Kväve-, svavel-, och syreheterocykler (azarener, tiofener och furaner)

Exponeringsvägar

7.1 Polycykliska aromatiska ämnen

7.1.2 Kväve-, svavel-, och syreheterocykler (azarener, tiofener och furaner)

Azarener, tiofener och furaner är några av de oavsiktligt bildade ämnen som det inte finns mycket information om.

Exponeringsvägar

Eftersom azarener, tiofener och furaner har hög oktanol-vatten föredelningskoeffi- cient och således är mycket svårlösliga i vatten kommer merparten av ämnena att återfinnas i sediment och bundet till partiklar. Det innebär att vattenlevande organismer exponeras främst via födan, sediment och partiklar. Terrestra organismers främsta exponeringsväg kommer således vara via födan, men även via den mark/jord de lever i/på.

Belastning

Inga studier som beskriver temporala eller geografiska trender för dessa ämnen har identifierats.

Effekter

Sju olika kongener av azarener testades på fjädermygglarver (Chironomus plumo- sus) och i en senare studie testades även fyra olika PAH-kongener med samma experimentella design (Bleeker et al. 1998; 2002). Resultaten visade att toxiciteten ökade med ökande antal ringar både vad gäller homo- och heterocykler. Då ingen samtidig exponering för UV-ljus skedde uppvisade azarenerna en lägre toxicitet än

PAH:erna. Närvaro av UV-ljus förstärker dock toxiciteten för flera azarener (Blee- ker et al. 2002).

7.1.3 Nitro-PAH

Exponeringsvägar

Nitro-PAH:er kan transporteras i gasfas eller adsorberat till partiklar (WHO 2003). Eftersom nitro-PAH:er har låg löslighet i vatten kommer de att bindas till sediment eller partiklar i vattenmiljö. Organismer som lever i vatten, sediment eller jord kommer således exponeras för nitro-PAH:er (WHO 2003). Terrestra arter exponeras främst via luft, men kan även exponeras via föda och jord.

En del nitro-PAH:er kan sakta brytas ned under vissa förhållanden (WHO 2003). Eftersom oktanol-vatten fördelningskoefficienten för de olika nitro-PAH varierar mellan 3,2 och 4,6 finns det potential för bioackumulering (WHO 2003).

Belastning

Nitro-PAH:er finns överallt i naturen (Perrini et al. 2005). Det finns dock endast få studier som visar på halter av nitro-PAH i Europa, och i de flesta studier har man undersökt halter i luft.

Det finns inga tidstrender, spatiella trender eller information om bioackumulering att tillgå för nitro-PAH:er.

Effekter

I vissa fall har nitro-PAH:er visat sig vara akuttoxiska för akvatiska organismer (WHO 2003). Bland annat har akuttoxicitet för 1-nitronaftalen testats på fisk (Pi- mephales promelas) och en ciliat (Tetrahymena pyriformis). För fisk var akuttoxi- citeten måttlig (1-10 mg/L) och för ciliaten låg (10-100 mg/L) (Schultz och Moul- ton 1985; Curtis och Ward 1981).

Nitro-PAH:er har visat sig ha carcinogena effekter (Perrini et al. 2005; Zielins- ka and Samy 2006). Olika tester med Salmonella har visat att vissa nitro-PAH:er är starka mutagener (Salmeen et al. 1984). Vissa akvatiska organismer kan metabolisera nitro-PAH:er till aktiva omvandlingsprodukter som kan skada DNA (Mit- chelmore och Chipman 1998; Mitchelmore et al. 1998a; 1998b; 1998c).

Många anaeroba och aeroba bakterier bryter ned nitro-PAH till mutagena ami- no-PAH:er (WHO 2003). Kvävereduktion i mikrofloran i tarmarna spelar en stor roll för metabolismen av nitro-PAH:er i däggdjur (WHO 2003). En mängd olika bakterier, svampar och alger har visat sig kunna bryta ned nitro-PAH som är upp- byggda av två till fem ringar. Substituerade nitro-PAH:er kan bara brytas ned lång- samt av naturliga mikroorganismer och kan bli persistenta i jord och sediment (WHO 2003). Obenägenheten för nitro-PAH:er med hög molekylvikt att brytas ned beror delvis på hård adsorption till organiskt material, låg löslighet, större moleky- lärstorlek och polär karaktär hos nitrogruppen.

