Grundrapport AMM 12/11. Ghayda Fakhri Fouad, kemist, fil.mag Katja Hagström, yrkeshygieniker, fil.dr

Transkript

1 Förekomst av läkemedelsrester i dricksvatten, vattenmiljö och slam En litteratursammanställning av utsläpp av läkemedelsrester i rå- och dricksvatten, slam från avloppsreningsverk samt i våtmarker i Sverige Grundrapport AMM 12/11 Ghayda Fakhri Fouad, kemist, fil.mag Katja Hagström, yrkeshygieniker, fil.dr Arbets- och miljömedicinska kliniken Universitetssjukhuset, Örebro 1

2 2

3 Innehållsförteckning Sammanfattning Bakgrund Miljöklassificeringen idag Riskkvot PBT-index Stor belastning i tredje världen Miljöeffekter Antibiotika Beta-blockerare Antiinflammatoriska läkemedel Könshormoner Antidepressiva medel Avloppsrening Avloppsreningsverk Kompletterande reningsprocesser Våtmarkers egenskaper Provtagning och analysmetodik Provtagningsmetoder Dricksvatten Avloppsslam Analysmetoder Upparbetning av vattenprover Identifiering och kvantifiering Halter av läkemedel Rå- och dricksvatten Slam Våtmark Diskussion Slutsatsen Referenser Bilaga

4 Sammanfattning Användningen av läkemedel i världen ökar både för människor och djur med 3-5 % varje år. De aktiva substanserna, också kallade API (Active Pharmaceutical Ingredients) skiljer sig från andra kemikalier eftersom de utvecklas för att i låga doser påverka biologiska processer. Förekomst av läkemedelsrester i vattenmiljöer är ett växande problem. Läkemedlen och dess nedbrytningsprodukter kan spridas via avloppsvatten till avloppsreningsverk (ARV) och hamnar i grundvatten, recipienter, dricksvatten och slam. ARV kan inte helt avlägsna läkemedelsrester från avloppsvattnet. Studier har visat att låga halter av läkemedelsresterna kan ha vissa effekter på vattenlevande organismer efter lång tids exponering. MistraPharma är ett forskningsprogram som arbetar för att identifiera farliga ämnen som utgör en betydande risk för vattenlevande organismer. I sin aktuella forskning kommer de att utvärdera effektiviteten hos befintliga reningsmetoder för att reducera utsläppen av de problematiska läkemedlen samt att utveckla nya metoder som visat sig vara bra på att rena bort läkemedelsrester. Denna rapport är en litteratursammanställning över resultat utifrån mätningar av läkemedelsrester i rå- och dricksvatten, slam från avloppsreningsverk och i våtmarker i Sverige Enligt denna sammanställning återfanns flera högre halter av läkemedelssubstanser i råvatten jämfört med dricksvatten från flera vattenverk i Sverige. Halterna för många substanser har minskat under reningsprocessen men inte alla. De högsta halterna i råvatten sågs för tramadol, karbamazepin, atenolol, paracetamol, oxazepam och metoprolol. Tramadol sågs också i högsta halter i dricksvatten, följt av paracetamol, karbamazepin, atenolol, oxazepam och metoprolol. Hittills har inga akuttoxiska hälsoeffekter påvisats vid de låga halterna och inga negativa hälsoeffekter tillskrivits förekomsten av läkemedelsrester i dricksvatten. Man måste dricka flera tusen liter om dagen för att komma upp i en terapeutisk dos av något läkemedel. Problemet är inte akut, men det är svårt att veta om de nuvarande nivåerna av läkemedelsrester i dricksvattnet är ofarliga vid långtidsexponering. Utifrån tillgängliga data har flera läkemedelsrester hamnat i avloppsslam. Flera ämnen återfanns i höga halter i orötat slam men efter att stabilisera det genom rötning och avvattning blev mängden lägre. I orötat slam hittades till exempel tetracyklin, ibuprofen, naproxen och doxycyklin i högsta halter. I slam sågs ciprofloxacin, norfloxacin och tetracyklin. I avvattnat slam hittades ciprofloxacin och norfloxacin. Reduktionen av läkemedelsrester i slam varierade mycket mellan olika aktiva substanser. Många substanser i avloppsslam har reducerats kraftigt, nästan till 100 %. Reduktionen av läkemedelsrester i våtmarker varierade mellan olika typer av våtmarker. Enligt denna sammanställning sågs att vissa ämnen bryts ner väldigt bra i Ekebys och Trosas våtmarker, till exempel ketoprofen, citalopram och progesteron, medan Nynäshamns och Oxelösunds våtmarker reducerades halterna av ibuprofen och atenolol bättre. Resultaten visar skillnad i reduktionsgrad mellan samma ämne i olika våtmarker och mellan olika ämnen i samma våtmark. Variationen i reningseffektivitet för de fyra undersökta våtmarkerna beror troligen på utformningen av våtmarken och den biologiska aktiviteten i form av kväveomvandlig. Det kan även bero på att vattenprover togs under olika årstider, variationer i substansernas egenskaper samt vattenflödets storlek. Ghayda Fakhri Fouad Miljökemist Katja Hagström Yrkeshygieniker 4

5 5

6 1. Bakgrund Läkemedel är en viktig del inom sjukvården och är av stor betydelse för människors liv och hälsa (Daughton & Ruhoy, 2009). Användningen av läkemedel i världen stiger både för människor och inom veterinärmedicin med 3-5 % varje år (Socialstyrelsen, 2009a; Wennmalm, 2010). I Sverige används ungefär aktiva substanser och hjälpämnen i cirka olika läkemedel för människor och djur (Läkemedelsverket, 2009). En dos av ett läkemedel innehåller såväl aktiva substanser som hjälpämnen. De aktiva substanserna, också kallade API (Active Pharmaceutical Ingredients) är utvecklade för att förebygga sjukdom eller lindra sjukdomssymtom (Kummerer, 2009). De flesta läkemedel är kemiskt stabila och något fettlösliga för att kunna stå emot den sura miljön i magsäcken (Wahlberg et al., 2010). Det innebär att de låga halter av läkemedel som kan uppnås i kroppen kan påverka människans och andra levande organismers biologiska processer (Läkemedelsverket, 2004). Huvuddelen av läkemedlen passerar människokroppen och utsöndras via urin och avföring. Läkemedlen och dess nedbrytningsprodukter kan spridas via avloppsledningssystem till avloppsreningsverk (ARV) och hamnar i våra vattendrag (Läkemedelsverket, 2004). En annan möjlig källa till läkemedelsutsläpp i naturen sker genom att de överblivna eller utgångna läkemedlen från sjukhus eller hushåll kasseras på felaktigt sätt (Läkemedelsverket, 2009; Naturvårdsverket, 2008; Wennmalm, 2010). För att kunna bedöma om en läkemedelssubstans utgör någon risk för människor, vattenlevande organismer eller orsakar skador i miljön, behöver en miljöriskbedömning och miljöklassificering utföras (Läkemedelsverket, 2004; Rudén et al., 2009). En miljöriskbedömning kan bestämma långsiktiga effekter av alla API:er, deras metaboliter och omvandlingsprodukter (Kummerer, 2009; Läkemedelsverket, 2004). Bedömningen är dock svår och osäker att utföra beroende på otillräcklig kunskap om ekotoxikologiska effekter och klasseffekter av olika läkemedel i miljön (Läkemedelsverket, 2004). Vetenskaplig litteratur har dock inte rapporterat några kända hälsoeffekter på människan på grund av utsläpp av läkemedelsrester, men dessa kan främst påverka vattenlevande organismer (Socialstyrelsen, 2009b). Det inkommande avloppsvattnet i ARV behandlas och renas i två olika elimineringsprocesser. Lösta och lättnedbrytbara ämnen reduceras i den biologiska reningen medan huvuddelen av fettlösliga organiska ämnen kan bindas till slammet som är en restprodukt (Naturvårdsverket, 2008; Westerlund, 2005). Efter reningsprocesser och slambehandling i ARV kan slam användas som gödselmedel inom jordbruket eller som bränsle i värmeverk (Wennmalm, 2010). Våtmarker har ganska god förmåga att rena avloppsvatten och reningseffektiviteten är anmärkningsvärt hög. Reningen sker antingen genom att ämnena bryts ned eller omvandlas, för att stanna i våtmarken och lagras i sedimentet (Davidsson, 2003). Kunskapen om vilka läkemedel som ansamlas i miljön har ökat successivt med utvecklingen av känsligare analysmetoder (Läkemedelsverket, 2004; Wahlberg et al., 2010). Många studier har undersökt halterna av läkemedelsrester i avloppsvatten från sjukhus, avloppsreningsverk samt i dricksvatten i Sverige (Helmfrid & Eriksson, 2010; Socialstyrelsen, 2001, 2009a; Wennmalm, 2010). Endast ett fåtal studier har rapporterat uppmätta nivåer av läkemedelshalter i avloppsslam och behandlingsvåtmarker, vilket troligen beror på att tillförlitliga analysmetoder för analyser i slam saknas (Helmfrid & Eriksson, 2010; Socialstyrelsen, 2001; Wennmalm, 2010). 6

