Effekter av miljögifter på däggdjur, fåglar och

Effekter av miljögifter
på däggdjur, fåglar och
fiskar i akvatiska miljöer
Reviderad utgåva 2
RAPPORT 5908 • DECEMBER 2008
Effekter av miljögifter på däggdjur,
fåglar och fiskar i akvatiska miljöer
Kunskapsläge och forskningsbehov
NATURVÅRDSVERKET
Beställningar
Ordertel: 08-505 933 40
Orderfax: 08-505 933 99
E-post: [email protected]
Postadress: CM Gruppen AB, Box 110 93, 161 11 Bromma
Internet: www.naturvardsverket.se/bokhandeln
Naturvårdsverket
Tel 08-698 10 00, fax 08-20 29 25
E-post: [email protected]
Postadress: Naturvårdsverket, SE-106 48 Stockholm
Internet: www.naturvardsverket.se
ISBN 978-91-620-5908-8.pdf
ISSN 0282-7298
© Naturvårdsverket 2008
Elektronisk publikation
Omslag: bild/illustration: Anna Roos, Naturhistoriska Riksmuseet
NATURVÅRDSVERKET
Rapport 5908 ● Effekter av miljögifter på däggdjur, fåglar och fiskar i akvatiska miljöer
1 Förord
Under senare år har sjukdomssymptom och överdödlighet bland flera olika djurarter i såväl akvatisk som terrester miljö rapporterats. Sådana rapporter har inte
bara kommit från Sverige och våra grannländer utan även från andra europeiska
länder och Nordamerika. Vissa rapporter har varit begränsade till begränsade
geografiska områden och inte alltid årsvis återkommande. Andra rapporter har
pekat mot att även mer storskaliga utbredningsmönster skulle finnas. Det har ofta
inte varit möjligt till att fastslå orsakerna till de rapporterade förändringarna.
Naturvårdsverket har därför fått i uppdrag av regeringen att sammanfatta det
aktuella kunskapsläget rörande möjliga gifteffekter på bestånd av bl.a. fisk och
fågel i såväl marin som limnisk miljö. I sammanfattningen skulle även ytterligare
forskningsinsatser som behövs för det fortsatta arbetet med ovanstående frågor
identifieras och redovisas.
Naturvårdsverket uppdrog åt Björn Brunström vid Uppsala universitet att
tillsammans med Åke Larsson vid Göteborgs universitet att sammanfatta kunskapsläget. Niklas Johansson har som kontaktperson vid Naturvårdsverket även bidragit
till rapporten. Författarna har i sitt arbete haft kontakt med ett stort antal forskare
och andra uppgiftslämnare lämnat värdefulla bidrag till rapportens innehåll. I
arbetets slutfas arrangerades ett seminarium med ett femtiotal deltagare för att i en
bredare krets diskutera rapportens innehåll och dess slutsatser. Naturvårdsverket
vill framföra sitt tack till alla som på olika sätt bidragit till denna rapport.
Naturvårdsverket, april 2008
3
NATURVÅRDSVERKET
Rapport 5908 ● Effekter av miljögifter på däggdjur, fåglar och fiskar i akvatiska miljöer
4
NATURVÅRDSVERKET
Rapport 5908 ● Effekter av miljögifter på däggdjur, fåglar och fiskar i akvatiska miljöer
Innehåll
1 FÖRORD
3
2 SAMMANFATTNING
7
3 SUMMARY
10
4 INLEDNING
4.1 Uppdraget
4.2 Miljögifter/miljöföroreningar i akvatisk miljö
4.2.1 Metaller
4.2.2 Bekämpningsmedel
4.2.3 Industrikemikalier
4.2.4 Oavsiktligt bildade ämnen
4.3 Den svenska miljögiftsövervakningen i akvatisk miljö
13
13
13
13
15
16
16
17
5 MILJÖGIFTSHALTER OCH EFFEKTNIVÅER
5.1 Miljöövervakning av fiskar och sillgrissla
5.1.1 Metaller
5.1.2 Organiska miljögifter
5.1.3 Nya problemämnen
5.2 Fåglar
5.2.1 Metaller
5.2.2 Organiska miljögifter
5.3 Däggdjur
5.3.1 Metaller
5.3.2 Organiska miljögifter
21
21
21
24
31
33
33
34
37
37
37
6 OBSERVERADE TOXISKA EFFEKTER/ PATOLOGISKA FÖRÄNDRINGAR
6.1 Fiskar
6.1.1 Effekter av skogsindustriutsläpp - förr och idag
6.1.2 Tidigare observerade subletala effekter av metaller
6.1.3 Är observerade effekter på fisk i sjön Molnbyggen unika?
6.1.4 Är fiskar i vattnen kring Stockholm allvarligt påverkade av miljögifter?
6.1.5 Fler exempel på toxiska effekter på fiskar i förorenade områden
6.1.6 Hormonstörningar och fortplantningsproblem hos fisk
6.1.7 Hur frisk är kustfisken i ”opåverkade” referensområden?
6.2 Fåglar
6.2.1 Äggskalen har varit förtunnade hos flera arter
6.2.2 Reproduktionen hos havsörnen har återhämtat sig - nästan
6.2.3 Sillgrissleungarna väger mindre än förr
6.2.4 Hög dödlighet bland sjöfåglar men orsakerna oklara
6.3 Däggdjur
6.3.1 Sälarna i Östersjön har blivit friskare men frekvensen tarmsår oroar
42
42
42
44
45
46
47
51
54
57
57
58
60
60
61
61
5
NATURVÅRDSVERKET
Rapport 5908 ● Effekter av miljögifter på däggdjur, fåglar och fiskar i akvatiska miljöer
6.3.2 Utterns ben påverkade av PCB?
62
7 POPULATIONSSTORLEKAR OCH TRENDER
7.1 Effekter på fiskpopulationer
7.2 Effekter på fågelpopulationer
7.3 Effekter på däggdjurspopulationer
64
64
66
67
8 SLUTSATSER OM EFFEKTER OCH MILJÖ-GIFTSHALTER
68
9 KUNSKAPSLUCKOR OCH FORSKNINGSBEHOV
75
10 REFERENSER
77
11 BILAGA 1
97
12 BILAGA 2
101
6
NATURVÅRDSVERKET
Rapport 5908 ● Effekter av miljögifter på däggdjur, fåglar och fiskar i akvatiska miljöer
2 Sammanfattning
Föreliggande rapport utgör ett underlag i Naturvårdsverkets uppdrag att sammanfatta dagens kunskap om möjliga effekter av persistenta miljögifter på bestånd av
fiskar, fåglar och däggdjur i marina och limniska miljöer. I uppdraget ingick också
att identifiera kunskapsluckor och ge förslag till ytterligare forskningsinsatser inom
området.
Rapporten redovisar kunskapsläget avseende historiska och aktuella effekter av
miljögifter på fiskar, fåglar och däggdjur i svenska akvatiska miljöer. I Sverige
finns en omfattande nationell och regional miljöövervakning i marina och limniska
miljöer. Inom miljöövervakningen följs haltutvecklingen för ett antal utvalda
metaller och organiska miljögifter i organismer som har samlats in i områden som
ligger relativt långt ifrån kända punktkällor. Förutom halter registreras också
patologiska förändringar och biologiska variabler i vissa arter, främst i marin miljö.
I rapporten redovisas miljögiftshalter och effekter som man funnit inom miljöövervakningen men även från fristående undersökningar och forskningsprojekt. En
rad omvärldsfaktorer påverkar djurpopulationers utveckling och det är därför
mycket svårt att koppla observerade populationsförändringar hos olika arter till
miljögiftspåverkan. Endast i ett fåtal fall har det i rapporten varit möjligt att med
någorlunda säkerhet dra slutsatsen att miljögifter har orsakat de observerade effekterna på populationsnivå. Det är också oftast svårt att peka ut ett enskilt miljögift
som orsak till de observerade effekterna. Det är mer troligt att det är blandningar av
ett stort antal giftiga ämnen som gemensamt leder till de effekter som registrerats.
Vissa biologiska effekter som redovisas i rapporten har bara påvisats i närområdet
av en punktkälla och det är i flera fall oklart hur geografiskt spridda och allvarliga
effekterna är.
Sedan 1970-talet har spridningen av giftiga metaller och organiska miljögifter
begränsats kraftigt. De åtgärder som vidtagits har haft en positiv effekt och har
resulterat i successivt minskande koncentrationer av flera metaller och klassiska
organiska miljögifter i fiskar och andra vattenlevande organismer i våra havsområden, sjöar och vattendrag. Bland metallerna utgör kadmium och kvicksilver
undantag. Kadmiumhalterna i Östersjöfisk är lika höga som i början av 1980-talet
medan kvicksilverhalterna inte visar någon entydig sänkning i flera sjöar, utan till
och med ökar i vissa skogssjöar. För de klassiska organiska miljögifterna DDT och
PCB, liksom för en del andra halogenerade organiska föreningar, har kraftiga
minskningar av halterna i biota observerats sedan 1970-talet. Halterna av dioxiner
minskar dock inte sedan mitten av 1980-talet vare sig i sillgrissleägg från Stora
Karlsö eller i strömming från flera olika lokaler. Dessutom uppvisar det bromerade
flamskyddsmedlet HBCD och olika perfluorerade ämnen (t.ex. PFOS) oroande
ökningar av halterna hos flera arter. Exempelvis har koncentrationerna av ett 20-tal
perfluorerade ämnen ökat med mellan 7 och 32 % årligen i svenska uttrar sedan
början av 1970-talet. Den omfattande spridningen av organiska tennföreningar och
dessa föreningars höga halter i sediment i svenska havs- och kustområden är också
oroande, liksom den ständiga och diffusa tillförsel av PAHer som sker till
7
NATURVÅRDSVERKET
Rapport 5908 ● Effekter av miljögifter på däggdjur, fåglar och fiskar i akvatiska miljöer
vattenmiljön i urbaniserade områden. Det finns också nya möjliga problemämnen
som läkemedel och nanomaterial där kunskapen om spridning och eventuella
toxiska effekter är mycket begränsad.
De effekter som man i mitten av 1980-talet fann hos fiskar i närområdet till
pappersmassaindustrier som använde klorgasblekning utgör ett av de tydligaste
exemplen på hur industriella aktiviteter har påverkat organismer på både individoch populationsnivå i en recipient i Sverige. Fiskarna uppvisade bl.a. förstorade
levrar, kraftig ökning av EROD-aktiviteten, hämmad tillväxt av könsorganen,
sänkta nivåer av könshormoner, fenskador, skelettförändringar och deformerade
käkben. De komplexa utsläppen orsakade också försämrad fiskyngelproduktion
och lägre antal vuxna fiskar. De flesta effekterna i recipienter från
skogsindustrierna har minskat kraftigt eller försvunnit, men fortfarande finns t.ex.
tecken på hormonella störningar på fisk av kemiska ämnen i avloppsvattnen.
Undersökningar har även genomförts för att påvisa vilka effekter som enskilda
metaller och komplexa metallutsläpp kan ha på fisk. Fältstudier genomfördes under
1980-talet i recipienten för Rönnskärsverken och i sjöar som kontaminerats av
luftburna metaller från denna industri. Abborrar som exponerats för
metallutsläppen hade nedsatt immunförsvar, jonbalansstörningar och hämmad
aktivitet av enzymet ALA-D i blodet. Dessutom uppvisade många hornsimpor i
recipienten ryggradsskador. I laboratorieförsök med ett ”artificiellt avloppsvatten”
från Rönnskärsverken kunde flera av de effekter som hade observerats i recipienten
och i de kontaminerade sjöarna konfirmeras. De kraftiga utsläppsreduktioner som
därefter skett vid fabriken har sannolikt eliminerat merparten av nämnda effekter.
Senare års studier har bl.a. påvisat toxiska effekter hos fiskar i sjön Molnbyggen, i
vattnen kring Stockholm och i ån Viskan. Dessutom har den marina
kustfiskövervakningen i referensområdet Kvädöfjärden visat att abborrarna sedan
slutet av 1980-talet har en successivt ökande EROD-aktivitet i levern, minskande
gonadstorlek och stigande kloridkoncentration i blodet.
Äggskalsförtunning har påvisats hos flera fågelarter i akvatiska miljöer i
Sverige och effekten har i en del fall påverkat populationsutvecklingen hos arten.
Det finns en stark koppling mellan DDE-belastning och skalförtunning. Inom
miljöövervakningen mäts skaltjockleken hos sillgrissleägg från Stora Karlsö och
efter en ökande trend sedan början av 1980-talet ligger nu skaltjockleken ungefär
på bakgrundsnivån. Hos havsörnen var häckningsresultatet längs Östersjökusten
mycket dåligt under 1970-talet. Från början av 1980-talet och in på 1990-talet har
det stadigt förbättrats men är fortfarande något sämre än före 1950. Kullstorleken
är fortfarande mindre än den var innan 1950-talet och skillnaden beror främst på att
kullarna i södra Bottenhavet är små. Under perioden 1993 – 2006 var det fyra
gånger vanligare att det fanns döda ägg i havsörnsbon i södra Bottenhavet än i bon
i övriga Bottniska Viken och i Egentliga Östersjön.
Hälsotillståndet hos sälarna i Östersjön har undersökts sedan 1973 och hos
både gråsäl och vikare har obduktioner visat att sälarna lidit av ett sjukdomskomplex som var utbrett under 1970-talet och i början av 1980-talet. Exempelvis
var förträngningar (stenoser och ocklusioner) i livmoderhornen, kloskador, samt
förändringar i njurar och binjurar vanligt förekommande. Förekomsten av dessa
8
NATURVÅRDSVERKET
Rapport 5908 ● Effekter av miljögifter på däggdjur, fåglar och fiskar i akvatiska miljöer
skador har minskat från mitten av 1980-talet men förträngningar i livmoderhornen
förekommer fortfarande hos vikare. Oroande tecken när det gäller sälarnas hälsa är
också att tarmsår fortfarande förekommer i hög frekvens hos gråsäl och att späcktjockleken hos juvenila gråsälar har minskat under 2000-talet. Även hos strömming
och sillgrissla har man funnit minskade fettnivåer under senare år.
Ett antal kunskapsluckor och områden som behöver beforskas har identifierats i
rapporten. Det finns ett behov av forskning för att utveckla nya biomarkörer och
för att ge kunskap om vad en effekt på biomarkörnivå betyder för individens hälsa
och vilken effekt som kan förväntas på populationsnivån. Den nuvarande
miljöövervakningen behöver kompletteras och utvecklas, exempelvis genom
effektmätningar i limniska bakgrundsmiljöer och i belastade områden både i
marina och limniska miljöer. Forskning krävs för att finna orsakerna till de
oförklarade effekter som har påvisats inom miljöövervakningen, som hormonstörningar hos fisk i recipienter från skogsindustrier och utanför avloppsreningsverk, förändringar i gonadstorlek och ökade EROD-aktiviteter hos kustfisk i
Östersjön, dålig havsörnsreproduktion i södra Bottenhavet och hög frekvens
tarmsår hos Östersjöns gråsälar. Ytterligare forskning behövs också kring ett antal
enskilda föreningars och komplexa blandningars spridning och biologiska effekter.
Orsakerna till sänkta fetthalter hos strömming, sillgrissla och sälar i Östersjön
behöver klargöras, liksom vad som ligger bakom M74 hos lax i Östersjön och den
överdödlighet som under senare år har rapporterats bland trutar och andra sjöfåglar.
9
NATURVÅRDSVERKET
Rapport 5908 ● Effekter av miljögifter på däggdjur, fåglar och fiskar i akvatiska miljöer
3 Summary
This report has been prepared as a basic document for the Swedish Environmental
Protection Agency in its evaluation of the present knowledge on effects of persistent pollutants on fish, birds and mammals in marine and freshwater environments.
The report also contains a description of gaps of knowledge and the need for future
research based on these gaps.
The report describes historical and ongoing effects of environmental pollutants
on fish, birds and mammals in Swedish aquatic environments. In the Swedish
national and regional environmental monitoring programmes for aquatic
environments, levels of selected metals and organic pollutants are measured in
areas rather distant from known point sources. Monitoring in Sweden also includes
biological effects on certain species, especially in the marine environment. In the
present report, concentrations of environmental pollutants and effects found within
the Swedish environmental monitoring programmes as well as other investigations
and research projects, have been compiled.
Numerous environmental factors influence the development of animal populations and it is therefore difficult to discover effects of environmental contaminants
at the population level. Consequently, there are only a few examples in this report
of evident linkages between pollutant exposure and effects on population development. It is usually also difficult to associate an effect in an individual animal or in a
population with the exposure to a specific pollutant. In most cases the observed
effects are probably caused by a complex mixture of compounds. Some effects
referred to are found close to sources of pollutants that have been linked to these
effects. It is often unclear whether the problems are merely local or if the effects
occur over large geographical areas.
For many heavy metals and organic pollutants, use and release into the
Swedish environment have decreased substantially since the 1970’s. The measures
taken have successively resulted in decreasing concentrations of most metals and
organic pollutants in fish and other organisms in Swedish aquatic environments.
However, mercury and cadmium do not show obvious decreasing trends. Cadmium
concentrations in Baltic fish are as high as in the beginning of the1980’s and
mercury concentrations in many lakes do not decrease; on the contrary, there is an
increase in mercury concentrations in certain forest lakes. Significantly decreasing
concentrations in biota since the 1970’s have been found for the classical organic
pollutants DDT and PCB, as well as for some other well-known halogenated
organic pollutants. However, there is at present no obvious decrease in dioxin
concentrations in guillemot eggs from Stora Karlsö or in Baltic herring from
various locations in the Baltic Sea. Furthermore, it is alarming that the concentrations of the brominated flame retardant HBCD and of a number of perfluorinated
compounds (e.g., PFOS) increase in various species. As an example, the
concentrations of over 20 perfluorinated compounds in Swedish otters show yearly
increases between 7 and 32%. High concentrations of organotin compounds in
sediments in many areas in the sea and along the Swedish coast are also worrying,
10
NATURVÅRDSVERKET
Rapport 5908 ● Effekter av miljögifter på däggdjur, fåglar och fiskar i akvatiska miljöer
as is the constant dispersal of polycyclic aromatic hydrocarbons to the aquatic
environment in urban areas. Compounds that may become problems in the future,
but for which there is only limited knowledge about dispersal and effects at
present, include pharmaceutical and nanomaterials.
In the middle of the 1980’s, health effects were observed close to pulp and
paper industries that used chlorine bleaching in their process, which constitutes a
very distinct example of effects on biota by industrial effluents in a Swedish
recipient. The fish showed liver enlargement, induced EROD activity, decreased
gonadal growth, reduced plasma levels of sex hormones, fin erosion, and skeletal
and jaw deformations. These complex effluents also caused reduced production of
fry and low abundance of adult fish. Most effects outside Swedish pulp and paper
industries have diminished or even ceased, but there are still indications that potent
chemicals in the effluent cause effects, such as hormonal disturbances, on the fish.
Investigations have also been carried out to show effects from exposure of fish to
individual metals and complex metal mixtures. In the 1980’s, field studies were
carried out in the recipient of the Rönnskärsverken metal industry and in lakes
contaminated by air deposition of metals from the industry. Perch exposed to the
metals showed impaired immune function, disturbed ion balance, and inhibition of
the enzyme ALA-D in the blood. Furthermore, many of the fourhorn sculpins in
the recipient displayed deformations of the vertebral column. Laboratory
experiments using artificial water similar to the effluent water from Rönnskärsverken confirmed many of the effects found in the recipient and in the
contaminated lakes. The pronounced reductions of metal discharges from the
industry have probably eliminated most of the effects on fish in the recipients.
More recent studies in contaminated areas have shown effects in fish in Lake
Molnbyggen, in the waters around Stockholm, and in the River Viskan. Furthermore, marine environmental monitoring in coastal areas has shown that perch from
the reference area Kvädöfjärden have increasing liver EROD activity, decreasing
gonad size, and increasing chloride concentrations in the blood since the end of the
1980’s.
Egg-shell thinning has been shown in several bird species in Swedish aquatic
environments, and in some species this effect has influenced the population development. There is a strong link between shell-thinning and the occurrence of DDE.
Within the national Swedish environmental monitoring programme, the shell
thickness of guillemot eggs from Stora Karlsö is measured yearly. An increasing
trend has been observed since the beginning of the 1980’s and the thickness has
now reached background levels. Among the white-tailed sea eagles along the Swedish Baltic coast the breeding success was very low during the 1970’s, but has
increased during the 1980’s and the 1990’s. The current breeding success is similar
to that before 1950 but the production of hatchlings is still rather low along the
southern Bothnian Sea. In the period 1993–2006, it was four times more common
that non-hatched eggs were found in the nests in the southern part of the Bothnian
Sea than in other parts of the Bothnian Bay or in the Baltic Proper.
The health status of the seals in the Baltic has been investigated since 1973 and
both grey seals and ringed seals were found to suffer from a syndrome that was
11
NATURVÅRDSVERKET
Rapport 5908 ● Effekter av miljögifter på däggdjur, fåglar och fiskar i akvatiska miljöer
very prevalent during the 1970´s and in the beginning of the 1980’s. The syndrome
included uterine stenoses and occlusions, claw deformations, and pathological
changes in the kidneys and the adrenals. The incidences of these pathological findings have decreased since the mid 1980’s but uterine occlusions are still found in
ringed seals. It is also alarming that many grey seals suffer from intestinal ulcers
and that the blubber thickness has decreased in juvenile grey seals since the end of
the 1990’s. Decreasing fat concentrations have also been noted in Baltic herring
and in guillemot chicks in recent years.
Gaps of knowledge have been identified and a number of areas for research are
suggested in the report. Research is required for development of new biomarkers
and for interpretation of biomarker responses in terms of effects on the health of
individual animals and consequences on the population level. Swedish
environmental monitoring should be further developed and expanded; effect
monitoring is needed in freshwater environments and in areas close to point
sources. Effects that have been observed within the monitoring programmes and
that call for further studies include the endocrine effects in fish outside pulp and
paper industries and municipal sewage treatment plants, the changes in ERODactivity and gonadal size in perch in coastal areas, the low reproductive success
among white-tailed sea eagles in the southern part of the Bothnian Sea, and the
high frequency of ulcers in Baltic grey seals. Furthermore, research is needed
concerning distribution and effects in biota of several individual contaminants and
complex mixtures of compounds. The reasons for the recent decreases in fat
concentrations of herring, guillemot and seals in the Baltic need to be elucidated.
Moreover, research should address the cause for the M74 syndrome in Baltic
salmon and the high mortality rate among gulls and other sea birds reported during
the last years.
12
NATURVÅRDSVERKET
Rapport 5908 ● Effekter av miljögifter på däggdjur, fåglar och fiskar i akvatiska miljöer
4 Inledning
4.1 Uppdraget
I regleringsbrev för budgetåret 2007 har regeringen gett Naturvårdsverket i uppdrag att under verksamhetsgrenen ”Uppföljning och utvärdering” sammanfatta
dagens kunskap om möjliga gifteffekter av persistenta miljögifter på bestånd av
bl.a. fisk och fågel i marin och limnisk miljö. Dessutom ska ytterligare forskningsinsatser som bedöms behövas inom området ha identifierats. Förutom fisk och
fågel har också däggdjur inkluderats i uppdraget.
Föreliggande rapport utgör underlaget till Naturvårdsverkets skrivelse till
regeringen. Rapporten redovisar både historiska och nuvarande effekter med olika
stark koppling till miljögiftsexponering. Effekterna kan uppträda på olika nivåer,
från subcellulära effekter till påverkan på populationer. Förändringar av biologiska
mätvariabler (biomarkörer) kan tas som intäkt för en mer omfattande kemikalieinducerad störning men oftast är kopplingen till mer storskaliga effekter svår att
göra. Effekter som förefaller uppträda endast nära intill en punktkälla har fått
mindre tyngd i rapporten än effekter som påvisats över större geografiska områden.
Populationsundersökningar är komplicerade att genomföra och många omvärldsfaktorer påverkar hur djurpopulationer utvecklas. Endast i ett fåtal fall har en direkt
koppling mellan miljögiftsexponering och populationseffekter kunnat göras.
Miljökvalitetsmålet Giftfri miljö syftar bl.a. till att halterna av naturfrämmande
ämnen i miljön är nära noll och att deras påverkan på ekosystemen är försumbar.
Därför behandlar rapporten också ämnen som i nuläget förekommer i miljön i
halter som kan misstänkas ge effekter, och ämnen vilkas halter ökar i miljön men
där kunskap saknas om effekter. Det bör dock understrykas att det fortfarande råder
en mycket stor brist på kunskap om förekomst och effekter i vattenmiljön av
många såväl avsiktligt som oavsiktligt bildade ämnen.
4.2 Miljögifter/miljöföroreningar i akvatisk miljö
I denna sammanställning behandlas metaller och organiska ämnen som kontaminerar akvatisk miljö. Flera av de organiska ämnena kan hänföras till gruppen
långlivade organiska föroreningar (Persistent Organic Pollutants; POPs). Inom
gruppen POPs återfinns några av de mest välkända organiska miljögifterna och
flera av dessa har vållat problem i akvatisk miljö. Föreningarnas fettlöslighet och
stabilitet (persistens) gör att de ackumuleras i organismerna och att djur som tillhör
de högsta trofinivåerna ansamlar högst koncentrationer av föreningarna.
4.2.1 Metaller
De metaller vilkas densitet överstiger 5 g per cm3 brukar räknas till tungmetallerna
och ett stort antal grundämnen hör till denna grupp. I miljösammanhang figurerar i
första hand bly (Pb), kadmium (Cd), kobolt (Co), koppar (Cu), krom (Cr), kvicksilver (Hg), nickel (Ni), silver (Ag), tenn (Sn), vanadin (V) och zink (Zn). Arsenik
13
NATURVÅRDSVERKET
Rapport 5908 ● Effekter av miljögifter på däggdjur, fåglar och fiskar i akvatiska miljöer
(As) brukar också räknas till de miljöfarliga tungmetallerna trots att den egentligen
är en halvmetall. I denna rapport behandlas de ur toxikologisk synvinkel högst
prioriterade metallerna.
Kvicksilver har haft betydande användning bland annat på grund av metallens
antiseptiska egenskaper. Under 1950- och 1960-talen tillsattes metylkvicksilver i
stor omfattning som betningsmedel i utsäde vilket ledde till en drastisk nedgång av
antalet fröätande fåglar liksom av de rovfåglar som livnär sig på fröätande fåglar.
Alkylkvicksilver tillsattes också i pappersmassa och finns kvar i omfångsrika fiberbankar i bottensedimenten utanför pappersmasseindustrierna. Kvicksilver används, eller har tidigare använts, som konserveringsmedel i mediciner, i amalgamer
till tandfyllningar, vid utvinning av guld, i termometrar, blodtrycksmätare, barometrar och lysrör, samt vid framställning av klorgas och som färgpigment (cinnober). Stenkol innehåller små mängder tungmetaller, som till stor del kan fällas ut
och avlägsnas. Detta gäller dock inte kvicksilverånga vilken frigörs och sprids vid
stenkolsförbränning. I atmosfären förekommer kvicksilver främst som kvicksilverånga medan oorganiska salter eller organiska föreningar är de vanligaste formerna i
vatten, jord, sediment och biota. Metalliskt kvicksilver omvandlas till metylkvicksilver av sulfatreducerande bakterier i syrefattiga miljöer. Metylkvicksilver bioackumuleras och biomagnifieras i akvatiska näringsvävar och det kvicksilver som
finns i fisk är nästan uteslutande metylkvicksilver. Organiskt kvicksilver tas upp i
tarmen i betydligt högre grad än oorganiskt kvicksilver. Kvicksilverånga tas lätt
upp via lungorna. Kvicksilver är kraftigt toxiskt och kan skada bland annat nervsystem, muskler, njurar och immunförsvar.
Bly i form av tetraetylbly tillsattes i bensin fram till 1995 då denna användning
förbjöds i Sverige. Numera används bly framförallt i ackumulatorer, men också
som pigment i målarfärg. Bly har även använts i vattenledningar och som plåt på
skorstenar. I jord, vatten och sediment förekommer bly hårt bundet till organiskt
material eller till oorganiska partiklar. En mindre mängd bly förekommer i miljön
som blyhagel. Sjöfåglar är utsatta eftersom de pickar i sig småsten och då kan få i
sig blyhagel. Rovfåglar exponeras för bly genom att deras bytesdjur har pickat i sig
blyhagel eller är påskjutna med blyhagel. Exponering för bly kan ge bestående
hjärnskador, men också njurskador, hjärt- och kärlsjukdomar, samt försämrad reproduktionsförmåga. Bly ackumuleras mest i benvävnad men också i lever.
Kadmium har använts som ytbeläggning på plåt och används fortfarande i
ackumulatorer. Kadmiumföreningar har också använts som pigment i målarfärg
och keramiska glasyrer. Kadmium sprids vid förbränning av fossila bränslen och
avfall, samt vid utvinning av bly, koppar och zink. Spridning av kadmium till
miljön sker också genom att kadmium förkommer som förorening i fosfatgödselmedel. Upptaget av partikelbundet kadmium i lungorna är effektivt medan
tarmupptaget normalt är lågt. Kadmium transporteras med blodet till levern där
metallen tas upp och binds till proteinet metallotionein. Bundet till metallotionein
kan kadmium läcka ut i blodet och transporteras till njurarna där det tas upp och
anrikas. Detta kan leda till irreversibla njurskador och därmed försämrad
njurfunktion. Kadmium är också utvecklingstoxiskt och kan ge missbildningar och
andra effekter hos foster.
14
NATURVÅRDSVERKET
Rapport 5908 ● Effekter av miljögifter på däggdjur, fåglar och fiskar i akvatiska miljöer
4.2.2 Bekämpningsmedel
Flera klorhaltiga organiska bekämpningsmedel tillhör gruppen POPs och av dessa
är DDT det mest kända. DDT har sedan 1940-talet producerats i mycket stora
kvantiteter. Användningen i Sverige och i många andra västländer förbjöds redan
på 1970-talet men DDT används fortfarande i många länder i relativt stor skala för
kontroll av malariamyggor. Huvudkomponenten i tekniskt framställd DDT är p,p’DDT ((1,1,1-triklor)-2,2-bis(4-klorfenyl)etan) som utgör ungefär 80 % av den tekniska blandningen. Av resterande komponenter är o,p’-DDT ((1-(2-klorfenyl)-1-(4klorfenyl)-2,2,2-trikloretan) den dominerande, men föreningen är betydligt mindre
persistent än p,p’-isomeren. P,p’-DDT omvandlas relativt snabbt i miljön till p,p’DDE vilken är den DDT-förening som dominerar i miljön i Sverige. Inom miljöövervakningen analyseras summa-DDT (s-DDT) som inkluderar p,p’-DDT, p,p’DDE och p,p’-DDD. Andra klorerade bekämpningsmedel som analyseras inom den
nationella miljöövervakningen i Sverige är hexaklorcyklohexan (HCH) och hexaklorbensen (HCB). Teknisk HCH består av flera isomerer med olika egenskaper.
Den mot insekter mest verksamma isomeren är γ-HCH som utgör huvudkomponent
i den HCH-produkt som saluförts under namnet lindan. Användningen av lindan
förbjöds i Sverige i slutet av 1980-talet. HCB har använts som fungicid i liten skala
men ämnet bildas också oavsiktligt vid framställning av andra klorerade ämnen. Ett
annat klororganiskt bekämpningsmedel som återfinns i akvatisk miljö är klordan.
Klordan är ett insektsmedel som utgörs av en blandning av mer än 140 olika komponenter och som är klassat som ett POP-ämne i Stockholmskonventionen om
POPs. Användningen av klordan i Sverige upphörde 1971. I en nyligen publicerad
rapport ansågs det inte föreligga någon risk för akuta toxiska effekter av klordan
hos fiskätande predatorer i svenska vatten, men kunskapen bedömdes inte tillräcklig för att helt avfärda risken för effekter (Sternbeck et al., 2007).
Bekämpningsmedel indelas numera i växtskyddsmedel och biocidprodukter.
Växtskyddsmedel används huvudsakligen för att skydda växter och växtprodukter
mot skadedjur, svampangrepp eller konkurrerande växter inom jordbruk, skogsbruk
och trädgårdsbruk. Biocidprodukter används för att motverka skadliga organismer,
till exempel i form av träskyddsmedel, desinfektionsmedel, myggmedel,
råttbekämpningsmedel eller i båtbottenfärg för att motverka påväxt. Exempel på
aktuella biocider som detekterats i akvatisk miljö är triklosan och tennorganiska
föreningar. Triklosan har antimikrobiell verkan och sprids till miljön bl.a. via
reningsverk. Vid en nyligen genomförd utvärdering bedömde Sternbeck et al.
(2007) att de kritiska effekterna av triklosan är påverkan på alger och mikroorganismer. Föreningen påträffas i avloppsvatten men genom den spädning som
sker i recipienterna bedömdes de uppmätta halterna i avloppsvatten inte utgöra en
risk för akvatiska ekosystem. Omvandlingsprodukten metyltriklosan anrikas dock i
fisk vilket utgör en osäkerhetsfaktor vid bedömningen. Ett flertal organiska
tennföreningar påträffas i akvatiska miljöer i Sverige och Sternbeck et al. (2006)
bedömda att deras halter inom vissa områden är nära eller över de nivåer som är
acceptabla ur miljö- och hälsosynpunkt.
15
NATURVÅRDSVERKET
Rapport 5908 ● Effekter av miljögifter på däggdjur, fåglar och fiskar i akvatiska miljöer
4.2.3 Industrikemikalier
Ett antal industrikemikalier ingår i gruppen POPs. Mest kända är de polyklorerade
bifenylerna (PCB) som har använts i en rad produkter, t.ex. som isolerande
obrännbar olja i elektrisk utrustning. Användningen av PCB utanför slutna system
förbjöds 1973 och all nyanvändning förbjöds 1978. Det finns 209 teoretisk möjliga
strukturellt skilda kongener av klorerade bifenyler vilka innehåller mellan en och
tio kloratomer. Kongener som saknar klor i ortoposition kan förekomma i plan
konfiguration och en del av dessa har hög affinitet till Ah receptorn vilken
medierar deras ”dioxin-lika” toxicitet. Bland industrikemikalierna återfinns också
bromerade flamskyddsmedel som polybromerade difenyletrar (PBDEs), hexabromcyklododekan (HBCD) och tetrabrombisfenol A (TBBPA). Teoretiskt finns det 209
olika kongener av PBDEs men det är främst de högbromerade som återfinns i de
tekniska blandningar som produceras. Inom EU är endast den mest högbromerade
produkten, dekaBDE, tillåten. Ett svenskt förbud mot dekaBDE med vissa
undantag trädde i kraft 1 januari 2007. Under de senaste åren har de perfluorerade
ämnena (PFAS) uppmärksammats som nya miljöhot. De perfluorerade ämnena är
alifatiska föreningar där samtliga väteatomer bundna till kol-kedjan har bytts ut
mot fluoratomer. Dessa ytaktiva ämnen är vatten-, fett- och smutsavvisande och
används exempelvis som impregnering i papper, textilier och läder. De mest kända
av de perfluorerade ämnena är perfluoroktansulfonat (PFOS) och perfluoroktansyra
(PFOA). Båda dessa föreningar är mycket stabila och vissa andra fluorinnehållande
föreningar kan omvandlas till PFOS, PFOA och andra perfluorerade syror.
4.2.4 Oavsiktligt bildade ämnen
POPs kan också vara oavsiktligt bildade och i den gruppen av ämnen ingår polyklorerade dibensodioxiner och dibensofuraner (PCDDs/Fs). Teoretiskt finns 210
strukturellt olika klorerade dioxiner och furaner men vissa av dessa har mycket låg
sannolikhet att bildas. De mest toxiska kongenerna är agonister till Ah receptorn
och deras toxicitet medieras huvudsakligen via bindning till receptorn. Den kongen
som uppvisar kraftigast toxicitet är 2,3,7,8-tetraklordibenso-p-dioxin (TCDD). Ofta
uttrycks den totala koncentrationen av PCDDs/Fs som s.k. TCDD-ekvivalenter
(TEQs). Varje förening har då tilldelats en ekvivalensfaktor vilkens storlek beror
på föreningens giftighet i förhållande till giftigheten av TCDD. Faktorn har sedan
multiplicerats med föreningens koncentration varefter de erhållna värdena för de
analyserade kongenerna har adderats. Även de plana, ”dioxin-lika”, PCBkongenerna har tilldelats ekvivalensfaktorer och inkluderas vid beräkning av TEQkoncentrationen.
Polycykliska aromatiska kolväten (PAHer) bildas vid ofullständig förbränning
av organiska ämnen och finns vitt spridda i akvatiska miljöer. Gruppen består av en
stor mängd föreningar som innehåller olika antal aromatiska ringar vilka kan sitta i
olika position i förhållande till varandra. Föreningarna är relativt lättmetaboliserade
men genom att de ständigt tillförs miljön kan organismerna vara konstant
exponerade för dem. Flera PAHer är potenta karcinogener, men den effekten
utövas framför allt av de reaktiva metaboliter som bildas vid biotransformationen.
En del PAHer är agonister till Ah receptorn och är potenta inducerare av
16
NATURVÅRDSVERKET
Rapport 5908 ● Effekter av miljögifter på däggdjur, fåglar och fiskar i akvatiska miljöer
7-etoxyresorufin O-deetylas (EROD). Det stora antalet föreningar utökas
ytterligare genom att det också bildas olika heterocykliska PAHer och att
föreningarna kan vara halogenerade eller t.ex. innehålla nitrogrupper.
4.3 Den svenska miljögiftsövervakningen i
akvatisk miljö
Kunskaper om tillståndet och förändringar i den svenska miljön dokumenteras av
Naturvårdsverkets nationella miljöövervakning och den regionala miljöövervakning som sker i våra län. Den nationella miljöövervakningen är indelad i 10
programområden. De programområden som berör miljögifter och deras effekter i
akvatiska miljöer är Hav och Kust, Sötvatten, och Miljögiftssamordning. Miljögiftsövervakningen har nyligen varit föremål för en översyn (Länsstyrelsen i
Jönköpings län, 2007). Nedan presenteras först en översikt över miljögiftsövervakningens olika delar. Sedan följer korta beskrivningar av nämnda tre
programområden.
Miljögifter övervakas genom mätning i olika matriser, såsom t ex luft, sediment, fisk och blåmussla. Miljögiftsövervakningen omfattar tidsserier, miljöprovbank, screening och effektstudier.
