Examensarbete

Dagmar GavlasovaHuvudområde: FarmaciNivå: GrundnivåNr: 2013:F7

Studie av läkemedelssubstansers miljöfarliga egenskaper och

effekt på miljö med fokus på ciprofloxacin, diklofenak och etinylestradiol

1

Studie av läkemedelssubstansers miljöfarliga egenskaper och effekt på miljö med fokus på ciprofloxacin, diklofenak och etinylestradiol

Dagmar GavlasovaExamensarbete i Farmaci 15 poäng

Filosofie kandidatexamenFarmaceutprogrammet 180hp

HandledareJesper Brandstedt, farmaceut Landstinget i Kalmar län

Box 601SE-391 26 KALMAR

Intern handledareChrister Berg, apotekare Institutionen för Kemi

och BiomedicinLinnéuniversitetet SE-391 82 KALMAR

ExaminatorSven Tågerud, professor Institutionen för Kemi

och BiomedicinLinnéuniversitetet

SE-391 82 KALMAR

SammanfattningLäkemedel är en grupp kemikalier med effekt på olika fysiologiska processer hos människa och djur. Den största källan för läkemedelsrester i miljön är avloppsvatten från reningsverk. Eliminering av läkemedelssubstanser i reningsverk är ofta inte fullständig och läkemedelsrester i naturen har påvisats. Läkemedelsrester i vattenmiljö kan bioackumuleras och utgör toxisk risk för vattenlevande organismer. Med den globala utvecklingen av samhället förväntas exponering för läkemedelsrester öka. Ciprofloxacin, diklofenak och etinylöstradiol tillhör läkemedelsgrupper för vilka effekter på miljön har observerats. En ökad kunskap om substansernas miljöskadliga egenskaper kan ge ett bättre underlag vid miljöriskbedömningar.Syftet med arbetet är att utifrån aktuell litteratur sammanfatta den kunskap och fakta som idag finns om ciprofloxacin, diklofenak och etinylestradiol med avseende på dessa ämnens miljöfarliga egenskaper och miljöpåverkan.Efter sökning och genomgång av vetenskapliga artiklar och rapporter inom området läkemedel och miljö sammanställdes en litteraturöversikt över kända miljöeffekter av substanserna ciprofloxacin, diklofenak och etinylestradiol. Apotekens Service AB databas över uthämtade läkemedel på apotek (Concise) användes för kartläggning av användning av ciprofloxacin, diklofenak och etinylestradiol i Kalmar län och Sverige totalt.Ciprofloxacin, diklofenak och etinylestradiol har påvisats i vattenmiljöer i Sverige och i andra länder. Kinolon-resistenta bakterier har påvisats i miljön. Toxisk effekt av diklofenak på t ex gamar i Asien har observerats. Etinylestradiol i miljön orsakar störningar av reproduktionsförmågan hos fisk. Det finns idag ingen dokumentation om läkemedel i miljön som pekar på en risk för humanhälsan.Enskilda hushåll står för den största delen av läkemedelsflöde till miljön. Uppmätt koncentration av läkemedelsrester i miljön ligger ofta mellan 1 ng/L upp till några µg/L. I miljön återfinns substanser huvudsakligen i en mix av olika ämnen. Det är viktig med fortsatt forskning kring läkemedel i miljön för att kunna bidra till bättre framtida kunskap.

2

SUMMARY

Study of drug substances environmental hazardous properties and effect on the environment with focus on ciprofloxacin, diclofenac and ethynylestradiol

The environment and environmental impact is in today's society often being debated. The problem is highlighted in the media and political discussions. However, the question isoften associated with the greenhouse effect and carbon emission. Drugs are a chemical group that virtually all residents in Sweden come in contact with during their lifetime. So far, very low levels of drug residues are detected in the Swedish environment. We have insufficient knowledge about what health risks caused by long-term exposure to drug residues, even at low concentrations. With the current population growth rate it can be expected that pharmaceutical consumption will increase in the coming years. For today's children and young people the life-long exposure to drug residues will likely be higher. Therefore it is important, on basis of the precautionary principle, that this problem is processed.

Medicines are an important tool for health care but their use has been a disadvantagefrom an environmental perspective. After administration and passage through the body,many drugs are excreted in urine to wastewater. Sewage treatment works today are notdesigned to handle the elimination of pharmaceutical residues in an effective way and as a consequence pharmaceutical residues are emitted into the aquatic environment.

Pharmaceutical residues have been detected in the environment. Reported concentrationsof pharmaceutical residues in the environment are often between 1 ng / L up to a few µg / L. The environmental substances are primarily found in a mix of different subjects. The inherent properties such as persistence and tendency to bioaccumulation are reflecting thecompound's ability to affect the environment. Several studies have shown that exposure to a drug even at low concentrations causes undesirable effects on aquatic organisms.

For ciprofloxacin, diclofenac and ethynylestradiol the following effects in theenvironment have been reported: Ciprofloxacin and its environmental characteristics may contribute to the development of resistance in bacteria. Diclofenac is a readily degradable substance with the tendency toaccumulate and may be toxic to aquatic organisms. Ethynylestradiol involves a risk ofdisruption of physiological functions and feminisation of fishes.

Sales statistics in terms of selected studied substances give indication that privatehouseholds are the largest contributing sector of pharmaceutical residues to theenvironment.

Today there is limited knowledge about what risks pharmaceuticals in the environment possess to human. It is important to continue research on pharmaceuticals in the environment in order to contribute to a wider future knowledge.

3

FÖRORD

Detta examensarbete omfattar cirka 10 veckors arbete och ingår i Farmaceutprogrammet.Arbete utfördes med handledning från Läkemedels- och regionsjukvårdsenheten, Landstinget Kalmar län.

Ett stort tack till Jesper Brandstedt för värdefulla tips och råd.

Dalby, 21 mars 2013

Dagmar Gavlasova

4

INNEHÅLLSFÖRTECKNING

1. Introduktion

Läkemedel och miljö...........................................................................................5

Begrepp och egenskaper relevanta för miljöeffekter av läkemedel ...................5

Miljöfara..........................................................................................................5

Miljörisk.......................................................................................................5-6

Metabolism......................................................................................................6

Nedbrytbarhet..................................................................................................6

Bioackumulering..........................................................................................6-7

Akut och kronisk effekt...................................................................................7

Miljöriskbedömning........................................................................................7

Effekter i miljö...................................................................................................7

Uppmätta halter av läkemedel.........................................................................7

Effekter på vattenlevande organismer.............................................................8

Läkemedelsflöde till miljö..................................................................................8

Hantering av avloppsvatten i reningsverk..........................................................8

Substanser...........................................................................................................8

Ciprofloxacin...............................................................................................8-9

Diklofenak......................................................................................................9

Etinylestradiol.................................................................................................9

Syfte...................................................................................................................9

2. Metod................................................................................................................10

3. Resultat........................................................................................................11-14

4. Diskussion...................................................................................................15-17

5. Slutsatser...........................................................................................................18

6. Referenser....................................................................................................19-24

5

INTRODUKTION

Läkemedel och miljö

Läkemedel är en kemikaliegrupp som så gott som alla invånare i Sverige kommer i kontakt med under sin livstid. Hittills har mycket låga halter av läkemedelsrester påvisats i den svenska miljön (Fick et al., 2011). Det finns otillräcklig kunskap om vilka hälsorisker långsiktig exponering för läkemedelsrester, om än i låga koncentrationer, kan innebära. Läkemedel och även andra kemikalier förekommer i miljön som enmultikomponent blandning. Kunskapen om effekterna av en sådan blandning på människa och miljö är begränsad. Bedömning av toxicitet för en mix av olika ämnen studeras med hjälp av enskilda substansers oberoende verkan och deras koncentration. Båda två faktorer räknas samman (Backhaus et al., 2008). Med nuvarande folkökningstakt kan man räkna med att läkemedelskonsumtionen kommer att öka inom de närmaste åren. För dagens barn och unga blir den livslånga exponeringen för läkemedelsrester därför sannolikt högre än för dagens vuxna. I väntan på vetenskapligabevis kan man med stöd i försiktighetsprincipen redan idag bearbeta detta problem och undvika att våra vattendrag blir förorenade (Wennmalm, 2010). År 2005 infördes i Sverige en frivillig miljöklassificering av läkemedel. Att klassificeringen är frivillig beror på att det saknas stöd i EU-lagstiftningen för att ställa krav. Ett läkemedel kan därför intenekas godkännande om en sådan miljöklassificering saknas eller är undermålig (Environmental classification of pharmaceuticals, 2012). Sedan år 2001 ska en miljöriskbedömning göras för att få ett läkemedel godkänt inom EU. Utfallet av miljöriskbedömningen kan dock inte användas som skäl att neka godkännande (EMEA, 2006).

