RAPPORT. BEHOV AV AVANCERAD RENING VID AVLOPPSRENINGSVERK - Finns det recipienter som är känsligare än andra? MILJÖ INDUSTRI

Transkript

1 BEHOV AV AVANCERAD RENING VID AVLOPPSRENINGSVERK - Finns det recipienter som är känsligare än andra? UPPDRAGSNUMMER FÖR NATURVÅRDSVERKET MILJÖ INDUSTRI PETRA WALLBERG PATRIK WALLMAN SARA THORÉN SANDRA NILSSON FRIDA CHRISTIANSSON Sweco Environment AB Kvalitetsgranskare PÄR HALLGREN repo001.docx

2

3 Sammanfattning Naturvårdsverket har fått ett regeringsuppdrag att utreda förutsättningarna för användning av avancerad rening i syfte att avskilja läkemedelsrester från avloppsvatten. Uppdraget är ett led i arbetet med att uppnå målet att avancerad reningsteknik i full skala för avskiljning av läkemedelsrester och andra svårbehandlade ämnen ska vara testad och utvärderad senast 2018 (Prop. 2013/14:39 På väg mot en giftfri vardag - plattform för kemikaliepolitiken). Naturvårdsverket har också uppdraget att inom ramen för åtgärdsprogrammet för havsmiljön (God Havsmiljö 2020 Hav 2015:30) identifiera de ämnen som kan förekomma i utgående vatten från avloppsreningsverk i sådana halter att de riskerar att påverka havsmiljön negativt. I denna rapport benämns dessa som övriga kemiska ämnen. Svenska avloppsreningsverk är idag inte konstruerade för att reducera läkemedelsrester. Till viss del reduceras läkemedelsrester med traditionell avloppsreningsteknik, främst genom biologisk nedbrytning och adsorption till slampartiklar. Avancerad reningsteknik är relativt kostsamt och kunskapen om hur stort behovet är saknas. Syftet med denna rapport är att ge ett underlag till en bedömning om det finns recipienter som är mer känsliga än andra för utsläpp av läkemedel och andra miljöföroreningar. Bedömningen ska kunna användas som grund för prioriteringar och eventuella åtgärdsförslag för att minska utsläpp av läkemedelsrester från reningsverk. Rapporten riktar sig i första hand till berörda nationella myndigheter, regeringen och riksdagen. I arbetet med utvärdering av läkemedel gjordes ett första urval av vilka reningsverk för vilka det finns tillgängliga data. Därefter valdes läkemedelsubstanser ut för vilka det fanns tillräckligt med data från flera reningsverk för att kunna göra jämförelser mellan verken. För övriga kemiska ämnen togs data från reningsverk som ingår i det nationella screeningprogrammet. Baserat på rapporterade halter i utgående vatten samt årsmedelflödet genom reningsverken har den totala mängden av läkemedelssubstanser och övriga kemiska ämnen som släpps ut per år beräknats. Baserade på beräknade spädningsfaktorer har halten i närområdet i recipienten beräknats och jämförts med nationella gränsvärden eller kända effektkoncentrationer. I utvärderingen ingick 25 läkemedelssubstanser från 15 olika reningsverk och 38 övriga kemiska ämnen från nio olika reningsverk. Övriga kemiska ämnen grupperades i fem grupper. Fluorerade ämnen Klorfenoler och liknande ämnen Myskämnen Organofosfater/Fosfatestrar Organotennföreningar repo001.docx

4 Resultaten från denna utvärdering kan sammanfattas i följande punkter. Sannolikheten för höga koncentrationer i närområdet i recipienten är inte i första hand beroende av ett reningsverks storlek, utan av mängden som släpps ut (koncentration i utgående vatten i förhållande till flöde) och vattenomsättningen i recipienten. I recipienter med liten vattenomsättning är sannolikheten stor att halter av läkemedelssubstanser och andra farliga ämnen förekommer över effektkoncentrationer. Om flera reningsverk ligger inom samma avrinningsområde blir påverkansområdet större, särskilt vid låga flöden inom avrinningsområdet. Inom dessa områden bör behovet av avancerad reningsteknik utredas. Läkemedelssubstanser med samma verkningsmekanism medför sannolikt att påverkansområdet blir större. Några av de recipienter som ingått i denna utvärdering kräver mer detaljerade och sofistikerade beräkningsmetoder än vad som har kunnat genomföras inom ramen för detta uppdrag. Detta gäller främst avloppsreningsverk som släpper ut stora flöden i stora recipienter men även mindre recipienter med särskilda förhållanden. Detta beror främst på att ström- och vindförhållanden skiftar under året samt att så kallade språngskikt kan uppstå i recipienten på grund av temperatur- och salinitetsskillnader i recipientvattnet. Spädningsberäkningarna i den här utvärderingen tyder på att läkemedel som släpps ut från reningsverk i havskustområden snabbt sprids till halter under detektionsgränsen. Därmed kan man förvänta sig att läkemedel sällan detekteras i prov på havsvatten men så är inte fallet. Persistenta läkemedelssubstanser har lång uppehållstid och kan detekteras i ytvatten långt ut till havs i Östersjön (Turja et al. 2015; Hallgren och Wallberg 2015). Även filtrerande organismer, som blåmusslor, kan ackumulera läkemedelssubstanser i recipienter med stor vattenomsättning (Hallgren och Wallberg 2015). Vår bedömning är därför att det finns behov av avancerad reningsteknik i vid reningsverk som släpper ut de största mängderna av läkemedel och kemiska ämnen till havet. repo001.docx FINNS DET RECIPIENTER SOM ÄR KÄNSLIGARE ÄN ANDRA?

5 Summary The Swedish Environmental Protection Agency (EPA) has received a government commission to investigate the conditions for the use of advanced treatment to separate pharmaceutical residues from wastewater. The mission is part of efforts to achieve the goal that advanced treatment for removal of pharmaceutical residues and other chemicals should be tested and evaluated in full scale by 2018 (Prop. 2013/14:39 På väg mot en giftfri vardag - plattform för kemikaliepolitiken). The EPA also has the mandate, within the framework of the action plan for the marine environment (God Havsmiljö 2020; Hav 2015:30), to identify other chemical substances in effluent from wastewater treatment plants (WWTP) that may be present in such concentrations that they are liable to affect the marine environment. Swedish WWTP are at present not designed to reduce pharmaceutical residues. The concentration of pharmaceutical residues is, to some degree, reduced with traditional technology, mainly through biodegradation and adsorption to sludge particles. Advanced treatment technology is relatively expensive and knowledge about the need is lacking. The purpose of this report is to provide a basis for assessing if there are receiving waters that are more sensitive than others to the release of pharmaceutical residues and other chemical substances. The assessment can be used as the basis of priorities and possible proposals for measures to reduce the emissions of pharmaceutical residues from WWTP. For the pharmaceuticals 15 Swedish WWTP and 25 substances were included in the evaluation (table 3-5). For other chemical substances, data from nine WWTPs, included in the national screening program, was evaluated, and in total 38 substances grouped into five groups: Fluorinated substances Chlorophenols or similar Musk substances Organophosphates/phosphate esters Organo-tin compounds Based on reported concentrations in effluent water and the annual average flow through the WWTP, the total amount of a pharmaceutical residue or other chemical substance from the WWTP per year was calculated. Based on an estimated dilution factor, the concentration in receiving waters could be calculated and compared to environmental quality standards (EQS) or known effect concentrations. In conclusion, the results from this evaluation indicates that The probability to find high concentrations in the vicinity of receiving waters is not primarily dependent on the size of the WWTP but rather on the amount of a substance that is released (concentrations in effluent relative to flow) and the water circulation in receiving waters. In receiving waters with a small water repo001.docx

6 circulation, the probability of concentrations of pharmaceutical or other hazardous substances above EQS or known effect concentrations is higher. If there are several WWTPs within the same catchment, then the impact area is larger, especially at periods with low water flow. Particularly in these areas, the need for advanced treatment technologies should to be investigated. Several pharmaceutical substances with the same mode of action is likely to result in a larger impact area. Some receiving waters included in this evaluation requires more sophisticated calculations than what has been possible within the framework of this evaluation. This applies mainly to WWTP that emit large flows into large receiving waters but also smaller receiving waters with special conditions. This is mainly due to that currents and winds shifts during the year and that thermoclines may appear because of differences in temperature or salinity. Dilution calculations made in this evaluation indicates that pharmaceutical residues emitted to coastal areas are quickly diluted, resulting in concentrations below limit of detection. Hence, it can be expected that pharmaceutical substances rarely are detected in sea water. However, in the literature it has been reported that persistent pharmaceuticals have been detected in surface water far out in the Baltic Sea. Furthermore, filter-feeding organisms such as blue mussels may accumulate pharmaceutical substances in receiving waters also in aquatic ecosystems with large water circulation. Our assessment is therefore that there is a need for advanced treatment in WWTP that emit the largest quantities of pharmaceuticals and other hazardous substances into the sea. repo001.docx FINNS DET RECIPIENTER SOM ÄR KÄNSLIGARE ÄN ANDRA?

7 Innehållsförteckning 1 Inledning 1 2 Bakgrund Egenskaper hos läkemedelssubstanser av relevans för effekter i miljön Rening av läkemedelsrester i svenska avloppsreningsverk Syfte Uppdragets omfattning Avgränsning 3 3 Metodik för utvärdering av halter och mängder vid svenska reningsverk Översiktlig beskrivning av utvärderingen Källor för underlagsdata Urval av reningsverk Urval av läkemedel Urval av övriga kemiska ämnen Provtagning Beräknade koncentrationer och massflöden 14 4 Resultat Utsläpp av läkemedelssubstanser Halter av läkemedelssubstanser utgående vatten Utsläppsmängder från reningsverken av läkemedelssubstanser Övriga kemiska ämnen 19 5 Bedömningsgrunder för läkemedelssubstanser Nationella gränsvärden Rekommendationer för övervakning av läkemedel inom EU och HELCOM Föreslagna miljökvalitetsfaktorer i Schweiz Effektnivåer presenterade i vetenskaplig litteratur Databaser Kommentar till urvalet av bedömningsgrunder 21 6 Spädningsförhållanden i recipienten Recipienter med stor initial spridning Recipienter med växlande förhållanden Recipienter med ingen eller liten initial spädning Beräknade halter i recipienter 27 repo001.docx

8 6.5 Beräknade halter jämfört med uppmätta halter av diklofenak i Fyrisån 31 7 Effekter av läkemedel i miljön Direkta och indirekta effekter av läkemedel i miljön Vilka effekter av läkemedel är relevanta i miljön? Kombinationseffekter Finns det effekter av läkemedelssubstanser i Sverige? 34 8 Finns det recipienter som är känsligare än andra? Känslighet beroende på typ av recipient Användning av recipienten för människors behov Dricksvatten 40 9 Sammanfattning Förslag till vidare studier Referenser Litteratur Lagstiftning Webbplatser Personlig kommunikation GIS Bilagor Avloppsvattnets rörelse och spridning i recipienten Läkemedel föreslagna för övervakning Läkemedel: Sammanställning av data för varje reningsverk Övriga kemiska ämnen: Gränsvärden och bedömningsgrunder Övriga kemiska ämnen: Sammanställning av data för varje reningsverk 71 repo001.docx FINNS DET RECIPIENTER SOM ÄR KÄNSLIGARE ÄN ANDRA?

9 1 Inledning Naturvårdsverket har fått ett regeringsuppdrag att utreda förutsättningarna för användning av avancerad rening i syfte att avskilja läkemedelsrester från avloppsvatten. Uppdraget är ett led i arbetet med att uppnå målet att avancerad reningsteknik i full skala för avskiljning av läkemedelsrester och andra svårbehandlade ämnen ska vara testad och utvärderad senast 2018 (Prop. 2013/14:39 På väg mot en giftfri vardag - plattform för kemikaliepolitiken). Naturvårdsverket har också uppdraget att inom ramen för åtgärdsprogrammet för havsmiljön (God Havsmiljö 2020; Hav 2015:30) identifiera de ämnen som kan förekomma i utgående vatten från avloppsreningsverk i sådana halter att de riskerar att påverka havsmiljön negativt. I denna rapport benämns dessa som övriga kemiska ämnen. 2 Bakgrund 2.1 Egenskaper hos läkemedelssubstanser av relevans för effekter i miljön Från avloppsreningsverk kommer i huvudsak läkemedel från human konsumtion. De allra flesta läkemedel är avsedda att påverka fysiologiska processer vid låga koncentrationer, vanligen genom att binda till olika proteiner som receptorer eller enzymer. Många av dessa proteiner återfinns även hos andra arter vilket medför att läkemedel som kommer ut i miljön kan orsaka negativa effekter. Läkemedel är oftast svårnedbrytbara för att de ska klara transport och lagring och, efter att vi stoppat tabletten i munnen, nå sitt eller sina primära målorgan i tillräckligt hög koncentration utan att brytas ned i kroppen. När ett läkemedel kommer ut i miljön är motståndskraft mot nedbrytning, persistens, inte en positiv egenskap. För att kunna utsöndras i kroppen så har de flesta läkemedel en hög vattenlöslighet som kan beskrivas med log Kow (eller log Pow eller logp). För organiska ämnen med ett log Kow < 4,5 antas ämnet inte kunna bioackumuleras (ECHA 2014), men för ämnen som specifikt binder till proteiner i stället för lipider är inte log Kow rättvisande. Ett sådant exempel är levonorgestrel (preventivmedel; Larsson och Löf, 2015), och ibuprofen (smärtstillande; Schnell et al., 2009) som anrikas i biota i mycket högre grad än vad man skulle kunna förvänta sig enbart baserat på log Kow-värdet. 2.2 Rening av läkemedelsrester i svenska avloppsreningsverk Svenska avloppsreningsverk är idag inte konstruerade för att reducera läkemedelsrester. Till viss del reduceras läkemedelsrester med traditionell avloppsreningsteknik, främst genom biologisk nedbrytning och adsorption till slampartiklar. För en mer effektiv reduktion krävs s.k. avancerad rening med exempelvis ozon eller aktivt kol, ofta förlagd i slutet av reningsprocessen. Teknikerna innebär ökad energiförbrukning, för ozon under reningsprocessen och för aktivt kol vid tillverkning. Avancerad reningsteknik är således relativt kostsamt och kunskapen om hur stort behovet är saknas. För ozon är även 1

