MOSJPåvirkningForurensningMiljøgifter i lodde i Barentshavet

Miljøgifter i lodde i Barentshavet

Sist oppdatert 21. desember 2020

Lodde (Mallotus villosus) er en viktig nøkkelart i økosystemet i Barentshavet, og miljøgifter i lodde vil bli overført videre oppover i næringskjeden. Lodde har lave nivåer av miljøgifter. Det har vært lite endring over tid, med unntak av PBDE, som har avtatt.

Bestanden av lodde i Barentshavet
Foto: Havforskningsinstituttet

Hva overvåkes?

Miljøgifter i lodde i Barentshavet

Nivåene av HCB, dieldrin og klordan i 2013-2018 var stort sett lavere enn de grenseverdiene som gjelder for omsetning av fôrmidler. Blant annet fordi analysemetoden har endret seg, er det ikke mulig å vurdere om det har vært noen reell endring i innholdet av plantevernmidler i lodde over tid. Nivået av HCB er langt under miljøkvalitetsstandarden (EQS) for HCB som er 10 µg/kg våtvekt.
(Siter disse dataene: Nasjonalt institutt for ernærings- og sjømatforskning (NIFES), Havforskningsinstituttet (2022). HCB, dieldrin og Cis-klordan i lodde. Miljøovervåking Svalbard og Jan Mayen (MOSJ). URL: https://mosj.no/indikator/pavirkning/forurensning/forurensing-i-lodde-i-barentshavet/)

Figuren viser nivåer av PBDE7 målt i lodde i Barentshavet. Nivået av PBDE i lodde er høyt over miljøkvalitetsstandarden for PBDE6, som er 0,0085 µg/kg våtvekt.
(Siter disse dataene: Nasjonalt institutt for ernærings- og sjømatforskning (NIFES), Havforskningsinstituttet (2022). PBDE7 i lodde. Miljøovervåking Svalbard og Jan Mayen (MOSJ). URL: https://mosj.no/indikator/pavirkning/forurensning/forurensing-i-lodde-i-barentshavet/)

Kadmiumnivået har vært relativt stabilt siden 2007, med konsentrasjoner som ligger langt under grenseverdien for råstoff til fiskefôr (2 mg/kg fôrvare med 12 prosent vann). I 2019 var gjennomsnittskonsentrasjonen av kadmium rundt gjennomsnittet for hele perioden.
(Siter disse dataene: Nasjonalt institutt for ernærings- og sjømatforskning (NIFES) (2022). Kadmium i lodde. Miljøovervåking Svalbard og Jan Mayen (MOSJ). URL: https://mosj.no/indikator/pavirkning/forurensning/forurensing-i-lodde-i-barentshavet/)

Detaljer om dataene

Sist oppdatert21. desember 2020
OppdateringsintervallHvert 3. år
Neste oppdateringDesember 2023
Oppdragsgivende organisasjonNærings- og fiskeridepartementet
Utførende organisasjonHavforskningsinstituttet
KontaktpersonSylvia Frantzen

Metode

Prøvetaking gjøres i hovedsak av Havforskningsinstituttet med deres fartøyer.

Det analyseres samleprøver à minst 25 individer eller inntil 1-2 kg hel lodde fra hver posisjon. Homogenisert prøve frysetørkes før analyse.

For bestemmelse av dioksiner (PCDD), furaner (PCDF), dioksinlignende PCB (dl-PCB; non-orto og mono-orto PCB), ikke-dioksinlignende PCB (ndl-PCB) og polybromerte difenyletere (PBDE) blandes frysetørket prøve med hydromatriks og tilsettes internstandard for PCDD/F, PCB og PBDE. Prøvene ekstraheres med heksan med Accelerated Solvent Extractor-300 (ASE®). Fettet brytes ned on-line med svovelsyreimpregnert kiselgel i cellene. Ekstraktet renses videre kromatografisk på kolonner pakket med henholdsvis sølvnitrat-silica gel, svovelsyre-silica gel, karbon og alumina på GO-HT. Det samles to fraksjoner.