Begrepp och egenskaper relevanta för miljöeffekter av läkemedel

Läkemedelssubstanser är komplexa molekyler med varierande struktur, molekylvikt och olika fysikaliska, kemiska och biologiska egenskaper (Cunningham, 2008).

Miljöfara

Med miljöfarlighet menas substansens inneboende miljöskadliga egenskaper. Miljöfarlighet mäts med PBT-index som är summan av tre olika faktorer - persistens, bioackumulation och toxicitet. Persistens är substansens förmåga att motstå nedbrytning i miljön. Bioackumulation är substansens förmåga att ansamlas i fettvävnad hos levande organismer. Toxicitet är substansens giftighet för levande organismer. Varje enskild faktor kan anta ett värde mellan 0 och 3. PBT-index kan anta värde från 0 till 9, ju högre PBT-värde desto större miljöfarlighet (Svensk miljöklassificering av läkemedel på www.fass.se, 2013).

Miljörisk

Miljörisk är ett mått på toxisk risk för vattenmiljö. Miljörisk inkluderar exponering för substansen och anges som kvoten mellan förväntad koncentration av läkemedel i miljö PEC (Predicted Environmental Concentration) och den högsta koncentration av läkemedel som inte innebär skadlig risk för växter och djur PNEC (Predicted No Effect Concentration). Tabell I anger skalan för riskbedömning (Svensk miljöklassificering av

6

läkemedel på www.fass.se, 2013; Environmental classification of pharmaceuticals, 2012).

Tabell I. Skala för bedömning av miljörisk. PEC (Predicted Environmental Concentration)-förväntad koncentration av läkemedel i miljö . PNEC (Predicted No Effect Concentration)- den högsta koncentration av läkemedel som inte innebär skadlig risk för växter och djur (Svensk miljöklassificering av läkemedel på www.fass.se, 2013).Skala Värde

försumbar < 0,1

låg PEC/PNEC 0,1-1

medelhög PEC/PNEC 1-10

hög PEC/PNEC >10

kan ej uteslutas tillräcklig dokumentation saknasfrån tillverkare

Läkemedel inom gruppen växtbaserade läkemedel, vacciner, lipider, kolhydrater, proteiner, peptider, aminosyror, elektrolyter och vitaminer är undantagna från klassificeringen eftersom de inte bedöms medföra någon miljöpåverkan (Svensk miljöklassificering av läkemedel på www.fass.se, 2013).

Metabolism

En del aktiva substanser metaboliseras i kroppen och utsöndras i form av en eller flera metaboliter. En annan del aktiva substanser kan utsöndras i oförändrat form. Vissa substanser metaboliseras först från inaktiva former s.k. prodrugs till aktiva former som sedan metaboliseras vidare till mindre aktiva metaboliter. För bedömning av miljörisk är det viktigt att identifiera i vilken form en förening passerar reningsverk och når vattenmiljö (Cunningham, 2008).

Nedbrytbarhet

Om en substans bryts ned till 60-70% inom 28 dygn anses den biologisk lättnedbrytbar (Rapport från Läkemedelsverket, 2004). I naturen bryts en substans ned på olika sätt. Vid biologisk nedbrytning sker nedbrytning med hjälp av mikroorganismer. Till icke-biologiska metoder, med vilka läkemedelsrester bryts ned i miljö, räknas sorption, fotolys, hydrolys och termolys (Kümmerer, 2008). Enligt den frivilliga miljöklassificeringsmodellen i Sverige så kan en substans nedbrytbarhet eller persistens uppskattas med hjälp av olika biotiska och abiotiska tester t.ex. OECD riktlinjer (Svensk miljöklassificering av läkemedel på www.fass.se, 2013). Nedbrytbarheten klassas sedan med hjälp av olika fraser (läkemedlet bryts ner i miljön, läkemedlet bryts långsamt ner i miljön, läkemedlet är potentiellt persistent). Testerna motsvarar i princip kraven på kemikalier enligt REACH (ECHA, 2012).

Bioackumulering

För att bedöma om en substans har tendens att bioackumuleras i organismer kansubstansens fördelningskoefficient Kow bestämmas. Fördelningskoefficient Kow avser koncentration av oladdad substans, m.a.o. fördelningskoefficient Kow är korrigerad distributionskoefficienten Dow som tar hänsyn till substansens förmåga att joniseras.Distributionskoefficient Dow definieras som kvoten mellan koncentrationen av en substans

7

i två faser (en organisk och en vattenfas) där båda faser är i jämvikt och substansen är löst i båda faser (Cunningham, 2008). Korrelation mellan bioackumulation och log Kow är i allmänhet bra för neutrala substanser men osäkerheten är större för joniserbara substanser (Environmental classification of pharmaceuticals, 2012). Ett annat mått på substansens tendens till bioackumulering är biokoncentrationsfaktor BCF. BCF är kvoten mellan substansens koncentration i vävnaden i vattenlevande organism och koncentration av substansen i vattenmiljö under förutsättningen att exponering för substansen sker enbart i vatten och att koncentration av substansen är stabil över tid (Manahan, 2010). Både Kow-värde och BCF kan ge indikation på hur hydrofob en substans är, hur stark sorbtion till biomassa, slam och sediment blir och hur stor biokoncentrationspotential i vattenlevande organismer är (Cunningham, 2008). BCF anses idag vara den metod som är förstahands-valet för skattning av läkemedels bioackumulativa egenskaper BCF (Fick et al., 2010). I tabell II presenteras värden av miljörelaterade egenskaper för ciprofloxacin, diklofenak och etinylestradiol.

Tabell II. Substansers miljörelaterade egenskaper. Kow -fördelningskoefficient. PBT-persistens/bioackumulering/toxicitet-index. PEC/PNEC - kvoten mellan förväntad koncentration av läkemedel i miljö PEC (Predicted Environmental Concentration) och den högsta koncentration av läkemedel som inte innebär skadlig risk för växter och djur PNEC (Predicted No EffectConcentration).

Substans Log Kow a PBTb PEC/PNECb

ciprofloxacin 0,28a 5 kan ej uteslutasdiklofenak 4,51a 4 försumbaretinylestradiol 3,67a 9 hög

a från www.toxnet.nlm.nih.gov b från Miljöklassificerade läkemedel

Akut och kronisk toxicitet

Toxicitet är ett ämnes oönskade biologiska effekter på organismer i miljö. Oönskade effekter efter engångsexponering av ett ämne benämns akut toxicitet. Ett mått på substansens akuta toxicitet är LC50 (Lethal Concentration) - den dosen av substansen somorsakar död i 50 % av organismer. Oönskade effekter efter långvarig exponering av ett ämne kallas kronisk toxicitet. Kronisk toxicitet behöver inte resultera i akut död av organismer men medför allvarliga konsekvenser för dem. För att avgöra om en substans är toxisk eller inte testas som regel vid vilken koncentration substansen är giftig för alger, kräftdjur och fisk efter 24, 48, 72 och 96 timmars exponering (Rapport från Läkemedelsverket, 2004).

Miljöriskbedömning

Miljöriskbedömning för läkemedel görs av tillverkaren enligt gällande europeiska riktlinjer (EMEA, 2006). Man fokuserar på bedömning för miljörisk i vattenmiljö. I första steget uppskattar företaget vilken mängd av den aktiva substansen som kan förväntas nå ytvatten.I nästa steg analyseras substansens ekotoxikologiska egenskaper. Den koncentration som förväntas vara säker för djur och växter bestäms. Om substansen förväntas hamna i reningsverkens slam måste ekotoxikologiska studier på sedimentlevande organismer utföras (Läkemedelsverket, 2009).

8

Effekter i miljö

Uppmätta halter av läkemedel

Läkemedelsrester har i flera fall påvisats i miljön. Ett antal artiklar rapporterar uppmätta halter av flertal läkemedel i vattenmiljön i både Sverige och andra länder (Heberer, 2002; Kolpin et al., 2002; Larsson et al., 2007; Segura et al., 2009; Fick et al., 2011).Kümmerer (2001) anger att ett fåtal läkemedel har påvisats i yt-, grund- och dricksvatten.

Effekter på organismer

En rad artiklar har laborativt undersökt toxiska effekter av läkemedelssubstanser på vattenlevande organismer in vitro och in vivo (Kang et al., 2002; Hoeger et al., 2005; Parrott et al., 2005; Liney et al., 2006; Fusani et al., 2007; Ericson et al., 2010; Martins et al., 2012; Gust et al., 2013; Tompsett et al., 2013).Det finns betydligt färre studier som behandlar toxiska effekter på organismer in situ.