10 efterbehandling en viktig aspekt, då det kan bildas skadliga nedbrytningsprodukter vid ozonering av läkemedel (Naturvårdsverket, 2008; Cimbritz et al, 2016). En annan frågeställning är hur avancerad rening påverkar möjligheten att återföra slam till jordbruksmark. De första exemplen på fullskaliga avloppsreningsverk som byggts ut och tagits i drift med avancerad rening finns i Tyskland och Schweiz. I dagsläget diskuteras möjligheten att införa avancerad rening på många svenska reningsverk för att kunna vara förberedd vid framtida krav. Pilotförsök genomförs på flera kommunala anläggningar, bland annat i Stockholm, Linköping och Malmö (Cimbritz et al, 2016). Planering pågår för att ha möjlighet att i vissa verk kunna införa läkemedelsreduktion i reningsprocesser i framtiden. Som exempel kan nämnas att en effektiv partikelavskiljning är fördelaktigt vid läkemedelsrening eftersom det minskar den efterföljande förbrukningen av aktivt kol eller ozon. Vid utbyggnaden av Henriksdals reningsverk i Stockholm planeras membranteknik införas, vilket ger en hög avskiljning av partiklar. I tillståndsansökan för verksamheten framhålls teknikvalet som en fördel eftersom det är en bra grund vid framtida krav på läkemedelsrening (Stockholm Vatten, 2015). 2.3 Syfte Syftet med denna rapport är att ge ett underlag till en bedömning om det finns recipienter som är mer känsliga än andra för utsläpp av läkemedel och andra miljöföroreningar. Bedömningen ska kunna användas som grund för prioriteringar och eventuella åtgärdsförslag för att minska utsläpp av läkemedelsrester från reningsverk. Rapporten riktar sig i första hand till berörda nationella myndigheter, regeringen och riksdagen. 2.4 Uppdragets omfattning Uppdraget omfattar två delar. Del 1 - Läkemedel 1. En sammanställning av den litteratur och data som finns när det gäller vilka läkemedel som släpps ut från svenska reningsverk. Sammanställningen ska innehålla de läkemedel/läkemedelsrester där data finns att tillgå, samt en uppskattning av vilka halter det leder till i den omgivande miljön i anslutning till reningsverken. 2. De kända och uppskattade halterna av läkemedel i miljön ska jämföras med eventuella gränsvärden eller effektnivåer. En beskrivning av kunskapsluckor och osäkerheter kring effektnivåer bör också göras. 3. En genomgång av vilka effekter av läkemedel som har rapporterats i miljön i Sverige och internationellt. Det kan gälla utsläpp av läkemedel till den yttre miljön från t.ex. avlopp, läkemedelsproduktion eller från avfallsledet. 2

11 4 Ett resonemang om det, utifrån användning eller risk för hälsa eller miljö, finns andra läkemedel där det saknas data för utsläpp i miljön och där det finns behov för mer information eller kunskap. 5. En översiktlig genomgång och kategorisering av recipienter till svenska avloppsreningsverk, såsom olika recipient-typers känslighet för utsläpp av läkemedel med avseende på typ av recipient, storlek och utspädning samt användning av recipienten för människors behov, t.ex. för dricksvattenförsörjning, fiske, turism och rekreation. Det vill säga en bedömning av om det finns miljöer som är mer känsliga än andra. Kategoriseringen ska omfatta typ-recipienter som kan vara aktuella för avloppsreningsverk med en anslutning av fler än personer eller som tar emot avloppsvatten med en föroreningsmängd som motsvarar mer än personekvivalenter. 6. En översiktlig bedömning av behovet av avancerad rening av läkemedel för avloppsreningsverk utifrån storlek, recipient-typ och risk för miljöeffekter utifrån punkt 1-5 ovan. Denna bedömning ska kunna användas som grund för prioriteringar och eventuella åtgärdsförslag för att minska utsläpp av läkemedelsrester från reningsverk. Del 2 Övriga kemiska ämnen 1. En sammanställning av data för andra kemiska ämnen som screenats eller övervakas löpande i utgående vatten från svenska reningsverk. Sammanställningen ska innehålla vilka mängder som släpps ut totalt från avloppsreningsverk för de ämnen där data finns att tillgå, samt en uppskattning av vilka halter det leder till i den omgivande miljön i anslutning till reningsverken. 2. De kända och uppskattade halterna av dessa kemiska ämnen i miljön skall jämföras med eventuella gränsvärden eller effektnivåer. En beskrivning av kunskapsluckor och av osäkerheter kring effektnivåer bör också göras. 3. En översiktlig bedömning av överenstämmelsen av resultaten från denna sammanställning jämfört med sammanställningen av förekomsten och effekterna av läkemedel vid olika typer av reningsverk och recipienter. 2.5 Avgränsning Eftersom utsläpp från avloppsreningsverk når den akvatiska miljön, har genomgången av effekter av läkemedel i miljön i första hand fokuserat på akvatiska organismer. Således tas till exempel inte miljörisker till följd av slamspridning på åkermark upp i denna rapport. Organiska ämnen i slam, som kan motivera avancerad rening, finns t.ex. prioriterade i en rapport från Svenskt Vatten Utveckling (SVU 2014). Uppdraget omfattade inte att utvärdera bedömningsgrunder som föreslagits eller effektkoncentrationer som presenterats i litteraturen eller i databaser. Litteraturgenomgången är inte heltäckande utan syftar till att sätta resultaten av utvärderingen i ett sammanhang. 3

12 Vidare avgränsningar och prioriteringar har stämts av vid ett startmöte mellan Naturvårdsverket och Sweco samt löpande under projektets genomförande som framgår av den följande texten. 3 Metodik för utvärdering av halter och mängder vid svenska reningsverk 3.1 Översiktlig beskrivning av utvärderingen I arbetet med utvärdering av läkemedel gjordes ett första urval av vilka reningsverk för vilka det finns tillgängliga data. Därefter valdes läkemedelsubstanser ut för vilka det fanns tillräckligt med data från flera reningsverk för att kunna göra jämförelser mellan verken. För övriga kemiska ämnen togs, efter överenskommelse med Naturvårdsverket, enbart data från rapporterna Miljöövervakning av utgående avloppsvatten (tabell 3-1). Baserat på rapporterade halter i utgående vatten samt årsmedelflödet genom reningsverken har den totala mängden av läkemedelssubstanser och övriga kemiska ämnen som släpps ut per år beräknats. Baserat på beräknade spädningsfaktorer har halten i närområdet i recipienten beräknats och jämförts med nationella gränsvärden eller kända effektkoncentrationer. I ett fall har beräknade halter kunnat jämföras med mätningar i ytvatten. 3.2 Källor för underlagsdata I överenskommelse med Naturvårdsverket har data för läkemedel från år 2010 och framåt tagits med i utvärderingen, samt data från en regional screening utförd av Dalarnas län En sammanställning över källor för underlagsdata presenteras i tabell 3-1. Data för halter av läkemedel och övriga kemiska ämnen i utgående vatten från reningsverk, samt halter av läkemedel i ytvatten nedströms reningsverk, hämtades från Naturvårdsverkets screeningdatabas. Fördelen med att använda screeningdatabasen är att ett fåtal utförare har genomfört undersökningarna och ofta på samma eller liknande sätt samt att upprepade undersökningar genomförts under samma tidsperiod (se vidare avsnitt 3.4.1). Data för läkemedel erhölls också från Östersunds reningsverk, från en undersökning beställd av Jämtlands läns landsting och utförd av Sweco, efter medgivande från beställaren. Reningsverket ligger mitt emot ett dricksvattenintag. 4

13 Tabell 3-1. Sammanställning av källor för underlagsdata. Undersökning Fr.o.m. T.o.m. Beställare Utförare 1. Dalarnas län, regional screening 2. Miljöövervakning av utgående avloppsvatten 3. Nationell Screening 2010, Fluorescent Whitening Agents 4. Nationell Screening 2010 Läkemedel 5. Miljöövervakning av utgående avloppsvatten 6. Läkemedelsrester - provtagning 7. Miljöövervakning av utgående avloppsvatten 8. Miljöövervakning av utgående avloppsvatten 9. Nationell Screening 2014 Analysis of pharmaceuticals and hormones in samples from WWTPs and receiving waters Länsstyrelsen Dalarna Umeå Universitet Naturvårdsverket Umeå Universitet Naturvårdsverket IVL Svenska Miljöinstitutet Naturvårdsverket IVL Svenska Miljöinstitutet Naturvårdsverket Umeå Universitet 2011 Jämtlands läns landsting Sweco Naturvårdsverket Umeå Universitet 2014 Naturvårdsverket Umeå Universitet 2014 Naturvårdsverket IVL Svenska Miljöinstitutet 5

14 Figur 3-1. Reningsverk i Sverige inom olika huvudavrinningsområden. Reningsverk som ingår i denna utvärdering är namngivna. 6

15 3.3 Urval av reningsverk För läkemedel valdes 16 reningsverk ut i en första urvalsomgång baserat på tillgången på antalet datapunkter, Piteå (Sandholmen) togs dock senare bort på grund av för få datapunkter efter år Geografiskt läge för de 15 kvarvarande verken presenteras i figur 3-1 och en sammanställning över relevant information rörande de olika reningsverken presenteras i tabell 3-2. I ett sent skede av utvärderingen konstaterades att flödesförhållandena utanför reningsverket i Falun och Östersund var för komplicerade att beräkna inom ramen för denna utvärdering, varför ingen spädningsfaktor kunde erhållas. För övriga kemiska ämnen togs enbart data från rapporterna Miljöövervakning av utgående avloppsvatten (tabell 3-1) som omfattar nio reningsverk inom det nationella miljöövervakningsprogrammet; Stockholm, Umeå, Göteborg (Ryaverket), Borås (Gässlösa), Eslöv (Ellinge), Alingsås (Nolhaga) Bollebygd, Borlänge och Bergkvara (Torsås). Reningsverken Stockholm och Göteborg har högst antal personekvivalenter (PE) och högsta flöden ut i recipienten (tabell 3-2). Eslöv har i förhållande till antalet PE ett litet flöde. Umeå och Borås har ungefär lika många PE och lika stort flöde liksom reningsverken i Östersund, Falun och Borlänge. De minsta reningsverken är Bollebygd och Torsås med ca 4400 PE vardera. Torsås har dock ett högre flöde. 7

16 Tabell 3-2. Sammanställning av information rörande de olika reningsverken som bedömts vara av relevans för denna utvärdering baserat på miljörapporter och muntliga uppgifter från RV. RV PE 1 Mottar avloppsvatten från sjukhus Kväverening Medelflöde (m³/h) Recipient Stockholm Ja Ja Saltsjön Göteborg Ja Ja Göta älv 850 m väster om Älvsborgsbron Eslöv Nej Ja 502 Eslövsbäcken som mynnar ut i Bråån Uppsala Ja Ja Fyrisån Umeå Ja Nej Ume älv Borås Ja Ja Viskan Skövde Ja Ja 513 Mörkebäcken vidare till Ömboån och därefter Ösan Östersund ja Nej 875 Storsjön Falun Ja Nej 729 Främbyviken i sjön Runn Borlänge Ja Nej 655 Dalälven Visby Ja Ja 349 Östersjön Alingsås Ja Ja 457 Sävån och efter 500 m sjön Mjörn Kristinehamn Vårdcentral Ja 217 Vänern - mittfåran på hamninloppet. Bollebygd Vårdcentral Ja 37 Nolån Torsås Nej Ja (sedan 2015) 98 Östersjön 1 Personekvivalenter 8

17 3.4 Urval av läkemedel De läkemedelsubstanser som har inkluderats i denna utvärdering är sammanställda i tabell 3-3 där de är sorterade utifrån medicinskt användningsområde. Urvalet av läkemedel baserades i första urvalsomgången på följande kriterier: substanser för vilka det finns nationella gränsvärden. substanser som är upptagna inom ramen för vattendirektivets bevakningslista. substanser som bör övervakas regelbundet enligt förslag från en svensk arbetsgrupp som leddes av Läkemedelsverket (2015, bilaga tabell ). Utöver detta uttryckte Naturvårdsverket särskilt önskemål om att inkludera paracetamol i utvärderingen. I en andra genomgång inkluderades även ett antal substanser för vilka tillgången på data var relativt god: ketoprofen, norfloxacin, kodein, eprosartan samt flekainid Ett antal substanser fick utgå då tillgången på data var bristfälligt: östron (E1), losartan, metotrexat, sulfametoxazol och trimetoprim Läkemedlet ofloxacin utgick eftersom läkemedlet är avregistrerat. På den slutliga urvalslistan finns 25 läkemedelssubstanser (tabell 3-3). En översiktlig sammanställning över datapunkter, antal substanser och under från hur många olika år data finns tillgängliga visas i tabell 3-4. I tabell 3-5 redovisas vilka läkemedelssubstanser som analyserats vid respektive reningsverk. I de fall då rapporterade läkemedelshalter var under detektions- eller kvantifieringsgränsen har, efter avstämning med Naturvårdsverket, halva värdet av detektions- eller kvantifieringsgränsen använts. 9

18 Tabell 3-3. Läkemedelssubstanser som ingår i denna utvärdering. Ämnesgrupp Verkan Smärtstillande/antiinflammatoriska Diklofenak NSAID- icke-steroida antiinflammatoriska läkemedel Ibuprofen NSAID- icke-steroida antiinflammatoriska läkemedel Kodein Opioidanalgetika- Smärtstillande Naproxen NSAID- icke-steroida antiinflammatoriska läkemedel Paracetamol Smärtstillande och febernedsättande Ketoprofen NSAID- icke-steroida antiinflammatoriska läkemedel Tramadol Opioid - Smärtstillande Antimikrobiella substanser Azitromycin Antibiotika (makrolid) Ciprofloxacin Antibiotika (fluorkinolon) Erytromycin Antibiotika (makrolid) Flukonazol Svamdödande Ketokonazol Svampdödande (mjällschampo) Klaritromycin Antibiotika Norfloxacin Antibiotika (fluorkinolon) Kardiovaskulära substanser Eprosartan Blodtryckssänkande Flekainid Antiarrytmisk Metoprolol Betablockerare Centrala nervsystemet Citalopram SSRI Karbamazepin Antileptikum Oxazepam Ångestdämpande och lugnande Sertralin SSRI Zolpidem Sömnmedel Hormoner Levonorgestrel Preventivmedel Östradiol Används bl.a. vid klimakteriebesvär Etinylöstradiol Preventivmedel 10

19 Tabell 3-4. Sammanställning av antalet datapunkter och antal läkemedelssubstanser samt under hur många olika år data insamlats från olika reningsverk. Notera att flera undersökningar kan ha genomförts under ett och samma år. Reningsverk Antal datapunkter Antal substanser Antal år data har insamlats Torsås Bollebygd Borlänge Eslöv Kristinehamn Falun Borås Stockholm Uppsala Alingsås Göteborg Skövde Visby Umeå Östersund