Tidsserier
För att följa utvecklingen över tid tas prover på samma matris, från samma plats
och vid samma tidpunkt årligen (eller med kortare intervall i vissa fall). Tidsserien
är den vanligaste metoden att övervaka miljögifter i miljön och har använts för
klassiska miljögifter som PCB och DDT, samt för många metaller. De svenska
mätseriernas längd är i många fall unika i ett internationellt perspektiv. Tidsserierna är dock kostsamma, och i takt med att det uppstår behov av att mäta fler kemiska ämnen behöver metoden modifieras och kompletteras. Ett sätt att spara resurser
är att fortsätta ta prover på de matriser som övervakats, men att inte analysera dem.
Proverna förvaras i en miljöprovbank och eventuella analyser kan göras eller kompletteras senare.
Miljöprovbank
Det ursprungliga målet för miljöprovbanker var att tillgodose forskning och övervakning med material för att studera koncentrationer av miljögifter i växt- och
djurvävnader. Numera används material i provbanken ofta för retrospektiva
analyser av nya miljögifter i syfte att skapa en tidsserie och få kunskap om dessa
ämnens utveckling bakåt i tiden. Ett sådant exempel är den retrospektiva studie
som gjorts för det relativt nyupptäckta miljögiftet PFOS. I detta fall har provbankat
material, sillgrissleägg från Stora Karlsö, använts för att beskriva tidstrenden från
slutet av 1960-talet och fram till idag. Även material för biologiska mätningar (ex.
kartläggning av histologiska förändringar) har börjat samlas i provbanken. För
miljögiftsövervakningen i den akvatiska miljön finns provbanken på Naturhistoriska Riksmuseet (NRM) i Stockholm.
17
NATURVÅRDSVERKET
Rapport 5908 ● Effekter av miljögifter på däggdjur, fåglar och fiskar i akvatiska miljöer
Screening
Genom screeningstudier görs översiktliga inventeringar för att identifiera nya eller
gamla kemiska ämnen som kan skapa framtida hälso- och miljöproblem. Ämnen
som skall screenas tas fram genom bevakning av miljögiftsforskningen, eller
genom modeller som sorterar fram ämnen som har egenskaper och användningsmönster som misstänks leda till att de blir framtida problemämnen. Val av
screeeningämnen kan också vara ett led i krav på mätningar enligt internationella
konventioner.
En screening föregås av en litteraturstudie som ger ett underlag för val av
lämpliga mätmatriser, platser och analysmetoder. Dessa val är viktiga för att kunna
göra en god bedömning av hur spritt ämnet är i miljön, både geografiskt och till
olika matriser, samt för att kartlägga hur höga halter som förekommer. Genomförd
screening kan resultera i att man behöver göra retrospektiva analyser på provbankat
material, infoga ämnet i den löpande tidsserieövervakningen, komplettera med
ytterligare mätningar, eller att man bedömer ämnet som ett mindre problem.
Resultaten från screeningen kan också användas som motiv för beslut om riskbegränsande åtgärder (ex. minskad användning eller förbud). Under perioden 20002007 har ca 70 kemiska ämnen eller ämnesgrupper undersökts i Naturvårdsverkets
Screeningprogram (Naturvårdsverket, Rapport 5449, 2005; Naturvårdsverket,
Rapport 5524, 2006; Naturvårdsverket, Rapport 5744, 2007a).
Effektstudier
Effekter av miljögifter mäts främst i programområdena Kust och Hav, samt Hälsorelaterad miljöövervakning. Övriga programområden, bland annat Sötvatten,
saknar i stor sett effektmätningar som direkt kan relateras till miljögiftsbelastning.
Att just programområdet Kust och Hav har mest effektövervakning beror på att
effekter av miljögifter upptäcktes först hos toppredatorer som säl och havsörn i
marin miljö. Effektövervakningen har därefter fortsatt på dessa predatorer. I
samband med kartläggning av massaindustriernas omfattande påverkan på vattenmiljön utvecklades program för mätningar av hälsoeffekter på fisk. Liknande
effektmätningar på kustfisk tillämpas sedan 1988 i den nationella miljöövervakningen. Det är önskvärt att i framtiden ha övervakning av effekter av miljögifter
på ryggradsdjur (fisk, fågel och utter) även i limniska miljöer.
Programområdet Kust och Hav
Det marina miljöövervakningsprogrammet syftar till att ge underlag för beskrivningar av storskalig påverkan, främst med avseende på övergödning, metaller och
organiska miljögifter, samt biodiversitet. Programområdet omfattar 7 delprogram
som följer förändringarna i olika delar av den marina miljön. En kombination av
olika mätvariabler från delprogrammen används för att indikera storskaliga ekosystemförändringar.
Långa tidsserier av god kvalitet utgör en hörnsten i övervakningen. Det marina
miljöövervakningsprogrammet ska täcka både det svenska och delar av det internationella informationsbehovet för kust- och havsmiljön. Stora delar av den svenska
havsmiljöövervakningen är koordinerad med andra länders program.
18
NATURVÅRDSVERKET
Rapport 5908 ● Effekter av miljögifter på däggdjur, fåglar och fiskar i akvatiska miljöer
Det nationella marina övervakningsprogrammet saknar i dagsläget geografisk täckning inom större delen av den svenska havsmiljön. Det omfattar främst övervakning i relativt opåverkade bakgrundsområden. Övervakningen av kustområdena
som uppvisar olika grad av påverkan sker till allra största delen genom regionala
övervakningsinsatser.
De tre delprogram som berör miljögifter och deras effekter på fiskar, fåglar och
däggdjur i marin miljö är:
• Metaller och organiska miljögifter i marin biota
• Toppkonsumenter (säl och havsörn)
• Integrerad kustfiskövervakning (kustfisk/bestånd och kustfisk/hälsa)
Programmet för den marina miljöövervakningen har nyligen reviderats (Naturvårdsverket rapport 5718, 2007b). I bilaga 1 sammanfattas de 14 undersökningar
som genomfördes 2005 och som berörde miljögifter i den marina miljön. Där
framgår vilka miljögifter, effektvariabler och organismer som ingår i mätserierna.
Programområdet Sötvatten
Det nationella miljöövervakningsprogrammet för Sötvatten syftar till att övervaka
limniska miljöer avseende försurning, eutrofiering, metaller och miljögifter, samt
biologisk mångfald. Övervakningen skall ge en nationell tillståndsbild som främst
beskriver bakgrundsförhållanden. En tätare geografisk täckning, samt övervakning
i mer påverkade områden, fås genom komplettering med regional övervakning,
som i många fall genomförs inom ramen för vattenvårdsförbund.
Som nämnts ovan har inte mätning av effekter av miljögifter ingått i miljöövervakningen av sjöar och vattendrag. Klassiska organiska miljögifter som PCB,
DDT, HCH och HCB har årligen sedan 1970 analyserats i fisk i ett antal referenssjöar. Mätningarna görs nu inte längre årligen utan har ersatts med provbankning.
Det finns ett omfattande årligt insamlingsprogram för fisk i sjöar från olika delar av
landet. Dessa fiskprover läggs i provbank för eventuella retrospektiva analyser av
metaller, kända organiska miljögifter och nya ämnen. I ett antal sjöar har metallhalter i fisk analyserats sedan drygt 5 år tillbaka och för två sjöar finns längre tidsserier för metaller i fisk. I ett antal större flodmynningar mäts metaller i vatten varje
månad. Avsikten är att få en uppskattning av tillförseln av metaller till havsmiljön.
Inom ramen för sötvattensprogrammet har också genomförts screeningundersökningar av nya miljögifter och mätningar av vattendirektivets prioriterade ämnen.
Sötvattensprogrammet har nyligen reviderats (Naturvårdsverket, 2007c). I det
nya programmet har övervakningen av biologiska variabler (fisk, påväxtalger och
bottenfauna) ökat betydligt, liksom kartläggningen av metaller. Inte heller i det nya
programmet genomförs dock några effektmätningar, t.ex. med biomarkörer, som
kan fånga upp påverkan av miljögifter.
De 15 undersökningar som berör miljögifter inom sötvattensprogrammet är
sammanfattade i Bilaga 2.
19
NATURVÅRDSVERKET
Rapport 5908 ● Effekter av miljögifter på däggdjur, fåglar och fiskar i akvatiska miljöer
Programområdet Miljögiftssamordning
Detta programområde samlar verksamheter som är grundläggande för nuvarande
och framtida miljögiftsövervakning och uppföljning av miljömål. Följande delprogram ingår i programområdet Miljögiftssamordning:
• Stöd till miljöprovbank
• Screening av nya ämnen
• Retrospektiva studier
• Mätningar i urban miljö (främst slam och utgående vatten från reningsverk).
20
NATURVÅRDSVERKET
Rapport 5908 ● Effekter av miljögifter på däggdjur, fåglar och fiskar i akvatiska miljöer
5 Miljögiftshalter och effektnivåer
Avsnittet behandlar halttrender för de miljögifter som under en rad år har analyserats inom miljöövervakningen samt miljögiftshalter som har rapporterats från
miljöövervakningens screeningverksamhet och i andra undersökningar och
forskningsprojekt. Halterna sätts också i möjligaste mån i relation till de haltnivåer
som har visats orsaka effekter i experimentella studier.
5.1 Miljöövervakning av fiskar och sillgrissla
Användning och utsläpp av metaller och organiska miljögifter har begränsats
kraftigt i samhället från 1970-talet och framåt. De åtgärder som vidtagits har haft
en positiv effekt och resulterat i successivt minskande koncentrationer av de flesta
metaller och klassiska organiska miljögifter i fiskar och andra vattenlevande
organismer i våra havsområden, sjöar och vattendrag. Det finns dock undantag från
denna positiva bild. Halterna av några miljögifter som övervakats under lång tid
minskar inte i miljön, samtidigt som andra kemiska ämnen dyker upp i oroväckande höga och ökande halter i fiskar och andra organismer i hav och sjöar. Nedan
sammanfattas hur halterna av de viktigaste metallerna och organiska ämnena, som
övervakas i havsmiljön och sjöar, har utvecklats under senare år. Dessutom
redovisas kortfattat genomförd kartläggning inom screeningsprogrammet av halter
i miljön av mindre kända miljöfarliga ämnen eller möjliga framtida problemämnen.
5.1.1 Metaller
Det atmosfäriska metallnedfallet över hav och land i Europa har minskat sedan
1970-talet genom förbättrad rökgasrening, effektivare tillverkningsprocesser och
begränsning av användningen av giftiga metaller som kvicksilver, kadmium och
bly. Samtidigt har direktutsläppen av metaller till vattenmiljön från olika industrier
minskat mycket kraftigt. Som exempel kan nämnas att utsläppen av de flesta
metaller från Rönnskärsverken minskat med 99 % eller mer sedan 1970-talet.
Lokalt och regionalt i närheten av tidigare stora punktutsläpp innehåller dock
marken och bottensedimenten höga halter av metaller som kan frigöras och spridas
vidare i vattenmiljön. Sannolikt sker den största metalltillförseln till svenska sjöar
och vattendrag, och i slutändan till svenska havsområden, idag genom ett diffust
läckage från land (Monitor 19, 2005).
Både nationell och regional miljögiftsövervakning av havsmiljön och sjöar
visar att halterna av de flesta metaller har sjunkit påtagligt i fiskar under senare år.
Metallerna nickel och krom visar i de flesta fall signifikant minskande halter i lever
hos marina fiskar (strömming, sill, torsk, abborre och tånglake) i Östersjön
och/eller Västerhavet. I genomsnitt har halterna halverats sedan 1980. För koppar
och zink har halterna i fisk på västkusten minskat signifikant under de senaste 10
åren, medan de inte visar någon tydlig trend hos Östersjöfisk. För bly har halterna i
fiskar minskat markant i alla längre tidsserier (ex. strömming och sill) i Bottenviken, Östersjön och Västerhavet, vilket sannolikt är en återspegling av övergången
21
NATURVÅRDSVERKET
Rapport 5908 ● Effekter av miljögifter på däggdjur, fåglar och fiskar i akvatiska miljöer
till blyfri bensin (Bignert et al., 2007a). Minskade och idag relativt låga halter av
bly och övriga nämnda metaller har också uppmätts hos fiskar i sjöar som ingår i
den nationella miljögiftsövervakningen (Bignert, 2002) och i de stora sjöarna
Vänern, Vättern och Mälaren (Lindeström, 2001; Mälarens Vattenvårdsförbund,
2003; Öberg, 2003). Sammantaget är alltså utvecklingen positiv för de flesta
metaller i vattenmiljön. Undantagen är kadmium och kvicksilver.
Årligen analyseras 10 sillgrissleägg från Stora Karlsö avseende innehåll av ett
antal miljögifter (Bignert et al., 2007a). Långa tidsserier finns för kvicksilver och
klororganiska föreningar och från 1996 analyseras också bly, kadmium, nickel,
krom, koppar och zink. Från 1969 till 2004 har kvicksilverkoncentrationen i äggen
sjunkit och den nedåtgående trenden uppskattas till ungefär 1,5 % årligen. Koncentrationerna av bly och kadmium har minskat med ungefär 10 % årligen och
nickel och krom med runt 20 % årligen sedan mätningarna startade 1996. Koncentrationerna av koppar och zink har inte uppvisat någon trend, eller endast mycket
svag trend, sedan 1996.
KADMIUMHALTEN I ÖSTERSJÖFISK LIKA HÖG SOM I BÖRJAN PÅ 1980-TALET
Kadmiumhalterna har inte minskat sedan 1980-talet på liknande sätt som för övriga
metaller i fisk i sjöar och havsområden, trots olika utsläppsbegränsande åtgärder
och förbud för användning av kadmium i många tillämpningar (Bignert, 2002;
Bignert, 2006; Bignert et al., 2007a; Bignert et al., 2007b). En mycket kraftig
ökning av kadmiumhalterna i lever från strömming och abborre i Östersjön ägde
rum i slutet av 1980-talet och under större delen av 1990-talet. Orsakerna till denna
ökning i Östersjöfisk är inte klarlagd (Bignert, 2006; Bignert et al., 2007a). Denna
utveckling har vänt och halterna visar nu en tydlig nedåtgående trend. Idag ligger
kadmiumhalterna dock fortfarande på samma eller något högre nivå än i början på
1980-talet hos fisk i både Bottenviken och Östersjön (Fig. 1). Som jämförelse kan
nämnas att halten av kadmium i lever från sill i Västerhavet är avsevärt lägre och
den har dessutom varit i stort sett konstant under motsvarande tidsperiod. En
bidragande orsak till att nivån av kadmium är högre i fiskar i Östersjön än på Västkusten kan vara den lägre salthalten som medför att biotillgängligheten är högre.
22
NATURVÅRDSVERKET
Rapport 5908 ● Effekter av miljögifter på däggdjur, fåglar och fiskar i akvatiska miljöer
Figur 1. Kadmiumhalten i lever hos strömming i Östersjön ökade kraftigt under 90-talet, men
utvecklingen har vänt under senare år. (Källa: Bignert et al., 2007b)
Kadmiumhalterna i insjöfisk visar inte någon påtaglig nedgång under senare år.
Den geografiska variationen är stor mellan olika referenssjöar. I sjön Bolmen i
södra Sverige är halten kadmium i gäddlever 4 – 5 gånger högre än i Storvindeln i
norra Sverige. Kadmiumnivån i lever från abborre i sjön Stensjön i Gävleborgs län
är ca 20 ggr högre än i övriga referenssjöar i landet (Bignert et al., 2002). I de stora
sjöarna är halterna av kadmium i fisk låga (Vänern och Vättern) eller mycket låga
(Mälaren) (Lindeström, 2001; Mälarens Vattenvårdsförbund, 2003; Öberg, 2003).
KVICKSILVER VISAR INGEN TYDLIG FÖRBÄTTRING
Bakgrundsnivåerna för kvicksilver i fisk uppvisar ingen entydig trend. I genomsnitt
har kvicksilverhalterna halverats i strömming och sillgrissleägg i Östersjön jämfört
med situationen på 1970-talet. Vid Landsort uppvisar strömmingen en ökning av
kvicksilverhalten med ca 2 % per år sedan 1980, även om halterna under senare år
tenderar att minska. Vid Ängskärsklubb utanför Gävlebukten har de tidigare kraftigt förhöjda halterna av kvicksilver i strömming minskat påtagligt, men de uppvisar en ovanligt stor mellanårsvariation. Dessa fluktuationer kan indikera påverkan
från lokala utsläpp i området. På västkusten noteras en ökande trend (mellan 1 och
6 % per år) för kvicksilver i muskel både från sill och tånglake. Rent allmänt kan
sägas att kvicksilverhalterna i sill/strömming och annan fisk i våra kust- och havsområden är låga till måttliga (Bignert et al., 2007a) och oftast klart under EU:s
gränsvärde på 0,50 mg/kg.
Trots att nedfallet av atmosfäriskt kvicksilver minskat successivt i Sverige sedan slutet av 1960-talet så ökade halterna i insjöfisk i många sjöar ända fram till
början av 1990-talet (Hellner et al., 1991; Marklund, 1998). Därefter är halterna
oförändrade eller möjligen kan en minskning skönjas. Såväl mellanårsvariationer
som variationer mellan olika sjöar är dock stora. Fisk från Vänern och Vättern har i
genomsnitt 30 – 50 % lägre kvicksilverhalt än gällande gränsvärde. I Mälaren är
kvicksilvernivån i fisk (gädda, gös och abborre) ännu lägre och betecknas som låg
eller mycket låg enligt Naturvårdsverkets bedömningsgrunder. Lokalt kan fisk i
23
NATURVÅRDSVERKET
Rapport 5908 ● Effekter av miljögifter på däggdjur, fåglar och fiskar i akvatiska miljöer
vissa insjöar ha mycket höga kvicksilverhalter och i enstaka mindre skogssjöar sker
fortfarande en svag ökning av kvicksilverhalten i fisk (Lindeström, 2001; Bignert
et al., 2002; Öberg, 2003; Länsstyrelsen i Stockholms län, 2005; Bignert 2006).
SLUTSATS
För de flesta metaller har vidtagna utsläppsbegränsande åtgärder haft en positiv
effekt, vilket återspeglas i signifikant minskade halter i fisk och andra vattenlevande organismer. För kadmium och kvicksilver däremot är förbättringen inte
lika entydig. Detta bör föranleda fortsatt uppmärksamhet både när det gäller utvecklingen av halterna i biota och möjliga biologiska effekter för dessa två toxiska
metaller. Det samma gäller för andra metaller, t.ex. silver och katalysatormetallen
platina, som fått en ökad användning i samhället, men där utvecklingen av halterna
i miljön är tämligen okänd.
5.1.2 Organiska miljögifter
Den svenska miljögiftsövervakningen har alltsedan 1970-talet kunnat följa hur
halterna av de klassiska organiska miljögifterna minskat i takt med att åtgärder
vidtagits för att minska eller förbjuda deras användning. Samtidigt har nya hot mot
vattenlevande organismer dykt upp genom att andra svårnedbrytbara och bioackumulerande ämnen upptäckts i miljön. Nedan sammanfattas resultat från löpande
miljögiftsövervakning av halter av olika organiska miljögifter i marin och limnisk
miljö.
HALTERNA AV KLASSISKA ORGANISKA MILJÖGIFTER MINSKAR
Sedan slutet av 1970-talet har halterna av s-DDT minskat kraftigt hos fisk i Östersjön, Kattegatt och Skagerack. Minskningstakten uppgår till mellan 6 och 12 % per
år. Liknande minskning (cirka 10 % /år) noteras för s-DDT i sillgrissleägg (Fig. 2).
Sedan början av 1970-talet har DDT-innehållet i sillgrissleägg från Stora Karlsö
minskat med totalt cirka 95 % (Olsson et al., 2005). DDT-halterna i strömming/sill
är fortfarande betydligt högre hos fisk i Egentliga Östersjön än i Bottniska viken
och längs västkusten, vilket sannolikt speglar närheten till jordbruksområdena runt
Östersjön (Monitor 19, 2005; Bignert et al., 2007a).
24
NATURVÅRDSVERKET
Rapport 5908 ● Effekter av miljögifter på däggdjur, fåglar och fiskar i akvatiska miljöer
Figur 2. Halter av DDT och PCB i sillgrissleägg från Stora Karlsö har minskat med 95 % respektve 90%.
(Källa: Olsson et al., 2005)
Från miljögiftsövervakningen i sjöar visar långa tidserier på gädda från Bolmen
och Storvindeln att halterna av DDT-metaboliten DDE minskat med i genomsnitt 8
– 9 % per år under åren 1967 – 1998 (Bignert et al., 2002). Minskningen har planat
ut under senare år. Liknande minskningstakt för DDT och dess metaboliter har
observerats i fisk från andra sjöar. Regionala miljögiftsmätningar i de stora sjöarna
visar att DDT i röding från Vättern och i öring från Vänern hade en sjunkande
trend fram till slutet av 1980-talet, men att halterna därefter legat på en låg och
relativt stabil nivå (Öberg, 2003). Hos fisk i Mälaren är DDT-halterna lägre än hos
motsvarande fiskarter i Vänern och Vättern (Lindeström, 2001).
Hexaklorcyklohexaner (HCHs), inklusive bekämpningsmedlet lindan, samt
hexaklorbensen (HCB), som utöver fungicid är en biprodukt vid framställning av
kemiska produkter och förorening vid förbränning, uppvisar också en kraftig
minskning i fisk och sillgrissleägg i marin miljö. Den årliga minskningstakten i
marin fisk ligger för HCHs på drygt 10 % och för HCB på 5 – 10 % (Bignert et al.,
2007a). Tidserier i sjöar visar att halterna i fisk av HCHs minskat med ca 15 – 20
% per år och av HCB med ca 5 – 15 % per år (Bignert, 2002).
Förbud mot användning av PCB har införts stegvis och resulterat i en successiv
nedgång i halter hos vattenlevande organismer efter 1975. Haltnedgången för PCB
i fisk och i sillgrissleägg i marin miljö (cirka 5 – 10 % per år) har varit något långsammare än för DDT (Fig. 2). Totalt har PCB-halten i sillgrissleägg minskat med
nästan 90 % sedan början av 1970-talet. PCB-halterna i strömming/sill är något
högre i Egentliga Östersjön och Bottenhavet än i Bottniska viken, Kattegatt och
Skagerack (Olsson et al., 2005; Bignert et al., 2007a).
Tidsserier i sjöar (1967 – 1997) visar att PCB-halterna hos fisk (gädda, mört)
har minskat med mellan 1 och 7 % per år (Bignert, 2002). Fortfarande är halterna
ungefär dubbelt så höga i södra Sverige (Bolmen) som i norra Sverige (Storvindeln). Analys av PCB i fisk från Vänern och Vättern år 2001 – 2002 (Öberg, 2003)
25
NATURVÅRDSVERKET
Rapport 5908 ● Effekter av miljögifter på däggdjur, fåglar och fiskar i akvatiska miljöer
visade på ungefär samma halter som uppmätts i olika undersökningar under 1990talet, d.v.s. halterna tycks ligga på en stabil nivå.
De ovan beskrivna fyra klassiska persistenta organiska miljögifterna är goda
exempel på hur kunskapen om deras miljöfarliga kemiska egenskaper och deras
biologiska effekter medfört snabba nationella och internationella beslut om åtgärder för att reducera utsläppen (Olsson et al., 2005). Åtgärderna har fått positiva
effekter i miljön genom förvånansvärt snabbt minskande koncentrationer av dessa
miljögifter i fisk och andra vattenlevande organismer (se exempel i Fig. 2) och en
åtföljande positiv återhämtning hos fiskätande fåglar och däggdjur som varit hårt
drabbade av tidigare hög exponering. Halterna fortsätter att minska om än i lägre
takt och utvecklingen ser alltså positiv ut för dessa ämnesgrupper. En viss reservation bör dock göras för PCB i Egentliga Östersjön. Även om PCB-halterna fortsätter att minska så måste de betraktas som höga. De är cirka 2 – 3 gånger högre än på
västkusten och i Bottniska viken.
DIOXINER - ETT NYGAMMALT PROBLEM I ÖSTERSJÖN
Det har genomförts retrospektiva tidsserieanalyser av dioxiner i sillgrissleägg från
Stora Karlsö som går tillbaka till 1968. Analysresultaten (Fig. 3) visar att dioxinhalterna sjönk snabbt som ett resultat av förbudet mot hormoslyr (2,4,5-T) i början
av 1970-talet. Därefter skedde ytterligare en tydlig sänkning i början av 1980-talet
efter vidtagna åtgärder för att minska eller eliminera dioxinbildningen i förbränningsanläggningar och inom vissa industribranscher. Från 1985 har det dock inte
skett någon ytterligare minskning av dioxinhalterna trots att en känd dioxinkälla,
klorblekning av pappersmassa, först minskade och sedan helt upphörde 1992 (Olsson et al., 2005; Olsson, 2006; Bignert et al., 2007a). Koncentrationen i äggen har
sedan mitten av 1980-talet legat mellan 1,0 och 1,5 ng/g fett uttryckt som TCDDekvivalenter.
Figur 3. Dioxinhalten i sillgrissleägg från Stora Karlsö har inte minskat efter 1985.
(Källa: Olsson et al., 2005)
26
NATURVÅRDSVERKET
Rapport 5908 ● Effekter av miljögifter på däggdjur, fåglar och fiskar i akvatiska miljöer
Att dioxinhalterna i Östersjön inte minskar stöds av resultaten från tre tidsserier på
strömming/sill från Bottniska viken, Egentliga Östersjön och Västerhavet. Dessa
tidsserier (från 1988/90 till 2005) visar oförändrade dioxinhalter i fisk från Egentliga Östersjön och Kattegatt, samt signifikant ökande halter hos fisk från Bottniska
viken (Bignert et al., 2007a; Bignert et al., 2007b). Dioxinhalterna hos strömming
vid en fjärde lokal, Ängskärsklubb utanför Gävlebukten, är mycket höga men visar
en nedåtgående trend (Bignert et al., 2007b).
En kartläggning år 2004 av dioxiner och plana PCBer i strömming från Bottniska viken, Bottenhavet och norra Egentliga Östersjön visar tydliga geografiska
skillnader längs denna kuststräcka (Bignert et al., 2005). En övervägande del av
kuststräckan visade dioxinkoncentrationer (TCDD-ekvivalenter, pg/g färskvikt)
över tillåtet gränsvärde (4 pg/g färskvikt) med de högsta värdena hos strömming i
Bottenhavet. Även plana PCBer med dioxinliknande giftverkan förekom i högsta
halter i strömming från Bottenhavet. Det nya gränsvärdet för summan av bidraget
från PCDDs/Fs och plana PCBer är 8 pg/g färskvikt. Uppskattade koncentrationer
om strömmingen konsumeras med skinn tyder på att strömming från merparten av
undersökta lokaler kommer att ha summahalter av PCDDs/Fs och plana PCBer
som överstiger det nya gränsvärdet (Bignert et al., 2005).
I syfte att försöka finna orsakerna till de höga dioxinhalterna i strömming har
det under 2005-2006 utförts studier på stationär fisk (abborre och tånglake) utanför
massaindustrier. Vid knappt hälften av massabruken var halterna högre närmare
bruken än längre bort. Någon tydlig koppling mellan observerade halter och viss
process, råvara, reningsteknik eller halter i sediment kunde inte påvisas. Vidare har
mätningar skett av aktuella utsläpp från industrierna samt i vatten- och partikelfas i
aktuella recipienter. En slutsats som kan dras är att skogsindustrins andel av den
totala tillförseln av dioxiner till Östersjön i dag med all sannolikhet är mycket liten.
Det finns därför inget som i dag pekar på att ytterligare åtgärder som syftar till att
minska utsläppen av dioxiner från skogsindustrin skulle ha någon, eller endast en
mycket marginell, inverkan på halterna av dioxiner i strömming. Det finns andra
möjliga dioxinkällor som är tänkbara orsaker till de observerade haltförändringar i
såväl fisk som sillgrissla. Det är sammanfattningsvis både utifrån hälso- och miljösynpunkt angeläget att snarast kartlägga dessa källor så att åtgärder kan vidtas.
Mätningar av dioxiner i fet fisk (öring, lax och röding) från Vänern och Vättern
år 2001/2002 visade att endast röding från södra Vättern hade halter som översteg
gränsvärdet 4 pg/g färskvikt (Öberg, 2003). Dioxinhalten i ål från Mälaren är låg
och cirka en femtedel av gränsvärdet (Lindeström, 2001).
BROMERADE ORGANISKA MILJÖGIFTER VISAR BÅDE POSITIVA OCH
NEGATIVA TRENDER
Användningen av bromerade flamskyddsmedel av typen polybromerade difenyletrar (PBDE) ökade kraftigt under 1970-talet. Under 1980-talet upptäcktes höga
halter i fisk, bland annat i Viskan, och man kunde också snart konstatera att de var
allmänt spridda i miljön. Retrospektiva analyser på sillgrissleägg visade en dramatisk uppgång för olika bromerade difenyletrar under 1970- och 1980-talet (Fig. 4).
Minskad produktion av lågbromerade difenyletrar vände den snabba uppåtgående
trenden och halterna av BDE-47, BDE-99 och BDE-100 började minska kraftigt
27
NATURVÅRDSVERKET
Rapport 5908 ● Effekter av miljögifter på däggdjur, fåglar och fiskar i akvatiska miljöer
under 1990-talet (Sellström et al., 2003; Olsson et al., 2005; Bignert et al., 2007a;
Bignert et al., 2007b). Först 2004 förbjöds dock penta- och oktaBDE inom EU,
medan användningen av dekaBDE fortfarande är tillåten.
Figur 4. Halter av lågbromerade (BDE-47 och BDE-99) och högbromerade (HBCD) flamskyddsmedel i sillgrissleägg från Stora Karlsö. (Källa: Bignert et al., 2007b)
Minskad produktion och förbud mot lågbromerade difenyletrar har haft positiva
effekter och visar sig i sjunkande halter i biota. Fortfarande är dock halterna av
vissa lågbromerade difenyletrar (ex. BDE-47) något förhöjda (Fig. 4), vilket kan
vara ett resultat av nedbrytning av högbromerade PBDE (Bignert et al., 2007b). Ett
stort orostecken bland de bromerade miljögifterna är det högbromerade flamskyddsmedlet HBCD som fortfarande används i bland annat täta frigolitplaster.
HBCD visar en fortsatt ökning i sillgrissleägg (Fig. 4) och relativt höga halter hos
många fiskarter (Naturvårdsverket, Rapport 5449, 2005). Den genomsnittliga ökningstakten i sillgrissleägg är 3 % per år (Bignert, 2006; Bignert et al., 2007b).
I en kartläggning av polyklorerade och polybromerade dibensodioxiner och dibensofuraner i fisk har forskare upptäckt höga halter av di- och tribromerade dioxiner i abborre från Kvädöfjärden i Östergötlands skärgård (Haglund et al., 2005).
Det har även påvisats höga halter i blåmussla (Malmvärn et al., 2003) och makroalger (Malmvärn et al., 2005). Forskarna misstänker att det är fråga om bromerade
ämnen som produceras av marina alger till följd av övergödning och obalans i
algsamhället. Eftersom biomarköreffekter har observerats hos abborre i nationella
referensområden i Östersjön, bland annat vid Kvädöfjärden (Larsson et al., 2007a),
är det angeläget att undersöka om det kan finnas ett samband mellan de höga halterna av bromerade dioxiner och observerade effekter på fisk.
PERFLUORERADE ÄMNEN - ETT FRAMTIDA MILJÖHOT?
Perfluorerade ämnen (PFAS) är en stor ämnesgrupp som har tillverkats och använts
under mer än 50 år, men som först på senare år fått en ökad uppmärksamhet som
potentiellt miljöstörande ämnen. Deras kemiska egenskaper, stora produktionsvolymer och spridda användningsområden har initierat undersökningar för att kartlägga förekomst och effekter av flera ämnen som ingår i gruppen (Järnberg et al.,
2003; Naturvårdsverket, Rapport 5449, 2005; Naturvårdsverket, Rapport 5744,
2007a). Perfluoroktansulfonat (PFOS) är ett av de ämnen som kartlagts och som
28
NATURVÅRDSVERKET
Rapport 5908 ● Effekter av miljögifter på däggdjur, fåglar och fiskar i akvatiska miljöer
visat sig ha en omfattande spridning i miljön och även ha allvarliga toxiska egenskaper.
Inom ramen för screeningprogrammet har kartlagts hur spridningen av PFASämnen ser ut från olika punktkällor och vilka halter som förekommer i urbana miljöer och i bakgrundsområden (Naturvårdsverket Rapport 5449, 2005; Naturvårdsverket Rapport 5744, 2007a). PFOS påvisades i förhöjda halter hos olika fiskarter i
urbana miljöer och recipienter, och i något lägre halter i referensområden längs
svenska kusten och i bakgrundssjöar, vilket tyder på en allmän spridning i den
svenska vattenmiljön. Detta stämmer väl med mätningar i andra länder som visar
att perfluorerade ämnen återfinns i skiftande miljömatriser inklusive ett stort antal
djurarter på olika trofiska nivåer (människoblod, däggdjur, fåglar, sköldpaddor,
grodor, fiskar och ryggradslösa djur) (se sammanfattning av litteraturen i Naturvårdsverkets Rapport 5744, 2007a).
Resultat från en retrospektiv studie på sillgrissleägg visar att PFOS-halten ökar
kraftigt med 7 – 11 % per år, vilket innebär en ökning med hela 25 – 30 gånger
sedan slutet av 1960-talet (Fig. 5). Någon tydlig effekt av det frivilliga produktionsstopp som infördes av den största tillverkaren kan ännu inte spåras i mätningarna på sillgrissleägg (Holmström et al., 2005; Bignert et al., 2007a; Bignert et al.,
2007b). Om halterna har förändrats under de senaste åren är svårt att bedöma eftersom analysmetoden ändrades mellan 2003 och 2004 och eftersom variationen mellan åren är relativt stor. Övervakningen av PFAS-ämnen ingår numera i den löpande marina miljögiftsövervakningen.
Figur 5. Halten av PFOS i sillgrissleägg har ökat kraftigt (25 – 30 gånger) sedan början av
70-talet. (Källa: Bignert et al., 2007b)
ORGANISKA TENNFÖRENINGAR (OTC)
En kartläggning av källor till utsläpp och spridning av organiska tennföreningar
(OTC) i miljön har gjorts inom Miljöövervakningens Screeningsprogram (Naturvårdsverket, Rapport 5449, 2005; Naturvårdsverket, Rapport 5744, 2007a). Kunskapen om organiska tennföreningars miljöpåverkan är huvudsakligen begränsad
till de tennföreningar, främst tributyltenn (TBT), som tidigare använts som biocid i
båtbottenfärger. Biologisk effektövervakning och analyser av organiska tennföreningar ingår numera i den marina miljöövervakningen. Sedan 2002 utför Sveriges
29
NATURVÅRDSVERKET
Rapport 5908 ● Effekter av miljögifter på däggdjur, fåglar och fiskar i akvatiska miljöer
Geologiska Undersökning (SGU) en kartläggning av förekomst och spridning av
TBT i svenska havssediment vid hamnar, marinor och andra kustnära lokaler, samt
ute i öppet hav. Även många kommuner och länsstyrelser har genomfört sedimentprovtagning och analys av organiska tennföreningar. Nyligen har rapporterats
alarmerande höga nivåer i sediment både längs västkusten och ostkusten (dock ej i
Bottniska viken). TBT och dess nedbrytningsprodukter förekommer i så gott som
alla sedimentprover, inte bara i hamnar och marinor, utan också i naturhamnar och
till och med ute i öppet hav (Cato et al., 2007; Nordfeldt, 2007).
Trots förbud så är alltså halterna av TBT mycket höga i sediment. Koncentrationerna varierar från mindre än 1 µg per kg torrsubstans till den mycket höga
nivån 10 200 µg per kg torrsubstans. Enligt norska bedömningsgrunder klassas en
halt på mer än 100 µg per kg torrsubstans som mycket hög. Analyser i blåmusslor
på västkusten tyder på att halterna ökat markant sedan 1992. Vid Bohuskusten har
man även uppmätt TBT i blåstång och hos tånglake och torsk. Mycket höga halter
av dibutyltenn, tributyltenn och trifenyltenn har påvisats hos abborre från centrala
Stockholm och även i Stockholms skärgård och Mälaren. Det är väl känt att TBT
redan i mycket låga koncentrationer kan framkalla hormonella störningar hos
många organismer genom att blockera omvandlingen av testosteron till östrogen.
Detta har främst påvisats hos marina snäckor vars honor parallellt med utveckling
av sina honliga könsorgan även utvecklar hanliga könsorgan, s.k. imposex. Detta
medför minskad reproduktionskapacitet. Effekterna uppkommer vid extremt låga
halter i vattnet. Man misstänker att exponering för TBT kan vara en viktig orsak till
att purpursnäckan numera är ovanlig längs svenska kusten (Cato et al., 2007). Det
är mindre känt hur TBT och andra organiska tennföreningar påverkar ryggradsdjur.
Förhöjda halter har påvisats hos marina däggdjur. Det är angeläget att följa utvecklingen när det gäller halter i sedimenten och biota, samt att öka kunskapen om
möjliga biologiska effekter av organiska tennföreningar i vattenmiljön.
POLYCYKLISKA AROMATISKA KOLVÄTEN (PAH)
En viktig ämnesgrupp som har en relativt omfattande spridning till vattenmiljön är
PAHer. Eftersom de kan brytas ned kemiskt av solljus eller biologiskt av olika
organismer har de inte fått samma uppmärksamhet som de persistenta miljögifterna
som potentiella miljöhot i vattenmiljön. En relativt stor och kontinuerlig tillförsel
av PAHer till vattenmiljön i urbaniserade områden innebär dock att vattenlevande
organismer kan vara mer eller mindre konstant exponerade för dem. Viktiga källor
för PAHer är olja, motortrafik och övrig förbränning, samt slitage från asfalt och
däck. Några PAHer är potenta karcinogener och kända inducerare av EROD. PAHexponering kan också ge fortplantningsstörningar hos fiskar. Det finns svenska
undersökningar som visat att PAHer kan orsaka toxiska effekter hos fiskar i vattenmiljöer i tätbefolkade och industrialiserade områden (se avsnitt 6.1).
Sedan 2003 ingår PAH-analyser i blåmussla i det marina miljöövervakningsprogrammet. Femton olika PAHer analyseras i blåmussla från Kvädöfjärden i Östersjön, samt Fladen och Väderöarna på västkusten. Dessutom har genomförts retrospektiva PAH-analyser i blåmussla från Kvädöfjärden i en tidsserie från 1987 till
30
NATURVÅRDSVERKET
Rapport 5908 ● Effekter av miljögifter på däggdjur, fåglar och fiskar i akvatiska miljöer
1999. De flesta PAHer visar en signifikant nedåtgående trend mellan åren 1987 –
2005. Inga PAHer ökar i koncentration under tidsperioden (Bignert et al., 2007a).
SLUTSATSER
Det är en mycket positiv utveckling att halterna av flera klassiska miljögifter,
såsom DDT, PCB, HCHs och HCB, har minskat kraftigt under ett par decennier
och fortsätter att minska i vattenlevande organismer. Det visar att rätt åtgärder ger
resultat på sikt. Miljöövervakningen pekar dock på allvarliga problem med andra
organiska ämnen i biota, som inte minskar som förväntat, eller som ökar på ett
oroväckande sätt.