7.1.4 Oxy-PAH

Oxy-PAH är en av de oavsiktligt bildade ämnesgrupper som är mycket lite stude- rade. Det finns en del litteratur som pekar på att oxy-PAH har en negativ inverkan på organismer och miljö (t ex WHO 2003).

Exponeringsvägar

Oxy-PAH:er har låg löslighet i vatten och kommer till största delen att bindas till sediment eller partiklar i vattenmiljö. Organismer som lever i vatten, sediment eller jord kommer således att exponeras för oxy-PAH:er. Terrestra arter exponeras främst via luft, men kan även exponeras via föda och jord. Eftersom oktanol-vatten fördelningskoefficienten för de olika oxy-PAH:erna varierar mellan 2,1 och 5,9 finns det potential för bioackumulering för åtminstone vissa kongener inom denna grupp.

Belastning

Det finns inga tidstrender eller spatiella trender att tillgå för oxy-PAH:er.

Effekter

Oxy-PAH är akut giftiga för kräftdjur, bakterier och växter (Daphnia magna, Vib- rio fischeri, Lemna gibba och Brassica napus) (Brack et al. 2003a; Kurihara et al. 2005; Lampi et al. 2006; Machala et al. 2001; Mallakin et al. 1999; Mcconkey et al. 1997; Ren et al. 1996; Xie et al. 2006). Studier har också visat att oxy-PAH inducerar oxidativ stress (Kubatova et al. 2006; Kumagai et al. 2002; Shimada et al. 2004), är hormonstörande (Machala et al. 2001; Kurihara et al. 2005) och har cytotoxiska effekter i däggdjurs cellsystem (Zhu et al. 1995). Dessutom har oxy- PAH visats ha mutagena effekter (Brack et al. 2003a; Chesis et al. 1984; Durant et al. 1996; Leary et al. 1983; Moller et al. 1985; Pitts et al. 1982; Ramdahl 1985; Sakai et al. 1985) i Ames` Salmonella-test men även i tester med däggdjursceller (Durant et al. 1996).

7.2 Klorerade aromatiska ämnen

7.2.1 Polyklorerade dioxiner och furaner (PCDD/PCDF)

Exponeringsvägar

PCDD och PCDF är lipofila och persistenta ämnen. Både akvatiska och terrestra organismer kommer främst att exponeras av dioxiner via födan. Speciellt utsatta är djur som har feta fiskar som föda och som lever i kontaminerade vatten och organismer som befinner sig högt upp i näringskedjan eftersom dioxiner har en benä- genhet att biomagnifieras.

Det finns vissa skillnader i exponeringsmönster för olika organismer. De låg- klorerade (med 4-6 klor) dioxiner och furaner har lägre oktanol-vatten fördelnings- koefficient än de högklorerade (med 7-8 klor). Detta innebär att terrestra organis-

mer som är associerade med jord eller som äter växter kommer främst exponeras för högklorerade kongener via deposition av partiklar från luften till jord och väx- ter. P.g.a. att dessa binder hårdare till sediment än lågklorerade dioxiner och furaner kommer organismer i den akvatiska miljön främst att exponeras för lågklorera- de kongener via vattnet och födan.

Belastning

Mätningar av PCDD och PCDF i emissioner (utsläpp) påbörjades i Sverige i mitten av 1980-talet (Naturvårdsverket 2005). Man kan konstatera att sedan dess har de totala emissionerna reducerats avsevärt. Naturvårdsverket drog dock 2005 slutsat- sen att det finns motiv för ytterligare begränsningar av bildning och spridning av dioxiner (Naturvårdsverket 2005). Miljöövervakning visar att dioxinhalterna i sill- grissla (Uria aalge), från egentliga Östersjön (St. Karlsö), har sjunkit från 1970 till början av 1990-talet men att minskningen därefter har avstannat (Figur 7.3).

