(PFAS) i fisk och vatten från Västra Ingsjön

Studie av halter av
perfluorerade alkylsufonater
(PFAS) i fisk och vatten från
Västra Ingsjön
För Landvetters flygplats, Luftfartsverket
Andreas Woldegiorgis Tomas Viktor
2008-08-29 Arkivnummer: U2308
Reviderad rapport
godkänd
2008-08-29
Eva Brorström -Lundén
Avdelningschef
Box 21060, SE-100 31 Stockholm Box 5302, SE-400 14 Göteborg
Valhallavägen 81, Stockholm Aschebergsgatan 44, Göteborg
Tel: +46 (0)8 598 563 00 Tel: +46 (0)31 725 62 00
Fax: +46(0)8 598 563 90 Fax: + 46 (0)31 725 62 90
www.ivl.se
RAPPORT

Innehållsförteckning
1 Inledning....................................................................................................................................................2
2 Bakgrund....................................................................................................................................................2
3 Metodik......................................................................................................................................................4
3.1 Provtagning......................................................................................................................................4
3.1.1 Provtagning av fisk...................................................................................................................7
3.1.2 Kemisk analys............................................................................................................................8
3.1.3 Brandskummet..........................................................................................................................9
3.2 Analysmetodik ...............................................................................................................................10
4 Resultat och diskussion .........................................................................................................................10
4.1 Brandskummet...............................................................................................................................10
4.2 Ytvattenprover...............................................................................................................................11
4.3 PFAS-analoger från källan till Västra Ingsjön ..........................................................................13
4.4 Fisk Västra Ingsjön .......................................................................................................................14
4.5 Fisk Sandsjön.................................................................................................................................15
4.6 Normerade halter i fisk ................................................................................................................16
5 Miljö och hälsoriskvärdering ................................................................................................................17
6 Slutsatser..................................................................................................................................................20
7 Referenser................................................................................................................................................21
Appendix 25
1

1 Inledning
I samband med en tidigare undersökning genomförd 2007 (Vägverket Konsult, 2007) framkom det
att kemikalien perfluoroktansulfonat (PFOS) har läckt ifrån en brandövningsplats brukad av
Landvetters flygplats, till näraliggande vattenrecipienter (bl a Västra Ingsjön). PFOS är en
komponent i brandskum som gör att den brandbekämpande vätskan förmår att flyta ovanpå
bränslet vid petroleumbränder (Holm och Solyom, 1995). Vidare har en nationell screeningundersökning
som IVL utfört på uppdrag av Naturvårdsverket 2005-2006 uppvisat förhöjda halter
av PFOS i vattenprov ifrån närliggande Östra Ingsjön (Woldegiorgis et al., 2006).
Länsstyrelsen ansåg, i samband med att förhöjda halter påvisats, att en utredning om;
”fortsatta utsläpp, avseende påverkan på fisk och andra organismer i Västra Ingsjön och möjliga
åtgärder, bör göras omgående”. ”Luftfartsverket (LFV) bör därför ta fram ett åtgärdsprogram. Av
åtgärdsprogrammet bör bland annat framgå om PFOS fortfarande tillförs systemet från
brandövningsplatsen, om PFOS endast läcker ut från sedimenten i sedimentationsdammen närmast
brand­övningsplatsen, förekomst i biota, tex fisk, kräftdjur, i Västra Ingsjön och andra relevanta
biotoper, samt vilka möjliga åtgärder som borde vidtas.
Denna rapport redovisar halter av perfluorerade alkylsufonater (PFAS, däribland PFOS) i fisk och
vattenprover, vilka insamlats i Västra Ingsjön. Vidare jämförs erhållna halter ("perfluoroprofilen") i
infångad fisk och, i insamlat vatten, med perfluoroprofilen i den brandbekämpningskemikalie som
företrädelsevis använts. Halterna som påvisats har jämförts med motsvarande fisk- och vattenhalter
ifrån Sandsjön, en näraliggande sjö vars avrinningsområde ej omfattas av brandövningsplatsen.
2 Bakgrund
Västra Ingsjön är fysiskt sammanbunden med den uppströms liggande brandövningsplatsen som
Landvetters flygplats använt för träning och övning, bl a via ett mindre vattensystem omfattande
Lilla och Stora Isjöarna (Figur 1). I tidigare studier genomförda av Vägverket Konsult (riktad
undersökning) samt IVL (Naturvårdsverkets screeningprogram), har förhöjda halter av PFAS
(perfluorinerade alkylsulfonanter) påvisats i sjösystemet.
Dessa ämnen har sedan de introducerades industriellt på 1960- talet, använts i en lång rad produkter
såsom textilier, läderprodukter, köksutensilier, brandbekämpande medel, samt i förpackningsmaterial,
i hydrauliska system och vid metallbearbetning (KemI, 2004a). PFAS är ytaktiva
detergentlika ämnen som genom den stabila bindningen mellan kol och fluor, är svårnedbrytbara i
miljön (eller ens i stratosfären har det visat sig), (Tabell 1). I de helt perfluorinerade varianterna är
alla väten "utbytta" mot fluor, emedan även varianter som endast är delvis fluorinerade förekommer
(s k telomera varianter, se Tabell 4).
PFAS tillskrevs under lång tid relativt godtagbara miljömässiga egenskaper och under ett 50-tal år
steg den globala tillverkningen och användningen av dessa ämnen. Under de senaste 10-15 åren har
denna hållning omprövats då ny forskning visat att PFAS-ämnena är toxiska för de flesta däggdjur,
däribland människa (t ex Alexander et al., 2003, Fuentes et al., 2006; Grasty et al., 2003; Lau et al.,
2003; Luebker et al., 2005a, 2005b; Thibodeaux et al. 2003). Både prenatala och postnatala effekter
har konstateras hos råtta och mus, t ex vävnadsförändring av levern, störd tillväxt och försenad
utveckling av vissa organ. PFOS har även konstaterats vara reproduktionsstörande för däggdjur.
2

Det amerikanska naturvårdsverket betraktar numera den vanligaste PFAS-analogen, PFOS, som
cancinerogen, och den största tillverkaren, 3M, har frivilligt stoppat sin produktion.
PFAS bioackumuleras inte såsom traditionella miljögifter, i fettvävnad, utan binds istället till vissa
proteiner i blodet (Kerstner-Wood et al., 2003). PFOS binder även till fettsyrebindande proteiner i
levern varför den enterohepatiska cirkulationen är omfattande (Luebker et al., 2002).
PFOS är persistent (se halveringstider i olika medium, Tabell 1) och det har i många studier visats
att detta ämne har en stor global spridning. Man har påvisat PFOS i världshaven, i djurlivet på
Arktis (Kannan et al., 2005b) och i nästan alla testade humanserum- och plasmaprover (analys av
poolade blodbanksoprover i USA, Tyskland, Holland och Belgien, 1998-2000, OECD, 2002, samt
Kannan et al., 2004). Det finns således en bakgrundshalt av PFOS i miljön (även i ickekontaminerade
områden). I de flesta undersökta ekosystem, t ex i Arktis, sker dessutom en
betydande biomagnifiering av PFOS i näringskedjan (Kannan et al., 2005b, samt Martin et al.,
2004ab).
PFAS spridningsvägar ifrån produkter och konsumtionsvaror i samhället, till miljön är fortfarande
föremål för forskning. Det är däremot välkänt att PFAS sprids via luft och vatten, sediment
(Woldegiorgis et al., 2006).
Då PFOS (och några av de övriga PFAS-ämnen) har egenskapen att de biomagnifieras, d v s,
anrikas i näringskedjan i ett ekosystem, är det av stor vikt att födoämnen, t ex fisk, inte konsumeras
i stor skala utan att halterna konstaterats vara vid en acceptabel nivå. PFOS passerar även den s k
placentabarriären i livmodern, varför ämnet påvisats i en majoritet av navelsträngsblodprover som
analyserats (Apelberg et al., 2007). PFOS passerar även över till bröstmjölken hos ammande mödrar
(Aune et al., 2007). Människa, i likhet med de flesta andra högre organismer, uppvisar oftast en
kraftigt förhöjd känslighet mot främmande ämnen under de tidiga fosterstadierna, varför det är
viktigt att säkerställa att denna typ av exponering via modern minimeras.
Förutom PFOS, vars ekotoxikologi och spridning är väl undersökt, har även dess korresponderande
karboxylsyra, PFOA (Tabell 4), identifierats som problematisk för miljön. PFOA är
möjligen genotoxiskt (Yao och Zhong 2005), kan skada levern hos råttor och apor (Butenhoff et al.
2004), och orsakar utvecklingsstörningar i möss (Lau et al. 2006). Dessa egenskaper har i
kombination med att man har hittat PFOA i människor och i vilda djur lett till att US EPA försöker
få industrin att även fasa ut användningen av PFOA (EPA 2006). Även Kemikalieinspektionen ser
PFOA som ett problem pga dess persistens och toxicitet. Man har dock inte klassat ämnet som ett
PBT-ämne (Persistent, Bioackumulerande, Toxiskt) som till exempel PFOS, eftersom man inte
anser att ämnet bioackumuleras. Kemikalieinspektionen talar dock om en stor osäkerhet kring detta
och uppger att elimineringshastigheten för PFOA i människa är långsam, 1,5-13,5 år (KemI,
2004b). Vissa vetenskapliga rapporter har dock visat att även PFOA bioackumuleras, om än inte i
samma utsträckning som till exempel PFOS (Tomy et al., 2004).
Västra Ingsjön marknadsförs både nationellt och internationellt som ett attraktivt och omväxlande
fiskeområde av Ingsjöarnas och Oxsjöns Fiskevårdsområde (informationsblad). Försök görs
exempelvis för att skapa självproducerande öringsbestånd, bl a har man tillsett att lax och havsöring
numera har fri passage från havet (Kungsbackafjorden), via Kungsbackaån ända till Västra Ingsjön.
Sjön har goda bestånd av gädda, abborre, öring, sik, nors, ål och mört. Även siklöja fångas frekvent.
Det är således av stor vikt att bestämma halten PFAS i fisk från Västra Ingsjön sjön samt att
eventuella påvisbara halter relateras till halter i referenssjöar i närheten, och till de gränsvärden för
PFAS ämnen i fisk som föreslagits.
3