Dioxinerna är en sådan ämnesgrupp som inte visar någon nedgång sedan mitten
av 1980-talet. På grund av dioxingruppens höga persistens, förmåga att bioackumuleras, och extremt höga toxicitet, så är det av högsta prioritet att identifiera och
åtgärda dagens källor för dioxinbildning och/eller -spridning. Det kan inte uteslutas
att de höga dioxinhalterna i främst Bottenhavet kan ge upphov till toxiska effekter
på fisk och andra organismer.
Andra problem utgör högbromerade flamskyddsmedlet HBCD och gruppen
perfluorerade ämnen (exemplet PFOS), som ökar på ett alarmerande sätt. I båda
fallen krävs resoluta åtgärder i form av förbud för att vända ökningstrenden och få
ned halterna i miljön. För de perfluorerade ämnena är det angeläget med forskning
om möjliga effekter på organismer högt upp i näringskedjan. Även den omfattande
spridningen och de höga halterna av organiska tennföreningar i sediment i svenska
havs- och kustområden är oroväckande och bör föranleda att bättre kunskap tas
fram om dessa ämnens möjliga toxiska effekter hos fisk och fiskätande djur. Den
ständiga och diffusa tillförseln av PAHer som sker till vattenmiljön i urbaniserade
områden kan sannolikt orsaka allvarlig påverkan på fiskar. Forskningsinsatser behövs för att öka kunskapen om förekomst och effekter av PAHer i vattenmiljön.
5.1.3
Nya problemämnen
ÄMNEN SOM HAR INGÅTT I SCREENINGPROGRAM
Inom ramen för Miljöövervakningens Screeningsprogram har en kartläggning skett
av ett stort antal mindre kända miljöfarliga ämnen/ämnesgrupper och möjliga framtida problemämnen som inte har funnits med i löpande miljöövervakningsprogram.
Avsikten är att sammanställa kunskap om dessa ämnen och mäta halter i relevanta
mätmatriser, samt att göra en bedömning av riskerna för främst human exponering.
Resultaten har sammanfattats i tre rapporter från Naturvårdsverket (Rapport 5449,
2005; Rapport 5524, 2006 och Rapport 5744, 2007a).
På basis av resultaten från olika screeningundersökningar under åren 1996 –
2007 har följande fyra ämnen/ämnesgrupper bedömts som mest relevanta för denna
sammanställning om möjliga effekter på organismer i vattenmiljön:
Hexabromcyklododekan (HBCD)
Perfluorerade föreningar (PFAS)
Organiska tennföreningar (OTC)
Läkemedel
31
NATURVÅRDSVERKET
Rapport 5908 ● Effekter av miljögifter på däggdjur, fåglar och fiskar i akvatiska miljöer
Av dessa ämnesgrupper ingår numera HBCD, gruppen PFAS, och vissa organiska
tennföreningar (främst TBT), i den löpande miljögiftsövervakningen och de har
redan behandlats ovan. För läkemedel ges här en kort sammanfattning. För mer
information om nya problemämnen hänvisas till rapporterna från Screeningsprogrammet.
LÄKEMEDEL
Läkemedel i miljön har uppmärksammats mycket under senare år, men våra
kunskaper om spridning och effekter av olika läkemedel är fortfarande mycket
begränsade. Inom Screeningprogrammet har genomförts analys av koncentrationer
av ett antal läkemedelssubstanser i olika medier. Anti-inflammatoriska substanser
(ex. ibuprofen och naproxen) återfanns i högst koncentration. Tetracyklin och
doxycyklin var de vanligast förekommande antibiotiska substanserna, medan progesteron och noretindron var de vanligaste hormonerna i olika miljöprover, såsom
utflöden från reningsverk och sjukhus, samt i lakvatten från deponier och från
djurhållningsanläggningar. I fisk återfanns etinylöstradiol som är ett syntetiskt
östrogen i många p-piller. Koncentrationerna av läkemedel i vatten och sediment
från bakgrundssjöar var oftast under detektionsgränsen.
I ett regeringsuppdrag har Naturvårdsverket bedömt de kommunala avloppsreningsverkens förmåga att ta hand om läkemedelsrester och andra miljöstörande
ämnen (Naturvårdsverket, 2008). Denna utredning presenterar också en sammanställning av dagens kunskap om uppmätta halter av läkemedelsrester i utgående
avloppsvatten, avloppsslam, sediment och fisk, samt om kända effekter av läkemedelsrester i miljön. Den slutsats som kan dras är att det finns risk för att vissa läkemedelsrester kan bioackumuleras och orsaka effekter hos fisk. Det finns flera studier där man i laboratorieförsök funnit effekter av läkemedel i koncentrationer nära
de nivåer som uppmätts i vattenmiljön. I svenska recipienter har man dock hittills
inte kunnat påvisa några allvarliga eller geografiskt utbredda biologiska effekter
som direkt kan kopplas till utsläpp av läkemedelsrester från svenska reningsverk.
De effekter som har observerats i akvatiska miljöer i närområdet utanför reningsverk är främst reproduktionsstörningar hos fisk. Dessa effekter tillskrivs hormonstörande ämnen i avloppsvattnet. Det är dock svårt att koppla effekterna till specifika ämnen, eftersom det utöver humana östrogener eller syntetiska östrogener (ex.
etinylöstradiol) samtidigt förekommer flera andra kända hormonstörande ämnen
(ftalater, nonylfenol m.fl.) i avloppsvattnen. Otvetydigt är dock att etinylöstradiol i
avloppsvatten kan biokoncentreras kraftigt och orsaka östrogena effekter hos fisk
nedströms avloppsreningsverk (Larsson et al., 1999).
Det är angeläget att i fortsatta undersökningar kartlägga hur utbredd spridningen är av olika persistenta läkemedel från reningsverken och andra punktkällor ut i
recipienten. Fler analyser av halter i fisk och annan biota i gradienter från utsläppskällorna bör kunna ge svar på om läkemedelsutsläppen är ett lokalt, regionalt eller
storskaligt problem för vattenlevande organismer. Speciellt fokus bör läggas på de
syntetiska östrogener som redan har visats kunna ge effekter hos fiskar i närheten
av avloppsreningsverk.
32
NATURVÅRDSVERKET
Rapport 5908 ● Effekter av miljögifter på däggdjur, fåglar och fiskar i akvatiska miljöer
ÄMNEN FRÅN NANOTEKNIK
Tillverkningen av nanomaterial ökar snabbt men kunskapen om vilka miljörisker
som nanotekniken medför är ytterst bristfällig. Nanomaterial utgör en heterogen
grupp av ämnen som varierar i storlek (1 till 100 nm) och struktur (t.ex. partiklar,
rör eller trådar). Nanopartiklar kan exempelvis vara rena metaller, metalloxider
eller en form av kol som kallas fullerener. Eftersom gruppen är så heterogen går
det inte att generalisera när det gäller nanomaterials spridning, upptag, distribution
och toxicitet. Det har endast rapporterats ett fåtal ekotoxikologiska studier av nanomaterial. Exempelvis visade en studie på öringabborre (Micropterus salmoides)
att C60-fullerener orsakade oxidativ stress i hjärnan vid en koncentration av 0,5
ppm (Oberdörster, 2004). Kemikalieinspektionen har nyligen i en kunskapssammanställning (Rapport Nr 6/07) framhållit att kunskapen om hälso- och miljörisker
med nanomaterial är bristfällig och att det finns ett stort behov av forskning inom
området.
5.2 Fåglar
5.2.1
Metaller
HALTER AV TUNGMETALLER I FLERA FALL KRING MISSTÄNKTA
EFFEKTNIVÅER
Kvicksilverkoncentrationen i 75 havsörnsägg insamlade längs Östersjökusten 1965
– 1978 var i medeltal 4,6 (1,1 – 12,4) μg/g torrvikt (Helander et al., 1982). I 167
fiskgjuseägg insamlade 1962 – 73 var medelvärdena för kvicksilverkoncentrationen
i 6 olika regioner i Sverige 0,6 – 1,7 μg/g torrvikt (Odsjö & Sondell, 1982). I ägg
av pilgrimsfalk som insamlades under 1971 – 81 var kvicksilverkoncentrationen
i den norra populationen 2,73 μg/g torrvikt och i den södra populationen 2,45 ug/g
torrvikt (Lindberg et al., 1985). Lommar har visats innehålla relativt höga ug/g
koncentrationer kvicksilver och i 7 ägg från smålom insamlade i sydvästra Sverige
1978 – 1991 var medelhalten kvicksilver 9,5 μg/g torrvikt med en variationsbredd
på 6,2 – 14,2 μg/g torrvikt (Eriksson et al., 1992). I storlomsägg var halterna lägre
och skilde sig mellan icke försurade sjöar (1,5 μg/g torrvikt) och försurningspåverkade sjöar (4,0 μg/g torrvikt). I en studie av ägg insamlade 1981 – 1997 var halterna också högre i smålomsägg än i storlomsägg (Eriksson & Lindberg, 2005). Medelhalterna var 6,8 μg/g torrvikt och 2,11 μg/g torrvikt för smålomsägg respektive
storlomsägg insamlade på Sydsvenska Höglandet och 3,04 respektive 1,21 μg/g för
ägg från Svealand. Evers et al. (2003) bedömde risken för störning av fortplantningen hos svartnäbbad islom (Gavia immer) i Nordamerika som mycket stor vid
kvicksilverhalter i äggen över 6,1 μg/g torrvikt. Efter genomgång av ett antal studier rörande effekter av kvicksilver på fåglar drog Thompson (1996) slutsatsen att
kvicksilverkoncentrationer i ägg upp till ungefär 0,5 μg/g färskvikt (cirka 2,5 μg/g
torrvikt) troligen inte har någon större påverkan på reproduktionen. Samma nivå i
ägg, 0,5 μg/g färskvikt, har använts av Giesy et al. (1995) som NOAEC (no observable adverse effect concentration)-värde för embryodödlighet orsakad av kvick-
33
NATURVÅRDSVERKET
Rapport 5908 ● Effekter av miljögifter på däggdjur, fåglar och fiskar i akvatiska miljöer
silver vid en analys av olika miljögifters eventuella effekter på vithövdad havsörn
(Haliaeetus leucocephalus). Halterna i ägg från havsörn, fiskgjuse, pilgrimsfalk,
smålom och storlom i Sverige har alltså i flera fall legat runt den nivå som anses ge
fortplantningseffekter, och i en del fall betydligt högre.
Hos rovfåglar som dör av blyförgiftning ligger blyhalterna i lever och njure
ofta i området 5 till 40 μg/g färskvikt (Franson, 1996). I en studie av 10 döda havsörnar från Östersjöområdet befanns 2 vara blyförgiftade med leverhalter på 11
respektive 21,5 μg Pb/g färskvikt (Krone et al., 2006). Så gott som årligen skickas
det in någon eller några havsörnar till Statens Veterinärmedicinska Anstalt (SVA)
vilka har dött till följd av akut blyförgiftning.
5.2.2
Organiska miljögifter
HALTERNA AV DDE OCH PCB HAR VARIT MYCKET HÖGA
Helander et al. (2002) redovisar halter av DDE i havsörnsägg från olika delar av
landet från mitten av 1960-talet till 1997. Det geometriska medelvärdet för DDEkoncentrationen i ägg från Östersjökusten har kontinuerligt minskat från 743 μg/g
fett (n=6 kullar) för perioden 1965 – 69 till 110 μg/g fett (n=5) för perioden 1995 –
97. Hos det bestånd som finns i Lappland har DDE-koncentrationen kontinuerligt
minskat sedan slutet av 1970-talet. Under perioden 1977 – 79 var DDEkoncentrationen 130 μg/g fett (n=3) och under perioden 1995 – 97 var den 14 μg/g
fett (n=6). I inlandspopulationen i södra och mellersta Sverige har inte någon nedåtgående trend observerats, men endast ett fåtal ägg har analyserats. Fiskgjuseägg
insamlade från 6 olika regioner i Sverige 1970 – 73 analyserades avseende innehåll
av s-DDT och medelkoncentrationen i regionerna var 157 – 277 μg/g fett (Odsjö &
Sondell, 1982). I ägg av pilgrimsfalk som insamlades under 1971 – 81 var DDEkoncentrationen 14,5 μg/g färskvikt i den norra populationen och 22,4 μg/g färskvikt i den södra populationen (Lindberg et al., 1985). Experimentella studier i ett
flertal olika arter har visat att p,p’-DDE kan ge skalförtunning, men det finns
mycket stora skillnader i känslighet mellan olika arter (Lundholm, 1997). Exempelvis visade Mendenhall et al. (1983) i en experimentell studie att skalen hos tornuggla (Tyto alba) var 20 % tunnare än normalt när DDE-koncentrationen i äggen
var 12 μg/g färskvikt. Ett NOAEC-värde för DDE på 3,5 μg/g färskvikt användes
av Giesy et al. (1995) för att bedöma föreningens påverkan på vithövdad havsörn i
Michigan.
Det geometriska medelvärdet för PCB-koncentrationen i havsörnsägg från Östersjökusten minskade från 770 μg/g fett (n=6 kullar) för perioden 1965 – 69 till
390 μg/g fett (n=5) för perioden 1995 – 97 (Helander et al., 2002). Högre värden
uppmättes dock under perioderna 1970 – 74 (1100 μg/g fett, n=27), 1975 – 79
(1000 μg/g fett, n=31) och 1980 – 84 (1000 μg/g fett, n=18). Hos Lapplandsbeståndet var PCB-koncentrationen 250 μg/g fett (n=3) under perioden 1977 – 79 och
under perioden 1995 – 97 var den 51 μg/g fett (n=6). Det fåtal ägg från inlandspopulationen i södra och mellersta Sverige som har analyserats har inte visat någon
nedåtgående trend. Medelkoncentrationerna av PCB i fiskgjuseägg från 6 olika
regioner i Sverige insamlade 1970 – 73 var 60 – 256 μg/g fett (Odsjö & Sondell,
1982). I ägg av pilgrimsfalk från 1971 – 81 var koncentrationen i den norra svenska
34
NATURVÅRDSVERKET
Rapport 5908 ● Effekter av miljögifter på däggdjur, fåglar och fiskar i akvatiska miljöer
populationen 22,8 μg PCB/g färskvikt och i den södra populationen var koncentrationen 57 μg PCB/g färskvikt (Lindberg et al., 1985). Stora artskillnader har visats
hos fåglar när det gäller effekter av PCB och dioxiner. Höns är betydligt mer känsliga
än andra studerade fågelarter för PCB (speciellt de dioxin-lika kongenerna) och
för dioxiner vilket åtminstone delvis kan förklaras av artskillnader när det gäller
Ah receptorernas affinitet till föreningarna (Brunström och Lund, 1988; Karchner
et al., 2006). En studie med injektion av teknisk PCB (Aroclor 1248) i hönsägg
visade att en dos av 5 μg/g färskvikt (ca 50 μg/g fett) orsakade kraftigt förhöjd
embryodödlighet (Brunström & Örberg, 1982). Ett NOAEC-värde på 4 μg PCB/g
färskvikt har använts av Giesy et al. (1995) för att bedöma graden av påverkan av
PCB på vithövdad havsörn i Michigan.
PCB 126 HAR BIDRAGIT TILL HÖGA TEQ-KONCENTRATIONER I
HAVSÖRNSÄGG
PCB 126 är en dioxinlik PCB-kongen som ofta bidrar avsevärt till den totala TEQkoncentrationen i fiskätande fåglars ägg. I ägg från 8 havsörnar i Östersjöområdet
som inte reproducerade sig under perioden 1970 – 76 var koncentrationen PCB 126
mellan 160 och 560 ng/g fett (Helander et al., 2002). Ägg från 5 havsörnar med
god reproduktion under perioden 1987 – 1991 innehöll 79 – 380 ng PCB 126/g fett.
PCB 126 har tilldelats ett TEF-värde på 0,1 för fåglar baserat på resultat från studier där ägg injicerats (van den Berg et al., 1998). Detta innebär att PCB 126 bidrog
med 56 ng TEQ/g fett i ägg från den högst belastade av de studerade örnarna. I en
ägginjektionsstudie på kyckling (injektion dygn 4 och analys dygn 18) gav PCB
126 en frekvens döda embryon på 90 % vid en dos av 2 ng/g färskvikt (ungefär 20
ng/g fett) (Brunström och Andersson, 1988). Hoffman et al. (1996) redovisar ett
LD50-värde på 65 ng/g färskvikt för injektion av PCB 126 i ägg av sparvfalk (Falco sparverius). I litteraturen finns olika beräkningar av vilken lägsta TEQkoncentration som påverkar embryonalutvecklingen hos örnar. Giesy et al. (1995)
och Koistinen et al. (1997) använde ett NOAEC-värde i äggen på 7 pg TEQ/g
färskvikt för att bedöma eventuell påverkan av dioxiner och dioxin-lika föreningar
på vithövdad havsörn i Michigan, respektive havsörnar i Östersjöområdet. Värdet
valdes utifrån data från flera olika arter och ligger mellan den koncentration som
har effekt i toleranta arter som fasan men över värdet för den känsligaste arten
höna. Slutsatsen från studien på havsörn var att det är troligt att TEQkoncentrationerna i äggen är tillräckligt höga för att ge negativa effekter på havsörnarna i Östersjöområdet. Elliott et al. (1996) uppskattade NOEC (induktion av
CYP 1A) för TEQ-koncentrationen i ägg från vithövdad havsörn till 100 pg/g
färskvikt (6 ng/g fett) och LOEC till 210 pg/g färskvikt (12,6 ng/g fett) baserat på
studier av ägg insamlade i kontaminerade områden och kläckta artificiellt.
Hos flera fiskätande fågelarter som häckar i Stora Sjöarna i Nordamerika har
man påvisat reproduktionsproblem och ett sjukdomssyndrom som kallas
GLEMEDS (Great Lakes embryo mortality, edema, and deformities syndrome) har
karaktäriserats (Gilbertson et al., 1991). Symptomen påminner om den s.k. ”chick
edema disease” som drabbade höns exponerade för dioxiner i USA på 1950-talet.
TEQ-koncentrationen i ägg från flera olika fiskätande arter i Stora Sjöarna var 100
35
NATURVÅRDSVERKET
Rapport 5908 ● Effekter av miljögifter på däggdjur, fåglar och fiskar i akvatiska miljöer
– 1000 pg/g färskvikt (bestämt med en bioassay in vitro) vilket motsvarar nivåer
som kan förväntas ge toxiska effekter på embryonerna (Giesy et al., 1994). Några
omfattande undersökningar har inte gjorts i Östersjöområdet men fiskpredatorer
har troligen även här innehållit halter av plana PCBer och dioxiner i nivåer som ger
en toxisk påverkan.
HBCD OCH PFOS ÖKAR I SILLGRISSLA
Ägg av pilgrimsfalk insamlade 1987 – 99 har analyserats avseende bromerade
flamskyddsmedel och i den norra populationen var koncentrationerna av ΣPBDE
och HBCD 2,2 respektive 0,15 μg/g fett, medan motsvarande koncentrationer i den
södra populationen var 2,7 respektive 0,25 μg/g fett (Lindberg m.fl. 2004). Noterbart är att de högbromerade kongenerna BDE-183 och BDE-209 återfanns i äggen.
Den genomsnittliga ökningstakten av HBCD i sillgrissleägg har sedan början av
1970-talet varit cirka 3 % per år och koncentrationen i äggen låg år 2005 på ungefär 0,17 μg/g fettvikt (Bignert et al., 2007a). Det finns inte några studier som indikerar att PBDE eller HBCD ger toxiska effekter vid de koncentrationer som har
uppmätts i fågelägg.
Koncentrationen av PFOS i sillgrissleägg har ökat kraftigt sedan slutet av
1960-talet och koncentrationen i äggen ligger nu runt 1 μg/g färskvikt (Holmström
et al., 2005; Bignert et al., 2007a). Molina et al. (2006) injicerade PFOS i hönsägg
och fann dos-beroende minskning i kläckbarhet och patologiska förändringar i
levern. Baserat på effekterna på äggens kläckbarhet bestämdes LOAEL-värdet till
0.1 µg PFOS/g färskvikt. Reproduktionsstudier i vitstrupig vaktel (Colinus virginianus) gav ett LOAEL-värde i äggens gula på 62 μg/ml medan gräsand var mindre
känslig (Newsted et al., 2005). Dessa data tyder på att halterna av PFAS-ämnen i
fågelägg kan var tillräckligt höga för att ge toxiska effekter hos känsliga arter men
att stora artskillnader i känslighet föreligger.
SLUTSATSER
Halterna av kvicksilver i ägg har i flera undersökningar visats ligga på nivåer som
misstänks kunna orsaka effekter på reproduktionsförmågan. Eftersom kvicksilverkoncentrationerna i många sjöar inte visar någon tydlig minskning är troligen halterna i många fågelarters ägg fortsatt höga. Halterna av DDT-föreningar och PCB
har minskat betydligt i havsörn och andra rovfåglar men har legat på nivåer som
troligen orsakat störningar av fortplantningen. Data från miljöövervakningen visar
ökande halter av HBCD och PFOS i sillgrissleägg vilket kräver fortsatt uppmärksamhet på dessa föreningars halter och eventuella effekter i fåglar och andra djur.
36
NATURVÅRDSVERKET
Rapport 5908 ● Effekter av miljögifter på däggdjur, fåglar och fiskar i akvatiska miljöer
5.3 Däggdjur
5.3.1
Metaller
STOR VARIATION I HALTER AV TUNGMETALLER
Olika metallers koncentrationer i sälar insamlade i svenska vatten 1979 – 1990
analyserades av Frank et al. (1992). Gråsälar hade högre koncentrationer av kvicksilver än vikare, vilka i sin tur hade högre koncentrationer än knubbsälar. Vissa
gråsälshonor hade höga kvicksilver-koncentrationer och det högsta uppmätta värdet
var 730 μg/g färskvikt i levern. Gråsälarna hade också högst leverkoncentrationer
av selen. Nyman et al. (2002; 2003) rapporterade om kvicksilverkoncentrationen i
vikare och gråsälar insamlade i Bottenviken 1996 – 1998. Koncentrationen i lever
från vikare var 53 (6,4 – 124) μg/g färskvikt och i gråsäl var leverkoncentrationen
78 (15 – 348) μg/g färskvikt. I en genomgång av effekter av kvicksilver i marina
däggdjur konstaterar Law (1996) att många marina däggdjur verkar kunna tolerera
relativt höga koncentrationer, och hänvisning ges till att inga tecken på kvicksilverförgiftning kunde konstateras i vikare och storsäl (Erignathus barbatus) med koncentrationer i levern på upp till 420 μg/g färskvikt (Smith & Armstrong, 1978). I
flasknosdelfiner har dock leverpåverkan noterats vid kvicksilverkoncentrationer i
levern på 61 till 443 μg/g färskvikt (Rawson et al., 1993).
Koncentrationen av kvicksilver har analyserats i muskel från 112 uttrar insamlade i Sverige 1970 – 2002 (Idman & Roos 2003). Halterna var 0,35 – 4,61 μg/g
färskvikt (medelhalt: 1,44 μg/g) och varken tidstrend, skillnader mellan norra och
södra Sverige eller könsskillnader kunde urskiljas. Neurokemiska förändringar har
visats uppträda hos minkar vid så låg kvicksilverexponering som 0.1 ppm i födan
(Basu et al., 2007a). Hos flodutter (Lontra canadensis) i Canada som insamlades
2002 – 2004 kunde en negativ korrelation mellan kvicksilverkoncentrationen i
hjärnan och aktiviteten av kolinesteras och monoaminoxidas visas (Basu et al.,
2007b).
I sälar från svenska vatten insamlade 1979 – 1990 hade vikare högst koncentrationer av kadmium i njuren och medelvärdet för 4 vuxna sälar var 2,1 μg/g
färskvikt (Frank et al., 1992). En juvenil vikare hade 13 μg Cd/g färskvikt i njuren.
Nyman et al. (2002; 2003) analyserade kadmiumkoncentrationerna i vikare och
gråsälar insamlade i Bottenviken 1996 – 1998. Koncentrationerna i njure var 2,8
(0,8 – 6,7) μg/g färskvikt respektive 3,4 (1,4 – 7,6) μg/g färskvikt. Law (1996) drog
slutsatsen att njurskador till följd av kadmiumexponering kan börja uppträda vid
koncentrationer över ungefär 20 μg/g färskvikt i levern. Halterna i njure är dock
normalt högre än i levern.
5.3.2
Organiska miljögifter
KONCENTRATIONERNA AV S-DDT OCH PCB HAR SJUNKIT I MARINA
DÄGGDJUR
Blomkvist et al. (1992) rapporterade att både s-DDT och PCB visade klart lägre
medelkoncentrationer i späck från 10 juvenila vikare från Östersjön insamlade
under 1980-talet (13 respektive 17 μg/g fett) jämfört med halten i 7 djur från början
37
NATURVÅRDSVERKET
Rapport 5908 ● Effekter av miljögifter på däggdjur, fåglar och fiskar i akvatiska miljöer
av 1970-talet (120 respektive 84 μg/g fett). En kraftig minskning av s-DDTkoncentrationen i späck från juvenila gråsälar från början av 1970-talet (250 μg/g
fett, n=23) till 1980-talet (35 μg/g fett, n=10) konstaterades också, men någon
minskning av PCB-koncentrationen kunde inte påvisas med säkerhet (93 respektive
77 μg/g fett). DDT-koncentrationen i knubbsälar insamlade under 1980-talet i Skagerrak, Kattegatt och Kalmarsund var 4, 7 och 27 μg/g fett, medan PCBkoncentrationen var 18, 15 och 35 μg/g fett (10 sälar per lokal). En studie av 177
juvenila gråsälar insamlade längs den svenska Östersjökusten 1969 – 97 visade att
s-DDT-koncentrationen årligen hade minskat med 11 % hos 2 – 6 månader gamla
kutar och med 12 % hos 7 – 20 månader gamla juveniler (Roos et al., 1998).
Minskningen överensstämde i stort sett med den årliga minskning av s-DDT som
man funnit hos sillgrissla, strömming och torsk. För PCB däremot var den årliga
minskningen betydligt mindre hos 2 – 6 månader gamla kutar (2 %) och 7 – 20
månader gamla juveniler (4 %) än hos sillgrissla, strömming och torsk (9 – 10 %).
Detta kan indikera att många sälar tidigare innehöll så höga PCB-koncentrationer
att de inte producerade några kutar. Nyman et al. (2002) analyserade PCB- och
DDT-koncentrationerna i leverprover från adulta gråsälar och vikare insamlade i
Bottniska viken 1996 – 98. Jämfört med halterna i vikare insamlade 1973 (Helle et
al., 1976) beräknades s-DDT halterna ha sjunkit med 72 – 85 %. Endast en mindre
nedgång på ungefär 25 % noterades för PCB. Hos gråsäl bedömdes nedgången till
ungefär 90 % för s-DDT och 50 % för PCB jämfört med de halter som rapporterades av Olsson et al. (1974). Biomagnifikationsfaktorn för PCB var högre för gråsäl
än för vikare, medan båda arterna uppvisade betydligt lägre biomagnifikation av
PCB-kongener som saknar eller endast har ett klor i orto-position (dioxin-lika) än
av kongener med två klor i orto-position (Routti et al., 2005). Koncentrationerna av
PCDDs/Fs i de tre sälarterna i Östersjön indikerar att föreningarna inte biomagnificeras och halterna var 14 – 300 pg TEQ/g fett i späck, vilket var ungefär samma
nivåer som i bakgrundslokaler som Spetsbergen (Bignert et al., 1989; de Wit et al.,
1992). Bergek et al. (1992) fann halter av PCDDs/Fs i samma storleksordning, men
vikare hade högre koncentrationer än gråsäl och knubbsäl. Ingen skillnad i koncentrationer noterades mellan knubbsälar som var drabbade av epizootin 1988, och
knubbsälar som inte var drabbade.
Det finns inga tidsserier tillgängliga när det gäller miljögiftskoncentrationer i
tumlare från Östersjön. Berggren et al. (1999) analyserade 6 PCB-kongener (#52,
#101, #118, #138, #153, #180) i 4 vuxna djur från Östersjön insamlade 1988 – 89
och medelkoncentrationen summa-PCB i späcket var 46 μg/g fett. TEQkoncentrationen (plana PCBer + PCDDs/Fs) i tumlarnas späck var 208 pg/g fett. I
tumlare från Kattegatt-Skagerrak var halterna av DDT, PCB och plana PCBer högre i djur insamlade 1978 – 81 än i djur från 1988 – 90. I fyra tumlare från södra
Östersjön insamlade 1991 – 1993 var koncentrationen klordan i späcket 0,5 – 1,2
μg/g fett (Strandberg et al. 1998). I samma djur var PCB-koncentrationen 5,7 – 16
μg/g fett, s-DDT-koncentrationen 3,4 -12 μg/g fett och HCH-koncentrationen 0.08
– 0,19 μg/g fett.
38
NATURVÅRDSVERKET
Rapport 5908 ● Effekter av miljögifter på däggdjur, fåglar och fiskar i akvatiska miljöer
MATNING MED FISK FRÅN WADDENHAVET OCH ÖSTERSJÖN GAV TOXISKA
EFFEKTER HOS KNUBBSÄLAR
En studie av Reijnders (1986) visade att reproduktionen hos knubbsälar var nedsatt
om sälarna matades med fisk från holländska Waddenhavet. Effekterna sattes i
samband med höga koncentrationer av PCB i fisken. Sälarna hade också sänkta
plasmanivåer av retinol och tyroideahormoner jämfört med sälar som matades med
fisk från Atlanten (Brouwer et al., 1989). Matning av knubbsälar med fisk från
Östersjön under 2 1/2 år resulterade i effekter på immunsystemets funktion med
minskad aktivitet av NK-celler och minskad respons hos T-cellerna jämfört med
sälar matade med fisk från Atlanten (De Swart et al., 1996). Effekterna på NK- och
T-cellerna korrelerade med TEQ-koncentrationen i späcket hos sälarna. Knubbsälar
som matats med den kontaminerade fisken från Östersjön uppvisade även försämrad immunrespons mot ovalbumin efter 2 års matning (Ross et al., 1995). Det dagliga TEQ-intaget var 288 ng per säl i gruppen som fick fisk från Östersjön och 29
ng per säl i gruppen som fick fisk från Atlanten. Efter 2 års matning var PCBkoncentrationen i späcket 16,5 μg/g fett och TEQ-koncentrationen 209 pg/g fett.
ÄR UTTRAR LIKA KÄNSLIGA SOM MINKAR FÖR PCB?
Koncentrationerna av s-DDT och PCB i uttrar, som hittats döda efter olyckor
(främst trafikdödade djur), har minskat betydligt under perioden 1970 – 2004
(Roos et al., 2001; Bisther & Roos, 2006). Det är dock mycket stor variation i koncentrationen hos olika individer. Hos djur insamlade i norra Sverige under 1970talet, 80-talet, 90-talet och 2000 – 2004 var medianvärdena för PCBkoncentrationen 27 (4,7 – 140, n=21), 22 (3,3 – 290, n=14), 8,9 (0,6 – 75, n=36)
respektive 6,6 μg/g fett (1,2 – 78, n=12). I södra Sverige var medianvärdena för
PCB-koncentrationen under motsvarande perioder 67 (5 – 217, n=19), 33 (9 – 237,
n=7), 14 (0,7 – 149, n=26) och 8,6 μg/g fett (5,2 – 47, n=14). Koncentrationen
s-DDT har också minskat kontinuerligt men har hela tiden varit betydligt lägre än
PCB-koncentrationen. Det högsta medianvärdet för s-DDT, 2,6 μg/g fett, noterades
för djur insamlade i södra Sverige under 1970-talet. De minskade koncentrationerna av s-DDT och PCB överensstämmer i stort sett med de sänkta koncentrationer
av s-DDT och PCB som noterats i fisk från norra och södra Sverige.
Ett antal utfodringsförsök på minkar har visat att exponering för fisk från Stora
Sjöarna i Nordamerika påverkar minkarnas reproduktionsförmåga (Aulerich &
Ringer, 1977; Hornshaw et al., 1983; Heaton et al., 1995). När minkar under 18
månader fick föda innehållande karp från Saginaw Bay (Lake Huron, USA) var
överlevnaden tydligt försämrad hos valpar till honor exponerade för 0,5 mg PCB
per kilo föda, vilket ungefär motsvarar att djuren dagligen exponeras för 0,1 mg
PCB (Restum et al., 1998). Förutom PCB innehöll karparna dioxiner och pesticider. I en studie över 18 månader där minkhonor exponerades för teknisk PCB
(Clophen A50) som blandades i födan gav exponering för 0,1 mg PCB per dag
effekter på ungarnas överlevnad och tillväxt (Brunström et al., 2001). PCBkoncentrationen i muskel från moderdjuren var då ungefär 12 μg/g fett. I studien
drogs slutsatsen att det var de dioxin-lika kongenerna som orsakade toxiciteten och
ett LOAEL-värde på 2,9 ng TEQ/djur/dag beräknades, vilket ungefär motsvarar 22
39
NATURVÅRDSVERKET
Rapport 5908 ● Effekter av miljögifter på däggdjur, fåglar och fiskar i akvatiska miljöer
pg TEQ per gram föda (färskvikt). Som jämförelse kan nämnas att den högsta tilllåtna TEQ-koncentrationen i fisk som saluförs inom EU är 8,0 pg/g färskvikt. Inom
EU har det tolerabla dagsintaget av TEQ för människor satts till 2 pg/kg kroppsvikt, främst baserat på data från studier i gnagare.
I en studie av Brunström et al. (1998) extraherades levrar från minkar som exponerats för 0,1 och 0,3 mg PCB per dag och extrakten testades in vitro med avseende på dioxinlik aktivitet. Extrakt gjordes också från levrar från uttrar insamlade i
Sverige i början av 1990-talet. Den dioxin-lika aktiviteten i leverextrakten från
uttrar med hög PCB-belastning var högre än i extrakten från minkar som exponerats för den högre dosen PCB. Minkarna som exponerades för den högre dosen
producerade inte några ungar som överlevde det första dygnet (Brunström et al.,
2001). Resultaten visar att svenska uttrar har innehållit dioxin-lika föreningar i
koncentrationer som i experimentellt exponerade minkar helt slår ut reproduktionen. Studier i Nederländerna visar att det främst är PCB 126 som bidrar till
TEQ-koncentrationen i uttrar och att biomagnifikationen av PCB 126 från fisk till
utter är högre än från fisk till mink (Traas et al., 2001).
KAN METABOLITER AV POPS UTGÖRA ETT PROBLEM?
I späck från 4 adulta gråsälshonor från Östersjön som insamlades 1979 – 89 och
som hade ocklusioner var koncentrationen av metylsulfonyl-PCB 110 μg/g fett
(Haraguchi et al., 1992). Koncentrationen metylsulfonyl-DDE i samma individer
var 6 μg/g fett. I tre tumlare från svenska västkusten insamlade 1996 analyserades
bl.a. metylsulfonmetaboliter av PCB och DDE (Karlson et al., 2000). Den högsta
totala koncentrationen av de analyserade metylsulfonerna i muskel var 0,27 μg/g
fett. En utter från norra och en från mellersta Sverige insamlade 1990 analyserades
av Bergman et al. (1994) avseende koncentrationen metylsulfonyl-PCB. Halterna i
de två uttrarna var 0,6 respektive 0,2 μg/g fett i muskel och 13 respektive 14 μg/g
fett i lever. I en långtidsstudie på minkar exponerades hondjur under 12 månader
för 0,1 mg per dag av en blandning av 15 olika PCB-metylsulfoner och metylsulfonyl-DDE i proportioner motsvarande de man funnit i sälar från Östersjön (Lund et
al., 1999). Exponeringen resulterade i kraftig induktion av cytokrom P450 mätt
som PROD-aktiviteten i levermikrosomer. Ökad förmåga hos levern att bryta ned
progesteron och sänkta plasmanivåer av tyroideahormoner noterades också. Studien inkluderade en reproduktionssäsong och ungarna föddes efter nästan ett års
exponering för metylsulfonblandningen. Även ungarna uppvisade kraftigt förhöjd
PROD-aktivitet. Koncentrationen av metylsulfoner efter exponeringen var 18 respektive 82 μg/g fett i muskel och lever hos moderdjuren och 21 respektive 28 μg/g
fett i muskel och lever hos ungarna. Metylsulfonyl-DDE är kraftigt binjuretoxisk
hos mus och mitokondrieskador har påvisats efter en engångsdos så låg som 3
mg/kg kroppsvikt (Jönsson et al., 1991).
ETT STORT ANTAL ORGANISKA MILJÖGIFTER ÅTERFINNS I SÄLAR OCH
UTTRAR
Gråsälshonor insamlade i Östersjön 1979 – 90 indelades i 5 grupper med olika
hälsostatus och samlingsprover av 3 – 5 individer analyserades avseende toxafen,
40
NATURVÅRDSVERKET
Rapport 5908 ● Effekter av miljögifter på däggdjur, fåglar och fiskar i akvatiska miljöer
klordanföreningar och polybromerade difenyletrar (Andersson & Wartanian,
1992). Högst koncentrationer i späcket återfanns hos den grupp som innehöll sälar
med dålig näringsstatus, tumörer i uterus, livmoderförträngningar och binjurebarksförtjockning, och den gruppen uppvisade toxafenkoncentrationen 10 μg/g fett,
klordankoncentrationen 54 μg/g fett och PBDE-koncentrationen 1,5 μg/g fett. Trettionio uttrar insamlade 1991 – 2004 har analyserats med avseende på bromerade
flamskyddsmedel (Bisther & Roos, 2006). Den högsta koncentration som noterades
för summan av de tre dominerande kongenerna, PBDE-47, PBDE-100 och PBDE153, var 1,7 μg/g fett. Koncentrationen HBCD låg under detektionsgränsen utom i
åtta av uttrarna, samtliga från Småland.
OROANDE ÖKNING AV PFOS-KONCENTRATIONEN I SVERIGES UTTRAR
Koncentrationen PFOS i lever från 27 gråsälar från Bottniska viken varierade mellan 140 och 360 ng/g färskvikt och i 25 vikare var koncentrationen 130 – 1100 ng/g
färskvikt (Kannan et al., 2002). Kallenborn et al. (2004) rapporterade PFOSkoncentrationer på 331, 422 och 537 ng/g färskvikt i lever från 3 svenska gråsälar,
medan koncentrationen i 5 danska knubbsälar var 565 – 977 ng/g färskvikt. Analys
av perfluorerade ämnen i levrar från 54 svenska uttrar insamlade mellan 1972 och
2006 visade halter av PFOS på mellan 300 och 8300 ng/g färskvikt (Roos et al.,
2007). Högst halter hittades i djur från södra och mellersta delarna av landet och de
drygt 20 studerade ämnena visade årliga koncentrationsökningar på 7 – 32 %.