Figur 7.3.Tidstrender för, från vänster, TCDD, TCDF och TCDD-ekvivalenter (pg/g fett) för sill- grissleägg från St. Karlsö från 1970 och fram till 2005. Källa: Bignert et al., Naturhistoriska riksmuseet. Mätserierna ingår i det svenska miljöövervakningsprogrammet.

Dioxinhalter i sill/strömming (Clupea harengus) från Östersjön sjönk från 1970- talet till 1980-talet, men nu tycks haltminskningen ha avstannat i vissa områden (Olsson et al. 2002) (se Figur 3.4 och 3.5). En analys av strömming från Ängs- kärsklubb (södra Bottenhavet) från 1979 och framåt visar en signifikant minskning från 1979 till 2003. Även från 1985 och framåt visar resultaten en minskande ten- dens, men minskningen är inte statistisk signifikant (Bignert et al. 2005). Om minskningstakten håller i sig kommer det att ta 16 år innan medelkoncentrationerna i strömming i södra Bottenhavet är densamma som i södra Egentliga Östersjön (Bignert et al. 2005). Den senaste tiden har det kommit rapporter om ökande dioxinhalter i vissa områden nära kusterna, som t ex Gävlebukten och södra Botten- havskusten (Naturvårdsverket 2005). Orsakerna till att minskningen har avstannat kan vara flera. En trolig orsak kan vara att ju lägre nivåerna blir desto större relativ inverkan får källor som långväga transport och gamla synder (Naturvårdsverket 2005).

Figur 7.4. TCDD-ekvivalenter (pg/g fett) för strömmingsmuskel från 1989 och fram till 2004. Från vänster, Harufjärden, Utlängan samt Fladen. Källa: Bignert et al., Naturhistoriska riksmuseet. Mätserierna ingår i det svenska miljöövervakningsprogrammet.

Figur 7.5. TCDD-ekvivalenter (pg/g färskvikt) för strömmingsmuskel från 1990 och fram till 2004. Från vänster, Harufjärden, Utlängan samt Fladen. Källa: Bignert et al., Naturhistoriska riksmuseet. Mätserierna ingår i det svenska miljöövervakningsprogrammet.

En övervägande del av kuststräckan, från Bottenviken ner till Egentliga Östersjön, visar dioxinkoncentrationer över det tillåtna gränsvärdet för dioxiner i fet fisk (4 pg TCDD-ekvivalenter/g färskvikt med dioxiner, dibensofuraner och dioxinlika PCB:er inräknat) och de högsta halterna återfinns vid Bottenhavets kust (Bignert et al. 2005) (se Figur 7.6). Koncentrationerna av dioxiner i strömming är på färsk- viktsbasis nästan dubbelt så höga i Östersjön som i Kattegatt (Bignert et al. 2005). Oroande signaler beträffande höga halter av dioxiner i gråsäl och havsörn finns också i Östersjön (Bignert et al. 2005).

Figur 7.6. Den vänstra figuren visar koncentrationer av klorerade dioxiner och dibensofuraner (TCDD-ekvivalenter, pg/g färskvikt) i muskel utan skinn från strömming fångad under sommaren 2004 från lokaler längs norra Egentliga Östersjön och Bottniska viken, 1) Stockholm 2) Öregrund 3) Gävle 4) Söderhamn 5) Hudiksvall 6) Sundsvall 7) Härnösand 8) Örnsköldsvik 9) Umeå 10) Skellefteå 11) Piteå 12) Luleå. Gult, orange och rött överskrider gränsvärdet. Den högra figuren visar en generaliserad karta över koncentrationer av klorerade dioxiner och dibensofuraner (TCDD-ekvivalenter, pg/g färskvikt) i muskel utan skinn från strömming fångad under sommaren 2004 från lokaler längs norra egentliga Östersjön och Bottniska viken, Gult, orange och rött överskrider gränsvärdet. Källa: Bignert et al., Naturhistoriska riksmuseet, svenska miljöövervak- ningsprogrammet.