Tabell 1. Halveringstider för PFOS i olika matriser.
Provmatris/typ av test Halveringstid, t½, [år] referens
Humanserum 8,67 ENV/JM/RD(2002)17
Fiskvävnad (Blugill sunfish och Karp) >0,3 ENV/JM/RD(2002)17
Ytvatten (hydrolys, pH 1.5, OECD 111) 0% hydrolys efter 30 dagar,
t½ beräknat till > 41 år
3M, 2003
Ytvatten (hydrolys, pH 11) 0% hydrolys efter 30 dagar,
t½ beräknat till > 41 år
3M, 2003
Ytvatten (fotolys, ingen OECD standard- 0 % fotolys, testtid ej
3M, 1979a,b
metod tillgänglig)
angivet
Hatfield, 2001
Aerob “Biodegradation” (aktivt slam, OECD 0% efter 28 dagar 3M, 1978
302 MITI-I)
Kurume Labs, 2002
Anaerob “Biodegradation” (aktivt slam) 0 % efter 28 dagar 3M, 2000
3 Metodik
3.1 Provtagning
I denna studie har fisk i Västra Ingsjön provtagits. För att kunna skatta graden av bioackumulation
(anrikning) är det viktigt att även mäta halten av PFAS-ämnen i den fria vattenpelaren i sjön och
relatera denna halt med eventuellt påvisbara halter i fisk med växt- och zooplankton som
huvudsaklig basföda (fisk som representerar en låg trofinivå). En sådan fiskart är mört (Rutilus
rutilus). Genom att även mäta halten av PFAS fiskarter ifrån högre trofinivåer kan ett mer
platsspecifikt mått på biomagnifieringen beräknas. I denna studie har ytterliggare två trofinivåer
inkluderats i studien; en sekundärkonsument, abborre (Perca fluviatilis) och en toppkonsument,
gädda (Esox lucius).
Såsom tidigare beskrivits är PFOS (och närbesläktade PFAS) globalt spridda och tillförsel via
atmosfärisk deposition är en viktig källa till förekomst i bakgrundsområden. För att kunna bedöma
bidraget från en eventuell källa är det viktigt att även insamla motsvarande prover ifrån en sjö eller
ett vattensystem vars avrinningsområde ej innefattar den damm som uppsamlar vatten ifrån
brandövningsplatsen vid Landvetters flygplats.
PFOS påvisad i fisk eller vatten ifrån en referenssjö kommer att ge en indikation på bakgrundshalten
i området. Den sjö i närområdet som, efter samråd med LFVs miljöhandläggare, ansågs mest
lämplig för ändamålet var Sandsjön (Figur 1). Tidigare undersökningar har visat att Sandsjön ej är
förbunden med vattensystemet kring branddammen.
Till de vatten- och fiskprover som insamlat inom ramen för detta projekt, har diskussions- och
beslutsunderlaget även kompletterats med de mätningar som genomförts av Vägverket Konsults
AB, IVL(NV), och de PFAS-bestämningar av vattenprover som LFV-Landvetter gjort i egen regi
(se Tabell 3).
4

2
B
P4
C
A
Figur 1. Översiktskarta över Västra Ingsjön, med avrinningsområde. Brandövningsplatsen ej utmärkt på
denna bild. Provtagningsplatserna för fisk (nätfiske) i Västra Ingsjön respektive Sandsjön
(referenssjön) har indikerats med fisksymbol, provtagninsplatserna för ytvattenprovtagning i Västra
Ingsjön har indikerats med röda ringar (1: Hjorthallsvägen, 2: Inseros), och provtagningsplatser för
ytvatten, genomförda i andra studier, har ungefärligt indikerats med lila ringar (A: Branddammen, B:
Sedimentationsdammen, C: Lilla Issjön, P4: Issjöbäckens utlopp i V:a Ingsjön, D: Östra Ingsjön, E:
Sandsjön)
5
1
E
D

I nedanstående tabell finns en sammanställning av de prover avseende fisk och vatten som ingått i
studien. Provtagningen utfördes i mitten av mars 2008.
Tabell 2. Provtagning av fisk och ytvatten inom ramen för detta projekt.
Datum Kön Längd
[cm]
Vikt
[g]
Ålder
[år]
Fisk # Vikt
gonad
[g]
6
Vikt
muskel
[g]
Lever
[g]
Plats
080314 ♀ 14,0 25,1 4+ Mört (ref) 2,87 6,53 0,104 Sandsjön
080314 ♀ 12,5 16,8 - Mört (ref) 1,04 4,01 0,090 Sandsjön
080314 ♀ 21,5 105 5+ Abborre
(ref)
11,86 4,01 1,225 Sandsjön
080318 ♂ 48 760 - Gädda (ref) 6,83 20,5 10,24 Sandsjön
080319 ♂ 15,5 31,5 3+ Mört 1 1,197 7,39 134,6 V:a Ingsjön
080319 ♂ 15,5 32,4 3+ Mört 2 2,267 8,27 143,4 V:a Ingsjön
080319 ♂ 16,0 39,7 3+ Mört 3 3,364 8,93 160,8 V:a Ingsjön
080320 ♀ 19,0 73,8 6+ Mört 4 5,403 9,74 597,7 V:a Ingsjön
080320 ♀ 16,0 40,6 3+ Mört 5 4,252 9,58 145,7 V:a Ingsjön
080320 ♀ 13,5 33,4 3+ Abborre 1 4,842 7,35 0,630 V:a Ingsjön
080320 ♀ 15,5 40,7 3+ Abborre 2 5,511 8,68 0,517 V:a Ingsjön
080320 ♂ 14,5 30,1 3+ Abborre 3 1,790 7,25 0,269 V:a Ingsjön
080320 ♀ 15,5 34,4 3+ Abborre 4 2,717 7,39 0,312 V:a Ingsjön
080325 ♂ 43,0 554 - Gädda 1 0,97 13,0 10,53 V:a Ingsjön
Datum Typ Lokal Koordinater
080314 ytvatten Hjorthallsvägen (utlopp Sågebäcken) X6392903, Y1291064 V:a Ingsjön
080314 ytvatten Utloppet vid Inseros X6392459, Y1287923 V:a Ingsjön
De två mörtexemplaren infångade i Sandsjön har poolats ihop till ett prov.

Utöver dessa prover tas följande provtagningsplatser för vattenprovtagning upp i diskussionen;
Tabell 3. Prover som insamlats i andra undersökningar och där rapporterade halter används i
diskussionen.
Prov. id Utförare Avrapporterat Provtagningsdatum
”V:a Ingsjön 010208”
Provpunkt p4
(Issjöbäcken inlopp)
LFV-Landvettter - 080201
”V:a Ingsjön 180208”
Provpunkt p4 (Issjöbäcken
inlopp)
LFV-Landvettter - 080218
”Sedimentationsdammen,
utlopp, 010208”
LFV-Landvettter - 080201
” Sedimentationsdammen,
utlopp, 180208”
LFV-Landvettter - 080218
” Sedimentationsdammen,
mitten, 010208”
LFV-Landvettter - 080201
” Sedimentationsdammen,
mitten, 180208”
LFV-Landvettter - 080218
” Sedimentationsdammen,
inlopp, 010208”
LFV-Landvettter - 080201
” Sedimentationsdammen,
inlopp, 180208”
LFV-Landvettter - 080218
”Sandsjön (ref), 010208” LFV-Landvettter - 080201
”Lilla Issjön” * Vägverket Konsult AB Vägverket
Konsult, 2007
070213-15
”V:a Ingsjön” *. Provpunkt p4 Vägverket Konsult AB Vägverket
070213-15
(Issjöbäcken inlopp till V:a
Ingsjön)
Konsult, 2007
”Brandstationen, dike” * Vägverket Konsult AB Vägverket
Konsult, 2007
070213-15
”Branddammen” * Vägverket Konsult AB Vägverket
Konsult, 2007
070213-15
”Sedimentationsdammen” * Vägverket Konsult AB Vägverket
Konsult, 2007
070213-15
”MR 4762” (IVL-kod) ** IVL (NV) Woldegiorgis et
al., 2006
060510
* Avser endast provtagning och analys m a p PFOS.
**”MR4762” (IVL/NV) avser ett ytvattenprov taget i Östra Ingsjön (förbundet med Västra Ingsjön).
3.1.1 Provtagning av fisk
Provtagning av fisk utfördes under tre olika perioder under vintern 2008. Eftersom flera olika
fiskarter önskades för analys genomfördes fisket med hjälp av översiktsnät med varierande
maskvidd, samt med 30 mm nylonnät specifikt för att fånga större abborrar. Provtagningen av fisk
vilken genomfördes i Västra Ingsjön och i Sandsjön godkändes av Ingsjöarnas och Oxsjöns
Fiskevårdsförbund genom Ingmar Skarin. Länsstyrelsen godkände att provtagningen genomfördes
och länsfiskekonsulenten i Vänersborg var informerad. Tillstånd för fisket inhämtades även av
Göteborgs djurförsöksetiska nämnd vid möte i februari (se Dnr 54-2008).
Infångade fiskar bedövades snabbt med slag över huvudet innan ryggsträngen dekapiterades.
Hjärnan destruerades med en skarpslipad skalpell i de fall fisken uppvisade minsta tecken till tonus i
muskulaturen efter dekapitering. Fiskarna samlades i plastpåsar och frystes in för kommande
analyser. Fiskarna transporterades sedan i frysbehållare med torris till IVLs laboratorium i
Stockholm för provpreparering samt ålders- och könsbestämning. Åldersanalyserna utfördes med
7