7 Syftet med denna rapport är att göra en litteratursammanställning över resultat utifrån mätningar av läkemedelsrester i rå- och dricksvatten, slam från avloppsreningsverk och i våtmarker i Sverige mellan 2005 och Rapporten syftar också till att öka kunskapen för att göra en riskbedömning för flödet av olika läkemedelssubstanser i vattenmiljö och samhälle. 2. Miljöklassificeringen idag Det finns två miljöklassificeringssystem i Sverige idag för att bedöma läkemedelssubstanser. Klassificering grundas på ämnets förmåga att orsaka en risk i den akvatiska miljön. Syftet med systemen är att det ska finnas lättillgänglig miljöinformation om olika API:er på den svenska marknaden till patienter, förskrivare samt specialister inom vården (Gunnarsson & Wennmalm, 2009; LIF, 2007; SLL, 2010; Ågerstrand & Rudén, 2010). De två olika systemen är riskkvot och PBT-index. 2.1 Riskkvot Under 2005 började Läkemedelsindustriföreningen (LIF) att utveckla klassificeringen till att även omfatta en miljöriskbedömning och presenteras på LIF har utvecklat ett nationellt frivilligt system för miljöklassificering av läkemedelssubstanser, för att ge begriplig miljöinformation för olika användare. Miljöklassificeringen är grundat på European Medicines Agency (EMEA) och är det första i sitt slag och har därför fått stor uppmärksamhet internationellt. Miljöriskbedömning kallas SECIS (Swedish Environmental Classification and Information System for pharmaceuticals) och baseras på standardiserade tester. All data som används på ww.fass.se för att klassificera substanserna granskas av IVL Svenska Miljöinstitutet AB, innan görs den tillgänglig för allmänheten (Fass, 2009; LIF, 2007). Systemet utarbetades gemensamt av LIF, Läkemedelsverket, Sveriges Kommuner och Landsting, Apoteket AB samt Stockholms läns landsting (Läkemedelsverket, 2009; Naturvårdsverket, 2008). Miljöriskbedömning baseras på riskkvoten som är kvoten mellan förväntad koncentration av läkemedlet i den yttre miljö PEC (Predicted Environmental Concentration) eller kan ersättas med den uppmätta koncentrationen i våra svenska vatten MEC (Meassured Environmental Concentration) (Fass, 2011) och den högsta halten av läkemedelssubstansen som inte har negativ effekt på djur och växter i miljön PNEC (Predicted No Effect Concentration). Miljörisken uttrycker akut toxisk risk för vattenmiljön och anses som försumbar, låg, medelhög, hög eller kan ej uteslutas på grund av otillräckligt data (LIF, 2007). Toxiciteten för akvatiska organismer uppskattas utifrån resultaten av toxicitetstest omfattande tre trofinivåer; alger, kräftdjur (Daphnia magna eller Ceriodaphnia dubia) och fisk. I bedömningen används data för den känsligaste organismen (Ågerstrand & Rudén, 2010). Många klassificeringar i systemet baseras på akuta toxicitetsstudier som mäter hur organismen klarar sig när den utsättas för höga halter av läkemedelssubstansen under ett kort tid (Fass, 2009). Tyvärr är problemet i flera fall att PNEC-värde saknas, eller beräkningen presenterades på felaktig sätt (Janusinfo, 2009). Tämligen bristfälliga data, tillgängliga ekotoxikologiska data kan inte uteslutas, lägsta NOEC (No observed-effect-concentration) eller EC 50 -värden saknas. Några viktiga begrepp liksom kortsiktiga och långsiktiga termer behöver identifieras med mer detaljer (Janusinfo, 2009; Ågerstrand & Rudén, 2010). Det finns ett behov för kroniska toxicitetsstudier genom att utsätta organismen för låga halter av läkemedelssubstansen under en längre period. Dessa uppgifter bedöms mer nödvändiga för 7

8 läkemedel eftersom den nya lagstiftningen inom EU baserar sig på långtidseffekter av läkemedel (Fass, 2009). En svensk studie visade dock att systemet behöver förbättras (Ågerstrand & Rudén, 2010). Ett stort antal länder har ändå visat intresse för att införa ett liknande system (LIF, 2007; Läkemedelsverket, 2009). En tredjedel av riskbedömningar på LIF:s webbplats är också endast på svenska (Ågerstrand & Rudén, 2010), vilket gör att tillgången på information till de icke-svensktalande användarna minskar. Dagens system för miljöriskbedömning saknar tydlig handledning, vilket leder till olika tolkningar och resultat (Ågerstrand & Rudén, 2010) samt att möjligheten att välja läkemedel med mindre miljöpåverkan saknas. Om ett företag utfört olika tester av en substans kan olika resultat påvisas och samma substans kan bedömas olika på olika läkemedelsföretag (Naturvårdsverket, 2008). Miljöklassificeringen koncentrerar sig på en läkemedelssubstans i taget och tar inte hänsyn till blandningarna av läkemedel med många andra ämnen som finns i låga halter i vatten. Det finns liten kunskap om hur denna blandning kan påverka vattenlevande organismer, även om halterna inte är akut skadliga för vattenmiljön (Fass, 2009). 2.2 PBT-index Den andra miljöklassificering är PBT-index som beskriver ämnes miljöfarlighet och tar hänsyn till nedbrytning av läkemedelssubstanser i naturen. Systemet baseras på substansens egenskaper; Persistens är förmåga att stå emot nedbrytning i vattenmiljö. Bioackumulation är ansamling i fettvävnad. Potentiell bioackumulerbarhet bedöms utifrån fördelningskoefficienten mellan två fassystem, oktanol som simulerar fettvävnad och vatten (Kow). Toxicitet är giftighet för vattenlevande organismer, bedöms utifrån resultaten av toxicitetstest omfattande tre trofinivåer; fisk, Daphnia och alger. Persistens och Bioackumulations egenskaper ges ett siffervärde 0 eller 3, medan Toxicitet kan ha ett siffervärde mellan 0 och 3. Summan av dessa värden utgör PBT-index i intervallet 0-9, se tabell 1 (Janusinfo, 2009; LIF, 2007; Läkemedelsverket, 2004; SLL, 2010). Vissa ämnesgrupper har inte någon miljöpåverkan och är därför undantagna från miljöklassificeringen, till exempel; vitaminer, aminosyror, kolhydrater, lipider och vacciner (Janusinfo, 2009). Modellen framställdes av Stockholms läns landsting (SLL) och Apoteket AB och miljöinformation kan hämtas från (SLL, 2010). Tabell 1. Bedömning med siffervärden för substansens egenskaper Persistens, Bioackumulation och Toxicitet (Janusinfo, 2009) Substansens egenskaper Siffervärde Persistens (biologiskt lättnedbrytbar) Lättnedbrytbart 0 Svårnedbrytbart 3 Bioackumulation (potentiellt bioackumulerande) Ja 3 Nej 0 Toxicitet Mycket hög toxicitet (LC/EC/IC50 < 1mg/l) 3 Hög toxicitet (LC/EC/IC mg/l) 2 Måttlig toxicitet (LC/EC/IC mg/l) 1 Låg toxicitet (LC/EC/IC50 >100mg/l) 0 8