Effekter

Dioxiner hör till den grupp av ämnen som agerar som signalsubstans genom att sprida ”falska” signaler i organismen och störa dess funktioner genom bindning till Ah-receptorn (Bernes 1998). Den kanske mest uppmärksammade egenskapen hos dioxiner och dioxinlika ämnen är deras anmärkningsvärt höga akutgiftighet - hos vissa arter kan redan mycket små engångsdoser leda till döden.

Ytterligare en skadeverkan av dioxiner är deras förmåga att ge upphov till cancer via promotion, vilket är väldokumenterat hos flera djurarter. Hos alla undersökta ryggradsdjur yttrar sig toxiciteten av dioxiner i form av störd omsättning av vitamin A. Vitamin A har betydelse för immunförsvaret och för normal fosterutveck- ling, tillväxt, ämnesomsättning och fortplantning hos alla ryggradsdjur. På senare år har det framkommit att ämnet direkt eller indirekt är medaktör i praktiskt taget alla livsprocesser, bl.a. genom att det finns kopplingar mellan signaler som förmed- las av A-vitamin och budskap som överförs av sköldkörtel- och könshormoner.

Dioxinlika ämnen tycks även ha antiöstrogen effekt, vilket kan bero på att Ah- receptorn blockerar östrogenreceptorns normala funktion genom att dessa två binds till varandra vid DNA-molekylerna. Ämnena kan dessutom reducera effekten av hanliga könshormoner. Dioxiner har förutom de klassiska toxiska mekanismerna med andra ord såväl antiöstrogen som antiandrogen verkan. Dessa effekter kan leda till, åtminstone hos fiskar och kräldjur, att en skev könsfördelning kan uppkomma. Dioxinlika ämnen kan även påverka nervsystemet hos foster eller mycket unga individer (Bernes 1998).

På 1950-talet skedde en massdöd av kycklingar i USA. Det visade sig senare att de matades med dioxinförorenat foder och uppvisade en rad symtom, bl.a. ödem i hjärtsäcken, vilket gav syndromet dess namn – ”kyckling ödem sjukdom” (de Wit 2006). Fågelägg som behandlades med dioxiner resulterade i fågelungar med ödem och missbildningar. Flera studier har funnit samband mellan koncentrationen av dioxinlika ämnen i skarv och tärnor vid Stora Sjöarna (Great Lakes) i Nordamerika och ökad embryomortalitet och missbildningar (de Wit 2006).

Starka samband har även funnits mellan dioxinlika ämnen och nedsatt immun- försvar i knubbsäl som matades med Östersjöströmming (hög föroreningshalt) jämfört med säl som åt sill från Atlanten (låg föroreningshalt) (AMAP 2002). Ef- fekter av dioxiner och dioxinlika substanser har undersökts i flertalet studier (t ex Van Den Berg et al. 1998; 2006) och kan anses vara de oavsiktligt bildade ämnen som det finns störst kunskap om. Med ett accepterat system där TCDD ekvivalens- faktor (TEF) är utgångspunkten för riskbedömningar av dioxiner och dioxinlika ämnen har man funnit ett sätt att bedöma den kombinerade gifteffekt av alla dessa ämnen. I Tabell 7.2 presenteras TEF-värden för fisk och fågel.

Tabell 7.2. TEF-värden för fågel och fisk. Källa: Van Den Berg 1998.