Kannan et al. (2006) fann att koncentrationen av både PFOS (<1 – 884 ng/g färskvikt) och PFOA (<5 – 147 ng/g färskvikt) hos havsutter (Enhydra lutris nereis) i
Kalifornien var signifikant associerad med dödlighet orsakad av någon typ av infektion. Orsakssambanden är dock oklara.
SLUTSATSER
Metallhalterna i Östersjöns sälar skiljer sig kraftigt mellan olika individer och en
del av individerna har innehållit koncentrationer av kvicksilver som eventuellt
orsakar toxiska effekter. Halterna av de klassiska miljögifterna har kontinuerligt
sjunkit i sälarna även om nedgången för PCB har varit långsammare än för s-DDT.
Dioxiner och dioxin-lika PCBer verkar inte biomagnifieras i sälar på samma sätt
som PCB-kongener som har två eller flera klor i orto-position. Experimentella
studier på sälar och minkar tyder på att sälarna i svenska vatten har varit exponerade för PCB i koncentrationer som ger toxiska effekter. Även de svenska uttrarna
har innehållit höga PCB-halter och en del individer uppvisar fortfarande hög PCBbelastning. Hos uttrar verkar de dioxin-lika PCB-kongenerna biomagnifieras i betydligt högre grad än hos sälar. Koncentrationen av perfluorerade ämnen i uttrarna
har ökat kraftigt sedan början av 1970-talet.
41
NATURVÅRDSVERKET
Rapport 5908 ● Effekter av miljögifter på däggdjur, fåglar och fiskar i akvatiska miljöer
6 Observerade toxiska effekter/
patologiska förändringar
I avsnittet behandlas effekter på individnivå vilka har påvisats i fältstudier. Här
inkluderas också biomarkörsresponser, t.ex. EROD-induktion, där tolkningen av de
toxikologiska och biologiska konsekvenserna av responsen är svårbedömda. Vissa
biologiska effekter har bara påvisats i närområdet av en punktkälla och det är i flera
fall oklart hur geografiskt spridda och allvarliga effekterna är. Vidare är organismerna oftast exponerade för komplexa blandningar av en mängd miljöföroreningar
och det är därför svårt att koppla observerade effekter till en specifik förening.
6.1 Fiskar
I Sverige har sedan 1970-talet använts biokemiska, fysiologiska, morfologiska och
histopatologiska biomarkörer för att studera hälsoeffekter på fisk som exponeras
för enskilda toxiska ämnen eller komplexa industriutsläpp i både kontrollerade
laboratorieexperiment och fältundersökningar på fisk som lever i förorenade recipienter (Bengtsson et al., 1975; Larsson, 1975; Larsson et al., 1985; Förlin et al.,
1986; Andersson et al., 1988; Bengtsson et al., 1988; Lindesjöö & Thulin, 1994;
Förlin et al., 1995; Förlin & Norrgren, 1998; Noaksson, 2003; Sturve et al., 2005;
Hansson et al., 2006a; Hansson et al., 2006b; Linderoth et al., 2006). Sedan 1988
används sådan metodik inom Naturvårdsverkets integrerade fiskövervakning för att
följa hälsotillståndet hos fisk i marina kustreferensområden (Sandström et al.,
2005; Larsson et al., 2007a). Detta avsnitt sammanfattar studier i svenska vattenmiljöer där olika toxiska effekter och patologiska förändringar kunnat påvisas hos
vildlevande fisk. Dessutom redovisas liknande fältobservationer i andra länder och
relevanta exempel på toxiska effekter av miljögifter som observerats i laboratorieexperiment.
6.1.1 Effekter av skogsindustriutsläpp - förr och idag
Under 1983/84 inleddes omfattande undersökningar på stationär fisk, abborre, i
recipienten för Norrsundets sulfatmassafabrik. Klorblekeriutsläppet från fabriken
gav upphov till mycket allvarliga effekter på fisk (Andersson et al., 1988). Leverförstoring och kraftig ökning av EROD-aktiviteten i levern indikerade att fisken
exponerats för och påverkats av potenta inducerande organiska ämnen, sannolikt
klorerade substanser i utsläppen. Hämmad tillväxt av könsorganen och reducerad
könshormonnivå i blodet pekade på fortplantningsstörningar. Störd kolhydratmetabolism, förändringar i vita blodcellsbilden som tydde på nedsatt immunförsvar,
störd jonbalans och stimulerad produktion av röda blodceller var andra typiska
effekter. Histopatologiska studier i samma recipient visade grava fenskador, skelettförändringar och deformerade käkben hos olika fiskarter (Lindesjöö & Thulin,
1992; Lindesjöö & Thulin 1994; Lindesjöö et al., 1994). Studier i andra klorbleke-
42
NATURVÅRDSVERKET
Rapport 5908 ● Effekter av miljögifter på däggdjur, fåglar och fiskar i akvatiska miljöer
rirecipienter har visat hög frekvens av grava skelettskador hos hornsimpor (Bengtsson, 1991).
I parallella fiskekologiska studier i recipienten till Norrsundet kunde försenad
könsmognad och hämmad gonadtillväxt, kraftigt minskad yngelproduktion, tillväxtstörningar hos vuxen fisk, ökad mortalitet, låga tätheter av abborre och andra
arter, och förskjuten balans mellan olika fiskarter påvisas (Neuman & Karås., 1988;
Sandström et al., 1988; Karås et al., 1991). Sammantaget visade alltså fältundersökningarna i recipienten för denna massafabrik allvarliga effekter på fisk från
subcellulär nivå till populations- och samhällsnivå. De påvisade effekterna var
också dosberoende med de flesta och kraftigaste effekterna i närområdet 2 – 5 km
från utsläppet. Många av effekterna kunde påvisas upp till 8 – 10 km från fabriken,
där avloppsvattnet hade en utspädning på mer än 1100 ggr. Exakt vilken eller vilka
kemiska substans(er) i klorblekeriavloppsvattnet som orsakade effekterna kunde
aldrig klarläggas.
De observerade effekterna visade sig inte vara unika för fisk i recipienten för
Norrsundets Bruk. Senare undersökningar utanför andra svenska massafabriker och
uppföljande laboratorieförsök med fisk som exponerades för avloppsvatten från
klorblekerier, gav en liknande effektbild. En kartläggning utanför flera fabriker
längs Bottenhavskusten visade dessutom att vissa effekter, bland annat ERODinduktion, kunde spåras hos fisk upp till 2 – 4 mil från fabrikerna (Förlin et al.,
1991; Balk et al., 1993; Förlin et al., 1995). Många av effekterna har senare observerats också vid ett antal nordamerikanska massafabriker (Hodson et al., 1992;
Servos et al., 1992; Munkittrick et al., 1992; 1994; 2003).
Oron över klorblekeriutsläppens allvarliga effekter tvingade fram en snabb teknikutveckling inom skogsindustrin med successiv avveckling av klorgasblekningen
och andra åtgärder för att reducera utsläppen av klorhaltigt material och organisk
substans. Vid upprepade undersökningar i Norrsundet 1988, 1990, 1993 och 1995
kunde observeras en positiv återhämtning av fiskarnas hälsotillstånd och av fisksamhället i recipienten. År 1995 hade de flesta effekter försvunnit och de som var
kvar (t.ex. svag EROD-induktion, något försenad könsmognad och svag störning
av yngelproduktionen) kunde bara observeras i närområdet (Sandström, 1995;
Larsson et al., 2003). Senare års undersökningar av fiskars hälsotillstånd i svenska
skogsindustrirecipienter har visat varierande resultat alltifrån inga observerade
negativa hälsoeffekter eller fortplantningsstörningar hos tånglakar utanför Södra
Cell Mörrum och Nymölla bruk i Blekinge (Blekingekustens Vattenvårdsförbund,
2005) till låga eller måttliga störningar hos tånglakar utanför Mönsterås (Förlin et
al., 2007). De effekter som noterades i sistnämnda recipient under 2006 var att
fiskarnas antioxidantförsvar var svagt påverkat och att leverns EROD-aktivitet
ånyo visade en ökning jämfört med de närmast föregående åren. Några tecken på
hormonstörningar eller påverkan på fortplantningen kunde inte påvisas.
Utöver nämnda kvarvarande svaga effekter så har man på senare år kunnat påvisa hormonstörningar hos fisk utanför massafabriker och hos laboratorieexponerad
fisk (McMaster et al., 1991; van der Kraak et al., 1992; Munkittrick et al., 1994;
Cody & Bortone, 1997; Karels et al., 2001; van den Heuvel & Ellis, 2002). Dessa
störningar misstänks vara orsakade av steroler i utsläppen. Dessa ämnen finns na-
43
NATURVÅRDSVERKET
Rapport 5908 ● Effekter av miljögifter på däggdjur, fåglar och fiskar i akvatiska miljöer
turligt i veden. Vissa av dem liknar steroidhormoner och de kan ha såväl maskuliniserande som feminiserande verkan på fiskar. Utanför en massafabrik i Sverige
har observerats skeva könskvoter hos tånglake med en onormalt stor andel hanyngel (Larsson et al., 2000; Larsson & Förlin, 2002). Effekten misstänks vara orsakad
av testosteronliknande ämnen i avloppsvattnet. I en laboratoriestudie med zebrafisk
bekräftades att avloppsvatten från samma fabrik innehöll ämnen med androgena
effekter som resulterade i ett ökat antal hanfiskar. Man fann också förhöjda halter
av vitellogenin (guleprotein) hos fiskarna, vilket indikerar att det även förekom
ämnen med östrogen aktivitet i samma avloppsvatten (Örn et al., 2006). Svenska
skogsindustriavloppsvatten har också i andra laboratoriestudier visats ge upphov
till androgena effekter hos guppy (Larsson et al., 2002) och storspigg (Katsiadaki et
al., 2002). Mycket talar för att framtida effektstudier och kontrollprogram i recipienter för skogsindustrier främst bör fokusera på att fånga upp hormonstörningar
och påverkan på fiskens fortplantning.
6.1.2 Tidigare observerade subletala effekter av metaller
Under 1970- och 80-talet genomfördes ett antal basala laboratorie- och fältundersökningar på fisk som exponerades för metaller. Dessa studier har givit goda kunskaper om vilka förgiftningssymptom som enskilda metaller eller metaller i komplexa blandningar kan ge upphov till hos fisk.
Vid laboratorieförsök påvisades grava effekter på fisk som exponerats för kadmium. Symptomen liknar de som observerats hos kadmiumexponerade däggdjur.
Kraftiga jonbalansrubbningar, anemi, diabetessymtom, påverkat immunförsvar och
ryggradskador var typiska effekter efter exponering för låga kadmiumkoncentrationer i vattnet (5 – 500 μg/l) (Bengtsson et al., 1975; Larsson et al., 1976). Vissa
effekter kunde påvisas efter långtidsexponering i kadmiumkoncentrationer som
ligger cirka 5000 ggr lägre än akuttoxiciteten (96-h LC50) för kadmium hos fisk.
Vid fältstudier i en kadmiumkontaminerad recipient, Emån, observerades en liknande men något svagare effektbild hos abborre nedströms kadmiumkällan (Sjöbeck et al., 1984).
Hos fiskar som i laboratorieförsök under lång tid exponerats för bly observerades en kraftig hämning av enzymet ALA-D i blodet, störd kolhydratmetabolism,
jonbalansrubbningar och ryggradsdeformationer (Larsson et al., 1985). Vid motsvarande studier i den blybelastade recipienten för Laisvalls blygruva kunde flera
av dessa symptom påvisas hos sik (Haux et al., 1986).
Undersökningar har även genomförts för att påvisa effekter av komplexa
metallutsläpp på fisk. Fältstudier under 1980-talet i recipienten för Rönnskärsverken och i sjöar som kontaminerats av luftburna metaller från denna industri
visade att abborrar som exponerats för metallutsläppen hade nedsatt immunförsvar
och jonbalansstörningar, samt en markant hämning av enzymet ALA-D i blodet
(Larsson et al., 1985). Dessutom observerades hög frekvens av ryggradsskador hos
hornsimpor i recipienten (Bengtsson et al., 1988).
Uppföljande laboratorieförsök med ett artificiellt ”avloppsvatten” från Rönnskärsverken konfirmerade flera av de effekter som hade observerats i recipienten
och i kontaminerade sjöar (Larsson et al., 1985). De kraftiga utsläppsreduktioner
44
NATURVÅRDSVERKET
Rapport 5908 ● Effekter av miljögifter på däggdjur, fåglar och fiskar i akvatiska miljöer
som därefter skett vid Rönnskärsverken har sannolikt eliminerat nämnda effekter.
Möjligen kan man förvänta sig att hitta någon kvarvarande effekt hos stationär fisk
i närområdet till fabriken.
6.1.3 Är observerade effekter på fisk i sjön Molnbyggen unika?
Under 1990-talets första hälft upptäckte lokalbefolkningen djupa sår på fiskar i
sjön Molnbyggen i Leksands kommun. Misstankar fanns att skadorna kunde bero
på att kemikalier läckt från en närbelägen avfallsdeponi vid Lindbodarna. Mellan
åren 1996 och 2001 bedrevs undersökningar för att noggrannare karakterisera skadorna och hitta vad som orsakat dem.
Vid dessa studier fann man inte bara hög frekvens av sår och fenskador på
fiskar utan också en rad toxiska effekter och tecken på fortplantningsstörningar
(Naturvårdsverket, Rapport 2002; Noaksson, 2003; Noaksson et al., 2005). Abborrar i sjön uppvisade förminskad lever, förhöjda enzymaktiviteter i levern och
förekomst av DNA-addukter, vilket indikerade påverkan av toxiska ämnen. Dessutom fann man att ca 75 % av abborrhonorna i Molnbyggen inte hade utvecklat
sina romsäckar och inte gått till lek, jämfört med 4 % i en referenssjö. Samma höga
frekvens av icke lekmogna honor observerades även hos bäckröding i Våtån, som
rinner från avfallsdeponin till Molnbyggen. Analyser av hormoner i blodet hos
abborrhonor i Molnbyggen och bäckröding i Våtån indikerade att fiskens produktion av manliga könshormoner var störd. Även i honfiskar är manliga könshormoner av stor betydelse, speciellt för den tidiga äggutvecklingen. Störd syntes av
androgener tolkades som den mest sannolika mekanismen bakom de observerade
fortplantningsstörningarna (Noaksson et al., 2001; Noaksson et al., 2003; Noaksson
et al., 2004; Noaksson et al., 2005). Detta tyder på att fisken troligen exponerats för
något hormonstörande ämne som läckt ut från avfallsdeponin. Några andra verksamheter eller möjliga källor som kan läcka miljögifter finns inte kring sjön.
Det är klarlagt att lakvatten har läckt ut i sjön Molnbyggen via bäckar, men att
detta upphörde 1999 (Naturvårdsverket, Rapport 2002). Det är inte ovanligt att
lakvatten från avfallsdeponier innehåller ämnen (ex. ftalater, nonylfenol, tributyltenn och vissa läkemedel) som kan påverka hormonsystemen hos fiskar. Analyser
av det aktuella lakvattnet och lakvattensediment från deponin i Lindbodarna visade
förekomst av ett stort antal miljöskadliga ämnen, men i låga halter. Bland de analyserade ämnena har man inte kunnat peka ut något som säkert kan kopplas till de
observerade skadorna på fisken (Naturvårdsverket, Rapport 2002; Noaksson,
2003).
Vid kompletterande studier i fem andra sjöar som var kontaminerade av lakvatten från soptippar observerades likartade toxiska effekter, fortplantningsstörningar
och sår hos abborrhonor i sjön Nedre Vättern i Skinnskattebergs kommun. Detta
tyder på att effekterna som observerats i Molnbyggen inte är unika. För att bedöma
tillståndet i fisksamhällena har genomförts standardiserade provfisken i Molnbyggen och ett antal andra sjöar som kontaminerats av lakvatten. Fisksamhället i
Molnbyggen och Nedre Vättern uppvisade inga eller obetydliga avvikelser från vad
som kan förväntas i en opåverkad sjö av likartad karaktär. De observerade skador-
45
NATURVÅRDSVERKET
Rapport 5908 ● Effekter av miljögifter på däggdjur, fåglar och fiskar i akvatiska miljöer
na hade således inte lett till några nämnvärda effekter på populationsnivå (Appelberg et al., 2000a; Dahlberg, 2001).
Exemplet Molnbyggen visar att det kan förkomma bristfällig uppsamling och
hantering av lakvatten från avfallsdeponier och att detta kan orsaka spridning av
toxiska och hormonstörande ämnen som orsakar effekter på organismer i närliggande sjöar. Det är inte heller säkert att en behandling av sådana lakvatten i kommunala reningsverk är tillräckligt effektiv för att eliminera de miljöfarliga ämnena.
6.1.4
Är fiskar i vattnen kring Stockholm allvarligt påverkade av
miljögifter?
Under åren 1999 – 2001 genomförde forskare vid Stockholms universitet en unik
undersökning på fisk i vattnen kring Stockholm. Vanligen studeras effekter på fisk
och andra organismer i närheten av en specifik punktkälla som släpper ut ett begränsat antal miljöfarliga ämnen. I detta fall valdes en hel storstad som en stor
diffus punktkälla som sprider ut en mycket komplex blandning av merparten av de
miljöstörande kemikalier som används i vårt samhälle. Totalt 800 abborrar fångades in och undersöktes vid fyra lokaler i en gradient från centrala Stockholm och
46 km in i Mälaren, och vid 6 lokaler i en andra gradient från centrala Stockholm
och 84 km österut till de yttersta öarna i Stockholms skärgård. Ett batteri av biokemiska och fysiologiska biomarkörer användes för att studera hälsotillståndet hos
fiskarna. Man mätte också halten av välkända miljögifter (PCB, DDT, HCH och
HCB) i muskel hos fisken för att få en uppfattning om hur persistenta miljögifter
sprids i undersökningsområdet (Linderoth et al., 2006; Hansson et al., 2006b).
Resultaten visar att fisken i vattnen kring Stockholm var påtagligt stressade av
föroreningsbelastningen. De uppvisade en rad effekter som tyder på en relativt
kraftig exponering för miljöstörande ämnen. Bland effekterna kan nämnas minskad
kroppstillväxt, störd fettomsättning, förhöjd aktivitet hos avgiftningsenzymet
EROD och hög halt av DNA-addukter, vilket indikerar exponering för potenta
miljögifter. En hämmad aktivitet av acetylcholinesteras signalerar att nervsystemet
kan vara påverkat. Dessutom påvisades förminskade romsäckar och en ökad frekvens av icke könsmogna honabborrar. Halten av DDT och PCB, som användes
som föroreningsindikatorer, var 10 – 28 ggr respektive 7 – 15 ggr högre hos abborre i vattnen kring Stockholm än hos abborre i bakgrundsområden i Östersjön. Däremot var halterna av HCH och HCB jämförbara med bakgrundsnivåerna i Östersjön.
De mest uttalade effekterna återfanns i centrala Stockholm med avtagande effekter in i Mälaren och ut mot Stockholms skärgård. Förvånande var dock att vissa
effekter, som de observerade störningarna på fortplantningen, var lägre i mellanskärgården och ökade när man kom ut i ytterskärgården. Detta indikerar att det i
dessa områden sannolikt blir en påspädning av olika föroreningar från Östersjön.
Den här typen av undersökningar ger ofta inte svar på vilket eller vilka ämne(n)
som orsakar de påvisade effekterna. Däremot indikerar de att en storstad som
Stockholm är en stor och diffus källa för ett stort antal antropogena ämnen som
används i samhället. De visar också att det är lång väg kvar innan miljömålet Giftfri miljö är uppnått. Exemplet med undersökningarna i Stockholm pekar också på
46
NATURVÅRDSVERKET
Rapport 5908 ● Effekter av miljögifter på däggdjur, fåglar och fiskar i akvatiska miljöer
vikten av att genomföra standardiserad miljöövervakning i hårt belastade områden i
anslutning till storstäder, vid flodmynningar och andra komplext förorenade områden. Det är kanske i just sådana områden som uppföljningen av miljömålen bör äga
rum.
6.1.5 Fler exempel på toxiska effekter på fiskar i förorenade områden
Det finns ett stort antal exempel på lokala och regionala undersökningar där toxiska
effekter och patologiska förändringar hos fisk har kunnat påvisas. Det kan gälla
resultat från lokala recipientkontrollprogram för miljöstörande verksamheter (ex.
industrier, reningsverk, och avfallsdeponier) eller från olika vattenvårdsförbunds
regionala kartläggningar av tillståndet i vattenmiljön. Det är omöjligt att i denna
kunskapssammanställning täcka upp och redovisa alla sådana lokala och regionala
undersökningar. I detta avsnitt har valts ut fyra exempel som genomförts i relativt
starkt förorenade områden och som omfattat undersökningar där ett batteri av biomarkörer använts för att fånga upp ett bredare spektrum av toxiska effekter och
patologiska förändringar.
SUBLETALA EFFEKTER PÅ FISK FÖRE OCH EFTER SANERING AV PCBKONTAMINERADE SEDIMENT I JÄRNSJÖN
Under 1993 och 1994 genomfördes en omfattande sanering av Järnsjön i Emåns
vattensystem. Järnsjön innehöll cirka 400 kg PCB som långsamt läckte ut från
sedimenten till Emån (Gullbring et al., 1998). Den primära källan för PCB var ett
tidigare pappersbruk som använt återvunnet pappersavfall som innehållit PCB i
självkopierande papper. Före och efter saneringen genomfördes analyser av PCB i
vatten, sediment och fisk (Bremle & Larsson, 1998; Bremle et al., 1998). Dessa
analyser visade att saneringen hade varit framgångsrik och medfört kraftigt minskade PCB-halter i sediment och vatten, samt att PCB-koncentrationen i fisk hade
halverats två år efter slutförda åtgärder.
Med hjälp av fysiologiska och histopatologiska biomarkörer studerades effekter
av PCB-exponering på fisk två år före saneringen (1991), under saneringen (1993
och 1994) och två år efter saneringen (1996). Vid undersökningarna hölls regnbågar under 4 veckor i nätburar i den PCB-kontaminerade Järnsjön, samt uppströms
och nedströms. Före sanering hade fiskarna efter 4 veckors exponering för PCB i
Järnsjön fått 2 – 3 ggr högre EROD-aktivitet i lever, makroskopiska skador, såsom
hudsår och fenerosion, samt en hög förekomst av degenerade och nekrotiska leverceller. Under saneringen 1993 och 1994 förstärktes dessa effekter. Utöver högre
EROD-aktivitet (3 – 5 ggr), observerades en förminskad lever, histologiska förändringar i lever och gallgång, samt ökad aktivitet av enzymet aspartataminotransferas
(ASAT) i blodet. Effekter kunde också spåras hos regnbåge i nätburar nedströms
Järnsjön, vilket indikerar att muddringen i sjön medfört att en del kontaminerat
material transporterats ut i Emån. Två år efter avslutad sanering var ERODaktiviteten fortfarande svagt förhöjd hos fiskar både i Järnsjön och vid stationer
nedströms i Emån, men inga histopatologiska förändringar kunde påvisas (Blom et
al., 1998).
47
NATURVÅRDSVERKET
Rapport 5908 ● Effekter av miljögifter på däggdjur, fåglar och fiskar i akvatiska miljöer
Hälsotillståndet studerades också före och efter saneringen hos abborre som fångades i Järnsjön, samt uppströms och nedströms (Förlin & Norrgren, 1998). Vid undersökningen 1991 påvisades histologiska förändringar i gälar och lever hos abborrar i Järnsjön. Anmärkningsvärt var att EROD-aktiviteten inte var förhöjd hos de
kroniskt PCB-exponerade abborrarna. Kompletterande studier visade att leverns
EROD-CYP1A system hos abborren från Emån inte var inducerbart med kända
inducerare (Förlin & Celander, 1995). En laboratoriestudie kunde också visa att
förlängd exponering av fisk för PCB försämrade inducerbarheten markant hos
CYP1A-systemet (Celander & Förlin, 1995). Två år efter saneringen bedömdes
abborrarna som normala och vid god hälsa i Järnsjön. En observerad hög frekvens
av onormala gonaderna hos några honabborrar i de nedre delarna i Emån indikerade att andra faktorer än PCB-saneringen, t.ex. exponering för kadmium och andra
metaller, sannolikt påverkat dessa fiskar.
Båda typerna av fiskundersökningar som genomfördes i samband med saneringen av Järnsjön visade att PCB-exponeringen i vattensystemet före åtgärderna
orsakade påtagliga biokemiska störningar och vävnadsförändringar och att dessa
hade reducerats eller försvunnit helt ett par år efter genomförda åtgärder.
VISKAN - EN STARKT FÖRORENAD RECIPIENT SOM PÅVERKAR FISKENS
HÄLSA OCH FORTPLANTNING
Ett flertal miljöutredningar har visat att ån Viskan och fyra utvidgningar (sjöar) av
denna söder om Borås har starkt förorenade sediment (Länsstyrelsen i Västra Götaland, 2003). De föroreningar som uppmätts i förhöjda halter är främst tungmetaller
(ex. krom och bly), olja, PAHer, dioxiner, klorerade pesticider (ex. dieldrin och
DDT-metaboliterna DDE och DDD), och bromerade flamskyddsmedel (både lågbromerade och högbromerade). Dessa ämnen härrör från olika industriella verksamheter i Boråsområdet och främst från tidigare textilindustrier.
I ett par studier har olika biomarkörer mätts på fisk i Viskan för att ta reda på
om de förorenade sedimenten eller pågående utsläpp ger upphov till toxiska effekter. Under hösten 2002 jämfördes hälsotillståndet hos abborre som fångats i Djupasjön strax nedströms Borås med abborrar från en referenssjö, Öresjö (Förlin et al.,
2003). Undersökningsmaterialet var begränsat, men gav ändå tydliga signaler om
toxiska effekter. Abborrarna i Djupasjön hade en mycket kraftig EROD-induktion i
levern (ca 13 ggr förhöjning) som tyder på att de exponerats för ämnen som tillhör
gruppen PAHer och/eller plana klorerade ämnen. Referensabborrarna hade helt
normala, höga halter av vitellogenin (guleprotein) i blodet och väl tillväxande
könskörtlar (gonader) vid höstprovtagningen, medan de exponerade abborrarna i
Djupasjön hade mycket låga halter av vitellogenin och små outvecklade könskörtlar (ca 1/5 av normal storlek). Detta indikerar att gonadutvecklingen är hämmad
och att fortplantningsförmågan kan vara allvarligt nedsatt.
I en annan hälsoundersökning på fisk 2002 sattes regnbågar ut i burar i referenssjön Öresjö och vid fyra olika lokaler i Viskan nedströms Borås. Fiskarna exponerades under 9 dagar. Fiskar på de fyra lokalerna nedströms Borås hade 16 – 28
ggr förhöjd EROD-aktivitet i levern, vilket tyder på en kraftig exponering för inducerande ämnen i Viskan. Mätningar av PAH-metaboliter i gallan visade att fiskarna
48
NATURVÅRDSVERKET
Rapport 5908 ● Effekter av miljögifter på däggdjur, fåglar och fiskar i akvatiska miljöer
nedströms hade mycket höga halter. Detta tyder på att PAHer eller PAH-liknande
ämnen kan vara en bidragande orsak till den förhöjda EROD-aktiviteten (Förlin et
al., 2003). En intressant observation var att regnbågar som exponerats i burar närmast Borås hade mycket höga vitellogeninhalter i blodet, vilket tyder på att de kan
ha påverkats av ämnen med en östrogenliknande effekt. En tänkbar källa till sådana
ämnen (ex. östrogener från kvinnor, syntetiska östrogener från p-piller, nonylfenol
och mjukgöraren bisfenol A) kan vara det kommunala reningsverket i Borås.
Den påvisade EROD-responsen överensstämmer väl med resultat från en annan
studie på regnbåge som exponerats i burar i Viskan uppströms och nedströms
Borås (Jönsson et al., 2002). I detta fall användes en metod där EROD-aktiviteten
mäts i gälfilament, som en känslig biomarkör för vattenburna inducerande ämnen.
EROD-aktiviteten i gälfilament var kraftig inducerad hos de burutsatta fiskarna
nedströms Borås. Laboratorieförsök med regnbågar som exponerades för vatten
från Viskan visade att EROD i gälarna blev snabbt inducerad av potenta ämnen i
åvattnet (Jönsson et al., 2002).
Sammantaget visar de här redovisade studierna att föroreningar i Viskan, både
gamla synder som fortfarande finns kvar i sedimenten och pågående utsläpp från
olika verksamheter, påverkar fiskarna i vattensystemet. Resultaten indikerar att de
exponeras för potenta miljögifter och att de är kraftigt påverkade av hormonstörande ämnen som kan störa fortplantningen.
HUR PÅVERKAD ÄR FISKEN I SUNDSVALLSBUKTEN?
Sundsvallsbukten är ett av de mest industriexploaterade områdena i Sverige.
Skogsindustrier (massafabrik, pappersbruk och träbearbetande industri), kemisk
industri och aluminiumsmältverk är tunga industriverksamheter som under många
decennier orsakat stora utsläpp av miljöfarliga ämnen i Sundsvallsbukten. Kraftfulla utsläppsbegränsande åtgärder har dock under senaste 15 – 20 åren minskat belastningen från punktkällor och diffusa källor. En samlad beskrivning och utvärdering av miljötillståndet i området har genomförts på uppdrag av Sundsvallsbuktens
Vattenvårdsförening (Grahn et al., 2005).
Vid studier av fiskars hälsotillstånd i Sundsvallsbukten i mitten av 1990-talet
fann man en kraftig förhöjning av DNA-addukter i lever hos abborre och gädda
närmast en industri som släpper ut PAHer. Förekomsten av DNA-addukter avtog
längs en gradient från PAH-källan 25 km ut mot de yttre delarna av Sundsvallsbukten. Resultaten tyder på en PAH-inducerad genotoxisk effekt hos fiskar i området. I
de inre delarna av gradienten observerades också en påtaglig degeneration av leverceller hos abborre. Dessutom noterades en långsammare tillväxt hos fisken vid de
tre innersta fångststationerna. Sammantaget indikerar resultaten att fiskar i den
undersökta PAH-gradienten uppvisar tilltagande toxisk påverkan in mot PAHkällan och Sundsvalls centrala delar (Ericson et al., 1998).
Vid två senare fiskundersökningar i Sundsvallsbukten (Ottosson & Härdig,
1999; Härdig & Ottosson, 2004) observerades små histopatologiska skillnader och
svaga effekter på röda blodcellsbilden. Dessutom var vitellogeninhalten i blodet
förhöjd hos hanfiskar i de inre delarna av Sundvallsbukten. Sistnämnda resultat
antyder att fisken är exponerad för hormonstörande ämnen.
49
NATURVÅRDSVERKET
Rapport 5908 ● Effekter av miljögifter på däggdjur, fåglar och fiskar i akvatiska miljöer
Sammanfattningsvis visar genomförda undersökningar att i stora delar av Sundsvallsbukten är fiskar inte påverkade av toxiska ämnen, men lokalt i närheten av
utsläppskällor så observeras allvarliga effekter som tyder på att fiskarna är exponerade för både toxiska och hormonstörande ämnen.
HUR REAGERAR FISK PÅ MUDDRING I GÖTEBORGS HAMN?
Göteborg har Skandinaviens största hamn. Hamnområdet är också mynningsområde för Sveriges vattenrikaste älv, Göta älv, vars avrinningsområde utgör ca 10 % av
landets yta.
Sedimenten i mynningsområdet och hamnen är mycket kraftigt kontaminerade
med höga koncentrationer av flera antropogena ämnen, såsom PAHer, PCBer,
dioxiner, TBT och många metaller (Brack & Stevens, 2001; Magnusson et al.,
1996; Brack, 2002). Tester har visat att sedimenten har en mycket hög toxicitet på
grund av föroreningsbelastningen.
Undersökningar på tånglakar från Göta älvs mynningsområde visade att de var
kraftigt exponerade för miljöstörande ämnen och uppvisade tydliga toxiska effekter
(Förlin et al., 2000). En förhöjd EROD-aktivitet, ökad DNA-addukthalt samt förekomst av celldöd och makrofagscentra i levern tyder på en påverkan av potenta
ämnen såsom PAHer, och/eller plana dioxinliknande ämnen. Kemiska analyser
som gjordes på gallvätska visade på höga halter av vissa PAH-substanser och hydroxylerade metaboliter av PAHer. I gallproverna påvisades också ämnen med känd
östrogen verkan (nonylfenol och bisfenol A) samt det bakteriedödande ämnet triklosan.
Under 2003 utfördes en mycket omfattande muddring i Göteborgs hamn. Ett
batteri av biomarkörer användes för att studera hälsotillståndet hos tånglake före
och under muddringen (Sturve et al., 2005). Undersökningarna som gjordes innan
arbetena startade visade att fiskar på tre lokaler i Göteborgs hamnområde och dess
närhet är kroniskt påverkade av både organiska ämnen och metaller. Under muddringsaktiviteterna förstärktes biomarkörresponsen påtagligt. Förhöjd ERODaktivitet och nivå av cytokrom P4501A i levern indikerade en ökad exponering för
PAHer. Ökad exponering för metaller återspeglades i förhöjt genuttryck för metallotionein. En minskad lysosomal membranstabilitet hos tånglakarna under muddringen indikerade en ökad celltoxicitet.
Resultaten visar att muddringsverksamheten medfört att miljöstörande ämnen i
sedimenten fått en omfattande spridning i området och framkallat förstärkta toxiska
effekter hos fisk. Anmärkningsvärt är att även tånglakar i nationella referensområdet i Fjällbacka, 15 mil norr om Göteborg, under tiden för muddringen uppvisade ett antal liknande men svagare biomarkörresponser (såsom ökad ERODaktivitet, minskad lysosomal membranstabilitet, förekomst av DNA-addukter, och
förändrade vitellogeninhalter i blodet) jämfört med de effekter som observerades
hos fiskar nära muddringsområdet. Dessa resultat antyder att aktiviteter i ett starkt
förorenat område som Göteborgs hamn kan påverka fiskar inte bara i närområdet
utan också längs stora delar av västkusten norr om Göteborg.
50
NATURVÅRDSVERKET
Rapport 5908 ● Effekter av miljögifter på däggdjur, fåglar och fiskar i akvatiska miljöer
6.1.6 Hormonstörningar och fortplantningsproblem hos fisk
Effekter av enskilda kemikalier eller komplexa föroreningsutsläpp på fiskars fortplantningsfunktion och fekunditet är allvarliga störningar som på sikt skulle kunna
resultera i förändringar på populationsnivå. Sådana miljögiftsinducerade populationsförändringar är dock mycket svåra att påvisa eftersom förändringarna sällan
kan isoleras från många andra faktorer och olika ekologiska interaktioner. Det finns
därför få studier som har visat att en störd fortplantning hos fiskar har resulterat i
en minskad population. Tidigare nämnda observationer i recipienter för klorblekeriutsläpp under 1980-talet (se avsnitt 6.1.1) är ett unikt exempel där fortplantningstörningar på individnivå, nedsatt yngelproduktion och minskad fiskpopulation
kunde påvisas längs en föroreningsgradient. Ett annat exempel på senare år är störningarna av kustfiskrekryteringen i vissa av Östersjöns ytterskärgårdar där en
minskad yngelproduktion lett till kraftiga populationsminskningar (se avsnitt 7.1). I
detta fall tycks dock fortplantning, embryonalutveckling och kläckning av fiskyngel vara helt normala. Den minskade rekryteringen av kustfisk beror således inte på
en störd fortplantningsfunktion utan är sannolikt resultatet av brist på djurplankton
som gör att fiskyngel svälter ihjäl. Det har inte heller kunnat påvisas någon direkt
koppling av rekryteringsstörningarna till miljögiftsbelastningen.
Den allvarligaste och mest storskaliga fortplantnings-/utvecklingsstörning som
drabbat fiskar i svenska vatten är det s.k. M74-syndromet hos Östersjölax. Denna
svårförklarade sjukdom beskrivs i nedanstående avsnitt. Därefter presenteras andra
observerade störningar på fiskars fortplantningsfunktion, som ofta är förknippade
med utsläpp av olika hormonstörande kemikalier i vattenmiljön.
M74-SYNDROMET - EN MYSTISK SJUKDOM HOS LAXAR
År 1974 observerades allvarliga sjukdomssymptom och en kraftigt förhöjd dödlighet hos Östersjölaxens gulesäcksyngel. Sjukdomen fick benämningen M74syndromet, där M står för ”miljöbetingad” och 74 anger det årtal (1974) då den
upptäcktes (Norrgren et al., 1993). M74 påvisades först i laxodlingar, men det har
visat sig att även den naturliga laxrekryteringen är påverkad. Sjukdomen drabbar
Östersjölaxens yngel i gulesäcksstadiet, d.v.s. under den period då ynglen fortfarande lever på den näring de fått med sig i rommen (Norrgren et al., 1993; Bengtsson et al., 1999). M74-syndromet har observerats hos gulesäcksyngel av Östersjölax i svenska och finska älvar. Däremot tycks syndromet inte drabba Östersjölax i
älvar i Polen och Lettland, lax på svenska västkusten eller lax i Vänern (sammanfattat av Vuori & Nikinmaa, 2007). Symptom som påminner om M74 förekommer
även hos havsöring i Östersjön, men i mer begränsad omfattning. M74-syndromet
visar också stora likheter med Early Mortality Syndrome (EMS) hos laxfiskar i
Stora Sjöarna i Nordamerika och Finger Lakes i New York (Fitzsimons et al.,
1999). Svenska undersökningar har visat att omfattningen av M74 uppvisar stora
variationer mellan åren. Före 1974 var mortaliteten hos laxyngel obefintlig eller på
en mycket låg nivå, medan mellan 25 och 80 % av laxkullarna kunde vara drabbade under 1990-talet. Därefter har yngeldödligheten sjunkit betydligt (Bengtsson et
al., 1999; Vuori & Nikinmaa, 2007). Olika aspekter av M74-syndromet har stude-
51
NATURVÅRDSVERKET
Rapport 5908 ● Effekter av miljögifter på däggdjur, fåglar och fiskar i akvatiska miljöer
rats ingående i det svenska forskningsprojektet FiRe (presenterat i temanummer av
Ambio, Vol. 28, No 1, 1999).