  • Fraksjon 1 inneholder mono-orto PCB, ndl-PCB og PBDE.
  • Fraksjon 2 inneholder dioksiner, furaner og non-orto PCB.

PCDD, PCDF og non-orto PCB analyseres på HRGC/HRMS. Mono-orto PCB, ndl-PCB og PBDE analyseres på GC-MSMS. Alle forbindelsene kvantifiseres ved hjelp av isotopfortynning/internstandard-metode. 

Ndl-PCB er PCB 28, 52, 101, 138, 153 og 180, og PCB7 er summen av disse pluss PCB 118. Sum 7 PBDE (PBDE7) er summen av PBDE 28, 47, 99, 100, 153, 154 og 183. For hver av de 29 kongenerne av PCDD/F og dl-PCB beregnes en toksisk ekvivalent verdi (TE) ved å multiplisere konsentrasjonen med kongenerens toksiske ekvivalentfaktor (TEF) (2005-TEF, Van den Berg et al., 2006). Deretter beregnes upperbound sum av TE-verdiene, der konsentrasjoner under kvantifiseringsgrensen (LOQ) settes lik LOQ.

For bestemmelse av per- og polyfluorerte alkylstoffer (PFAS) benyttes følgende metode: Innveid prøvemengde tilsettes massemerket internstandard og metanol og ekstraheres i ultralydbad. Etter sentrifugering filtreres supernatanten gjennom 0,45 μm nylonfilter før opprensing på ASPEC®. Ekstraktet fra ASPEC renses videre ved filtrering gjennom 3K ultrafilter. Prøvene analyseres til slutt på LC-MS/MS og kvantifiseres ved hjelp av internstandard. Metoden er akkreditert for ulike matriser som fet og mager fiskemuskel og -lever, men ikke for hel fisk.

Det benyttes én metode som bestemmer en rekke klorerte pesticider, og analysene utføres hos Eurofins GfA Lab Service GmbH med deres metode nr. GFB53 Analysen utføres med GC-HRMS ved akkreditert metode.

Heksabromsyklodekan (α, β, γ-HBCD) og tetrabrombisfenol A (TBBP-A) analyseres av Eurofins GfA Lab Service GmbH med metode nr. GFB71-2 og GFB86-2. Bestemmelsene gjøres med LC-MS/MS ved akkreditert metode.

En rekke metaller/grunnstoff (bl.a. arsen (As), kadmium (Cd), kvikksølv (Hg), bly (Pb), kobber (Cu), sink (Zn), selen (Se)) bestemmes ved at frysetørket prøve veies inn, tilsettes salpetersyre, og varmes i mikrobølgeovn for fullstendig nedbryting av organisk materiale. Bestemmelsen av elementene gjøres med induktivt koplet massespektrometer (ICPMS), og elementkonsentrasjoner beregnes ved hjelp av ekstern standardkurve. Rhodium, germanium, indium eller thullium benyttes som internstandard, og gull tilsettes for å stabilisere kvikksølvionene.

For bestemmelse av polyaromatiske hydrokarboner (PAH) blandes prøvematerialet med hydromatriks og tilsettes intern standard før det ekstraheres med diklormetan:sykloheksan (1:3) med ASE®. Fett fjernes delvis ved hjelp av kiselgel i ASE-cellen, og ekstraktene dampes inn på TurboVap® og renses ytterligere i ASPEC®. Løsemiddelet byttes til isooktan og prøvene konsentreres før de tilsettes gjenvinningsstandard og analyseres på GC-MSMS. Kalibreringskurve benyttes til kvantifisering.  

Kvalitet

Analyse av samleprøver gir manglende informasjon om variasjon mellom fisk fanget ved hver posisjon og begrenser muligheten for statistisk behandling.