hjälp av fjäll för mör, gällocksben för abborre, och med hjälp av vingben för gädda.
Könsbestämningen utfördes på snittade fiskar efter att erforderligt fiskmuskelprov preparerats.
Transport av fripreparerade muskelprov till NILU (Tromsö, Norge) skedde i behållare packad med
torris.
3.1.2 Kemisk analys
Proverna listade i Tabell 2 har analyserats m a p följande 13 PFAS-ämnen;
Tabell 4. Tabell för de 13 ämnen som ingått i analysen
Förkortning Kemiskt namn CAS-nr Struktur
PFBS Perfluorobutan sulfonat 29420-49-3
PFHxS Perfluorohexan sulfonat 432-50-7
PFOS Perfluoroktan sulfonat 2795-39-3
PFDS Perfluorodekan sulfonat 67906-42-7
PFBA Perfluorobutan syra 375-22-4
PFHxA Perfluorohexan syra 307-24-4
PFHpA Perfluoroheptan syra 375-85-9
PFOA Perfluorooktan syra 335-67-1
PFNA Perfluorononan syra 375-95-1
8
F
F
F
F
F
F
F
F
F
F
F
F
F
F
F
F
F
F
F
F
F
F
F
F
F
F
F
F
F
F
F
F
F
O
F
F
F
F
F
F
F
F
F
F
F
F
F
F
O
F
F
F
F
F
F
F
F
F
F
F
O
S O
O
F
F
F
F
F
F
F
F
F
F
F
F
F
F
F
F
F
F
F
F
F
F
F
F
F
F
F
F
F
F
F
F
F
F
F
F
F
F
F
F
F
F
O
F
F
O
F
F
F
F
F
F
F
F
F
F
O
S O
O
F
F
F
F
O
O
F
F
F
F
F
F
O
O
S O
O
O
O
S
O
O
O
O

Förkortning Kemiskt namn CAS-nr Struktur
PFDcA Perfluorodekan syra 335-76-2
PFUnA Perfluoroundekan syra 2058-94-8
6:2 FTS
PFOSA
1,1,2,2-Tetrahydroperfluorooktan
sulfonat
Perfluorooktan
sulfonamid
27619-97-2
4151-50-2
9
F
F
F
F
F
F
F
F
F
F
F
F
F
F
F
F
F
F
F
F
F
F
F
F
F
F
F
F
F
H
F
F
F
F
F
F
F
F
F
O
F
F
F
F
F
F
F
F
F
F
O
F
F
F
F
F
F
H
H O
S O
F
F
F
F
F
F
F
F
F
F
F
F
H
O
F
F
F
F
O
O
O
H
S N
O H
Allt analysarbete har utförts av NILU (Norsk institutt for luftforskning). Det är viktigt att proverna
även analyseras m a p de olika strukturanalogerna till PFOS då dessa har/kan misstänkas ha
liknande egenskaper.
Grovt sett kan man säga att det inbördes haltförhållandet mellan olika PFAS-komponenter
(’Perfluoroprofilen’) utgör ett fingeravtryck för provet. Om detta "fingeravtryck" avviker väsentligt i
sin sammansättning mellan två prover av samma typ, indikerar detta att PFAS kan härröra från
olika källor.
Detta kan ge värdefull information för att särskilja bakgrundnivån av PFAS-ämnen ifrån den andel
som härrör ifrån användning av brandskum vid brandövningsplatsen.
3.1.3 Brandskummet
Brandskummet som tidigare använts vid brandövningsplatsen heter ”FC-203A Light Water AFFF”
(tidigare tillverkat av 3M, USA). Enligt de säkerhetsdatablad som finns publikt tillgängliga för
produkten, innehåller ”FC-203A Light Water AFFF” minst 3 olika fluorerade fraktioner
(Säkerhetsdatablad, 3M Svenska AB);
”Amfotära fluoroalkylamid derivater, 1-5 vol %”
”Perfluoralkylsulfonsalter, 1 5 vol %”
”Restmonomer av organisk fluorkemikalie”
I en riskbedömningsstudie publicerad av Räddningsverket listas ett par egenskaper hos produkten
”FC-203A Light Water AFFF” (Holm och Solyom, 1995).
Produkten innehåller även dietylenglykol monobutyl eter (CAS 112-34-5), ett ämne som bryts ner
till ca 70 % inom 28 dagar i konventionella nedbrytningstest i aktivt slam. Författarna poängterar i
rapporten att även om man kan påvisa viss nedbrytning av produkten i konventionella nedbrytningsstudier
så är det sannolikt de icke-fluorerade komponenterna som brutits ner.

De ekotoxicitetsdata som rapporten hänvisar till avseende de fluorerade komponenterna har tagits
fram av 3M och redovisas i Tabell 5.
Tabell 5. Perfluorkomponenternas i FC-203A Light Water AFFFs ekotoxicitet (från Holm och Solyom,
1995)
Art Endpoint Typ Toxicitet [mg/l]
Amerikansk elritsa (fisk) LC50, 96 hr Akuttox. 38
Bluegill Sunfish (fisk) LC50, 96 hr Akuttox. 68
Regnbåge (fisk) LC50, 96 hr Akuttox. 11
Amerikansk elritsa (fisk) NOEL, 30 dygn, ägg- Kronisk toxicitet 0,2
Daphnia Magna
(vattenloppa)
yngeltest
EC50, 48 hr Akttox. 50
Även brandskummet analyserades m a p de 13 PFAS-analoger som listats i Tabell 4.
3.2 Analysmetodik
Samtliga prover har upparbetats och analyserats enligt metodik utarbetad av NILU baserad på
HPLC-MS. För detaljer se Haukås et al., 2007, samt Berger och Haukås., 2005.
4 Resultat och diskussion
En sammanställning av analysresultaten ifrån samtliga fisk- och vattenprover insamlade i denna
studie finns i appendix.
4.1 Brandskummet
Brandskummet ”FC-203A Light Water AFFF” analyserades m a p perfluoroinnehåll och befanns
innehålla 11 av de listade PFAS-analogerna i halter över detektionsgränsen. Halterna varierade ifrån
160 mg/l av 6:2 FTS till 0,15 mg/l av PFDcA. Halten PFOS bestämdes till 63 mg/l (Figur 2).
[mg/l]
180
160
140
120
100
80
60
40
20
0
6:2 FTS
PFBS
Perfluoroinnehåll, FC-203A Light Water AFFF
PFHxS
PFOS
PFDcS
Perfluoroinnehåll, FC-203A Light Water AFFF
PFHxA
PFHpA
PFOA
PFNA
10
PFDcA
Figur 2. Perluoroinnehåll i ”FC-203A Light Water AFFF”.
PFUnA
PFOSA

Intressantare än de faktiska koncentrationerna är de normerade halterna (’fingeravtrycket’). Om de
olika PFAS-analogernas halter normeras med halten PFOS (den mest intressanta komponenten i
denna studie) som normeringsbas erhålls den relativa fördelningen (Figur 3).
[% /100]
3
2.5
2
1.5
1
0.5
0
6:2 FTS
Normerad koncentration av PFAS i brandskum, FC-203A
PFBS
PFHxS
PFOS
PFAS i brandskum, FC-203A, normerad ifrån halten PFOS
PFDcS
PFHxA
PFHpA
PFOA
PFNA
PFDcA
PFUnA
11
PFOSA
Figur 3. Normerad föredelning av PFAS-analoger i brandskummet FC-203A.
4.2 Ytvattenprover
Genom att kombinera ett flertal undersökningar (se Tabell 2 och Tabell 3) finns PFOSbestämningar
av ytvatten ifrån Västra Ingsjön, och dess tillflöden, ifrån 6 olika tillfällen under
perioden 060510-080314 (Figur 4).
[ng/l]
300
250
200
150
100
50
0
IVL(NV), 060510
Vägverket Konsult, 070213-15
Halterna av PFOS över tiden i V:a Ingsjön
LFV 080201
LFV, 080218
Inseros-utloppet, 080314 (IVL)
Hjorthallsvägen 080314 (IVL)
Figur 4. Halterna av PFOS i ytvatten ifrån Västra Ingsjön och Issjöbäckens utlopp, under tidsperioden
060510-080314.
Som framgår av figuren varierar halterna av PFOS i ytvatten i Västra Ingsjön och dess tillflöde
Issjöbäcken över tiden. Skillnaderna mellan högsta koncentrationen av PFOS i ytvatten ifrån
Issjöbäcken (282 ng/l, LFV 080218) och lägsta värde (180 ng/l, Vägverket konsult, 2007) är relativt
stor. Då olika laboratorier utfört analysera skulle en viss variation kunna bero på att olika
analysmetoder, både avseende provupparbetning av och slutbestämning, använts. Halterna av

