Miljögiftsförekomster i utter (Lutra lutra) från Småland

Miljögiftsförekomster i utter (Lutra lutra) från Småland Nuvarande status och förändringar över tid (1966-2014) Helena Lorentzdotter Examensarbete i biologi 15 hp Avseende kandidatexamen Rapporten godkänd: 2015-06-05 Handledare: Micael Jonsson

Environmental contaminants in otter (Lutra lutra) in Småland Present levels and temporal changes (1966-2014) Helena Lorentzdotter Abstract The Swedish otter (Lutra lutra) population decreased markedly after the 1950 s and was considered to be seriously threatened for decades. Pollution from industries and other anthropogenic activities were suspected to be the major cause of the decline. The otter is a toppredator in aquatic systems and therefore particularly susceptible to bioaccumulative and toxic substances. For this reason, the species can be regarded as a valuable indicator of environmental health. Today, the Swedish otter population is increasing and has been reestablished in many areas. However, the otter is still missing in some regions of Sweden, especially in the southeast. The aim of this study was to investigate past and present levels, and temporal trends, of environmental contaminants in otters from Småland. The study is based on data of environmental contaminants in liver and muscle tissue from dead otters found in Småland during 1966-2014. I found that the perfluorinated compounds PFOS and PFOA have increased in otters since the 1970 s which is alarming and should be given special concern in future monitoring. Also, while mercury (Hg) is rather stable, selenium (Se) concentrations are decreasing, resulting in Hg exceeding Se on molar mass basis in several otters. This indicates that all of the available Se is bound to mercury, which may imply that the otters are vulnerable to additional Hg contamination. My conclusions are that the present concentrations of the studied environmental contaminants have probably not affected the otter population in general. However, otters may be exposed to toxic levels of some contaminants in certain areas that are more polluted from anthropogenic activities. This could be harmful to individual otters or their reproduction, and therefore, continued monitoring is highly relevant. Key words: Aquatic top-predator, environmental contaminants, environmental indicator, Lutra lutra, Sweden

Förord När jag inledde mitt examensarbete visste jag inte mycket om varken uttrar eller miljögifter men denna tid har lett till mycket ny kunskap, samt ett nytt favoritdjur. Stort tack till Anna Roos på Naturhistoriska riksmuseet som har bistått med data och värdefull hjälp under arbetets gång. Tack också till Maria Vasileiou för statistisk rådgivning och till Kenneth Johansson för det fina utterfotot. Jag vill också tacka Micael Jonsson på Umeå universitet för god handledning och snabba svar på alla mina frågor. Sist men inte minst vill jag tacka Malin Stenström och alla andra berörda för allt stöd och en jätterolig tid på museet.

Innehållsförteckning 1 Inledning... 1 1.1 Syfte... 2 2 Bakgrund... 2 2.1 Utterfakta... 2 2.2 Uttern i Småland... 3 2.3 Miljögifter... 4 3 Material och metod... 4 3.1 Material... 4 3.1.1 Data som använts i analyserna... 4 3.2 Metod... 5 3.2.1 Statistiska analyser... 5 4 Resultat... 5 4. 1 Metaller... 5 4. 1. 1 Kvicksilver och selen... 5 4. 1. 2 Bly och kadmium... 8 4.2 PCB... 9 4.3 DDT... 10 4.4 PFOS och PFOA... 10 5 Diskussion... 12 6 Slutsats... 14 7 Referenser... 15 Bilaga 1 Miljögifter... 21 1.1 Metaller... 21 1.1.1 Kvicksilver och selen... 21 1.1.2 Bly och kadmium... 22 1.2 PCB... 22 1.3 DDT... 23 1.4 Perfluorerade ämnen PFOS och PFOA... 24

1 Inledning Uttern (Lutra lutra) var tidigare vanligt förekommande i hela Sverige och saknades bara helt på Gotland. Under 1940- och 50-talet jagades uttern hårt vilket ledde till att populationen började minska kraftigt och att arten så småningom försvann helt från vissa platser (Erlinge 1972; Erlinge och Nilsson 1976). Framför allt har uttern jagats på grund av den fina och dyrbara pälsen, men det har även bedrivits skyddsjakt vid till exempel fiskodlingar (Olsson och Sandegren 1993). I Sverige ansågs populationen vara så pass allvarligt hotad att ett förbud mot utterjakt upprättades 1968, med ett års dispens för fiskodlingar innan uttern fredades helt, men trots förbudet fortsatte populationen att minska (Bisther och Aronsson 2006). Minskningen var inte specifik för Sverige, flera andra länder i Europa med tidigare livskraftiga utterpopulationer rapporterade en liknande trend. I vissa områden utrotades uttern helt, medan den fortsatte att vara vanlig i andra områden. Tillbakagången var som mest påtaglig i Centraleuropa och utterns försvinnande kunde kopplas till industriella utsläpp av föroreningar. Det gällde både direkta utsläpp från industrier men också föroreningar som transporterats via vatten och vind (Macdonald och Mason 1992). Sedan 1972 är uttern listad i svenska jaktlagstiftningen (Naturvårdsverket 2014), vilket innebär att uttrar som påträffas döda, eller som dödas, tillfaller staten enligt 25 Jaktlagen (1987:259) och 33 Jaktförordningen (1987:905) och ska anmälas till Polismyndigheten, som i sin tur ansvarar för att kroppen vidarebefordras till Naturhistoriska Riksmuseet. På museet sparas skelett, pälsprover och organ för nutida och framtida forskning (Bisther och Roos 2006). Med ekonomiskt stöd från bland annat Världsnaturfonden (WWF) startade Svenska Jägareförbundet upp Projekt Utter 1975. Naturhistoriska riksmuseet anslöt sig några år senare. Samarbetet skulle ge en bättre inblick i utterns situation och varför populationen minskade. Samtidigt inleddes ett avelsprojekt samt utsättning av vildfångade uttrar från Norge för att kunna återinplantera arten i områden som den försvunnit från (Olsson och Sandegren 1993). Det dröjde ända till slutet av 1980-talet innan den svenska populationen började öka igen men studier visar att trenden fortsatt sedan dess (Roos m.fl. 2001). Idag ökar utterpopulationen stadigt i Sverige generellt och antal reproducerande honor uppskattas till 550 (Artdatabanken 2015), men det råder fortfarande stor osäkerhet gällande utterns reproduktiva framgång. Tidigare har uttern ansetts vara hotad och klassats som Sårbar (VU) i den svenska rödlistan men sedan 2015 bedöms arten som Nära hotad (NT). De faktorer som påverkar utterpopulationen i Sverige är främst miljögifter, som anses ha en stor negativ effekt, men också försurning, fiske, vattenreglering, trafik samt annan mänsklig störning och habitatförstöring (ArtDatabanken 2015). Uttern saknas dock fortfarande i många områden, särskilt i stora delar av sydvästra Sverige (Bisther 2012). Under inventeringar i Småland på 1980-talet var spår av utter mycket sällsynt och återfanns främst på småländska höglandet, men sedan dess har populationen ökat även här. Uttern har återetablerat sig på många platser men orsaken till varför arten är fortsatt frånvarande i vissa områden är inte helt klarlagd (Bisther 2012). Även om uttern inte anses vara hotad för tillfället så är det viktigt att fortsätta med övervakning av populationen samt identifiering och undersökning av miljögiftsförekomster och dess eventuella negativa effekter. Uttern är en toppredator i det akvatiska ekosystemet och därför särskilt känslig för bioackumulerande och giftiga ämnen. Arten kan ses som en miljöindikator och kan förse oss med viktig information om förekomst av miljögifter och dess negativa effekter. 1

1.1 Syfte Syftet med studien är att undersöka förekomst av olika miljögifter i utter från Småland samt undersöka eventuella förändringar av halter över tid. Data och miljögiftsanalyser på uttrar från Småland som inkommit till Naturhistoriska riksmuseet under åren 1966-2014 ska sammanställas och jämföras med tidigare studier på uttrar från andra delar av Sverige och andra länder, samt ställas i relation till effektstudier i laboratorieförsök. 2 Bakgrund 2.1 Utterfakta Uttern är ett mellanstort, semi-akvatiskt mårddjur (familjen Mustelidae) som är huvudsakligen nattaktiv, färgteckningen är mörkbrun med ljusgrått buk- och halsparti (Figur 1). Den spolformade kroppen med lång och kraftig svans, samt de korta benen och simhud mellan tårna, gör uttern till en utmärkt simmare. Pälsen är extremt tjock, samt vattentät, vilket hjälper till att hålla värmen (Chanin 2013). För att underlätta dykning och födosök har uttern stängbara öppningar för näsa och öron, samt känsliga morrhår (Bisther och Aronsson 2006). Hanen väger som fullvuxen normalt runt 10 kg och kan bli upp till 120 cm lång, medan den mindre honan är cirka 100 cm lång och väger 7 kg (Kruuk 2006). I Sverige återfinns uttern främst i sötvattensmiljöer, men arten förekommer i många olika akvatiska miljöer, allt från sjöar och vattendrag till våtmarker och kustområden (Bisther och Aronsson 2006). Födan avgörs till stor del av vad som finns tillgängligt i utterns hemområde och varierar mellan årstider, men består oftast av fisk som till exempel lake, karpfiskar och gädda. Ibland ingår också fåglar, groddjur, insekter och små däggdjur i dieten (Erlinge 1969). Figur 1. Smålandsutter som intar sin favoritföda fisk. Foto: Kenneth Johansson. 2