9 3. Stor belastning i tredje världen I Sverige anses utsläpp av läkemedelsrester vara mindre än i andra länder. Tillverkning av läkemedel leder till att läkemedelsrester når vattendrag som förekommer utanför Europa. Under senaste åren har tillverkningen av de aktiva substanserna i läkemedel flyttat bland annat till Indien och Kina (Larsson et al., 2007). Svenska forskare analyserade utsläppet från reningsverket i Patancheru, ett industriområde i södra Indien. Detta reningsverk hanterar avloppsvatten från 90 läkemedelsfabriker. Fabrikerna tillverkar de aktiva substanser som ingår i en stor del av världens läkemedel (Larsson et al., 2007). I det renade avloppsvatten från detta reningsverk identifierades bland annat antibiotika, betablockerare och antidepressiva läkemedel i halter som är högre än vad som finns i blodet hos en behandlad patient. Reningsverket släpper till exempel ut ciprofloxacin som används mot urinvägsinfektion och är ett svårnedbrytbart bredspektrumantibiotikum som tillhör gruppen fluorokinoloner. Halterna av detta ämne (30 mg/l) var en miljon gånger högre än halten som uppmättes i svenska reningsverk. Mängden ciprofloxacin som släpptes ut från detta reningsverk var 45 kg under ett dygn. Det är lika mycket som förbrukas i hela Sverige under 5 dagrar (Fick et al., 2009; Larsson et al., 2007). Produktionsutsläpp från denna typ av läkemedel ger en ökad risk för att multiresistenta bakteriestammar bildas (Läkemedelsverket, 2009). I en annan studie hittades höga halter av läkemedelssubstanser i vattenprov från två sjöar i Indien. Sjöarna hade inte någon tillförsel av vatten från Patancherus reningsverk. Studierna visade att vattenprov från brunnar i sex närliggande byar också var kontaminerat av flera läkemedel och resultatet tyder på att utsläppen av läkemedel har förorenat grundvattnet i regionen. Halterna i brunnsvatten var inte så höga att de kan ge direkta effekter på människor som dricker vatten, men risken för resistensutveckling är stor (Fick et al., 2009; Läkemedelsverket, 2009). 4. Miljöeffekter Alla läkemedel har minst en aktiv substans som ger läkemedlet dess effekt (Läkemedelsverket, 2004). De aktiva substanserna är oftast svårnedbrytbara och flera av dessa kan inte omvandlas eller avskiljas genom reningsprocesser i ARV (Landstinget i Uppsala län, 2005). I utgående avloppsvatten har hittats en mängd kemikalier och spår av läkemedelsrester som används i samhället (Läkemedelsverket, 2009). Läkemedel brukar klassas i tre grupper utifrån deras egenskaper i miljön. Grupp ett innehåller lättnedbrytbara ämnen som inte kan detekteras i vattenmiljö, varför miljöpåverkan bedömdes som försumbar. Exempel på ämnen i denna grupp är acetylsalicylsyra som tillhör gruppen icke-steroida antiinflammatoriska läkemedel (NSAID, Non-Steriod Anti Inflammatory Drugs). Grupp nummer två är ämnen som är vattenlösliga men stabila som kan gå intakta genom avloppsreningsverk, till exempel blodfettssänkande läkemedel. I den tredje gruppen ingår svårnedbrytbara och fettlösliga läkemedel som kan ansamlas i avloppsslam eller föras ut med avloppsvatten, till exempel antibiotika som fluorkinoloner och tetracykliner (Bendz et al., 2005). En del av dessa ämnen kan klassificeras som miljöfarliga om de utgör eller kan komma att utgöra en direkt, långsiktig eller försenad risk för akvatisk miljö (Läkemedelsverket, 2004; Svenson & Ek, 2008). Det finns särskilda insatser för att minska förskrivningen av flera speciella läkemedel som är miljöstörande och arbete för att använda alternativ till dessa pågår (Landstinget i Uppsala län, 2009). 9

10 På senare år har forskarna upptäckt effekter av olika läkemedel vid halter som uppmätts i miljön. Rapporterade effekter kommer från studier på fisk, eftersom fiskar fysiologiskt är ganska lika människan på många sätt (Naturvårdsverket, 2008). Standardiserade laboratorietester tar reda på akut toxicitet i vattenlevande organismer, biologisk nedbrytbarhet samt bioackumulerande förmåga (Läkemedelsverket, 2004). Resultaten visar att flera läkemedel inom grupperna; sömnmedel, könshormoner, fluorokinoloner och antibiotika, SSRI (selektiva serotoninåterupptagshämmare), NSAID, betablockerare och blodfettsänkare (statiner) kan ha miljöeffekter (Landstinget i Uppsala län, 2009; Läkemedelsverket, 2009). 4.1 Antibiotika Antibiotika är en grupp läkemedel som används för att behandla svåra bakterieinfektioner. Det finns flera olika grupper av antibiotika, till exempel penicillin, cefalosporiner, karbapenemer och tetracykliner (Smittskyddsinstitutet, 2010). Antibiotika i miljön riskerar att bidra till att multiresistenta bakterier utvecklas och sprids. Detta eftersom bakterier kan byta gener med varandra och på det sättet sprida resistensgener. Därför är det viktigt att antibiotika används på rätt sätt och bara när det behövs (Läkemedelsverket, 2009; Smittskyddsinstitutet, 2010). WHO och EU har utarbetat strategier för att behandla ökande resistensutveckling inom mikrobiella grupper i samhället (Läkemedelsverket, 2009; Sanderson et al., 2004). 4.2 Beta-blockerare Metoprolol, nadolol, propranolol, atenolol, bisoprolol och sotalol är exempel på läkemedel i denna grupp. Beta-blockerare används vid behandling av högt blodtryck och för att förhindra återfall hos patienter med hjärtinfarkt (Läkemedelsverket, 2004). De flesta av dessa ämnen är specifikt toxiska för grönalger (Bendz et al., 2005) och små planktoniska kräftdjur (Daphnia magna) (Hernando et al., 2004). Propranolol och metoprolol har en hög förmåga att motstå nedbrytning i vattenmiljön. Propranolol är den mest fettlösliga föreningen, har potential att lagras i vattenlevande organismer (Maurer et al., 2007) och minskar äggproduktionen hos riskfiskar vid 0,5 µg/l (Huggett et al., 2002). Metoprolol ger i låga koncentrationer upphov till olika cellförändringar i flera organ i fiskar. Metoprolol används mer i Skandinavien och halterna som detekterades är generellt högre i avloppsvatten i Sverige och Danmark i jämförelse med Grekland, Italien och Frankrike (Paxéus, 2004). 4.3 Antiinflammatoriska läkemedel En grupp av antiinflammatoriska läkemedlen kallas även NSAID (icke-steroid antiinflammatoriska läkemedel). NSAIDer är inflammationsdämpande, smärtstillande och febernedsättande genom att hämma verkan av enzymet cyklooxygenas (cox) i kroppen. Flera substanser i gruppen används i stor omfattning och har negativa miljöeffekter. Till denna grupp hör till exempel diklofenak (voltaren, diklofenak T och orifarm), ibuprofen (ipren), ketoprofen (orudis, oruvial), naproxen (eleve) och acetylsalicylsyra (aspirin). En studie visade att 99 % av de 3 vanligaste arterna av gamar i Indien och Pakistan hade utrotats på mindre än 10 år. Boskapsdjur i dessa länder behandlas ofta med diklofinak och gamarna som äter självdöda djur avled i njursvikt (Oaks et al., 2004). Det har också visats att 0,8 mg diklofinak per kg kroppsvikt kan döda en gam inom 48 timmer efter intaget (Naidoo et al., 2009) 10