Dels beror det på svårigheter med att praktiskt genomföra sådana studier och dels på att läkemedelsrester förekommer tillsammans med en mix av andra kemikalier i miljön. Effekten av en specifik substans är därför svår att påvisa (Rapport från Läkemedelsverket, 2004). Specialfall av enskilda läkemedelssubstansers effekter i miljö har dock beskrivits. I naturen har man sett att östrogen och etinylestradiol harhormonstörande effekter på fertilitet och könsutveckling hos fisk (Gross-Sorokin et al.,2006; Jobling et al., 2006; Kidd et al., 2007). ). Diklofenak har pekats ut som en orsak till drastiskt minskning av gampopulationer i Pakistan och Indien. Diklofenakrester påvisades i gamarnas föda, som till stor del består av kadaver efter döda kor som hade behandlats med diklofenak (Oaks et al., 2004 och Green et al., 2004). Lemus et al.(2008) har påvisat rester av kinoloner i gamar i Spanien. Den troliga källan var förmodligen antibiotikabehandlad boskap, som gamarna livnärt sig på.

Läkemedelsflöde till miljö

Den huvudsakliga källan till humana läkemedelsrester i miljö är renat avloppsvatten från reningsverken (Kolpin, 2002). Läkemedel för djuranvändning sprids till miljön via gödselspridning eller direkt från utegående djur (Läkemedel och miljö, 2005).Utsläpp från läkemedelsindustrier kan lokalt orsaka höga halter av läkemedel i miljön (Larsson et al., 2007 Fick et al., 2011;). Avloppsvatten från enskilda sjukhus utgör 1 % av den totala volymen avloppsvatten som årligen passerar allmänna reningsverken (Kümmerer, 2008; Socialstyrelsen, 2010).

Hantering av avloppsvatten i reningsverk

I svenska reningsverk bearbetas avloppsvatten mekaniskt, biologiskt och kemiskt. Slam stabiliseras med rötning. Tre olika steg under mekanisk rening tar bort partiklar av olika storlek. Vid kemisk rening fälls fosfor ut med hjälp av metallsalter. Vid biologisk rening används bakterier som bryter ned organiskt material till koldioxid och vatten. Forskning pågår om kompletterande rening när det gäller reduktion av läkemedelsrester (Läkemedel och miljö, 2005).

9

Substanser

Ciprofloxacin

Ciprofloxacin är ett fluorokinolon-antibiotikum med baktericid effekt på både grampositiva och gramnegativa mikroorganismer. Ciprofloxacin hämmar DNA-gyras som är nödvändigt för bakteriell DNA-replikering. 44,7 % av ciprofloxacindosen utsöndras oförändrat i urin, 25 % i feces och 1 % via gallan. Ciprofloxacin har låg bioackumuleringspotential, är potentiellt persistent och utgör medelhög risk för miljöpåverkan (www.fass.se/ciprofloxacin). I Sverige såldes 2 968 517 DDD (definierad dygnsdos) av ciprofloxacin under perioden december 2011 - november 2012 (Apotekensservice AB, 2012).

Diklofenak

Diklofenak tillhör gruppen NSAID (Non-Steroidal-Anti-Inflammatory-Drugs) ochanvänds som smärtstillande och antiinflammatoriskt läkemedel. Diklofenak inhiberar syntes av prostaglandiner genom att hämma enzymet cyklooxygenas. 60 % av diklofenakdosen utsöndras i urin som metaboliter. Diklofenak bioackumuleras inte i vattenlevande organismer, bryts ner långsamt i miljön och medför försumbar risk för miljöpåverkan (www.fass.se/diklofenak). I Sverige såldes 44 124 821 DDD (definierad dygnsdos) av diklofenak på apotek under perioden december 2011 - november 2012. I dagligvaruhandel i Sverige såldes 208 203 förpackningar med diklofenak under periodennovember 2011 - oktober 2012 (Apotekensservice AB, 2012).

Etinylestradiol

Etinylestradiol är syntetiskt östrogen och är den vanligaste substansen i kvinnliga hormonella preventivmedel (Wennmalm, 2010). Etinylestradiol metaboliseras fullständigt och utsöndras i urin och galla. Etinylestradiol utgör hög risk för miljöpåverkan, är potentiellt persistent och har hög potential att lagras i vattenlevande organismer (www.fass.se/etinylestradiol). I Sverige såldes 100 036 943 DDD(definierad dygnsdos) av etinylestradiol under perioden december 2011 - november 2012(Apotekensservice AB, 2012).

10

Syfte

Ciprofloxacin, diklofenak och etinylestradiol tillhör läkemedelsgrupper för vilka effekter på miljön observerats. Syftet med arbetet var att utifrån aktuell litteratur granska kunskap och fakta som idag finns om miljöfarliga egenskaper och miljöpåverkan av ciprofloxacin, diklofenak och etinylestradiol. Syfte med statistikdelen är att bilda sig en uppfattning om hur mycket av valda substansersom används och hur fördelningen över olika försäljningssätt ser ut i Kalmar län och Sverige totalt.

11

METOD

För genomförandet av detta examensarbete användes granskning av relevant litteratur och webbaserad information inom område läkemedel och miljö.Examensarbetet är en litteraturstudie och behandlar miljöfarliga egenskaper och effekter på miljön av substanserna ciprofloxacin, diklofenak och etinylestradiol. Problematiken med miljöeffekter av läkemedelsrester har studerats med hjälp av aktuella forskningsstudier, publicerade i vetenskapligt granskade tidskrifter. Vid sökning efter lämpliga artiklar användes databaserna Pubmed och Science Direct.Vid sökning användes nyckelorden: aquatic environment, bioconcentration, biodegradation, ciprofloxacin, diclofenac, ecotoxicology, environment, environmental exposure, estrogens, ethynylestradiol, municipal wastewater, pharmaceuticals, pharmaceuticals in the environment, sewage effluent, wastewater treatment. Studier publicerade före år 1997 exkluderades p.g.a. risk för inaktuellt innehåll. Studier som behandlade miljöeffekter av ciprofloxacin, diklofenak och etinylestradiol prioriterades. Referenser i utvalda artiklar granskades och detta ledde till ytterliggare urval av studier passande för ändamålet.

Försäljningsstatistik för valda substanser för perioden december 2011 till november 2012 erhölls (med hjälp av handledaren) från Concise som är Apotekens service AB databasöver läkemedel sålda på apotek samt läkemedel rekvirerade till slutenvården. Försäljning av diklofenak i dagligvaruhandel erhölls från Apotekens service AB (Tobias Renberg, analytiker läkemedelsstatistik). De ATC-koder som innehöll aktuella substanser och tillgängliga preparat inkluderades i sökningarna. För ciprofloxacinsökningarna inkluderades ATC-koderna J01MA02, S01AE03 och S02AA15. För diklofenaksökningarna inkluderades ATC-koderna D11AX18, M01AB05, M01AB55, M02AA15 och S01BC03. För etinylestradiolsökningarna inkluderades ATC-koderna G02BB01, G03AA03, G03AA05, G03AA07, G03AA09, G03AA11, G03AA12, G03AA13, G03AB03, G03AB04, G03AB05, G03HB01.Andel för DDD i % beräknades för aktuella substanser med undantag för diklofenak i dagligvaruhandel.

12

RESULTAT

Ciprofloxacin

Ciprofloxacin har påvisats i koncentrationer mellan 100 ng/L - 80 µg/L i avloppsvatten från sjukhus ( Kümmerer, 2001; Seifertova, 2008; Ebert et al., 2011) och ikoncentrationer mellan 152 ng/L - 0,45 µg/L i avloppsvatten från kommunala reningsverk (Segura et al., 2009; Conkle and White, 2012). I utsläppsvatten från fem kommunala reningsverk i Sverige påvisades ciprofloxacin i koncentration 7-60 ng/L (Linberg et al., 2007). Larsson et al.(2007) rapporterar ciprofloxacinkoncentrationer upp till 31 000 µl/L i avloppsvatten från reningsverk som hanterar rening av vatten från läkemedelsindustriområdet Hydebarad i Indien. Ciprofloxacin i koncentration 2 ng/Luppmättes i dricksvatten ( Segura et al., 2009) och i koncentration 119 ng/L i flodvatten ( Pena et al., 2007).