Uttern kan förväxlas med mink (Neovison vison) eller bäver (Castor fiber) som båda till stor del också är vattenlevande arter. Minken liknar delvis uttern till utseende, men är betydligt mindre än uttern samt saknar det ljusgrå buk- och halspartiet. Bävern skiljer sig ganska mycket utseendemässigt från uttern men det mest utmärkande är bäverns karakteristiskt platta och breda svans, samt en mer kompakt kropp (Bisther och Aronsson 2006). Konkurrens om föda mellan utter och mink förekommer, framförallt vintertid (Erlinge 1969). Vuxna hanar och subadulta individer lever främst ensamma, medan en hona och hennes ungar lever tillsammans i en familjegrupp (Erlinge 1968). I Sverige föds ungar året runt, men de flesta födslar sker under sommar och höst (Elmeros och Roos 2011). Honan är dräktig i ungefär 63 dagar och kan föda upp till fem, men vanligen en till tre, ungar. Ungarna föds i ett gryt med närhet till vatten och stannar där i drygt två månader innan de börjar följa med honan ut (Chanin 2013). Fram till dess har ungarna fått all sin näring genom att dia men nu börjar honan fånga mindre fiskar som hon matar dem med (Kruuk 1995). När ungarna är tre månader gamla får de följa med honan till vattnet där hon lär dem att simma, och så småningom jaga och fånga byten på egen hand. Ungarna stannar kvar i familjegruppen i upp till ett år innan de får klara sig själva, könsmogna blir de först vid två års ålder (Chanin 2013). Både honor och hanar har egna hemområden som de vaktar och markerar. Honors hemområden är vanligen runt 7 km i diameter, vilket är betydligt mindre än hanarnas hemområden som kan vara upp till 20 km i diameter och som ofta överlappar flera honors. Vintertid, när födan är mer svårtillgänglig, blir uttrarna mer toleranta till att reviren överlappas och samlas ofta kring områden med öppet vatten (Erlinge 1967; Erlinge 1968). Uttern är en toppredator och det är mycket ovanligt att de dödas av andra rovdjur (Chanin 2013). I fångenskap kan uttrar bli upp till 15 år gamla men vilda uttrar blir sällan mer än 10 år, i en studie från Skottland var medelåldern ungefär fyra år för vilda uttrar som överlevt sitt första år (Kruuk och Conroy 1991). 2.2 Uttern i Småland På uppdrag av Naturvårdsverket upprättades ett nationellt åtgärdsprogram för bevarande av utter för åren 2006-2010 (Bisther och Aronson 2006), men sedan dess har programmet inte prioriterats vilket inneburit minskad finansiering av åtgärder. Av denna anledning beslutade Föreningen Rädda uttern i Småland att utarbeta ett eget kompletterande handlingsprogram för bevarande av utter i just Småland för 2012-2017. Åtgärderna bekostas till stor del av föreningen och syftet är att följa populationen och minska de hot som finns mot uttern. Förhoppningarna är att möjliggöra återetablering för arten i sitt tidigare utbredningsområde i alla tre Smålandslänen (Jönköping, Kalmar, Kronoberg), vilket inkluderar alla större vattendrag, stora delar av kuststräckan samt skärgården. I handlingsplanen ingår bland annat att eventuella spridningsbarriärer i området ska åtgärdas men också övervakning av miljögifter, vilka bör identifieras, kartläggas och utredas med avseende på hur de kan påverka uttern (Bisther 2012). Inventeringar från 2000 och 2007/2008 visade en tydlig ökning av lokaler med förekomst av utter för alla tre Smålandslänen, med störst förändring i Kronobergs län (Bisther 2012). I sydvästra Småland saknades dock uttern fortfarande under 2007/2008 på många platser (Jönköpings och Kronobergs län) vilket också var fallet för ett mindre område i Kalmar län i sydost. Generellt återfanns utter i samma vattendrag som tidigare men istället för att vara begränsad till vissa lokaler var nu förekomsten spridd längs hela sträckorna. I de norra delarna av Jönköpings län verkar det ha skett en negativ förändring mellan inventeringarna, men detta skulle eventuellt kunna bero på att uttrar i området förflyttat sig tillfälligt över länsgränsen till 3

Östergötland. Att uttern fortfarande saknas lokalt i sydost kan bero på att det bedrivs mycket jordbruk i området och att många av vattendragen är små och rätade. För Smålands sydvästra delar är avsaknaden mer svårförklarad men det är tydligt att det finns någon typ av regionala omständigheter som förhindrar uttern från att återetablera sig (Bisther 2011). 2.3 Miljögifter Utterns tillbakagång har bland annat kopplats till ökade antropogena föroreningar av akvatiska ekosystem, vilket framförallt gäller de ämnen som har hydrofobiska egenskaper och som är persistenta mot nedbrytning. Sådana ämnen lagras i fettvävnad hos akvatiska organismer och ackumuleras i höga halter i de fiskätande predatorer som befinner sig högst upp i näringskedjan (Smit m.fl. 1998). Indikationer på att uttern är känslig för den här typen av exponering har bland annat visats i en studie på dödlighet för uttrar på Shetlandsöarna (Kruuk och Conrory 1991). Normalt förväntas dödligheten hos däggdjur vara högst bland väldigt unga och väldigt gamla individer, med en låg konstant nivå där i mellan (Caughley 1977, refererad i Kruuk och Conory 1991). Hos Shetlandsuttrarna ökade istället dödligheten med ökad ålder för vuxna individer, vilket tyder på att ackumulerande giftiga ämnen kan ha en negativ inverkan på utter (Kruuk och Conroy 1991). En genomgång av de miljögifter som behandlas i den här studien finns i Bilaga 1. 3 Material och metod 3.1 Material Studien bygger på analyser av miljögifter (Bilaga 1) i lever och muskel från totalt 167 döda uttrar funna i Småland mellan 1966-2014. All data har tillhandahållits av Naturhistoriska Riksmuseet i Stockholm. 3.1.1 Data som använts i analyserna Varje enskild utter som inkommer till museet tilldelas ett accessionsnummer för att kunna identifiera från vilken individ olika prover tagits. Information om var (län, kartkod, koordinater) och när (år, datum) uttern samlats in, samt dödsorsak (om känt), registreras vid inlämnandet. Inkomna uttrar förvaras i frys (-25 C) fram till obduktion och provtagning. I vissa fall sker provtagning efter obduktionstillfället, på organ och vävnad som sparats nedfruset i museets miljöprovbank. Uttern mäts, vägs samt könsbestäms och ålder uppskattas ( 2 år=adult, <2 år=subadult, <5 månader=juvenil) genom att studera skelett och inre organ under obduktionstillfället. Annan information som till exempel näringstillstånd, parasiter, morfologiska avvikelser eller skador på organ och andra uppgifter som kan vara användbara noteras. Prover skickas regelbundet på analys med avseende på metaller och olika miljögifter. De miljögifter som undersökts i studien är kvicksilver (Hg), selen (Se), bly (Pb), kadmium (Cd), PCB, DDT, PFOS och PFOA. Antal uttrar som analyserats för varje ämne, samt vilken tidsperiod som undersökts, visas i Tabell 1. PCB uttrycks som PCB och är summan av de nio största kongenerna (CB). DDT är summan av DDE+DDD(+DDT), oftast endast DDE eftersom halter av DDD över detektionsgränsen (DG) endast hittats i åtta av 40 uttrar och DDT låg under DG i samtliga. 4