PFOS i Västra Ingsjöns ytvatten förefaller vara betydligt lägre (11-13 ng/l, denna studie), vilket
avspeglar utspädning.
En hypotes till att halterna varierar är att flödesförhållanden i Västra Ingsjöns avrinningsområde är
säsongsberoende. De prover som insamlades av IVL 080314 togs efter en kraftig nederbördsperiod
under en snöfri vinter. Flöden och vattenstånd i systemet var således mycket höga, vilket
innebär en kraftig utspädning av halterna. Exakt hur väderförhållandena var i samband med
provtagningen som genomfördes av Vägverket Konsult 070213-15, är okänt. Det är således svårt
att dra någon slutsats om hur PFOS-koncentrationen varierar i sjön under ett ’normalår’. De bägge
provtagningar som LFV genomfört (”LFV 080201”, resp. ”LFV 080218”, Figur 4) avspeglar
ytvattenkoncentrationen i Issjöbäcken precis innan den når Västra Ingsjön, och inte koncentrationen
i själva sjön. Dock är Issjöbäcken ett viktigt tillflöde till sjön varför man kan förvänta sig
att halterna av PFOS i Västra Ingsjön kan variera enligt ett liknande mönster.
Mätningen ifrån IVL (NV) 060510 i Östra Ingsjön (förbunden med Västra Ingsjön via Näset)
indikerar också att halterna av PFOS i sjön kan variera beroende på när på året provet tas (39 ng/l
PFOS 060510 jmf. medelvärdet 12 ng/l i denna studie).
De relativt höga halter av PFOS som uppmättes i Issjöbäcken i februari 2008 kan således vara
extremvärden då provtagningen i januari-februari 2008 äger rum efter en nederbördsfattig vinter i
princip utan snö, vilket korresponderar till låga flöden i Issjöbäcken och en relativt liten utspädning
av PFOS som lakats ut ifrån sedimenten uppströms.
Den enda mätning som gjorts i Sandsjön (referenssjön) är ifrån provtagningen 080201 (således
under en förmodad lågflödesperiod, utförd av LFV-Landvetter), och i det provet påvisades en
PFOS halt om 40 ng/l. Denna halt indikerar, de förmodade flödesförhållandena beaktat, ändå ett
relativt högt bakgrundsvärde för PFOS i ytvatten. I den screeningundersökningen IVL genomförde
2005 på uppdrag av Naturvårdsverket (Woldegiorgis et al., 2006), insamlades totalt 6 ytvattenprover
ifrån förmodade bakgrundsområden i Sverige (minimal mänsklig påverkan m a p enskilda avlopp
och närliggande reningsverk). PFOS detekterades i alla dessa prover med en medelkoncentration
om 3,3 ng/l och en variationsbredd om 1,1-7,6 ng/l.
Resonemanget kring hur flödesvariationen i vattensystemet kring Västra Ingsjön och även Sandsjön
potentiellt påverkar halterna av PFAS-ämnen (genom utspädning) över året bör konfirmeras genom
fler mätningar.
12

4.3 PFAS-analoger från källan till Västra Ingsjön
För att erhålla information om den inbördes fördelningen av PFAS-analoger som detekterats i
Västra Ingsjön (och Sandsjön) samt dess förekomst uppströms vid källan (brandskummet) har
samtliga halter plottats i normerad form (Figur 5).
[% /100]
3
2.5
2
1.5
1
0.5
0
6:2 6:2 FTS FTS
[%/100]
1
0.9
0.8
0.7
0.6
0.5
0.4
0.3
0.2
0.1
0
6:2 6:2 FTS FTS
[% /100]
1
0.9
0.8
0.7
0.6
0.5
0.4
0.3
0.2
0.1
0
6:2 6:2 FTS FTS
PFAS-profil; från källan Västra Ingsjön
Normerad koncentration av PFAS i brandskum, FC-203A
PFBS PFBS
PFHxS PFHxS
PFOS PFOS
PFDcS PFDcS
PFAS i brandskum, FC-203A, normerad ifrån halten PFOS
PFHxA PFHxA
PFHpA PFHpA
PFOA PFOA
PFNA PFNA
PFDcA PFDcA
PFUnA PFUnA
Normerade koncentrationer, Branddammen (inlopp),
ytvatten, feb-08, medelvärde (n (n = 2)
PFBS PFBS
PFHxS PFHxS
PFOS PFOS
PFBA PFBA
PFPA PFPA
PFHxA PFHxA
PFHpA PFHpA
PFOA PFOA
PFNA PFNA
PFDcA PFDcA
PFDoA PFDoA
PFOSA PFOSA
Branddammen (inlopp), ytvatten, feb-08
Normerade koncentrationer, Branddammen (mitten),
ytvatten, feb-08, medelvärde (n (n = 2)
PFBS PFBS
PFHxS PFHxS
PFOS PFOS
Branddammen (mitten), ytvatten, feb-08
PFBA PFBA
PFPA PFPA
PFHxA PFHxA
PFHpA PFHpA
PFOA PFOA
PFNA PFNA
PFDcA PFDcA
PFDoA PFDoA
PFOSA PFOSA
PFOSA PFOSA
[% /100]
1
0.9
0.8
0.7
0.6
0.5
0.4
0.3
0.2
0.1
0
6:2 6:2 FTS FTS
[% /100]
1
0.9
0.8
0.7
0.6
0.5
0.4
0.3
0.2
0.1
0
6:2 6:2 FTS FTS
[% /100]
1
0.9
0.8
0.7
0.6
0.5
0.4
0.3
0.2
0.1
0
13
Normerade koncentrationer, Branddammen (utlopp),
ytvatten, feb-08, medelvärde (n (n = 2)
PFBS PFBS
PFHxS PFHxS
PFOS PFOS
Branddammen (utlopp), ytvatten, feb-08
PFBA PFBA
PFPA PFPA
PFHxA PFHxA
PFHpA PFHpA
PFOA PFOA
PFNA PFNA
PFDcA PFDcA
PFDoA PFDoA
Normerade koncnetrationer, V:a Ingsjön, ytvatten, feb-08
medelvärde (n (n = 2)
PFBS PFBS
PFHxS PFHxS
PFOS PFOS
V:a Ingsjön, ytvatten, feb-08
PFBA PFBA
PFPA PFPA
PFHxA PFHxA
PFHpA PFHpA
PFOA PFOA
PFNA PFNA
PFDcA PFDcA
PFDoA PFDoA
PFOSA PFOSA
Avser Issjöbäckens
utlopp,
provpunkt P3
Normerade koncentrationer, V:a Ingsjön, ytvatten, mars-08
medelvärde (n (n = 2)
PFOSA PFOSA
V:a Ingsjön, ytvatten, mars-08
PFBS PFHxS PFOS PFDcS PFOA PFOSA
Figur 5. PFAS-profil ifrån källan (Brandskummet) till Västra Ingsjöns ytvatten. Sista (röda) grafen indikerar
normerade medelhalter ifrån proven tagna i denna studie (080314).

I ytvattenprovet ifrån referenssjön Sandsjön, (080201, LFV-Landvetter) påvisades enbart PFOS (40
ng/l), inga av de övriga PFAS-analogerna detekterades, varför det provet ej redovisats i Figur 5.
Från de normerade halterna i Figur 5 kan man konstatera att perfluorprofilen i bandskumsprodukten
”FC-203A Light Water AFFF” uppvisar stora likheter med perfluoroprofilen i de tre
proven från branddammen uppströms sjön, och med perfluorprofilen i vattenprover ifrån
Issjöbäckens inlopp vid Västra Ingsjöns (från februari-08). Detta indikerar att brandskumsprodukten,
använd vid brandövningsplatesen, kan vara ursprungskällan.
Att de två ytvattenprov ifrån Västra Ingsjön, insamlade inom ramen för denna studie (080314)
avviker i perfluoroprofil, får tillskrivas den förmodat kraftiga utspädningen vid provtagningstillfället
alternativt en större påverkan från andra källor, t ex bakgrundsbidrag.
4.4 Fisk Västra Ingsjön
Fisk ifrån Västra Ingsjön (3 trofinivåer, statiskt utvärderbart material m a p mört och abborre) och
ifrån Sandsjön (3 trofinivåer, en individ per nivå), innehöll samtaliga detekterbara halter av PFOS.
För att helt kunna utvärdera fiskproverna bör Tabell 2 konsulteras eftersom vikt, längd och ålder,
också måste beaktas när graden av kontaminering studeras.
Traditionella ’miljögifter’ antas i regel ha en potential för bioackumulation på basis av sin
fettlöslighet, varför upptaget av ett fettlösligt miljögift (högt log Kow-värde) i fettrika fiskarter är
större än upptaget i fiskarter där muskelvävnaden har lägre fettinnehåll. Även tidpunkt på året
kommer påverka upptag, då fiskens lipidinnehåll är högt under sensommaren (och halten av
miljögiftet lägre), för att vara betydligt lägre under senvintern (och halten av miljögiftet är då högre).
I biota bioackumuleras PFAS genom att binda till vissa proteiner i serum och plasma. Det är således
svårt att avgöra om fiskprover insamlade i mitten på mars (relativt mager fisk m a p lipidinnehåll på
årsbasis) utgör någon form av extremprover.
Mört
Mört (Rutilus rutilus) infångades och katalogiserades (Tabell 2), varefter fisken dissekerades. PFOS
detekterades som den huvudsakliga perfluorerade komponenten. Alla fem mörtproverna innehöll
PFOS (22-45 ng/g fv, medelvärde 35 ng/g fv). Även PFHxS och PFOSA återfanns i samtliga
mörtprover men i betydligt lägre halter (0,4-0,91 ng/g fv respektive 3,9-2,2 ng/g fv).
Mört är en i sammanhanget intressant art eftersom den står längst ner på näringskedjan m a p
fiskar. Mörten (beroende på ålder och tillgång till föda) livnär sig i huvudsak på zoo- och
växtplankton (alger). Om man jämför halterna av PFOS och PFHxS detekterade i muskelvävnad
ifrån mört infångad i Västra Ingsjön (medelvärde, 5 individer) med de korresponderade halterna i
sjöns ytvatten (medelvärde, 2 ytvattenprover, denna studie) kan en biokoncentrationsfaktor (BCF)
beräknas. För PFOS i mört blir BCF ca 2800 L/kg och det korresponderande BCF-värdet för
PFHxS blir 250 L/kg (under antagande om att mörtmuskelvävnad har samma specifika vikt som
vatten). BCF-värdet för PFOS stämmer ganska bra med vad som rapporterats i vetenskaplig
litteratur. Bl a har Kannan et al., tidigare rapporterat ett BCF-värde för PFOS kring 2400 L/kg
(helfisks-BCF, muskel, blod och lever), för arten Round Goby (Neogobius melanostomus) som är
vanligt förekommande i de stora sjöarna i USA (sjöarna Michigan, Huron, Erie och Superior)
(Kannan et al., 2005). Snarlika värden (utan angivandet av art) tabuleras även i ” Preliminary Risk
Profile PFOS” (KemI, 2004). Om BCF-värdet överstiger 100 anses ämnet vara bioackumulerande
(TGD, 2003).
14

