Cyanobacteria. Environ.Toxicol.Water Qual.7,87-93, MacKintosh, C., K.A. Beattie, S. Klumpp, P. Cohen and G.A. Codd. Cyanobacterial microcystin-lr is a patent and specific inhibitor of protein phosphatases 1 and 2A from both mammals and higher plants. Febs Lett.264(2), ,1990. Mahmood, N.A. and W.W. Carmichael. Paralytic sheflfish poisons produced by the freshwater cyanobacterium Aphanizomenon flos-aquae NH-5. Toxicon 24, ,1986. Mur, L.R., H.J. Gons and L. van Liere. Some experiments on the competition between algae and bluegreen bacteria in light-iimited environments. FEMS Microbiol.Lett. 1, ,1977. Namikoshi, M., K. Sivonen, W.R. Evans, W.W. Carmichael, L. Rouhialnen, R. Luukkainen and K.L. Rinehart. Structure of three new homotyrosine-containing microcystins and a new homophenylalanine variant from Anabaena sp. strain 66. Chem.Res.Toxicol.5, ,