En finsk studie med 12 reningsverk med varierande reningstekniker visade i genomsnitt att 84 % ciprofloxacin bröts ned under reningsprocessen (Vieno et al., 2007). En svensk studie rapporterar 87 % eliminering av ciprofloxacin (Linberg et al., 2007). Effekt av dagsljus och mikrobiell aktivitet vid nedbrytning av ciprofloxacin i dammvatten och i sediment har laborativt undersökts av Lin et. al (2010). Ingen ciprofloxacin detekterades i vattenprover efter 3 dagar vid exponering för dagsljus. I sediment detekterades fortfarande 57 % av ursprungliga koncentrationer av ciprofloxacin efter 100 dagar från experiments början.

Ciprofloxacin i koncentrationer mellan 0,01 - 0,1 µg/L visade in vitro hög toxicitet för cyanobakterien Anabaena flos-aquae och makrofyten Lemna minor (Ebert, 2011).Martins et al.(2012) kom fram till att ciprofloxacin i koncentrationer mellan 3,75 - 65,3 mg/L har skadliga eller dödliga effekter på de flesta testade organismer (bakterier, mikroalger, makrofyter). Sötvattenssnäckan Lymnaea stagnalis visade in vitro minskat effekt i immunförsvar efter exponering för ciprofloxacin i koncentration 100ng/L (Gust et al., 2013).

Ciprofloxacin kan i koncentrationer 5-10 µg/L inducera överföring av resistens mellan olika bakteriearter och är genotoxisk (Larsson et al., 2007). Martin da Costa et al. (2006) har påvisat ciprofloxacinresistenta bakterie nedströms kommunala reningsverk. Kinolon-resistenta bakterier har påvisats i vattenmiljö (; Adachi et al., 2013; Jansen et al., 2012 ).

Diklofenak

Diklofenak har detekteras i stor utsträckning i olika vattenmiljöer i många ländereftersom diklofenak produceras och används i stora mängder ( Saravanan et al., 2011).År 1998 rapporterade Ternes et al. uppmätta koncentrationer av diklofenak i tyska floder på mellan 0,15 µg/L upp till 1,2 µg/L. I dricksvatten i södra Frankrike uppmättes diklofenak i koncentration 2 ng/L ( Rabiet et al., 2006). Heberer et al. (2002) rapporteraren koncentration av diklofenak i inkommande avloppsvatten på 3,02 µg/L och i utgående avloppsvatten på 2,51 µg/L vid reningsverk i Berlin-området. Ferrari et al. (2003) uppmätte en koncentration av diklofenak i renat avloppsvatten i fyra europeiska länderfrån 0,47 µg/L upp till 5,45 µg/L. Letzel et al. (2009) uppmätte koncentrationer av diklofenak i renade avloppsvatten i Tyskland från 120 ng/L upp till 2 200 ng/L. Uppgifter om koncentration av diklofenak i inkommande avloppsvatten saknades i båda studierna.

13

I Sverige analyserade Fick et al. (2011) 54 prover från fyra reningsverk och detekterade förekomst av 101 läkemedelssubstanser. Koncentration av diklofenak i inkommande avloppsvatten uppmättes från 120 till 7 000 ng/L, och i avgående avloppsvatten från 280 till 3 900 ng/L och i slam från 10 till 59 ng/kg. I ett prov med dricksvatten från Stockholmsområdet uppmättes en koncentration av diklofenak på 140 ng/L.

Ternes et al. (1998) anger att 69 % av diklofenak elimineras i reningsprocessen i tyska reningsverk medan Heberer (2002) rapporterar att 17 % av diklofenak elimineras i reningsprocessen i tyska reningsverk. I Kanada detekterades ingen diklofenak i utgående avloppsvatten från 14 reningsverk (Metcalfe et al., 2003). Fotolys av diklofenak i ytvatten är en viktig elimineringsväg som kan ge en halveringstid av diklofenak i naturligt vatten från några minuter upp till några timmar (Letzel et al., 2009).Diklofenak elimineras effektivt i reningsverk genom ozonbehandling eller membranfiltrering (Heberer, 2002)

Liu et al.(2012) undersökte in vitro genotoxicitet av 6 vanligt förekommande läkemedel i vattenmiljö, bland andra diklofenak, på mutanta cellinjer från kyckling. I celler behandlade med diklofenak i koncentration 5-20 mg/L konstaterades en tydlig förekomst av DNA-skador. Hoeger et al. (2005) testade effekt av diklofenak i koncentrationer 0,5; 5 och 50 µl/L på öring Salmo trutta f. fario i 7, 14 och 21 dagar. Fiskar visade svaga till måttliga histopatologiska förändringar, framför allt i lever, vid koncentrationer 0,5 och 5 µl/L. Akut toxicitet av diklofenak var låg. Studien stöder hypotesen att diklofenak i mycket låga koncentrationer hämmar aktivitet av cyklooxygenas hos fisk dvs. har samma verkningsmekanism som hos däggdjur. Diklofenak kan orsaka histologiska förändringar och genuttryck hos fisk vid koncentration runt 1 µl/L (Cuklev et al., 2012). Blåmusslan Mytilusedulis trossulus, en av de viktigaste arterna i Östersjön med stor betydelse för ekosystemet, stod i fokus i en in vitro studie som undersökte påverkan av diklofenak på blåmusslans fysiologiska funktioner. Studien visade en viss tendens hos musslor att bioackumulera diklofenak och negativ påverkan på tillväxt och filtrationsförmåga (Erikson et al., 2010).

Diklofenak har en relativ hög lipofilicitet (log K ow 4,51)som i ekotoxikologiskasammanhang ger en högre potential för biokoncentration (Cuklev et al., 2012).

Etinylestradiol

Ett flertal studier från olika länder rapporterar förekomst av östrogener i avlopps- och ytvatten, vanligtvis i koncentration 0,5 ng/L (Fent et al., 2006). Ternes et al.(1999) rapporterar koncentration av etinylestradiol 0,015 µg/l i avloppsvatten från ettreningsverk i Tyskland. Kolpin et al. (2002) rapporterar etinylestradiolkoncentrationmellan 73 ng/L och 831 ng/L i 70 undersökta vattendrag i USA. I sediment vid Kinas kust uppmättes halter av etinylestradiol mellan 0,9 och 4ng/g (Aoki et al., 2011).

I en studie på svenskt avlopps- och dricksvatten kunde inte etinylestradiol påvisas. Detektionsgränsen för etinylestradiol var 10 ng/L (Fick et al., 2011).

Elimineringseffekt av etinylestradiol varierar från 0 till 90 % mellan olika reningsverk och beror på typen av reningsprocess som används (Combalbert and Hernandez-Raquet, 2010). Parrott et al.(2005) observerade in vitro minsking i 36 % av fertilitet hos knölskallelöja Pimephales promelas vid etinylestradiolkoncentration 0,32 ng/L och

14

minskning i 64 % vid koncentration 0,96 ng/L. Vid etinylestradiolkoncentration 3,5 ng/L konstaterades total demaskulinisering hos fisk i samma studie. Parrott et al. (2005) konstaterar vidare att låga etinylestradiolkoncentrationer (0,32 och 0,96 ng/L) påverkar i första hand hanfiskar och högre etinylestradiolkoncentrationer (3,5; 9,6 och 23 ng/L) påverkar även honfiskar.Aoki et al. (2011) undersökte varaktighet av effekten efter exponering för etinylestradiol hos fisken grå multe Mugil cephalus i miljö fri från etinylestradiol. Som indikator för endokrin effekt av etinylestradiol mättes koncentration vitellogenin - en proteinprekursor till äggula vars syntes stimuleras av östrogen i kvinnans kropp. Förhöjda halter av vitellogenin observerades upp till 100 dagar efter miljöbyte. Effekt av exponering för etinylestradiol studerades i en kanadensisk studie på skogsgroda Lithobates sylvaticus. Etinylestradiol påverkade könsdifferentiering hos groda och uppmätta halter av vitellogenin var högre än normala fysiologiska värden hos grodan. Exponeringskoncentrationen av etinylestradiol var 2-faldigt högre än den koncentration som har uppmätts i miljön (Tompsett et al., 2013).

Tre månader gamla honråttor visade förändrat sexuellt beteende och fysiologi efter exponering för låga orala doser av ren östrogen (0,004 µg/kg och 0,4 µg/kg). Den lägre dosen av östrogen i studien motsvarar koncentrationer uppmätta i miljön och därför drar författarna slutsatsen att det finns potentiell risk för reproduktiva störningar hos djur levande ute i naturen (Seta et al., 2008). Nedsatt fruktsamhet hos råttor efter exponering av ren östrogen under miljöliknande förhållande konstaterades av Fusani et al. (2007). Dosen 4 ng/kg, som råttor exponerades för, kan betraktas som miljörelevant eftersom koncentration 4 ng/L har uppmätts i miljön. Påverkan på reproduktiv fysiologi och fertilitet har inte påvisats (Fusani et al., 2007).