20 Tabell 3-5. Sammanställning över vilka substanser som analyserats vid respektive reningsverk samt vilka mänger (beräknat på medianhalt) som släpps ut per år (kg/är). Lila färgmarkering visar vilken substans som släpps ut i högst medianmängd vid respektive verk. Gul indikerar de läkemedelssubstanser där data finns från samtliga reningsverk respektive vilka verk där samtliga substanser analyserats. Substans Hormoner Torsås Bollebygd Borlänge Eslöv Kristinehamn Falun Etinylöstradiol (EE2) 0,3 0,1 0,02 0,02 0,2 0,04 Östradiol (E2) 0,3 0,1 0,02 0,02 0,04 0,04 Levonorgestrel 0,02 0,003 0,2 0,2 0,01 0,09 0,4 0,5 0,1 0,09 6 0,02 0,02 0,06 Antimikrobiella Azitromycin 0, ,2 0,02 0,008 0,03 0,1 Ciprofloxacin 0,01 0,002 0,03 0,02 0,01 0,03 0,07 2 0,2 0,02 2 0,08 0,03 0,3 0,5 Claritromycin 0,05 3 0,8 0,07 0,007 0,7 0,04 Erytromycin 0, ,5 0,08 1 0,4 Flukonazol 0, ,6 0,3 5 0,6 Ketokonazol 0,1 0,05 0,2 3 0,5 0,1 0,08 0,3 0,1 Norfloxacin 0,004 0,002 0,03 0,02 0,01 0,03 0,07 0,5 0,1 0,02 0,7 0,02 0,02 0,06 0,1 Neurologiska Citalopram 0, ,2 2 1 Karbamazepin 2 0, Oxazepam 0, ,6 3 1 Sertralin 0,03 0,04 0,1 2 0,3 0,05 0,05 0,3 0,1 Zolpidem 0,006 0,8 0,3 0,02 0,008 0,06 0,03 Smärtstillande Diklofenak 0,2 0,1 1 0,6 0, , ,7 5 3 Ibuprofen 0,2 0,02 0,5 0,4 0, ,3 11 0,4 0,3 1 1 Ketoprofen 0,1 0,09 1 0,4 0,01 0, ,8 54 0,5 0,3 2 2 Kodein 0, ,8 0,6 6 3 Naproxen 0,2 0,08 1 0,8 0,01 0, ,8 0,5 3 8 Paracetamol 0,1 8 0,7 0,5 0,5 1 0,4 Tramadol Kardiovaskulära Eprosartan 0, ,09 0,03 3 0,02 Flekainid 0, ,3 0,2 1 0,4 Metoprolol Borås Stockholm Uppsala Alingsås Göteborg Skövde Visby Umeå Östersund

21 3.5 Urval av övriga kemiska ämnen För övriga kemiska ämnen inkluderades samtliga ämnen i ett första urval, vilket resulterat i över 100 ämnen och drygt 3000 datapunkter. I en andra sorteringsomgång togs de ämnen bort där alla halter låg under detektions- eller kvantifieringsgränsen. Dubbletter sorterades bort, d.v.s. där samma substans angavs med olika benämningar. För de perfluorerade ämnena så sorterades, efter avstämning med Naturvårdsverket, de linjära och grenade derivaten bort. Efter den sorteringsomgången återstod 38 kemiska ämnen (hela listan i bilaga 12.4, tabell ) som grupperades i fem grupper. Fluorerade ämnen Klorfenoler och liknande ämnen Myskämnen Organofosfater/Fosfatestrar Organotennföreningar Gränsvärden och bedömningsgrunder hämtades, i överenskommelse med Naturvårdsverket, från Havs- och vattenmyndighetens föreskrifter (HVMFS 2013:19) om klassificering och miljökvalitetsnormer avseende ytvatten samt från Europeiska kemikaliemyndighetens (ECHA) databas och finns sammanställda i bilaga (avsnitt 12:4-1). I överenskommelse med Naturvårdsverket gjordes ingen jämförelse med gränsvärden för metaller då analyserade värden representerar totalhalter och gränsvärdena avser filtrerade halter och i vissa fall den biotillgängliga fraktionen. 3.6 Provtagning Enligt den information som finns att hämta i rapporterna Miljöövervakning av utgående avloppsvatten (tabell 3-1) så genomförs provtagningen varje år i oktober månad, under normala driftsförhållanden och efter en period med normala väderförhållanden. Ett (flödesproportionellt) veckoprov tas per reningsverk, d.v.s. 7 stycken dygnsprov slås samman till ett veckoprov. Vid provtagning vid reningsverket i Östersund 2011 (rapport 6 i tabell 3-1) och i Falun och Borlänge 2009 (rapport 1) togs dygnsprover med hjälp av flödesstyrd provtagare som slogs ihop till veckoprov. I Östersund genomfördes provtagningen i mars. Vid de nationella screeningundersökningarna år 2010 genomfördes provtagningen under oktober-december (rapport 3 och 4). Tre dygnsprover uttogs från varje reningsverk och analyserades individuellt. År 2014 uttogs 1-liters vattenprover på utgående vatten tre dagar i följd under perioden augusti-september och analyserades individuellt (rapport 9). 13

22 3.7 Beräknade koncentrationer och massflöden Där mer än ett momentant mätvärde fanns från samma reningsverk har medianhalten beräknats och maxhalt angivits som ett sämsta scenario. Utifrån halterna i utgående vatten från reningsverk har sedan årligt massflöde av varje substans beräknats utifrån utgående medelflöde av vatten. Massflödet har beräknats både som årlig median- och maxmängd. Baserat på halten i utgående vatten (median och max) från avloppsreningsverken har koncentrationen i närområdet under medel- respektive lågvattenflöde beräknas. Med undantag för Stockholm, Göteborg, Visby och Torsås är beräkningarna av halter i recipienten genomförda för fyra olika scenarier; 1. medianhalt i utgående vatten från reningsverket vid medelflöde i recipienten 2. medianhalt i utgående vatten från reningsverket vid medelminflöde i recipienten 3. maxhalt i utgående vatten från reningsverket vid medelflöde i recipienten 4. maxhalt i utgående vatten från reningsverket vid medelminflöde i recipienten Generellt motsvarar scenario 2 och 4 de förhållanden i recipienten som kan råda under sommarperioden och följaktligen under ekosystemets mest reproduktiva period. Eftersom flödet inte varierar över tid i recipienten vid Stockholm, Göteborg, Visby och Torsås är två scenarier (1 och 3) relevanta med medianhalt och maxhalt i utgående vatten. Detaljerad beskrivning om inhämtandet av underlag samt spädnings- och spridningsberäkningarna finns i bilagan till denna rapport (avsnitt 12.1). 4 Resultat 4.1 Utsläpp av läkemedelssubstanser Det största dataunderlaget både vad gäller antalet mätvärden och antalet olika läkemedelssubstanser finns för Stockholm (Henriksdal), Uppsala (Kungsängsverket) och Umeå (Ön; Tabell 3-4 och 3-5). Underlaget för Falun och Kristinehamn är mest bristfälligt både vad gäller antalet substanser och datapunkter då det för de flesta substanser bara finns ett mätvärde. - och maxmängder samt halter är redovisade i tabeller i bilagan (avsnitt 12.3) för respektive reningsverk. mängden per år från varje reningsverk är även redovisade i tabell 3-5. Beräknade halter och mängder bör tolkas i relation till antalet datapunkter och detekterade halter. 14

23 I de följande avsnitt ges en övergripande beskrivning av halter och därefter mängder som släpps ut från reningsverk för respektive grupp av substanser. Observera att alla substanser inte har analyserats vid alla reningsverk. 4.2 Halter av läkemedelssubstanser utgående vatten För hormoner och de antimikrobiella substanserna är de uppmätta halterna i regel låga och många mätvärden är under detektions- eller kvantifieringsgränsen. För neurologiska, smärtstillande och kardiovaskulära substanser ligger halterna generellt inom intervallet ng/l. För några substanser har koncentrationer upp till µg/l rapporterats Hormoner I screeningundersökningen från år 2014 har en analysmetod med förbättrad detektionsgräns använts (LOD < 0,2 ng/l) och utgående vatten analyserades bara i Uppsala, Stockholm och Umeå. Detektionsgränsen vid de tidigare undersökningarna var högre. Vid beräkning av medianhalter har halter under detektionsgränsen tilldelats det nominella värdet av halva detektionsgränsen. Detta innebär sannolikt en överskattning av medianhalterna. Jämförelser med effektkoncentrationer bör därför göras med försiktighet. Levonorgestrel har analyserats vid alla reningsverk utom i Östersund men i jämförelse med övriga substanser finns det färre analysvärden. Högsta enskilda halten som uppmätts var 55 ng/l i Eslöv. Östradiol och etinylöstradiol har analyserats vid sex av reningsverken och de flesta halter är under detektionsgränsen. Under screeningundersökningen år 2014 uppmättes den högsta halten i utgående vatten av etinylöstradiol, 23 ng/l i Umeå, vilket var minst 4 gånger högre än den högst uppmätta halten vid övriga reningsverk (Stockholm och Uppsala) Antimikrobiella substanser Ciprofloxacin och norfloxacin har analyserats i utgående vatten från alla reningsverk. För ciprofloxacin var den högst uppmätta halten 210 ng/l (Stockholm). För norfloxacin var alla datapunkter utom en under detektionsgränsen. Relativt höga medianhalter av erytromycin och flukonazol (svampdödande substans) har beräknats i Skövde (120 respektive 140 ng/l; n = 3). Högst medianhalt av flukonazol beräknades i Umeå (440 ng/l) Neurologiska substanser Karbamazepin har analyserats på utgående vatten från nio reningsverk och förekommer alltid i högst medianhalt (runt 500 ng/l) i jämförelse med övriga neurologiska substanser. Uppsala hade den högsta medianhalten; 890 ng/l och maxhalten 1100 ng/l (n=6). Den högsta medianhalten för citalopram har rapporterats från Skövde (260 ng/l; n = 3) för 15

24 oxazepam från Uppsala (530 ng/l, n=5). Varken sertralin eller zolpidem har medianhalter över 22 ng/l Smärtstillande I jämförelse med övriga grupper av läkemedel finns det jämförelsevis många datapunkter för de icke-steroida antiinflammatoriska substanserna (NSAIDs; tabell 3-5). Samtliga NSAIDs; diklofenak, ibuprofen, ketoprofen och naproxen har analyserats på alla reningsverk som ingår i denna utvärdering. NSAIDs har medianhalter som varierar kring 250 ng/l. Diklofenak har ofta den högsta medianhalten, i några fall naproxen. Den högsta beräknade medianhalten återfinns i Uppsala där medianhalten för diklofenak var 1500 ng/l (n=5; maxhalten är 3900 ng/l). Övriga smärtstillande substanser paracetamol, kodein och tramadol har analyserats i utgående vatten i sju av reningsverken. För paracetamol varierar medianhalterna runt 75 ng/l och den högsta medianhalten har rapporterats från Visby 163 ng/l. Kodein och tramadol är opioder. För kodein varierar medianhalterna i utgående vatten mellan 48 (Kristinehamn) och 455 ng/l (Umeå) och för tramadol mellan 430 (Visby) och 2100 ng/l (Uppsala) Kardiovaskulära substanser Kardiovaskulära substanser har analyserats i utgående vatten från sju av reningsverken. För metoprolol var medianhalten över 1000 ng/l vid alla reningsverk och högst i Umeå; medianhalt 1550 ng/l, max 2800 ng/l, n=6). För eprosartan och flekainid rapporteras i regel låga halter, ofta under detektionsgränsen. Högsta halten för eprosartan har rapporterats från Umeå; medianhalt 276 ng/l (n=6) och för flekainid från Uppsala; medianhalt 170 ng/l (n=5). 4.3 Utsläppsmängder från reningsverken av läkemedelssubstanser Skillnader i årsmedelflödet mellan reningsverken har en stor inverkan på hur stora medianmängder som beräknas släppas ut per år. Torsås och Bollebygd är i stort sett lika stora reningsverk (4417 respektive 4424 PE) men då Torsås har ett högre årsmedelflöde medför det att vid ungefär samma halt blir den beräknade totala medianmängden per år högre. För diklofenak var till exempel medianhalten i utgående vatten från Bollebygd 300 ng/l och den beräknade medianmängden 97 g/år och för Torsås var motsvarande siffor 260 ng/l respektive 223 g/år. Den totala beräknade medianmängden var således mer än dubbelt så stor trots en något lägre halt. Det är svårt att jämföra hur stora mängder av enskilda substanser som släppts ut eftersom alla läkemedelssubstanser inte analyserats vid alla verk. Generellt släpptes de smärtstillande läkemedelssubstanserna diklofenak och tramadol, de neurologiska substanserna citalopram, karbamazepin och oxazepam samt betablockeraren metoprolol ut i stor mängd. 16

25 Figur 4-1 mängd diklofenak som släpps ut per år från respektive reningsverk beräknat baserat på medianhalter i effluent och årsmedelflöden Figur 4-2 mängd diklofenak som släpps ut per år relaterat till PE (mg/pe och år) beräknat baserat på medianhalter i effluent och årsmedelflöden. 17

26 Generellt släpptes de största medianmängderna ut från reningsverken i Stockholm, Uppsala och Göteborg (figur 4-1; exempel visat för diklofenak). För Göteborg är dataunderlaget i jämförelse med Uppsala och Stockholm bristfälligt men för de substanser data finns framstår beräknade medianmängder som jämförelsevis höga. Vid en jämförelse av utsläppen av diklofenak mellan verken, i förhållande till personekvivalenter, släpper Uppsala ut mest medan Eslöv släpper ut minst (figur 4-2 och jämför med PE i tabell 3-3). Eslöv tar emot avloppsreningsvatten från en livsmedelsindustri vilket medför att halterna av läkemedelsrester per PE blir lägre (pers kom Cajsa Wahlberg). Att en läkemedelssubstans, i jämförelse med andra substanser, släpps ut i en högre koncentration/mängd från ett reningsverk innebär inte nödvändigtvis att det också utgör den största risken i recipienten. Det beror på hur nära halten i recipienten ligger effektkoncentrationen och hur persistent ett ämne är. Om ett ämne är persistent och bioackumulerande (anrikas i näringsvävar) finns det en risk att koncentrationen ökar över tid i ekosystemet och därmed orsakar effekter Hormoner Dataunderlaget för hormoner är bristfälligt och beräknade medianmängder bedöms vara överskattade (se avsnitt 4.1.1). mängderna för enskilda substanser är under 0,5 kg årligen med undantag för Göteborg (levonogestrel; 6 kg, n=1) Antimikrobiella substanser Erytromycin och flukonazol analyserades i utgående vatten från sju reningsverk och var de substanser som släpptes ut i störst medianmängd. Högsta medianmängderna släpptes ut från Stockholm; erytromycin 7 kg/år och flukonazol 13 kg/år (n=6). För reningsverk < PE låg medianmängderna generellt under 0,5 kg/år med undantag för Umeå; erytromycin, 1 kg/år och flukonazol 5 kg/år (n=6) Neurologiska substanser Neurologiska substanser har analyserats vid sju reningsverk förutom karbamazepin och sertralin som analyserats vid nio verk. Karbamazepin, oxazepam och citalopram är de substanser som i nämnd ordning släpptes ut i högsta medianmängder. Största utsläppet skedde från Stockholm (karbamazepin 58 kg/år, oxazepam 36 kg/år och citalopram 12 kg/år) Smärtstillande Med undantag för de minsta reningsverken är de beräknade medianmängderna av smärtstillande som släpps ut i storleksordningen kg/år. Skillnader mellan vilka ämnen som släpps ut är förhållandevis stora mellan olika reningsverk. Till exempel från Göteborg släpptes de största medianmängderna av ketoprofen (54 kg/år; n = 4) och naproxen (59 18