  • Av praktiske grunner tas prøvene av lodde ved ulike posisjoner i Barentshavet og noen ganger ved ulike årstider. Derfor er resultatene representative for hele Barentshavet, men særlig årstidsvariasjoner kan gi store variasjoner i innholdet av miljøgifter. Dette gjør at eventuelle endringer over tid er vanskelige å oppdage og forskjeller mellom år kan ikke uten videre tolkes som tidsserier for endringer i nivåer.
  • Nedre kvantifiseringsgrense (Level of Quantification – LOQ) og måleusikkerhet for enkeltparametere i analysemetodene er gitt i tabellen under. Når det er flere kongenere i gruppen gjelder kvantifiseringsgrense og måleusikkerhet for enkeltparametere.
  • For pesticidene (DDT, klordaner, dieldrin, HCH, HCB og toksafen) har det vært brukt ulike metoder i perioden overvåkningen har foregått. Nedre kvantifiseringsgrense har endret seg mye fra år til år. Grensene som er oppgitt her er de som benyttes i dag (per november 2020).
ParameterLOQMåleusikkerhet %Akkreditert?
ndl-PCB (28, 52, 101, 138, 153, 180)0,05 – 0,08 ng/g30Ja
Dioksiner, furaner og dl-PCB0,04 – 0,40 pg/g20 – 35Ja
PBDE (28, 47, 99, 100, 153, 154, 183)0,005 – 0,04 ng/g30 – 50Ja
PFAS0,5 – 10 ng/g30 – 80Nei*
DDT og metabolitter0,25 ng/g50Ja
Klordan (cis-, trans-, oksy-) og nonaklor (trans-)0,13 – 0,75 ng/g50Ja
Dieldrin0,38 ng/g50Ja
HCH (α, β, δ, γ)0,25 ng/g50Ja
HCB1 ng/g50Ja
Toksafen (26, 50, 62)1 ng/g50Ja
Heptaklor og heptaklorepoksid (cis-, trans-)0,25 – 1 ng/g50Ja
Endosulfan (α, β) og endosulfan-sulfat1 ng/g50Ja
HBCD (α, β, γ)0,006 pg/g40Ja
TBBP-A0,04 ng/g40Ja
PAH (16 EFSA PAH1)0,15 (0,752) ng30 (602)Ja (Nei2)
Cd0,005 µg/g30 – 403Ja
Hg0,005 µg/25 – 703Ja
Pb, As, Cu, Zn, Se0,01 – 0,5 µg/g30 – 403Ja

*Metoden er akkreditert for ulike matriser som bl.a. fiskemuskel og -lever, men ikke for hel fisk.

1Benz(a)anthracen, benzo(a)pyren, benzo(b)fluoranthen, benzo(c)fluoren, benzo(g,h,i)perylen, benzo(j)fluoranthen, benzo(k)fluoranthen, chrysen, cyclopenta(c,d)pyren, dibenz(ah)anthracen, dibenzo(a,e)pyren, dibenzo(a,h)pyren, dibenzo(a,i)pyren, dibenzo(a,l)pyren, indeno(1,2,3,-c,d)pyren, 5-methylchrysen.

2Høyere LOQ og måleusikkerhet for dibenzo(a,e)pyren, dibenzo(a,h)pyren, dibenzo(a,i)pyren og dibenzo(a,l)pyren. Disse analyttene er ikke akkreditert.

3Avhengig av konsentrasjonsområde, ved konsentrasjoner nær LOQ (<10 x LOQ) er måleusikkerheten større enn ved høyere konsentrasjoner.

Referansenivå og tiltaksgrense

Referanseverdier for en upåvirket tilstand av stoffer som ikke finnes i naturen, slik som persistente organiske forbindelser, vil være null (egentlig deteksjonsgrensen). Ettersom de i praksis er spredt vidt, vil det være naturlig å sammenlikne nivåene fra lodde med hva som er målt i andre sammenlignbare arter.

Tiltaksgrenser:

Økning i nivået av forurensende stoffer over et visst antall år, eller en plutselig økning fra en prøvetakning til den neste i det samme området.

Dersom lodde brukes direkte til mat for mennesker, vil EU og Norge sine grenseverdier for omsetning av fisk være relevante å sammenlikne med (Commission Regulation (EC) 1881/2006 og Forskrift av juli 2015 om visse forurensende stoffer i næringsmidler). Disse grenseverdiene er satt for Hg, Cd, Pb, sum dioksiner og furaner, sum dioksiner og dioksinlignende PCB og sum ikke-dioksinlignende PCB (PCB6).