Tabell 1. Antal uttrar (n) som analyserats, samt under vilken tidsperiod (År), för varje miljögift som använts i studien. Kvicksilver (Hg) Selen (Se) Bly (Pb) Kadmium (Cd) Lever Muskel Lever Muskel Lever Muskel Lever Muskel n 49 56 49 34 49 45 49 45 År 1966-2014 1972-2014 1966-2014 1979-2014 1966-2014 1979-2014 1966-2014 1979-2014 PCB DDT PFOS PFOA n 43 40 45 45 År 1968-2012 1968-2012 1972-2014 1972-2014 3.2 Metod 3.2.1 Statistiska analyser Värdena log-transformerades för att erhålla mer normalfördelade data som sedan användes för att utföra regressionsanalyser för förändringar av halterna över tid. Vissa av metall-halterna som analyserats i lever och muskel låg under detektionsgränsen (DG). Dessa värden ersattes med DG/ 2 i enlighet med tidigare studier (Roos m.fl. 2013). Alternativa metoder för att behandla värden under DG valdes bort, eftersom dessa kräver att det för varje enskilt år förekommer ett flertal värden som överstiger DG. DG för analyserna av halter varierar beroende på provstorlek, samt var analyserna utförts. Av Pb-halterna i muskel låg 12 av 45 halter (27 %) under DG (0,03-0,01 µg/g), medan andra halter var 0 eller mycket nära 0. Eftersom flera värden på Pb i muskel var 0, log+1-transformerades alla värden för att kunna utföra en regressionsanalys. Förhållandet mellan halter av Hg och Se i lever undersöktes med regressionsanalys på molviktsbasis för att erhålla jämförbara 1:1 förhållanden mellan halter. Värdena för molviktsbasis beräknades genom att dividera varje värde (µg/g) med respektive ämnes molvikt (g/mol). 4 Resultat 4. 1 Metaller 4. 1. 1 Kvicksilver och selen Regressionsanalysen (Figur 2) visar ingen signifikant årlig trend för kvicksilver (Hg) i lever (p=0,35). I muskel visar Hg en liten signifikant ökning med 0,7 % årligen (p=0,007). Den högsta uppmätta muskelhalten (4,16 µg/g) kom från en adult hona 2010 i Kronobergs län (Figur 2). 5

Figur 2. Kvicksilver (Hg) µg/g våtvikt i lever (n=49) mellan 1966-2014 och i muskel (n=56) mellan 1972-2014 i uttrar från Småland. Figur 3. Selen (Se) ug/g våtvikt i lever (n=49) mellan 1966-2014 och i muskel (n=34) mellan 1979-2014 i uttrar från Småland. Se-halt (Figur 3) i både lever och muskel visar minskande trender med -1,9 % (p=0,028) respektive -7 % (p=0,026) årligen. I muskel låg 4 av 34 halter (12 %) under detektionsgränsen (0,007-0,01 µg/g) och den högsta uppmätta halten (0,39 µg/g) hittades i en hona 2014 (ålder okänd) i Kronobergs län. De tre individerna med högsta halter Hg i lever hade också de högsta halterna av Se i lever. Den utter med högsta halter Hg (51,1 µg/g) och Se (21,5 µg/g) i lever var en adult hona, funnen 1972 i Jönköpings län. De andra 2 uttrarna var funna 1976 och 2006. Medelvärde för Hg och Se i lever (n=49) för hela perioden (1966-2014) var 11,9 µg/g respektive 4,18 µg/g. I muskel var 6

medelvärdet för Hg (n=56) 1,79 µg/g under 1972-2014 och för Se (n=34) 0,21 µg/g under 1979-2014 (Tabell 2). Tabell 2. Min-, max- och medelvärden samt standardavvikelse för kvicksilver (Hg) och selen (Se) i lever (1966-2014) samt muskel (Hg: 1972-2014, Se: 1979-2014). Min-Max (µg/g våtvikt) Medel (µg/g våtvikt) Hg i lever (n=49) Se i lever (n=49) Hg i muskel (n=56) Se i muskel (n=34) 1,07-51,1 0,21-21,5 0,45-4,16 0,005-0,39 11,9 4,18 1,79 0,21 Standardavvikelse 9,75 3,94 0,79 0,09 Figur 4. Hg:Se förhållande på molviktsbasis i lever på utter. Den räta linjen representerar 1:1 förhållande. Regressionsanalys på molviktsbasis visar ett starkt samband mellan ökade halter Hg och Se i lever hos utter (p<0,001) (Figur 4). 37 av 49 kvoter (76 %) för Se:Hg på molviktsbasis ligger under 1:1 (det vill säga, under linjen) medan resterande tangerar linjen eller ligger mycket nära. 7

4. 1. 2 Bly och kadmium I lever visar Pb (Figur 5) en signifikant minskande trend med -7 % årligen (p<0,001), medan halterna i muskel visade en ökning med 13,6 % (p=0,002) per år. Flera av halterna i både lever (22 %) och muskel (27 %) låg under detektionsgränsen (0,02-0,03 µg/g för lever och 0,03-0,01 µg/g för muskel). I muskel var alla halter mycket låga. Figur 5. Bly (Pb) µg/g våtvikt i lever (n=49) mellan 1966-2014 och i muskel (n=45) mellan 1979-2014 i uttrar från Småland. Figur 6. Kadmium (Cd) µg/g våtvikt i lever (n=49) mellan 1966-2014 och i muskel (n=45) mellan 1979-2014 i utter från Småland. 8

Jag fann ingen signifikant trend för Cd i lever (p=0,28) eller muskel (p=0,38) (Figur 6), Nio av 45 halter (20 %) i muskel låg under detektionsgränsen (0,002-0,004 µg/g). De högsta halterna i lever för både Pb (0,24 µg/g) och Cd (0,49 µg/g) uppmättes i samma individ som hade högst halter Hg och Se i lever; en adult hona i Jönköpings län 1972. Medelvärde i lever (n=49) var 0,04 µg/g för Pb och 0,12 µg/g för Cd (1966-2014). I muskel (n=45) var medelvärdet för Pb 0,007 µg/g och för Cd 0,004 µg/g (1979-2014) (Tabell 3). Tabell 3. Min-, max- och medelvärden samt standardavvikelse för bly (Pb) och kadmium (Cd) i lever (1966-2014) samt muskel (1979-2014). Min-Max (µg/g våtvikt) Medel (µg/g våtvikt) Pb i lever (n=49) Cd i lever (n=49) Pb i muskel (n=45) Cd i muskel (n=45) 0,0001-0,24 0,009-0,49 0-0,088 0,0001-0,026 0,04 0,12 0,007 0,004 Standardavvikelse 0,05 0,11 0,015 0,005 4.2 PCB PCB minskade med -5,2 % årligen (p<0,001) under åren 1968-2012 (Figur 7). De två högsta uppmätta halterna (970 och 900 mg/kg) kom från två adulta hanar funna 1976 respektive 1974, båda i Kronobergs län. Medelvärdet för hela perioden var 96 mg/kg fettvikt (Tabell 4) och 27 av 43 uttrar (63 %) hade halter på 12 mg/kg eller mer. Figur 7. PCB mg/kg fettvikt i muskel för 43 uttrar 1968-2012. 9

Tabell 4. Min-, max- och medelvärden samt standardavvikelse för PCB i muskel 1968-2012. PCB i muskel (n=43) Min-Max (mg/kg fettvikt) Medel (mg/kg fettvikt) Standardavvikelse 4,6-970 96 206 4.3 DDT DDT (DDE+DDD) visar en årlig minskning med -9,6 % (p<0,001) under 1968-2012 (Figur 8). En adult hane från Jönköpings län 1978 hade den högsta uppmätta halten på 24 mg/kg och medelvärdet för hela perioden var 2,4 mg/kg fettvikt (Tabell 5). Figur 8. DDT mg/kg fettvikt i muskel för 40 uttrar 1968-2012. Tabell 5. Min-, max- och medelvärden samt standardavvikelse för DDT i muskel 1968-2012. DDT i muskel (n=40) Min-Max (mg/kg fettvikt) Medel (mg/kg fettvikt) Standardavvikelse 0,08-24 2,4 4,3 4.4 PFOS och PFOA För åren 1972-2014 visas ökande trender för PFOS med 3,6 % (p=0,002) och PFOA med 4,9 % (p<0,001) årligen (Figur 9 respektive 10), men under den senaste trettonårsperioden (2002-2014) observerades ingen signifikant förändring för varken PFOS (p=0,15) eller PFOA (p=0,08). Den högsta uppmätta halten för PFOS (2818 ng/g) kom från en subadult hane 2003 i Jönköpings län, och för PFOA (29,7 och 29,2 ng/g) från två adulta hanar från Kalmar 2013 och 2014. 10

