Examensarbete, 15 hp Magisterprogrammet i miljövetenskap, 60 hp Vt 2021
FEXOFENADINS PÅVERKAN
PÅ LÖSLIGHET AV
ORGANISKT BUNDET KOL
OCH KVÄVE I HUMUS
The effect of fexofenadine on the solubility of organic
carbon and nitrogen from humus
Viveka Törnqvist
Abstract
Antihistamines are a group of pharmaceuticals that enter the environment and may affect microorganisms that regulate decomposing of organic matter and the release of carbon and nitrogen from soils. In this study I investigated if the antihistamine fexofenadine decreases the concentration of dissolved organic carbon (DOC) and dissolved organic nitrogen (DON) from humus. I used humus from two vegetation types (heath and meadow), and used a batch experiment approach, where humus was mixed with fexofenadine solutions (2000 ng/L and 20 000 ng/L). After ten days in room temperature, the samples with
fexofenadine were compared with batches containing pure water solutions (control). I found differences in the concentration of DOC, DON and pH that were dependent on the studied vegetation types. There were higher concentrations of DOC and DON in heath (35.9 mg/L and 2.0 mg/L) than in the more nutrient rich meadow (9.2 mg/L and 0.5 mg/L). The latter vegetation type did also have a higher pH. In contrast to my hypothesis, the
concentration of DOC and DON was not significantly affected by the fexofenadine. However, if considering a 90%-level of significance, there were a significant interaction effect where concentration of DOC decreased in meadow and increased it in heath. A possible vegetation specific effect of fexofenadin seems plausible as microbial biomass and activity in the vegetation types are known to differ. My findings cannot exclude that
fexofenadine stimulates degradation of DOC in the more microbial active meadow humus, but not in the humus of heath where activities are lower.
Förord
Det här arbetet genomfördes under våren 2021 inom magisterprogrammet i
miljövetenskap vid Institutionen för ekologi, miljö och geovetenskap vid Umeå universitet. Ett tack till alla de som hjälp mig på vägen. Framför allt ett stort tack riktat till min
handledare Jonatan Klaminder, för värdefulla kommentarer, svar på frågor och stöd genom arbetet. Tack Johan för ditt stöd och din hjälp med statistiken. Och tack resten av familjen som är effektiva på att få mig att koppla bort studierna när det har behövts. Viveka Törnqvist
Innehållsförteckning
1 Inledning och bakgrund
... 11.1 Syfte och hypotes
... 32 Material och metod
... 31
1 Inledning och bakgrund
I Sverige används det idag ca 7600 läkemedel och av dem finns ca 1000 aktiva substanser som på olika sätt kan komma ut i miljön och påverka ekosystem (Naturvårdsverket 2021). Att minska utsläppen av läkemedel är en del av Sveriges miljökvalitetsmål Giftfri miljö, som av Kemikalieinspektionen (2019) i sin utvärdering av målet bedömts inte kunnat uppfyllas till 2020. Denna bedömning stöds av en ny studie som visade på
läkemedelsrester i alla av Sveriges tre största sjöar (Malnes et al. 2021).
Kemikalieinspektionen (2019) menar också i sin rapport om miljökvalitetsmålet att det behövs mer kunskap om de effekter som läkemedelsresterna har i miljön.
Läkemedel släpps ut i akvatiska miljöer genom utsläppsvattnet från avloppsreningsverk (t.ex. Fick et al. 2011; Glassmeyer et al. 2005; Hagberg et al. 2021), vars avloppsvatten kommer från flera olika källor där läkemedel används såsom sjukhus, vattenbruk, industri och hushåll (Li 2014). Ett visst utsläpp sker även från privata avlopp (Fick et al. 2011). Användning av veterinärmedicinska läkemedel kan bidra till utsläpp till den akvatiska miljön genom bland annat fiskodling och annan vattenbruk (Boxall et al. 2003). Hur hög koncentration av läkemedel i vattenmiljöerna är påverkas bland annat av
befolkningstätheten, då en större mängd människor som använder läkemedel riskerar ett större utsläpp till miljön (Malnes et al. 2021). Det är en ofta högre koncentration av läkemedel på sommaren på grund av lägre vattennivåer (Hagberg et al. 2021) och förekomsten av vissa läkemedel kan vara säsongsbundet, såsom halter av allergimedicin som ökar på våren (Malnes et al. 2021).