Återanvändning av avloppsvatten innehållande spår av etinylestradiol kan innebära risk för upptag av denna till växter och vidareöverföring till djur och människor genom konsumtion. Karnjanapiboonwong et al. (2011) undersökte med hjälp av bönor Phaseolus vulgaris i vilken utsträckning etinylestradiol och triklosan upptas från jorden. En del av etinylestradiol och triklosan bröts ned i jorden men en del ackumulerades i rötter och blad. Tramoni et al. (2009) kom i sin studie fram till att en koncentration av 1ng/L av steroida substanser, bland andra etinylestradiol, stör in vitro gap junktion mellan Sertoli celler hos råttor. Författarens slutsats blev att påvisade halter av östrogener i miljön kan leda tilleventuella hälsokonsekvenser som nedsatt fertilitet och cancer.

Flera studier visar tydlig förekomst av feminiserade hanfiskar som har blivit fångade iutsläppsvatten från engelska reningsverk innehållande etinylestradiol i koncentration 1-3,2 ng/L (Gross-Sorokin et al., 2006; Jobling et al., 2006) eller exponerade för etinylestradiol i koncentration 5-6 ng/L i sjöar i Kanada (Kidd et al., 2007).

Statistik

Tabellerna III, IV och V redovisar försäljningsstatistik för ciprofloxacin, diklofenak och etinylestradiol i Kalmar län och Sverige totalt för perioden december 2011 till november 2012 (Concise, Apotekens Service AB, 2013). Resultat redovisas i DDD -dygnsdefinerade doser och AUP - apotekens utförsäljnings pris i kronor exklusive moms.

15

Tabell III. Ciprofloxacin. Försäljningsstatistik. DDD - dygnsdefinerade doser, andel- andel av DDD i %, AUP - apotekens utförsäljnings pris i kronor exklusive moms (Apotekensservice AB, 2013).

Försäljningssätt Sverige totalt Kalmar län

DDD Andel (%)

AUP exkl moms (kr)

DDD Andel (%)

AUP exkl moms (kr)

Förskrivning 2 468 991,85 83,2 22 284 782 62 112 87 551 663,5

Rekvisition 499 525,25 16,8 3 377 715 9 027 13 79 308,38

Totalt 2 968 517,1 100 25 662 497 71 139 100 630 971,88

Tabell IV. Diklofenak. Försäljningsstatistik. DDD - dygnsdefinerade doser, andel- andel DDD i %, AUP - apotekens utförsäljnings pris i kronor exklusive moms, dagligvaruhandel - antal förpackningar (Apotekensservice AB, 2013).Försäljningssätt Sverige totalt Kalmar län

DDD Andel (%)

AUP exkl moms (kr)

DDD Andel (%)

AUP exkl moms (kr)

Förskrivning 33 619 018 76,2 91 199 055 854 724 78,5 2 123 055

Rekvisition 1 253 502 2,8 2 993 076 25 145 2,3 53 794

Egenvård apotek 9 252 301 21 170 718 790 209 110 19,2 4 042 000

Dagligvaruhandel* 208 203** 12 794 928 6 607** 403 142

Totalt 44 124 821208 203**

100*** 277 705 849 1 088 9796 607**

100*** 6 621 991

* för period oktober 2011 till september 2012**antal förpackningar i dagligvaruhandel*** exklusive dagligvaruhandel

16

Tabell V. Etinylestradiol. Försäljningsstatistik. DDD - dygnsdefinerade doser, andel- andel DDD i %, AUP - apotekens utförsäljnings pris i kronor exklusive moms (Apotekensservice AB, 2013).Försäljningssätt Sverige totalt Kalmar län

DDD Andel (%)

AUP exkl moms (kr)

DDD Andel(%)

AUP exkl moms (kr)

Förskrivning 99 860 546 99,8 194 791 082 1 987 488 99,9 3 518 760,75

Rekvisition 176 397 0,2 230 382 840 0,1 714

Totalt 100 036 943 100 195 021 464 1 988 328 100 3 519 474,75

17

DISKUSSION

Ett flertal studier rapporterar förekomst av läkemedelsrester i vattenmiljö i många länder. Läkemedel har påvisats i ingående och utgående avloppsvatten i reningsverk, i yt-, grund-och dricksvatten (Sadezky et al., 2010). Vid analys av avloppsvatten från läkemedelsindustri i Indien och Kina har höga koncentrationer av läkemedel påvisats (Larsson et al., 2007). Generellt har många aktiva substanser påträffats i miljön i koncentrationen från några ng/L upp till några µg/L(Fent et al., 2006).

Ökat intresse för eventuell miljöpåverkan från läkemedel resulterade år 2005 i införande av miljöklassificering av läkemedel på Fass.se (Svensk miljöklassificering av läkemedel, 2013). Miljöfarlighet och miljörisk bedömer substansens inneboende egenskaper att kunna påverka miljön från två olika synvinklar. Miljöfara är en egenskap i sig hos en substans och utrycks med faktorerna persistens, bioackumulation och toxicitet. Miljörisk medräknar exponering av läkemedel (Svensk miljöklassificering av läkemedel, 2013).

Miljöriskbedömning bygger på beräknad koncentration av substansen i miljön. Utgår man från antagandet att inga läkemedelsrester finns i vatten innan beräkning finns det risk för underskattning. Risk för överskattning finns å andra sidan genom att basera beräkningen på hypotesen att alla sålda läkemedel används och att alla använda läkemedel utsöndras oförändrade till miljön, att substanser inte metaboliseras i kroppen eller att substanser inte binds upp i slam (Läkemedel och miljö, 2005).

Persistens mätts som halveringstid av substansen i miljön. Toxicitet fastställs oftast med hjälp av standardiserade laborativa tester på tre olika vattenlevande organismer. När det gäller bioackumulation används i dagsläget två olika parametrar - fördelningskoefficient Kow och biokoncentrationsfaktor BCF. BCF är i riktlinjer förstahandsvalet av de två.

Roos et al.(2012) jämför och diskuterar nio olika prioriteringsmetoder för miljöriskbedömning. Förutom ovan nämnda metoder debatteras bedömning av miljörisk med hjälp av kända riskkategorier för fostret vid graviditet. Författaren utgår från hypotesen att ett läkemedels toxiska effekt på foster kan ha potentiell toxisk effekt på exponerade djur. Vidare i samma artikel diskuteras fiskplasma- modellen som ett möjligt sätt för miljöriskbedömning. Metod med mätningar av plasmakoncentration av läkemedel hos fisk används idag för att kunna jämföra humana plasmakoncentrationer och eventuellt kunna studera långsiktiga oönskade effekter av läkemedel hos fisk (Schreiber, 2011). Fick et al.(2010) föreslår att modellen med mätningar av läkemedelshalter i fiskplasma och vidare jämförelsen med förväntad kritisk koncentration ska användas.Fick et al.(2010) stödjer sin slutsats på kunskap om att det finns ett stort antal humana receptorer genetisk konserverade i fisk. Samma åsikt delas av Ericson et al. (2010). Ericson pekar på evolutionär bevarade cellulära funktioner, t.ex. receptorer och signaltransduktionvägar som ökar risken för effekter av läkemedel även i vattenlevandeicke-målorganismer bl. a. fisk (Ericson et al., 2010).

Etinylestradiol metaboliseras fullständig i kroppen men trots det så påvisas den i vattenmiljön. Heberer (2002) förklarar förekomst av etinylestradiol i miljön med att i reningsverk genomgår etinylestradiol dekonjugering och på så sätt kan etinylestradioldetekteras i utgående avloppsvatten. Förändringar i substansens fysikalisk-kemiska egenskaper under reningsprocessen kan leda till ändrade egenskaper, t.ex. adsorption till partiklar, vilket kan förklara skillnader i koncentrationer i inkommande och utgående vatten (Lindberg et al., 2007).