27 kg/år; n = 5) medan motsvarande siffror i Stockholm var 3 (n=8) respektive 4 kg/år (n=7). I Stockholm släpptes de största medianmängderna av tramadol (82 kg/år; n = 6), diklofenak (37 kg/år; n = 11) och paracetamol (8 kg/år; n = 6) ut. Den högsta sammanlagda medianmängden för NSAIDs släpptes ut från Göteborg; ca 150 kg NSAIDs/år Kardiovaskulära substanser Av de kardiovaskulära substanserna släpptes metoprolol ut i störst medianmängd från alla reningsverk som analyserats. Från Stockholms reningsverk släpptes den största medianmängden ut, 126 kg metoprolol /år, vilket också var den högsta beräknade medianmängden jämfört med alla andra läkemedelssubstanser. Av flekanid och eprosartan släpptes ca 11 kg/år ut av båda substanserna. 4.4 Övriga kemiska ämnen På samma sätt som för läkemedel (se avsnitt 3.7) har koncentrationen i närområdet under medel- respektive lågvattenflöde beräknats baserat på halten i utgående vatten (median och max) från avloppsreningsverken. En sammanställning över vilka medianmängder som släpps ut från respektive reningsverk samt vilka halter det medför i närområdet är sammanställt i bilagan (avsnitt 12.5) Mängder som årligen släpps ut Resultaten tyder inte på några geografiska skillnader dvs. från alla reningsverk var det generellt samma ämnen, inom respektive ämnesgrupp, som släpptes ut i störst mängd. De ämnen som släpptes ut i störst mängd var av metallerna, koppar och zink, av gruppen organofosfater/fosfatestrar, tris(2-butoxyetyl)fosfat (TBEP), myskämnen galoxolide (HHCB), av klorfenoler och liknande ämnen, bisfenol A, av de perfluorerade ämnena, oftast PFBA, och monobutyltenn av de tennorganiska föreningarna. I jämförelse med alla andra reningsverk släpptes de största mängderna ut från Göteborg och de ämnen som släpptes ut i störst mängd inom respektive ämnesgrupp, var ca 1,5 ton koppar och zink, TBEP ca 1 ton, HHCB ca 30 kg, bisfenol A ca 100 kg, PFBA mellan 1-4 kg och monobutyltenn ca 1 kg Kommentar till bedömningsgrunder för övriga kemiska ämnen I jämförelse mellan halter och bedömningsgrunder så bör PNEC-värden och framför allt NOEC-värden från ECHAs databas betraktas med försiktighet då urvalet av vilka studier som har rapporterats in till myndigheten av företagen inte har granskats (se bilaga, tabell ). När endast NOEC anges innebär det att det inte finns ett helt dataset för riskbedömning (se vidare avsnitt 7). 19

28 5 Bedömningsgrunder för läkemedelssubstanser I dagsläget finns det få gränsvärden och bedömningsgrunder för läkemedel. I detta avsnitt presenteras en sammanställning över nationella gränsvärden, hur arbetet fortskrider inom EU och gränsvärden som föreslagits i Schweiz. För de läkemedel som inte tagits upp inom ramen för dessa lagrum och förslag ges en kortfattad redogörelse för de vetenskapliga rapporter och databaser som använts. En sammanställning av vilka bedömningsgrunder som använts i denna rapport presenteras i tabell Nationella gränsvärden Enligt EU:s ramdirektiv för vatten kan varje medlemsstat själv välja ämnen som är av nationell eller lokal vikt (särskilt förorenande ämnen, SFÄ) utöver de ämnen som är listade av EU (de s.k. prioriterade ämnena). I Sverige är tre läkemedel listade som särskilt förorenande ämnen; diklofenak, 17-alpha-etinylöstradiol (EE2) och 17-beta-östradiol (E2; tabell 5-1). Gränsvärden finns för inlandsytvatten samt för kustvatten och vatten i övergångszoner (HVMFS 2013:19). 5.2 Rekommendationer för övervakning av läkemedel inom EU och HELCOM Inom EU och HELCOM pågår ett förberedande arbete för att följa upp tillståndet i miljön för några läkemedel inom ramen för miljölagstiftningen. Inom HELCOM har arbetet inletts för att utveckla nyckelindikatorer för diklofenak och östrogena effekter som ska kunna användas inom HELCOM Baltic Sea Action Plan (BSAP) och de kriterier som finns i EU:s ramdirektiv för marin strategi (MSFD, 2008/56/EC). Enligt EUs ramdirektiv för vatten (WFD) krävs att medlemsstaterna övervakar ämnen på bevakningslistan watch list i olika typer av vattenförekomster för att fastställa dessa ämnens spridning i vattenmiljön (tabell 5-2). 5.3 Föreslagna miljökvalitetsnormer i Schweiz Schweiziska Ecotox Centre har publicerat förslag till miljökvalitetsnormer för bland annat läkemedel på sin webbplats ( Centret grundades 2008 efter ett beslut i det schweiziska federala rådet och parlamentet för att genomföra praktiskt inriktad forskning, utredningar och fortbildning inom ekotoxikologi. 5.4 Effektnivåer presenterade i vetenskaplig litteratur För antibiotika är risken för utveckling av antibiotikaresistens den mest allvarliga miljöeffekten. Baserat på tillgängliga data för lägsta bakteriehämmande effekt för 111 olika antibiotika, och med en osäkerhetsfaktor 10, uppskattade Bengtsson-Palme och Larsson (2016) den koncentration där ingen effekt kan antas (PNEC). Författarna föreslog att dessa värden kan användas som utsläppsgränser för antibiotika i den yttre miljön. 20

29 Under antagande att den farmakologiska interaktionen är densamma i fisk som i människa beräknade Fick et al. (2010) den vattenkoncentration som kan antas orsaka en farmakologisk effekt på fisk, d.v.s. den kritiska koncentrationen i miljön (CEC), för 500 läkemedel. CEC togs fram för varje läkemedel baserat på litteraturdata om human exponering och biokoncentrationsfaktorn för fisk, baserat på lipofilicitet. Författarna förslog att CEC skulle kunna används som preliminära indikatorer vid vilken koncentration olika läkemedel skulle kunna orsaka skadliga effekter. Ämnen som specifikt binder till proteiner i stället för lipider kommer dock att anrikas i högre grad än förväntat baserat på log Kow-värdet (se diskussionen i avsnitt 2). Brodin et al. (2013) och Kellner et al. (2015) har presenterat data som tyder på beteendeförändringar hos fisk till följd av exponering av oxacepam och citalopram (se vidare diskussion i avsnitt 8). Godoy et al. (2015) presenterade en sammanställning av data för blodtryckssänkande medel och föreslagna PNEC för söt- och saltvatten. 5.5 Databaser Efter ett initiativ av LIF (De forskande läkemedelsföretagen) har sedan 2005 miljöinformation om läkemedel publicerats på Läkemedelsföretag kan på frivillig basis enligt en given vägledning presentera ekotoxikologiska data som efter en oberoende granskning publiceras. Data har tagits fram av företagen själva eller baseras på vetenskapligt publicerade studier. WikiPharma är en öppen databas som togs fram under forskningsprojektet MistraPharma. Databasen innehåller ekotoxikologiska data för läkemedelssubstanser, med fokus på humanläkemedel som finns på den svenska marknaden. 5.6 Kommentar till urvalet av bedömningsgrunder För alla läkemedelssubstanser utom eprosartan har vi kunnat hitta åtminstone en bedömningsgrund och för några substanser finns flera. Som nämnts ovan i avsnitt 2.3 så ingick det inte i uppdraget att utvärdera bedömningsgrunder eller effektkoncentrationer. Det finns tre svenska nationella gränsvärden för diklofenak, etinylöstradiol och östradiol. För inlandsytvatten är det schweiziska föreslagna miljökvalitetsnorm (MKN) för diklofenak lägre än det svenska nationella gränsvärdet (50 ng/l respektive 100 ng/l). 21

30 Tabell 5-1. Sammanställning av bedömningsgrunder för läkemedelssubstanser. Grönmarkerade värden anger vilka som använts i denna utvärdering. Substans HVMFS (2013:19) Årsmedelvärde Schweiz Föreslagna MKN Annan källa Referens Inlandsytvatten Kustvatten Akuta effekter Kroniska effekter Hormoner Etinylöstradiol 0,035 0,007 0,037 Östradiol 0,4 0,08 0,4 Levonorgestrel 0,1 Fisk, reproduktion FASS Antimikrobiella Azitromycin PNEC - Ciprofloxacin bakterieresistens Claritromycin Bengtson-Palme & Larsson (2016) Erytromycin Flukonazol 250 Ketokonazol 4000 Norfloxacin 500 Neurologiska Citalopram 150 Fisk - Beteende Kellner et al Karbamazepin Oxazepam 1800 Fisk - Beteende Brodin et al Sertralin 9000 Kräftdjur - reproduktion MistraPharma databas Zolpidem 940 CEC -Fisk Fick et al. (2010) Smärtstillande Diklofenak Ibuprofen Ketoprofen CEC -Fisk Fick et al. (2010) Kodein CEC -Fisk Fick et al. (2010) Naproxen Paracetamol Genotoxtest MistraPharma Tramadol 4800 CEC -Fisk Fick et al. (2010) Kardiovaskulära Eprosartan Data saknas Flekainid 2000 CEC -Fisk Fick et Metoprolol resp 24 al. (2010) PNEC söt- resp saltvatten Godoy et al. (2015) 22

31 Tabell 5-2: Watch list för övervakning av läkemedel inom EU baserat på Commission implementing decision (EU) 2015/495. Läkemedel CAS nummer EU nummer Högsta detektionsgräns Diklofenak alpha-etinylöstradiol (EE2) beta-östradiol (E2), Östrone (E1) Makrolida antibiotika (erytromycin, claritromycin, azitromycin) Analysmetoderna för hormoner har tidigare inte har varit tillräckligt känsliga och det finns därför förhållandevis få datapunkter över detektionsgränsen. Gränsvärden/bedömningsgrunder för hormonerna ligger nära redovisade halter i recipienten. För att kunna göra en bedömning av om det finns risk för påverkan av hormoner i olika typer av recipienter behövs därför mer underlagsdata. För de antibakteriella ämnena har vi valt att använda bedömningsgrunderna för antibiotikaresistens eftersom data fanns för alla substanser (Bengtson-Palme & Larsson, 2016). Dessa är i de flest fall högre än de av Schweiz föreslagna miljökvalitetsnormerna för kroniska effekter. För de neurologiska substanserna har vi valt att använda rapporterade effektkoncentrationer för beteendeförändringar (se vidare diskussion i avsnitt 7). Till följd av att de utöver de svenska nationella gränsvärdena inte finns etablerade bedömningsgrunder och att det för hormonerna finns så få datapunkter, har vi valt att använda data för diklofenak i de följande figurerna som exempel för att illustrera resultaten av utvärderingen. 6 Spädningsförhållanden i recipienten En viktig parameter för att kunna bedöma recipienters känslighet i närområdet är i vilken utsträckning som vattnet från reningsverken sprids. Utanför avloppsreningsverken i Falun och Östersund är spädningsförhållandena så komplicerade att ingen spädningsfaktor har kunnat beräknas inom ramen för detta projekt. I Falun släpps det renade avloppsvatten i Främbyviken i sjön Runn och flödet är sannolikt så lågt att det är svårt att beräkna hur vattnet sprids i viken. I Östersund släpper avloppsreningsverket ut vattent i Storsjön. Göviken ligger vid den ena av två vattenvägar som leder till utloppet för sjön. Detta beräkningsfall kräver en närmare studie av den cirkulationsmodell som SMHI har gjort av Storsjön. En översiktlig bedömning visar att avloppsvattnets hastighet torde vara högre än mottagande vattens hastighet varför en plym av det renade avloppsvattnet bör bildas. Om detta sker vid ett 23

32 språngskikt i vattnet eller vid ytan kan däremot inte bedömas inom ramen för detta projekt, inte heller hur stor spädningen blir. För övriga reningsverk har recipienterna delats in i tre olika grupper baserat på resultaten av spridningsberäkningarna. Recipienter med stor initial spridning. Recipienter med växlande förhållanden. Recipienter med ingen eller liten initial spädning. I de följande avsnitten ges en kortfattad beskrivning av förutsättningarna i de recipienter där spridningsberäkningar har kunnat genomföras. 6.1 Recipienter med stor initial spridning Recipienter där beräkningarna tyder på att vattnet från reningsverken får en stor initial spridning är de fall där vattnet släpps i eller nära havet (Umeå, Visby, Torsås och Göteborg) samt de fall där flödet i recipienten är stort i förhållande till utsläppsflödet (Borlänge och Bollebygd). I de fall avloppsvatten släpps till havet är utspädningspotentialen mycket stor eftersom utsläpp sker i stora vattenmassor och kust-/strandnära strömmar bedöms ha samma eller högre hastighet än det utsläppta avloppsvattnet vilket betyder att det är turbulensförhållandena i det mottagande vattnet som avgör spädningens storlek. I dessa fall görs bedömningen att inget stabilt skikt av avloppsvatten bildas på ytan. I det fall när medelflödet i recipienten är betydligt större än medelflödet av det utsläppta avloppsvattnet medför det att turbulensförhållandena i de mottagande vattnen avgör spädningens storlek. I recipienterna utanför reningsverken i Borlänge och Bollebygd har bedömningen gjorts att turbulensen torde vara mycket hög. Visby Avloppsreningsverket släpper sitt vatten söder om hamnen i Visby 140 meter ut i havet från stranden. Då det finns en densitetsskillnad beroende på skillnader i både temperatur och salinitet mellan det utsläppta vattnet och det omgivande recipientvattnet stiger det utsläppta vattnet till ytan. Eventuellt kan en liten plym bildas men denna torde i de flesta fall inte vara stabil och på grund av vind, vågor och kustnära strömmar sprids och späds vattnet snabbt och spädningen bedöms därmed vara oändlig. Umeå Vattnet från avloppsreningsverket släpps vid en ö som ligger i Umeälven. Utloppet sker på fyra till fem meters djup. Utspädningen bör ske snabbt då älven har ett högt flöde och relativt hög hastighet i vattnet jämfört med det utsläppta vattnet. Spädningsfaktorn vid medelflöde respektive medellågflöde beräknades till cirka 900 respektive 600 gånger. 24