Kongener TEF-värde Kongener TEF-värde Fisk Fågel Fisk Fågel

Dioxiner Furaner 1,2,3,7,8-PentaCDD 1 1,0 2,3,7,8-TetraCDF 0,05 1,0 1,2,3,4,7,8-HexaCDD 0,5 0,05 1,2,3,7,8-PentaCDF 0,05 0,1 1,2,3,6,7,8-HexaCDD 0,01 0,01 2,3,4,7,8-PentaCDF 0,5 1,0 1,2,3,7,8,9-HexaCDD 0,01 0,1 1,2,3,4,7,8-HexaCDF 0,1 0,1 1,2,3,4,6,7,8-HeptaCDD 0,001 <0,001 1,2,3,6,7,8-HexaCDF 0,1 0,1 OktaCDD <0,0001 0,0001 1,2,3,7,8,9-HexaCDF 0,1 0,1 2,3,4,6,7,8-HexaCDF 0,1 0,1 1,2,3,4,6,7,8-HepaCDF 0,01 0,01 1,2,3,4,7,8,9-HepaCDF 0,01 0,01 OktaCDF <0,0001 0,0001 7.2.2 Polyklorerade bifenyler (PCB)

Det är antalet kloratomer och deras placering som avgör en viss PCB-kongeners kemiska, fysikaliska och biologiska egenskaper. Förenklat kan man säga att ju fler kloratomer desto mer persistent, svårnedbrytbar och farlig blir kongenen för miljön och dess organismer. Undantaget är s.k. ”plana PCB-föreningar” (också känd som dioxinlika PCB och noll-orto PCB), som trots att de har färre klor, har hög giftighet eftersom de liknar dioxiner i sin struktur.

Exponeringsvägar

De högklorerade kongenerna av PCB kommer att kunna binda hårdare till partiklar och sediment än de lågklorerade p.g.a. att deras vattenlöslighet och ångtryck är lägre (IVL 2007). Det medför att exponeringsvägen för vattenlevande organismer av högklorerade PCB främst sker via partiklar, sediment och födan. De lågklorera- de PCB-kongenerna återfinns i vattenfasen i högre grad och gör kontakten med vatten till en viktig exponeringsväg (Walker 2001).

Terrestra organismers främsta exponeringsvägar kommer således att vara via födan, men även via den mark/jord de lever i/på. För de lågklorerade PCB:erna utgör även luften en exponeringskälla.

Belastning

Liksom de flesta andra miljögifter med kända skadeverkningar uppträder PCB:er numera i avsevärt lägre halter i exempelvis Östersjöfauna än för ett kvartssekel sedan. Halter av PCB i både torsklever och strömmingsmuskel visar på sjunkande trender på olika lokaler i Östersjön (se Figur 7.7, 7.8 och 7.9).

Figur 7.7. Tidstrender av sPCB koncentrationer (µg/g fettvikt) i torsklever (1981-2004/2005). Vänstra figuren är från en lokal vid Gotland och högra från Fladen. Källa: Bignert et al., Naturhi- storiska riksmuseet. Mätserierna ingår i det svenska miljöövervakningsprogrammet.

Figur 7.8. Tidstrender av sPCB koncentrationer (µg/g fettvikt) i strömmingsmuskel (1981-2005). Från vänster: Harufjärden, Ängskärsklubb, Landsort och Utlängan. Källa: Bignert et al., Naturhi- storiska riksmuseet. Mätserierna ingår i det svenska miljöövervakningsprogrammet.

Figur 7.9. sPCB (µg/g fettvikt) i strömmingsmuskel från vårlek. Från vänster: Ängskärsklubb, Utlängan och Fladen. Källa: Bignert et al., Naturhistoriska riksmuseet. Mätserierna ingår i det svenska miljöövervakningsprogrammet.

I sillgrissleägg från Stora Karlsö utanför Gotland har miljögiftshalter mätts ända sedan slutet av 1960-talet. Halterna i grissleäggen kan ses som sammanfattande mått på miljögiftsförekomsterna i Östersjöområdet, eftersom grisslorna hämtar sin föda från en mängd olika bestånd av strömming och annan Östersjöfisk. PCB- halterna i äggen har avtagit markant sedan åren kring 1970 (se Figur 7.10).

Figur 7.10. Tidstrender av sPCB koncentrationer (µg/g lipidvikt) i sillgrissleägg från St. Karlsö (1969-2003). Källa: Bignert et al., Naturhistoriska riksmuseet. Mätserien ingår i det svenska miljö- övervakningsprogrammet.