18

Fördelningskoefficient Kow för en substans kan mätas eller beräknas. Värde på Kow kan med fördel användas vid framställning av mera miljövänliga substanser. Vattenmiljöns pH påverkar läkemedelssubstansers joniseringsgrad och därmed också vattenlöslighet. I oladdad form kommer läkemedlet i övervägande del att befinna sig i organisk fas medan den laddade formen i huvudsak finns i vattenfasen. Det är därför viktigt att använda pH-värden som är relevanta för miljö. Vanligtvis används pH 7 för miljöriskbedömning (Cunningham, 2008). Vid granskning av olika Kow-värden i litteratur är det viktigt att tänka på om angivna värden är korrigerade med avseende på jonisering och pH. Eftersom fördelningskoefficient Kow avser koncentration av oladdad substans finns det risk för att överskatta substansens bioackumuleringspotential (Cunningham, 2008). Biokoncentrationsfaktor BCF är ett mått på biokoncentration som i sin tur definieras av Fick et al. (2010) som en process under vilken koncentrationen av substansen i vattenlevande organismer ökar genom upptaget från vattnet. BCF-värden erhålls vanligtvis från laborativa tester. Det är viktigt att skilja på biokoncentration och bioackumulation. Bioackumulation omfattar till skillnad från biokoncentration upptag av ett ämne via olika exponeringsvägar t.ex. med föda eller genom andningsvägar (Fick et al., 2010).

Det finns olika uppgifter om potential för bioackumulation för diklofenak beroende på om man bedömer med hjälp av Kow eller BCF. En förklarning kan vara att diklofenak är joniserat vid fysiologiska pH (pKa 4,15) (www.toxnet/diclofenac). Kow verkar inte vararättvisande för joniserbara föreningar (Environmental classification of pharmaceuticals, 2012).

Det råder ingen tvekan om att läkemedel förekommer i miljön. Under senare år har stor uppmärksamhet lagts på identifiering av läkemedelsrester i vattenmiljö. Sui et al. (2012) menar att substanser med stor miljöpåverkan prioriteras och övervakas. Valet av mätmetoder och deras detektionskänslighet är kritiskt för resultatet vid mätningar av läkemedel i miljön. Förekomst av kinoloner i dricksvatten rapporteras ytterst sällan eftersom det krävs detektionskänsliga metoder som kan mäta koncentration för halter under 1 ng/L (Segura et al., 2009). En annan aspekt är den faktiska mängd av en substans som används. Det finns skillnad i användning av olika läkemedelsgruppermellan många länder (Sadezky et al., 2010). Som exempel kan nämnas etinylestradiol som har varit illegal i Japan fram till september 1999. Detta faktum kan förklara varför ingen etinylestradiol detekteras i miljön i Japan ( Isobe et. al, 2003).

Det är möjligt att läkemedel och andra ämnen i renat avloppsvatten kan påverka varandras upptag, fördelning, metabolism eller utsöndring och eventuellt andra läkemedel. Ett flertal läkemedel förekommer regelbundet tillsammans i en blandning i vattenmiljön. I de fall substanserna har liknande verkningsmekanismer kan deras effekterockså bli additiva . Således kan toxicitet bli högre än den förväntade (Cuklev et al., 2012). Denna möjlighet har inte ännu beaktats i nuvarandemiljöriskbedömningsprocesser. Den vanliga situationen för fisk i miljön är exponering för en mixtur av läkemedel. Dessutom vet man fortfarande inte vilken metod vid miljöriskbedömning som ger det bästa bedömningsresultatet (Cuklev et al., 2012).

19

Statistik

Försäljningsstatistiken totalt i Sverige vad gäller ciprofloxacin, diklofenak och etinylestradiol visar att för ciprofloxacin rekvireras 16,8% till vårdinstitutioner medan 83,2 % förskrivs; för diklofenak rekvireras 2,8 % till vårdinstitutioner, förskrivs 76,2 % och 21 % köps av allmänheten; för etinylestradiol rekvireras 0,2 % till vårdinstitutioner medan 99,8 % förskrivs. Försäljningsstatistiken för Kalmar län stämmer överens med bilden av resultaten för hela Sverige. Detta kan ses som en indikation på hur mycket läkemedelsavfall som kommer från hushållen respektive vårdinstitutioner t.ex. sjukhus. Sjukhusens bidrag till den totala mängden läkemedel i det allmänna avloppsvattnet varierar med olika läkemedel. I litteraturen förekommer beräkningar och skattningar för läkemedel generellt som visar att sjukhusen står för mellan ca 3-10% av läkemedel i det allmänna avloppsnätet ( Apoteket AB, MistraPharma and Stockholm County Council, 2009). I Läkemedelsverkets förslag till handlingsplan inom nationellt miljöprogram ”En giftfri miljö” ingår bland annat att överväga införande av rening med avseende på läkemedel. Forskningsprojekt har visat lovande resultat vad gäller nya metoder (t.ex. ozonering, oxidation med väteperoxid och UV-ljus, filtrering genom aktiv kol) som kan bryta ner läkemedel i reningsverk (Naturvårdsverket, 2008 ).

Försäljningsstatistik för diklofenak inom dagligvaruhandel redovisas för perioden oktober 2011 till september 2012 eftersom försäljningsresultat registreras kvartalsvis efter varje avslutad kvartalsperiod till skillnad från redovisning för förskrivning, rekvisition och egenvårdförsäljning på apotek där försäljningsresultat registreras månadsvis efter varje avslutat månad. Vid tidpunkten för examensarbetets genomförande var därför närmast tillgänglig registrerat försäljningsresultat för diklofenak inom dagligvaruhandel för perioden oktober 2011- september 2012. Försäljning av diklofenak inom dagligvaruhandeln sker i en blygsam omfattning eftersom endast diklofenak i gelform får säljas i dagligvaruhandeln enligt Läkemedelsverket.

Det medför vissa svårigheter att bedöma ett läkemedels miljöbelastning utifrån försäljningsstatistiken i databasen Concise. Kostnaden för läkemedlet speglar inte miljöpåverkan, snarare kostnader för samhället. För en enskild substans kan viktsmängden som används vara ett mått på att uppskatta miljöbelastning. Att mäta läkemedelsanvändning med antal sålda läkemedelsförpackningar kan vara missvisande ur miljöperspektiv eftersom förpackningsstorlek kan variera liksom behandlingstiden. Idag är det antal läkemedelsdoser som ett mått på miljöbelastning som tillämpas. Definierad dygnsdos (DDD) är den normala dygnsdosen av ett läkemedel för dess huvudindikation. Dock finns det i många fall flera indikationer samt åtskilliga beredningsformer avsedda för olika administrationssätt av de flesta läkemedlen. DDD är därför att se som en approximation. För vissa grupper av läkemedel, t.ex. vacciner, röntgenkontrastmedel och dermatologiska läkemedel, saknas DDD (Läkemedelsverket, 2000).

20

SLUTSATS

Läkemedel är ett viktigt verktyg för sjukvården men deras användning har en nackdel ur miljöperspektiv. Efter administration och passagen genom kroppen utsöndras läkemedel till avloppsvatten. Reningsverken idag är inte konstruerade för att hantera eliminering av läkemedelsrester på ett effektivt sätt och konsekvensen blir utsläpp av läkemedelsrester i vattenmiljö.

Läkemedelsrester har påvisats i miljön. Substansens inneboende egenskaper, som svårnedbrytbarhet och tendens till bioackumulering, återspeglar substansens förmåga att kunna påverka miljö. Ett flertal studier har visat att exponering av läkemedel även vidlåga halter medför oönskade effekter på vattenlevande organismer.

De miljöfarliga egenskaperna hos ciprofloxacin, diklofenak och etinylestradiol kan i korthet sammanfattas enligt följande:Ciprofloxacin har visats bidra till resistensutveckling hos bakterier i laborativa studier och i miljön. Diklofenak är en svårnedbrytbar substans som kan vara toxisk för vattenlevande organismer.Etinylestradiol utgör risk för störningar i fysiologiska funktioner och feminisering av bl.a. fisk.

Försäljningsstatistik vad gäller valda studerade substanser ger indikation på att det är privata hushåll som står för det största bidraget till läkemedelsrester till miljö.

21

REFERENSER

Adachi, F., Yamamoto, A., Takakura, K-I. and Kawahara, R., 2013, Occurrence of fluoroquinolones and fluoroquinolone-resistance genes in theaquatic environment, Science of the Total Environment 444, 508–514.

Apoteket AB, MistraPharma, Stockholm County Council, 2009, A Healthy Future. Pharmaceuticals in a Sustainable Society, Stockholm.

Aoki, J., Hatsuyama, A., Hiramatsu, N. and Soyano, K., 2011, Effects of ethynylestradiol on vitellogenin synthesis and sex differentiation in juvenile grey mullet (Mugil cephalus) persist after long-term exposure to a clean environment, Comparative Biochemistry and Physiology, Part C 154, 346–352.