33 Torsås Avloppsreningsverket i Torsås släpper sitt vatten i Kalmarsund vid Bergkvara. Då det finns en densitetsskillnad beroende på temperatur- och salinitetsskillnader stiger avloppsvattnet till ytan. Eventuellt kan en liten plym bildas men denna torde i de flesta fall inte vara stabil och på grund av vind, vågor och kustnära strömmar sprids och späds vattnet snabbt och spädningen bedöms därmed vara oändlig. Göteborg Ryaverket i Göteborg släpper ut vattnet vid Rya Nabbe som ligger nedströms Älvsborgsbron vid Göta Älvs inlopp i Älvsborgsfjorden i Kattegatt. Det renade avloppsvattnet släpps ut nära farleden. Göta älv är en av Sveriges större vattendrag och har ett högt flöde. Utloppet från reningsverket utgörs av två stora rör vilket minskar hastigheten ut till recipienten. Vattnet i recipienten är bräckt och densitetsskillnaden medför att avloppsvattnet stiger upp mot ytan. Spädningsfaktorn är beräknad till cirka 600 gånger. Borlänge Avloppsreningsverket i Borlänge släpper ut sitt vatten nedströms i Dalälven. Flödet från reningsverket och hastigheten i recipienten är hög och omblandning bedöms därför ske direkt. Spädningsfaktorn beräknades till 1700 gånger vid medelflöde och 500 gånger vid medellågflöde. Bollebygd Avloppsreningsverket i Bollebygd är det minsta verket i denna studie grundat på flöde. Vattnet leds ut i Nolån, uppströms Rävlanda. Spädningsfaktorn är förhållandevis stor, 440 gånger och 40 gånger under medellågflöde. Vattendraget är till viss del meandrande och skillnaden i vattenhastighet mellan recipienten och det utsläppta vattnet medför att direktutspädning bedöms ske. 6.2 Recipienter med växlande förhållanden Förutsättningarna i dessa recipienter varierar under året och beräkningarna är därför mer osäkra. För att kunna göra en bättre bedömning behöver mer avancerade beräkningar genomföras. Stockholm Utloppet från reningsverket ligger i Saltsjön. Spridningen är svår att beräkna då utloppet är försett med ett munstycke med spridning åt olika håll. Spädningsfaktorn är beräknad till cirka 70 gånger. Kristinehamn Staden ligger vid nordöstra delen av Vänern i en lång och smal vik som vidgas vid Kristinehamn. Avloppsreningsverket släpper ut vattnet i sjöfartsleden ut ur den öppna delen av viken. Flödet ut ur viken är relativt lågt och riktningen på flödet påverkas med stor sannolikhet av Värnens vattenstånd, därmed kan vattnet från reningsverket spridas 25

34 både djupare in i viken samt ut till sjön. Därmed kan ackumulering av avloppsvattnet ske i viken. Spädningsfaktorn vid medelflöde respektive medellågflöde har beräknats till 5 respektive 1. Borås Gässlösa avloppsreningsverk släpper ut sitt vatten i Viskan. Vattendraget är meandrande vid denna punkt vilket skapar turbulens som bidrar till utspädning. Flödet ut från avloppsreningsverken sker i två utloppsrör vilket minskar hastigheten ut och gör att vattendragets hastighet får större inverkan på omblandningen. Denna effekt bidrar också till spädning. Spädningsfaktorn vid medelflöde beräknats till 40 gånger och vid medellågflöde till 7 gånger. Medellågflöde innebär en risk för höga koncentrationer i recipienten. Alingsås Reningsverket släpper ut sitt vatten i Sävån som efter cirka 500 meter når sjön Mjörn. Flödet i recipienten är högre än i utsläppsvattnet från reningsverket vilket innebär att en direktomblandning bör ske med spädning på cirka 80 gånger. Vid medellågflöde är spädningsfaktorn beräknad till cirka 15. Den låga spädningen vid medellågflöde i Sävån innebär en risk för höga koncentrationer. Hur stor spädningen blir i sjön är svårt att beräkna då erforderlig data för sjön saknas. 6.3 Recipienter med ingen eller liten initial spädning Skövde Vattnet släpps till Mörkebäcken vars huvudsakliga flöde kommer från reningsverket. Det medför att det i stort sett inte sker någon spädning av avloppsvattnet. Efter 1,4 km ansluter bäcken till Ömboån och då är flödet cirka 10 gånger större under medelflöde. De två vattendragen bedöms att blandas direkt och utspädningen bör ske mycket snabbt. Under medellågflöde är spädningsfaktorn bara tre gånger vilket innebär en risk för högre koncentrationer. När Ömboån efter cirka 1 km når Ösan sker en dryg fördubbling av flödet och utspädningen bör här vara hög. Eslöv Avloppsreningsverket släpper sitt vatten i Eslövsbäcken där det i stort sett inte sker någon spädning av utsläppsvattnet. Efter cirka 500 meter går Eslövsbäcken ut i Bråån där flödet är cirka 10 gånger så stort och det bedöms att de två vattendragen blandas direkt. Vid medellågflöde beräknas spädningsfaktorn till 2 vilket innebär en risk för höga koncentrationer. Uppsala Vattnet släpps i Fyrisån som cirka 5 km nedströms mynnar i en vik av Mälaren, Ekoln, strax söder om Uppsala. Det renade avloppsvattnet släpps ut i Fyrisån ungefär i vattenlinjen och medelhastigheten bedöms vara ungefär lika hög som recipientens vilket betyder att det är turbulensen i recipientens övre vattenskikt som bestämmer 26

35 utspädningens storlek. Om turbulensen är liten finns risk att avloppsvattnet bildar ett stabilt skikt på ytan. Om snabb omblandning sker beräknas spädningsfaktorn bli 15 vid medelflöden och cirka 4 vid medellågflöde. 6.4 Beräknade halter i recipienter Beräknade halter i närområdet för respektive substans och reningsverk finns redovisade i bilagan till denna rapport (avsnitt 12.3). Som tidigare nämnts finns det stora osäkerheter i underlagsdata för hormonerna och vi har därför valt att inte vidare utvärdera resultaten för denna grupp av substanser. Eftersom spädningen utanför reningsverken i Torsås och Visby i princip beräknas bli oändlig innebär det att halterna i ytvattnet snabbt kommer att ligga under detektionsgränsen (bilaga tabell och ) Halter i närområdet av läkemedel Beräkningarna tyder på att diklofenak överskrider det nationella gränsvärdet utanför sex reningsverk, Uppsala, Eslöv, Borås, Kristinehamn, Stockholm och Skövde. I Uppsala överskrids halten eller ligger nära det nationella gränsvärdet för alla beräknade scenarier (bilaga tabell ). I Stockholm och Borås överskrids gränsvärdet vid maxhalt och medellågflöde (bilaga tabell respektive ). Utanför reningsverket i Eslöv och i Skövde kommer det huvudsakliga vattenflödet i recipienten från reningsverket inom ett avstånd av 0,5 respektive 1,4 km nedströms. I båda fallen ligger median- och maxhalterna för diklofenak i utloppsvattnet över gränsvärdet (bilaga tabell och ). Påverkansområdet för diklofenak från Eslövs reningsverk vid medianhalt i utgående vatten och medelflöde i recipienten visas i figur 6-1. Beräkningar av spädningen nedströms reningsverket i Eslöv visar att vid maxhalt av diklofenak i utgående vatten och medellågvattenflöde i recipienten ökar området som överskrider det nationella gränsvärdet till ca 20 km, ner till Kävlinge avloppsreningsverk (figur 6-2. Notera skillnad i haltgränser i jämförelse med figur 6-1). Även ibuprofen överskrider det kroniska gränsvärdet som föreslagits i Schweiz (men inte det akuta värdet) vid maxhalt och medellågflöde. Diklofenak och ibuprofen är båda NSAID och har samma verkningsmekanism. I Skövde finns data från fler analyserade substanser än i Eslöv. I Skövde ligger även median- och maxhalter för metoprolol, citalopram och karbamazepin över den rapporterade effektkoncentrationen. Analyser för dessa substanser saknas i Eslöv. I Skövde överskrids det nationella gränsvärdet för diklofenak 1,4 km nedströms i Ömboån vid medellågvattenflöde både vid median- och maxhalt. I Borås överskrids det nationella gränsvärdet för diklofenak vid maxhalt och lågvattenflöde i recipienten (bilaga tabell ). 27

36 I Kristinehamn beräknas koncentrationen för diklofenak överskrida gränsvärdet vid medianhalt och lågvattenflöde (n=1; tabell ). Beräknade halter av metoprolol överskrider den effektkoncentration som föreslagits av Godoy et al. (2015) i recipienten utanför tre av de sju reningsverk där analyser genomförts. Utanför Uppsala och Skövde sker överskridanden vid median- och maxhalt vid låga flöden i recipienten och maxhalt i utgående vatten vid normalflöde. I Kristinehamn överskrider den rapporterade medianhalten effektkoncentrationen både vid medel- och vid lågvattenflöde (n=1) Halter i närområdet av övriga kemiska ämnen Högsta beräknade halten för alla ämnen var i närområdet utanför reningsverket i Eslöv till följd av att utloppsvattnet späds först ca 500 m nedströms (se vidare beskrivning i avsnitt 6.3). För de ämnen där gränsvärden och bedömningsgrunder finns (avsnitt ) är det endast PFOS som beräknats förkomma i halter över gränsvärdet (sötvatten 0,65 ng/l resp. kustvatten 0,13 ng/l). Gränsvärdet för PFOS överskrids vid fyra reningsverk Borås, Eslöv, Stockholm och Alingsås; dvs alla beräknade spädningsförhållanden i närområdet utanför reningsverken i Borås (0,73-12 ng PFOS/l), Eslöv (2,4-8,4 ng PFOS/l) och Stockholm (0,23-0,43 ng PFOS/l) samt i Alingsås vid maxhalt i effluent och minflöde i recipient (0,73 ng PFOS/l). Vid ett avstånd av ca 500 m nedanför reningsverket i Eslöv överskrider halten av PFOS gränsvärdet vid medellågvattenflöde (1,12 3,91 ng PFOS/l) och ligger precis under gränsvärdet vid maxhalt och medianvattenflöde i recipienten (0,64 ng PFOS/l). För alla övriga ämnen där jämförelse kan göras låg alla halter betydligt under gränsvärden och bedömningsgrunder vid alla reningsverk. 28

37 Figur 6-1. Halten av diklofenak nedströms Ellinge reningsverk i Eslöv, Skåne, vid medianhalt och medelvattenflöde. Det nationella gränsvärdet för diklofenak i sötvatten är 100 ng/l. 29

38 Figur 6-2. Halten av diklofenak nedströms Ellinge reningsverk i Eslöv, Skåne, vid maxhalt och medellågflöde. Det nationella gränsvärdet för diklofenak i sötvatten är 100 ng/l. Notera skillnader i färgmarkering för haltintervall i jämförelse med figur

39 6.5 Beräknade halter jämfört med uppmätta halter av diklofenak i Fyrisån Från Fyrisån, nedströms reningsverket i Uppsala, finns data över uppmätta halter av diklofenak från år 2010 respektive år Dessa halter har jämförts med beräknade medianhalter i recipienten som baseras på halter i utgående vatten. Provtagning av utgående vatten skedde år 2010 under hösten (oktober-december) och år 2014 i september. Proverna på ytvattnet togs år 2010 oktober och år 2014 i augusti, dvs i båda fall har ytvattenproverna tagits före provtagningen av utgående vatten. Uppmätta halter i ytvatten År 2010 var medianhalten för diklofenak 2100 ng /l (max 3900 ng/l; n = 3) i utflödet och halten i ytvattnet, 5 meter nedanför utsläppspunkten, var 760 ng/l vilket ger ca 3 i spädningsfaktor. Vid ett avstånd av 3,5 kilometer nedströms reningsverket var halten 110 ng/l (gränsvärdet för diklofenak i sötvatten 100 ng/l) en spädningsfaktor ca 20. År 2014 var medianhalten i utgående vatten 425 ng/l (max 490 ng/l; n = 2) och i ytvattnet nära utsläppspunkten 260 ng/l, vilket ger en spädningsfaktor på 1,6. Beräknad halt i ytvatten värde för halter analyserade i utgående vatten år 2010 och år 2014 var 1500 ng/l. Med en beräknad spädningsfaktor på 15 blir medianhalten i recipienten 98 ng/l vid medelflöde, d.v.s. i nivå med det nationella gränsvärdet för diklofenak i sötvatten. Vid lågmedelflöde och den beräknade spädningsfaktorn 4 blir medianhalten i närområdet 380 ng/l. Jämförelsen mellan beräknade och analyserade halter visar att den beräknade spädningsfaktorn för medellågvattenflöde i Fyrisån (4) inte ger högre halter närområdet i jämförelse med uppmätta värden som ger en spädningsfaktor på mellan 1,5 och 3. 7 Effekter av läkemedel i miljön Effekter som uppstår i akvatiska miljöer är, eftersom allt sker under ytan, svåra att upptäcka och det är också svårt att klarlägga orsakssamband. Vad vi känner till har inga kända effekter av läkemedel i miljön hittills rapporterats i Sverige. 7.1 Direkta och indirekta effekter av läkemedel i miljön Några av de mest välkända effekterna av läkemedel i miljön är att etinylöstradiol (EE2) orsakar nedsatt fertilitet hos fiskar och groddjur samt att diklofenak till följd av en snabb giftverkan orsakade att gampopulationen nästan utrotades i Indien. En uppmärksammad studie där både direkta och indirekta effekter av EE2 kunde visas är ett flerårigt försök som genomfördes i en sjö i nordvästra Ontario (Canada; sammanfattat i Kidd et al. 2014). Den direkta effekten av EE2 som observerades var att fiskarten knölskallelöja (Pimephales promelas) nästan utrotades och även antalet av karp (Margariscus margarita) och av simpa (Cottus cognatus) minskade. Exempel på indirekta effekter var att förändringen i artsammansättningen av fiskar medförde ökade mängder zooplankton, bottenlevande djur och insekter 2-3 år efter experimentets start. 31