Figur 9. PFOS ng/g våtvikt i lever för 45 uttrar i Småland 1972-2014. Figur 10. PFOA ng/g våtvikt i lever för 45 uttrar i Småland 1972-2014. För hela perioden (1972-2014) var medelvärdet för PFOS och PFOA 619 ng/g och 8,2 ng/g respektive, medan medelvärdet för den senaste trettonårsperioden (2002-2014) var 706 ng/g för PFOS och 10 ng/g för PFOA (Tabell 6). 11

Tabell 6. Min-, max- och medelvärden samt standardavvikelse för PFOS och PFOA i lever i utter 1972-2014 och 2002-2014. Min-Max (ng/g våtvikt) Medel (ng/g våtvikt) 1972-2014 (n=45) 2002-2014 (n=32) PFOS PFOA PFOS PFOA 19-2818 0,8-29,7 120-2818 1,3-29,7 619 8,2 706 10 Standardavvikelse 529 7,2 549 7,5 5 Diskussion Resultatet från den här studien visar att de perfluorerade ämnena PFOS och PFOA har ökat i utter i Småland sedan 1970-talet. Ökningen stämmer överens med tidigare studier på uttrar från södra Sverige (Roos m.fl. 2013), men var något lägre för Smålandslänen. Dessa ämnen är mycket stabila och bryts inte ner i miljön, samt bioackumulativa och toxiska (Fujii m.fl. 2007). Både nuvarande och tidigare användning av dessa ämnen kan därför tänkas ligga bakom ökningen. Roos m.fl. (2013) observerade även att ökningen av PFOA skett dubbelt så snabbt sedan 2002, medan ingen signifikant förändring kunde ses hos Smålandsuttrarna sedan samma tidpunkt för varken PFOA eller PFOS. Det är troligt att utsläpp och spridning av dessa ämnen skiljer sig åt regionalt och att industrier samt andra antropogena spridningskällor som finns i vissa områden endast påverkar den lokala miljön. Olika abiotiska faktorer, som varierar mellan regioner, som vattendrag, årlig nederbörd och avrinning kan också påverka hur mycket föroreningarna sprids och hur långt från utsläppskällan dessa transporteras. Flera av PFOS-halterna i den här studien var högre än den högsta uppmätta halten (884 ng/g) i en studie på havsuttrar i Kalifornien (Kannan m.fl. 2006) där man sett att individer som dött till följd av infektionssjukdomar hade högre halter av PFOS och PFOA än individer som dött av andra orsaker. Dock var PFOAhalterna betydligt lägre i den här studien och endast två av uttrarna från Småland visade tecken på infektion, vilket pekar på att PFOS inte haft någon märkbar inverkan på uttrarnas infektionskänslighet. Kanske är det främst kombinationen av höga halter av både PFOS och PFOA som ger den här typen av negativa effekter eller så kan det finnas skillnader i känslighet mellan de olika arterna av utter. Ingen förändring i kvicksilverhalt i lever över tid kunde ses, vilket överensstämmer med långtidsstudier på kvicksilver i gädda från sjön Bolmen i Småland (Nyberg m.fl. 2014). Bignert m.fl. (2015) konstaterade att det inte heller finns någon konsekvent förändring av kvicksilver i marina arter, till exempel minskade halterna signifikant i sillgrissleägg medan halterna i sill varierade kraftigt från år till år. Att kvicksilver inte minskat trots restriktioner och förbud beror troligen på en rad faktorer, som till exempel att gamla utsläpp som lagrats i sediment frigörs och sprids i miljön på nytt samt att kvicksilver förs hit via atmosfärisk transport från mer eller mindre avlägsna utsläppskällor. Oorganiskt kvicksilver kan dessutom omvandlas till stabilt organiskt metylkvicksilver via biotiska och abiotiska processer (Ullrich m.fl. 2001) vilket sannolikt också bidrar till att effekterna efter förbudet dröjer. Eftersom utterpopulationen faktiskt ökat stadigt under en längre tid (Roos m.fl. 2001; Bisther 2012; Artdatabanken 2015) är 12

det dock rimligt att förmoda att kvicksilver inte orsakade utterns tillbakagång (Roos m.fl. 2001). Till skillnad från kvicksilver i lever fann jag emellertid en liten ökande trend i muskel hos uttrarna. Samtidigt minskade selen i framförallt muskel, men också i lever, och förhållandet mellan Se:Hg på molviktsbasis visar att mängden kvicksilver i flera fall överstiger selen. Selen är ett livsviktigt ämne som styr olika antioxiderande funktioner som skyddar hjärnan och andra organ, men selen kan också binda till kvicksilver och motverka dess skadliga effekter (Raymond och Ralston 2009). Detta resultat tyder på att allt tillgängligt selen som intas via födan binds upp av kvicksilver i uttrarna, vilket indikerar att det inte finns någon ytterligare buffert för att motverka potentiellt skadliga effekter om kvicksilverhalterna ökar. Dessutom skulle ett selenunderskott i sig kunna leda till negativa konsekvenser genom att de skyddande funktionerna hämmas, vilket kan leda till oxidativa skador på organ (Raymond och Ralston 2009). Både PCB och DDT har minskat i Smålandsuttrarna sedan användningen av dessa förbjöds på 1970-talet. Minskningen av PCB och DDT har också observerats i många både marina (Bignert m.fl. 2015) och limniska (Nyberg m.fl. 2014; Roos m.fl. 2001) arter. I en studie av Roos m.fl. (2001) såg man att PCB i utter minskat i hela landet sedan 1970 fram till 1994, medan DDT bara hade minskat i norra Sverige. Man kan därför kunna tänka sig att minskningen främst skett under de senaste 20 åren, men på grund av väldigt få data (n=5) på DDT från 1980- och 1990- talet i min studie har jag inte undersökt detta närmare. I 63 % av uttrarna från Småland var PCB-halten 12 mg/kg (fettvikt i muskel) eller mer, vilket visat sig vara tillräckligt för att orsaka reproduktionsstörningar på mink som exponerats för PCB under en längre tid (Brunström m.fl. 2001). Mycket pekar på att PCB har samma effekt på reproduktionsförmågan hos utter och misstänks ha orsakat den tidigare populationsnedgången (Sandegren m.fl. 1980; Roos m.fl. 2001; Roos m.fl. 2012) men inga experimentella studier har gjorts på hur pass känslig arten är. Nuvarande halter verkar inte påverka populationen i stort men det är möjligt att enskilda individer med högre koncentrationer misslyckas med att reproducera sig. I denna studie minskade bly i lever över tid medan kadmium inte visade någon förändring. Studier från Östersjön, Bottenviken och Västerhavet har visat att bly minskat i sill, torsk, abborre, tånglake, blåmussla och sillgrissla sedan 1980- och 1990-talet (Bignert m.fl. 2015), vilket troligen återspeglar en generell minskning till följd av att bly slutade användas i bensin. För kadmium i de marina arterna hittade Bignert m.fl. (2015) ingen konsekvent förändring över tid; halterna ökade på vissa platser men minskade eller var oförändrade på andra. Något motsägelsefullt så visar bly i muskel i den här studien på en signifikant ökning över tid. Dessa halter var dock generellt mycket låga och många låg under detektionsgränsen, som dessutom varierade för olika prover. Därför bör resultatet ifrågasättas. Det hade varit intressant att undersöka geografiska samband i miljögiftsförekomster och särskilt om det kan finnas någon koppling i de områden där uttern inte lyckats återetablera sig ännu. Utsläppskällor och rester från gamla utsläpp som förorenar miljön lokalt kan tänkas orsaka svårigheter för uttern att etablera sig, antingen genom direkt negativ inverkan på individuella uttrar eller genom att påverka reproduktionen. 13

6 Slutsats Utterpopulationen har ökat sedan 1980-talet och lyckats återetablera sig på många platser i både Sverige som helhet och i Småland. I vissa områden är dock uttern fortsatt frånvarande, vilket främst gäller i Sveriges sydvästra delar som också innefattar delar av Småland. Med tanke på utterns stadiga frammarsch i landet tycks inte populationen som helhet påverkas av dagens miljögiftshalter, men lokala och regionala källor till föroreningar kan vara en möjlig orsak till att uttern fortfarande saknas i vissa områden. Särskild beaktning bör tas gällande perfluorerade ämnen som PFOS och PFOA som ökat i utter sedan 1970-talet. Dessa ämnen förekommer inte naturligt i miljön och är dessutom bioackumulerande och extremt stabila. Situationen med kvicksilver kan också betraktas som oroande, speciellt i kombination med att selenhalterna minskat. Baserat på mina resultat verkar de restriktioner och förbud mot kvicksilveranvändningen som infördes i Sverige under 1990-talet hittills inte haft någon direkt effekt på halterna och ett samtidigt naturligt underskott av selen skulle kunna innebära att utterpopulationen kan komma att påverkas negativt. Fortsatt övervakning av utterpopulationens status och miljögiftsförekomster är högst relevant, dels för att säkerställa utterns överlevnad, men också för att få indikationer på hur föroreningar påverkar vår miljö lokalt, regionalt och nationellt. 14