11 4.4 Könshormoner Naturliga hormoner östriol och östradiol (östrogener) samt syntetiskt hormon etinylöstradiol som ingår som aktiv substans i preventivmedel och hormonplåster är kända för att ha hormonstörande effekter på vattenlevande organismer (Svenson & Ek, 2008). Östron är en metabolit till östriol och östradiol som bidrar till östrogeniteten i avloppsvatten. Exponering för östrogener har gett specifika köns- och hormonförändringar hos fiskar och groddjur (Kidd et al., 2007). Reningsprocesserna i ARV är olika effektiva när det gäller reducering av hormonstörande ämnen i avloppsvatten (Naturvårdsverket, 2008). Hormonplåster innehåller östrogenet etinylestradiol och gestagenet norelgestromin. De fungerar på samma sätt som p- piller. Även efter att hormonplåster med etinylöstradiol har använts så finns cirka 80 % av det totala läkemedelsinnehållet kvar. Detta gör att nerspolade hormonplåster kan leda till att relativt stora mängder av etinylöstradiol sprids i naturen. Hormonplåstren ska återlämnas till Apoteket för att undvika negativa miljöeffekter (Läkemedelsverket, 2011). Levonorgestrel kommer från akut p-piller och har återfunnits i utgående avloppsvatten i koncentrationer runt 1 ng/l. Hormonet kan ackumulera i fiskplasma och halten på fyra gånger högre än hos en behandlad patient har noterats. En studie har visat reducerad fertilitet hos regnbågfisk efter att ha exponerats för renat avloppsvatten från 3 svenska reningsverk i Stockholm, Umeå och Göteborg under 14 dager. Avloppsvatten innehöll levonorgestrel i en halt på 0,8 ng/l (Fick et al., 2010). Exponering för levonorgestrel kan kraftigt hämma tillväxt av grodyngel och det honliga reproduktionssystemet genom att störa utvecklingen av äggstockar och äggledare som orsakar att honorna blir sterila vid 0,8 ng/l (Kvarnryd et al., 2011). 4.5 Antidepressiva medel Antidepressiva medel delas in i flera grupper. Sömnmedel och lugnade medel är det som mest används hos äldre. Exempel på sömnmedel är stilnoct och zopiklon. Mot oro används oxascand och atarax. Idag används en annan typ av antidepressivt medel så kallade SSRImedel (selective serotonin reuptake inhibitor). Fluoxetin är ett SSRI-preparat som har effekter i flera vattenlevande organismer och kan påverka simaktiviteten hos märlkräftor vid 10 ng/l (De Lange et al., 2006). En annan studie visade att reproduktionen hos snäckor stördes vid 3,2 µg/l fluoxetin. Sertralin är ett annat SSRI-preparat som klassas med medelhög miljörisk och lägre PBT än andra preparat i gruppen som till exempel citalopram (Naturvårdsverket, 2008; Nentwig, 2007). Fiskar som exponeras för antidepressiva medel kan få påverkan på central nervsystemet och beteendeförändringar vilket ger en minska förmågan att överleva i ekosystemet (Rudén et al., 2009). 5. Avloppsrening Utsläpp av obehandlat avloppsvatten till vattendrag leder till flera problem i samhället. Enligt miljöbalken 9 kap 7 Avloppsvatten skall avledas och renas eller tas om hand på något annat sätt så att olägenhet för människors hälsa eller miljön inte uppkommer. För detta ändamål skall lämpliga avloppsanordningar eller andra inrättningar utföras. Avloppsreningsverken är konstruerade för att rena avloppsvatten av hushållskaraktär. ARV tar inte bara emot avloppsvattnet från hushåll utan också avloppsvatten från olika verksamheter och industrier (Naturvårdsverket, 2008). 5.1 Avloppsreningsverk Ett avloppsreningsverk består generellt sett av två huvuddelar, en för avloppsvatten och en för slam. I Sverige hanteras avloppsvatten i de flesta fall mekaniskt, biologiskt eller kemiskt. Den 11