Läkemedel är gjorda för att vara biologiskt aktiva och interagera med specifika receptorer hos målorganismen, människa eller djur, för att få önskad effekt. Detta blir ett problem då de kommer ut i miljön och samma receptor finns i organismerna som exponeras för läkemedlet (Boxall et al. 2012; Gunnarsson et al. 2008). De flesta läkemedel är gjorda för att inte vara akuttoxiska och ha en relativt kort halveringstid i miljön, till skillnad från föroreningar som exempelvis DDT som tagits fram för sina toxiska effekter på skadedjur (Ankley et al. 2007). Problemet är dock att läkemedelsresterna fylls på konstant i
vattenmiljöerna genom kontinuerliga utsläpp från avloppsreningsverken, vilket gör dem i stort sett persistenta (Ankley et al. 2007; Daughton 2002). Ytterligare en svårighet med läkemedlens effekt är att det är flera olika läkemedel som släpps ut och organismerna i vattenmiljöerna där drabbas av en mix (så kallad ’cocktaileffekt’) av dem (Ankley et al. 2007; Daughton 2002).
Problemet med läkemedelsrester i miljön har främst diskuterats utifrån ett akvatiskt perspektiv. Dock har läkemedelsrester detekterats i rötslammet från vattenreningsverk (Fick et al. 2011; Li 2014). Rötslam som kan användas för att gödsla åkermark och på så sätt föra med sig läkemedelsrester in i de terrestra ekosystemen (Redshaw et al. 2008). I vissa system används även avloppsvatten vid bevattning av åkermark, vilket även det leder till att läkemedel hamnar i terrestra ekosystem (Li 2014). Andra vägar för läkemedel in i de terrestra ekosystemen är bland annat genom veterinärmedicinska läkemedel som kommer ut genom boskaps och andra djurs exkretion och att läkemedel som appliceras på djuren sedan tvättas bort (Boxall et al. 2003). Det kan även läcka läkemedel genom avrinningen från deponier och på så sätt nå mark och grundvatten (Buszka et al. 2009). De
läkemedelsrester som finns i jorden kan med hjälp av daggmaskar spridas i jorden och ekosystemen. Till exempel har organiska föroreningar från rötslam ackumulerats i daggmaskar och sedan ätits av framför allt fåglar, men även av andra djur som däggdjur, reptiler, amfibier och invertebrater (Kinney et al. 2008; Sellström et al. 2005). En studie av Whitlock et al. (2018) visade att starar som ätit mask från mark förorenat med ett
2
lever i terrestra ekosystem kan också exponeras för läkemedel från den akvatiska miljön, genom exempelvis de insekter som har ett akvatiskt larvstadium och ett terrestriskt
vuxenstadium (Kraus et al. 2014; Richmond et al. 2018). Då dessa insekter konsumeras av predatorer i strandzonen, som fåglar, spindlar och fladdermöss, blir det en väg för
läkemedlen in till de terrestra ekosystemen (Kraus et al. 2014). Detta har bland annat visats av Richmond et al (2018) som hittade 66 läkemedelsrester i strandlevande spindlar som specialiserat sin konsumtion till just de insekterna.
Ett av de läkemedel som har hittats i framför allt akvatiska ekosystem är antihistamin (Hagberg et al. 2021; Kosonen och Kronberg 2009; Malnes et al. 2021). Det har även hittats i terrestra system då antihistamin funnits i de strandlevande spindlar som
Richmond et al. (2018) studerade. Antihistamin är ett läkemedel som främst används som allergimedicin, då det hämmar histaminreceptorer som spelar en stor roll i allergiska reaktioner och symptom (Smith och Gums 2009). I Sverige var det 2018 antihistaminet fexofenadin som var det mest sålda för humant bruk (Region Stockholm 2019).
Fexofenadin är en effektiv allergimedicin, ett andra generationens antihistamin, som är mer selektiv gentemot H1-receptorn (Smith och Gums 2009). Det har en minimal
biotransformation i kroppen och exkreteras oförändrad (Smith och Gums 2009).
Fexofenadin är en av de antihistaminer som hittats i sjöars ytvatten, det har även funnits i både ingående och utgående vatten från avloppsreningsverk och i reningsverkens slam (Fick et al. 2011; Kosonen och Kronberg 2009; Malnes et al. 2021). I studier av både Kosonen och Kronberg (2019) och Malnes et al. (2021) har antihistamin detekterats i liknande nivåer i det ingående som i det utgående vattnet från avloppsreningsverk, vilket visar att det är ett läkemedel som inte renas från ett traditionellt vattenreningsverk. Även om antihistamin bryts ner i relativt snabbt i naturen, då det i ytvattnet genom fotolys bryts ner vid kontakt med solljus (Chen et al. 2009), sker ett i stort sett konstant inflöde av antihistamin till akvatiska system, via avloppsvatten. Det blir därför som ett
pseudo-persistent läkemedel (Daughton 2002; Lagesson et al. 2016). Tillflödet av antihistamin i till akvatiska system har även visat sig vara störst i mars till mitten av maj, när det är höga pollennivåer och därmed högre användning av antihistamin (Kosonen och Kronberg, 2009; Malnes et al. 2021).