40 Kanadaöring (Salvelinus namaycush) minskade med ca 25 %, sannolikt till följd av minskad tillgång på bytesdjur. Resultaten är intressanta eftersom det finns mycket få studier som är genomförda i en så omfattande skala att det kan ge en indikation på möjliga effekter på ekosystemnivå vid utsläpp av östrogena och andra hormonstörande ämnen. Sådana effekter och orsakssamband är under naturliga förhållanden mycket svåra att med säkerhet kunna påvisa, särskilt i akvatiska miljöer. Nedströms många reningsverk i Storbritannien har missbildningar i mört, med nedsatt fertilitet som följd, rapporterats (Jobling et al. 2002). Hormonstörande ämnen bedömdes vara orsaken, i naturliga vatten finns dock en blandning av olika föroreningar vilket ofta gör det omöjligt att med säkerhet säga vilket ämne eller ämnesgrupp som orsakar störst effekt. Den tillsatta halten av EE2 i den Kanadensiska studien var 5-6 ng/l (Kidd et al. 2014) vilket är en tiopotens högre än vad som rapporterades i den senaste screeningundersökningen i Sverige (<0,38-0,23 ng/l i renat avloppsvatten; Fick et al. 2015). På de platser där den initiala utspädningen är stor nedströms ett reningsverk kommer halterna troligen inte att ha några betydande effekter. Samtidigt finns det också naturliga östrogener (östradiol och östron) i avloppsvatten som binder till samma receptorer som EE2 och därför samverkar. Dessa östrogena ämnen har inte lika stark hormonell verkan men brukar förekomma i högre halter. Det finns också en rad svagt östrogena industrikemikalier, t ex nonylfenol och bisfenol A, som kan bidra till den totala östrogena effekten. Till följd av utsläpp av avloppsvatten från läkemedelsproduktion har miljöeffekter, som antibiotikaresistens och effekter på fisk och grodor, rapporterats från framför allt Asien men även från Europa. Effekter på könsutvecklingen på fisk har rapporterats nedanför en produktionssite i Frankrike (Sanchez et al. 2011) och i Danmark har förhöjda halter av antibiotikaresistenta bakterier hittats (Guardabassi et al. 1998). Under åren dog 99 % av gampopulationen i Indien till följd av att de åt kadaver av kor som hade behandlats med det antiinflammatoriska läkemedlet diklofenak vilket medförde stora ekologiska, socioekonomiska och kulturella konsekvenser. Gamar är effektiva att både hitta och att snabbt konsumera kadaver. När gamarna försvann blev kadavren liggande under en längre tid vilket medförde en risk för spridning av sjukdomar, som till exempel mjältbrand. Andra asätare som hundar och råttor ökade markant i antal. Det ökade antalet hundar, trots ett omfattande steriliseringsprogram, medförde i sin tur en ökad smittspridning och fler människor dog i rabies. Följdeffekterna av denna användning av diklofenak skulle förmodligen aldrig kunnat förutsägas vid en riskbedömning och i en akvatisk miljö är orsakerna till observerade följdeffekter mycket svårt att identifiera. 7.2 Vilka effekter av läkemedel är relevanta i miljön? De allra flesta studier genomförs under en förhållandevis kort period vilket medför att kunskap saknas om effekter på längre sikt. Det kopplar också till frågan om vi för varje ämne letar efter den mest relevanta ekologiska effekten och vid relevant koncentration. 32

41 För att göra en riskbedömning behövs data från minst tre organismgrupper från olika trofinivåer, vanligtvis alg, vattenloppa (Daphnia) och fisk (ECHA 2008). För akut toxicitetstest är mortalitet (eller för alg, tillväxt) den effekt (end-point) som sätter haltgränsen. I kroniska toxicitetstext är effekten vanligen reproduktionsstörningar eller tillväxt. Ämnen som påverkar reproduktionen eller är så akut giftiga att de orsakar snabb död medför så stora ekologiska förändringar att vi kan se dem direkt i miljön. Under senare år har flera studier presenterats som visar att läkemedel kan påverka beteendet hos fiskar, mollusker (snäckor, musslor och bläckfisk) och kräftdjur. Påverkan på beteende, till exempel ett förändrat födosök, är en högst relevant ekologisk effekt men ingår dock normalt inte som en end-point i en riskbedömning. Sådana förändringar kan enbart visas med laboratorieförsök, men om halter som orsakar effekter har en stor spridning i miljön skulle det kunna medföra storskaliga konsekvenser. Vi har idag inte tillräcklig kunskap för att kunna säga vad en arts potentiellt förändrade beteende, till exempel utanför ett reningsverk, kommer att ha för betydelse extrapolerat till populationsnivå. Flera studier har visat att olika selektiva serotoninåterupptagshämmare (SSRI), sertralin, fluoxetin och citalopram, som används för att behandla depression och/eller ångestsjukdomar dämpar födosöksbeteendet hos fisk (Hedgespeth et al. 2014; Stanley et al. 2009; Gaworecki och Klaine 2008; Kellner et al. 2015). Oxazepam är en annan typ av ångestdämpande medicin; en benzodiazepin som binder till GABAA-receptorn. I motsats till sertralin och fluoxetin rapporterade Brodin et al. (2013) att vid de koncentrationer av oxaxepam som motsvarar de halter som uppmätts i Fyrisån visade fiskar ett mer aktivt födosöksbeteende. Det finns också andra rapporterade beteendeförändringar till följd av exponering av antidepressiva läkemedel, som till exempel påverkan på benägenhet att gömma sig för predatorer (kräftdjur), minneslagring och på förmåga att fånga byten (bläckfisk), tidpunkt eller frekvens för reproduktion eller benägenhet att sitta kvar på underlaget (snäckor; sammanfattat i Fong och Ford 2014). Även ibuprofen, som är ett smärtstillande medel, har rapporterats orsaka förändringar i reproduktionsbeteende hos fisk (Flippin et al. 2007). Det är inte ovanligt att testresultaten från ekotoxikologiska försök ger en dosresponskurva som inte är linjär. Resultaten kan antyda en effektplatå vid den lägsta testkoncentration eller visa en effekt vid låg halt som försvinner vid högre testkoncentrationer. Det finns ingen fullt ut accepterad mekanistisk förklaring till varför effekten kan försvinna vid högre halter och det är omdebatterat hur resultaten ska tolkas. Dos-responskurvan kan ofta också ha en sigmoidal form. Kunskapen om dosresponskurvan för den avsedda effektparametern är en viktig komponent för att kunna utvärdera testresultat, särskilt när det gäller kombinationseffekter, men kunskap om enskilda läkemedels verkningsmekanism saknas ofta. 33

42 7.3 Kombinationseffekter Forskningen kring kombinationseffekter är i sin linda men det finns klara belägg för att ekotoxiciteten av blandningar av läkemedel och med andra kemiska ämnen är högre än effekterna av varje enskilt ämne (sammanfattat i Backhaus 2014). Det medför att blandningar kan visa en ekotoxisk effekt även om de enskilda substanserna förekommer i så låg koncentration att de inte visar effekt i ett enskilt ekotoxikologisk test. Möjligheten att kunna utvärdera kombinationseffekter är viktig bland annat för att kunna klargöra behovet av mer avancerad reningsteknik i reningsverk. Flera studier av smärtstillande medel i kombination; diklofenak, ibuprofen, naproxen och acetylsalicylsyra, har visat att effekter uppstår vid betydligt lägre koncentrationer än vid försök med enskilda ämnen (Cleuvers 2004; Schneel et al. 2009; Parolini & Binelli 2011). Dessa läkemedel är alla NSAID. Kombinationseffekter har rapporterats för andra läkemedel som också kan antas ha samma verkningsmekanism, till exempel antibiotika, SSRI, betablockerare (propranolol, atenolol och metoproplol) samt även läkemedel i blandning med andra kemiska ämnen (sammanfattat av Backhaus 2014). Även om ämnen har samma verkningsmekanism innebär det inte att alla med nödvändighet är lika potenta. Backhause och Karlsson (2014) modellerade den ekotoxikologiska risken för läkemedel som släpptes ut från ett reningsverk i Göteborg. Av 26 läkemedel utgjorde 10 mer än 95 % av blandningens totala risk. Studien var imponerande i sin tanke men det bör noteras att modelleringarna baserades på akuta ekotoxikologiska data. Kroniska toxikologiska data är oftast mer ekologiskt relevant men saknas oftast för de flesta substanser. Dessutom, som nämnts ovan, för läkemedelssubstanser som kan orsaka beteendeförändringar finns inget accepterat system för hur data ska tolkas. 7.4 Finns det effekter av läkemedelssubstanser i Sverige? Sammanställningen av halter och valda bedömningsgrunder i den här utvärderingen anger att de smärtstillande ämnena diklofenak och ibuprofen, den kardiovaskulära substansen metoprolol samt alla hormoner kan förekomma i halter över effektnivåer i närområdet utanför svenska reningsverk. Med undantag för diklofenak samt hormonerna etinylöstradiol och östradiol finns inga antagna gränsvärden. Genomgången i avsnitten ovan visar att det finns många parametrar att fundera över vid val av bedömningsgrund. En genomgång av bedömningsgrunderna låg inte inom ramen för detta uppdrag och jämförelse med beräknade halter ska därför göras med försiktighet. 8 Finns det recipienter som är känsligare än andra? Den centrala frågan för detta uppdrag är om det finns recipienter som är mer känsliga än andra för utsläpp av läkemedelsrester och om det finns ett behov av avancerad reningsteknik och hur detta varierar. På den svenska marknaden finns det idag ca 1900 läkemedelssubstanser (till exempel diklofenak; Graae et al. 2015) som i sin tur ingår i mer än olika läkemedelsartiklar 34

43 (t.ex. Voltaren; pers kom Tobias Renberg, ehälsomyndigheten). Av de 1900 läkemedelssubstanserna utgörs gissningsvis en tredjedel av substanser som proteiner, aminosyror, elektrolyter etc. som inte utgör någon risk för miljön. I den senaste screeningundersökningen av läkemedelsrester i avloppsvatten från reningsverk ingick 101 läkemedelssubstanser av vilka 44 kunde detekteras (Fick et al. 2014). Det finns 437 reningsverk med >2000 PE i Sverige. Baserat på tillgången av data har vi valt ut 15 reningsverk från vilka vi har bedömt att det finns tillräckligt med data för 25 läkemedelssubstanser men för endast sex substanser finns data från samtliga reningsverk (tabell 3-5). För flera substanser ligger en betydande andel rapporterade mätvärden under detektionsgränsen. För de hormonella ämnena vet vi att gränsvärdena ligger nära eller under detektionsgränsen. Det saknas fastslagna bedömningsgrunder för alla ämnen utom tre och kombinationseffekter har inte inkluderats i denna utvärdering. Enligt uppdraget (Avsnitt 2.4, Del 1 punkt 5) ska en kategorisering av recipienter till svenska avloppsreningsverk göras, såsom olika recipient-typers känslighet för utsläpp av läkemedel med avseende på typ av recipient, storlek och utspädning samt användning av recipienten för människors behov, t.ex. för dricksvattenförsörjning, fiske, turism och rekreation. Med ovanstående osäkerhet i beaktande presenteras i de följande avsnitten en sammanfattning av resultaten i denna utvärdering samt slutsatser från några andra nyligen presenterade kunskapssammanställningar. 8.1 Känslighet beroende på typ av recipient Sannolikheten för höga koncentrationer i närområdet i recipienten är inte i första hand beroende av ett reningsverks storlek, utan av mängden som släpps ut (koncentration i utgående vatten i förhållande till flöde) och vattenomsättningen i recipienten. Recipienter med hög vattenomsättning i förhållande till flödet från reningsverken klarar att ta emot större mängder av förorenande ämnen. Resultaten baserade på data från denna utvärdering tyder på att recipienter kan indelas i tre kategorier (tabell 8-1). Recipienter där halten i närområdet: - ofta riskerar att ligga över effektkoncentrationer. - under vissa förhållanden kan ligga över effektkoncentrationer. - snabbt sjunker under detektionsgränsen Recipienter där halter i närområdet ofta riskerar att ligga över effektkoncentrationer Recipienter med liten vattenomsättning som ligger utanför reningsverk som Uppsala, Eslöv och Skövde passeras gränsvärden/effektnivåer för läkemedel i närområdet vid medianhalter i utflödet. Utvärderingen tyder på att spridningsområdet med halter över 35

44 effektkoncentrationer kommer, särskilt vid lågvattenflöden, att kunna sträcka sig upp till flera mil nedströms. Av reningsverken Uppsala, Eslöv och Skövde ingår bara Eslöv i utvärderingen för övriga kemiska ämnen. Utvärderingen visar att även PFOS överskrider gränsvärdet i närområdet. Om flera reningsverk ligger inom samma avrinningsområde sker ytterligare tillskott av ämnen nedströms. I figur 3-1 visas antalet reningsverk inom varje huvudavrinningsområde och inom det område som har störst antal ligger mellan 41- och 65 avloppsreningsverk. Utöver de reningsverk som ingått i denna utvärdering har Siljan identifierats som en recipient där flera reningsverk har sitt utlopp (figur 8-1). Inom avrinningsområden med ett stort antal reningsverk bör en utredning genomföras om det finns särskilt hårt belastade zoner och behov av mer avancerad rening av avloppsvattnet. Denna utredning bör beakta kombinationseffekter av läkemedel med samma verkningsmekanism vid bedömningen av påverkansområdet Recipienter där halter i närområdet under vissa förhållanden riskerar att ligga över effektkoncentrationer I närområdet utanför reningsverk som Borås, Alingsås, och Kristinehamn, som släpper ut sitt renade avloppsvatten i åar, vikar eller sjöar med begränsad vattenomsättning, finns en risk att halter av läkemedel och övriga kemiska ämnen överskrider effektnivåer under sommarhalvåret vid lågvattenflöden eller beroende på vattenståndet i till exempel en sjö. Recipienten utanför reningsverket Henriksdal i Stockholm har i förhållande till sin storlek en liten vattenomsättning. Det medför att det vid maxhalt finns en risk att koncentrationen av både läkemedel och övriga kemiska ämnen överskrider effektkoncentrationer i närområdet Recipienter med låga halter i närområdet Exempel på recipienter med stor vattenomsättning eller flöde i förhållande till det vatten som släpps ut från reningsverket är de i anslutning till reningsverken i Göteborg, Umeå, Borlänge, Visby, Bollebygd och Torsås. 36