Grenseverdiene for fôr og fôrmidler av fisk (Directive 2002/32/EC) kan anvendes for å vurdere nivåene i lodde dersom den benyttes som fôrråvare, men det må gjøres med forbehold. Årsaken er at fisken gjennomgår en industriell bearbeiding på vei til fiskemel og -olje og videre til fôr som kan forandre innholdet av miljøgifter fra råvaren. Det er kun når Mattilsynet tar prøver fra ingredienser som fiskemel og fiskeolje eller det ferdige fôrproduktet at grenseverdiene kommer til anvendelse.

Vannforskriften (Forskrift av januar 2007 om rammer for vannforvaltningen) har definert et sett med EU-definerte grenseverdier (Directive 2008/105/EC) som kalles miljøkvalitetsstandarder eller EQS. Norge har i tillegg definert sine egne miljøkvalitetsstandarder på stoffer og medier som er ikke dekket av EUs liste. EQS er brukt som en felles betegnelse for begge kilder. EQS er satt for å beskytte de mest sårbare delene av økosystemet. Selv om en fisk inneholder miljøgiftnivåer over miljøkvalitetsstandarden, behøver ikke det å bety at fisken selv tar skade, men det viser at nivået er såpass høyt at andre deler av økosystemet kan ta skade, for eksempel sjøpattedyr som lever av lodde.

Status og trend

Lodde fra Barentshavet har generelt lave miljøgiftnivåer. Kadmiumnivået har vært relativt stabilt siden 2007, med konsentrasjoner som ligger langt under grenseverdien for råstoff til fiskefôr (2 mg/kg fôrvare med 12 prosent vann).  I 2019 var gjennomsnittskonsentrasjonen av kadmium rundt gjennomsnittet for hele perioden.

Nivåene av dioksiner og dioksinlignende PCB, sum PCB6 og bromerte flammehemmere (PBDE) var lave i 2019, som i tidligere år.

Det ser ikke ut til å ha skjedd noen endring i nivåene av dioksiner og PCB siden overvåkingen startet i 2007, mens nivået av PBDE er lavere etter 2010. Nivået av PBDE i lodde er likevel høyt over miljøkvalitetsstandarden for PBDE6 på 0,0085 µg/kg våtvekt.

I 2017 og 2019 ble også nivåene av de bromerte flammehemmerne HBCD og TBBP-A målt i lodde. Nivået av α-HBCD var omtrent likt nivået av sum PBDE7, mens TBBP-A var under målbart nivå.

Nivåene av HCB, dieldrin, toksafen, klordan og α-HCH i 2013-2018 var stort sett lavere enn de grenseverdiene som gjelder for omsetning av fôrmidler. Unntaket var en prøve i 2013 som hadde et nivå av toksafen på 7,2 µg/kg våtvekt, mens grenseverdien omsatt til våtvekt er 5,7 µg/kg. Disse grenseverdiene gjelder imidlertid bare dersom lodda brukes som råvare til fôrindustrien, uten at den først videreforedles til fiskemel og fiskeolje.

Nivået av HCB var også langt under miljøkvalitetsstandarden på 10 µg/kg våtvekt, som er satt for dette stoffet. Andre klorerte plantevernmidler som det er miljøkvalitetsstandarder for er endosulfan, heptaklor og heptaklorepoksid, samt sum DDT. Nivået av heptaklor og heptakloroksid er over miljøkvalitetsstandarden, mens de øvrige stoffene er godt under. Blant annet fordi det er brukt ulike analysemetoder, er det for en del plantevernmidler ikke mulig å vurdere om det har vært noen reell endring i innholdet av plantevernmidler i lodde over tid. For cis-klordan har nivåene i lodde fra og med 2014 vært lavere enn tidligere.

Nivået av alle målte PFAS-forbindelser er lavere enn bestemmelsesgrensene. Det betyr at alle prøver er godt innenfor miljøkvalitetsstandarden satt for PFOA på 91,3 µg/kg våtvekt.