Symptomen hos M74-ynglen är väl beskrivna (Lundström et al., 1998; Lundström et al., 1999). Mellan 3 och 5 veckor efter kläckning drabbas ynglen bland
annat av hyperaktivitet, okoordinerade rörelser, stört simbeteende, hyperpigmentering av huden, nedsatt resorption av gulesäcken, långsammare hjärtrytm, och
onormala inre blödningar. Patologiska förändringar, såsom leverskador och döda
celler i hjärnan, har också dokumenterats hos sjuka yngel. Även den vuxna avelslaxen av båda könen uppvisar påtagliga neurologiska störningar.
Den primära orsaken till M74 är inte klarlagd. Det är dock väl belagt att en
avgörande faktor bakom symptomen är brist på tiamin (vitamin B1) hos ynglen
(Amcoff et al., 1999). Även de lekmogna honorna och deras rom har låga nivåer av
tiamin. Utvecklingen av sjukdomen kan förhindras genom behandling av den
vuxna fisken och gulesäcksyngel med tiamin. Detta är således en möjlig behandlingsform i kompensationsodlingar om utbrotten av M74 ökar. Däremot är sådan
behandling inte möjlig att genomföra för den naturligt lekande populationen av
Östersjölax. Den bakomliggande orsaken till tiaminbristen är fortfarande ett
mysterium. En förklaring som ofta förs fram är att den skulle bero på storskaliga
förändringar i näringsväven i Östersjön, vilka resulterat i lågt tiamininnehåll eller
ökad förekomst av tiaminnedbrytande enzymer i laxens födoorganismer. Det har
även visats att oxidativ stress och låga halter av antioxidanter, som astaxantin och
karotenoider, har betydelse för utvecklingen av de symptom som är förknippade
med M74-syndromet (Lundström et al., 1999; Pettersson & Lignell, 1999; Vuori &
Nikinmaa, 2007).
Miljögifter finns också med i bilden som en möjlig bidragande faktor till utvecklingen av M74 hos Östersjölax och även EMS hos laxfiskar i nordamerikanska
sjöar (Bengtsson et al., 1999; Fitzsimons et al., 1999). Motstridiga resultat har
rapporterats från analyser av klorerade och bromerade ämnen hos friska laxhonor
respektive honor vilkas yngel utvecklar M74. I en svensk undersökning (Asplund
et al., 1999) observerades inga skillnader i koncentrationer av ett flertal kända klorerade och bromerade ämnen mellan de två grupperna. Däremot har en annan studie visat en positiv korrelation mellan M74-dödlighet och halter av polyklorerade
dibensofuraner, plana PCBer, och andra klorerade ämnen i muskel hos lax från en
finsk älv (Vourinen et al., 1997). Östersjön och Stora Sjöarna i Nordamerika är
relativt slutna vattensystem som är kraftigt kontaminerade med halogenerade organiska miljögifter. Även om det inte har kunnat påvisas något entydigt samband
mellan M74 och specifika organiska halogenföreningar, så kan man inte utesluta
interaktioner mellan exponering för kända organiska miljögifter och andra faktorer,
eller att idag okända ämnen är involverade i och bidrar till utvecklingen av M74syndromet (Hylland et al., 2003; Vuori & Nikinmaa, 2007).
M74-syndromet utgör ett allvarligt hot mot den vilda laxstammen i Östersjön.
Det är därför angeläget med fortsatt bred forskning för att klarlägga möjliga orsaker till och mekanismerna bakom denna mystiska och storskaliga fortplantnings/utvecklingsstörning.
52
NATURVÅRDSVERKET
Rapport 5908 ● Effekter av miljögifter på däggdjur, fåglar och fiskar i akvatiska miljöer
TVÅKÖNADE FISKAR OCH ANDRA FORTPLANTNINGSSTÖRNINGAR
I tidigare avsnitt har presenterats några exempel på hur vildlevande fiskar efter
exponering för komplexa utsläpp uppvisar tecken på störd fortplantning. Hos fiskar
i förorenade områden, såsom Molnbyggen (avsnitt 6.1.3), vattnen kring Stockholm
(avsnitt 6.1.4) och ån Viskan (avsnitt 6.1.5) har påvisats ofullständigt utvecklade
gonader. Löpande effektövervakning i referensområden i Egentliga Östersjön och
Bottniska viken har visat att abborre successivt har fått allt mindre gonader under
perioden 1988 – 2007 (se nedan 6.1.7). Dessa observationer tyder på en hämmad
gonadutveckling eller försenad könsmognad. Ytterligare indikationer på fortplantningsstörningar hos olika fiskarter i Östersjön har sammanfattats av Norrgren et al
(1998). Nämnda observationer är allvarliga varningssignaler om att fortplantningsförmågan hos fiskar kan vara försämrad både i opåverkade referensområden och i
komplext förorenade områden.
Ett flertal studier i andra länder har påvisat reproduktionstörningar hos vildlevande fiskar och dessa störningar har ofta kopplats till utsläpp av hormonstörande
ämnen, s.k. endocrine disrupting chemicals (EDCs). I många europeiska älvar har
man observerat förhöjd frekvens av intersex, d.v.s. tvåkönade fiskar (Jobling et al.,
1998; van Aerle et al., 2001; Vigano et al., 2001; Vethaak et al., 2002). Det finns
även undersökningar som visar att fiskar i marina kustområden uppvisar liknande
fortplantnings- och utvecklingsstörningar (Minier et al., 2000; Gercken & Sordyl,
2002; Kirby et al., 2004; Gercken et al., 2006). Tvåkönighet och liknande effekter
har oftast observerats i anslutning till utsläpp från kommunala reningsverk och
satts i samband med exponering för potenta kemiska ämnen som liknar kroppens
egna könshormoner. De flesta studier har fokuserat på utsläpp av ämnen med
östrogen aktivitet i halter som gör att unga fiskar och hanfiskar börjar producera
vitellogenin, ett ägguleprotein som normalt bara förekommer hos könsmogna honfiskar. Sådana östrogena effekter har observerats hos regnbågar och karpar som
exponerats i nätburar nedströms kommunala reningsverk i England (Purdom et al.,
1994; Harries et al., 1996; Harries et al., 1997). I Sverige har en studie visat att
syntetiska östrogener kan biokoncentreras mycket kraftigt och orsaka östrogena
effekter hos regnbåge som exponerats i nätkassar nedströms ett kommunalt avloppsreningsverk (Larsson et al., 1999). Ett flertal östrogena ämnen (naturliga
östrogener som östradiol och estron, syntetiska östrogener som etinylöstradiol, 4oktylfenol och 4-nonylfenol, bisfenol A och ftalater) har påvisats i avloppsvatten
från kommunala reningsverk (Desbrow et al., 1998; Lye et al., 1999; Ternes et al.,
1999; Larsson et al., 1999; Körner et al., 2000; Sprengler et al., 2001). Även utsläpp från pappersmassaindustrier har orsakat östrogena effekter hos fiskar (Mellanen et al., 1999; Tremblay & van der Kraak, 1999; van den Heuvel & Ellis, 2002).
Under senare år har även ämnen som liknar det manliga könshormonet testosteron påvisats i avloppsvatten från kommunala reningsverk (Thomas et al., 2002).
Dessutom tyder maskulinisering av fiskar i recipienten för pappersmassafabriker i
USA (Cody & Bortone, 1997; Bortone & Cody, 1999) och skev könskvot hos tånglake med en onormalt stor andel hanyngel utanför en svensk massaindustri (Larsson et al., 2000; Larsson & Förlin, 2002; Förlin et al., 2004) på exponering för
ämnen med androgen aktivitet. Sistnämnda observation om androgen effekt hos
53
NATURVÅRDSVERKET
Rapport 5908 ● Effekter av miljögifter på däggdjur, fåglar och fiskar i akvatiska miljöer
fisk har bekräftats i olika laboratorieexperiment där storspigg (Katsiadaki et al.,
2002), guppy (Larsson et al., 2002) och zebrafisk (Örn et al., 2006) exponerats för
avloppsvatten från samma svenska massafabrik. Det tyder på att det i avloppsvattnen från skogsindustrier kan finnas potenta androgener som troligen bildas från
naturliga växtsteroler i vedråvaran.
I syfte att kartlägga förekomsten av hormonstörande ämnen och deras effekter
på fiskars fortplantning har en omfattande studie genomförts i ett 10-tal recipienter
för reningsverk och massaindustrier längs Östersjökusten (Pettersson et al., 2007).
Hos juvenil storspigg som fångades nära utsläppen mättes halter av spiggin respektive vitellogenin. Dessutom bestämdes könskvoter och förekomst av intersex. Vidare analyserades halterna av ämnen med östrogen respektive androgen aktivitet i
gallvätska från abborrar i närheten av utsläppen. Inga tecken på östrogena eller
androgena effekter kunde påvisas hos storpiggen i de undersökta recipienterna. I
gallan hos abborre observerades inte heller några förhöjda halter av naturliga eller
syntetiska östrogena eller androgena ämnen. Resultaten visar att endokrina störningar av den typ som observerats hos fiskar utanför liknande punktkällor i andra
länder inte kunde påvisas i de undersökta kustområdena i Östersjön.
Effekter på fiskars könsutveckling av östrogena och androgena ämnen i avloppsvatten från reningsverk och industrier tycks alltså idag inte vara ett utbrett
problem i svenska vatten. Detta antagande stöds av en studie där regnbågar sattes
ut i nätkassar utanför ett 30-tal svenska reningsverk. Endast i några enstaka fall
kunde förhöjda halter av vitellogenin påvisas (Norrgren, 2001). Detta tyder på att
vi har en relativt väl fungerande biologisk rening vid de flesta svenska reningsverk
och att vi till skillnad från många andra länder har mycket vatten som gör att utspädningen av avloppsvattnet är stor. Även effekterna av hormonstörande ämnen
från moderna massaindustrier i Sverige tycks vara ett problem som främst är begränsat till närområdet.
Sammanfattningsvis tyder genomförda undersökningar på att omfattningen av
reproduktionsstörningar hos fisk utanför enskilda punktkällor (ex. reningsverk,
pappersmassaindustrier) i svenska vattenmiljöer är mindre än i många andra länder
och att sådana effekter i den mån de förekommer har en begränsad geografisk utbredning närmast utsläppen.
6.1.7 Hur frisk är kustfisken i ”opåverkade” referensområden?
Inom den marina kustfiskövervakningen har känsliga biomarkörer använts sedan
1988 för att följa hälsotillståndet hos fisk i opåverkade referensområden. Hälsoundersökningarna syftar till att påvisa och följa negativa och/eller positiva förändringar av miljötillståndet i våra kustområden (Sandström et al., 2005; Hansson et
al., 2006a; Larsson et al., 2007a). Årliga provtagningar görs på abborre vid Holmöarna i Bottniska viken, på abborre och tånglake vid Kvädöfjärden i Egentliga
Östersjön, på abborre vid Gåsefjärden/Torhamn i Blekinges skärgård och på tånglake i skärgården utanför Fjällbacka.
För såväl abborre som tånglake uppvisar de flesta biomarkörer relativt små variationer mellan åren och inga signifikanta trender kan urskiljas. Detta indikerar en
god hälsostatus hos de båda fiskarterna i de undersökta kustreferensområdena jäm-
54
NATURVÅRDSVERKET
Rapport 5908 ● Effekter av miljögifter på däggdjur, fåglar och fiskar i akvatiska miljöer
fört med de störningar av hälsotillståndet som kan påvisas hos fiskar i förorenade
områden. Mätdata för några biomarkörer talar dock emot denna positiva bedömning av fiskens hälsotillstånd och signalerar istället att fisken är påverkad av en
ökad exponering för något eller några miljögift(er).
I Kvädöfjärden har EROD-aktiviteten i levern hos abborre ökat successivt med
ca 7 % per år fram till år 2000 och sedan planat ut på en tre gånger högre nivå än i
slutet av 1980-talet (Fig. 6). Även vid Holmöarna har en tendens till ökning observerats under senare år. Resultaten tyder på att fisken exponeras för ökande halter av
miljögifter som inducerar EROD, t.ex. vissa PAHer, dioxiner eller andra halogenerade ämnen. Eftersom halterna av de flesta organiska miljögifter minskar i Östersjön, så kan den ökade EROD-aktiviteten vara ett tecken på att fiskarna exponeras
för något eller några miljögift(er) som idag inte analyseras inom miljögiftsövervakningen (Hansson et al., 2006a; Larsson et al., 2007a).
EROD, Kvädöfjärden
0,3
0,25
0,2
0,15
0,1
0,05
0
88 89
90 91
92 93
94 95
96 97
98 99
00 01
02 03
04 05
06 07
EROD, Holmöarna
0,25
0,2
0,15
0,1
0,05
0
93
94
95
96
97
98
99
00
01
02
03
04
05
06
07
Figur 6. Förhöjd EROD-aktivitet i lever hos abborre från Kvädöfjärden och Holmöarna.
(Källa: Larsson et al., 2007b)
Storleken på abborrhonornas könskörtlar/gonader har minskat successivt och de är
nu drygt 30 % mindre än i början av 1990-talet både vid Kvädöfjärden och Holmöarna (Fig. 7). Mindre könskörtlar kan vara en indikation på en försenad årlig
könsmognad eller hämmad gonadutveckling, och en allvarlig varningssignal om att
fortplantningsförmågan kan vara försämrad. Även abborre från Gåsefjärden, som
hittills bara övervakats i 5 år, har lika små gonader som abborre från de två andra
kustområdena. Att samma effekt förekommer i olika referensområden kan tyda på
55
NATURVÅRDSVERKET
Rapport 5908 ● Effekter av miljögifter på däggdjur, fåglar och fiskar i akvatiska miljöer
en storskalig förändring i havsmiljön. Det är fortfarande oklart om den observerade
minskningen beror på miljögiftsexponering eller om det finns andra förklaringar
(Larsson et al., 2007a).
GSI, Kvädöfjärden
9
8
7
6
5
4
3
2
1
0
88
89
90
91
92
93
94
95
96
97
98
99
00
01
02
03
04
05
06
07
GSI, Holmöarna
8
7
6
5
4
3
2
1
0
93
94
95
96
97
98
99
00
01
02
03
04
05
06
07
Figur 7. Gonadstorleken (GSI) hos abborre från Kvädöfjärden och Holmöarna har minskat
påtagligt under mätperioden. (Källa: Larsson et al., 2007b)
Uppföljande studier pågår för att spåra om det är exponering för något nytt miljögift som ligger bakom den förhöjda EROD-aktiviteten och om denna miljögiftsexponering i så fall även kan förklara effekten på abborrarnas gonader. Undersökningar görs också för att utröna vilka konsekvenser den minskade gonadstorleken
kan ha på fortplantningen.
Ytterligare en biomarkör, kloridkoncentrationen i blodet, uppvisar en signifikant ökande trend från 1988 till 2006 hos abborre i Kvädöfjärden. Förändringen
kan inte förklaras av förändrad salthalt i vattnet under perioden. Mer sannolikt är
att fisken exponerats för något ämne som påverkar jonregleringen. En möjlig förklaring kan vara den markanta ökningen av kadmiumhalterna hos abborre som
observerades under hela 90-talet (Bignert et al., 2007b; Larsson et al., 2007a).
Långtidsexponering för kadmium kan påverka kloridjonregleringen hos fiskar
(Larsson et al., 1976).
Hos tånglake både i Västerhavet och i Östersjön har under senare år observerats
en ökad andel vita blodceller (Larsson et al., 2007a). Orsaken till denna ökning är
inte klarlagd, men en möjlig hypotes är att vita blodcellsbilden påverkas av övergödning och algblomning längs våra kuster. Eftersom kadmiumhalten i tånglake
56
NATURVÅRDSVERKET
Rapport 5908 ● Effekter av miljögifter på däggdjur, fåglar och fiskar i akvatiska miljöer
ökat under senare år både på västkusten och i Östersjön (Bignert et al., 2007a) kan
det inte heller uteslutas att kadmium utövar en påverkan på fiskens immunförsvar.
Såväl tidigare laboratoriestudier (Larsson et al., 1985) som fältundersökningar i
Emån (Sjöbeck et al., 1984) visade att en av de mest påtagliga effekterna av kadmiumexponering av fisk var en ökning av antalet lymfocyter i blodet.
En annan noterad förändring är att tånglakarnas kroppsstorlek minskar successivt. Denna storleksförändring kan vara ett resultat av den ökande vattentemperaturen och minskande populationsstorlekar (Larsson et al., 2007a). Tånglaken är en
kallvattenart som missgynnas av stigande vattentemperatur.
Tydliga tidstrender har även observerats för ett par biologiska variabler hos de
fiskindivider som analyseras för klororganiska föreningar inom miljögiftsövervakningen (Bignert et al., 2007a). Fiskens kondition, mätt som konditionsfaktor baserad på relationen mellan fiskens vikt och längd, uppvisar en signifikant nedåtgående trend hos abborre och tånglake vid Holmöarna i Bottniska viken och hos
strömming från de flesta fångstlokalerna i Östersjön. Även fettinnehållet i muskel
hos strömming visar anmärkningsvärda minskningar från cirka 4 – 5 % till 2 – 3 %
i de flesta tidsserier (åren 1978 – 2005). I Egentliga Östersjön tycks dock minskningen i fettinnehållet ha avstannat under senaste decenniet. Även abborrar i Bottniska viken och i Egentliga Östersjön, samt tånglakar i Bottniska viken och på
västkusten visar signifikant minskat fettinnehåll i muskel. Vad som är den direkta
orsaken till den sjunkande konditionsfaktorn och det kraftigt minskade fettinnehållet hos fisk i Östersjön är inte klarlagt. Det är inte sannolikt att det skulle vara en
effekt av miljögiftsexponering utan mer talar för att förändringarna är kopplade till
de storskaliga förändringar som ägt rum i Östersjöns ekosystem och som påverkat
balansen mellan olika fiskarter och deras födoorganismer.
6.2 Fåglar
6.2.1 Äggskalen har varit förtunnade hos flera arter
Tunnskaliga ägg från svenska pilgrimsfalkar har noterats i museimaterial från så
långt tillbaka i tiden som 1947 (Artdatabanken, SLU 2006). En skalförtunning på
15 – 20 % ledde till försämrad ungproduktion vilket i sin tur ledde till en minskning av den svenska populationen av pilgrimsfalk. Mätningar av skaltjockleken hos
ägg från fiskgjuse visade att skal från perioden 1947 – 67 i medeltal var ungefär 13
% tunnare än skal från perioden 1860 – 1946 (Odsjö, 1971). Odsjö och Sondell
(1982) rapporterade att skal från okläckta fiskgjuseägg insamlade 1962 – 73 var
ungefär 11 % tunnare än skal insamlade före 1947. Skal från krossade ägg från
1962 – 73 var dock hela 20 % tunnare än skalen från tiden innan 1947. Reproduktionsframgången hos fiskgjusarna var negativt korrelerad med s-DDT- och Hgkoncentrationerna i äggen, men inte med PCB-koncentrationen. Andra arter i Sverige som har visats vara drabbade av skalförtunning efter introducerandet av DDT
är brun kärrhök, tordmule och sillgrissla (Odsjö & Johnels, 1972; Andersson et al.,
57
NATURVÅRDSVERKET
Rapport 5908 ● Effekter av miljögifter på däggdjur, fåglar och fiskar i akvatiska miljöer
1974). Äggskalstjockleken hos sillgrisslor från Stora Karlsö har kontinuerligt undersökts sedan 1968 och började tydligt öka i mitten av 1980-talet (Fig. 8).
Shell thickness (mm)
Shell weight (g)
15
3.6
.70
3.4
14
.65
Shell index
3.2
13
.60
3.0
2.8
12
.55
2.6
11
.50
.45
2.4
72 77 82 87 92 97 02
10
72 77 82 87 92 97 02
2.2
72 77 82 87 92 97 02
Figur 8. Tidstrender för skaltjocklek, skalvikt och skalindex hos sillgrissleägg från Stora Karlsö.
Horisontella linjer för skaltjocklek och skalindex indikerar värdena för 61 ägg insamlade 1861 –
1945. (Figur från A. Bignert)
Ett flertal studier har gjorts för att undersöka effekterna av p,p’-DDE på skalbildningen hos fåglar. Olika arter uppvisar mycket stora skillnader i känslighet och de
vanliga laboratoriearterna höns och japansk vaktel har låg känslighet (Lundholm,
1997). Ankor är mer känsliga och Lundholm har i en serie experiment visat att
p,p’-DDE, men inte p,p’-DDT, o,p’-DDT eller o,p’-DDE, ger skalförtunning hos
ankor och att en möjlig mekanism är påverkan på prostaglandinsyntesen i skalkörtelns slemhinna.
Exponering för östrogena föreningar under embryonalperioden kan påverka
skalbildningen hos den vuxna fågeln. I en studie av Holm et al. (2006) exponerades
hönsembryon för o,p’-DDT under utvecklingen i äggen och de kläckta kycklingarna följdes sedan till vuxen ålder. Äggen från de vuxna hönorna hade förtunnade
skal och sämre förmåga att stå emot tryck än ägg från kontrollhönor. Dessutom var
enzymet karbanhydras påverkat i fåglarnas skalkörtel. Studien visar att skalförtunning kan uppkomma som en utvecklingstoxikologisk effekt till följd av exponering
för östrogen-lika föreningar men den dos av o,p’-DDT som användes var betydligt
högre än den förväntade exponeringen hos vilda fåglar.
6.2.2 Reproduktionen hos havsörnen har återhämtat sig - nästan
Helander et al. (1982) jämförde produktiviteten (antal ungar per par och år) hos sex
olika havsörnspopulationer och fann att produktiviteten var lägst i de populationer
där koncentrationerna av DDE och PCB var högst. Högst produktivitet uppvisade
en population på Grönland och produktiviteten var lägst vid svenska Östersjökus-
58
NATURVÅRDSVERKET
Rapport 5908 ● Effekter av miljögifter på däggdjur, fåglar och fiskar i akvatiska miljöer
ten. Reproduktionen hos havsörn i Sverige har övervakats sedan 1964 (Helander et
al., 2002). De variabler som undersöks är andelen reproducerande par i beståndet
och kullstorleken. Fortplantningsförmågan hos havsörnsbeståndet längs Östersjökusten var under 1970-talet mycket dålig med en häckningsframgång så låg som
runt 20 %. Från början av 1980-talet och in på 1990-talet har häckningsframgången
stadigt förbättrats och har nu planat ut på en nivå strax under bakgrundsnivån från
tiden före 1950. Utvecklingen är likartad när det gäller kullstorleken mätt som
antalet halvvuxna ungar som finns i bona vid de bokontroller som genomförs under
försommaren. Kullstorleken är dock fortfarande mindre än den var innan 1950-talet
och det är främst i Bottniska viken som skillnaden ligger (Fig. 9). Kullstorleken i
Bottniska viken var under perioden 1996 – 2004 signifikant lägre än kullstorleken i
Egentliga Östersjön. Nivåerna av DDT och PCB i havsörnarnas ägg skiljer sig
dock inte mellan Egentliga Östersjön och Bottniska viken (Helander, 2006). Undersökningar under 2006 visade att havsörnskullarna i Bottniska viken var fortsatt små
vilket främst berodde på små kullar i södra Bottenhavet (Helander, 2007). Det var
under perioden 1993 – 2006 fyra gånger vanligare att det fanns döda ägg i havsörnsbon i södra Bottenhavet än i bon i övriga Bottniska Viken och i Egentliga Östersjön.
Figur 9. Genomsnittlig kullstorlek hos havsörn vid svenska Östersjökusten, periodicerat. Kullstorlekarna fram till 1950 är markerade med mörka staplar och genomsnittet 1,84 ungar för denna
period samt 95-procentigt konfidensintervall anges med streckade linjer. Antalet undersökta kullar
anges ovanför staplarna. (Källa: Helander, 2007)
Helander et al. (2002) fann en stark negativ korrelation mellan antalet ungar i kullen och DDE-koncentrationen i äggen hos 82 undersökta honor under 1965 – 97.
Produktiviteten var i stort sett normal tills koncentrationen översteg 100 μg/g fett
59
NATURVÅRDSVERKET
Rapport 5908 ● Effekter av miljögifter på däggdjur, fåglar och fiskar i akvatiska miljöer
och var noll när koncentrationen var 900 μg/g fett. En negativ korrelation mellan
produktivitet och PCB koncentration i äggen visades också och en nedgång i produktivitet uppträdde när PCB koncentrationen var ungefär 300 μg/g fett. Eftersom
halterna av DDE och PCB i äggen samvarierar är det dock svårt att särskilja substansernas effekter.
6.2.3 Sillgrissleungarna väger mindre än förr
Kroppsvikten hos sillgrissleungar som lämnar bona på Stora Karlsö minskade under perioden 1989 – 2000 med ungefär 0,5 % per år (Österblom et al., 2001). Orsaken till den minskade kroppsvikten har föreslagits vara att beståndet av skarpsill
har ökat, vilket leder till minskat energiinnehåll i de enskilda fiskarna (Österblom
et al., 2006). Kroppsvikten hos ungarna har under senare år varit högre igen samtidigt som antalet skarpsillar har minskat och energiinnehållet hos fiskarna har ökat,
vilket stöder den framförda hypotesen.
6.2.4 Hög dödlighet bland sjöfåglar men orsakerna oklara
Sedan 2000 har ett sjukdomssyndrom med neurologisk påverkan, förlamning och
död observerats hos flera arter av sjöfågel, främst gråtrut (Larus argentatus). Karaktäristiska symptom är förlamning av benen och oförmåga att röra vingarna (Mörner et al., 2005). Sjukdomen uppträder på ett stort antal lokaler i svenska insjöar
och längs kusterna. Förekomsten av den s.k. ”fågeldöden” verkar dock vara störst i
Skåne-Blekinge län. Inventeringar av frekvensen sjuka och döda gråtrutar har pågått under 2005 – 2007 genom länsstyrelsernas och SVA:s försorg. Vid 2007 års
inventering har relativt få drabbade fåglar hittats, men förekomsten är fortfarande
högst i Skåne-Blekinge. Botulism eller tiaminbrist har förts fram som möjliga orsaker till fågeldöden. Symptomen hos fåglarna överensstämmer i hög grad med de
man ser vid botulism, men också med symptomen vid brist på tiamin (vitamin B1).
Hos 16 studerade fåglar som var drabbade år 2004 påvisades förekomst av botulinumtoxin typ C i serum i 11 fall (Neimanis et al., 2007). Upptäcktsfrekvensen (69
%) ansågs normal för utbrott av botulism bland fåglar. Mönstret för ”fågeldöden”
avviker dock från vad man sett vid tidigare utbrott av akut botulism, eftersom döda
fåglar nu hittas från april till oktober/november, medan tidigare utbrott endast skett
vid höga vattentemperaturer.
SLUTSATSER
Reproduktionsförmågan hos de fågelarter som har varit hårdast drabbade av miljögifter har kraftigt förbättrats. Havsörnen har dock kvarstående problem med reproduktionen i södra Bottenhavet. Att DDE orsakat försämrad skalkvalité hos flera
arter stöds både av fältdata och av experimentella studier. PCB har troligtvis också
bidragit till reproduktionsproblemen hos t.ex. havsörn genom att påverka embryonalutvecklingen. Det är sannolikt främst de dioxin-lika PCB-kongenerna som har
orsakat effekter och då i samverkan med dioxiner. Orsakerna till senare års neurologiska effekter och förhöjda dödlighet bland trutar och en del andra sjöfåglar är
fortfarande oklara.
60
NATURVÅRDSVERKET
Rapport 5908 ● Effekter av miljögifter på däggdjur, fåglar och fiskar i akvatiska miljöer
6.3 Däggdjur
6.3.1
Sälarna i Östersjön har blivit friskare men frekvensen tarmsår
oroar
Hälsotillståndet hos sälarna i Östersjön har undersökts sedan 1973 genom obduktion av djur som har påträffats döda eller som har drunknat i fiskeredskap. Hos
både gråsäl och vikare har obduktionerna visat på ett sjukdomskomplex som var
utbrett under 1970-talet och början av 1980-talet (Bergman, 2007). Skador på livmodern med förträngningar (stenoser och ocklusioner) i livmoderhornen var vanliga och hos gråsäl förekom också livmodertumörer (leiomyom). I båda könen hittades även skador och förändringar i ett antal andra vävnader som klor, skallben,
grovtarm, artärer, njurar och binjurar. Hos gråsälen har förekomsten av dessa skador minskat från mitten av 1980-talet. Under perioden 1977 – 86 hade 42 % av de
könsmogna honorna förträngningar i livmoderhornen medan andelen honor med
förträngning hade minskat till 11 % under perioden 1987 – 96 (Bergman, 1999).
Efter 1997 har inte något fall av förträngningar i livmoderhornen observerats hos
Östersjöns gråsälar (Bäcklin et al., 2005). Frekvensen dräktiga gråsälshonor var 95
% bland 6 – 19 år gamla djur födda efter 1985, medan endast 54 % av 6 – 19 år
gamla honor födda 1985 eller tidigare var dräktiga (di Gleria, 2006). Bland de djur
som var mer än 20 år och födda 1985 eller tidigare var endast 3 % dräktiga. Också
hos vikare har frekvensen av förträngningar i livmoderhornen minskat men de
uppträder fortfarande även hos relativt unga honor (Karlsson et al., 2007).
Under perioden 1987 – 96 ökade andelen sälar som hade tarmsår av måttlig till
kraftig grad jämfört med 10-årsperioden innan (Bergman, 1999). Av 159 undersökta sälar under perioden 1977 – 1996 var tarmsår som hade penetrerat tarmväggen
den näst vanligaste dödsorsaken (7 %) efter drunkning i fiskeredskap (72 %). Andelen sälar med måttliga till kraftiga tarmsår är fortsatt hög (Bäcklin et al., 2005).
Under perioden 1977 – 86 hade 53 % av de vuxna sälhonorna leiomyom och för
perioden 1987 – 96 var frekvensen leiomyom 43 % (Bergman, 1999). Hos 257
gråsälar från Östersjön som insamlades under 1973 – 2007 förekom leiomyom
endast i djur som var 22 år eller äldre och hittades då i 65 % av djuren (Bredhult et
al., 2007). Det var inte någon skillnad vad gäller koncentrationerna av PCB och sDDT i späck från 11 analyserade sälar med leiomyom och 8 sälar utan leiomyom.
En tydlig korrelation visades dock mellan den uppskattade totala exponeringen för
PCB under livet och förekomsten av leiomyom hos 60 undersökta sälar.
Bergman et al. (2001) genomförde histologiska studier av njurarna hos 76 gråsälar och 29 vikare från Östersjön och Bottniska viken insamlade 1977 – 96. Skador hittades både i glomeruli och i tubuli. Motsvarande skador hittades inte i sälar
från Skottland och Svalbard. Njurskadorna var kraftigare vid högre ålder hos sälarna och korrelerade med förekomst av binjurebarkshyperplasi. Ingen korrelation
hittades mellan njurskadorna och uppmätta vävnadskoncentrationer av tungmetaller. Dessutom var inte skadorna av den art som man kan förvänta sig om de vore
orsakade av metallexponering.
61
NATURVÅRDSVERKET
Rapport 5908 ● Effekter av miljögifter på däggdjur, fåglar och fiskar i akvatiska miljöer
Frekvensen gråsälskranier från Östersjön som hade skador var signifikant högre för
material insamlat efter 1960 än för kranier insamlade innan 1950, eller insamlade
runt Brittiska öarna (Bergman et al., 1992). Även kranier från knubbsälar uppvisar
patologiska förändringar, främst yttre benpålagring (exostos) på käkarna (Mortensen et al., 1992). Frekvensen exostos bland de underkäkar från knubbsälar som
samlades in under 1988 års epidemi var 45 % i Skagerrak, 50 % i Kattegatt och 55
% i Östersjön (Karlsson et al., 2007). Lind et al. (2003) fann att ben från främre
extremiteten (radius) från gråsäl uppvisade signifikant högre täthet hos djur insamlade 1986 – 97 än hos djur från 1965 – 85. Det kortikala benets täthet i underkäken
var lägre hos sälar insamlade under perioden 1986 till 1997 än under 1965 – 85 och
1850 – 1955.
En signifikant minskning av späcktjockleken har observerats hos juvenila bifångade gråsälar under de senaste åren (Karlsson et al., 2007). Andelen juveniler
med en späcktjocklek mindre än 26 mm var 7 % under perioden 1997 – 2001, men
var 40 % under perioden 2002 – 2006. Andelen djur med en späcktjocklek över 35
mm har minskat från 64 % till 25 % under motsvarande period (Fig. 10).
Figur 10. Under de senaste 5 åren har en signifikant minskning av späcktjockleken observerats
hos juvenila bifångade gråsälar. De flesta av de magra sälarna var dessutom bifångade på hösten då sälarna i regel är som fetast. Figuren visar späcktjocklek hos bifångade sälar från Bottniska
viken och Egentliga Östersjön. (Källa: Karlsson et al., 2007)
6.3.2 Utterns ben påverkade av PCB?
Det har inte gjorts några omfattande studier av eventuella patologiska förändringar
hos de svenska uttrar som hittats döda. Undersökning av lårben från uttrar insamla-
62
NATURVÅRDSVERKET
Rapport 5908 ● Effekter av miljögifter på däggdjur, fåglar och fiskar i akvatiska miljöer
de mellan 1973 och 2004 visade en signifikant ökande trend av det trabekulära
benets yta och mineralinnehåll under tidsperioden (Roos et al., 2007). PCBinnehållet i muskel från djuren visade en negativ korrelation med det trabekulära
benets yta, mineralinnehåll och täthet, och en positiv korrelation med dessa variabler mätta på det kortikala benet.
6.3.2.1
SLUTSATSER
Sälarna i Östersjön har varit kraftigt påverkade av miljögifter vilket yttrat sig som
försämrad reproduktionsförmåga och patologiska förändringar i ett flertal organ.
Djuren har varit, och är fortfarande, exponerade för en lång rad olika föreningar
och det är svårt att urskilja vilka föreningar som bidragit till de observerade effekterna. Sannolikt har dock PCB spelat en betydande roll för sälarnas reproduktionsproblem. Att PCB-koncentrationen inte har minskat lika snabbt i kutar av gråsäl
som den har minskat hos fisk och i sillgrissla i Östersjön tyder på att sälarna med
högst koncentrationer tidigare inte födde några kutar. Även om halterna av PCB i
vissa undersökningar varit lägre hos knubbsälar än hos gråsälar och vikare så har
troligen även knubbsälarna varit påverkade. Experimentella studier på knubbsälar
och minkar ger ytterligare stöd för att PCB spelat en central roll för effekterna på
sälarna. I vad mån metaboliter från PCB också kan ha bidragit till de observerade
effekterna är osäkert, men vissa sälindivider har innehållit koncentrationer av PCBmetylsulfoner som har effekter i mink. Binjurepåverkan av 3-metylsulfonyl-DDE
är också möjlig om sälarna är känsliga för substansen. Hälsan hos sälarna har förbättrats betydligt men det finns fortfarande en del orosmoln. Hos vikarna förekommer fortfarande förträngningar i livmodern, tarmsår är frekvent förekommande
och späcktjockleken har minskat hos juvenila sälar. Ingående studier av eventuella
patologiska förändringar hos uttrarna i Sverige saknas.
63
NATURVÅRDSVERKET
Rapport 5908 ● Effekter av miljögifter på däggdjur, fåglar och fiskar i akvatiska miljöer
7 Populationsstorlekar och trender
Som tidigare påpekats är beståndstorlekar svåra att bestämma och en rad olika
omvärldsfaktorer påverkar hur populationer utvecklas. Det är därför svårt att avgöra i vilken grad miljögifter har effekter på populationsnivå och endast i ett mindre
antal fall har det kunnat visas att miljögifter har haft en avgörande effekt på populationsutvecklingen.
7.1 Effekter på fiskpopulationer
Fisksamhällenas sammansättning och dynamik påverkas i stor utsträckning av
sjöarnas och havsområdenas geografiska och fysiska förutsättningar. För att följa
utvecklingen av fiskbestånden genomförs standardiserade provfisken inom ramen
för den nationella och regionala miljöövervakningen, samt i många recipientkontrollprogram för industrier.
Utsjöfiskbestånden i svenska havsområden har genomgått stora förändringar
under de senaste tre decennierna. För Egentliga Östersjön pekar Fiskeriverkets
undersökningar på markanta skillnader mellan fisksamhället idag och för trettio år
sedan. Antalet planktonätande bytesfiskar, som strömming och skarpsill, har fördubblats, medan fiskätande rovfiskar som torsk har reducerats till en fjärdedel.
Denna drastiska förändring från ett torskdominerat system till ett skarpsilldominerat system har medfört stora och idag ej helt utredda konsekvenser för Östersjöns
ekosystem. Orsakerna är främst minskade saltvatteninflöden och dåligt reglerat
yrkesfiske. I Västerhavet har de flesta fiskbestånden problem med rekryteringen.
Detta är också sannolikt ett resultat av fisket, men även olika omvärldsfaktorer,
som temperaturförändringar och ändringar i planktonsammansättningen, kan ha
inverkat. Gemensamt för våra utsjöfiskbestånd är att de är ur balans (Sjöstrand,
2007). Det finns inget som talar för att några enskilda miljögifter eller den sammantagna miljögiftsbelastningen spelat någon roll i dessa storskaliga förändringar
av utsjöfiskbestånden.
Kustfiskbestånden längs flera av Östersjöns kuststräckor har under de senaste
två decennierna visat dålig återväxt till följd av kraftig minskning av antalet fiskyngel. Störningarna i yngelproduktionen är mest uttalade i ytterskärgårdar längs
Östersjökusten, medan områden längs Bottenhavskusten och innerskärgårdar i
Egentliga Östersjön inte är drabbade (Monitor 19, 2005; Ljunggren et al., 2005).
Det mest omtalade området är Kalmarsund där allvarliga rekryteringstörningar
började dokumenteras i början av 1990-talet. Det var främst gädda och abborre
som drabbades, men även andra fiskarter var påverkade. Flera olika hypoteser
(t.ex. ökning av skarvpopulationen, att spiggen äter upp fiskrommen, miljögifter,
klimatförändringar och eutrofieringen) har förts fram som tänkbara orsaker, men de
har efterhand avfärdats. Fältstudier har visat att fiskens lek är normal, embryonalutvecklingen tycks fungera och fisklarver kläcks normalt. Mycket tyder på att fiskynglen svälter ihjäl på grund av brist på djurplankton. Gemensamt för de lokaler,
främst ytterskärgårdar, som har utslagen eller reducerad rekrytering, är mycket låga
64
NATURVÅRDSVERKET
Rapport 5908 ● Effekter av miljögifter på däggdjur, fåglar och fiskar i akvatiska miljöer
tätheter av djurplankton. Orsakerna till detta kan vara storskaliga förändringar i
öppna havet i Östersjön, bland annat ökningen av skarpsill och strömming (Ljunggren et al., 2005).