45 Figur 8-1. Reningsverk runt sjön Siljan i Dalarna. 37

46 Tabell 8-1. Kategorisering i tre grupper av de reningsverk som ingår i denna utvärdering. RV PE Medelflöde (m³/h) Recipient Halter riskerar att ofta ligga över effektnivåer Uppsala Fyrisån Eslöv Eslövsbäcken (mynnar ut i Bråån) Skövde Mörkebäcken vidare till Ömboån och strax därefter Ösan Halter riskerar att ligga över effektnivåer under vissa förhållanden Stockholm Saltsjön Borås Viskan Alingsås Sävån och efter 500 m till sjön Mjörn Kristinehamn Vänern - mittfåran på hamninloppet. Låga halter i närområdet Göteborg Göta älv 850 m väster om Älvsborgsbron Umeå Ume älv Borlänge Dalälven Visby Östersjön Bollebygd Nolån Torsås Östersjön Kommentar till resultaten i denna utvärdering Spädningsberäkningarna i den här utvärderingen tyder på att läkemedel som släpps ut från reningsverk i havskustområden sprids snabbt under detektionsgränsen. Därmed kan man förvänta sig att läkemedel sällan detekteras i prov på havsvatten men så är inte fallet. I en nyligen genomförd genomgång av data från länderna kring Östersjön konstateras att läkemedel ofta detekteras även i havsvattenprover (Hallgren och Wallberg 2015). Som konstateras i avsnitt har vi i denna utvärdering bara modellerat spridning av utsläpp från enskilda reningsverk och utsläpp från flera avloppsreningsverk till samma recipient kommer att bidrar till en större belastning. En intressant finsk studie visade på potentiell spridning och anrikning av olika läkemedel i havet utanför ett reningsverk (Turja et al. 2015). Passiva provtagare placerades 800 m och 1 km utanför ett reningsverk samt en kontroll 4 km öster provtagningsstationerna som en referensstation. Provtagarna hängde ute drygt en månad. Diklofenak detekterades i ungefär lika höga koncentrationer i båda provtagarna närmast reningsverket men inte i referensstationen. Metoprolol detekterades i vid alla tre stationerna men i betydligt lägre halt vid referensstationen. Karbamazepin hittades i höga koncentrationer vid båda 38

47 Figur 8-2 Läkemedel detekterade i blåmussla (Mytilus edulis trossulus) i (a) Askeröfjorden, norr om Göteborg och i (b) Älvsborgsfjorden utanför Göteborg (figur från Hallgren och Wallberg 2015). provtagningsplatserna men även i förhållandevis höga koncentrationer i referensstationen. Östersjön är ett känsligt ekosystem med låg salthalt, låg biologisk mångfald och få trofinivåer, vilket medför att ekosystemet har en större känslighet för farliga ämnen än andra havsområden (Magnusson & Norén, 2012). Till Östersjön släpps avloppsvatten från miljontals människor och uppehållstiden för havsvattnet, och därmed av svårnedbrytbara ämnen, såsom till exempel karbamazepin, är lång. Kan läkemedel även bioackumuleras i Östersjöns ekosystem? Baserat på data om lipofilicitet så har de flesta läkemedel en låg potential att bioackumuleras (Grae et al. 2015) men som nämnts tidigare är inte alltid log Kow rättvisande (Larsson och Löf 2015; Schnell et al 2009). Blåmusslor filtrerar stora mängder vatten och koncentrerar därmed föroreningar. I den ovan nämnda sammanställningen av data från länderna kring Östersjön konstaterades att i jämförelse med fisk har de högsta halterna och flest antal läkemedelsrester rapporterats i blåmusslor (Figur 8-2; Hallgren och Wallberg 2015). Bland annat har data på blåmusslor rapporterats från Älvsborgsfjorden som är recipienten utanför reningsverket i Göteborg. Det är sannolikt att vissa läkemedel kan överföras i näringskedjan från fisk och musslor vidare till sjöfåglar. Till exempel livnär sig ejder i huvudsak på blåmusslor. I en nyligen genomförd non-target screening som genomfördes i Norge detekterades ett relativt stort antal läkemedel i sjöfåglar (ejder 33 läkemedel, gråtrut 34 och skarv 3; Miljødirektoratet, 2013). Vår bedömning är därför att det finns ett behov av avancerad rening för reningsverk som släpper ut stora mängder av läkemedel och andra kemiska ämnen till havsmiljön. Av de reningsverk som ingått i denna utvärdering antyder resultaten att de största mängderna av många läkemedel och kemiska ämnen släpps ut från Ryaverket i Göteborg. 39

48 8.2 Användning av recipienten för människors behov Recipienter med lekande fisk är särskilt känsliga för exponering av farliga ämnen. Det är inte sannolikt att enskilda läkemedelssubstanser finns i så hög koncentration i havsvatten att de kan orsaka effekter men däremot kan samverkanseffekter mellan olika läkemedel och kemikalier inte uteslutas. Kunskapen om var lek- och uppväxtområden för fisk finns är generellt bristfällig, både i sött och salt vatten. I havsområden ligger dessa områden ofta längs med kusten (se exempel figur 8-3). I sötvattensområden kan fisk hittas i stort sett alla typer av recipienter, förutsatt att det inte finns vattenhinder, även i små diken. Fiskar leker i vegetationsrika grunda områden vid olika tidpunkter för olika arter under en stor del av året men främst under vår och höst. Längs med havskusten finns vattenbruk och längs med västkusten ligger dessa tätt (figur 8-4). Det kan inte uteslutas att det finns områden där kombinationseffekter av läkemedel och olika kemiska ämnen kan ha en negativ påverkan. Att klarlägga och spåra orsaken till sådana eventuella effekter är generellt mycket svårt. Vår bedömning är därför att det finns ett behov av avancerad rening för reningsverk som släpper ut stora mängder av läkemedel och andra kemiska ämnen till havsmiljön. Av de reningsverk som ingått i denna utvärdering antyder resultaten att de största mängderna av många läkemedel och kemiska ämnen släpps ut från Ryaverket i Göteborg. 8.3 Dricksvatten Det finns i dagsläget inga gränsvärden för läkemedel i dricksvattnet. Världshälsoorganisationen (WHO, 2012) har konstaterat att undersökningar av läkemedelsrester i dricksvatten samstämmigt visat att halterna ligger flera tiopotenser (mer än 1000 gånger) under den lägsta terapeutiska dosen och långt under de beräknade ADI. Stora säkerhetsmarginaler för enskilda ämnen tyder på att avsevärda negativa effekter på människors hälsa är mycket osannolikt vid nuvarande exponeringsnivåer i dricksvatten. Det finns dock kunskapsluckor när det gäller att bedöma de risker som är förknippade med exponeringar under lång tid av enskilda läkemedel, blandningar och i kombination med andra kemiska ämnen. 40

49 Figur 8-3. Kända uppväxt- och lekområden för fisk längs kusten i Stockholms län. 41

50 Figur 8-4. Reningsverk och vattenbruk längs med kusten i Västra Götalands län. 42

51 9 Sammanfattning Sannolikheten för höga koncentrationer i recipientens närområde är inte i första hand beroende av ett reningsverks storlek, utan av mängden som släpps ut (koncentration i utgående vatten i förhållande till flöde) och vattenomsättningen i recipienten. I recipienter med liten vattenomsättning är sannolikheten stor att halter av läkemedelssubstanser och andra farliga ämnen förekommer över effektkoncentrationer. Om flera reningsverk ligger inom samma avrinningsområde blir påverkansområdet större, särskilt vid låga flöden. Inom dessa områden bör behovet av avancerad reningsteknik utredas. Läkemedelssubstanser med samma verkningsmekanism medför sannolikt att påverkansområdet blir större. Några av de recipienter som ingått i denna utvärdering kräver mer detaljerade och sofistikerade beräkningsmetoder än vad som har kunnat genomföras inom ramen för detta uppdrag, såsom datorsimuleringar i två eller tre dimensioner, för att spädningen och spridningen av det utsläppta vattnet skall kunna bedömas. Detta gäller främst avloppsreningsverk som släpper ut stora flöden i stora recipienter, som till exempel Umeå och Göteborg, men även mindre recipienter med särskilda förhållanden, som till exempel Kristinehamn. Det beror främst på att ström- och vindförhållanden skiftar under året samt att så kallade språngskikt kan uppstå i recipienten på grund av temperatur- och salinitetsskillnader i recipientvattnet. I vissa fall kan då inte det utsläppta avloppsvattnet stiga upp till ytan utan bildar en plym under språngskiktet. Spädningsberäkningarna i den här utvärderingen tyder på att läkemedel som släpps ut från reningsverk i havskustområden snabbt sprids till halter under detektionsgränsen. Därmed kan man förvänta sig att läkemedel sällan detekteras i prov på havsvatten men så är inte fallet. Persistenta läkemedelssubstanser har lång uppehållstid och kan detekteras i ytvatten långt ut till havs i Östersjön (Turja et al. 2015; Hallgren och Wallberg 2015). Även filtrerande organismer, som blåmusslor, kan ackumulera läkemedelssubstanser i recipienter med stor vattenomsättning (Hallgren och Wallberg 2015). Vår bedömning är därför att det finns behov av avancerad reningsteknik i vid reningsverk som släpper ut de största mängderna av läkemedel och kemiska ämnen till havet. 10 Förslag till vidare studier Inom avrinningsområden med många reningsverk bör en särskild utredning genomföras om det finns särskilt hårt belastade zoner. Denna utredning bör beakta kombinationseffekter av läkemedel med samma verkningsmekanism vid bedömningen av påverkansområdet. 43

52 Analysmetoderna har tidigare inte varit tillräckligt känsliga för hormoner och det finns därför förhållandevis få värden. Bedömningsgrunderna för hormonerna ligger dock nära redovisade halter i recipienten. Olika typer av hormoner har en samverkande effekt men alla inte är lika potenta. Även andra kemiska ämnen med hormonstörande egenskaper kan medföra samverkande effekter. Vid urvalet av de avloppsreningsverk som ingår i den nationella miljöövervakningen togs särskild hänsyn till reningsverkens storlek, belastning, teknisk prestanda, förhållande mellan industri-, hushåll- och övrigt avlopp samt geografisk spridning. En ytterligare parameter som skulle kunna övervägas vid en framtida eventuell revision av programmet är antalet reningsverk inom avrinningsområdet. Den höga anrikningen av olika läkemedel i blåmusslor och den snabba giftverkan av diklofenak hos gamar som rapporterats i andra studier indikerar att sekundära effekter hos sjöfågel av läkemedel är av intresse att utreda vidare. En viktig fråga är om de läkemedel som analyseras är mest relevant ur miljöperspektiv och hur provtagningarna sker med hänsyn till att koncentrationerna för många ämnen är så låga. I screeningundersökningen 2014 (Fick et al. 2015) baseras urvalet på försäljningsstatistik och CEC, d.v.s. den vattenkoncentration som, baserat på läkemedels lipofilicitet, kan antas orsaka en farmakologisk effekt på fisk och analyserna genomfördes på en liter vatten. Det är möjligt att ett bredare spektrum av detekterade läkemedel kan erhållas med musslor i burar och passiva provtagare som komplement. 11 Referenser 11.1 Litteratur Backhaus T, Karlsson M. (2014) Screening level mixture risk assessment of pharmaceuticals in STP effluents. Water Res. 49, (doi: /j. watres ) Backhaus T. (2014) Medicines, shaken and stirred: a critical review on the ecotoxicology of pharmaceutical mixtures. Phil. Trans. R. Soc. B 369: Brodin, T., Fick, J., Jonsson, M., Klaminder, J., Dilute concentrations of a psychiatric drug alter behavior of fish from natural populations. Science 339 (6121), , ECHA (2014) R.11 PBT/vPvB assessment. Version 2.0 Fick J, Lindberg RH, Kaj L, Brorström-Lundén E (2011) Results from the Swedish national screening program Subreport 3. Pharmacuticals. IVL B

53 Fick J, Lindberg RH, Kaj L, Fång J, Magner J, Kaj L, Brorström-Lundén E (2015) Screening Analysis of pharmaceuticals and hormones in samples from WWTPs and receiving waters: IVL rapport C135 Cimbritz M, Tumlin S, Hagman M, Dimitrova, I, Hey G, Mases M, Åstrand N, Jansen J l C (2016) Rening från läkemedelsrester och andra mikroföroreninga. En kunskapssammnställning. Svenskt Vatten Utveckling (SVU). Rapport Nr Ericson H, Thorsén G, Kumblad L (2010) Physiological effects of diclofenac, ibuprofen and propranolol on Baltic Sea blue mussels. Aquatic Toxicology 99: Eriksson Wiklund A-K, Oskarsson H, Thorsén G, Kumblad L (2011) Behavioural and physiological responses to pharmaceutical exposure in macroalgae and grazers from a Baltic Sea littoral community Aquatic Biology 14:29-39 Fong P, Ford AT (2014) The biological effects of antidepressants on the molluscs and crustaceans: A review: Aquatic Toxicology 151: Gaworecki, K.M., Klaine, S.J., Behavioral and biochemical responses of hybridstriped bass during and after fluoxetine exposure. Aquat. Toxicol. 88 (4), , Godoy AA, Kummrow F, Pamplin PAZ (2015) Occurrence, ecotoxicological effects and risk assessment of antihypertensive pharmaceutical residues in the aquatic environment - A review. 138: Graae, L, Örtlund L, MagnérJ (2014) Self-declarations of environmental classification in Experiences from the reviewing process during IVL Rapport B2250 Guardabassi L, Petersen A, Olsen JE, (1998 ) Antibiotic resistance in Acinetobacter spp. isolated from sewers receiving waste effluent from a hospital and a pharmaceutical plant. Appl Environ Microb. 64: Hallgren P, Wallberg P (2015) Pharmaceutical concentrations and effects in the Baltic Sea. Policy area Hazards of the EU Strategy for the Baltic Sea Region. Swedish Environmental Protection Agency, Stockholm, Sweden. Hedgespeth ML, Nilsson PA, Berglund O (2014) Ecological implications of altered fish foraging after exposure to anantidepressant pharmaceutical. Aquatic Toxicology 151:84 87 Jobling S, Beresford N, Nolan M, Rodgers-Gray T, Brighty GC, Sumpter JP (2002). Altered sexual maturation and gamete production in wild roach (Rutilus rutilus) living in rivers that receive treated sewage effluents. Biol Reprod. 66: Klaminder J, Brodin T, Sundelin A, Anderson NJ, Fahlman J, Jonsson M, Fick J (2015) Long-Term Persistence of an Anxiolytic Drug (Oxazepam) in a Large Freshwater Lake. Environ Sci Technol. 49: doi: /acs.est.5b01968 Kellner M, Porseryd T, Porsch-Hällström I, Hansen SH, Olsén KH (2015) Environmentally relevant concentrations of citalopram partially inhibit feeding in the three-spine stickleback (Gasterosteus aculeatus) Aquatic Toxicology 158:

54 Kidd KA, Paterson MJ, Rennie MD, Podemski CL, Findlay DL, Blanchfield PJ, Liber K. (2014) Direct and indirect responses of a freshwater food web to a potent synthetic oestrogen. Phil. Trans. R. Soc. B 369: Kumblad L Oskarsson H, Palmer C, Eriksson Wiklund A-K (2015) Response and recovery of Baltic Sea blue mussels from exposure to pharmaceuticals. Marin Ecol Prog Ser 526: Larsson J, Lööf L (2015) Läkemedel i miljön. Läkemedelsboken. Läkemedelsverket (2015) Miljöindikatorer inom ramen för nationella läkemedelsstrategin (NLS) Rapport från CBL-kansliet, Läkemedelsverket Miljødirektoratet (2013) Non-target screening A powerful tool for selecting environmental pollutants. Rapport M-27 Naturvårdsverket (2008) Avloppsreningsverkens förmåga att ta hand om läkemedelsrester och andra farliga ämnen. Rapport Oskarsson H, Eriksson Wiklund A-K, Lindh K, Kumblad L (2012) Effect studies of human pharmaceuticals on Fucus vesiculosus and Gammarus spp. Marine Environmental Research, Vol. 74:1-8 Oskarsson H, Eriksson Wiklund A-K, Thorsén G, Danielsson G, Kumblad L (2014) Community Interactions Modify the Effects of Pharmaceutical Exposure: A Microcosm Study on Responses to Propranolol in Baltic Sea Coastal Organisms. PLoS ONE 9(4): e doi: /journal.pone Sanchez W, Sremski W, Piccini B, (2011) Adverse effects in wild fish living downstream from pharmaceutical and facture discharges. Environ Int. 37: Schnell S, Bols NC, Barata C, Porte C (2009) Single and combined toxicity of pharmaceuticals and personal care products (PPCPs) on the rainbow trout liver cell line RTL-W1. Aquat Toxicol, 93, Stanley, J.K., Ramirez, A.J., Chambliss, C.K., Brooks, B.W., Enantiospecific sublethal effects of the antidepressant fluoxetine to a model aquatic verte-brate and invertebrate. Chemosphere 69 (1), 9 16, Stockholm Vatten (2015) Stockholms framtida avloppsrening (SFA) Teknisk beskrivning av Henriksdals reningsverk för tillståndsansökan enligt 9 och 11 kapitlet Miljöbalken. Stockholm Svenskt Vatten Utveckling (2014). Organiska ämnen i slam en prioritering för slamåterföring. Rapport nr Turja R, Lehtonen KK, Meierjohann A, Brozinski JM, Vahtera E, Soirinsuo A, Sokolov A, Snoeijs P, Budzinski H, Devier MH, Peluhet L, Pääkkönen JP, Viitasalo M, Kronberg L. (2015) The mussel caging approach in assessing biological effects of wastewater treatment plant discharges in the Gulf of Finland (Baltic Sea). Mar Pollut Bull. 97: doi: /j.marpolbul

55 WHO (World Health Organisation) (2012). Pharmaceuticals in drinking water, ISBN: Lagstiftning Havs- och vattenmyndighetens föreskrifter (HVMFS 2013:19) om klassificering och miljökvalitetsnormer avseende ytvatten. Konsoliderad utgåva COMMISSION IMPLEMENTING DECISION (EU) 2015/ Webbplatser Naturvårdsverkets Screeningdatabas WikiPharma EUCAST databas Schweiz bedömningsgrunder för bland annat läkemedel ECHAs databas Personlig kommunikation 11.5 GIS Tobias Renberg, tf enhetschef kunskaps- och beslutsstöd (statistik), ehälsomyndigheten. daterat Följande källor har använts för geografiska data. Avrinningsområden geodataportalen, SMHI Avrinningsområden har bestämts för in- och utlopp till större sjöar, mynningen av biflöden, vattenföringsstationer med mera. Avrinningsområden har även bestämts för de vattenförekomster som rapporterat till EU i enlighet med artikel 5 i vattendirektivet. Huvudavrinningsområden är markerade med lilakantlinje i kartan, delavrinningsområden är finare zoomnivåer och markeras med röd kantlinje. Utsläppspunkter från reningsverk > 2000 PE - Naturvårdsverket Notera att för utsläppspunkter som ligger i havet saknas information om belastning från avrinningsområdet. 47

56 Riksintresse skyddade vattendrag, MB 4:6 Geodataportalen, Havs och vattenmyndigheten Odling av fisk, skaldjur eller alger Vattenbruk, Jordbruksverket LstAB FISK Lekområden för abborre (Balancemodell), Stockholm Länsstyrelsen, LstAB FISK Uppväxtområden för abborre (Balancemodell), Stockholm Länsstyrelsen, LstAB FISK Uppväxtområden för gädda (Balancemodell), Stockholm Länsstyrelsen, LstAB FISK Uppväxtområden för gös (Balancemodell), Stockholm Länsstyrelsen, LstO Vattendrag med lax och havsöring, Västra Götalands län Länsstyrelsen Terrängkarta Lantmäteriet Åtgärder i vatten - Länsstyrelsen Gällande Åtgärder i vatten anger länsstyrelsen följande definitioner. Bildande fvo Biotopvård Fisketillsyn Fiskevårdsplan Fiskutsättning Fiskvägar Fiskevägstyper Hydrologisk restaurering Information Bildande av fiskevårdsområden enligt LOFO (Lag om fiskevårdsområden). Alla åtgärder för att återställa vattnens fysiska miljö till naturlika förhållanden och öka den biologiska mångfalden och/eller förbättra produktionen av fisk. Tillsyn att regler kring fiskets bedrivande i ett vatten följs. Plan för fiskevårdens bedrivande i ett eller flera vatten. Utsättning av odlade eller vildfångade fiskar, kräftor eller musslor. Utrivning av vandringshinder, omläggning av vägtrummor samt byggnation av naturlika passager (t ex omlöp) eller tekniska konstruktioner (fiskvägar) för att skapa framkomlighet förbi hinder för fiskars och andra vattenlevande djurs rörlighet i sjöar och vattendrag. Enkel passage, denilränna, kammartrappa, slitsränna, inlöp, omlöp, sprängd fiskeväg, ålyngelledare, övriga passager. Åtgärder som innebär en hydrologisk restaurering. Kan vara återskapande eller kompensationsåtgärder. Kan vara information om fiske, fiskevård, tillsyn eller annat som rör skötsel eller nyttjande av ett vattenområde. 48

57 Uppföljning/inventering/ resursövervakning Utbildning Utredning/Artspecifik åtgärdsplan Övrig fysisk åtgärd Provfisken, undersökningar av växt och djurliv, insamling och sammanställande av fångstrapportering etc. Uppföljning sker efter genomförande av någon annan åtgärdstyp. All utbildning som har med skötsel av ett vattenområde att göra som tillsynsmän, fiskevårdare etc. Arbete med utredning av specifika problem och åtgärder för exempelvis hotade arter/stammar i ett vattenområde. Andra åtgärder som innebär en fysisk åtgärd som kan kopplas till en specifik plats. 12 Bilagor 12.1 Avloppsvattnets rörelse och spridning i recipienten Data om respektive avloppsreningsverk hämtades från reningsverkens miljörapporter och för kompletterande information togs muntlig och/eller skriftlig kontakt med driftansvarig eller annan sakkunnig. Miljörapporterna ger information om flöde, personekvivalenter och recipient samt viss information om utflödets placering och ibland om sjukhus är kopplade till verket. Där information saknas, till exempel om diametern på utloppet eller recipientens djup, har kontaktpersonen på verket gjort en uppskattning. I kustregionen kompletterades eller styrktes data med hjälp av Eniros sjökort ( Koordinater för respektive utsläppspunkt från reningsverk erhölls från Naturvårdsverket och jämfördes med information från reningsverken. Avrinningsområdena är uppdelade i mindre områden och data om recipienten (temperatur, salthalt och flöde) hämtades från SMHI:s vattenwebb ( Medelvärden mellan åren 2004 till 2014 användes i beräkningarna. Eftersom Vattenwebb endast anger flöden ut ur de olika avrinningsområdena har, i de fall avloppsreningsverket är beläget högt uppströms i ett avrinningsområde, flödet ut ur det uppströms liggande avrinningsområdet använts för beräkningar. I de fall avloppsreningsverket är beläget ungefär mitt i ett avrinningsområde har flödet där uppskattats genom att beräkna den areaspecifika avrinningen och den bidragande arean fram till avloppsreningsverkets utsläppspunkt och sedan addera produkten av dessa till föregående avrinningsområdes utgående flöde Undantag från detta förfarande var Umeå där reningsverket ligger på en ö vilket medför att Umeälven får två separata vattenvägar och i en av dessa släpps vatten från verket ut. Då flödet endast är känt uppströms ön uppskattades flödet i den aktuella fåran genom att använda förhållandet mellan de två fårornas tvärsnitt och flödet antogs fördelas proportionerligt mellan dessa. 49

58 Om recipienten var ett vattendrag antogs temperaturen vara densamma i hela flödet på grund av omrörning. Ingen djupanalys angående temperaturen utfördes. Vid större sjöar och hav är tillgänglig data modellerad efter djup och närmaste värde för uppskattat djup användes i beräkningarna. Med hjälp av temperatur och eventuell salthalt beräknades sedan recipientens densitet. Temperaturen i vattnet från avloppsreningsverket baserades på expertbedömning. Där flödet i recipienten är högt i förhållande till avloppsreningsverkets utflöde uppstår turbulens och utloppsvattnet förväntas blandas omedelbart i recipienten. Ingen plym hinner utvecklas då transportsträckan är för kort och recipientens flöde och rörelse bedöms ha en större inverkan. I dessa fall beräknades spädningsfaktorn baserat på hur mycket av avloppsvattnets flöde som späddes i recipienten, dvs långtidsmedelvärdesberäkningar Långtidsmedelvärdesberäkningar Då utsläppen pågår under lång tid till respektive recipienten är ett långtidsmedelvärde av koncentrationen i recipienten av intresse. Utspädningsfaktorn Sm kan då beräknas enligt: s m = Q recipient + Q utsläpp Q utsläpp Två olika spädningar beräknades för de verk vars recipient är vattendrag. Avloppsreningsverkens flöde sattes till medelvärdet men vattendragets flöde antogs i ett fall vara ett medelflöde och i ett fall vara ett medellågflöde. Medellågflödet kan representera sommarmånaderna Beräkningar av utspädning i plym Modellerna som används för att beräkna effekten av ett utsläpp i en recipient är normalt olika för när- och fjärrzonen. I närzonen används ekvationerna som beskriver utbredning av en turbulent stråle, medan i fjärrzonen tillämpas normalt olika formuleringar av allmänna spridningsekvationen (advektion-diffusionsekvationen). I båda dessa typer av modeller ingår koefficienter som företrädesvis bestäms genom jämförelser med fältdata, men generellt är det lättare att ange koefficientvärden i strålekvationerna än i den allmänna spridningsekvationen. I den senare ekvationen ingår diffusionskoefficienter och utbyteskoefficienter som är svåra att uppskatta. Närzonen Närzonen omfattar området nära utsläppspunkten där strålens initiala karakteristika bestämmer transport och omblandning av det utsläppta vattnet. I detta område är strömningsförhållandena i vattendraget inte avgörande för utspädningen (konservativt antagande) men vattendjupet är av betydelse. De ekvationer som styr hur en stråle breder ut sig i närzonen omfattar: Kontinuitetsekvationen för vatten Kontinuitetsekvationen för utsläppt värme Rörelsemängdsekvationen i horisontalled 50

59 Rörelsemängdsekvationen i vertikalt led Normalt måste dessa ekvationer lösas numeriskt, beroende på begynnelse- och randvillkorens utseende. För vissa enkla fall där antalet styrande parametrar är begränsat kan resultaten presenteras i diagramform för snabb och enkel användning. För en horisontell stråle som släpps ut i en stillastående recipient med högre densitet än strålen och där densiteten i recipienten är konstant är det fyra dimensionslösa storheter som beskriver strålens utbredning, nämligen: x/do, z/do, Frd och Sm, där x och z är den horisontella respektive vertikala koordinaten från utsläppspunkten och Frd Froudes densimetriska tal definierat som: Fr d U o a g a Detta tal kvantifierar den relativa betydelsen av initial rörelsemängd och densitetsskillnad för strålens utbredning. Om densitetsskillnaden är mindre blir utspädningen mindre. Figur 4-1 illustrerar lösningen till ekvationssystemet som beskriver strålutbredningen i stillastående recipient med högre densitet än strålen i termer av de fyra dimensionslösa storheterna (strålen avbördas horisontellt). Med kännedom om Frd och h/d kan följaktligen Sm bestämmas och koncentrationen vid vattenytan uppskattas från figur Då vattnets rörelse ger upphov till en friktion mot kanalens sidor kommer hastigheten nära stranden att vara lägre än hastigheten i mittfåran, i detta fall väsentligt lägre då utloppen är belägna nära stranden på grunt vatten och recipienten kan antas vara stillastående. Fjärrzonen Fjärrzonen omfattar det område av recipienten där initiala karakteristika hos strålen inte inverkar på transport och omblandning av det utsläppta vattnet. Efter inlagring av strålen transporteras och blandas det utsläppta vattnet beroende på förhållandena i recipienten, inkluderat medelhastighet, eventuell skiktning, turbulens och värmeutbyte. Som konstaterats ovan ingår diffusions- och utbyteskoefficienter, som är svåra att uppskatta, i de modeller som kan användas för att beräkna omblandningen. Modellerna i sig är också så komplicerade att de inte med lätthet låter sig beräknas för hand inom ramen för en så pass översiktlig undersökning som denna. Det kan dock konstateras att ett så tunt skikt, mindre än 30 cm, av avloppsvatten som redan är utspätt 25 gånger, tämligen snabbt kommer att omblandas ytterligare med recipientvatten på grund av vindens och vågornas inverkan tillsammans med recipientens strömmar och därmed spädas ytterligare. Hur snabbt detta förlopp sker beror till största delen på vind- och strömförhållanden. o D o 51

60 Figur 4-1 Dimensionslöst diagram som beskriver strålutbredningen i en stillastående vattenmassa med högre densitet än det utsläppta vattnet i termer av x/do, z/do, Frd och Sm (från Jönsson, 1980, Recipienthydraulik Teknisk Vattenresurslära, LTH/Lunds Universitet, Lund.). 52