Abborre
Sammanlagt infångades och analyserades 4 individer av abborre (Perca fluviatilis). I abborre kunde
sex olika PFAS-analoger detekteras i de flesta individer. Även i denna art dominerar PFOS (36-93
ng/g fv, medelvärde 66 ng/g fv). PFOSA detekterades också i samtliga infångade individer (2,5-19
ng/g fv, medelvärde 11 ng/g fv), liksom PFHxS (0,5-2,5 ng/g fv, medelvärde 1,1 ng/g fv).
Då abborren är en rovfisk vars huvudsakliga föda är mört samt yngelfisk av andra arter, är det
intressant att jämföra koncentrationer i abborre med de koncentrationer som detekterades i mört.
För PFAS-analogerna PFHxS, PFOS och PFOSA (de som detekterades i samtliga mört och
aborreprov kan en biomagnifieringsfaktor (BMF) mellan dessa trofinivåer beräknas till; 1,8, 1,9, och
3,5, för respektive ämne. Enligt EUs Technical Guidance document för riskbedömning av
kemikalier kan oftast BMF-värdet per trofinivå approximeras till 2 vid beräkningar av biomagnifiering
i näringskedjan (TGD, 2003).
Om medelhalten PFOA i abborren relateras till medelhalten i ytvattnet erhålls ett BCF-värde kring
360 L/kg. Tidigare rapporterade värden för olika arter varierar lite (b la BCF-fisk = 200 L/kg) men
BCF för PFOA anses allmänt vara lägre än för PFOS (Fujii et al., 2007).
Gädda
I den enda gäddan (Esox lucius) ifrån Västra Ingsjön som infångades kunde fyra PFAS-analoger
detekteras; PFHxS, PFOS, PFDcS, samt PFOSA. Halterna av samtliga PFAS-analoger utom
PFOSA var lägre i gäddan än motsvarande medelhalt i abborre (PFHxS; 0,81 ng/g fv, PFOS; 37
ng/g fv, PFDcS; 0,6 ng/g fv). Halten PFOSA bestämdes till 26 ng/g fv.
4.5 Fisk Sandsjön
Mört
I det mörtexemplar som infångats ifrån Sandsjön kunde endast PFOS detekteras, 2,1 ng/g fv.
Utgående från den uppmätta PFOS halten och BCF-värdet om 2840 L/kg för PFOS i mört
(baserad på data ifrån Västra Ingsjön) uppskattades en fri vattenhalt för PFOS till 0,74 ng/l
beräknas (att jämföra med lågflödesvärdet om 40 ng/l ifrån 080201, LFV-Landvetter). Samtliga
andra PFAS-analoger befanns vara under detektionsgränsen.
Abborre
I den abborre från Sandsjön som infångats detekterades PFBS, PFHxS och PFOS. Halterna av
PFHxS och PFOS bestämdes till 0.6 ng/g fv respektive 5.5 ng/g fv. Dessa halter är 1,8 respektive
6,3 ggr lägre än motsvarande medelhalt i abborre ifrån Västra Ingsjön. Halten av PFBS uppmättes
till 0,4 ng/g fv, vilket är jämförbart med PFBS-halten i den enda abborre ifrån Västra Ingsjön där
PFBS detekterades.
Gädda
I det gäddexemplar som infångats ifrån Sandsjön detekterades PFAS-analogerna PFHxS, PFOS och
PFOSA (0,3 ng/g fv, 4,3 ng/g fv, och 0,4 ng/g fv respektive). Dessa halter är en faktor 2,7: 8,8:
respektive 65 ggr lägre än motsvarande halter i gäddan ifrån Västra Ingsjön.
15

4.6 Normerade halter i fisk
[% /100]
1
0.9
0.8
0.7
0.6
0.5
0.4
0.3
0.2
0.1
PFAS i Mört, normerade koncentrationer (PFOS)
V:a Ingsjön, Mört 1(5)
0
PFBS PFHxS PFOS PFDcS PFOA PFOSA
[% /100]
1
0.9
0.8
0.7
0.6
0.5
0.4
0.3
0.2
0.1
[% /100]
1
PFAS i Mört, normerade koncentrationer (PFOS)
V:a Ingsjön, mört 2(5)
0
PFBS PFHxS PFOS PFDcS PFOA PFOSA
0.9
0.8
0.7
0.6
0.5
0.4
0.3
0.2
0.1
[% /100]
PFAS i Mört, normerade koncentrationer (PFOS)
V:a Ingsjön, mört 3(5)
0
PFBS PFHxS PFOS PFDcS PFOA PFOSA
1
0.9
0.8
0.7
0.6
0.5
0.4
0.3
0.2
0.1
[% /100]
PFAS i Mört, normerade koncentrationer (PFOS)
V:a Ingsjön, mört 4(5)
0
PFBS PFHxS PFOS PFDcS PFOA PFOSA
1
0.9
0.8
0.7
0.6
0.5
0.4
0.3
0.2
0.1
a)
b)
c)
d)
PFAS i Mört, normerade koncentrationer (PFOS)
V:a Ingsjön, mört 5(5)
e)
0
PFBS PFHxS PFOS PFDcS PFOA PFOSA
[% /100]
1
0.9
0.8
0.7
0.6
0.5
0.4
0.3
0.2
0.1
PFAS i Mört, normerade koncentrationer (PFOS)
V:a Ingsjön, "medelvärde" mört
Sandsjön (ref), mört, norm. mot
medelvärdet PFOS Ingsjön
0
PFBS PFHxS PFOS PFDcS PFOA PFOSA
[% /100]
11
0.9
0.8
0.7
0.6
0.5
0.4
0.3
0.2
0.1
[% /100]
PFAS i Abborre, normerade koncentrationer (PFOS)
V:a Ingsjön, abborre 1(4)
0
PFBS PFHxS PFOS PFDcS PFOA PFOSA
1
0.9
0.8
0.7
0.6
0.5
0.4
0.3
0.2
0.1
PFAS i Abborre, normerade koncentrationer (PFOS)
V:a Ingsjön, abborre 2(4)
0
PFBS PFHxS PFOS PFDcS PFOA PFOSA
[% /100]
1
0.9
0.8
0.7
0.6
0.5
0.4
0.3
0.2
0.1
PFAS i Abborre, normerade koncentrationer (PFOS)
V:a Ingsjön, abborre 3(4)
0
PFBS PFHxS PFOS PFDcS PFOA PFOSA
[% /100]
1
0.9
0.8
0.7
0.6
0.5
0.4
0.3
0.2
0.1
PFAS i Abborre, normerade koncentrationer (PFOS)
V:a Ingsjön, abborre 4(4)
0
PFBS PFHxS PFOS PFDcS PFOA PFOSA
16
f)
g)
h)
i)
j)
[% /100]
1
0.9
0.8
0.7
0.6
0.5
0.4
0.3
0.2
0.1
PFAS i Aborre, normerade koncentrationer (PFOS)
V.a Ingsjön, "medelvärde" Aborre
Sandsjön, aborre, normerad ifrån
PFOS-medelvärde V:a Insjön
0
PFBS PFHxS PFOS PFDcS PFOA PFOSA
[% /100]
1
0.9
0.8
0.7
0.6
0.5
0.4
0.3
0.2
0.1
[% /100]
PFAS i Aborre, normerade koncentrationer (PFOS)
Sandsjön (ref), aborre
(normerad m a p PFOS i
0
PFBS PFHxS PFOS PFDcS PFOA PFOSA
1
0.9
0.8
0.7
0.6
0.5
0.4
0.3
0.2
0.1
k)
l)
PFAS i Gädda, normerade koncentrationer (PFOS)
V:a Ingsjön, gädda
Sandsjön, gädda (normerad m a p
PFOS i gädda ifrån V:a Ingsjön)
m)
0
PFBS PFHxS PFOS PFDcS PFOA PFOSA
Figur 6. Normerade (på basis av PFOS) halter av PFAS-analoger i fisk ifrån Västra Ingsjön och Sandsjön. af);
mört, g-l);abborre, m); gädda.