7 Referenser 3M. 2003. Health and environmental assessment of perfluorooctane sulfonic acid and its salts. US EPA docket No. AR-226-1486. Washington DC: US Environmental Protection Agency. ArtDatabanken. 2015. Artfakta: Lutra lutra Utter. Uppsala: ArtDatabanken SLU. http://artfakta.artdatabanken.se/taxon/100077 (Hämtad 2015-05-20). Aulerich, R. J. och Ringer, R. K. 1977. Current status of PCB toxicity to mink, and effect on their reproduction. Archives of Environmental contamination and Toxicology 6: 279-292. Berg, W., Johnels, A., Sjöstrand, B. och Westermark, T. 1966. Mercury contents in feathers of Swedish birds from the past 100 years. Oikos 17(1): 71-83. Bignert, A., Olsson, M., Persson, W., Jensen, S., Zakrisson, S., Litzén, K., Eriksson, U., Häggberg, L. och Alsberg, T. 1998. Temporal trends of organochlorines in Northern Europe, 1967-1995. Relation to global fractionation, leakage from sediments and international measures. Environmental Pollution 99: 177-198. Bignert, A., Danielsson, S., Faxneld, S., Nyberg, E., Vasileiou, M., Fång, J., Dahlgren, H., Kylberg, E., Staveley Öhlund, J., Jones, D., Stenström, M., Berger, U., Alsberg, T., Kärslund, A- S., Sundbom, M., Holm, K., Eriksson, U., Egebäck, A-L., Haglund, P. och Kaj, L. 2015. Övervakning av metaller och organiska miljögifter i marin biota, 2015. Rapport 2:2015/Naturhistoriska riksmuseet. Stockholm: Naturhistoriska riksmuseet. Bisther, M. 2011. Barmarksinventering av utter i Jönköpings, Kalmar, Kronobergs och Blekinge län 2007/2008. Meddelande nr 2011:09. Länsstyrelsen i Jönköpings län. Bisther, M. 2012. Handlingsprogram för bevarande av utter i Småland 2012-2017. Föreningen Rädda uttern i Småland. Bisther, M. och Aronson, Å. 2006. Åtgärdsprogram för bevarande av utter. Rapport 5614. Naturvårdsverket. Bisther, M. och Roos, A. 2006. Uttern i Sverige 2006. Världsnaturfonden, WWF. Borg, K., Wanntorp, H., Erne, K. och Hanko, E. 1965. Stencilerad rapport från statens veterinärmedicinska anstalt: Stockholm, och; 1969. Viltrevy 6: 302. Stockholm. Buck, R. C., Frankling, J., Berger, U., Conder, J. M., Cousins, I. T., de Voogt, P., Jensen, A. A., Kannan, K., Mabury, S. A. och van Leeuwen, S. PJ. 2011. Perfluoroalkyl and polyfluoroalkyl substances in the environment: Terminology, classification, and origin. Integrated Environmental Assessment and Management 7(4): 513-541. Chanin, P. 2013. Otters. The British Natural History Collection. Vol. 2. 2 uppl. Essex. Whittet Books Ltd. Caughley, G. 1977. Analysis of vertebrate populations. London: Wiley. 15

Cui, L., Zhou, Q., Liao, C., Fu, J. och Jiang, G. 2009. Studies on the toxicological effects of PFOA and PFOS on rats using histological observation and chemical analysis. Archives of Environmental Contamination and Toxicology 56: 338-349. Elinder, C. G. 1982. Cadmium and health: a survey. International Journal of Environmental studies 19: 187-193). Elmeros, M. och Roos, A. 2011. Reproductive timing in Eurasian otter Lutra lutra along a climate gradient. Hystrix the Italian Journal of Mammalogy 22(Suppl): 54. XI International Otter Colloquium 31/8-4/9 2011. Italien. Erickson, M. D. 2001. Introduction: PCB properties, uses, occurence, and regulatory history. I Larry W. Robertson och Larry G. Hansen (red.). PCBs: Recent Advances in Environmental Toxicology and Health Effects, xi-xxx. Lexington: The University Press of Kentucky. Erlinge, S. 1967. Home range of the otter Lutra lutra L. in Southern Sweden. Oikos 18: 186-209. Erlinge, S. 1968. Territoriality of the otter Lutra lutra L.. Oikos 19: 81-98 Erlinge, S. 1969. Food habits of the otter Lutra lutra L. and the mink Mustela vison Schreber in a trout water in southern Sweden. Oikos 20(1): 1-7. Erlinge, S. 1972. The situation of the otter population in Sweden. Viltrevy 8: 379-397. Erlinge, S. och Nilsson, T. 1976. Hur skall det gå för uttern?. Svensk Jakt 11: 822-824. Evans, R. D., Addison, E. M., Villeneuve, J. Y., MacDonald, K. S. och Joachim, D. G. 2000. Distribution of inorganic and methylmercury among tissues in mink (Mustela vison) and otter (Lutra canadensis). Environmental Research 84(2): 133-139 Ferm, V. H. 1969. The synteratogenic effect of lead and cadmium. Experimentia 25(1): 56-57. Ganther, H. E., Goudie, C., Sunde, M. L., Kopecky, M. J., Wagner, P., Oh, Sang-Hwan och Hoekstra, W. G. 1972. Selenium: Relation to decreased toxicity of methylmercury added to diets containing tuna. Science 175: 1122-1124. Helander, B., Olsson, A., Bignert, A., Asplund, L. och Litzén, K. 2002. The role of DDE, PCB, coplanar PCB and eggshell parameters for reproduction in the white-tailed sea eagle (Haliaeetus albicilla) in Sweden. Ambio 31(5): 386-403. Helle, E., Olsson, M. och Jensen, S. 1976. PCB levels correlated with pathological changes in seal uteri. Ambio 5: 261-263. Holmstrand, H., Mandalakis, M., Zencak, Z., Andersson, P. och Gustafsson, Ö. 2007. First compound-specific chlorine-isotope analysis of environmentally-bioaccumulated organochlorines indicates a degradation-relatable kinetic isotope effect for DDT. Chemosphere 69: 1533-1539. Håkansson, H., Manzoor, E. och Ahlborg, U. G. 1992. Effects of technical PCB preparations and fractions thereof on vitamin A levels in the mink (Mustela vison). Ambio 21(8): 588-590. 16

Innami, S., Nakamura, A., Miyazaki, M., Nagayama, S. och Nishide, E. 1976. Further studies on the reduction of vitamin A content in the livers of rats given polychlorinated biphenyls. Journal of Nutritional Science and Vitaminology 22(6): 409-418. Jensen, S. 1972. The PCB story. Ambio 1(4): 123-131. Johnels, A. G., Westermark, T., Berg, W., Persson, P. I. och Sjöstrand, B. 1967. Pike (Esox Lucius L.) and some other aquatic organisms in Sweden as indicators of mercury contamination in the environment. Oikos 18: 323-333. Johnels, A., Tyler, G. och Westermark, T. 1979. A history of mercury levels in Swedish fauna. Ambio 8(4): 160-168. Kruuk, H. och Conroy, J. W. H. 1991. Mortality of otters (Lutra lutra) in Shetland. Journal of Applied Ecology 28: 83-94. Kruuk, H. 1995. Wild otters: predation and populations. Oxford: Oxford University Press. Kruuk, H. 2006. Otters: ecology, behavior and conservation. Oxford: Oxford University Press. Kannan, K., Tao, L., Sinclair, E., Pastva, S. D., Jude, D. J. och Giesy, J. P. 2005. Perfluorinated compounds in aquatic organisms at various trophic levels in a Great Lakes food chain. Archives of Environmental Contamination and Toxicology 48: 559-566. Kannan, K., Perrotta, E. och Thomas, N. J. 2006. Association between perfluorinated compounds and pathological conditions in southern sea otters. Environmental Science & Technology 40(16): 4943-4948. Kemikalieinspektionen. 2006. Perfluorerade ämnen användningen i Sverige. Rapport nr 6/06. Sundbyberg: Kemikalieinspektionen. Kemikalieinspektionen. 2009. Högfluorerade ämnen i kläder, skor och kemiska produkter ett tillsynsprojekt. PM 4/09. Sundbyberg: Kemikalieinspektionen. Kemikalieinspektionen. 2015. Stockholmskonventionen om långlivade organiska föroreingar, POPs. http://www.kemi.se/sv/innehall/internationellt/konventioner-ochoverenskommelser/stockholmskonventionen-pops/ (Hämtad 2015-06-01). Kissa, E. 2001. Fluorinated surfactants and repellents. Surfactant science series 97. 2. uppl. New York: Marcel Dekker Inc. Li, M-H. 2009. Toxicity of perfluorooctane sulfonate and perfluorooctanoic acid to plants and aquatic invertebrates. Environmental Toxicology 24(1): 95-101. Lindqvist, O., Johansson, K., Aastrup, M., Andersson, A., Bringmark, L., Hovsenius, G., Håkansson, L., Iverfeldt, Å., Meili, M. och Timm, B. 1991. Mercury in the Swedish environment Recent research on causes, consequences and corrective methods. Water, Air and Soil Pollution 55(1): xi-261 17