Kontaminering av antihistamin i den akvatiska miljön påverkar mikrobsamhällenas sammansättning (Jonsson et al. 2015; Wolfson et al. 2018). Det i sin tur påverkar
cirkulationen av kol och kväve i ekosystemen och det kan förändra hur näringen går vidare i näringskedjan (Jonsson et al. 2015). Den sistnämnda studien fann att fexofenadin
minskade koncentrationen av löst organiskt kol (dissolved organic carbon, DOC) och löst organiskt kväve (dissolved organic nitrogen, DON) från färska allöv. Mekanismen för detta är inte känt, men studien visade att fexofenadin ökade respirationen (CO2-koncentration i
vattnet ökade) och minskade vattnets pH-värde. Detta indikerar att den minskade DOC-koncentrationen berodde på att nedbrytningen av DOC ökade och blev större än
produktion av DOC från löven. Jonsson et al. (2015) menade att detta skulle kunna bero på att antihistaminet har en negativ påverkan på mikrober som tar upp näring från fast organiskt material, främst svampar, medan de som tar upp näringsämnen lösta i vatten, framför allt bakterier, gynnas av antihistaminet och ökar i biomassa. Förutom att antihistamin påverkar mängden DOC och DON (Jonsson et al. 2015), så sker även en bioackumulation av antihistamin i akvatiska organismer och det ackumuleras i akvatiska födovävar (Lagesson et al. 2016).
Påverkar antihistamin halten DOC eller DON, kan det ge effekter på ekosystemens
3
som tillför DOC och de processer som bortför DOC. Detta är processer som bland annat påverkas av den kemiska karaktären på jorden (Kalbitz et al. 2000). Processer som tillför DOC, det som alltså skapar ett inflöde av C, är läckage från förna och att det löses från fast material och humus samt från mikrobers biomassa (Kalbitz et al. 2000). De processer som istället bortför DOC är bland annat absorption, fotooxitation och framförallt nedbrytning (Docherty et al. 2006; Kalbitz et al. 2000; Tiwari et al. 2014). Nedbrytningen görs av mikroorganismer som bakterier, svamp, protister och evertebrater (Kalbitz et al. 2000), vars sammansättning kan påverkas av läkemedelsrester i miljön (Rossi et al. 2019). En annan viktigt kemisk faktor som påverkar DOC är pH-värdet, som bland annat kan påverka den mikrobiella nedbrytningen (Andersson och Nilsson 2001). Ett ökat pH-värde har en positiv effekt på stimulering av den mikrobiska aktiviteten, och därmed nedbrytningen, medan ett minskat pH istället har en negativ effekt (Andersson och Nilsson 2001).
1.1 Syfte och hypotes
Det finns inte mycket forskning om hur antihistamin som kommer ut i naturen påverkar lösligheten av organiska ämnen, DOC och DON. I korthet finns det en studie som använt färska allöv som källa för löst organiskt material (Jonsson et al. 2015), men ingen som har undersökt om även lösligheten av DOC och DON från äldre organiskt material (humus) påverkas av fexofenadin. Syftet med den här studien är därför att ta reda på hur
kontaminering av antihistaminet fexofenadin påverkar lösligheten av organiska ämne från humus. Då studien från Jonsson et al. (2015) har visat att DOC och DON minskat i
blandning med vatten, fexofenadin och färska löv, förväntar jag mig liknade effekter på humus. Min hypotes var alltså att antihistaminet fexofenadin minskade koncentrationen av DOC och DON i vatten blandat med humus.
2 Material och metod
2.1 Försöksupplägg
För att mäta hur antihistamin påverkar lösligheten av organiskt material i humus, blandades humus med vatten som hade olika koncentrationer av antihistaminet fexofenadin för att sedan analysera DOC- och DON-koncentrationen.