12 andra delen är slambehandling och då stabiliseras avloppsslammet i lite större ARV vanligtvis med rötning. Den totala uppehållstiden i förbehandlingen i ett ARV varierar från 4-5 timmar upp till något dygn beroende på den strukturella uppbyggnaden och reningsprocessen i verken (Naturvårdsverket, 2008; Wahlberg et al., 2010). Nedan följer en kortfattad beskrivning av de olika reningsprocesserna i ett ARV enligt rapporter från Stockholms vatten och Naturvårdsverket (Naturvårdsverket, 2008; Wahlberg et al., 2010). Mekanisk rening Det inkommande avloppsvatten behandlas mekaniskt för att ta bort grova partiklar. Detta sker genom rensgaller, luftade eller oluftade sandfången och försedimentering. Biologisk rening Här avlägsnas organiskt material och kväve innan det utgående avloppsvattnet släpps ut i recipienten. Ammoniumkväve omvandlas till kvävgas och organiska materialet bryts ned (oxideras) till koldioxid och vatten samtidigt som ny biomassa byggs upp genom slamtillväxt. Denna sker med hjälp av mikroorganismer, främst olika bakterier som redan finns i inkommande avloppsvattnet. Kemisk fällning I detta steg minskar fosfatmängden genom att tillsätta järn- eller aluminiumsalt som bildar fosforflockar. Flockarna sjunker till botten i sedimenteringsbassängerna och bildar slam. Slammet pumpas till en separat slambehandlig. Slambehandling Slam kommer som primärslam från den kemiska fällningen och överskottsslam från den biologiska reningen. Slammet förtjockas genom att den totala slammängden minskar med 30 % och stabiliseras i rötkammare där delar av de organiska ämnena bryts ner och biogas bildas. Organiska ämnen i slammet minskar med 50 % genom att avvattnas (rötning). Uppehållstiden för slammet i rötkammaren är minst 15 dygn. Efter detta steg kan slammet användas som gödningsmedel, jordförbättring eller deponitäckning. 5.2 Kompletterande reningsprocesser Förbättring av reningsmetoder i avloppsreningsverk kan leda till att läkemedelsrester i avloppsvatten minskar. Stockholm Vatten har under 2007 och 2008 undersökt olika reningsteknikers effektivitet för att rena bort läkemedel. Ozonrening, UV-ljusbehandling i sammankoppling med väteperoxid samt absorption till aktivt kol är 3 dagsaktuella metoder för att förbättra reningen i de befintliga anläggningarna (Wahlberg et al., 2010). Ozonrening vid låg dos, 5-7 g O 3 /m 3, är bättre än höga ozondoser, 15 g O 3 /m 3. Ekotoxikologiska tester visade att risken för bildning av restprodukter kan öka och biologiskt farliga ämnen kan genereras vid rening med höga ozondoser. Undersökningen uppvisade att filtrering med aktivt kol och ozonering är bästa metoderna för att få mer än 90 % minskning av alla undersökta läkemedelsrester (Breitholtz & Larsson, 2009; Wahlberg et al., 2010). Sandfiltrering är en traditionell teknik som inte finns på alla svenska anläggningar men det skulle kunna vara ett bra alternativ för att minska läkemedelsrester. Normalt är sandbädden 1,5 meter djup och består av några olika sand- och skiffermaterial. Filtret måste spolas rent efter ett dygns drift (Naturvårdsverket, 2008). En studie har visats att de östrogena responserna i fisk kraftig minskade vid användning av denna teknik. Det sker cirka 90 % reduktion av det naturliga östrogenet östron, men etinylöstradiol finns kvar i låga halter i 12

13 utgående avloppsvatten. Studierna visade att avloppsvatten som renats med sandfilter renas bättre från läkemedel än utan, men den avskiljer inte alla läkemedel (Breitholtz & Larsson, 2009). 5.3 Våtmarkers egenskaper Våtmark är ett samlingsnamn för fuktiga, blöta och våta miljöer. Naturvårdsverket definierar våtmark som en sådan mark där vattnet under en stor del av året finns nära, under, i eller strax över markytan. Sverige har stora våtmarksområden där de största delarna av våtmark är myrar, sumpskogar, strandmiljöer och vissa småvatten i skogs- och jordbrukslandskapet samt dammar (Naturvårdsverket, 2007). Anlagda behandlingsvåtmarker används för efterbehandlig av avloppsvatten från avloppsreningsverk och blir det sista steget i reningsprocessen (Naturvårdsverket, 2010a). Våtmarker fungerar som effektiva naturliga reningsverk eftersom de har en renande effekt på flera ämnesgrupper. De har förmåga att rena avloppsvatten från näringsämnen framför allt kväve och fosfor, med hjälp av bakterier och andra mikroorganismer. Våtmarker bidrar till att avskilja många olika typer av metaller, patogener, bekämpningsmedel, läkemedelsrester samt andra toxiska och oönskade ämnen som fett, olja, fenol och ammonium (Ekologgruppen, 2003; Naturvårdsverket, 2010a; Tonderski et al., 2002). Våtmarksbehandlingen är billig om reningsprocesser i reningsverk kombineras med reningsprocesser utomhus. Kombinationen ger också möjlighet till driftoptimering för mindre förbrukning av kemikalier och elkraft (Naturvårdsverket, 2010a). 6. Provtagning och analysmetodik 6.1 Provtagningsmetoder Dricksvatten Dricksvattenprover tas som stickprov från tappkran i vattenverk och kan ske en gång per dag under 4 dagar. Vid varje provtagningstillfälle tas 250 ml vattenprov i en ren glasflaska. Proven utgörs av samlingsprov som förvaras i kylskåp till analysen genomförs. Polyetenflaskor kan också användas och förvaras i frysen efter provtagning (Helmfrid & Eriksson, 2010; Wahlberg et al., 2010) Avloppsslam Stickprov från råslam och avvattnat rötslam tas. Råslam kan samlas innan slammet pumpas till rötkammare. Vid varje provtagnings tillfälle tas 3 dl slam under 5 dager. Proven utgörs av samlingsprov som förvaras i kylskåp till analysen genomförs. Som provtagningskärl används glasburkar (Andersson & Brorström Lundén, 2007; Helmfrid & Eriksson, 2010; Naturvårdsverket, 2008). 6.2 Analysmetoder Metoden för kemisk analys av läkemedelssubstanser som använts är en generell metod som passar analys av ett stort antal substanser. Analysmetodiken består av två steg; upparbetning av vattenprover samt identifiering och kvantifiering. 13

14 6.2.1 Upparbetning av vattenprover Halterna av läkemedelsrester är ofta låga och proven är därför inte lämpliga att analysera direkt. Vattenprover som innehåller stora partiklar bör filtreras med glasfiberfilter (porstorlek 1-2 µm) eftersom dessa ämnen kan störa analysen. Prover som innehåller små partiklar behöver inte filtreras. SPE-teknik (fastfasextraktion, solid phase extraction) används för rening och koncentrering av proverna. För varje substansgrupp används en lämplig adsorbent och lämpliga förhållanden som till exempel ph och volym. Ämnen av intresse fastnar på adsorbenten medan salter och vatten rinner igenom. Därefter löses ämnena upp med hjälp av ett lämpligt lösningsmedel. Vid upparbetning av slamprover används ASE extraktion (accelerated solvent extraction) med en blandning av olika lösningsmedel, till exempel vatten och metanol (Andersson et al., 2006; Naturvårdsverket, 2008) Identifiering och kvantifiering Extraktet från vatten eller slam analyseras med hjälp av vätskekromatografi som är kopplad till två masspektrometrar (LC-MS/MS). Identifiering i MS sker med hjälp av retentionstid och ämnets specifika masspektrum som jämförs med spektrumet av en ren standardsubstans. För kvantifiering jämförs den masspektrometriska signalen för respektive ämne i provet med en kalibreringskurva för varje komponent (Naturvårdsverket, 2008). 7. Halter av läkemedel I denna rapport går vi igenom de tillgängliga resultaten från flera avloppsreningsverk i Sverige mellan 2005 och 2010 för att se vilka substanser som hamnat i inkommande råvatten till reningsverken och i dricksvatten från de olika vattenverken, sjukhusens egna vattentäkter, kommunalt vatten samt i slammet. Vi sammanställer också resultaten från läkemedelsresterna som hittades i våtmarker och hur mycket dagvattnet renats från läkemedelsresterna. Halterna kan dock variera mycket mellan olika ämnen och data är inte helt jämförbara eftersom vattenoch slamprov inte tagits vid samma verk och inte vid samma tidpunkt. 7.1 Rå- och dricksvatten I rapporten görs en sammanställning av resultaten för rå- och dricksvattenprover. I vattenverken togs prover från inkommande råvattnet till vattenverk (in) från Norsborg, Lövö, Görvälns vattenverk i Stockholm mellan (SLL, 2011; Wahlberg et al., 2010), samt från Råberga och Berggården vattenverk i Linköping, Råssnäs vattenverk i Motala och Borg i Norrköping mellan (Helmfrid, 2006; Helmfrid & Eriksson, 2010). Dricksvattenprover togs också från tappkran i övrigt vattenverk (ut), från egen vattentäkt och kommunalt vatten i Akademiska sjukhuset i Uppsala, från Lasarettet i Enköping (Landstinget i Uppsala län, 2005) och rapporterade halter enligt Naturvårdsverket rapport (Naturvårdsverket, 2008). Koncentrationer av läkemedel varierade mycket mellan olika substanser och mellan olika provtagningsplatser. I råvatten varierade antal prov mellan 2 och 21, medan i dricksvatten var det mellan 3 och 39 prov. De grupper som studerades i rå- och dricksvatten var bland annat antibiotika, blodtryckssänkande, antiinflammatoriska ämnen, hormoner, antidepressiva medel samt smärtstillande och antihistaminmedel. Endast högsta halter redovisas i resultaten eftersom många halter låg under kvantifieringsgränsen. När 50 % eller mer av mätningarna låg under kvantifieringsgränsen har inget medelvärde beräknats, se tabell 1 och 2 (för mer detaljer se tabell 1, 2 och 3 i bilagan). 14