Backhaus, T., Sumpter, J. and Blanck, H., 2008, On the Ecotoxicology of Pharmaceutical Mixture, in Pharmaceuticals in the environment: Sources, Fate, Effects and Risks, ed. Kümmerer, K., 3rd edition, Springer, Berlin Heidelberg New York, 257-276.

Apotekens Service AB. Försäljningsstatistik från databasen Concise, 2013.

Combalbert, S. and Hernandez-Raquet, G., 2010, Occurrence, fate, and biodegradation of estrogens in sewage and manure, Applied Microbiology and Biotechnology 86, 1671–1692.

Conkle, J. L. and White, J.R., 2012, An initial screening of antibiotic effects on microbialrespiration in wetland soils, Journal of Environmental Science and Health, Part A 47, 1381–1390.

Cuklev, F., Fick, J., Cvijovic, M., Kristiansson, E., Förlin, L. and Larsson, D.G.J, 2012, Does ketoprofen or diclofenac pose the lowest risk to fish?, Journal of Hazardous Materials 229– 230, 100– 106.

Cunningham, V.L., 2008, Special Charakteristics of Pharmaceuticals Related to Environmental Fate, in Pharmaceuticals in the environment: Sources, Fate, Effects and Risks, ed. Kümmerer, K., 3rd edition, Springer, Berlin Heidelberg New York, 23-34.

Ebert, I., Bachmann, J., Kühnen, U., Küster, A., Kussatz, C., Maletzki, D. and Schlüter, C., 2011, Toxicity of the fluoroquinolone antibiotics enrofloxacin and ciprofloxacin to photoautotrophic aquatic organisms, Environmental Toxicology and Chemistry 30, no. 12, 2786–2792.

ECHA.2012,Guidance on information requirements and chemical safety assessment Chapter R.11: PBT Assessment.

EMEA, 2006, Guideline on the environmental risk assessment of medicinal products for human use.http://ihcp.jrc.ec.europa.eu/our_labs/eurl-ecvam/validation-regulatory-acceptance/docs-bioaccumulation/CHMP.pdf hämtad 2013-03-20

Environmental classification of pharmaceuticals at www.fass.se, Guidance for pharmaceutical companies, 2012.

22

Ericson, H., Thorsén, G. and Kumblad, L., 2010, Physiological effects of diclofenac, ibuprofen and propranolol on Baltic Sea blue mussels, Aquatic Toxicology 99, 223–231.

Fent, K., Weston, A.A. and Caminada, D, 2006, Ecotoxicology of human pharmaceuticals, Review, Aquatic Toxicology 76, 122–159.

Ferrari, B., Paxéus, N., Lo Guidice, R., Pollio, A. and Garric, J., 2003, Ecotoxicological impact of pharmaceuticals found in treated wastewaters: study of carbamazepine, clofibric acid and diclofenac, Ecotoxicology and Environmental Safety 55, 359–370.

Fick, J., Lindberg, R.H., Kaj, L. and Brorström-Lundén, E., 2011, Results from the Swedish National Screening Programme 2010,Subreport 3, Pharmaceuticals, ILV Swedish Environmental Research Institute Ltd, Stockholm.

Fick, J., Lindberg, R.H., Tysklind, M. and Larsson, D.G.J., 2010, Predicted critical environmental concentrations for 500 pharmaceuticals, Regulatory Toxicology and Pharmacology 58, 516–523.

Fusani, L., Seta, D.D., Dessi-Fulgheri, F. and Farabollini, F., 2007, Altered reproductive success in rat pairs after environmental-like exposure to xenoestrogen, Proceedings of the royal society B 274, 1631–1636.

Green, R.E., Newton, I., Shultz, S., Cunnigham, A.A., Gilbert, M., Pain, D.J. and Prakash, V., 2004, Diclofenac poisoning as a cause of vulture population declines across the Indian subcontinent, Journal of Applied Ecology 41, 793-800.

Gross-Sorokin, M.Y., Roast, S.D. and Brighty, G.C., 2006, Assessment of Feminization of Male Fish in English Rivers by the Environment Agency of England and Wales, Environmental Health Perspectives in The Ecological Relevance of Chemically Induced Endocrine Disruption in Wildlife 114, supplement 1.

Gust, M., Fortier, M., Garric, J., Fournier, M. and Gagné, F., 2013, Effects of short-term exposure to environmentally relevant concentrations of different pharmaceutical mixtures on the immune response of the pond snail Lymnaea stagnalis, Science of the Total Environment 445–446, 210–218.

Heberer, T., 2002, Occurrence, fate, and removal of pharmaceutical residues in the aquatic environment: a review of recent research data, Toxicology Letters 131, 5–17.

Hoeger, B., Köllner, B., Dietrich, D.R. and Hitzfeld, B., 2005, Water-borne diclofenac affects kidney and gill integrity and selected immune parameters in brown trout (Salmo trutta f. fario), Aquatic Toxicology 75, 53–64.

Isobe, T., Shiraisi, MY, Shinoda, A., Suzuki, H. and Morita, M., 2003, Determination of estrogens and their conjugates in water using solid-phase extraction followed by liquid chromatography-tandem mass spectrometry, Journal of Chromatography A, 984, 195-202.

Jansen, B., Böhme, C., Schön-Hölz, K., Schwartz, T., Obst, U. and Kohnen, W., 2012, Occurence of vancomycin-resistant Enterococcus faecium in patient isolates and aquatic

23

environment during a period between 2004 and 2010, International Journal of Infectious Diseases 16, Supplement 1, 419.

Jobling, S., Williams, R., Johnson, A., Taylor, A., Gross-Sorokin, M., Nolan, M., Tyler, C.R., van Aerle, R., Santos, E. and Brighty, G., 2006, Predicted Exposures to Steroid Estrogens in U.K. Rivers Correlate with Widespread Sexual Disruption in Wild Fish Populations, in The Ecological Relevance of Chemically Induced Endocrine Disruption in Wildlife 114, supplement 1.

Kang, I.J., Yokota, H., Oshima, Y., Tsuruda, Y., Yamagichi, T., Maeda, M., Imada. N., Tadokoro, H. and Honjo, T., 2002, Effect of 17b-estradiol on the reproduction of Japanese medaka (Oryzias latipes), Chemosphere 47, 71–80.

Karnjanapiboonwong, A., Chase, D.A., Cañas, J.E., Jackson, W.A., Maul, J.D., Morese, A.N. and Anderson, T.A., 2011, Uptake of 17α-ethynylestradiol and triclosan in pintobean, Phaseolus vulgaris, Ecotoxicology and Environmental Safety 74, 1336–1342.

Kidd, K.A., Blanchfield, P.J., Mills, K.H., Palace, V.P., Evans, R.E., Lazorchak, J.M. and Flick, R.W., 2007, Collapse of a fish population after exposure to a synthetic estrogen, Proceedings of the National Academy of Sciences 104, no. 21, 8897–8901.

Kolpin, D., Furlong, E.T., Meyer, M.T., Thurman, E.M., Zaugg, S.D., Barber, L.B. and Buxton, H.T., 2002, Pharmaceuticals, Hormones, and Other Organic Wastewater Contaminants in U.S. Streams, 1999-2000: A National Reconnaissance, Environmental Science Technology 36, 1202-1211.

Kümmerer, K., 2001, Drugs in the environment: emission of drus, diagnostic aids and disinfectants into wastewater by hospitals in relation to other sources- a review,Chemosphere 45, 957-969.

Kümmerer, K. (editor), 2008, Pharmaceuticals in the environment: Sources, Fate, Effects and Risks, 3rd edition, Springer, Berlin Heidelberg New York.

Larsson, D.G.J., de Pedro, C. and Paxeus, N., 2007, Effluent from drug manufactures contains extremely high levels of pharmaceuticals, Journal of Hazardous Materials 148, 751-755.

Lemus, J.A.,Blanco, G.,Grande, J., Arroyo, B., García-Montijano, M. and Martínez, F.,2008, Antibiotics threaten wildlife: circulating quinolone residues and disease in Avian scavengers, PLoS ONE 3(1), 1444.

Letzel, M., Metzner, G. and Letzel, T., 2009, Exposure assessment of the pharmaceutical diclofenac based on long-term measurements of the aquatic input, Environment International 35, 363–368.

Lin, J-S., Pan, H-Y., Liu, S-M. and Lai, H-T., Effects of light and microbial activityon the degradation of two fluoroquinolone antibiotics in pond water and sediment, Journal of Environmental Science and Health, Part B: Pesticides, Food Contaminants, and Agricultural Wastes 45:5, 456-465.

Lindberg, R., Wennberg, P., Johansson, M., Tysklind, M. and Andersson, B., 2005, Screening of Human Antibiotic Substances and Determination of Weekly Mass

24

Flows in Five Sewage Treatment Plants in Sweden, Environmental Science Technology39, 3421–3429.