Lemarchand, C., Rosoux, R. och Berny, P. 2010. Organochlorine pesticides, PCBs, heavy metals and anticoagulant rodenticides in tissues of Eurasian otters (Lutra lutra) from upper Loire River catchment (France). Chemosphere 80: 1120-1124. Leonards, P. E. G., Zierikzee, Y., Brinkman, U. A. TH., Cofino, W. P., van Straalen, N. M. och van Hattum, B. 1997. The selective dietary accumulation of planar polychlorinated biphenyls in the otter (Lutra lutra). Environmental Toxicology and Chemistry 16(9): 1807-1815. 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. Comparative Biochemistry and Physiology Part C: Pharmacology, Toxicology and Endocrinology 118(2): 113-128. Macdonald, S. M. och Mason, C. F. 1992. Status and conservation needs of the otter (Lutra lutra) in the Western Palearctic. Convention on the Conservation of European Wildlife and Natural Habitats, Council of Europe: Strasbourg 1992. Mason, C. F. och O Sullivan, W. M. 1992. Organochlorine pesticide residues and PCBs in otters (Lutra lutra) from Ireland. Bulletin of Environmental Contamination and Toxicology 48: 387-393. Miyama, T., Minowa, K., Seki, H., Tamura, Y., Mizoguchi, I., Ohi, G. och Suzuki, T. 1983. Chronological relationship between neurological signs and electrophysiological changes in rats with methylmercury poisoning special reference to selenium protection. Archives of Toxicology 52: 173-181. Naturvårdsverket. 2008. Effekter av miljögifter på däggdjur, fåglar och fiskar I akvatiska miljöer kunskapsläge och forskningsbehov. Rev. utgåva 2. Rapport 5908. Naturvårdsverket. 2014. Statens vilt översyn av 33 jaktförordningen (1987:905), redovisning av regeringsuppdrag. Skrivelse 2014-10-30. Nyberg, E., Faxneld, S., Danielsson, S., Fång, J., Vasileiou, M., Bignert, A., Berger, U., Eriksson, U., Holm, K., Egebäck, A-L., Sundbom, M. och Haglund, P. 2014. Övervakning av metaller och organiska miljögifter i limnisk biota, 2014. Rapport 11:2014/Naturhistoriska riksmuseet: 48. Stockholm: Naturhistoriska riksmuseet. Olsson, M., Kihlström, J. E., Jensen, S. och Örberg, J. 1979. Cadmium and mercury concentrations in mink (Mustela vison) after exposure to PCBs. Ambio 8(1): 25. Olsson, M. och Sandegren, F. 1993. Lär känna uttern, en artmonografi från Svenska Jägareförbundet. Helsingborg. Schmidts Boktryckeri AB. Pacyna, E. G., Pacyna, J. M., Fudala, J., Strzelecka-Jastrzab, E., Hlawiczka, S., Panasiuk, D., Nitter, S., Pregger, T., Pfeiffer, H. och Friedrich, R. 2007. Current and future emissions of selected heavy metals to the atmosphere from anthropogenic sources in Europé. Atmospheric Environment 41: 8557-8566. Pacyna, J. M., Pacyna, E. G. och Aas, W. 2009. Changes of emissions and atmospheric deposition of mercury, lead, and cadmium. Atmospheric environment 43(1): 117-127. 18

Phillips, C., Győri, Z. och Kovács, B. 2003. The effect of adding cadmium and lead alone or in combination to the diet of pigs on their growth, carcase composition and reproduction. Journal of the Science of Food and Agriculture 83(13): 1357-1365. Prevedouros, K., Cousins, I. T., Buck, R. C. och Korzeniowski, S. H. 2006. Sources, fate and transport of perfluorocarboxylates. Environmental Science and Technology 40(1): 32-44. Ralston, N. V.C., Ralston, C. R., Blackwell III, L. J. och Raymond, L. J. 2008. Dietary and tissue selenium in relation to methylmercury toxicity. NeuroToxicology 29: 802-811 Ratcliffe, D. A. 1970. Changes attributable to pesticides in egg breakage frequency and eggshell thickness in some British birds. Journal of Applied Ecology 7(1): 67-115. Raymond, L. J. och Ralston, N. V. C. 2009. Selenium s importance in regulatory issues regarding mercury. Fuel Processing Technology 90: 1333-1338 Roos, A., Greyerz, E., Olsson, M. och Sandegren, F. 2001. The otter (Lutra lutra) in Sweden population trends in relation to DDT and total PCB concentrations during 1968-99. Environmental pollution 112(3): 521. Roos, A. 2005. Koncentrationer av klor- och bromorganiska föreningar samt kvicksilver i uttrar från Jämtland 1991-2004. Rapport från Naturhistoriska riksmuseet för Länsstyrelsen i Jämtland. Roos, A., Rigét, F. och Örberg, J. 2010. Bone mineral density in Swedish otters (Lutra lutra) in relation to PCB and DDE concentrations. Ecotoxicology and Environmental Safety 73: 1063-1070. Roos, A. M., Bäcklin, B-M. V. M., Helander, B. O., Rigét, F. F. och Eriksson, U. C. 2012. Improved reproductive success in otters (Lutra lutra), grey seals (Halichoerus grypus) and sea eagles (Haliaeetus albicilla) from Sweden in relation to concentrations of organochlorine contaminants. Environmental Pollution 170: 268-275. Roos, A., Berger, U., Järnberg, U., van Dijk, J. och Bignert, A. 2013. Increasing concentrations of perfluoroalkyl acids in Scandinavian otters (Lutra lutra) between 1972 and 2011: A new threat to the otter population?. Environmental Science & Technology 47 (20): 11757-11765. Safe, S. H. 1994. Polychlorinated biphenyls (PCBs): Environmental impact, biochemical and toxic responses, and implications for risk assessment. Critical reviews in Toxicology 24(2): 87-149. Sandegren, F., Olsson, M. och Reutergårdh, L. 1980. Der rückgang der fischotterpopulation in Schweden. I C. Reuther och A. Festetics (red.). Der Fischotter in Europa Verbreitung, Bedrohung, Erhaltung, 107-113. Oderhaus & Göttingen: Selbstverlag. Selinus, O. 1988. Biochemical mapping of Sweden for geomedical and environmental research. I Geochemistry and health, Iain Thornton (red.), 13-20. Proceedings of the Second International Symposium, 22-24 April 1987, London. Chippenham, Wiltshire: Antony Rowe Ltd. SFS 1987:259. Jaktlag. Stockholm: Landsbygdsdepartementet. 19

SFS 1987:905. Jaktförordning. Stockholm: Landsbygdsdepartementet. Skarén, U. 1988. Chlorinated hydrocarbons, PCBs and cesium isotopes in otters (Lutra lutra L.) från central Finland. Annales Zoologici Fennici 25(4): 271-276. Smit, M. D., Leonards, P. E. G., de Jongh, W. J. J. och van Hattum, B. G. M. 1998. Polychlorinated biphenyls in the Eurasian otter (Lutra lutra). Reviews of Environmental Contamination and Toxicology 157: 95-130. Turusov, V., Rakitsky, V. och Tomatis, L. 2002. Dichlorodiphenyltrichloroethane (DDT): ubiquity, persistence, and risks. Environmental Health Perspectives 110(2): 125-128. Ullrich, S. M., Tanton, T. W. och Abdrashitova, S. A. 2001. Mercury in the aquatic environment: A review of factors affecting methylation. Critical Reviews in Environmental Science and Technology 31(3): 241-293 Westermark, T., Odsjö, T. och Johnels, A. G. 1975. Mercury content of bird feathers before and after Swedish ban on alkyl mercury in agriculture. Ambio 4(2): 87-92. Winneke, G., Brockhaus, A. och Baltissen, R. 1977. Neurobehavioral and systematic effects of longterm blood lead-elevation in rats. Archive of Toxicology 37: 247-263. Yuan, G., Lu, H., Yin, Z., Dai, S., Jia, R., Xu, J., Song, X. och Li, L. 2014. Effects of mixed subchronic lead acetate and cadmium chloride on bone metabolism in rats. International Journal of Clinical and Experimental Medicine 7(5): 1378-1385. Zile, M. H., Bank, P. A. och Roltsch, I. A. 1989. Alterations in vitamin A metabolism by polyhalogenated aromatic hydrocarbons. Zeitschrift für Ernährungswissenschaft 28(2): 93-102. 20