I 2013-2019 er det også analysert for PAH-forbindelser i lodde. Bare noen få av stoffene viste målbare, men lave, nivåer.

Årsaker

Lodde påvirkes av forurensning som har oppstått lokalt eller som føres til Barentshavet med luft- og havstrømmer. Noen miljøgifter kan også finnes naturlig og trenger ikke å skyldes forurensning. Dette gjelder for eksempel kadmium og polyaromatiske hydrokarboner.

Innholdet av miljøgifter i lodde påvirkes av innholdet i det lodda spiser, som er mellomstore dyreplankton. Lodde er altså på et forholdsvis lavt nivå i næringskjeden. Sammen med kort levetid bidrar dette til at innholdet av miljøgifter generelt er forholdsvis lavt i lodda.

Nivået av miljøgifter i lodde påvirker innholdet av miljøgifter i arter som spiser lodde, som sild, torsk, sjøpattedyr og sjøfugl, samt arter høyere oppe i næringskjeden.

Konsekvenser

Lodde inneholder relativt lave nivåer av miljøgifter. Det er ikke tegn til økning i de miljøgiftene det har vært analysert på.

Nivåene av PBDE, heptaklor og heptaklorepoksid er gjennomgående høyere enn miljøkvalitetsstandardene for disse stoffene. Dette er menneskeskapte stoffer som helst ikke skulle ha vært i miljøet i det hele tatt. Miljøkvalitetsstandardene er satt lavt for å beskytte de mest sårbare artene på toppen av næringskjeden, som sjøfugl og sjøpattedyr.

EU-regelverk:

Norsk regelverk:

Om overvåkingen

Indikatoren beskriver nivået av miljøgifter i lodde og hvordan dette forandrer seg over tid.

Innholdet av miljøgifter i lodde fra Barentshavet ble første gang analysert i 2000, og har vært overvåket av Havforskningsinstituttet (HI) hvert år siden 2007 (før 2018; Nasjonalt institutt for ernærings- og sjømatforskning, NIFES).

Prøvetakingen foretas primært på Havforskningsinstituttets vintertokt i januar/februar. Normalt tas det prøver fra tre ulike posisjoner, gjerne i ulike områder fra år til år.

Steder og områder

Data er samlet inn for å gi et representativt bilde av situasjonen for lodde i Barentshavet, og det er derfor tatt prøver ved ulike posisjoner hver gang. Hvert år tas det prøver av lodde fra tre posisjoner ulike steder i Barentshavet. 

Forhold til annen overvåking

Overvåkingsprogram

Internasjonale miljøavtaler

  • Ingen

Frivillig internasjonalt samarbeid

  • Ingen

Relatert overvåking

  • Forvaltningsplan for Barentshavet
    Data rapporteres som et ledd i arbeidet med forvaltningsplan for Barentshavet – overvåkingsprogrammet for oppfølging av planen

Videre lesning

Lenker

Publikasjoner

  1. Arneberg, P., van der Meeren, G., Frantzen, S., & Vee, I. (red.) (2020). Status for miljøet i Barentshavet – Rapport fra Overvåkingsgruppen 2020. Rapport fra Havforskningen 2020-13.
  2. Julshamn, K., Måge, A., Norli Skaar, H., Grobecker, K., Jorheim, L., & Fecher, P. (2007). Determination of arsenic, cadmium, mercury, and lead by inductively coupled plasma/mass spectrometry in foods after pressure digestion: NMKL Interlaboratory Study. Journal of Aoac International 90, 844–456. https://doi.org/10.1093/jaoac/90.3.844.
  3. Van den Berg, M., Birnbaum, L. S., Denison, M., De Vito, M., Farland, W., Feeley, M., … & Peterson, R. E. (2006). The 2005 World Health Organization reevaluation of human and mammalian toxic equivalency factors for dioxins and dioxin-like compounds. Toxicological sciences, 93(2), 223-241. https://doi.org/10.1093/toxsci/kfl055.