Det är svårt att påvisa effekter av miljögifter på populationsnivå på grund av
komplexa ekologiska interaktioner. De flesta förändringar som dokumenterats från
provfisken i referensområden eller förorenade områden har ofta andra orsaker såsom hårt fisketryck, försurning/kalkning (gäller sjöar), temperaturvariationer och
övergödning (Appelberg et al., 2000b; Ådjers et al., 2006). Ett undantag är de allvarliga effekter av blekeriutsläpp som observerades under 1980-talet i recipienter
för massafabriker med klorblekning (se vidare avsnitt 6.1). Där kunde påvisas effekter på fisk på olika trofinivåer, alltifrån grava toxiska effekter på cell- och individnivå till försämrad fiskyngelproduktion och låga tätheter av abborre och andra
fiskarter (Andersson et al., 1988; Karås et al., 1991; Sandström, 1995; Larsson et
al., 2003). I detta fall var effekterna på populationsnivå troligen orsakade både av
den komplexa blandningen av toxiska ämnen och av de höga halterna av eutrofierande organisk substans i utsläppen från fabriken.
Undersökningar i sjön Molnbyggen under åren 1995 – 2001 (Naturvårdsverket,
2002; Noaksson et al., 2001; Noaksson et al., 2003) visade allvarliga förgiftningssymptom hos abborre på individnivå (exempelvis effekter på fortplantningsorganen, sår och fenskador, och olika biokemiska förändringar). Utsläpp av lakvatten
från en närbelägen deponi ansågs vara orsaken till de påvisade effekterna. Standardiserade provfisken som genomfördes i Molnbyggen under två år visade dock inga
avvikelser i fisksamhället och sjön klassades som opåverkad (Appelberg et al.,
2000a; Dahlberg, 2001). De skador man observerat på individnivå tycks alltså inte
ha påverkat fiskarnas förmåga att upprätthålla en livskraftig population i sjön.
De provfisken som ingår i den integrerade fiskövervakningen i marin miljö har
inte givit några indikationer på populationseffekter som kan knytas till miljögifter.
De förändringar som observerats i fisksamhället på olika lokaler bedöms oftast
vara orsakade av graden av närsaltsbelastning, näringsstatus och klimatvariationer
(Appelberg et al., 2007a; Appelberg et al., 2007b). Den successiva minskningen av
könsorganens storlek, som observerats hos abborrhonor i referensområden i Östersjön och Bottniska viken (Larsson et al., 2007a), tycks inte ha resulterat i någon
försämrad fiskrekrytering (Sandström et al., 2005). En översikt av de svenska kustfisksamhällenas status under de senaste åren har nyligen rapporterats (Appelberg et
al., 2007a).
SLUTSATSER
Det finns idag inga indikationer på att enskilda miljögifter eller den sammanlagda
miljögiftsbelastningen ger upphov till effekter på populationsnivå hos fisk.
65
NATURVÅRDSVERKET
Rapport 5908 ● Effekter av miljögifter på däggdjur, fåglar och fiskar i akvatiska miljöer
7.2 Effekter på fågelpopulationer
Förändringar i de svenska fågelbeståndens storlek övervakas sedan 30 år genom
Svensk Fågeltaxering i vilken ingår Häckfågeltaxeringen och Vinterfågelräkningen
(http://www.biol.lu.se/zooekologi/birdmonitoring/). Många omvärldsfaktorer påverkar fågelpopulationers storlek och det är svårt att koppla nedgångar i en population till miljögiftspåverkan. Historiskt finns dock exempel på att fågelbestånd har
minskat på grund av miljögiftsexponering i både terrestra och akvatiska miljöer.
Havsörnen fanns fram till 1800-talets första hälft längs hela Sveriges kuststräcka och i sötvattensmiljöer över hela landet. Genom förföljelse utrotades arten
från stora delar av landet och när den fridlystes 1924 fanns endast något tiotal par
kvar vid Östersjökusten och dessutom enstaka isolerade par vid de största sjöarna
och i Lappland. Efter fridlysningen ökade bestånden längs Östersjökusten fram till
1950-talet när fortplantningsförmågan började försämras, men under 1980-talet
började havsörnen återkolonisera gamla häckningsområden (Helander, 2002). Från
1986 till 1995 ökade beståndet längs Östersjökusten med i snitt drygt 7 % per år
och 1996 – 2000 med drygt 8 % per år. Beståndet i Lappland har dock haft en långsammare ökningstakt. Havsörnen häckar numera längs i stort sett hela den svenska
Östersjökusten, ojämnt spritt vid sötvatten i Syd- och Mellansverige och vid sötvatten i Lappland. Den årliga övervakningen av olika fågelarters populationsutveckling visar också på en kraftig ökning av havsörnsbeståndets storlek sedan början av
1990-talet (Lindström & Svensson, 2007).
Populationsutvecklingen för fiskgjuse följdes under perioden 1973 – 1988 i 5
olika delområden och en positiv utveckling med en total ökning på 18 % noterades
för perioden (Naturvårdsverket, Rapport 4136, 1993). Den årligen genomförda
övervakningen av olika fågelarters populationsutveckling (Lindström & Svensson,
2007) visar att fiskgjusepopulationen i Sverige har varit ungefär lika stor sedan
mitten av 1980-talet.
Pilgrimsfalken fanns tidigare i hela landet, men populationerna minskade kraftigt under 1950-, 1960- och 1970-talen. I mitten av 1970-talet fanns totalt cirka 15
par, men i början av 1990-talet började populationerna att öka (Artdatabanken,
SLU 2006). Det finns två häckande populationer av pilgrimsfalk i Sverige, en i
norra och en i sydvästra Sverige. Den norra populationen livnär sig främst på vadare och änder, medan den sydliga populationen lever på terrestra fåglar.
SLUTSATSER
Miljögifter har historiskt haft en kraftigt begränsande effekt på flera fågelarters
populationer i akvatiska miljöer i Sverige, med havsörn och pilgrimsfalk som tydliga exempel. En viss fortsatt påverkan hos tidigare drabbade arter kan inte uteslutas, men populationsutvecklingen för dessa arter har varit positiv sedan 1990-talet.
Inventering av olika fågelarters populationsutveckling visar nedåtgående trender
för många arter, men det finns inte några tydliga kopplingar mellan nedgångarna
och miljögifter.
66
NATURVÅRDSVERKET
Rapport 5908 ● Effekter av miljögifter på däggdjur, fåglar och fiskar i akvatiska miljöer
7.3 Effekter på däggdjurspopulationer
Räkning av sälar sker under pälsbytesperioden. Det finns stora metodologiska
svårigheter med att räkna sälar, bl.a. beroende på att väder- och isförhållanden
påverkar var sälarna uppehåller sig under pälsbytet. Man beräknar att de svenska
bestånden av gråsäl i Östersjön har ökat med cirka 8 % per år under perioden 1990
– 2006 (Karlsson et al., 2007). Antalet gråsälar i Östersjön beräknas nu vara
ungefär en fjärdedel av de cirka 100 000 djur som uppskattningsvis fanns i Östersjön år 1900. Bestånden av vikare i Bottenviken har sedan 1988 uppskattats genom
flyginventering. År 1988 räknades 2000 djur och ökningstakten har därefter varit
cirka 4,3 procent per år (Karlsson et al., 2007). Artens potential anses dock vara
cirka 10 % tillväxt per år. Knubbsälarna i Västerhavet har drabbats av en sjukdomsepidemi åren 1988, 2002 och 2007. De två första utbrotten slog ut stora delar
av bestånden i Skagerrak, Kattegatt och Öresund men bestånden återhämtade sig
efter några år (Härkönen et al., 2006; Karlsson et al., 2007). Antalet knubbsälar i
Kalmarsund som räknats vid flyginventering har ökat från 50 djur år 1977 till 522
år 2006 (Karlsson et al., 2007).
Jaktstatistik indikerar att utterpopulationen i Sverige började minska redan på
1950-talet och inventeringar på 1980-talet visade att största delen av populationen
fanns i norra Sverige (Bisther & Roos 2006). Resultat från olika inventeringar visar
på ett ökat antal uttrar och en ökad utbredning sedan mitten av 1990-talet. Antalet
trafikdödade uttrar som skickas in till Naturhistoriska Riksmuseet har också ökat
kraftigt sedan början av 1990-talet. Den svenska utterpopulationen år 2006 uppskattades till mellan 1500 och 2000 djur (Bisther & Roos 2006).
SLUTSATSER
Sälpopulationerna i Östersjön har begränsats kraftigt genom miljögiftspåverkan. En
viss negativ påverkan på populationsutvecklingen kan fortfarande finnas vilket
indikeras av den relativt låga ökningstakten av antalet vikare i Bottenviken. De
svenska utterbestånden har också varit kraftigt påverkade av miljögifter och det
kan inte uteslutas att miljögifter fortfarande har en negativ påverkan på populationsnivå i delar av landet.
67
NATURVÅRDSVERKET
Rapport 5908 ● Effekter av miljögifter på däggdjur, fåglar och fiskar i akvatiska miljöer
8 Slutsatser om effekter och miljögiftshalter
Vår miljöhistoria har lärt oss att långlivade, biotillgängliga ämnen successivt kan
lagras upp i akvatiska organismer och på sikt ge upphov till allvarliga skador på
individnivå och slutligen drabba hela populationer. Exemplen med DDT/DDE,
PCB och kvicksilver är tillräckligt allvarliga för att samhället bör tillämpa försiktighetsprincipen och ingripa med kraftfulla åtgärder vid minsta indikation på att
halterna av ämnen med liknande egenskaper ökar i olika organismer. När skadorna
väl manifesterats och börjar ses på populationsnivå är det egentligen för sent att
sätta in åtgärder och återhämtningen efter skadorna tar lång tid. Vikten av förebyggande arbete har tydliggjorts genom miljökvalitetsmålet Giftfri miljö och dess
delmål. Ambitionen i detta miljökvalitetsmål är att ämnen som har tillverkats eller
utvunnits av människan och som har särskilt farliga egenskaper, t.ex. PBT (Persistenta-Bioackumulerande-Toxiska)- och vPvB (mycket Persistenta - mycket Bioackumulerande)-ämnen, överhuvudtaget inte ska komma ut i miljön. Idag finns ett
antal ämnen (ex. PFOS och HBCD) som visar en ökande trend i havsorganismer
och uttrar. Andra ämnen (dioxiner och kadmium) minskar inte i den takt som förväntas. Dessa observationer väcker oro.
Samtidigt är det mycket svårt att klarlägga direkta orsakssamband mellan enskilda toxiska ämnen och skadliga effekter på organismer i miljön. Sådana klara
kopplingar finns det bara ett fåtal exempel på, vilka redovisas nedan. Denna svårighet kan bero på olika faktorer. Den viktigaste är sannolikt att organismerna, både i
relativt opåverkade bakgrundsområden och i ännu högre grad i starkt förorenade
områden, är utsatta för en mycket komplex exponering av en mångfald av kemiska
ämnen. Detta innebär att man får en sammanlagd effektbild orsakad av olika ämnen som kan förstärka eller motverka varandras påverkan på levande organi-smer.
Ytterligare en faktor, förekomst av biogent bildade gifter, kan komplicera bedömningen och göra det svårt att skilja på antropogen och naturlig giftpåverkan.
Olika ekologiska interaktioner kan också påverka effekterna av toxiska ämnen
och det finns ofta stora naturliga variationer mellan olika bestånd eller individer av
fiskar, fåglar och däggdjur i akvatisk miljö, som gör det svårt att belägga giftverkan. Dessutom varierar djursamhällenas sammansättning och dynamik på grund av
geografiska och fysiska faktorer. Det är därför speciellt svårt att klarlägga en koppling mellan miljögiftsexponering och populationsförändringar. Miljögiftspåverkan
som ger upphov till långsamma förändringar på ekosystemnivå är nästintill omöjliga att påvisa. Populationsutvecklingen hos det stora flertalet djurarter följs dessutom inte upp, och kan inte följas upp, på ett systematiskt sätt.
De effekter som man historiskt har funnit, eller ser idag, hos fiskar, fåglar och
däggdjur klassas i detta avsnitt efter hur stark kopplingen till miljögiftsexponering
bedöms vara. I många fall, inte minst när det gäller lokala och regionala effekter på
fiskar, kan inte kopplingen göras till ett specifikt ämne i miljön utan effekterna
tolkas som resultatet av exponering för en komplex blandning av miljöstörande
ämnen.
68
NATURVÅRDSVERKET
Rapport 5908 ● Effekter av miljögifter på däggdjur, fåglar och fiskar i akvatiska miljöer
A. EFFEKTER MED STARK KOPPLING TILL EXPONERING FÖR MILJÖGIFTER
I denna grupp inkluderas både historiska och nutida effekter där det finns belägg
för att organismerna är exponerade för toxiska ämnen och där man funnit effekter i
fältstudier. Dessutom ger experimentella studier stöd för att effekterna är orsakade
av miljögifter. Effekterna har också bedömts ha en relativt stor geografisk spridning, t.ex. att stora delar av en recipient är påverkade.
Fiskar
I tidigare undersökningar under 1970- och 80-talet fanns en mycket god koppling
mellan exponering för komplexa metallutsläpp och enskilda metaller (ex. kadmium
och bly), och observerade effekter hos fisk, såsom ryggradsskador och fysiologiska
hälsoeffekter. Dels var förgiftningssymptomen i stort sett desamma som hos
metallexponerade däggdjur, och dels kunde många av effekterna som påvisades i
metallbelastade områden konfirmeras i uppföljande laboratorieförsök. Vid de
betydligt lägre metallhalter som förekommer idag i de flesta sjöar och havsområden är det inte troligt att fiskar påverkas i någon nämnvärd grad, frånsett
möjligen i närområdet till stora metallutsläpp (ex. från Rönnskärsverken). Kadmiums och kvicksilvers höga toxicitet gör dock att det inte kan uteslutas att
effekter kan förekomma hos Östersjöfisk som har fortsatt hög kadmiumhalt och
hos fisk i vissa skogssjöar med höga kvicksilverhalter (se vidare under C).
De allvarliga effekterna på fisksamhället som under perioden 1985 –1995 påvisades i recipienter för massafabriker med klorblekning och till viss del även andra
skogsindustrier har en stark koppling till miljöstörande ämnen i avloppsvattnen.
Någon enskild substans kunde inte utpekas som ansvarig för störningarna. Sannolikt var det den mycket komplexa blandningen av olika potenta ämnen i utsläppen
(ex. dioxiner, andra klorerade ämnen, hartssyror och steroler), som orsakade den
breda och mångfacetterade effektbild som kunde observeras hos fisk från subcellulär nivå till populations- och samhällsnivå. Kopplingen till olika miljöstörande
ämnen i avloppsvattnet stöds av den goda överensstämmelsen mellan effekter som
påvisades vid exponering på laboratoriet för avloppsvatten och de som observerades i recipienterna.
Det är uppenbart att även dagens processer inom skogsindustrin ger upphov till
störningar i recipienterna. Biomarkörstudier indikerar i vissa fall att fiskarna exponeras för potenta inducerande ämnen i utsläppen, men att det numera bara gäller
området närmast fabrikerna. Kopplingen mellan förekomst av hormonstörande
ämnen i utsläppen, både med östrogen och androgen verkan, och effekter på fortplantningen är stark och baseras både på fältobservationer och uppföljande laboratorieförsök. Även dessa effekter är sannolikt begränsade till närområdet. Några
regionala eller storskaliga effekter av dagens skogsindustriutsläpp är inte sannolika.
Det finns idag inte heller några säkra tecken på att gamla synder, i form av stora
mängderna klorerade ämnen i sedimenten, läcker ut och ger fortsatta effekter på
fiskar.
Undersökningar under senare år i starkt förorenade vattenområden har visat att
fiskar är påtagligt stressade av föroreningsbelastningen. Det gäller exempelvis
vattnen kring Stockholm och Göteborgs hamn/mynningsområdet för Göta älv och
69
NATURVÅRDSVERKET
Rapport 5908 ● Effekter av miljögifter på däggdjur, fåglar och fiskar i akvatiska miljöer
angränsande kustområde norr om Göteborg. De kroniska effekter på fiskar som
påvisats med hjälp av olika biomarkörer (ex. EROD-induktion, ökad förekomst av
DNA-addukter, och tecken på störd fortplantning) tyder på en kraftig exponering
för ett antal olika miljöstörande ämnen. En direkt koppling till enskilda miljögifter
har inte kunnat göras, men PAHer och olika klorerade föreningar misstänks finnas
med bland de ämnen som sannolikt utövar effekter. Aktiviteter som muddring i ett
förorenat område som Göteborgs hamn kan medföra ytterligare påverkan på fiskar
inte bara i närområdet utan längs en stor del av kuststräckan norr om Göteborg.
I ett tätbefolkat och industriexploaterat område som Sundsvallsbukten konstaterades i mitten av 1990-talet att fisk i en PAH-gradient från ett aluminiumsmältverk
hade leverskador och hög förekomst av DNA-addukter. Kopplingen mellan effekter och PAH-exponering är stark. De observerade effekterna visar på risken för att
kontinuerliga och ofta omfattande PAH-utsläpp, som sker i de flesta urbaniserade
områden, kan orsaka en allvarlig påverkan på fiskar.
Emåns vattensystem har tidigare förknippats med både metallutsläpp, främst
kadmium, och höga PCB-halter i Järnsjön. Genomförda undersökningar i området
och kompletterande laboratorieförsök på 1980- och 1990-talet har visat på en övertygande koppling mellan kadmium respektive PCB och observerade effekter på
fisk. Idag är källorna till miljögiftsbelastningen åtgärdade och det har skett en successiv återhämtning. Svaga kvarvarande effekter av den tidigare höga kadmiumoch PCB-belastningen kan möjligen finnas.
Ån Viskan har både en omfattande historisk föroreningsbelastning och pågående utsläpp från industriell och annan miljöstörande verksamhet. De studier som
gjorts under senare år både i fält och på laboratoriet visar en god koppling mellan
misstänkta inducerande ämnen (PAHer och/eller ämnen med dioxinlik effekt) och
EROD-induktion i gälar och lever, samt fortplantningstörningar.
Fåglar
Den skalförtunning som har visats hos flera fågelarter och som startade under andra
hälften av 1940-talet är starkt kopplad till exponering för DDE. En negativ korrelationen mellan halten DDE och skaltjockleken har noterats hos flera arter i Sverige
och i andra länder. Resultat från experimentella studier ger ytterligare stöd för
DDEs centrala roll i uppkomsten av förtunnade äggskal. Även om mekanismen för
skalförtunning inte är helt utredd så finns mekanistiska förklaringsmodeller som
stöds av experimentella data.
De reproduktionsproblem som historiskt har funnits hos havsörn och som var
som tydligast under 1970- och början av 1980-talet är starkt kopplade till exponering för DDE och PCB/dioxiner, samt i viss mån kvicksilver. DDE-exponering
verkar vara den viktigaste orsaken till effekter på populationsnivå hos havsörnen.
Även om DDE har spelat en väsentlig roll när det gäller reproduktionsproblemen
hos havsörn så är det mycket troligt att även PCB har bidragit till effekterna genom
störning av embryonalutvecklingen. Korrelationen mellan PCB i äggen och dålig
reproduktionsframgång, data från t.ex. vithövdad havsörn, samt experimentella
data styrker detta och pekar på att främst de plana PCB-kongenerna varit ansvariga
för effekterna. Troligen har därmed också dioxiner bidragit till effekterna.
70
NATURVÅRDSVERKET
Rapport 5908 ● Effekter av miljögifter på däggdjur, fåglar och fiskar i akvatiska miljöer
Fåglar drabbas och dör av akut blyförgiftning, men det finns inget som tyder på att
detta sker i så stor omfattning att det orsakar effekter på populationsnivå.
Däggdjur
De populationseffekter och patologiska förändringar man historiskt sett hos gråsäl
och vikare i Östersjön har stark koppling till miljögiftsexponering. Det är svårt att
peka ut vilket miljögift som har haft störst påverkan men det är troligt att PCB har
spelat en viktig roll. Det verkar inte finnas någon påtaglig biomagnifikation av
dioxiner mellan fisk i Östersjön och Östersjöns sälar och betydelsen av dioxinexponeringen för effekterna hos sälarna i Östersjön är oklar.
Det finns en stark koppling när det gäller reproduktionsnedsättning hos uttern
och exponering för PCB. Detta stöds främst av beståndsutvecklingen av utter i
olika delar av landet och de PCB-koncentrationer som har uppmätts. Sedan mitten
av 1990-talet har utterpopulationen ökat samtidigt som PCB-koncentrationen i
djuren sjunkit till betydligt lägre nivåer än under 1970- och 1980-talet. Experimentella studier på mink ger också starkt stöd till att PCB har påverkat utterns reproduktionsförmåga. Om uttern är lika känslig som minken så är fortfarande många
individer påverkade av PCB även om populationerna i de flesta delarna av landet
tillväxer. Det är sannolikt främst de plana PCB-kongenerna som orsakar problemen. Även dioxiner bidrar till effekterna om dessa huvudsakligen medieras via Ah
receptorn.
B. EFFEKTER MED SANNOLIK KOPPLING TILL EXPONERING FÖR
MILJÖGIFTER
I denna grupp klassas effekter där kopplingen till miljögifter inte är lika tydlig som
i grupp A eller där effekternas omfattning är oklar. Dessutom ingår vissa kvarstående effekter där påverkan på populationsnivå inte är lika uppenbara som tidigare.
Fiskar
Exemplet Molnbyggen, under åren 1996 – 2001, tyder på en koppling mellan kemiska ämnen i lakvatten från en deponi och påvisade patologiska skador, fortplantningsstörningar, och andra toxiska effekter. Några ansvariga ämnen har ej kunnat
identifieras, men kopplingen är ändå sannolik. Idag är risken för ett fortsatt lakvattenläckage undanröjd och inga liknande effekter på fisk bör uppkomma i denna sjö.
Det kan dock inte uteslutas att det finns många deponier i landet som kan ge upphov till liknande effekter av hormonstörande och andra toxiska ämnen på fiskar i
närbelägna sjöar.
Det finns många rapporter om störningar av fiskars fortplantningsfunktion. Det
kan gälla ofullständigt utvecklade könskörtlar, ökad yngeldödlighet, skeva könskvoter och dubbelkönade fiskar. Dessa effekter har en sannolik koppling till utsläpp av hormonstörande ämnen (t.ex. etinylestradiol som är ett syntetiskt östrogen
i p-piller, mjukgörare som bisfenol A, alkylfenoler, och vissa halogenerade ämnen)
via kommunala reningsverk, och till utsläpp av östrogena eller androgena ämnen
från massaindustrin. Dessa observationer hos fisk i recipienter och från laboratorieförsök indikerar att ett stort antal antropogena kemikalier, som släpps ut i vatten-
71
NATURVÅRDSVERKET
Rapport 5908 ● Effekter av miljögifter på däggdjur, fåglar och fiskar i akvatiska miljöer
miljön, har potential att påverka fortplantningsförmågan hos fiskar. Omfattningen
av problemet och den geografiska utbredningen är dock svåra att bedöma idag.
Ett allvarligt varningstecken är att abborrar från bakgrundsområden i Östersjön
och Bottniska viken har en kraftigt förhöjd aktivitet av avgiftningsenzymet EROD i
levern. Det tyder på att fiskens avgiftningssystem trätt i funktion p.g.a. exponering
för något eller några ämne(n) som idag inte mäts inom det löpande miljögiftsprogrammet. Kopplingen till miljögiftsexponering är alltså sannolik. Bland möjliga
kandidater räknas plana molekyler som vissa PAHer, halogenerade dioxiner och
bifenyler samt andra liknande ämnen. Den andra observationen i samma bakgrundsområden är den successiva minskning av könskörtlarnas storlek som skett
sedan 1988. Den tyder på en försenad årlig könsmognad eller hämmad gonadutveckling. Även denna effekt kan vara miljögiftsinducerad och den kan också vara
kopplad till EROD-induktionen. Ännu har inte några effekter av de minskade gonaderna kunnat spåras i rekryteringen av abborre i området. Det är värt att notera
att hos dagens ”opåverkade” abborrar i Östersjön så uppvisar gonaderna samma
storleksminskning (ca 30 – 40 %) och leverns EROD-aktivitet samma förhöjda
nivå (3 – 4 ggr) som observerades hos abborre i många klorblekerirecipienter på
1980-talet. Det är således fråga om relativt stora förändringar som skett sedan slutet av 1980-talet hos fiskar i rena bakgrundsområden.
Fåglar och däggdjur
Sannolikt finns vissa kvarvarande effekter av organiska miljögifter på individnivå
hos pilgrimsfalk och havsörn, men dessa effekter är antagligen inte av någon väsentlig betydelse för populationsutvecklingen.
Den relativt låga populationstillväxten hos vikare i Östersjön samt att livmoderförträngningar fortfarande förekommer hos vikarna tyder på att det också idag
finns miljögiftsinducerade effekter hos sälarna.
Miljögifter kan fortfarande tänkas begränsa utbredningen av uttern i vissa delar
av Sverige. En del utterindivider har så höga PCB-koncentrationer i kroppen att
deras reproduktionsförmåga sannolikt kan vara påverkad.
C. SVÅRBEDÖMT I DAGSLÄGET. EFFEKTER MED MÖJLIG KOPPLING TILL
MILJÖGIFTER/MILJÖGIFTSHALTER SOM MÖJLIGEN ORSAKAR EFFEKTER.
Till denna grupp räknas effekter där det i nuläget inte finns indikationer på inblandning av något miljögift, men heller inte något som utesluter en miljögiftskoppling. Här inkluderas också förekomst av miljögifter i halter som kan tänkas
orsaka effekter, men där kunskap saknas idag.
Fiskar
Den observerade kraftiga minskningen av yngelproduktionen hos kustfisk i Östersjöns ytterskärgårdar är en allvarlig biologisk störning. Brist på djurplankton till
följd av storskaliga förändringar i öppna havet anses vara en trolig orsak till att
fiskynglen svälter ihjäl. Någon direkt koppling till miljögifter har inte kunnat påvisas, men den kan inte helt uteslutas.
72
NATURVÅRDSVERKET
Rapport 5908 ● Effekter av miljögifter på däggdjur, fåglar och fiskar i akvatiska miljöer
Någon klar koppling mellan M74-syndromet hos Östersjölax och miljögifter har
inte heller kunnat fastställas. Symptomen orsakas av brist på tiamin, men varför
denna brist uppstår är fortfarande inte löst. Förändringar i näringsväven i Östersjön
som ett resultat av eutrofieringen förs ofta fram som en primär orsak. M74 är den
allvarligaste och mest storskaliga störning av fortplantningen hos någon fiskart som
observerats i svenska vatten. Det är därför angeläget att olika tänkbara orsaker,
inklusive inverkan av miljögiftsbelastningen, blir föremål för fortsatta studier.
Fortsatt hög kadmiumbelastning kan möjligen orsaka toxiska effekter hos de
fiskar i Östersjön som har de högsta halterna. Samma bedömning görs för fisk med
höga kvicksilverhalter i skogssjöar.
Det kan inte uteslutas att den fortsatt höga dioxinbelastningen i främst Bottenhavets kustområden kan orsaka effekter hos fisk.
De relativt höga koncentrationerna av perfluorerade ämnen och HBCD hos
många fiskarter väcker en viss oro. Även om det inte finns några belägg för att
dessa ämnen skulle orsaka allvarliga toxiska effekter hos fiskar, så kan möjliga
effekter inte uteslutas.
De höga halterna av TBT i sediment längs våra kuster orsakar idag hormonstörningar, s.k. imposex, hos marina snäckor. På grund av att TBT är ett mycket
potent hormonstörande ämne hos ryggradslösa djur, kan det inte uteslutas att fiskar,
främst bottenlevande fiskarter som exponeras för höga halter, kan drabbas av liknande hormonella störningar och påverkad fortplantning.
Kunskaperna om läkemedels spridning och effekter i vattenmiljön är idag begränsad. Det finns inga indikationer om allvarliga och utbredda toxiska effekter på
fisk av rester av läkemedel som kommer ut i vattenmiljön via reningsverk eller
genom läckage från avfallsdeponier. Mot bakgrund av att läkemedel innehåller
biologiskt aktiva substanser bör man dock ha fortsatt hög uppmärksamhet rörande
möjliga effekter på fisk och andra organismer. Redan påvisat effektivt upptag av
etinylöstradiol och observerade östrogena effekter på fisk indikerar att denna typ av
hormonpreparat kan utgöra ett lokalt problem i närområdet till utsläppskällorna.
Fåglar och däggdjur
Den ökade dödligheten bland trutar och andra sjöfåglar under senare år skulle kunna vara kopplad till miljögiftsexponering, men i nuläget finns inte några belägg för
att så skulle vara fallet.
Kvicksilver och kadmium finns i så pass höga koncentrationer hos fåglar och
däggdjur att de möjligen kan orsaka toxiska effekter på individer. Effekterna är
numera knappast så omfattande att de visar sig på populationsnivå.
PFOS-koncentrationerna i sillgrissleägg är höga. Om andra fågelarter är lika
känsliga som höns för PFOS kan embryotoxiska effekter tänkas uppträda, men det
finns varken experimentella data i andra arter än höna eller fältdata som stöder
detta.
De halter av PBDE som har uppmätts har inte kunnat kopplas till toxiska effekter men ett mindre bidrag till den totala dioxin-lika effekten är troligt. De ökande
koncentrationerna av HBCD i sillgrissleägg är anmärkningsvärda, men det finns i
dagsläget inte något som tyder på att substansen orsakar toxiska effekter.
73
NATURVÅRDSVERKET
Rapport 5908 ● Effekter av miljögifter på däggdjur, fåglar och fiskar i akvatiska miljöer
Orsaken till att tarmsår förekommer frekvent hos gråsälar i Östersjön är okänd och
det är möjligt att miljögifter bidrar till effekten. Man har dock inte funnit någon
korrelation mellan halter av de klassiska miljögifterna och förekomsten av tarmsår.
Knubbsälarna i Västerhavet har drabbats av sjukdomsepidemier 1998, 2002
och 2007. Det finns inget som tyder på att miljögiftsexponering, och därav orsakad
immunosupression, är primär orsak till epidemierna. Däremot kan epidemierna ha
fått en ökad utbredning genom att miljögifter orsakat nedsatt immunfunktion hos
sälarna.
Koncentrationerna av PFAS-ämnen i svenska i uttrar är höga men kan i nuläget
inte kopplas till effekter. Kunskapen är dock mycket bristfällig när det gäller effekter som kronisk exponering för dessa ämnen kan orsaka hos vilda djur.
Metaboliter av miljögifter kan vara persistenta och bioackumulerande, som
t.ex. metylsulfoner av PCB och DDE. I andra fall är de kortlivade men kan genom
att de bildas kontinuerligt ändå tänkas orsaka effekter. För flera av de kända miljögifterna är kunskapen om effekter av deras metaboliter bristfällig.
74
NATURVÅRDSVERKET
Rapport 5908 ● Effekter av miljögifter på däggdjur, fåglar och fiskar i akvatiska miljöer
9 Kunskapsluckor och forskningsbehov
På basis av här presenterad kunskapssammanställning om påvisade och möjliga
effekter av miljögifter på fiskar, fåglar och däggdjur i akvatiska miljöer har ett
antal kunskapsluckor och områden identifierats där det finns behov av ökade insatser i form av forskning, miljöövervakning eller andra åtgärder. Dessa förslag har
indelats i fem huvudområden och är listade punktvis nedan. Någon prioritering har
inte gjorts mellan de olika förslagen.
Forskning kring biomarkörer
• Forskning och metodutveckling för att identifiera nya och vidareutveckla
gamla effektbiomarkörer för fältstudier och miljöövervakning. Markörer
för att spåra reproduktionsstörningar är av hög prioritet.
• Forskning kring kopplingen mellan biomarkörsresponser på individnivå
och effekter på samhälls- och populationsnivå.
• Utveckling av metoder för provbankning av biologiskt material för att möjliggöra retrospektiva effektstudier.
Komplettering och utveckling av nuvarande miljöövervakning
• Övervakning av effekter på ryggradsdjur i limniska miljöer.
• Löpande miljöövervakning i belastade områden som t.ex. kring storstäder,
flodmynningar och andra komplext förorenade områden (hot spots). Övervakning i sådana områden är ett viktigt led i uppföljningen av det nationella miljökvalitetsmålet Giftfri miljö.
• Avsättning av resurser som möjliggör snabb uppföljande forskning kring
viktiga observationer inom miljöövervakningen, som t.ex. ökande halter eller nyupptäckta effekter.
• Forskning kring hur olika omvärldsfaktorer som temperatur, salinitet och
födotillgång inverkar på miljögiftshalter i biota?
• Utveckling av bedömningsgrunder för koppling mellan miljögiftshalter och
grad av risk för effekter på biota. Bedömningsgrunderna kan användas för
att klassa geografiska områden avseende risk för påverkan (se Bignert et
al., 2007b). Utveckling av ett sådant system bör vara ett gemensamt ansvar
för Naturvårdsverket och KemI.
Forskning kring oförklarade effekter
• Forskning för att klargöra omfattningen av hormonstörningar och reproduktionseffekter hos fisk i skogsindustrirecipienter samt effekternas orsaker. Är detta ett begränsat lokalt problem eller har det en vidare spridning?
• Forskning för att utreda orsakerna till att EROD-aktiviteten hos kustfisk
har ökat under en följd av år samtidigt som gonadstorleken har minskat.
• Forskning för att klarlägga varför havsörnsreproduktionen i södra Bottenhavet är fortsatt dålig.
75
NATURVÅRDSVERKET
Rapport 5908 ● Effekter av miljögifter på däggdjur, fåglar och fiskar i akvatiska miljöer
•
Forskning kring orsakerna till den höga frekvensen tarmsår hos gråsälar i
Östersjön.
Forskning kring enskilda substanser och komplexa blandningar
• Forskning om förekomst och effekter av nedbrytningsprodukter från kända
miljögifter.
• Orsakar den höga dioxinbelastningen i södra Bottenhavet effekter på biota?
Dioxinkällorna behöver identifieras och åtgärdas för att reducera spridningen till vattenmiljön.
• Hur potenta är biogent bildade klorerade och bromerade dioxiner och samverkar dessa med miljöföroreningar av antropogent ursprung?
• Forskning om effekter av perfluorerade ämnen på akvatiska ryggradsdjur.
Är ämnena ett hot mot predatorer i akvatiska miljöer?
• Utgör PAHer ett hot för vattenlevande organismer? Det finns ett stort antal
PAHer som sällan eller aldrig analyseras och olika PAHers miljöeffekter är
dåligt kända.
• Vad betyder de höga halterna av TBT i sedimenten för fiskar och fiskätande djur?
• Är läkemedelsutsläppen ett lokalt, regionalt eller storskaligt problem? Orsakar andra substanser än hormonerna biologiska effekter?
• Orsakar utsläppen av komplexa blandningar av ämnen som alkylfenoler,
triklosan, ftalater m.fl. från kommunala reningsverk biologiska effekter i
vattenmiljön?
• Vilken påverkan har avfallsdeponier på vattenmiljön? Är Molnbyggen ett
undantag eller är problemet omfattande?
• Vilka är miljöriskerna med den snabba utvecklingen av nanotekniken och
den kraftigt ökade användningen av nanomaterial?
Forskning kring miljögifter och storskaliga systembiologiska förändringar
• Finns det någon gemensam faktor bakom de minskade fetthalterna som har
observerats hos strömming, sillgrissla och gråsäl?
• Vad orsaker den förhöjda dödligheten bland trutar och andra sjöfåglar? Är
botulismen utbredd och varför? Hur utbredd är tiaminbristen och finns det
en koppling mellan botulism och tiaminbrist? Finns någon gemensam faktor bakom M74 och trutdöden?
• Orsakar miljögifter nedsatt immunförsvar och ökad infektionskänslighet
hos vilda djur? Kan miljögifter påverka utbredningen av sjukdomsepidemier liknande de som har drabbat knubbsälar?
76
NATURVÅRDSVERKET
Rapport 5908 ● Effekter av miljögifter på däggdjur, fåglar och fiskar i akvatiska miljöer
10 Referenser
Amcoff, P., Lundström, J., Teimert, L., Börjesson, H., Norrgren, L. (1999). Physiological and morphological effects of microinjection of oxythiamine and PCBs in
embryos of Baltic salmon (Salmo salar): a comparison with the M74 syndrome.
Ambio 28: 55-66.
Andersson, T., Förlin, L., Härdig, J., Larsson, Å. (1988). Physiological disturbances in fish living in coastal water polluted with bleached kraft pulp mill effluents. Can. J. Fish. Aquat. Sci. 45: 1525-1536.
Andersson, Å., Odsjö, T., Olsson, M. (1974). Häckningsresultat hos tordmule i
Stockholms skärgård i relation till äggskalstjocklek och halter av DDT, PCB och
kvicksilver i ägg. SNV PM 483.
Andersson, Ö., Wartanian, A. (1992). Levels of polychlorinated camphenes (Toxaphene), chlordane compounds and polybrominated diphenyl ethers in seals from
Swedish waters. Ambio 21: 550-552.
Appelberg, M., Bergquist, B.C., Degerman, E. (2000a). Using fish to assess environmental disturbances of Swedish lakes and streams – a preliminary approach.
Verhandlungen Internationale Vereinigung für Theoretische und Angewandte
Limnologie 27: 311-315.
Appelberg, M., Schreiber, H., Dahlberg, M., Holmgren, H. (2000b). Fisksamhällets
status i fem sjöar i anslutning till avfallsdeponier. Fiskeriverket informerar 2000:3.
Appelberg, M., Andersson, J., Ljunghager, F., Söderberg, K. (2007a). Kustfisk –
bestånden speglar miljön. Havet 2007 (Naturvårdsverket, UMF, SMF och GMF).
Sid. 97-99.
Appelberg, M., Andersson, J., Ljunghager, F., Söderberg, K. (2007b). Klimatet
påverkar kustfiskbestånden. Havet 2007 (Naturvårdverket, UMF, SMF och GMF).
Sid. 28-30.
ArtDatabanken (förf. Lindberg, P.) (2006). Faktablad: Falco peregrinus - pilgrimsfalk.
Asplund, L., Athanasiadou, M., Sjödin, A., Bergman, Å., Börjesson, H. (1999).
Organohalogen substances in muscle, egg and blood from healthy Baltic salmon
(Salmo salar) and Baltic salmon that produced offspring with the M74 syndrome.
Ambio 28: 67-76.
Aulerich, R.J., Ringer, R.K. (1977). Current status of PCB toxicity to mink, and
effect on their reproduction. Arch. Environ. Contam. Toxicol. 6: 279-292.
Balk, L., Andersson, T., Förlin, L., Söderström, M., Larsson, Å. (1993). Indications
of regional and large-scale biological effects caused by bleached pulp mill effluents. Chemosphere 27: 631-650.