Liney, K.E., Hagger, J.A., Tyler, C.R., Depledge, M.H. and Galloway, T.S., 2006, Health Effects in Fish of Long-Term Exposure to Effluents from Wastewater Treatment Works in The Ecological Relevance of Chemically Induced Endocrine Disruption in Wildlife, Environmental Health Perspectives 114, supplement 1.

Liu, X., Lee, J., Ji, K., Takeda, S. and Choi, K., 2012, Potentials and mechanisms of genotoxicity of six pharmaceuticals frequently detected in freshwater environment, Toxicology Letters 211, 70– 76.

Läkemedel och miljö, 2005, Apoteket AB, Stockholms län landsting och Stockholms universitet.

Läkemedelsverket, 2000, DDD - en mätenhet för studier av läkemedelsanvändning, http://www.lakemedelsverket.se/Alla-nyheter/NYHETER---2000/DDD---en-matenhet-for-studier-av-lakemedelsanvandning/ hämtad 2013-03-21

Läkemedelsverket, 2009, Miljöriskbedömning av läkemedel, http://www.lakemedelsverket.se/Alla-nyheter/NYHETER-2009/Miljoriskbedomning-av-lakemedel/ hämtad 2013-03-19

Manahan, S.E., 2010, Environmental chemistry, CRC Press Taylor & Francis Group, Boca Raton London New York, 9th ed., 170.

Martins, N., Pereira, N., Abrantes, N., Pereira, J., Goncalves, F. and Marques, C.R., 2012, Ecotoxicological effects of ciprofloxacin on freshwater species: data integration and derivation of toxicity thresholds for risk assessment, Ecotoxicology 21, 1167–1176.

Martins da Costa, P., Vaz-Pires, P. and Bernardo, F., 2006, Antimicrobial resistance in Enterococcus spp. isolated in inflow, effluent and sludge from municipal sewage watertreatment plants, Water research 40, 1735 – 1740.

Metcalfe, C.D., Koenig, B.G., Bennie, D.T., Servos, M., Ternes, T.A. and Hirsch, R., 2003, Occurrence of neutral and acidic drugs in the effluents of canadian sewage treatment plants, Environmental Toxicology and Chemistry 22, no. 12, 2872–2880.

Naturvårdsverket, 2008, Avloppsreningsverkens förmåga att ta hand om läkemedelsresteroch andra farliga ämnen, Rapport 5794, Stockholm.

Oaks, J.L., Gilbert, M., Virani, M.Z., Watson, R.T., Meteyer, C.U., Rideout, B.A., Shivaprasad, H.L., Ahmed, S., Chaudry, M.J.I., Arshad, M., Mahmood, S., Ali, A. and Khan, A.A., 2004, Diclofenac residues as the cause of population decline ofvultures in Pakistan, Nature 427, 630–633.

Parrott, J.L. and Blunt, B.R., 2005, Life-Cycle Exposure of Fathead Minnows (Pimephales promelas) to an Ethinylestradiol Concentration Below 1 ng/L Reduces Egg Fertilization Success and Demasculinizes Males, Environmental Toxicology 20, 131-141.

Pena, A., Chmielova, D., Lino, C.M. and Solich, P., 2007, Determination of

25

fluoroquinolone antibiotics in surface waters from Mondego River by high performance liquid chromatography using amonolithic column, The Journal of Separation Science 30, 2924–2928.

Rabiet, M., Togola, A., Brissaud, F., Seidel, J-L., Nebudzinski, H. and Elbaz-Poulichet, F., 2006, Consequences of Treated Water Recycling as Regards Pharmaceuticals and Drugs in Surface and Ground Waters of a Medium-sized Mediterranean Catchment, Environmental. Science Technology 40, 5282-5288.

Rapport från Läkemedelsverket, 2004, Miljöpåverkan från läkemedel samt kosmetiska och hygieniska produkter.

Roos, V., Gunnarsson, L., Fick, J., Larsson, D.G.J. and Rudén, C., 2012, Prioritising pharmaceuticals for environmental risk assessment: Towards adequate and feasible first-tier selection, Science of the Total Environment 421-422,102–110.

Sadezky, A., Löffler, D., Schlüsener, M., Roig, B. and Ternes, T., 2010, Real situation: Occurence of the main investigated PPs in water bodies in Pharmaceuticals in theEnvironment, ed. Roig, B., IWA Publishing, London, New York, 31-86.

Saravanan, M., Karthika, S., Malarvizhi, A. and Ramesh, M., 2011, Ecotoxicological impacts of clofibric acid and diclofenac in common carp (Cyprinus carpio) fingerlings: Hematological, biochemical, ionoregulatory and enzymological responses, Journal ofHazardous Materials 195, 188– 194.

Schreiber, R., Gündel, U., Franz, S., Küster, A. and Rechenberg, B., 2011, using the fish plasma model for comparative hazard identification for pharmaceuticals in the environment by extrapolation from human therapeutic data, Regulatory Toxicology and Pharmacology 61, 261-275.

Segura, P.A., Francois, M., Gagnon, C. and Sauve, S., 2009, Review of the Occurrence of Anti-infectives in Contaminated Wastewaters and Natural and Drinking Waters,Environmental Health Perspectives 117,number 5, 675- 684.

Seta, D.D., Farabollini, F., Dessi-Fulgheri, F.and Fusani, L., 2008, Environmental-Like Exposure to Low Levels of Estrogen Affects Sexual Behavior and Physiology of Female Rats, Endocrinology 149, 5592–5598.

Seifertová, M., Pena, A., Lino. C.M. and Solich, P., 2008, Determination of fluoroquinolone antibiotics in hospital and municipal wastewaters in Coimbra by liquid chromatography with a monolithic column and fluorescence detection, Analytical and Bioanalytical Chemistry 391, 99–805.

Socialstyrelsen, 201, Smittämnen i avloppsvatten från sjukhus– en teoretisk jämförelse med samhället i övrigt utifrån Socialstyrelsens allmänna råd, ISBN 978-91-86585-71-6, Artikelnr 2010-12-21.

Sui, Q., Wang, B., Zhao, W., Huang, J., Yu, G., Shubo, D. and Qiu, Z., 2012, Identification of priority pharmaceuticals in the water environment of China,Chemosphere 89, 280-286.

Svensk miljöklassificering av läkemedel på www.fass.se, 2013

26

Ternes, T.A., 1998, Occurrence of drugs in German sewage treatment plants and rivers, Water Research 32, 3245–3260.

Ternes, T.A., Stumpf, M., Mueller, J., Haberer, K., Wilken, R-D. and Servos, M., 1999,Behavior and occurrence of estrogens in municipal sewage treatment plants I. Investigations in Germany, Canada and Brazil, The Science of the Total Environment 225, 81-90.

Tramoni, M., Gilleron, J., Tahiri, K., Carette, D., Corvol, M-T., Segretain, D., Pointis, G.and Savouret, J-F., 2009, Contraceptive steroids from pharmaceutical waste perturbate junctional communication in Sertoli cells, Biochimie 91, 1366–1375.

Tompsett, A.R., Wiseman, S., Higley, E., Giesy, J.P. and Hecker, M., 2013, Effects of exposure to 17α-ethynylestradiol during larval development on growth, sexual differentiation, and abundances of transcripts in the liverof the wood frog (Lithobates sylvaticus), Aquatic Toxicology 126, 42– 51.

Vieno, N., Tuhkanen, T. and Kronberg, L, 2007, Elimination of pharmaceuticals in sewage treatment plants in Finland, Water Research 41, Issue 5, 1001-1012.

Wennmalm, Å., 2010, Miljöpåverkan från läkemedel. Vad vi vet och vad vi kan göra.Stockholms läns landsting, Stockholm.

www.fass.se/ciprofloxacinhttp://www.fass.se/LIF/produktfakta/artikel_produkt.jsp?NplID=19960913000024&DocTypeID=3&UserTypeID=0#env-effect hämtad 2013-03-20

www.fass.se/diklofenakhttp://www.fass.se/LIF/produktfakta/artikel_produkt.jsp?NplID=20040607002087&DocTypeID=3&UserTypeID=0#env-effect hämtad 2013-03-20

www.fass.se/etinylestradiol http://www.fass.se/LIF/produktfakta/artikel_produkt.jsp?NplID=20090611000029&DocTypeID=3&UserTypeID=0#env-effect hämtad 2013-03-20

27

Kalmar Växjö

391 82 KalmarTel 0480-446200Lnu.se