Bilaga 1 Miljögifter 1.1 Metaller Sedan 1970-talet har spridningen av metaller till miljön från industrier minskat i Europa, både från direkta utsläpp och från atmosfäriskt nedfall (Pacyna m.fl. 2007; Pacyna m.fl. 2009). Gamla utsläpp av metaller finns dock lagrade i höga halter i mark och sediment som kan läcka och leda till att metallerna sprids via vatten i miljön (Naturvårdsverket 2008). I Sverige har metallerna generellt minskat i fisk från både hav och sjöar, med undantag av kadmium och kvicksilver (Nyberg m.fl. 2014; Bignert m.fl. 2015). 1.1.1 Kvicksilver och selen Kvicksilver ackumuleras i vävnad och är mycket giftigt för akvatiska organismer (Boening 2000). Biotiska och abiotiska processer i miljön kan omvandla vanligt oorganiskt kvicksilver till organiskt kvicksilver (Ullrich m.fl. 2001), vilket är ännu mer toxiskt och persistent i organismer (Boening 2000). Organiskt kvicksilver användes länge inom jordbruket som betningsmedel mot svampangrepp på säd (Johnels m.fl. 1979; Lindqvist m.fl. 1991). I mitten av 1960-talet upptäcktes höga kvicksilverhalter i fröätande fåglar som hittats döda i jordbrukade områden (Borg m.fl. 1965 och 1969, refererad i Johnels m.fl. 1979). Det visade sig att de ökade halterna i fågelfaunan främst utgjordes av organiskt metylkvicksilver vilket kunde kopplas till användningen inom jordbruket (Berg m.fl. 1966; Westermark m.fl. 1975). Höga halter av kvicksilver i till exempel fisk rapporterades också vid den här tiden (Johnels m.fl. 1967). I Sverige förbjöds metylkvicksilver i betningsmedel 1966 men ersattes till viss del av andra organiska kvicksilverföreningar (Johnels m.fl. 1979). Användningen av dessa pågick ända fram till 1990 då ett förbud mot alla former av kvicksilver förbjöds i den här typen av tillämpningar. Kort därefter begränsades eller upphörde även utsläpp från andra källor, som till exempel massaindustrin (Lindqvist 1991). Kvicksilver frigörs och sprids bland annat vid förbränning av fossila bränslen, samt från processer i till exempel metall- och kemikalieindustrin (Lindqvist m.fl. 1991). Dessutom kan kvicksilver transporteras långväga via atmosfären och avsättas i miljöer som normalt inte påverkas direkt av antropogena aktiviteter, och ackumulering i sediment gör att kvicksilver kan läcka ut och spridas i akvatiska system under lång tid efter själva utsläppet (Johnels m.fl. 1967; Lindqvist 1991). Det mesta av det kvicksilver som finns i organismer på högre trofiska nivåer består av metylkvicksilver, speciellt i predatoriska arter som till exempel rovfåglar, mink och utter (Westermark m.fl. 1975; Evans m.fl. 2000). Metylkvicksilver är mycket toxiskt och ackumulering av höga halter kan ge mycket negativa effekter. Flera studier på mink som fått metylkvicksilver tillsatt i födan har gjorts där minkarna bland annat uppvisat tecken på akut förgiftning, anorexia, nervskador och försämrad reproduktion (Evans m.fl. 2000). Ökat intag av selen via födan kan motverka de negativa effekterna från metylkvicksilver, vilket bland annat visats i studier på råttor (Ganther m.fl. 1972, 1124; Miyama m.fl. 1983, 175) Selen är ett livsnödvändigt spårämne som reglerar de enzymatiska funktioner som skyddar hjärnan och endokrina systemet från fria radikaler som bildas under cellmetabolism (Raymond och Ralston 2009), om en för stor andel av det tillgängliga selenet binds upp av kvicksilver så bildas ett selenunderskott, vilket hämmar de skyddande funktionerna (Raymond och Ralston 2009). Av 21

dessa anledningar kan det vara viktigt att undersöka selen (Se) i samband med kvicksilver (Hg) och ett förhållande mellan Se:Hg på molviktsbasis över 1:1 är önskvärt (Ralston m.fl. 2008). Selen finns naturligt i miljön men halterna skiljer sig mellan olika regioner, Sverige är till exempel generellt selenfattigt vilket beror på berggrundens sammansättning (Selinus 1988). Marina fiskar har normalt höga halter av selen, medan halter i sötvattensfisk är mer variabla och beror på hur mycket naturligt selen som finns i den lokala miljön. Selen-fattiga sjöar har därför en väldigt liten buffert mot kvicksilvernedfall vilket leder till större ackumulering av metylkvicksilver i akvatiska organismer (Raymond och Ralston 2009). Eftersom uttern främst livnär sig på just sötvattensfisk (Erlinge 1969) så ligger den inom riskzonen för att få i sig ganska höga halter av metylkvicksilver, vilket i kombination med låga halter selen skulle kunna innebära negativa konsekvenser. 1.1.2 Bly och kadmium Bly används idag främst i ackumulatorer och som målarfärgspigment, men har tidigare använts som tillsats i bensin samt i vattenledningar och skorstensplåt. Mindre mängder förekommer också som hagelammunition. Bly ansamlas främst i benvävnad men även i lever och kan orsaka permanenta hjärnskador samt skador på njurar, försämrad reproduktionsförmåga och hjärt- och kärlsjukdomar (Naturvårdsverket 2008). En experimentell studie på råttor som fått bly tillsatt i födan har till exempel visat på försämrad inlärningsförmåga, uppmärksamhetsstörningar, sämre återhämtning från viknedgång och överaktivitet redan vid låga halter av bly i blodet (30 µg/100 ml), samt färre dräktiga honor och mindre kullstorlekar (Winneke m.fl. 1977). Bly i bensin förbjöds i Sverige 1995 och sedan dess har halterna minskat i både marina (Bignert m.fl. 2015) och limniska (Nyberg m.fl. 2014) arter. Kadmium används i batterier och har tidigare använts som bland annat ytbeläggning på plåt och pigment i målarfärg och keramikglasyrer. Spridning av kadmium sker främst vid förbränning av till exempel fossila bränslen och utvinning av andra metaller, men också från gödselmedel (Naturvårdsverket 2008). Kadmium binder till protein i levern men förs vidare och anrikas i njurarna vilket bland annat kan leda till permanenta skador och försämrad njurfunktion (Elinder 1982). Samtidig exponering för bly och kadmium kan innebära att de negativa effekterna blir kraftigare. Till exempel orsakar både bly och kadmium minskad tillväxt hos grisar (Phillips m.fl. 2003), men effekten blev starkare när grisarna exponerades för en kombination av de båda metallerna. Även reproduktionen påverkades negativt genom ökad dödlighet hos kultingarna (Phillips m.fl. 2003) och i hamstrar har fosterskador påvisats (Ferm 1969). Hos råttor som behandlats med bly och kadmium påverkades skelettomsättningen (Yuan m.fl. 2014). 1.2 PCB Polyklorerade bifenyler (PCB) förekommer inte naturligt i miljön utan är helt människoskapad produkter. Tillverkningen började 1929 och PCB blev snabbt en populär industrikemikalie som använts inom många kommersiella områden och produkter som till exempel i kondensatorer, transformatorer, hydraulsystem, smörjmedel, målarfärg, bindemedel, tätningsmedel, plast och som tillsatts i bekämpningsmedel (Erickson 2001). PCB i miljön upptäcktes av en slump när man analyserade DDT i vilda djur. Förutom DDT hittades halter av ett okänt ämne som precis som DDT ökade i koncentration högre upp i näringskedjan. Det dröjde hela två år innan det okända ämnet identifierades som PCB 1966 (Jensen 1972). I Sverige har PCB varit förbjudet sedan mitten av 1970-talet och halterna i utter har minskat sedan dess (Roos m.fl. 2001; Bisther 22