77
NATURVÅRDSVERKET
Rapport 5908 ● Effekter av miljögifter på däggdjur, fåglar och fiskar i akvatiska miljöer
Basu, N., Scheuhammer, A.M., Rouvinen-Watt, K., Grochowina, N., Evans, R.D.,
O'Brien, M., Chan, H.M. (2007a). Decreased N-methyl-D-aspartic acid (NMDA)
receptor levels are associated with mercury exposure in wild and captive mink.
NeuroToxicology 28: 587-593.
Basu, N., Scheuhammer, A.M., Evans, R.D., O'Brien, M., Chan, H.M. (2007b).
Cholinesterase and monoamine oxidase activity in relation to mercury levels in the
cerebral cortex of wild river otters. Hum. Exp. Toxicol. 26: 213-220.
Bengtsson, B.-E., Carlin, C.H., Larsson, Å., Svanberg, O. (1975). Vertebral damage in minnows, Phoxinus phoxinus L., exposed to cadmium. Ambio 4: 166-168.
Bengtsson, B.-E., Hill, C., Bergman, Å., Brandt, I., Johansson, N., Magnhagen, C.,
Södergren, A., Thulin, J. (1999). Reproductive disturbances in Baltic fish: a synopsis of the FiRe projekt. Ambio 28: 2-8.
Bengtsson, Å. (1991). Effects of bleached pulp mill effluents in fourhorn sculpin
(Myoxocephalus quadricornis L.) in the Gulf of Bothnia. Arch. Hydrobiol. 121:
373-384.
Bengtsson, Å., Bengtsson, B.-E., Lithner, G. (1988). Vertebral defects in fourhorn
sculpin, Myoxocephalus quadricornis L, exposed to heavy metal pollution in the
Gulf of Bothnia. J. Fish Biol. 33: 517-529.
Bergek, S., Bergqvist, P.-A., Hjelt, M., Olsson, M., Rappe, C., Roos, A., Zook, D.
(1992). Concentrations of PCDDs and PCDFs in seals from Swedish waters. Ambio 21: 553-556.
Berggren, P., Ishaq, R., Zebühr, Y., Näf, C., Bandh, C., Broman, D. (1999). Patterns and levels of organochlorines (DDTs, PCBs, non-ortho PCBs and PCDD/Fs)
in male harbour porpoises (Phocoena phocoena) from the Baltic Sea, the KattegatSkagerrak Seas and the west coast of Norway. Mar. Pollut. Bull. 38: 1070-1084.
Bergman, A. (1999). Health condition of the Baltic grey seal (Halichoerus grypus)
during two decades. APMIS 107: 270-282.
Bergman, A. (2007). Pathological changes in seals in Swedish waters: the relation
to environmental pollution. Doctoral thesis, Swedish University of Agricultural
Sciences. ISBN 978-91-85913-30-5. 102 sid.
Bergman, A., Bergstrand, A., Bignert, A. (2001). Renal lesions in Baltic grey seals
(Halichoerus grypus) and ringed seals (Phoca hispida botnica). Ambio 30: 397-409.
Bergman, A., Olsson, M., Reiland, S. (1992). Skull-bone lesions in the Baltic grey
seal (Halichoerus grypus). Ambio 21: 517-519.
Bergman, Å., Norstrom, R.J., Haraguchi, K., Kuroki, H., Beland, P. (1994). PCB
and DDE methyl sulfones in mammals from Canada and Sweden. Environ. Toxicol. Chem. 13: 121-128.
78
NATURVÅRDSVERKET
Rapport 5908 ● Effekter av miljögifter på däggdjur, fåglar och fiskar i akvatiska miljöer
Bignert, A., Olsson, M., Bergqvist, P.-A., Bergek, S., Rappe, C., de Witt, C., Jansson, B. (1989). Polychlorinated dibenzo-p-dioxins (PCDD) and dibenzofurans
(PCDF) in seal blubber. Chemosphere 19: 551-556.
Bignert, A. (2002). Comments concerning the national Swedish monitoring programme in fresh water biota 2001. Sakrapport till Naturvårdsverket 2002-10-25. 68
sid.
Bignert, A., Greyerz, E., Nyberg, E., Sundqvist, K., Wiberg, K. (2005). Geografisk
variation i koncentrationer av dioxiner och PCB i strömming från Bottniska viken
och norra Egentliga Östersjön. Länsstyrelsen i Gävle, Rapport 2005:23. 22 sid.
Bignert, A. (2006). Miljögifter i Östersjön – framgångar och motgångar. Kapitel i
boken: Giftfri miljö – utopi eller verklig chans? Formas Fokuserar. sid. 77-89.
Bignert, A., Nyberg, E., Asplund, L., Eriksson, U., Wilander, A., Haglund, P.
(2007a). Comments concerning the national Swedish contaminant monitoring programme in marine biota, 2007). Sakrapport till Naturvårdsverket 2007-10-22. 108
sid.
Bignert, A., Nyberg, E., Asplund, L., Eriksson, U., Holmström, K., Wilander, A.,
Haglund, P. (2007b). Miljögifter – klassgränser att diskutera. Havet 2007 (Naturvårdsverket, UMF, SMF och GMF). Sid. 72-76.
Bisther, M., Roos, A. (2006). Uttern i Sverige 2006. Delrapport inom WWFs projekt Levande Skogsvatten.
Blekingekustens Vattenvårdsförbund (2005). Fiskfysiologiska undersökningar.
Kapitel 8 i Hanöbukten Kustvattenmiljö 2005. Årsrapport för Blekingekustens
Vattenvårdsförbund och Vattenvårdsförbundet för Västra Hanöbukten.
Blom, S., Norrgren, L., Förlin, L. (1998). Sublethal effects in caged rainbow trout
during remedial activities in Lake Järnsjön. Ambio 27: 411-418.
Blomkvist, G., Roos, A., Bignert, A., Olsson, M., Jensen, S. (1992). Concentrations
of sDDT and PCB in seals from Swedish and Scottish Waters. Ambio 21: 539-545.
Bortone, S.A., Cody, R.P. (1999). Morphological masculinization in poeciliid females from a paper mill effluent receiving tributary of the St. Johns river, Florida,
USA. Bull. Environ. Contam. Toxicol. 63: 150-56.
Brack, K.(2002). Organotin compounds in sediments from the Göta älv estuary.
Water Air Soil Pollut. 135: 131-140.
Brack, K., Stevens, R.L. (2001). Historical pollution trends in a disturbed, estuarine
sedimentary environment. Environ. Geol. 40: 1017-1029.
Bredhult, C., Bäcklin, B.-M., Bignert, A., Olovsson, M. (2007). Study of the relation between the incidence of uterine leiomyomas and the concentrations of PCB
and DDT in Baltic gray seals. Reprod. Toxicol., in press.
79
NATURVÅRDSVERKET
Rapport 5908 ● Effekter av miljögifter på däggdjur, fåglar och fiskar i akvatiska miljöer
Bremle, G., Larsson, P. (1998). PCB in Emån river ecosystem. Ambio 27: 384-392.
Bremle, G., Okla, L., Larsson, P. (1998). PCB in water and sediment of a lake after
remediation of contaminated sediment. Ambio 27: 398-403.
Brouwer, A., Reijnders, P.J.H., Koeman, J.H. (1989). Polychlorinated biphenyl
(PCB)-contaminated fish induces vitamin A and thyroid hormone deficiency in the
common seal (Phoca vitulina). Aquat. Toxicol. 15: 99-106.
Brunström, B., Andersson, L. (1988). Toxicity and 7-ethoxyresorufin Odeethylase-inducing potency of coplanar polychlorinated biphenyls (PCBs) in
chick embryos. Arch. Toxicol. 62: 263-266.
Brunström, B., Lund, J. (1988). Differences between chick and turkey embryos in
sensitivity to 3,3',4,4'-tetrachlorobiphenyl and in concentration/affinity of the hepatic receptor for 2,3,7,8-tetrachlorodibenzo-p-dioxin. Comp. Biochem. Physiol. C
91: 507-512.
Brunström, B., Lund, B.-O., Bergman, A., Asplund, L., Athanassiadis, I., Athanasiadou, M., Jensen, S., Örberg, J. (2001). Reproductive toxicity in mink (Mustela
vison) chronically exposed to environmentally relevant polychlorinated biphenyl
concentrations. Environ. Toxicol. Chem. 20: 2318-2327.
Brunström, B., Olsson, M., Roos, A. (1998). 2,3,7,8-TCDD equivalent concentrations in livers from Swedish otters determined with a bioassay. Organohalogen
Comp. 39: 149-151.
Brunström, B., Örberg, J. (1982). A method for studying embryotoxicity of lipophilic substances experimentally introduced into hens’ eggs. Ambio 11: 209-211.
Bäcklin, B.-M., Roos, A., Lind, Y., di Gleria, C. (2005) Gråsälens häsotillstånd.
Bottniska Viken 2005: Årsrapport från den marina miljöövervakningen. (UMF).
Sid. 25-26.
Cato, I., Magnusson, M., Granmo, Å., Borgegren, A. (2007). Organiska tennföreningar – ett hot mot livet i våra hav. Havet 2007 (Naturvårdsverket, UMF, SMF
och GMF). Sid. 77-81.
Celander, M., Förlin, L. (1995). Decreased responsiveness of the hepatic cytochrome P450 1A1 system in rainbow trout (Oncorhynchus mykiss) after prolonged
exposure to PCB. Aquat. Toxicol. 33: 141-153.
Cody, R.P., Bortone, S.A. (1997). Masculinization of mosquito fish as an indicator
of exposure to kraft mill effluent. Bull. Environ. Contam. Toxicol. 58: 429-436.
Dahlberg, M. (2001). Resultat från Sötvattenlaboratoriets provfisken år 2000. Fiskeriverket informerar 2001:4.
Desbrow, C., Routledge, E.J., Brigthy, G.C., Sumpter, J.P., Waldock, M. (1998).
Identification of estrogenic chemicals in STW effluent. 1. Chemical fractionation
and in vitro biological screening. Environ. Sci. Technol. 32: 1549-1558.
80
NATURVÅRDSVERKET
Rapport 5908 ● Effekter av miljögifter på däggdjur, fåglar och fiskar i akvatiska miljöer
de Swart, R.L., Ross, P.S., Vos, J.G., Osterhaus, A.D. (1996). Impaired immunity
in harbour seals (Phoca vitulina) exposed to bioaccumulated environmental contaminants: review of a long-term feeding study. Environ. Health Perspect. 104
Suppl 4: 823-828.
de Wit, C., Jansson, B., Bergek, S., Hjelt, M., Rappe, C., Olsson, M., Andersson,
Ö. (1992). Poychlorinated dibenzo-p-dioxin and polychlorinated dibenzofuran
levels and patterns in fish and fish-eating wildlife in the Baltic Sea. Chemosphere
25: 185-188.
di Gleria, C. (2006). Trends in reproductive biology of female Baltic grey seals
(Halichoerus grypus) born between 1939 and 2002. Examensarbete, Zoologiska
institutionen, Stockholms universitet.
Elliott, J.E., Norstrom, R.J., Lorenzen, A., Hart, L.E., Philbert, H., Kennedy, S.W.,
Stegeman, J. J., Bellward, G.D. and Cheng, K.M. (1996). Biological effects of
polychlorinated dibenzo-p-dioxins, dibenzofurans, and biphenyls in bald eagle
(Haliaeetus leucocephalus) chicks. Environ. Toxicol. Chem. 15: 782-793.
Ericson, G., Lindesjöö, E., Balk, L. (1998). DNA adducts and histopathological
lesions in perch (Perca fluviatilis) and northern pike (Esox lucius) along a polycyclic aromatic hydrocarbon gradient on the Swedish coastline of the Baltic Sea.
Can. J. Fish. Aquat. Sci. 55: 815-824.
Eriksson, M.O.G., Johansson, I., Ahlgren, C.-G. (1992). Levels of mercury in eggs
of Red-throated Diver Gavia stellata and Black-throated Diver G. arctica in Southwest Sweden. Ornis Svecica 2: 29-36.
Eriksson, M.O.G., Lindberg, P. (2005). Kvicksilverbelastningen hos svenska smålommar Gavia stellata och storlommar Gavia arctica. Ornis Svecica 15: 1-12.
Evers, D.C., Taylor, K.M., Major, A., Taylor, R.J., Poppenga, R.H., Scheuhammer,
A.M. (2003). Common loon eggs as indicators of methylmercury availability in
North America. Ecotoxicology 12: 69-81.
Fitzsimons, J.D., Brown, S.B., Honeyfield, D.C., Hnath, J.G. (1999). A review of
early mortality syndrome (EMS) in Great Lakes salmonides: relationship with
thiamine deficiency. Ambio 28: 9-15.
Frank, A., Galgan, V., Roos, A., Olsson, M., Peterson, L.R., Bignert, A. (1992).
Metal concentrations in seals from Swedish waters. Ambio 21: 529-538.
Franson, J.C. (1996) Interpretation of tissue lead residues in birds other than waterfowl. In: Environmental contaminants in wildlife: interpreting tissue concentrations
(Nelson Beyer, W., Heinz, G.H. and Redmon-Norwood, A.W., eds.). CRC Press,
Inc., Boca Raton. pp. 265-279.
Förlin, L., Haux, C., Andersson, T., Olsson, P.-E., Larsson, Å. (1986). Physiological methods in fish toxicology: laboratory and field studies. In: Fish Physiology:
81
NATURVÅRDSVERKET
Rapport 5908 ● Effekter av miljögifter på däggdjur, fåglar och fiskar i akvatiska miljöer
Recent Advances (Nilsson, S., Holmgren, S., eds.). Croom Helm, London. pp. 158169.
Förlin, L., Andersson, T., Balk, L., Larsson, Å. (1991). Biochemical and physiological effects of pulp mill effluents on fish. In: Environmental Fate and Effects of
Bleached Pulp Mill Effluents. Swedish EPA Report 4031, Sweden. pp 235-243.
Förlin, L., Celander, M. (1995). Studies on the inducibility of cytochrome P450 1A
in perch from the PCB contaminated lake Järnsjön. Mar. Environ. Res. 39: 85-88.
Förlin, L., Andersson, T., Balk, L., Larsson, Å. (1995). Biochemical and physiological effects of bleached pulp mill effluents in fish. Ecotoxicol. Environ. Safety
30: 164-170.
Förlin, L., Norrgren, L. (1998). Physiological and morphological studies on feral
perch before and after remediation of a PCB contaminated lake: Järnsjön. Ambio
27: 418-424.
Förlin, L., Thörnqvist, S., Adolfsson-Erici, M., Lindesjöö, E., Ericson, G., Parkkonen, J., Ronisz, D., Stenborg, A., Stephensen, E., Sturve, J. (2000). Undersökning
av tånglake i Göta älvs mynning, Stenungsund, Brofjorden och Fjällbacka. Rapport
2000-09-08 till Bohuskustens Vattenvårdsförbund. 13 sid.
Förlin, L., Sturve, J., Parkkonen, J., Rydeborg, A. (2003). Fiskfysiologiska undersökningar i Viskan, uppströms och nedströms Borås, hösten 2002. Rapport till
Länsstyrelsen i Västra Götalands län 2003-05-21. 9 sid.
Förlin, L., Adolfsson-Erici, M., Larsson, D.G.J. (2004). Epidemiological studies
indicate a cause-effect relationship between pulp mill effluent exposure and malebiased sex ratios in fish. In: Pulp and Paper Mill Effluent. Environmental Fate and
Effects. (Borton, D., Hall, T., Fisher, R., Fisher, J., eds.). DEStech Publications,
Inc., Lancaster. pp. 48-54.
Förlin, L.(2007). Fysiologiska studier av tånglake från recipienten för avloppsvatten från Mönsterås Bruk AB. Rapport från 2006 års undersökningar. Göteborgs
universitet, 2007-06-09.
Gercken, J., Sordyl, H. (2002). Intersex in feral marine and freshwater fish from
northeastern Germany. Mar. Environ. Res. 54: 651-655.
Gercken, J., Förlin, L., Andersson, J. (2006). Developmental disorders in larvae of
eelpout (Zoarces viviparus) from German and Swedish Baltic coastal waters. Mar.
Pollut. Bull. 53: 497-507.
Giesy, J.P., Bowerman, W.W., Mora, M.A., Verbrugge, D.A., Othoudt, R.A., Newsted, J.L., Summer, C.L., Aulerich, R.J., Bursian, S.J., Ludwig, J.P., Dawson, G.A.,
Kubiak, T.J., Best, D.A., Tillitt, D.E. (1995). Contaminants of fishes from Great
Lakes-influenced sections and above dams of three Michigan rivers: III. Implications for health of bald eagles. Arch. Environ. Contam. Toxicol. 29: 309-321.
82
NATURVÅRDSVERKET
Rapport 5908 ● Effekter av miljögifter på däggdjur, fåglar och fiskar i akvatiska miljöer
Giesy, J.P., Ludwig, J.P., Tillitt, D.E. (1994). Deformities in birds of the Great
Lakes region: assigning causality. Environ. Sci. Technol. 28: 128A-135A.
Gilbertson, M., Kubiak, T., Ludwig, J., Fox, G. (1991). Great Lakes embryo mortality, edema, and deformities syndrome (GLEMEDS) in colonial fish-eating birds:
similarity to chick-edema disease. J. Toxicol. Environ. Health 33: 455-520.
Grahn, O., Sandström, O., Sangfors, O. (2005). Miljökonsekvenser av utsläpp till
Sundsvallsbukten. – Kritisk granskning, sammanfattning och utvärdering av undersökningar 1990-2003. Uppdragsrapport 2005-01-28 till Sundsvallsbuktens Vattenvårdsförening.
Gullbring, P., Hammar, T., Helgée, A., Troedsson, B., Hansson, K., Hansson, F.
(1998). Remediation of PCB-contaminated sediments in Lake Järnsjön: investigations, considerations and remedial actions. Ambio 27: 374-384.
Haglund, P., Lindqvist, K., Malmvärn, A., Wiberg, K., Bignert, A., Nakano, T.,
Asplund, L. (2005). High levels of potentially biogenic dibromo and tribromo dibenzo-p-dioxins in Swedish fish. Organohalogen Comp. 67: 1267-1270.
Hansson, T., Lindesjöö, E., Förlin, L., Balk, L., Bignert, A., Larsson, Å. (2006a).
Long-term monitoring of the health status of female perch (Perca fluviatilis) in the
Baltic Sea shows decreased gonad weight and increased hepatic EROD activity.
Aquat. Toxicol. 79: 341-355.
Hansson, T., Schiedek, D., Lehtonen, K., Vuorinen, P.J., Liewenborg, B., Noaksson, E., Tjärnlund, U., Hansson, M., Balk, L. (2006b). Biochemical biomarkers in
adult female perch (Perca fluviatilis) in a chronically polluted gradient in the
Stockholm recipient (Sweden). Mar. Poll. Bull. 53: 451-468.
Haraguchi, K., Athanasiadou, M., Bergman, Å., Hovander, L., Jensen, S. (1992).
PCB and PCB methyl sulfones in selected groups of seals from Swedish waters.
Ambio 21: 546-549.
Harries, J.E., Sheahan, D.A., Jobling, S., Matthiessen, P., Neall, P., Routledge, E.J.,
Rycroft, R., Sumpter, J.P., Tylor, T. (1996). A survey of estrogenic activity in United Kingdom inland waters. Environ. Toxicol. Chem. 15: 1993-2002.
Harries, J.E., Sheahan, D.A., Jobling, S., Matthiessen, P., Neall, P., Sumpter, J.P.,
Tylor, T., Zaman, N. (1997). Estrogenic activity in five United Kingdom rivers
detected by measurement of vitellogenesis in caged male trout. Environ. Toxicol.
Chem. 16: 534-542.
Haux, C., Larsson, Å., Lithner, G., Sjöbeck, M.-L. (1986). A field study of physiological effects on fish in lead-contaminated lakes. Environ. Toxicol. Chem. 5: 283288.
Heaton, S.N., Bursian, S.J., Giesy, J.P., Tillitt, D.E., Render, J.A., Jones, P.D.,
Verbrugge, D.A., Kubiak, T.J., Aulerich, R.J. (1995). Dietary exposure of mink to
carp from Saginaw Bay, Michigan. 1. Effects on reproduction and survival, and the
83
NATURVÅRDSVERKET
Rapport 5908 ● Effekter av miljögifter på däggdjur, fåglar och fiskar i akvatiska miljöer
potential risks to wild mink populations. Arch. Environ. Contam. Toxicol. 28: 334343.
Helander, B. (2006) Havsörn. Bottniska viken 2005: Årsrapport från den marina
miljöövervakningen. (UMF). Sid. 27.
Helander, B. (2007) Havsörn - i miljöövervakningens tjänst. Havet 2007 (Naturvårdsverket, UMF, SMF och GMF). Sid. 90-92.
Helander, B., Olsson, A., Bignert, A., Asplund, L., Litzén, K. (2002). The role of
DDE, PCB, coplanar PCB and eggshell parameters for reproduction in the whitetailed sea eagle (Haliaeetus albicilla) in Sweden. Ambio 31: 386-403.
Helander, B., Olsson, M., Reutergårdh, L. (1982). Residue levels of organochlorine
and mercury compounds in unhatched eggs and the relationships to breeding success in white-tailed sea eagles Haliaeetus albicilla in Sweden. Holarctic Ecol. 5:
349-366.
Helle, E., Olsson, M., Jensen, S. (1976). PCB levels correlated with pathological
changes in seal uteri. Ambio 5: 261-263.
Hellner, C., Håkansson, L., Johansson, K. (1991). Kvicksilver i Sverige – problem
och åtgärder. Naturvårdsverket informerar. ISBN-91-620-1101-4. 36 sid.
Hodson, P.V., McWirther, M., Ralph, K., Gray, B., Thivierge, D., Carey, J., van
der Kraak, G., Wittle, D., Levesque, M.C. (1992). Effects of bleached kraft mill
effluent on fish in the St. Maurice River, Quebec. Environ. Toxicol. Chem. 11:
1635-1651.
Hoffman, D.J., Rice, C.P., Kubiak, T.J. (1996). PCBs and dioxins in birds. In:
Environmental contaminants in wildlife: interpreting tissue concentrations (Nelson
Beyer, W., Heinz, G.H., Redmon-Norwood, A.W., eds.). CRC Press, Inc., Boca
Raton. pp. 165-207.
Holm, L., Blomqvist, A., Brandt, I., Brunström, B., Ridderstråle, Y., Berg, C.
(2006). Embryonic exposure to o,p'-DDT causes eggshell thinning and altered shell
gland carbonic anhydrase expression in the domestic hen. Environ. Toxicol. Chem.
25: 2787-2793.
Holmström, K., Järnberg, U., Bignert, A. (2005). Temporal trends of PFOS and
PFOA in guillemot eggs from the Baltic Sea, 1968-2003. Environ. Sci. Technol.
39: 80-84.
Hornshaw, T.C., Aulerich, R.J., Johnson, H.E. (1983). Feeding Great Lakes fish to
mink: effects on mink and accumulation and elimination of PCBs by mink. J. Toxicol. Environ. Health 11: 933-946.
Hylland, K., Feist, S., Thain, J., Förlin, L. (2003). Molecular/cellular processes and
the health of the individual. In: Effects of pollution on fish. Molecular effects and
84
NATURVÅRDSVERKET
Rapport 5908 ● Effekter av miljögifter på däggdjur, fåglar och fiskar i akvatiska miljöer
population responses. (Lawrence, A.J., Hemingway, K.L., eds.). Blackwell Science
Ltd, Oxford. pp. 135-178.
Härdig, J., Ottosson, K. (2004). Rapport från fiskundersökning i Sundsvallsbukten
2003. SVA 2004/212.
Härkönen, T. (2006). Populationsinventeringar av knubbsäl i Kalmarsund. Sakrapport till Naturvårdsverket och Airicole.
Idman, E., Roos, A. (2003). The role of mercury in the decline of the otter population in Sweden: a time trend analysis of mecury in otters from 1970 – 2002. Abstract. The International Otter Survival Fund (IOSF) Conference, Isle of Skye,
Scotland, 2003.
Jobling, S., Nolan, M., Tyler, C.R., Brigthy, G., Sumpter, J.P. (1998). Widespread
sexual disruption in wild fish. Environ. Sci. Technol. 32: 2498-2506.
Järnberg, U., Holmström, K., Bignert, A., Hjelmberg, M., Odsjö, T. (2003). Retrospektiva studier av perfluoralkylsulfonsyror i den svenska miljön – Andra och
avslutande året av screeningundersökningen. Slutrapport 2003-09-01.
Jönsson, C.J., Rodriguez-Martinez, H., Lund, B.-O., Bergman, Å. and Brandt, I.
(1991). Adrenocortical toxicity of 3-methylsulfonyl-DDE in mice. II. Mitochondrial changes following ecologically relevant doses. Fund. Appl. Toxicol. 16: 365374.
Jönsson, E.M., Brandt, I., Brunström, B. (2002). Gill filament-based EROD assay
for monitoring waterborne dioxin-like pollutants in fish. Environ. Sci. Technol. 36:
3340-3344.
Kallenborn, R., Berger, U., Järnberg, U. (2004). Perfluorinated alkylated substances (PFAS) in the Nordic environment. Tema Nord 2004: 552.
Kannan, K., Corsolini, S., Falandysz, J., Oehme, G., Focardi, S., Giesy, J.P. (2002).
Perfluorooctanesulfonate and related fluorinated hydrocarbons in marine mammals,
fishes, and birds from coasts of the Baltic and the Mediterranean Seas. Environ.
Sci. Technol. 36: 3210-3216.
Kannan, K., Perrotta, E. and Thomas, N.J. (2006). Association between perfluorinated compounds and pathological conditions in southern sea otters. Environ. Sci.
Technol. 40: 4943-4948.
Karchner, S.I., Franks, D.G., Kennedy, S.W. and Hahn, M.E. (2006). The molecular basis for differential dioxin sensitivity in birds: role of the aryl hydrocarbon
receptor. Proc. Natl. Acad. Sci. USA 103: 6252-6257.
Karels, A., Markkula, E., Oikari, A. (2001). Reproductive, biochemical, physiological, and population responses in perch (Perca fluviatilis L.) and roach (Rutilis
rutilis) downstream of two elemental chlorine-free pulp and paper mills. Environ.
Toxicol. Chem. 20: 1517-1527.
85
NATURVÅRDSVERKET
Rapport 5908 ● Effekter av miljögifter på däggdjur, fåglar och fiskar i akvatiska miljöer
Karlson, K., Ishaq, R., Becker, G., Berggren, P., Broman, D., Colmsjö, A. (2000).
PCBs, DDTs and methyl sulphone metabolites in various tissues of harbour porpoises from Swedish waters. Environ. Pollut. 110: 29-46.
Karlsson, O., Härkönen, T., Bäcklin, B.-M. (2007) Sälar på uppgång. Havet 2007
(Naturvårdsverket, UMF, SMF och GMF). Sid. 84-89.
Karås, P., Neuman, E., Sandström, O. (1991). Effects of pulp mill effluents on the
population dynamics of perch, Perca fluviatilis. Can. J. Fish. Aquat. Sci. 48: 28-34.
Katsiadaki, I., Scott, A.P., Hurst, M.R., Matthiessen, P., Mayer, I. (2002). Detection of environmental androgens: a novel method based on enzyme-linked immunosorbent assay of spiggin, the stickleback (Gasterosteus aculeatus) glue protein.
Environ. Toxicol. Chem. 21: 1946-1954.
Kirby, M.F., Allen, Y.T., Dyer, R.A., Feist, S.W., Katsiadaki, I., Matthiessen, P.,
Scott, A.P., Smith, A., Stentiford, G.D., Thain, J.E., Thomas, KV., Tolhurst, L.,
Waldock, M.J. (2004). Surveys of plasma vitellogenin and intersex in male flounder (Platichthys flesus) as measures of endocrine disruption by estrogenic contamination in United Kingdom estuaries: temporal trends, 1996-2001. Environ. Toxicol.
Chem. 23: 748-758.
Koistinen, J., Koivusaari, J., Nuuja, I., Vuorinen, P.J., Paasivirta, J. and Giesy, J.P.
(1997). 2,3,7,8-Tetrachlorodibenzo-p-dioxin equivalents in extracts of Baltic
white-tailed sea eagles. Environ. Toxicol. Chem. 16: 1533-1544.
Krone, O., Stjernberg, T., Kenntner, N., Tataruch, F., Koivusaari, J. and Nuuja, I.
(2006). Mortality factors, helminth burden, and contaminant residues in whitetailed sea eagles (Haliaeetus albicilla) from Finland. Ambio. 35: 98-104.
Körner, W., Bolz, U., Süssmuth, W., Hiller, G., Schuller, W., Hanf, V., Hagenmaier, H. (2000). Input/output balance of estrogenic active compounds in a major municipal sewage plant in Germany. Chemosphere 40: 1131-1142.
Larsson, D.G.J., Adolfsson-Erici, M., Parkkonen, J., Pettersson, M., Berg, A.H.,
Olsson, P.-E., Förlin, L. (1999). Ethinyloestradiol – an undesired fish contraceptive? Aquat. Toxicol. 45: 91-97.
Larsson, D.G.J., Hällman, H., Förlin, L. (2000). More male fish embryos near a
pulp mill. Environ. Toxicol. Chem. 19: 2911-2917.
Larsson, D.G.J., Förlin, L. (2002). Male-biased sex ratios of fish embryos near a
pulp mill: temporary recovery after short-term shutdown. Environ. Health Perspect.
110: 739-742.
Larsson, D.G.J., Kinnberg, K., Sturve, J., Stephensen, E., Skön, M., Förlin, L.
(2002). Studies of masculinization, detoxification, and oxidative stress responses in
guppies (Poecilia reticulata) exposed to effluent from a pulp mill. Ecotoxicol. Environ. Safety 52: 13-20
86
NATURVÅRDSVERKET
Rapport 5908 ● Effekter av miljögifter på däggdjur, fåglar och fiskar i akvatiska miljöer
Larsson, Å. (1975). Some biochemical effects of cadmium on fish. In: Sublethal
effects of toxic chemicals on aquatic animals. (Koeman, J.H., Strik, J.J.T.W.A.,
eds.). Elsevier Scientific Company, Amsterdam, The Netherlands. pp. 3-13.
Larsson, Å., Bengtsson, B.-E., Svanberg, O. (1976). Some haematological and
biochemical effects of cadmium on fish. In: Effects of pollutants on aquatic organisms. (Lockwood, A.P.M., ed.). Society for Experimental Biology Series Vol. 2.
Cambridge University Press, Cambridge. pp. 35-45.
Larsson, Å., Haux, C., Sjöbeck, M.-L. (1985). Fish physiology and metal pollution:
results and experiences from laboratory and field studies. Ecotoxicol. Environ.
Safety 9: 250-281.
Larsson, Å., Förlin, L., Lindesjöö, E., Sandström, O. (2003). Monitoring of individual organism responses in fish populations exposed to pulp mill effluents. In:
Environmental Impacts of Pulp and Paper Waste Streams. (Stuthridge, T., van den
Heuvel, M.R., Marvin, N.A., Slade, A.H., Gifford, J., eds.). SETAC Press, Rotorua, New Zealand. pp. 216-226.
Larsson, Å., Förlin, L., Hanson, N., Ek, H., Sturve, J., Parkkonen, J. (2007a). Hälsotilltåndet hos abborre och tånglake. Havet 2007 (Naturvårdsverket, UMF, SMF
och GMF). Sid. 100-102.
Larsson, Å., Förlin, L., Hanson, N., Lycken, J., Parkkonen, J. (2007b). Sammanställning av 2007 års övervakning av fiskhälsa hos abborre i Bottniska viken och
Egentliga Östersjön (rapport under bearbetning).
Law, R. J. (1996) Metals in marine mammals. In: Environmental contaminants in
wildlife: interpreting tissue concentrations (Nelson Beyer, W., Heinz, G.H. and
Redmon-Norwood, A.W., eds.). CRC Press, Inc., Boca Raton, pp. 357-376.
Lind, P. M., Bergman, A., Olsson, M. and Örberg, J. (2003). Bone mineral density
in male Baltic grey seal (Halichoerus grypus). Ambio 32: 385-388.
Lindberg, P., Odsjö, T. and Reutergårdh, L. (1985). Residue levels of polychlorobiphenyls, sigmaDDT, and mercury in bird species commonly preyed upon by the
peregrine falcon (Falco peregrinus Tunst.) in Sweden. Arch. Environ. Contam.
Toxicol. 14: 203-212.
Lindberg, P., Sellström, U., Häggberg, L. and de Wit, C. A. (2004). Higher brominated diphenyl ethers and hexabromocyclododecane found in eggs of peregrine
falcons (Falco peregrinus) breeding in Sweden. Environ. Sci. Technol. 38: 93-96.
Linderoth, M., Hansson, T., Liewenborg, B., Sundberg, H., Noaksson, E., Hansson,
M., Zebühr, Y., Balk, L. (2006). Basic physiological biomarkers in adult female
perch (Perca fluviatlis) in a chronically polluted gradient in the Stockholm recipient (Sweden). Mar. Poll. Bull. 53: 437-450.
Lindesjöö, E., Thulin, J. (1992). A skeletal deformity of northern pike (Esox lucius) related to pulp mill effluents. Can. J. Fish. Aquat. Sci. 49: 166-172.
87
NATURVÅRDSVERKET
Rapport 5908 ● Effekter av miljögifter på däggdjur, fåglar och fiskar i akvatiska miljöer
Lindesjöö, E., Thulin, J. (1994). Histopathology of skin and gills of fish in pulp
mill effluents. Dis. Aquat. Org. 18: 81-93.
Lindesjöö, E., Thulin, J., Bengtsson, B.-E., Tjärnlund, U. (1994). Abnormalities of
a gill cover bone, the operculum, in perch Perca fluviatilis from a pulp mill effluent
area. Aquat. Toxicol. 28: 189-207.
Lindeström, L. (2001). Mälarfisk – innehåll av metaller och stabila organiska ämnen 2001. Mälarens Vattenvårdsförbund/ÅF-Miljöforskargruppen. Rapport F
01/35:2. 16 sid.
Lindström, Å., Svensson, S. (2007) Övervakning av fåglarnas populationsutveckling - årsrapport för 2006. Ekologiska institutionen, Lunds universitet.
Ljunggren, L., Sandström, A., Johansson, G. (2005). Vart tog abborren och gäddan
vägen? - stor undersökning ger svar och nya frågor. Miljötillståndet i Östersjön.
Rapport 2005: 3-6.
Lund, B.-O., Örberg, J., Bergman, Å., Larsson, C., Bergman, A., Bäcklin, B.-M.,
Håkansson, H., Madej, A., Brouwer, A. and Brunström, B. (1999). Chronic and
reproductive toxicity of a mixture of 15 methylsulfonyl-polychlorinated biphenyls
and 3-methylsulfonyl-2,2-bis-(4-chlorophenyl)-1,1-dichloroethene in mink (Mustela vison). Environ. Toxicol. Chem. 18: 292-298.
Lundholm, C.E. (1997). DDE-induced eggshell thinning in birds: effects of p,p'DDE on the calcium and prostaglandin metabolism of the eggshell gland. Comp.
Biochem. Physiol. 118: 113-128.
Lundström, J., Börjesson, H., Norrgren, L. (1998). Clinical and pathological studies of Baltic salmon suffering from yolk sac mortality. Am. Fish. Soc. Symp. 21:
62-72.
Lundström, J., Carney, B., Amcoff, P., Pettersson, A., Börjesson, H., Förlin, L.,
Norrgren, L. (1999). Antioxidative systems, detoxifying enzymes and thiamin
levels in Baltic salmon (Salmo salar) that develop M74. Ambio 28: 24-29.
Lye, C.M., Frid, C.L.J., Gill, M.E., Cooper, D.W., Jones, D.M. (1999). Estrogenic
alkylphenols in fish tissues, sediments, and waters from U.K. Tyne and Tees estuaries. Environ. Sci. Technol. 33: 1009-1014.
Länsstyrelsen i Jönköpings län (2007). Beskrivning och analys av nationell miljögiftsövervakning. Underlagsrapport inför översyn av miljöövervakningen av miljögifter på Naturvårdsverket. Meddelande 2007:27. 173 sid.
Länsstyrelsen i Stockholms län (2005). Kvicksilver i den svenska miljön: förekomst, tillförsel och trender. Rapport 2005-04-15. 8 sid.
Länsstyrelsen i Västra Götalands län (2003). Fiskstudier i Viskan. PM våren 2003.
20 sid.
88
NATURVÅRDSVERKET
Rapport 5908 ● Effekter av miljögifter på däggdjur, fåglar och fiskar i akvatiska miljöer
Magnusson, K., Ekelund, R., Dave, G., Granmo, Å., Förlin, L., Wennberg, L.,
Samuelsson, M.O., Berggren, M., Brorström-Lundén, E. (1996). Contamination
and correlation with toxicity of sediment samples from the Skagerrak and Kattegat.
J. Sea Res. 35: 223-234.
Malmvärn, A., Kautsky, L., Jensen, S., Athanassiadis, I., Asplund, L. (2003). Detection of possible tribromodibenzo-p-dioxin in blue mussels (Mytilus edulis) from
the Baltic Sea. Organohalogen Comp. 61: 143-146.
Malmvärn, A., Marsh, G., Kautsky, L., Athanasiadou, M., Bergman, Å., Asplund,
L. (2005). Hydroxylated and methoxylated brominated diphenyl ethers in the red
algae Ceramium tenuicorne and blue mussels from the Baltic Sea. Environ. Sci.
Technol. 39: 2990-2997.
Marklund, H. (1998). Miljötillståndet i sjöar och vattendrag. Statistiskt Meddelande, serie NA: naturresurser och miljö, 39 SM 9801. 84 sid.
McMaster, M.E., van der Kraak, G.J., Portt, C.B., Munkittrick, K.R., Sibley, P.K.,
Smith, I.R., Dixon, D.G. (1991). Changes in hepatic mixed function oxygenase
(MFO) activity, plasma steroid levels and age at maturity of a white sucker (Catastomus commersoni) population exposed to bleached kraft pulp mill effluent. Aquat.
Toxicol. 21: 199-218.
Mellanen, P., Soimasuo, H., Holmbom, B., Oikari, A., Santti, R. (1999). Expression of the vitellogenin gene in the liver of juvenile whitefish (Coregonus lavaretus
L.) exposed to effluent from pulp and paper mills. Ecotoxicol. Environ. Safety 43:
133-137.
Mendenhall, V.M., Klaas, E.E., McLane, M.A.R. (1983). Breeding success of barn
owls (Tyto alba) fed low levels of DDE and dieldrin. Arch. Environ. Contam. Toxicol. 12: 235-240.