15 7.1.1 Antibiotika Antibiotikarester som förekom i råvatten var bland annat erytromycin, sulfametoxazol och trimetoprim. Erytromycin detekterades vid 0,5 ng/l, sulfametoxazol vid 1,1 ng/l och vid 0,7 ng/l för trimetoprim. I dricksvatten detekterades endast trimetoprim på 0,5 ng/l. De andra ämnena i denna grupp låg under kvantifieringsgränsen. Halten av trimetoprim var högre i råvatten än i dricksvatten Blodtryckssänkande Under gruppen blodtryckssänkande medel hittades atenolol, furosemid, hydroklortiazid och metoprolol i rå- och dricksvatten. I råvatten hittades atenolol på 7 ng/l, furosemid på 5 ng/l, hydroklortiazid på 4 ng/l och metoprolol på 3 ng/l. I dricksvatten förekom atenolol på 3 ng/l, följt av metoprolol på 2 ng/l, hydroklortiazid på 2 ng/l och furosemid på 1,5 ng/l. Halterna i dricksvatten har minskat under reningsprocessen Antiinflammatoriska ämnen Exempel på ämnen som detekterades i rå- och dricksvatten var diklofenak, ibuprofen och naproxen. I råvatten hittades ibuprofen på 2 ng/l, naproxen på 2 ng/l, medan diklofinak förekom på 1,1 ng/l. I dricksvatten förekom ibuprofen och naproxen på 1,3 ng/l och diklofinak sågs på 0,7 ng/l Hormoner För hormonrester hittades endast östron på 1 ng/l i råvatten. I dricksvatten hittades etinylöstradiol på 0,4 ng/l, medan östron låg under kvantifieringsgränsen Antidepressiva medel De antidepressiva medel som hittades i råvatten var karbamazepin på 7 ng/l och oxazepam på 3,5 ng/l. I dricksvatten förekom karbamazepin på 6 ng/l, citalopram på 3,5 ng/l, oxazepam på 3,1 ng/l och risperidone på 0,3 ng/l. Flera ämnen detekterades i dricksvatten än i råvatten Övriga Övriga läkemedel som detekterades var bland annat dextropropoxifen, paracetamol, tramadol och cetirizin. Högsta halterna i råvatten sågs för tramadol på 7,8 ng/l, paracetamol på 6 ng/l, cetirizin på 1,1 ng/l och dextropropoxifen på 0,2 ng/l. De högsta halterna i dricksvatten noterades för tramadol på 7,5 ng/l, paracetamol på 6 ng/l, cetirizin på 2 ng/l och dextropropoxifen på 0,3 ng/l. 15

16 Tabell 2. Koncentrationer i medel-, minimum och maximumvärden (ng/l) av läkemedelsrester i inkommande råvatten till de olika vattenverken i Sverige (Helmfrid, 2006; Helmfrid & Eriksson, 2010; Landstinget i Uppsala län, 2005; SLL, 2011; Wahlberg et al., 2010) Substans Funktion Totalt antal N Halter (ng/l) prover Medel Min Max Antibiotika Erytromycin Antibiotika A <0,3 0,5 Sulfametoxazol Antibakteriellt medel A <1 1,1 Trimetoprim Antibakteriellt medel A <0,1 0,7 Betablockerare Atenolol Betablockerare ,1 <0,1 7 Furosemid Vätskedrivande A <0,7 5 Hydroklortiazid Vätskedrivande A <2 4 Metoprolol Betablockerare ,4 0,4 3 Antiinflammatoriska ämnen Diklofenak Antiinflammatorisk A <0,3 1,1 Ibuprofen Antiinflammatorisk ,2 <0,1 2 Naproxen Antiinflammatorisk ,6 <0,1 2 Hormoner Östron Könshormon 4 4 0,33 0,1 1 Antidepressiva medel Karbamazepin Antiepileptika medel ,5 2 7 Oxazepam Neuroleptika A <1 3,5 Övriga läkemedel Dextropropoxifen Smärtstillande ,16 <0,1 0,2 Paracetamol Smärtstillande A <2 6 Tramadol Smärtstillande ,9 0,7 7,8 Cetirizin Antihistamin ,81 <0,1 1,1 - A När 50 % eller mer av mätningarna låg under kvantifieringsgränsen har inget medelvärde beräknats N anger antalet prover där läkemedelshalter ligger över kvantifieringsgränsen 16

17 Tabell 3. Koncentrationerna i medel-, minimum och maximumvärden (ng/l) av läkemedelsrester i dricksvatten från de olika vattenverken, sjukhusens egna vattentäkter, kommunalt vatten i Sverige och de rapporterade halterna enligt Naturvårdsverket rapport (Helmfrid, 2006; Helmfrid & Eriksson, 2010; Landstinget i Uppsala län, 2005; Naturvårdsverket, 2008; SLL, 2011; Wahlberg et al., 2010) Substans Funktion Totalt antal N Halter (ng/l) prover Medel Min Max Antibiotika Erytromycin Antibiotika A <0,3 <0,3 Tetracyklin Antibiotika A <5 <50 Sulfametoxazol Antibakteriellt medel A <0,6 <25 Trimetoprim Antibakteriellt medel A <0,1 0,5 Betablockerare Atenolol Betablockerare A <0,1 3 Furosemid Vätskedrivande A <0,3 1,5 Hydroklortiazid Vätskedrivande A <0,1 2 Metoprolol Betablockerare ,73 <0,1 2 Antiinflammatoriska ämnen Diklofenak Antiinflammatorisk A <0,1 0,7 Ibuprofen Antiinflammatorisk A <0,1 1,3 Naproxen Antiinflammatorisk A <0,1 1,3 Hormoner Etinylöstradiol Könshormon A <2 0,4 Östron Könshormon A <0,05 <0,05 Antidepressiva medel Citalopram Antidepressivt A <0,3 3,5 Sertralin Antidepressivt A <1 <5 Karbamazepin Antiepileptika medel Oxazepam Neuroleptika A <0,1 3,1 Risperidone Neuroleptika A <0,1 0,3 Övriga läkemedel Dextropropoxifen Smärtstillande A <0,1 0,3 Paracetamol Smärtstillande A <2 6 Tramadol Smärtstillande ,8 0,18 7,5 Cetirizin Antihistamin A <0,1 2 - A När 50 % eller mer av mätningarna låg under kvantifieringsgränsen har inget medelvärde beräknats N anger antalet prover där läkemedelshalter ligger över kvantifieringsgränsen 7.2 Slam I rapporten görs en sammanställning av resultat från flera studier för slamprover som togs från olika vattenverk i Sverige mellan 2005 och Slamproven var bland annat orötat slam (totalt antal prover = 20), slam (totalt antal prover var mellan 46 och 52) och avvattnat slam (totalt antal prover var mellan 3 och 9). Vi kommer endast att redovisa högsta halter i resultatet eftersom många läkemedelshalter låg under kvantifieringsgränsen och anses mycket osäkra. När 50 % eller mer av mätningarna låg under kvantifieringsgränsen har inget medelvärde beräknats. Halterna anges i µg/kg torrsubstans (TS) (Helmfrid, 2006; Helmfrid & Eriksson, 2010; IVL screening, 2007; Länsstyrelsen i Blekinge & Landstinget Blekinge, 2007), och resultaten redovisas i tabell 4 och 5 (för mer detaljer se tabell 4, 5 och 6 i bilaga). 17