Det föreligger tydliga geografiska skillnader i koncentrationer av dioxinlika PCB:er, dioxiner och dibensofuraner längs svenska kusten från Bottenviken ner till norra Egentliga Östersjön (Bignert et al. 2005). Genom den regelbundna övervak- ning av miljögiftsförekomster i svensk havsmiljö som sker genom analyser på fisk har man påvisat att egentliga Östersjön är betydligt mer förorenad jämfört med angränsade områden (Bernes 1998). I sill/strömming är halterna av PCB högst i egentliga Östersjön och avtar därefter norrut mot Bottenhavet och Bottenviken och utåt mot Västerhavet. I Bottenviken och Kattegatt uppgår PCB-halterna till ca en tredjedel av motsvarande nivåer utanför Sörmlandskusten (Bernes 1998) (se Figur 7.11).

Figur 7.11. Geografisk variation i medelkoncentration (fettvikt) av CB-153 i strömmingsmuskel (2000-2003). Den högsta koncentrationen (176 ng/g) hittades i södra Östersjön och den lägsta halten (18 ng/g) i Ålands skärgård. Data är hämtad från Internationella havsforskningsrådets (ICES) databas och kommer från både finska och svenska nationella miljöövervakningsprogram.

Östersjöfisk har visat sig innehålla särskilt höga halter av PCB, jämfört med fisk från andra vattendrag. De dominerade matfiskarna i Östersjön, d.v.s. torsk, ström- ming och lax, utnyttjas inte bara som föda av människor utan också av sälar och havsfåglar. Eftersom PCB har en förmåga att biomagnifieras i näringskedjor kommer halterna av PCB att vara högre långt upp i näringskedjan. Mycket höga halter av PCB hade uppmätts i alla tre sälarterna från Östersjön. Även utter, fiskgjuse, havsörn och pilgrimsfalk som lever i Östersjöområdet har betydligt högre halter av PCB än arter i angränsande havsområden (Bernes 1998).

Halter av de dioxinlika PCB:erna är så pass höga att de leder till ett mätbart påslag av TEQ i fisk. I Tabell 7.3 visas jämförvärden för PCB i havssediment samt riktvärden för förorenad mark.

Tabell 7.3. Jämförvärden i havssediment och riktvärden i förorenad mark för PCB. Källa: Natur- vårdsverkets hemsida - Bedömning av föroreningsnivå. TS = torrsubstans.

Jämförvärde Riktvärde

Summa PCB 0,015 mg/kg TS -

Effekter

En komplikation när det gäller riskbedömning av PCB är det faktum att många kongener metaboliseras (omvandlas) till hydroxy- och metylsulfonmetaboliter (WHO 2003). Tillgängliga data om de biologiska och toxiska effekterna av dessa metaboliter i vilda organismer är än så länge begränsade (WHO 2003).

Effekterna hos olika kongener av PCB skiljer sig åt. Högklorerade PCB:er har visat sig ha hormonstörande effekter, bl.a. kan sköldkörtelhormoner påverkas, vilket kan leda till allvarliga tillväxt- och utvecklingsstörningar (Bernes 1998), men även östrogen verkan har påvisats.

Kongener av PCB med dioxinliknande struktur kan också orsaka dioxinlik toxicitet, t ex genom att binda till Ah-receptorn. För dessa har det etablerats ett TEF- system som också baseras på TCDD:s giftighet (jmf dioxiner, se Tabell 7.4). För denna mängdmässigt lilla grupp inom PCB-familjen är det möjligt att göra en kvantitativ riskbedömning baserat på dioxinriskbedömningen (Naturvårdsverket 2005).

Tabell 7.4. TEF-värden för fågel och fisk. Källa: Van Den Berg 1998.