Minier, C., Levy, F., Rabel, D., Bocquené, G., Godefroy, D., Burgeot, T., Leboulenger, F. (2000). Flounder health status in the Seine bay. A multibiomarker
study. Mar. Environ. Res. 50: 373-377.
Molina, E.D., Balander, R., Fitzgerald, S.D., Giesy, J.P., Kannan, K., Mitchell, R.,
Bursian, S.J. (2006). Effects of air cell injection of perfluorooctane sulfonate before incubation on development of the white leghorn chicken (Gallus domesticus)
embryo. Environ. Toxicol. Chem. 25: 227-232.
Monitor 19 (2005). Förändringar under ytan. Sveriges havsmiljö granskad på djupet. Naturvårdsverket. 192 sid.
Mortensen, P., Bergman, A., Bignert, A., Hansen, H.-J., Härkönen, T., Olsson, M.
(1992). Prevalence of skull lesions in harbor seals (Phoca vitulina) in Swedish and
Danish museum collections: 1835 - 1988. Ambio. 21: 520-524.
Munkittrick, K.R., van der Kraak, G.J., McMaster, M.E., Portt, C.B. (1992). Response of hepatic MFO activity and plasma sex steroids to secondary treatment of
89
NATURVÅRDSVERKET
Rapport 5908 ● Effekter av miljögifter på däggdjur, fåglar och fiskar i akvatiska miljöer
bleached kraft pulp mill effluent and mill shutdown. Environ. Toxicol. Chem. 11:
1427- 1439.
Munkittrick, K.R., van der Kraak, G.J., McMaster, M.E., Portt, C.B., van den Heuvel, M.R., Servos, M.R. (1994). Survey of receiving water environmental impacts
associated with discharges from pulp mills. 2. Gonad size, liver size, hepatic
EROD activity, and plasma steroid levels in white sucker. Environ. Toxicol. Chem.
13: 1089-1101.
Munkittrick, K.R., Sandström, O., Larsson, Å., van der Kraak, G.J., Förlin, L.,
Lindesjöö, E., McMaster, M.E., Servos, M.R. (2003). Evolution of tools for ecological assessment of pulp mill effluent impacts 1982 through 1997: A reassessment of the original reviews of Norrsundet and Jackfish Bay studies (A backward
look at risk assessment). In: Environmental Impact of Pulp and Paper Waste
Streams (Stuthridge, T., van der Heuvel, M.R., Marvin, N.A., Slade, A.H., Gifford,
J., eds.). SETAC Press, Rotorua, New Zealand. pp. 459-477.
Mälarens Vattenvårdsförbund (2003). Fisk från Mälaren – bra mat. 8 sid.
Mörner, T., Ulhorn, H., Ågren, E., Bernodt, K., Mattsson, R., Bröjer, C., Nilsson,
K., Gavier-Widén, D., Jansson, D., Christensson, D. A., Petersson, L., Neimanis,
A. (2005). Onormalt hög dödlighet bland trutar och annan sjöfågel i Sverige.
Svensk Veterinärtidning 8-9: 11-18.
Naturvårdsverket (1993). Långlivade organiska ämnen och miljön. Rapport 4136.
136 sid.
Naturvårdsverket (2002). Hur mår fisken i Molnbyggen? Sammanställning av undersökningar 1999-2000. Rapport. ISBN 91-620-8045-8. 25 sid.
Naturvårdsverket (2005). Höga halter av miljöfarliga ämnen i miljön. Resultat från
Miljöövervakningens Screeningprogram 1996-2003. Rapport 5449. 147 sid.
Naturvårdsverket (2006). Vilka halter av miljöfarliga ämnen hittar vi i miljön?
Resultat från Miljövervakningens Screeningprogram 2003-2004. Rapport 5524.
124 sid.
Naturvårdsverket (2007a). Vilka halter av miljöfarliga ämnen hittar vi i miljön?
Resultat från Miljöövervakningens Screeningsprogram 2005-2007. Rapport 5744.
100 sid.
Naturvårdsverket (2007b). Kust och hav – revision av nationell miljöövervakning
2006. Rapport 5718. 110 sid.
Naturvårdsverket (2007c). Det nya sötvattenprogrammet. Sötvatten. Årsskrift från
miljöövervakningen 2007: 4-7.
Naturvårdsverket (2008). Avloppsreningsverkens förmåga att ta hand om läkemedelsrester och andra farliga ämnen. Rapport 5794.
90
NATURVÅRDSVERKET
Rapport 5908 ● Effekter av miljögifter på däggdjur, fåglar och fiskar i akvatiska miljöer
Neimanis, A., Gavier-Widén, D., Leighton, F., Bollinger, T., Rocke, T., Mörner, T.
(2007). An outbreak of type C botulism in herring gulls (Larus argentatus) in
southeastern Sweden. J. Wildl. Dis. 43: 327-336.
Neuman, E., Karås, P. (1988). Effects of pulp mill effluent on a Baltic coastal fish
community. Water Sci. Technol. 20: 95-106.
Newsted, J.L., Jones, P.D., Coady, K., Giesy, J. (2005). Avian toxicity reference
values for perfluorooctane sulfonate. Environ. Sci. Technol. 39: 9357-9362.
Noaksson, E. (2003). Environmental monitoring of refuse dump leachate toxicity
in fish. Doctoral thesis, Stockholm University. ISBN 91-7265-721-9. 36 sid.
Noaksson, E., Tjärnlund, U., Bosveld, A.T.C., Balk, L. (2001). Evidence for endocrine disruption in perch (Perca fluviatilis) and roach (Rutilus rutilus) in a remote
Swedish lake in the vicinity of a public refuse dump. Toxicol. Appl. Pharmacol.
174, 160-176.
Noaksson, E., Linderoth, M., Bosveld, A.T.C., Balk, L. (2003). Altered steroid
metabolism in several teleost species exposed to endocrine disrupting substances in
refuse dump leachate. Gen. Comp. Endocrinol. 134: 273-284.
Noaksson, E., Gustafsson, B., Linderoth, M., Zebühr, Y., Broman, D., Balk, L.
(2004). Gonad development and plasma steroid profiles by HRGC/HRMS during
one reproductive cycle in reference and leachate-exposed female pearch (Perca
fluviatilis). Toxicol. Appl. Pharmacol. 195: 247-261.
Noaksson, E., Linderoth, M., Tjärnlund, U., Balk, L. (2005). Toxicological effects
and reproductive impairments in female perch (Perca fluviatilis) exposed to leachate from Swedish refuse dumps. Aquat. Toxicol. 75: 162-177.
Nordfeldt, S. (2007). TBT finns i sediment längs hela Sörmlandskusten. Havet
2007 (Naturvårdsverket, UMF, SMF och GMF). Sid. 82-83.
Norrgren, L. (2001). Kemikalier kan påverka fiskars könstillhörighet. Miljötrender
2: 6-9. Sveriges Lantbruksuniversitet, Uppsala.
Norrgren, L., Andersson, T., Bergqvist, P.A., Björklund, I. (1993). Chemical, physiological and morphological studies of feral Baltic salmon (Salmo salar) suffering
from abnormal fry mortality. Environ. Toxicol. Chem. 12: 2065-2075.
Norrgren, L., Amcoff, P., Börjesson, H., Larsson, P.-O. (1998). Reproduction disturbances in Baltic fish - a review. Amer. Fish. Soc. 21: 8-17.
Nyman, M., Bergknut, M., Fant, M. L., Raunio, H., Jestoi, M., Bengs, C., Murk,
A., Koistinen, J., Backman, C., Pelkonen, O., Tysklind, M., Hirvi, T., Helle, E.
(2003). Contaminant exposure and effects in Baltic ringed and grey seals as assessed by biomarkers. Mar. Environ. Res. 55: 73-99.
91
NATURVÅRDSVERKET
Rapport 5908 ● Effekter av miljögifter på däggdjur, fåglar och fiskar i akvatiska miljöer
Nyman, M., Koistinen, J., Fant, M. L., Vartiainen, T., Helle, E. (2002). Current
levels of DDT, PCB and trace elements in the Baltic ringed seals (Phoca hispida
baltica) and grey seals (Halichoerus grypus). Environ. Pollut. 119: 399-412.
Oberdörster, E. (2004). Manufactured nanomaterials (fullerenes, C60) induce oxidative stress in the brain of juvenile largemouth bass. Environ. Health Perspect.
112: 1058-1062.
Odsjö, T. (1971). Klorerade kolväten och äggskalsförtunning hos fiskgjuse. Fauna
och Flora 66 (3): 90-100.
Odsjö, T., Johnels, A.G. (1972). Äggskalsförtunning hos några svenska fågelarter.
Rapport till Statens naturvårdsverk. 14.2.1972.
Odsjö, T., Sondell, J. (1982). Eggshell thinning and DDT, PCB and mercury in
eggs of osprey (Pandion haliaetus (L.)) in Sweden and their relations to breeding
success. In: Odsjö, T., Doctoral thesis, Department of Zoology, Stockholm University, 1982.
Olsson, M., Johnels, A., Vaz, R. (1974). DDT and PCB levels in seals from Swedish waters. The occurrence of aborted seal pups. National Swedish Environmental
Protection Board, SNV PM 591.
Olsson, M., Asplund, L., de Wit, C., Järnberg, U., Sellström, U., Bignert, A., Haglund, P. (2005). Miljögifter i Östersjön – från upptäckt till samhällsreaktion. Miljötillståndet i Östersjön, Rapport 2005: 21-25.
Olsson, M. (2006). Varför sjunker inte dioxinhalten i fisk? Kapitel i boken: Giftfri
miljö –utopi eller verklig chans? Formas Fokuserar. Sid.129-141.
Ottosson, K., Härdig, J. (1999). Biologiska undersökningar av fisk i Sundsvallsbukten 1998. Rapport 1999-03-31.
Pettersson, A., Lignell, Å. (1999). Astaxanthin deficiency in eggs and fry of Baltic
salmon (Salmo salar) with the M74 syndrome. Ambio 28: 43-47.
Pettersson, M., Hahlbeck, E., Katsiadaki, I., Asplund, L., Bengtsson, B.-E. (2007).
Survey of estrogenic and androgenic disruption in Swedish coastal waters by the
analysis of bile fluid from perch and biomarkers in the three-spined stickleback.
Mar. Pollut. Bull. 54: 1868-1880.
Purdom, C.E., Hardiman, P.A., Bye, V.J., Eno, N.C., Tyler, C.R., Sumpter, J.P.
(1994). Estrogenic effects of effluents from sewage treatment works. J. Chem.
Ecology 8: 275-285.
Rawson, A.J., Patton, G.W., Hofmann, S., Pietra, G.G., Johns, L. (1993). Liver
abnormalities associated with chronic mercury accumulation in stranded Atlantic
bottlenose dolphins. Ecotoxicol. Environ. Safety 25: 41-47.
Reijnders, P.J.H. (1986). Reproductive failure in common seals feeding on fish
from polluted coastal waters. Nature 324: 456-457.
92
NATURVÅRDSVERKET
Rapport 5908 ● Effekter av miljögifter på däggdjur, fåglar och fiskar i akvatiska miljöer
Restum, J.C., Bursian, S.J., Giesy, J.P., Render, J.A., Helferich, W.G., Shipp, E.B.,
Verbrugge, D.A., Aulerich, R.J. (1998). Multigenerational study of the effects of
consumption of PCB-contaminated carp from Saginaw Bay, Lake Huron, on mink.
1. Effects on mink reproduction, kit growth and survival, and selected biological
parameters. J. Toxicol. Environ. Health A 54: 343-375.
Roos, A., Bergman, A., Greyerz, E., Olsson, M. (1998). Time trend studies on
ΣDDT and PCB in juvenile grey seals (Halichoerus grypus), fish and guillemot
eggs from the Baltic Sea. Organohalogen Comp. 39: 109-112.
Roos, A., Greyerz, E., Olsson, M., Sandegren, F. (2001). The otter (Lutra lutra) in
Sweden - Population trends in relation to ΣDDT and total PCB concentrations
during 1968-99. Environ. Pollut. 111: 457-469.
Roos, A., Järnberg, U., Bignert, A. (2007). Perfluorinated compounds in liver from
Swedish otters (Lutra lutra) - a new threat to the Swedish otter population. Abstract. Xth Otter Colloquium, Hwacheon, South Korea, 2007.
Ross, P.S., de Swart, R.L., Reijnders, P.J., Van Loveren, H., Vos, J.G., Osterhaus,
A.D. (1995). Contaminant-related suppression of delayed-type hypersensitivity and
antibody responses in harbor seals fed herring from the Baltic Sea. Environ. Health
Perspect. 103: 162-167.
Routti, H., Nyman, M., Backman, C., Koistinen, J., Helle, E. (2005). Accumulation
of dietary organochlorines and vitamins in Baltic seals. Mar. Environ. Res. 60:
267-287.
Sandström, O. (1995). Incomplete recovery in a coastal fish community exposed to
effluents from a modernized Swedish bleached kraft mill. Can. J. Fish. Aquat. Sci.
51: 2195-2202.
Sandström, O., Neuman, E., Karås, P. (1988). Effects of bleached pulp mill effluent on growth and gonad function in Baltic coastal fish. Water Sci. Technol. 20:
107-118.
Sandström, O., Larsson, Å., Andersson, J., Appelberg, M., Bignert, A., Ek, H.,
Förlin, L., Olsson, M. (2005). Three decades of Swedish experience demonstrates
the need for integrated long-term monitoring of fish in marine coastal areas. Water
Qual. Res. J. Can. 40: 233-250.
Sellström, U., Bignert, A., Kierkegaard, A., Häggberg, I., de Wit, C., Olsson, M.,
Jansson, B. (2003). Temporal trend studies on polybrominated diphenyl ethers and
hexabromocyclododecane in guillemot eggs from the Baltic Sea. Environ. Sci.
Technol. 37: 5496-5501.
Servos, M.R., Carey, J., Ferguson, M.L., van der Kraak, G.J., Ferguson, H., Parrot,
J., Gorman, K., Cowling, R. (1992). Impact of a modern bleached kraft pulp mill
with secondary treatment on white sucker. Water Pollut. Res. J. Can. 27: 423-437.
93
NATURVÅRDSVERKET
Rapport 5908 ● Effekter av miljögifter på däggdjur, fåglar och fiskar i akvatiska miljöer
Sjöbeck, M.-L., Haux, C., Larsson, Å., Lithner, G. (1984). Biochemical and hematological studies on perch, Perca fluviatilis, from the cadmium-contaminated river
Emån. Ecotoxicol. Environ. Safety 8: 303-312.
Sjöstrand, B. (2007). Fiskbestånd i utsjön ur balans. Havet 2007 (Naturvårdsverket,
UMF, SMF och GMF). Sid. 94-96.
Smith, T.G., Armstrong, F.A.J. (1978). Mercury and selenium in ringed and bearded seal tissues from Arctic Canada. Arctic 31: 75-84.
Sprengler, P., Körner, W., Metzger, J.W. (2001). Substances with estrogenic activity in effluents of sewage treatment plants in southwestern Germany. I. Chemical
analysis. Environ. Toxicol. Chem. 20: 2133-2141.
Sternbeck, J., Fäldt, J., Österås, A.H. (2006). Screening of organotin compounds in
the Swedish environment. Rapport från WSP till Naturvårdsverket.
Sternbeck, J., Österås, A.H. and Josefsson, K. (2007). Triclosan, DEHP och klordan - samlad utvärdering av svenska miljöövervakningsdata. Rapport från WSP till
Naturvårdsverket.
Strandberg, B., Strandberg, L., Bergqvist, P.A., Falandysz, J., Rappe, C. (1998).
Concentrations and biomagnification of 17 chlordane compounds and other organochlorines in harbour porpoise (Phocoena phocoena) and herring from the
southern Baltic Sea. Chemosphere 37: 2513-2523.
Sturve, J., Berglund, Å., Balk, L., Broeg, K., Böhmert, B., Massey, S., Parkkonen,
J., Stephensen, E., Koehler, A., Förlin, L. (2005). Effects of dredging in Göteborg
harbour, Sweden, assessed by biomarkers in eelpout (Zoarces viviparus). Environ.
Toxicol. Chem. 24: 1951-1961.
Ternes, T.A., Stumpf, M., Mueller, J., Haberer, K., Wilken, R.-D., Servos, M.
(1999). Behavior and occurence of estrogens in municipal sewage treatment plants.
– I. Investigations in Germany, Canada, and Brazil. Sci. Tot. Environ. 225: 81-90.
Thomas, K.V., Hurst, M.R., Matthiessen, P., McHugh, H., Smith, A., Waldock,
M.J. (2002). An assessment of in vitro androgenic activity and the identification of
environmental androgens in United Kingdom estuaries. Environ. Toxicol. Chem.
21: 1456-1461.
Thompson, D. R. (1996) Mercury in birds and terrestrial mammals. In: Environmental contaminants in wildlife: interpreting tissue concentrations (Nelson Beyer,
W., Heinz, G.H. and Redmon-Norwood, A.W., eds.). CRC Press, Inc., Boca Raton.
pp. 341-356.
Traas, T.P., Luttik, R., Klepper, O., Beurskens, J.E., Smit, M. D., Leonards, P.E.,
van Hattum, A.G., Aldenberg, T. (2001). Congener-specific model for polychlorinated biphenyl effects on otter (Lutra lutra) and associated sediment quality criteria. Environ. Toxicol. Chem. 20: 205-212.
94
NATURVÅRDSVERKET
Rapport 5908 ● Effekter av miljögifter på däggdjur, fåglar och fiskar i akvatiska miljöer
Tremblay, I., van der Kraak, G. (1999). Comparison between the effects of phytosterol-beta-sitosterol and pulp and paper mill effluents on sexually immature rainbow trout. Environ. Toxicol. Chem. 18: 329-336.
van Aerle, R., Nolan, M., Jobling, S., Christiansen, L.B., Sumpter, J.P., Tyler, C.R.
(2001). Sexual disruption in a second species of wild cyprinid fish (the gudgeon
Gobio gobio) in United Kingdom freshwaters. Environ. Toxicol. Chem. 20: 28412847.
van den Berg, M., Birnbaum, L., Bosveld, A. T., Brunström, B., Cook, P., Feeley,
M., Giesy, J. P., Hanberg, A., Hasegawa, R., Kennedy, S. W., Kubiak, T., Larsen,
J. C., van Leeuwen, F. X., Liem, A. K., Nolt, C., Peterson, R. E., Poellinger, L.,
Safe, S., Schrenk, D., Tillitt, D., Tysklind, M., Younes, M., Waern, F., Zacharewski, T. (1998). Toxic equivalency factors (TEFs) for PCBs, PCDDs, PCDFs for
humans and wildlife. Environ. Health Perspect. 106: 775-792.
van den Heuvel, M.R., Ellis, R.J. (2002). Timing of exposure to a pulp and paper
mill effluent influences the manifestation of reproductive effects in rainbow trout.
Environ. Toxicol. Chem. 21: 2338-2347.
van der Kraak, G.J., Munkittrick, K.R., McMaster, M.E., Portt, C.B., Chang, J.P.
(1992). Exposure to bleached kraft mill effluent disrupts the pituitary-gonadal axis
of white sucker at multiple sites. Toxicol. Appl. Pharmacol. 115: 224-233.
Vethaak, A.D., Lahr, J., Kuiper, R.V., Grinwis, G.C.M., Rankouhi, T.R., Giesy,
J.P., Gerritsen, A. (2002). Estrogenic effects in fish in the Netherlands: some preliminary results. Toxicology 181: 147-150.
Vigano, L., Arillo, A., Bottero, S., Massari, A., Mandich, A. (2001). First observation of intersex cyprinids in the Po river (Italy). Sci. Tot. Environ. 269: 189-194.
Vuorinen, P.J., Paasivirta, J., Keinanen, M., Koistinen, J., Rantio, T., Hyotylainen,
T., Welling, L. (1997). The M74 syndrome of the Baltic salmon (Salmo salar) and
organochlorine concentrations in the muscle of female salmon. Chemosphere 34:
1151-1166.
Vuori, K.A.M., Nikinmaa, M. (2007). M74 syndrome in Baltic salmon ant the
possible role of oxidative stresses in its development: Present knowledge and perspectives for the future. Ambio 36: 168-172.
Ådjers, K., Appelberg, M., Eschbaum, R., Lappalainen, A., Minde, A., Repecka,
R., Thoresson, G. (2006). Trends in coastal fish stocks in the Baltic Sea. Boreal
Env. Res. 11: 13-25.
Öberg, T. (2003). Miljögifter i fisk 2001/2002 Vänern-Vättern. I. Ämnen enligt
Vattendirektivets lista i fisk från Vänern och Vättern. Rapport 73 Vätternvårdsförbundet/ Redovisning från nationell miljöövervakning 2003, Naturvårdsverket. 46
sid.
95
NATURVÅRDSVERKET
Rapport 5908 ● Effekter av miljögifter på däggdjur, fåglar och fiskar i akvatiska miljöer
Örn, S., Svenson, A., Viktor, T., Holbech, H., Norrgren, L. (2006). Male-biased
sex ratios and vitellogenin induction in zebrafish exposed to effluent water from a
Swedish pulp mill. Arch. Environ. Contam. Toxicol. 51: 445-451.
Österblom, H., Bignert, A., Fransson, T., Olsson, O. (2001). A decrease in fledging
body mass in common guillemot Uria aalge chicks in the Baltic Sea. Mar. Ecol.
Prog. Ser. 224: 305-309.
Österblom, H., Casini, M., Olsson, O., Bignert, A. (2006). Fish, seabirds and trophic cascades in the Baltic Sea. Mar. Ecol. Prog. Ser. 323: 233-238.
96
Hav
lin)
hona), parasitangrepp och somitskador (synliga
skador på skal och extremiteter) hos honan, %
missbildade, döda samt obefruktade/outvecklade
(odifferentierade) embryon och % honor med en
för att påvisa långsiktiga belastningsförändringar av främst metaller och miljögifter i
sediment genom att dokumentera biologiska
effekter.14 platser provtas 1-2 ggr per år.
vitmärla, trend- o
områdesövervakning
samt förekomst av yttre sjukdomstecken. Hos
tånglake mäts ett antal reproduktionsvariabler samt
honans individuella tillväxt och kondition.
provfiske sker årligen inom tre områden;
Holmön (Bottenviken), Kvädöfjärden (egentliga Östersjön), och Fjällbacka (Västerhavet).
ning
97
ke i områdena Kvädöfjärden och Fjällbacka.
Sedan 2001 ingår undersökningar av tångla-
Appelberg)
ra kustfisksamhället, åldersfördelning hos abborre
ken, Östersjön & Västerhavet. Standardiserat
och områdesövervak-
(systemeffekt)
FiV, Kustlab (Magnus
Beståndstäthet och beståndsstruktur i det stationä-
Kustfiskbestånd, trend-
Undersökning av kustfiskbestånd i Bottenvi-
och Pontoporeia femorata.
bottenlevande amphipoderna Monoporeia affinis
död äggsamling i äggkammaren (marsupiet) hos
SU, ITM (Brita Sunde-
(projektledare)
Utförare
Variabler som analyseras är fekunditet (ägg/per
Parametrar
Studier av embryonalutveckling hos vitmärla
Beskrivning
Embryonalutv. hos
Delprogram
Effekt
Effekt
Typ
Olika miljögiftsundersökningar i programområde Hav & Kust under 2005. (Källa: Meddelande 2007:27 från Länsstyrelsen i Jönköpings län)
11 Bilaga 1
NATURVÅRDSVERKET
Rapport 5908 ● Effekter av miljögifter på däggdjur, fåglar och fiskar i akvatiska miljöer
(Lars Förlin)
speglar det allmänna hälsotillståndet hos fisk och
som ger möjlighet att spåra effekter av toxiska
samt tånglake, sedan 1995) och Västerhavet
(tånglake, from 1989).
från land vid kända uppehållsplatser samt landbaserade kontroller av reproduktionsutfall. Sälar som
påträffats döda längs stränder eller är funna drunk-
terna gråsäl (Bottenviken, Östersjön och
Västerhavet), knubbsäl (Östersjön och Västerhavet), vikaresäl (Bottenviken).
Tidsserie
Provbank
av okläckta ägg. Sälar övervakas med flyg, båt och
hälsotillståndet (Patologi) hos toppkonsumen-
övervakning
somatiskt index (LSI), fettvikt, torrvikt. I förekommande fall skaltjocklek, skalindex.
sjön samt 2 områden i Kattegatt-Skagerrak.
Se under kapitel om provbankning för arter,
vakning
Metallanalyser i fisk, hav
Metallanalyser i sillgrissleägg
miljögifter i marin biota,
trend- o områdesöver-
vakning
Metallanalyser i blåmussla
Metaller & organiska
98
kön – härledda variabler: konditionsindex, lever-
Bottniska viken, 4 områden i egentliga Öster-
trend- o områdesöver-
Hg, Pb, Cd, Ni, Cr, Cu, Zn.
ring. Även uppgifter om längd, vikt, levervikt, ålder,
grissleägg) en gång per år i 3 områden i
miljögifter i marin biota,
lokaler och omfattning.
Insamling, provberedning, bankning och utvärde-
Provtagning av biota (blåmussla, fisk, sill-
Metaller & organiska
nade i fiskeredskap obduceras sedan 1973.
samt kontroll av reproduktionsutfall och insamling
Bottenviken och Östersjön. Beståndet och
trend- och områdes-
(systemeffekt)
Inventering av antal revirhållande havsörnspar
Toppkonsumenter,
Wilander)
SLU, IMA (Anders
NRM
NRM (Tjelvar Odsjö)
GU, Zoologiska inst.
giska variabler (bl.a. EROD, DNA-addukter) som
egentliga Östersjön (abborre, inleddes 1988
ning
Följa förändringar av beståndet av havsörn i
tenskap (Åke Larsson)
biokemiska, fysiologiska, histologiska och patolo-
i Bottniska viken (abborre, startade 1993),
och områdesövervak-
ämnen i miljön.
GU, Tillämpad miljöve-
Mätningar av ca 25 väl beprövade och känsliga
Undersökningar av hälsotillstånd hos kustfisk
Kustfiskbestånd, trend-
Effekt
Effekt
NATURVÅRDSVERKET
Rapport 5908 ● Effekter av miljögifter på däggdjur, fåglar och fiskar i akvatiska miljöer
99
snäckornas mjukvävnad.
(TBT, DBT, MBT, TphT, DphT och MphT) på
utförs kemisk analys av organiska tennföreningar
organiska tennföreningar på den marina gastropoden Hinia (Nassarius) reticulatus. Dessutom
tennföreningar
Omfattar övervakning av biologiska effekter av
vakning
miljögifter i marin biota,
rie
Biologisk effektövervakning av organiska
skärsklubb analyseras isomerspecifikt.
WHO-PCB. I poolat prov av strömming från Ängs-
predikteras halterna av övriga 2,3,7,8-PCDD/F och
trend- o områdesöver-
Metaller & organiska
(PCB126), och 2,3,3’,4,4’,5’-heptaklorbifenyl
(PCB157). Med utgångspunkt från dessa halter
pentaklordibensofuran, 3,3’,4,4’,5-pentaklorbifenyl
vakning
2,3,7,8-tetraklordibensofuran, 2,3,4,7,8-
Analys av dioxiner i sillgrissleägg
miljögifter i marin biota,
trend- o områdesöver-
Fyra indikatorer för dioxiner och dioxinlika PCB,
Analys av dioxiner i fisk
Metaller & organiska
vakning
Effekt & tidsse-
Tidsserie
miljögifter i marin biota,
trend- o områdesöver-
Metaller & organiska
Tidsserie &
PAHer (14 olika)
mo)
GU, KMF (Åke Gran-
UmU (Peter Haglund)
Lundén)
IVL (Eva Brorström-
(BDE-47, -99 och -100) och HBCD
Analys av org. miljögifter i sillgrissleägg
trend- o områdesöver-
Analys av PAH i blåmussla
Asplund)
DDT (inkl DDD & DDE), HCH (α,β,γ), HCB; PBDE
Analys av org. miljögifter i fisk
miljögifter i marin biota,
vakning
SU, ITM (Lillemor
PCB och pesticider (OCP)”: PCB (7 kongener),
Analys av org. miljögifter i blåmussla
Metaller & organiska
retrospektiv
Tidsserie
NATURVÅRDSVERKET
Rapport 5908 ● Effekter av miljögifter på däggdjur, fåglar och fiskar i akvatiska miljöer
eventuell samvariation mellan ett antal fysiologiska
variabler (bl.a. EROD) och PAH-er i abborre.
analyser från fisk. Det behövs en utökad
övervakning av PAH:er i Östersjön och Bottniska viken. Syftet med uppdraget är att
analysera fisk från lokaler där det idag sker
trend- och områdes-
övervakning
Späck från 40 juvenila gråsälar insamlade
mellan 2004-2005 analyseras så att den
– trend- och områdes-
övervakning
100
PCB & DDT
Miljögiftsanalyser på bankat material - gråsäl.
Toppkonsumenter
Retrospektiv
påbörjade tidsserien utökas.
Kortkedjade klorparaffiner i sediment
OSPAR Base-line Survey SCCP:s 2006-2007
vet, den andra i egentliga Östersjön. Att studera
förändring över tid i två kustlokaler en i Bottenha-
Att få kunskap över PAH-koncentrationernas
Kartering
vakning samt fiskfysiologiövervakning.
integrerad fiskövervakning, populationsöver-
Utökad marin miljöövervakning – miljögifts-
miljögifter i marin biota,
(OH-PBDE), och polybromerade fenoler i biota
Metaller och organiska
NRM (Tjelvar Odsjö)
Lundén)
IVL (Eva Brorström-
NRM (Anders Bignert)
PBDE), hydroxylerade polybromerade difenyletrar
musslor och fisk
Utveckling &
Asplund)
toxylerade polybromerade difenyletrar (MeO-
MeO-PBDE, OH-PBDE och bromfenoler i
retrospektiv
SU, Miljökemi (Lillemor
Polybromerade dibenso-p-dioxiner (PBDD), me-
Bromerade ämnen
Utveckling
Analys av bromerade ämnen som PBDD,
NATURVÅRDSVERKET
Rapport 5908 ● Effekter av miljögifter på däggdjur, fåglar och fiskar i akvatiska miljöer
tioner: Metaller undersöks i 67 stationer 2
grundvatten
Vattenkemi i sjöar;
Växtplankton i sjöar;
Referensstationer;
sjöar
Tidsserie
Bottenfauna, sjöars litoral - inventering
Bottenfauna, sjöars litoral - tidsserier
Djurplankton i sjöar;
vattendrag och Hg i 25.
vattenkemi. Metaller mäts varje månad i 35
47 större svenska vattendrag. Mätningar av
Följa den flodburna transporten till havet i
Flodmynningar
Tidsserie
SGU).
grundvattennätet 1-2 ggr/år (finansierat av
år. Dessutom metaller i 15 stationer i
ggr/år. Hg i 18 utvalda stationer en gång/
Grundvattenkemi yttäckande. Referenssta-
Referensstationer;
Tidsserie
Beskrivning
Delprogram
Typ
Sötvatten
101
ggr/år i 10 sjöar
Cu, Zn, Cd, Pb, Cr, Ni, Co, As, V i vatten i 2
SLU, IMA (Richard Johnson)
SLU, IMA (Anders Wilander)
SGU (Lotta Lewin-Pihlblad)
Cu, Zn, Cd, Pb, Cr, Ni, Co, As, V, Hg
Fe, Mn, Cu, Cd, Pb, Cr, Ni, Co, V, Al, Hg
Utförare (projektledare)
Parametrar
Olika miljögiftsundersökningar i programområde Sötvatten under 2005. (Källa: Meddelande 2007:27 från Länsstyrelsen i Jönköpings län)
12 Bilaga 2
NATURVÅRDSVERKET
Rapport 5908 ● Effekter av miljögifter på däggdjur, fåglar och fiskar i akvatiska miljöer
Provbankning av fisk i 18 sjöar från refe-
renssjöprogrammet
Miljögifter; analys
Miljögifter; analys
Miljögifter, analys
Miljögifter, analys
Miljögifter, prov-
bankning
Screening
Screening
Tidsserie
Provbank
CIC, förenklat förfarande i fisk från 13 sjöar med
fisk
102
sjöar, Mört (50 st) från 3 andra sjöar, Röding (50
Provbankning av fisk: Abborre (50 st) från 11
del, BFR, (PBDE + HBCD) i fisk från 5 sjöar.
tidsserier. Analys av bromerade flamskyddsme-
Analys av klorerade substanser,
tisk bearbetning, rapportskrivning
Utveckling: analys organiska miljögifter i
Innefattar provinsamling, provberedning, statis-
sediment och slam
pesticider, HCBD och PCB:er
Analyser av organiska miljögifter i fisk,
Flamskyddsmedel samt PAH:er, klorerade
sediment och slam
samt PAH:er, HCBD och PCB:er
sediment och slam
Analyser av organiska miljögifter i fisk,
N-P pesticider, klorerade pesticider och DEHP
Analyser av organiska miljögifter i fisk,
medel och PCB:er
sediment och slam
Screening
PAH:er, Fenolära föreningar, HCBD, Lösnings-
långtransporterade luftföroreningar.
intresse är In, Se, Bi, Sb, W och Tl som ingår i
analysera Ag och Sn (jfr.2). Andra element av
Bland övriga element bör man liksom 2003 även
förändringar och minska annan variation ingår.
Analyser av organiska miljögifter i fisk,
Miljögifter; analys
Screening
Cu, Ni, Pb och Zn och i muskel Hg. Viss utveck-
Gädda i 2 och Röding i 1. 10 honfiskar/sjö.
ling av metoden för kunna visa långsiktiga
Analyserade metaller är i lever Al, As, Cd, Cr,
Analys av metaller i fisk. Abborre i 9 sjöar,
Miljögifter; analys
Tidsserie
NRM (Anders Bignert)
NRM (Anders Bignert)
NRM (Anders Bignert)
IVL (Eva Brorström-Lundén)
Ekerfeldt)
Eurofins Danmark A/S (Peter
Analytica (Kent Utterström)
SU, ITM (Hans Borg)
NATURVÅRDSVERKET
Rapport 5908 ● Effekter av miljögifter på däggdjur, fåglar och fiskar i akvatiska miljöer
Stora sjöarna
Stora sjöarna
Tidsserie
Tidsserie
Christensen)
ingår mätningar av en del miljögifter. Det mäts
årligen metaller i vatten i tillflöden, i utsjön och i
betning och rapportering. Både kemiska
och biologiska parametrar
Lindell)
ingår mätningar av en del miljögifter. Det mäts
årligen metaller i vatten i tillflöden, i utsjön och i
betning och rapportering. Både kemiska
och biologiska parametrar
103
delsrester 2005.
t ex vattendirektivsämnen i fisk 2002, Läkeme-
intervall specialundersökningar,
fisk. Dessutom genomförs med oregelbundna
cerade) intervall liksom organiska miljögifter i
miljögifter i sediment mäts med längre (ospecifi-
vissa fall (Vänern) i fisk. Metaller och organiska
Lst Jönköping, Vättern (Måns
I de stora sjöarnas miljöövervakningsprogram
Vättern - fältprovtagning, analys, databear-
delsrester 2005.
t ex vattendirektivsämnen i fisk 2002, Läkeme-
intervall specialundersökningar,
fisk. Dessutom genomförs med oregelbundna
cerade) intervall liksom organiska miljögifter i
miljögifter i sediment mäts med längre (ospecifi-
vissa fall (Vänern) i fisk. Metaller och organiska
Lst Västra G, Vänern (Agneta
I de stora sjöarnas miljöövervakningsprogram
Vänern - fältprovtagning, analys, databear-
st) från 2 sjöar, Gädda (20 st) från 2 sjöar.
NATURVÅRDSVERKET
Rapport 5908 ● Effekter av miljögifter på däggdjur, fåglar och fiskar i akvatiska miljöer
Kartering
klorerade pesticider och HCBD-gruppen.
fisk och sediment samt provberedning för
Vart femte år sedan 1975.
(MMU)
104
Co, As, V) i vatten men inte i alla sjöar.
och 700 vattendrag spridda över landet.
ningsinventering
/ Riksinventering
2000 mättes metaller (Cu, Zn, Cd, Pb, Cr, Ni,
Kemiska parametrar mäts i över 3000 sjöar
Miljömålsuppfölj-
en interkalibrering.
grupperna, medan två laboratorier analyserar
screening 2005. Insamling av material av
analys?
Tre laboratorier analyserar PCB- och PAH-
delsrester 2005.
t ex vattendirektivsämnen i fisk 2002, Läkeme-
intervall specialundersökningar,
fisk. Dessutom genomförs med oregelbundna
cerade) intervall liksom organiska miljögifter i
miljögifter i sediment mäts med längre (ospecifi-
vissa fall (Vänern) i fisk. Metaller och organiska
Interkalibrering av analyser i samband med
SLU (miljöanalys)
NRM (Anders Bignert)
årligen metaller i vatten i tillflöden, i utsjön och i
Både kemiska och biologiska parametrar.
Miljögifter,
(Lars Edenman)
ingår mätningar av en del miljögifter. Det mäts
analys, databearbetning och rapportering.
Utvärdering
Lst Västmanland, Mälaren
I de stora sjöarnas miljöövervakningsprogram
Stora sjöarna
Tidsserie
Mälaren - fältprovtagning,
NATURVÅRDSVERKET
Rapport 5908 ● Effekter av miljögifter på däggdjur, fåglar och fiskar i akvatiska miljöer
Effekter av miljögifter
på däggdjur, fåglar och
fiskar i akvatiska miljöer
rapport 5908
NATURVÅRDSVERKET
isbn 978-91-620-5908-8
Issn 0282-7298
Under senare år har sjukdomssymptom och överdödlighet
bland flera olika djurarter i såväl akvatisk som terrester
miljö rapporterats. Det har ofta inte varit möjligt att fastslå
orsakerna till de rapporterade förändringarna.
Naturvårdsverket har därför i denna rapport sammanfattat kunskapsläget om möjliga orsaker till effekter på bestånd av bl.a. fisk och fågel i såväl marin som limnisk miljö
med särskild inriktning på sådana effekter som kan knytas
till miljögifter. I rapporten sammanfattas även behovet av
ytterligare forskningsinsatser.
Naturvårdsverket 106 48 Stockholm. Besöksadress: Stockholm - Valhallavägen 195, Östersund - Forskarens väg 5 hus Ub, Kiruna - Kaserngatan 14.
Tel: +46 8-698 10 00, fax: +46 8-20 29 25, e-post: [email protected] Internet: www.naturvardsverket.se Beställningar Ordertel: +46 8-505 933 40,
orderfax: +46 8-505 933 99, e-post: [email protected] Postadress: CM-Gruppen, Box 110 93, 161 11 Bromma. Internet: www.naturvardsverket.se/bokhandeln