Till undersökningen användes humus från Abisko, norra Sverige, hämtat från mesokosmer tidigare använda i en studie av Blume-Werry et al. (2020). För att studera om humus från olika vegetationer påverkas på olika sätt av antihistamin samt om vegetationstypen har en inverkan på DOC-koncentrationen, har humus från två olika vegetationer använts: hed och äng. Mesokosmerna, som jordproverna togs från, bestod av naturlig tundravegetation från de två vegetationstyperna. Jordproverna rensades för hand för att få bort det färska organiska materialet, såsom rötter och blad, för att få fram humus. Humusen låg sedan i öppna bägare i ett dygn för avdunstas något, innan den vägdes upp och lades i 50 mL centrifugrör. 1.0 g humus i varje provrör (N=50) vägdes upp, med lika många prover från äng (N=25) som hed (N=25).
Lösningar med antihistaminet fexofenadin beredes till koncentrationerna 2000 ng/L och 20 000 ng/L. Den lägre koncentrationen, 2000 ng/L, användes av Jonsson et al. (2015) för att studera antihistaminets påverkan på DOC och DON av färska löv, därför används samma koncentration i det här försöket. Den högre koncentrationen användes för att eventuellt starkare kunna påvisa en effekt av fexofenadin på humus. Som kontroll användes rent vatten, utan någon tillsatt antihistamin.
4
med humus från hed och hälften med humus från äng i respektive koncentration. Efter att proverna blivit tillredda stod de i 10 dagar, täckta från ljus för att förhindra eventuell nedbrytning genom fotolys, och med uppskruvade lock för att säkerställa tillgång till syre. Proverna stod en längre tid jämfört med Jonssons et al. (2015) 7 dagar, eftersom processen förväntas ta längre tid med humus än med färskt organiskt material.
2.2 Kemisk analys
Efter 10 dagar tillreddes proverna inför analys. Proverna centrifugerades i 3000 rpm i 4 minuter. Därefter filtrerades de genom filter med porstorleken 0,45 µm, vilket är storleksdefinitionen för DOC (Kalbitz et al. 2000). Proverna frystes ner tills de analyserades.
För att få fram koncentrationen av DOC och DON i proverna analyserades de med metoden förklarad i Blume-Werry et al. (2020). Proverna analyserades på mängden oorganiskt C och N genom att använda en segmented flow analyser (QuAAyro39, Seal Analytica) och den totala mängden C och N mättes med hjälp av en Formacs HT-I (Skalar). Mängden
organiskt C och organiskt N i proverna togs sedan fram genom att den oorganiska
mängden subtraherades från den totala mängden C och N. pH-värdet uppmättes med en Mettler Delta 340 pH meter, till en noggrannhet på 2 decimaler.
2.3 Statistik
Effekter av fexofenadin på DOC, DON och pH undersöktes med hjälp av en tvåvägs-ANOVA (analysis of variance) i programmet IBM SPSS Statistics. De oberoende variablerna vegetation (äng och hed) och behandling (tillsats av fexofenadin i olika koncentration: 0, 2000 och 20 000 ng/L) testades mot de beroende variablerna DOC-koncentration, DON-koncentration och pH-värde. Residualerna för ANOVA-modellen inspekterades okulärt och de bedömdes uppfylla kravet för normalfördelning. Medelvärde och standardavvikelse för DON, DOC och pH för respektive fexofenadinkoncentration och vegetationstyp beräknades i programmet Microsoft Office Excel.
3 Resultat
3.1 Koncentrationen av DOC
Det fanns en observerbar skillnad i färg mellan proverna från de olika vegetationstyperna, med mer transparent vatten i proverna från äng (Figur 1).
5
Koncentrationen av DOC var signifikant lägre (F = 880.759, P < 0.001, Tabell 1) i proverna med humus från äng än från hed (Figur 2). I humusblandningen med 2000 ng/L
fexofenadin var DOC-koncentrationen (medel ± standardavvikelsen) i äng 9.2 ± 1.14 mg/L och i hed 35.9 ± 4.08 mg/L. I den högre fexofenadinkoncentrationen, 20 000 ng/L, var koncentrationen av DOC i äng 10.3 ± 1.69 mg/L och i hed 34.1 ± 2.08 mg/L. Dessa resultat skiljde sig inte signifikant (F = 0.656, P > 0.57) från kontrollen, där DOC-koncentrationen för äng var 10.3 ± 1.26 mg/L och för hed 34.1 ± 2.08 mg/L. Det fanns dock en tendens till interaktionseffekt med vegetationstypen (F = 2.789, P = 0.072), där DOC-koncentrationen ökade något i hed och minskade i äng.
Figur 2. Koncentrationen av dissolved organic carbon (DOC i mg/L). Humus från äng (Ä) med
fexofenadinbehandling (ÄF) i låg koncentration (2000 mg/L) och hög koncentration (20 000 mg/L) samt kontroll. Humus från hed (H) med fexofenadinbehandling (HF) i låg koncentration (2000 mg/L) och hög koncentration (20 000 mg/L) samt kontroll. Staplarna visar medelkoncentrationen för DOC och felstaplarna visar standardavvikelsen.