Kongen TEF-värde Kongen TEF-värde

Fisk Fågel Fisk Fågel

Noll-orto PCB:er Mono-orto PCB:er

3,4,4´,5-TetraCB 0,0005 0,05 2,3,3´,4,4´-Penta CB <0,000005 0,0001 3,3´,4,4´-TetraCB 0,0001 0,1 2,3,4,4´,5-PentaCB <0,000005 0,0001 3,3´,4,4´,5-PentaCB 0,005 0,1 2,3´,4,4´,5-PentaCB <0,000005 0,00001 3,3´,4,4´,5,5´-HexaCB 0,00005 0,001 2,´3,4,4´,5-PentaCB <0,000005 0,00001 2,3,3´,4,4´,5-HexaCB <0,000005 0,0001 2,3,3´,4,4´,5-HexaCB <0,000005 0,0001 2,3´,4,4´,5,5´-HexaCB <0,000005 0,00001 2,3,3´,4,4´,5,5´-HeptaCB <0,000005 0,00001

Längre upp i näringskedjorna kan halterna av PCB vara högre p.g.a. biomagnifie- ring, vilket kan leda till olika effekter. Sälar har drabbats hårt av effekter från PCB. Under 1970-talet uppskattade man att cirka 80 procent av sälhonorna var ofrukt- samma. Sälar som undersöktes visade på sjukliga livmoderförändringar som i många fall medförde sterilitet. Med tiden framkom det att höga PCB-nivåer i sälar- na inte bara åtföljdes av fortplantningsstörningar utan även andra sjukdomskom- plex som skador på klor, hud, tarmar, njurar, binjurar och skelett.

På 60-talet, fann man reproduktionsstörningar i minkar från minkfarmar i Nordamerika som matats med fisk från de Stora Sjöarna. Studier på mink som exponerats för PCB eller olika fraktioner av PCB visade på endokrina effekter genom reproduktionsstörningar (Brunström et al. 2001). I Nordamerika har man sett populationer av mink och utter minska, speciellt i närheten av de Stora Sjöarna (Great Lakes). På senare år har halterna av dioxiner och PCB minskat i samma område, vilket har lett till förbättringar i reproduktionen. Minskningar i utterbe- ståndet har även setts i Europa (de Wit 2006). Svenska utterpopulationer började

öka under 1990-talet, samtidigt som halterna av PCB avtagit i miljön (Roos et al. 2001).

Det har blivit uppenbart att PCB ingalunda kan betraktas som en enhetlig grupp av ämnen med likartade biologiska effekter. Många av dessa har påträffats i naturen, och vi vet nu att de har vitt skilda effekter på levande organismer (Bernes 1998).

7.2.3 Polyklorerade naftalener (PCN)

Polyklorerade naftalener är en grupp bestående av 75 olika miljöföroreningar. Ef- tersom PCN är potentiellt toxiska, persistenta, bioackumulerbara, fettlösliga och kan transporteras långa vägar, är dessa ämnen av intresse ur miljövårds- och risk- bedömningssynpunkt.

Exponeringsvägar

Nyligen utförda studier visar att PCN är tillräckligt persistenta för att kunna spridas långväga (Domingo 2004b). Eftersom PCN har hög oktanol-vatten föredelningsko- efficient och således är mycket svårlösliga i vatten kommer merparten av ämnena att återfinnas i sediment och bundet till partiklar. Det innebär att vattenlevande organismer exponeras främst via födan, sediment och partiklar. Terrestra organsi- mers främsta exponeringväg kommer således vara via födan, men även via den mark/jord de lever i/på.

I en studie av Järnberg et al. (1993) fann man att PCN bioackumulerades i sill- grissleägg och att biomagnifikation skedde i näringskedjor där fåglar har fisk som föda.

Belastning

I en tidstrend som presenterades 1993 av Järnberg med flera, minskade halterna av PCN i sillgrissleägg från 1970 och fram till 1988 i Östersjön, men inga mätningar har gjorts sedan dess. I samma studie undersöktes halter av PCN i tumlare (Phoco- ena phocoena) och gråsäl (Halichoerus grypus) från Östersjön. I jämförelse med halterna i sillgrissleägg var halterna låga i de marina däggdjuren. Förmågan att metabolisera PCN för gråsäl och tumlare anses därför vara god, eftersom halterna

In document Oavsiktligt bildade ämnens hälso- och miljörisker (Page 59-72)