I Figur 6 har de olika PFAS-analogerna detekterade i fiskproverna plottats i normerad form. Från
figur 6a-e framgår det att perfluoroprofilen i de 5 mörtexemplaren ifrån Västra Ingsjön är relativt
lika. Mörtarna 1-3 (Figur 6a-c) är hanar och mörtarna 4-5 (Figur 6d-e) är honor. Detta skulle kunna
vara en tänkbar förklaring till de relativt sett, högre halterna av PFHxS i honfiskarna jämfört med
de tre hanar som infångades. I figur 6f har halten PFOS (den enda PFAS-analogen som
detekterades i Sandsjömörten) normerats mot medelvärdet av PFOS i de 5 mörtarna ifrån Västra
Ingsjön.
De fyra abborrarna ifrån Västra Ingsjön uppvisar mycket liten individuell variation i perfluoroprofil
(figur 6g-j), och i figur 6k kan halten PFOS i abborre ifrån Sandsjön ses i relation till medelvärdet av
PFOS i de fyra individerna ifrån Västra Ingsjön. Figur 6m visar slutligen motsvarande förhållande
mellan toppredatorn gädda mellan de olika sjöarna (en individ per sjö).
Halterna av PFOS är således kraftigt förhöjda i fisk infångad i Västra Ingsjön, jämfört med
områdets bakgrundshalter i motsvarande fiskarter (Sandsjön).
5 Miljö och hälsoriskvärdering
Vid beaktande av de halter PFOS som uppmätts i vattnet i Västra Ingsjön inom ramen för detta
projekt (ca 12 ng/l), kan en riskkvot avseende risken för miljöpåverkan beräknas.
Av den uppsjö av ekotoxicitetsdata som finns publicerade för PFOS är det en grannlaga uppgift att
välja vilka tester och vilka data som skall inkluderas. Enligt OSPAR torde ett rimligt värde på
PNEC för PFOS vara 25 µg/l för färskvattenslevande organismer (OSPAR Commission, 2006).
PNEC står för ”Predicted No Effect Concentration”, och är den högsta tänkbara koncentration av
PFOS som kan tolereras (i färskvatten) utan att några av ekosystemets arter påverkas.
Om den uppmätta medelkoncentrationen i Västra Ingsjön relateras till PNEC-värdet erhålls en
riskkvot (beräknat i ng/l) såsom;
MEC(
V : a _ Ingsjön)
12,
2
Riskkvot =
= =
PNEC 25000
17
0,
00049

För PFOS är det lägsta NOEC- värdet för fisk är 0,3 mg/l (Pimephales promelas, 42 d), för
evertebrater 7 mg/l (Daphnia magna, 28 d), och för alg 44 mg/l (Pseudokirchneriella subcapitata,
96 h) och 7 mg/l för andmat (Lemna gibba, 7 d). Det finns även ett NOEC för en marin art, 0,25
mg/l (Mysidopsis bahia, 35 d) (OECD, 2002). Eftersom det finns data från tre trofinivåer kan en
säkerhetsfaktor, AF=10 användas. Detta skulle ge följande:
GVvatten = 0,03 mg/l = 30 µg/l.
För saltvattensarter (om även Kunsgsbackaåns utlopp i Kungsbackafjärden skall beaktas), finns det
ett antal studier: för evertebrater tre akutstudier med EC50/LC50 värden på 3,6; >3,0 och 8,9 mg/l,
för fisk 13,7 mg/l respektive 15 mg/l. Således verkar saltvattensarter av evertebrater vara känsligare
än sötvattensarter, medan det omvända förhållandet råder för fisk. En AF=100 används för
beräkning av PNEC eftersom det saknas data för ytterligare taxonomiska grupper.
GVsaltvatten = 0,003 mg/l = 3 µg/l.
Inte heller vid beaktande av gränsvärden för sötvatten tycks de halter som uppmätts i ytvatten ifrån
Västra Ingsjön utgöra någon miljörisk (jmf. 12 ng/l i Västra Ingsjön med gränsvärdet 3-30 µg/l).
Då denna studie även påvisat att PFOS bioackumuleras och biomagnifieras i biota, räcker det inte
med att relatera halter i ytvatten med tabulerad ekotoxicitet för att säkerställa att risk för miljöpåverkan
då särskild hänsyn måste tas för att människa och predatorer ej skall riskera sekundärförgiftning.
För att kunna skatta denna risk (för människa) används i regel ett TDI-värde (Tolerable Daily
Intake). För de flesta typerna av toxicitet anses det finnas en dos under vilken inga synbara negativa
effekter normalt uppkommer. För sådana kemikalier kan ett tolerabelt dagligt intag (TDI) beräknas.
Ett TDI-värde motsvarar den mängd av en kemikalie som en människa kan få i sig per kg kroppsvikt
och dygn (oralt intag) under en hel livstid utan att negativa effekter uppträder (WHO, 2004).
Värdena bygger vanligen på underlag från djurexperimentella studier med höga doser. Resultaten
extrapoleras sedan till lågdosområdet och den högsta dos som inte ger skadliga effekter definieras.
NOAEL ( No Observed Adverse Effect Level) divideras sedan med en säkerhetsfaktor för att ta
hänsyn till skillnader i känslighet inom och mellan arter samt för att gardera mot osäkerheter.
Istället för NOAEL används ibland LOAEL (Lowest Observed Adverse Effect Level). I dessa fall
introduceras ytterligare en säkerhetsfaktor, liksom då långtidsförsök saknas (Dock, 1998). Det värde
som erhålls efter division med säkerhetsfaktorer bör inte uppfattas som ett definitivt tröskelvärde
under vilken risken för hälsoeffekter är lika med noll, utan istället som en lågrisknivå för en viss
effekt. Det går inte att utesluta att extremt känsliga individer även vid dessa exponeringsnivåer kan
riskera hälsoeffekter (Dock, 1998).
TDI-värden avser långtidseffekter och kan därmed överskridas under kortare perioder utan att
negativa effekter uppträder. Korttidsexponering över TDI-värden är inte en orsak till oro, förutsatt
att en individs medelintag över en längre period inte överskrider värdet. De höga säkerhetsfaktorerna
som används när TDI-värden tas fram ger en viss försäkring mot att högre
korttidsexponering inte ska ge negativa effekter. Detta förutsätter dock att koncentrationerna inte är
så höga att akuttoxiska effekter kan uppkomma.
Med hjälp av ett TDI-värde, kroppsvikt samt konsumtionens storlek (oralt intag) kan ett riktvärde
beräknas (gränsvärde). Vid riktvärdesberäkningar används en schablonmässig kroppsvikt, vanligen
60-70 kg och intaget uppskattas utgående från levnadssätt. Det lägsta NOEC-värde, relevant för
18

människa enligt KemI (KemI, 2004b), är 0,5 ppm (ifrån en 2-årsstudie på råtta för att bedöma
PFOS levertoxicitet och carcinogenitet). 0,5 ppm i födan motsvarar 0,025 mg/kg kroppsvikt/dag
för en ’normalråtta’ (NOEC/20 = NOAEL). Med en AF = 100 för extrapolering från råtta till
människa kan ett TDI om 0,25 µg/kg kroppsvikt/dag beräknas (Naturvårdsverket, 2008).
Från TDI-värdet om 0,25 µg/kg kroppsvikt/dag kan ett humant gränsvärde beräknas såsom
GVbiota_human = 0,1*TDI * kroppsvikt/dagligt intag av fisk = 15 µg/kg biota = 15 ng/g biota.
Inom EU används en kroppsvikt på 70 kg och det dagliga intaget av fisk ansätts som 115 g (TGD,
2003). Maximalt 10 % av fastställt TDI får komma från intag av fisk, därav faktorn 0,1 i formeln.
Detta medför ett GVbiota_human om 15 µg/kg biota = 15 ng/g biota.
Således, då halterna av PFOS i matfisken ifrån Västra Ingsjön (abborre och gädda) är i paritet med
det TDI-baserade gränsvärdet eller t om högre (36-93 ng/g fv i abborre och 37 ng/g fv i gädda) bör
man ej konsumera fisken oftare, eller i högre utsträckning än TDI-värdet indikerar. I fallet gädda
skulle det naturligtvis vara önskvärt med analys av fler individer för att med säkerhet kunna uttala
sig om halterna i den specifika arten. För övriga fiskarter som frekvent fiskas i sjön (laxöring, sik,
siklöja mfl) saknas data helt och hållet. Dock indikerar den uppmätta halten i abborre i korrigerad
med en teoretisk biomagnifieringsfaktor på 2 (TGD, 2003) att även gäddan (eller andra fiskarter på
en trofinivå högre än abborre) ligger över gränsvärdet GVbiota_human;
medelhalten i abborre*BMF = 66 ng/g fv * 2 = 132 ng/g fv.
Den beräknade halten PFOS i gädda skulle då kunna vara nästan 10 ggr högre än gränsvärdet. Även
beaktat de säkerhetsmarginaler som finns inbyggda i gränsvärdet (ca en faktor 1000) bör detta
undersökas vidare med analys av fler fiskindivider.
Beräkningen avser ’fiskfilé’ (muskelvävnad) och att halterna av PFOS (och övriga PFAS-analoger)
kan förväntas vara 20-100 ggr högre i fisklever.
Baserat på vad som är känt om PFOS’ passage av placentabarriären och anrikning i bröstmjölk samt
att osäkerhetsfaktorerna vid riskbedömning är stora, bör försiktighetsprincipen vara vägledande vad
gäller rekommendation till fertila kvinnor, dvs dessa bör avstå från konsumtion av fisk fångad i
Västra Ingsjön. Avseende barns konsumtion av fisk ifrån Västra Ingssjön så finns i dagsläget inte
något fastställt gränsvärde eller något TDI-värde. Mot bakgrund av bristande kunskap bör även här
försiktighetsprincipen vara vägledande.
Eftersom fiske av matfisk vid Västra Ingsjön även marknadsförs internationellt bör det tilläggas att
det idag inte någon internationell, eller ens EU-övergripande, gränsvärdessättning avseende PFASämnen
och föda. Exempelvis är TDI-värdet för PFOS i Tyskland satt till 0,1 µg/kg kroppsvikt/dag,
och det korresponderande gränsvärdet GVbiota_human ligger på 6 µg/kg biota (UBA, 2006). Vidare
används i England finns ett ’preliminärt’ TDI för PFOS om 0,3 µg/kg kroppsvikt/ dag med ett
GVbiota_human om 18 µg/kg biota.
Slutligen bör det påpekas att regelmässig användningen av Västra Ingsjöns vatten som dricksvatten
ej förefaller vara behäftat med någon risk då gränsvärdet (GVdricksvatten) ligger klart över den
uppmätta ytvattenkoncentrationen (jmf. 12 ng/l i Västra Ingsjön, denna studie);
GVdricksvatten =0,1*TDI*kroppsvikt/dricksvattenintag = 0,3-1 µg/l.
19