och Roos 2006), precis som halterna i många andra vattenlevande arter (Roos m.fl. 2001; Nyberg m.fl. 2014; Bignert m.fl. 2015). PCB är egentligen en gemensam beteckning för 209 olika kemiska ämnen, så kallade kongener. Molekylerna består av bifenyler med upp till tio kloratomer fästade på olika positioner. De kemiska och fysikaliska egenskaperna för olika kongener varierar och avgörs av antal kloratomer och kloratomernas placering på bifenylen. PCB är mycket stabilt och svårnedbrytbart, men generellt kan man säga att ju fler kloratomer som är fästade på bifenylen, desto stabilare är kongenen. PCB är svårlösligt i vatten men kan lösa sig i fett, oljor och organiska lösningsmedel. Dessutom är ämnena värmetåliga och har låg elektrisk ledningsförmåga (Erickson 2001). Att PCB är så svårnedbrytbart innebär att det tar mycket lång tid innan dessa ämnen försvinner från miljön. Eftersom de dessutom binder till fett och lagras i organismers fettvävnad leder det till att PCB ackumuleras i arter högre upp i näringskedjan (Leonards m.fl. 1997; Erickson 2001). När den svenska utterpopulationen, trots fridlysningen, fortsatte att minska under 1970-talet väcktes misstankar om att miljögifter kunde ha en negativ inverkan på arten. Höga halter av PCB i utter kopplades till PCB i andra akvatiska predatorer som mink och sälar där det visat sig att PCB orsakat reproduktionsstörningar (Helle m.fl. 1976; Aulerich och Ringer 1977; Sandegren m.fl. 1980). Andra toxiska effekter som demonstrerats i laboratorieförsök på djur som exponerats för PCB är bland annat leverförstoring, viktnedgång, hämmat immunförsvar, utvecklingsstörningar, cancer och neurologiska skador (Safe 1994). Dessutom kan en kombination av olika miljögifter samverka och påverka både upptag och ackumulering av ämnen. Till exempel förekommer höga halter av PCB och DDT i vilda djur ofta tillsammans med höga halter av tungmetaller och minkar som fått PCB tillsatt i födan har visat sig ha högre halter kadmium i njurarna jämfört med minkar som fått samma föda utan PCB (Olsson m.fl. 1979). Minskade koncentrationer av vitamin A i levern är en annan effekt orsakad av PCB (Innami m.fl. 1976; Zile m.fl. 1989; Safe 1994), vilket i sig kan leda till att individer löper högre risk att drabbas av infektionssjukdomar, utvecklingsstörningar och cancer (Håkansson m.fl. 1992). PCB misstänks även kunna påverka skelettstrukturen och avvikelser på lårben har hittats hos svenska uttrar med förhöjda halter PCB. Sådana avvikelser skulle kunna leda till försämrad rörelseförmåga om de uppstår i till exempel ryggraden och innebära stora problem för den drabbade individen (Roos m.fl. 2010). 1.3 DDT Diklordifenyl trikloretan (DDT) framställdes redan 1874 men började användas som bekämpningsmedel mot insekter först på 1940-talet. Ökade halter i naturen och de negativa effekterna från föroreningarna fick stor uppmärksamhet under de följande två decennierna (Jensen 1972). DDT fortsatte att användas inom jordbruket i länder runt Östersjön ända in på 1970-talet då ett internationellt förbud infördes, varpå koncentrationerna snabbt minskade i miljön. Användningen i Sverige var dock kraftigt begränsad redan innan förbudet, vilket tyder på att förekomsten av DDT främst kommer från internationella utsläppskällor och har transporterats hit via atmosfären (Bignert m.fl. 1998). Dessutom fortsatte användningen av DDT i områden som är drabbade av malaria och andra insektsspridda sjukdomar (Turusov, Rakitsky och Tomatis 2002). DDT är ett giftigt ämne som lagras i fettvävnad och främst förknippas med äggskalsförtunning hos vilda fåglar (Ratcliffe 1970; Lundholm 1997; Helander m.fl. 2002) men ämnet misstänks också kunna orsaka reproduktionsstörningar hos utter och gråsäl (Roos m.fl. 2012). I miljön bryts nästan all DDT ner till diklordifenyl (DDE) och diklordifenyl dikloretan (DDD) (Holmstrand m.fl. 2007). I studier anges oftast bara DDT eller DDT som summan av DDT och 23

dess nedbrytningsprodukter, men DDE är den form som är allra mest förekommande i utter (Skarén 1988; Mason och O Sullivan 1992; Roos 2005; Lemarchand 2010). I förhållande till PCB har DDT visat sig vara mycket lägre i utter än i fisk, vilket tyder på att uttern har en förmåga att snabbt bryta ner DDT, som alltså inte ackumuleras i kroppen på samma sätt som till exempel PCB (Roos m.fl. 2001). 1.4 Perfluorerade ämnen PFOS och PFOA Perfluorerade ämnen går ofta under benämningen nya miljögifter men har tillverkats och använts ända sedan 1950-talet i en rad olika produkter. Bland annat i impregneringsmedel, rengöringsmedel, brandsläckningsskum och hydraulolja, men också vid framställningen av fluoropolymerer, som bland annat finns i stekpannor och elektronikprodukter. Först på senare tid har det blivit möjligt att mäta förekomsten av dessa ämnen i miljö och människor, varför de negativa effekterna länge varit okända och fortfarande inte är helt utredda (Kemikalieinspektionen 2006). Utmärkande för perfluorerade ämnen är att de är mycket stabila och bland annat har värmetåliga samt vatten- och fettavvisande egenskaper. Ämnena är uppbyggda av kolkedjor där alla väteatomer helt ersatts av fluoratomer (Kissa 2001), eftersom kol och fluor binds mycket starkt till varandra leder detta till att perfluorerade ämnen är mycket svårnedbrytbara i naturen och vissa bryts faktiskt inte ner alls. Flera av dessa ämnen är dessutom starkt bioackumulerande. Eftersom de är vatten- och fettavvisande så lagras dessa ämnen inte i fettvävnaden, istället binds de till proteiner och ansamlas framförallt i lever och blod (3M 2003; Kannan m.fl. 2005). Två av de mest omdiskuterade och undersökta perfluorerade ämnena är perfluoroktansulfonat (PFOS) och perfluoroktansyra (PFOA). Både PFOS och PFOA är extremt stabila och bioackumulativa (Fujii m.fl. 2007), samt toxiska för akvatiska organismer (Li 2009). Vilka effekter dessa ämnen har är inte helt klarlagda men skador på lever och lungor har uppvisats hos råttor, samt viktnedgång och beteendestörningar (Cui m.fl. 2009). I en studie på havsuttrar i Kalifornien hade de djur som dött till följd av infektionssjukdomar klart högre halter av både PFOS och PFOA i lever jämfört med de som dött av andra orsaker. Koncentrationerna var lägre i havsuttrarna än vad som rapporterats ge toxiska effekter på andra djur i laboratorieförsök och det är osäkert om det är PFOS och PFOA som orsakat infektionerna, eller om infektionerna gett upphov till de förhöjda halterna (Kannan m.fl. 2006). Omfattande användning och utsläpp av perfluorerade ämnen har lett till att många av dessa spridit sig i miljön och återfunnits i både djur och människor. Tillsammans med ämnenas potentiellt skadliga effekter på miljö och hälsa har detta lett till stor oro och omfattande restriktioner och utfasning på många håll globalt (Buck m.fl. 2011), PFOS finns listat i Stockholmskonventionen för persistenta organiska miljögifter sedan 2009 (Kemikalieinspektionen 2015), men även om både tillverkning och användning av PFOS har minskat kraftigt under 2000-talet så har det på många håll ersatts av liknande fluorerade ämnen och flera av dessa misstänks ha likartade skadliga effekter (Kemikalieinspektionen 2006). Både PFOS och PFOA kan dessutom bildas genom att liknande ämnen bryts ner i abiotiska eller biotiska processer i miljön (Prevedouros m.fl. 2006; Buck m.fl. 2011). PFOS i höga halter kan förekomma väldigt lokalt i miljön och sprids troligen främst från direkta utsläppskällor och via transport i vatten. Till exempel har uttrar som hittats i anslutning till brandövningsplatser uppvisat mycket högre halter av PFOS än uttrar som hittats i närheten av samma område (Roos m.fl. 2013). 24

Institutionen för ekologi, miljö och geovetenskap (EMG) 901 87 Umeå, Sweden Telefon 090-786 50 00 Texttelefon 090-786 59 00 www.umu.se