18 7.2.1 Antibiotika Halterna av antibiotikasubstanserna varierade från under detektionsgränsen till maximumhalt i olika typer av slam. Bland dessa var ciprofloxacin, demeklocyklin, doxycyklin, norfloxacin, ofloxacin, oxitetracyklin och tetracyklin. I orötat slam hittades tetracyklin på µg/kg TS, medan i slam och avvattnat slam förekom ciprofloxacin på µg/kg TS respektive µg/kg TS. Halterna av antibiotika har minskat i avvattnat slam Antiinflammatoriska ämnen Ämnen som hittades i olika typer av slam var diklofenak, ibuprofen, ketoprofen och naproxen. I orötat slam detekterades ibuprofen på µg/kg TS, men låg under detektionsgränsen (<200µg/kg TS) i avvattnat slam. I slam återfanns naproxen på 360 µg/kg TS och ibuprofen på 310 µg/kg TS. I avvattnat slam varierade diklofenak från <3 till 210 µg/kg TS och ketoprofen mellan <10 och 11 µg/kg TS Hormoner I orötat slam detekterades fem typer av hormoner; etinylestradiol (6 800 µg/kg TS), noretisteron (6 100 µg/kg TS), progesteron (1 900 µg/kg TS), östradiol (310 µg/kg TS) och östriol (3 900 µg/kg TS). I slam var halterna för etinylestradiol 160 µg/kg TS, noretisteron 210 µg/kg TS, progesteron 300 µg/kg TS, östradiol 58 µg/kg TS och östriol 130 µg/kg TS. I avvattnat slam varierade östradiol från <2 till 130 µg/kg TS och östriol från <1 till 120 µg/kg TS Övriga Här identifieras fler olika substanser som till exempel betablockeraren metoprolol (880 µg/kg TS), smärtstillande ämnet paracetamol (830 µg/kg TS), antidepressivt aktiva substansen citalopram (360 µg/kg TS) och psykoanaleptika medlet sertralin (330 µg/kg TS). Klozapin, ett neuroleptiskt läkemedel, och zolpidem, ett sömn- och lugnandemedel, hade högsta halter på 68 µg/kg TS, respektive 3,2 µg/kg TS. 7.3 Våtmark I rapporten görs en sammanställning av resultaten för vattenprover som togs från fyra behandlingsvåtmarker i fyra kommuner i Södermanland. Behandlingsvåtmarkerna är bland annat Ekeby (antal provtagningstillfälle (n) = 3), Trosa (n = 2), Nynäshamn (n = 1) samt Oxelösund (n = 1). Det utgående renade avloppsvattnet från Ekeby, Trosa, Nynäshamn och Oxelösund avloppsvattenverk motsvarar inkommande vattenprover till våtmarker (in) och det utgående vattnet som släpper ut från behandlingsvåtmarker till recipienter (ut). Det kan finnas andra ämnen i samtliga grupper men halterna var låga eller under kvantifieringsgränsen (tabell 6 och 7). Tabell 8 visar de substanser som har högst reduktionsgrad (%) för respektive våtmark. Ekebys våtmark hamnade på högsta reduktionsgrad för ketoprofen ( %), citalopram (45-66 %) och progesteron (63 %). Högsta reduktionsgraden i Trosas våtmark hade ketoprofen ( %), citalopram (99 %), ibuprofen (7-97 %) och naproxen (50-85 %). I Nynäshamns och Oxelösunds våtmarker reducerades citalopram bäst (67-84 %), ibuprofen (81 %) och atenolol (52-54 %). Men även andra antiinflammatoriska ämnen varierade från medelhög till låg reduktionsgrad, bland annat naproxen (34-85 %) och diklofinak (24-50 %). I Oxelösunds våtmark reducerades inte naproxen och vid två provtagningstillfällen från Ekeby våtmark reducerades inte diklofinak. 18

19 7.3.1 Antibiotika Endast tetracyklin identifierades i låg halt i utgående vatten från Trosa våtmark (0,082 µg/l) Blodtryckssänkande I inkommande vatten till Ekeby våtmark återfanns betablokeraren atenolol (2,70 µg/l) och metoprolol återfanns i högsta halter i inkommande vatten till Nynäshamn våtmark (1,5 µg/l). I utgående vatten från Ekeby våtmark sågs atenolol (1,3 µg/l) i högsta halt och metoprolol (1,1 µg/l) var i högsta halter i utgående vatten från Nynäshamn våtmark Antiinflammatoriska ämnen För antiinflammatoriska ämnen i inkommande vatten till Trosa våtmark hittades i högsta halter ibuprofen (3,5 µg/l), ketoprofen (2,6 µg/l) och naproxen (1,3 µg/l) och i Ekeby våtmark ketoprofen (2,4 µg/l) och ibuprofen (1,2 µg/l). Andra ämnen i denna grupp hittades också men i låga halter. I utgående vatten från Ekeby våtmark sågs ketoprofen (2,1 µg/l) och atenolol (1,3 µg/l) i högsta halter Hormoner Progesteron var det enda hormonet som kunde identifieras i inkommande vatten till Ekeby våtmark (0,008 µg/l) och i utgående vatten från Ekeby våtmark (0,003 µg/l). Det identifierades även i utgående vatten från Trosa våtmark med en halt på 0,029 µg/l Övriga Karbamazepin (antiepileptikum medel) från Ekeby och Trosa våtmarker samt metoprolol i ett antal av prov från Ekeby våtmark visade på högre halter i utgående vatten än i inkommande vatten vid undersökningarna av våtmarkerna. Även andra ämnen identifierade men halterna var i allmänhet låga. 19

20 Tabell 4. Halterna i medel-, minimum- och maximumvärden (µg/kg TS) av läkemedelsrester i olika typer av slam från svenska avloppsreningsverk (ARV) i Sverige (Helmfrid, 2006; Helmfrid & Eriksson, 2010; IVL, 2006; Naturvårdsverket, 2008) Aktiv substans Halter (µg/kg TS) Orötat slam Slam Avvattnat slam N Medel Min Max N Medel Min Max N Medel Min Max Antibiotika Ciprofloxacin Demeklocyklin 19 - A <5 < A < <4 - - Doxycyklin < A < <4 130 Klortetracyklin 19 - A <9 < A <4 <17 1 <8 - - Norfloxacin < Ofloxacin < Oxitetracyklin 20 - A < A < A <4 <50 Tetracyklin < < <2 940 Antiinflammatoriska ämnen Diklofenak < , <3 210 Ibuprofen A 96 <200 Ketoprofen < A <10 11 Naproxen < A 4,8 <10 Hormoner Etinylestradiol 20 - A < A < A <3 <10 Noretisteron 19 - A < A < A <10 37 Progesteron < < Östradiol 20 - A < A < <2 130 Östriol 20 - A < A < A < A När 50 % eller mer av mätningarna låg under kvantifieringsgränsen har inget medelvärde beräknats N anger totalt antal prover 20