Det är också på sin plats att även sätta ett reservandum kring ovanstående riskbedömning om det
skulle visa sig att PFOS (eller någon av de övriga PFAS-analogerna) skulle visa sig vara genotoxiskt
för människa (genotoxiskt =mutagent), vilket kanske inte ter sig helt osannolikt mot bakgrund av
hur kunskapsbilden kring PFOS ständigt växer. Exempelvis bör kanske PFAS-analogen PFOA
riskbedömas på basis av eventuell genotoxicitet (Yao och Zhong, 2005). I dylika fall kan inte
riskbedömning på basis av TDI-värden göras utan istället tillämpas s k riskbaserade gränsvärden
(Naturvårdsverket, 1997). Riskbedömning av de låga halterna av PFOA (detekterat i 3 abborrar
ifrån Västra Ingsjön, samt i de bägge vattenproverna) ingick dock inte inom ramen för detta
projekt.
6 Slutsatser
Studien visar att vatten och fisk i Västra Ingsjön innehåller förhöjda halter av PFOS vilket med
största sannolikt beror på användningen av brandskum innehållandes PFOS, samt ett par andra
perfluorinerade analoger, på en brandövningsplats vid Landvetters flygplats. Detta indikeras av att
den relativa fördelningen av PFAS-analoger i brandskummet, går att följa, ifrån källan till Västra
Ingsjön.
Även fisk ifrån flera trofinivåer i sjöns ekosystem uppvisar förhöjda halter av PFOS och PFASanaloger.
På basis av de gränsvärden som kan beräknas utifrån TDI-värden för PFOS, föreligger
ingen egentlig risk för sekundärförgiftning då fisk ifrån sjön konsumeras i ’normal’ utsträckning
(max 115 gram per dag). Dock bör denna konsumtionsnivå ej överskridas då halterna i fisken de
facto överstiger det framräknade gränsvärdet. Fertila kvinnor bör helt avstå konsumtion av fisk
ifrån Västra Ingsjön.
I undersökningen har ett antal andra analoger till PFOS detekterats både i ytvatten och i
fiskproverna. Halterna av dessa ämnen är i de flesta fall så pass mycket lägre än halten av PFOS i
provet att riskbedömningens riktighet i sin helhet ej torde påverkas.
Beroende på PFOS persistens kommer sannolikt Västra Ingsjöns avrinningsområde och de
uppströms liggande sjöarna att vara kontaminerade för lång tid framöver. Urlakning av sediment i
själva sedimentationsdammen uppströms Västra Ingsjön borde rimligen upphöra i och med att
dammen nyligen tömts och grundligt sanerats. Däremot kan urlakning av PFAS-analoger förväntas
fortgå under överskådlig tid ifrån bottensediment i vattensystemet i stort.
Dessa slutsatser baseras även på internationella studier som publicerats i vetenskaplig litteratur
kring läckage av PFOS ifrån brandhärdar, brandövningsplatser, eller i samband med felaktigheter i
hanteringen av brandskum. I dessa studier antyds att ämnets persistens är så hög att
kontamineringen kan förmodas kvarstå i decennier (eller t om halvsekel) efter det att olyckan eller
användandet av PFOS upphörde (Moody et al., 1999, 2002 och 2003). Bl a har läckage av PFOS
ner till grundvattnet observerats, vilket fortfarande förefaller vara relativt outrett i fallet med
Landvetters brandövningsplats (Vägverket Konsult, 2007).
Det är lätt att, i ljuset av vad som idag är känt om PFOS, anse att valet av brandövningsplats och
val av brandskum varit mindre klokt. Dock bör man ha i åtanke de miljömässiga konsekvenserna av
en större flygplatsbrand eller brand i en flygbränsledepå, samt samhällsaspekterna därav.
Brandskum som innehåller perfluorinerade ämnen kanske inte ens går att ersätta av prestandaskäl,
vid verkliga brandincidenter. Dock bör släckövningar endast ske medelst brandskum utan dessa
ämnen, vilket också beaktats sedan slutet av 2007.
20

7 Referenser
Alexander B.H., Olsen G.W., Burris J.M., Mandel J.H. and Mandel J.S. (2003). “Mortality of
employees of a perfluorooctanesulphonyl fluoride manufacturing facility”. Occup Environ
Med. Vol. 60, 722-729.
Ankley GT, Kuehl DW, Kahl MD, Jensen KM, Linnum A, Leino RL, Villeneuvet DA. (2005).
“Reproductive and developmental toxicity and bioconcentration of perfluorooctanesulfonate
in a partial life-cycle test with the fathead minnow (Pimephales promelas).” Environ Toxicol
Chem. Sep;24(9), 2316-24.
Apelberg B. J, Witter F. R, Herbstman J. B, Calafat A. M, Halden R. U, Needham L. L, Goldman L.
R. (2007). “Cord Serum Concentrations of Perfluorooctane Sulfonate (PFOS) and Perfluorooctanoate
(PFOA) in Relation to Weight and Size at Birth”. Environ Health Perspect., vol 115,
1670-1676.
Aune M, Darnerud P O, Ericson I, Glynn A, Karrman A, Lignell S, Lindström G, van Bavel B.
(2007). “Exposure of perfluorinated chemicals through lactation: levels of matched human
milk and serum and a temporal trend, 1996-2000, in Sweden”. Environ Health Perspect., vol
115, 226-230.
Berger U, Haukås M. (2005). “Validation of a screening method based on liquid chromatography
coupled to high-resolution mass spectrometry for analysis of perfluoroalkylated substances in
biota”. Journal of Chromatography A, vol 1081, Issue 2, 22 Jul, 210-217.
Butenhoff J.L, Gaylor D.W, Moore J.A, Olsen G.W, Rodricks J, Mandel J.H, Zobel L.R.. (2004),
“Characterization of risk for general population exposure to perfluorooctanoate”. Regulatory
Toxicology and Pharmacology, vol 39, 363-380.
Dock, L. (1998). ”Miljötekniska markundersökningar. Exponering och hälsoeffekter.”
Institutet för miljömedicin, Karolinska institutet.
EPA, 2006, EPA Seeking PFOA Reductions
http://yosemite.epa.gov/opa/admpress.nsf/68b5f2d54f3eefd28525701500517fbf/fd1cb3a075697a
a485257101006afbb9!opendocument (2006-04-25)
2455/2001/EG. EUs direktiv kring prioriterade ämnen; ”Manual on the Methodological Framework to
Derive Environmental Quality Standards for Priority Substances in accordance with Article 16 of the Water
Framework Directive (2000/60/EC)”. Sept., 2005
Fuentes S, Colomina MT, Rodriguez J, Vicens P, Domingo JL. (2006) “Interactions in
developmental toxicology: concurrent exposure to perfluorooctane sulfonate (PFOS) and
stress in pregnant mice”. Toxicol Lett, vol. 164, 81–89.
Fujii S, Tanaka S, Pham Hong Lien N, Qiu Y, Polprasert C. (2007) “New POPs in the water
environment: distribution, bioaccumulation and treatment of perfluorinated compounds – a
review paper”, Journal of Water Supply: Research and Technology—AQUA Vol 56, No 5,
313–326.
Grasty RC, Grey BE, Lau CS, Rogers JM. (2003) “Prenatal window of susceptibility to
perfluorooctane sulfonate-induced neonatal mortality in the Sprague-Dawley rat”. Birth
Defects Res Part B Dev Reprod Toxicol. vol 68, 465–471.
21