21 Tabell 5. Koncentrationerna i medel-, minimum- och maximumvärden (µg/kg TS) för övriga läkemedelsrester i olika typer av slam från svenska avloppsreningsverk (ARV) i Sverige (Helmfrid, 2006; Helmfrid & Eriksson, 2010; IVL, 2006; Naturvårdsverket, 2008) Aktiv substans i slam Halter (µg/kg TS) N Min Max Citalopram Antidepressivt (SSRI) Cyklofosfamid Cytostatika 8 <10 <10 Furosemid Vätskedrivande Ifosfamid Cytostatika 9 <10 <10 Klozapin Neuroleptika 6 <0,8 68 Metoprolol Beta-receptor blockerare Oxazepam Lugnande medel, Bensodiazepiner 21 <0,5 110 Paracetamol Smärtstillande 2 < Propofol Intravenöst anestesimedel 21 <0,1 <1 Sertralin Psykoanaleptika 21 <0,3 330 Zolpidem Lugnande och sömn medel 21 <0,2 3,2 N anger totalt antal prover 21

22 Tabell 6. Halterna av läkemedelsrester (µg/l) i inkommande vatten till våtmarker (in) och utgående vatten (ut) från våtmarker, differensen mellan läkemedelshalter, samt beräknad reduktionsgrad (%) för studerade läkemedelsrester från Ekebys våtmark. Inkommande vatten till våtmarker (in) från avloppsreningsverk motsvarar det utgående avloppsvattnet från samma avloppsreningsverk i Sverige. En negativ reduktionsgrad betyder en ökning av ämnet i våtmarken. Aktiv substans Funktion Ekeby I Ekeby II Ekeby III Halter (µg/l) Diff. % Halter (µg/l) Diff. % Halter (µg/l) Diff. % In Ut In Ut In Ut Antibiotika Ciprofloxacin Antibiotika ,017 <0,015 - B Demeklocyklin Antibiotika <0,0003 <0, A Doxycyklin Antibakteriellt <0,0004 <0, A - <0,25 <0,25 - A Klortetracyklin Antibiotika <0,0005 <0, A Oxitetracyklin Antibakteriellt <0,0003 <0, A - <0,003 <0,003 - A Tetracyklin Antibiotika <0,0002 <0, A - <0,1 <0,1 - A Blodtryckssänkande Atenolol Betablokerare ,70 1,30-1,4 52 1,4 1-0,4 29 Metoprolol Betablokerare ,3 0,85-0, ,6 0,62 0,02-3 Antiinflammatoriska ämnen Diklofenak Antiinflammatoriska 0,1 0,1 0,0 0 0,28 < 0,05 - B - 0,51 0,35-0,16 31 Ibuprofen Antiinflammatoriska ,12 0,089-0, ,2 0,74-0,46 38 Ketoprofen Antiinflammatoriska 0,4 0,0-0, ,26 < 0,02 - B - 2,4 1,00-1,4 58 Naproxen Antiinflammatoriska 0,5 0,3-0,2 40 0,39 0,21-0, ,29 0,19-0,1 34 Hormoner Etinylestradiol Könshormon <0,0005 <0,002 - A - <0,003 <0,003 - A Progesteron Könshormon 0,008 0,003-0, Östradiol Könshormon <0,003 <0,001 - A - <0,003 <0,003 - A Östriol Könshormon <0,0001 <0, A - <0,02 <0,02 - A Övriga Citalopram Antidepressivt ,29 0,098-0, ,2 0,11-0,09 45 Karbamazepin Antiepileptikum ,22 0,36 0, ,39 0,34-0,05 13 I Provtagningen genomfördes i 4-5 november 2005 (IVL, 2006) II Mätningarna genomfördes av Sektionen för miljöstöd på Landstiget i Sörmland i maj 2009 III Provtagningen skedde under vecka 7 och 8 år 2010 (Näslund, 2010) A Värdena i inkommande vatten till våtmark och utgående vatten från våtmark låg under kvantifieringsgränsen B Värdet i utgående vatten från våtmark låg under kvantifieringsgränsen 22

23 Tabell 7. Halterna av läkemedelsrester (µg/l) i inkommande vatten till våtmarker (in) och utgående vatten (ut) från våtmarker, differensen mellan läkemedelshalter, samt beräknad reduktionsgrad (%) för studerade läkemedelsrester från Trosa, Nynäshamn och Oxelösunds våtmarker. Inkommande vatten till våtmarker (in) från avloppsreningsverk motsvarar det utgående avloppsvattnet från samma avloppsreningsverk i Sverige. En negativ reduktionsgrad betyder en ökning av ämnet i våtmarken. Aktiv substans Funktion Trosa I Trosa III Nynäshamn III Oxelösund III Halter (µg/l) Diff. % Halter (µg/l) Diff. % Halter (µg/l) Diff. % Halter (µg/l) Diff. % In Ut In Ut In Ut In Ut Antibiotika Demeklocyklin Antibiotika <0,0003 <0, A Doxycyklin Antibakteriellt <0,0004 <0, A Klortetracyklin Antibiotika <0,0005 <0, A Oxitetracyklin Antibakteriellt <0,0003 <0, A Tetracyklin Antibiotika <0,0002 0,082 - C Blodtryckssänkande Atenolol Betablokerare ,95-1, ,1 0,53 0, ,3 0,60 0,70 54 Metoprolol Betablokerare ,3 0,95-0, ,5 1,1 0,4 27 1,0 0,78 0,22 22 Antiinflammatoriska ämnen Diklofenak Antiinflammatoriska 0,4 0,2-0,2 50 0,56 0,39-0, ,38 0,29 0, ,48 0,29 0,19 40 Ibuprofen Antiinflammatoriska 3,5 0,1-3,4 97 1,4 1,3-0,1 7 1,5 0,29 1, Ketoprofen Antiinflammatoriska 0,2 0,0-0, ,6 2,1-0,5 19 0,68 0,66 0, Naproxen Antiinflammatoriska 1,3 0,2-1,1 85 0,34 0,17-0, ,19 0,11 0, ,01 0,01 0,0 0 Hormoner Etinylestradiol Könshormon - <0,002 - D Noretindron Könshormon - <0,004 - D Progesteron Könshormon - 0,029 - D Östradiol Könshormon - <0,001 - D Östriol Könshormon - <0, D Övriga Citalopram Antidepressivt ,17 0,001-0, ,19 0,03 0, ,18 0,06 0,12 67 Karbamazepin Antiepileptikum ,29 0,34 0, ,93 0,83 0,1 11 1,0 0,85 0,15 15 I Provtagningen genomfördes i 4-5 november 2005 (IVL, 2006) III Provtagningen skedde under vecka 7 och 8 år 2010 (Näslund, 2010) A Värdena i inkommande vatten till våtmark och utgående vatten från våtmark låg under kvantifieringsgränsen C Värdet i inkommande vatten till våtmark låg under kvantifieringsgränsen D Provtogs inte i inkommande vatten till våtmark 23