Hatfield, T. 2001. “Screening Studies on the Aqueous Photolytic Degradation of Potassium
Perfluorooctane Sulfonate (PFOS)”. 3M Environmental Laboratory. Lab request number
W2775, April 23, 2001. St. Paul, MN.
Haukås M, Berger U, Hop H, Gulliksen B, Gabrielsen G.W. (2007). “Bioaccumulation of per- and
polyfluorinated alkyl substances (PFAS) in selected species from the Barents Sea food web”.
Environmental Pollution, vol. 148, Issue 1, July, 360-371.
Holm G, Solyom P, ”Skumvätskors effekter på miljön”. (1995). Statens Räddningsverk, Karlstad, nr
P21-101/95.
Kannan K., Corsolini S., Falandysz J., Fillman G., Kumar K.S., Loganathan B.G., Mohd M.A.,
Olivero J.,Van Wouwe N.,Yang J.H. and Aldous K.M. (2004). “Perfluorooctanesulfonate and
related fluorochemicals in human blood from several countries.” Environmental Science and
Technology, vol. 38 (17), 4489-4495.
Kannan K, Tao L, Sinclair E, Pastva SD, Jude DJ, Giesy JP. (2005). “Perfluorinated compounds in
aquatic organisms at various trophic levels in a Great Lakes food chain.” Arch Environ
Contam Toxicol., May;48(4), 559-66.
KemI, 2004a. Kemikalieinspektionen, 2004, ”PFOS-relaterade ämnen – Strategi för utfasning”,
Rapport 3/04.
Kemi, 2004b. “PERFLUOROOCTANE SULFONATE (PFOS)”- Dossier prepared in support for
a nomination of PFOS to the UN-ECE LRTAP Protocol and the Stockholm Convention
The dossier is prepared by the Swedish Chemicals Inspectorate (KemI) and the Swedish EPA,
Sweden, August 2004
Kurume Laboratory, 2002. Final report, “biodegradation test of salt (Na, K, Li) of perfluoroalkyl
(C=4-12) sulfonic acid”, test substance number K-1520 (test number 21520). Kurume
Laboratory, Chemicals Evaluation and Research Institute, Japan.
Lau C, Thibodeaux JR, Hanson RG, Rogers JM, Grey BE, Stanton ME, et al. (2003) “Exposure to
perfluorooctane sulfonate during pregnancy in rat and mouse. II: Postnatal evaluation”.
Toxicol Sci. vol. 74, 382–392.
Lau C, Thibodeaux J.R, Hanson R.G, Narotsky M.G, Rogers J.M, Lindstrom A.B, Strynar M.J,
(2006). “Effects of Perfluorooctanoic Acid Exposure during Pregnancy in the Mouse”.
Toxicological Sciences vol 90, 510-518.
Luebker DJ, Hansen KJ, Bass NM, Butenhoff JL, Seacat AM. (2002). “Interactions of
fluorochemicals with rat liver fatty acid-binding protein”.Toxicology. Jul 15;176(3), 175-85.
Luebker DJ, Case MT, York RG, Moore JA, Hansen KJ, Butenhoff JL. (2005a) “Two-generation
reproduction and cross-foster studies of perfluorooctanesulfonate (PFOS) in rats”. Toxicology
vol. 215, 126–148.
Luebker DJ, York RG, Hansen KJ, Moore JA, Butenhoff JL. (2005b) “Neonatal mortality from in
utero exposure to perfluorooctanesulfonate (PFOS) in Sprague-Dawley rats: dose response,
and biochemical and pharamacokinetic parameters”. Toxicology vol. 215, 149–169.
Martin JW, Mabury SA, Solomon KR, Muir DCG. (2003a). “Bioconcentration and tissue
distribution of perfluorinated acids in rainbow trout (Oncorhynchus mukiss)”. Environ
Toxicol Chem., vol 22, 196-204.
Martin JW, Mabury SA, Solomon KR, Muir DCG. (2003b). “Dietary accumulation of
perfluorinated acids in juvenile rainbow trout (Oncorhynchus mukiss)”. Environ Toxicol
Chem., vol 22(1), 189-195.
22

Martin J.W.,Whittle D.M., Muir D.C.G. and Mabury S.A. (2004). “Perfluoroalkyl contaminants in a
food web from Lake Ontario”. Environmental Science and Technology, vol. 38 (20), 5379-5385.
Moody CA, Field JA. (1999). “Determination of perfluorocarboxylates in groundwater impacted by
fire-fighting activity”. Environ Sci Technol., vol 33, 2800-2806.
Moody CA, Martin JW, Kwan WC, Muir DC, Mabury SA (2002). “Monitoring perfluorinated
surfactants in biota and surface water samples following an accidental release of fire-fighting
foam into Etobicoke Creek.” Env. Sci Tech. vol 36 (4), 545 - 51.
Moody CA, Hebert GN, Strauss SH, Field JA. (2003). “Occurrence and persistence of perfluorooctanesulfonate
and other perfluorinated surfactants in ground water at a fire-training area at
Wurtsmith air force base, Michigan, USA”. J Environ Monit., vol 5, 341-345.
Naturvårdsverket (1997). “Development of generic guideline values – Models and data used for the
development of generic guideline values for contaminated soils in Sweden”. NV report 4639,
Naturvårdsverket, Stockholm.
Naturvårdsverket (2008). Förslag till gränsvärden för särskilda förorenande ämnen- Stöd till
vattenmyndigheterna vid statusklassificering och fastställande av MKN. Rapport 5799, April
2008.
OECD, 2002a. Cooperation on Existing Chemicals – “Hazard Assessment of Perfluorooctane
Sulfonate (PFOS) and its Salts”. OECD. Paris. 2002.
OECD, 2002b, “Draft assessment of perfluorooctane sulfonate and its salts”,
ENV/JM/EXCH(2002)8, Paris, France.
OSPAR Commission, 2006. Update:, OSPAR Background Document on Perfluorooctane
Sulphonate.
http://www.ospar.org/documents/dbase/publications/P00269_BD%20on%20PFOS%20_2
006%20version_.pdf
TGD, 2003. Technical Guidance Document (TGD) on Risk Assessment in Support of
Commission. Directive 93/67/EEC on Risk Assessment for New Notified Substances and
Commission Regulation (EC) No 1488/94 Risk Assessment for Existing Substances
and Directive 98/8/EC of the European Parliament and of the Council concerning the
Placing of Biocidal Products on the Market. Part II: Environmental Risk Assessment.
2003. Dokumentet finns tillgängligt på Internet: http://ecb.jrc.it/existing-chemicals/.
Thibodeaux J. R, Hanson R. G, Rogers, J. M, Grey, B. E, Barbee, B. D, Richards, Butenhoff,, J. H,
Stevenson, L. A., Lau C (2003). “Exposure to Perfluorooctane Sulfonate during Pregnancy in
Rat and Mouse. I: Maternal and Prenatal Evaluations”. Toxicological Sciences. vol 74, 369–
381.
Tomy G, Budakowski W, Halldorson T, Helm P, Stern G, Friesen K, Pepper K, Tittlemier S, Fisk
A. (2004). ”Fluorinated Organic Compounds in an Eastern Arctic Marine Food Web”.
Environmental Science and Technology, vol 38, 6475-6481.
UBA, 2006. Stellungnahme Nr. 035/2006 des BfR vom 27. Bundesinstitut für Risikobewertung.
Vägverket Konsult AB, 2007. Undersökning av PFOS I sediment, jord, grund- och ytvatten.
Göteborg – Landvetter Airport. Rapport Oktober 2007.
WHO (2004). Guidelines for drinking-water quality. Volume 1 – Recommendations.
Geneva. ISBN 92 4 154638 7.
23

Woldegiorgis A, Andersson J, Remberger M, Kaj L, Ekheden Y, Blom L, Brorström-Lundén E,
Borgen A, Dye C, Schlabach M, “Results from the Swedish National Screening Programme
2005. Subreport 3: Perfluorinated Alkylated Substances (PFAS)” (2006), IVL rapport B1698,
November 2006.
Yao X, Zhong L, (2005). “Genotoxic risk and oxidative DNA damage in HepG2 cells exposed to
perfluorooctanoic acid”. Mutation Research/Genetic Toxicology and Environmental
Mutagenesis, vol. 587, no 1- 2, 38-44.
Referenser ifrån 3M
3M, 1978, Biodegradation studies of fluorocarbons III, 3M, St. Paul, Minnesota, United States of
America
3M, 1979a, FC-95, Photolysis study using simulated sunlight, 3M, St. Paul, Minnesota, United States
of America
3M, 1979b, FC-143, Photolysis study using simulated sunlight, 3M, St. Paul, Minnesota, United
States of America
3M, 1981, FM 3422, Photolysis study using simulated sunlight, 3M, St. Paul, Minnesota, United
States of America
3M, 2000, Microbial metabolism (Biodegradation). Studies of perfluorooctane sulfonate (PFOS).
III. Anaerobic sludge biodegradtion, Springborn Laboratories, Inc., Wareham, Massachusetts,
United States of America
3M (2003). Environmental and Health Assessment of Perfluorooctane Sulfonic Acid and its Salts.
Prepared by 3M Company, with J Moore (Hollyhouse Inc.), J Rodericks and D Turnbull
(Environ Corp.) and W Warren- Hicks and Colleagues (The Cadmus Group, Inc.). August
2003.
Säkerhetsdatablad, 3M Svenska AB. Avser “FC-203A Light Water AFFF”,(2003). Dokument nr 10-
3815-7, vers. 1.33, utfärdat 2003-05-19
24

Appendix; Analysresultat för fisk- och vattenprover analyserade inom ramen för projektet. Halter i fisk i [ng/g fv], halter i ytvatten i [ng/l], och
halterna i brandskummet i [mg/l].
Prov Datum Vikt Längd 6:2
FTS
PFBS PFHxS PFOS PFDcS PFHxA PFHpA PFOA PFNA PFDcA PFUnA PFOSA
Fiskprover Sandsjön (referenssjö)
Mört (ref) 080314 25,1 14,0