3.2 Koncentrationen av DON
För koncentrationen av DON (Figur 3) observerades en liknande skillnad som för DOC. Koncentrationen av DON var även den signifikant (F = 138.844, P < 0.001, Tabell 1) lägre i än i hed än i äng (Figur 3). I humusblandningen med 2000 ng/L fexofenadin vad DON-koncentrationen (medel ± standardavvikelsen) i äng 0.5 ± 0.06 mg/L och 2.0 ± 0.51 mg/L i hed. I humusblandningen med den högre koncentrationen av fexofenadin var
DON-koncentrationen 0.62 ± 0.12 mg/L i äng och 2.05 ± 0.76 i hed. Liksom för DOC fanns ingen signifikant (F = 0.733, P > 0.48) skillnad jämfört med kontrollen, där
DON-koncentrationen i äng var 0.6 ± 0.12 och i hed 2.2 ± 0.61). För DON fanns inte någon signifikant skillnad (F = 0.184, P > 0.83) i interaktionseffekten med vegetationstypen.
6
Figur 3. Koncentrationen av dissolved organic nitrogen (DON i mg/L). Humus från äng (Ä) med
fexofenadinbehandling (ÄF) i låg koncentration (2000 mg/L) och hög koncentration (20 000 mg/L) samt kontroll. Humus från hed (H) med fexofenadinbehandling (HF) i låg koncentration (2000 mg/L) och hög koncentration (20 000 mg/L) samt kontroll. Staplarna visar medelkoncentrationen för DON och felstaplarna visar standardavvikelsen.
3.3 pH-värde
I proverna var det även en signifikant (F = 703.546, P < 0.001, Tabell 1) skillnad på pH (Figur 4) mellan de två vegetationerna. I humusblandningen med den lägre
koncentrationen av fexofenadin, 2000 ng/L, var pH i humusblandningen från äng (medel ± standardavvikelse) 6.7 ± 0.14 och från hed 5.3 ± 0.26. I den högre
fexofenadinkoncentrationen vad pH i äng 6.8 ± 0.05 och i hed 5.2 ± 0.20. Det var, liksom för koncentrationen av DOC och DON, ingen signifikant skillnad (F = 2.347, P > 0.1) mellan fexofenadinbehandlingen jämfört med kontrollen, där pH i äng var 6.7 ± 0.1 och i hed var pH 5.4 ± 0.2. Även för pH-värdet fanns en tendens till interaktionseffekt med vegetationstyp (F = 2.856, P = 0.068), med ett något ökat pH i äng och minskat i hed.
Figur 4. pH-värdet i humus från äng (Ä) med fexofenadinbehandling (ÄF) i låg koncentration (2000 mg/L) och hög koncentration (20 000 mg/L) samt kontroll, samt i humus från hed (H) med fexofenadinbehandling (HF) i låg koncentration (2000 mg/L) och hög koncentration (20 000 mg/L) samt kontroll. Staplarna visar
medelvärdet för pH och felstaplarna visar standardavvikelsen.
7
Resultatet som har framkommit stödjer inte min hypotes, som innebar att fexofenadin skulle påverka lösligheten av DOC och DON i humus. Detta skulle ha visats med att koncentrationen av DOC och DON skulle minska med fexofenadinbehandling, vilket alltså inte går att se.
Tabell 1. Resultatet från ANOVA-analysen. P-värde för effekten av vegetation (hed och äng) och treatment (behandling med fexofenadin) på koncentrationen av DOC (dissolved organic carbon) och DON (dissolved organic nitrogen) respektive pH-värdet samt interaktionseffekten (vegetation*treatment).
DOC DON pH
Source df F Sig. df F Sig. df F Sig.
Vegetation 1 880.759 0.000 1 138.844 0.000 1 703.546 0.000 Treatment 2 0.565 0.573 2 0.733 0.486 2 2.347 0.108 Vegetation* Treatment 2 2.789 0.072 2 0.184 0.832 2 2.856 0.068 Total 50 50 50
4 Diskussion
Mitt resultat visar tydligt att koncentrationen av DOC påverkas av vilken vegetationstyp som humusen kommer ifrån, med högre koncentrationen av DOC i hed än i äng (Figur 2). Detta resultat stödjer tidigare studier som visat att humus från hed har en högre löslighet än humusen som bildats av främst örter i äng (Sundqvist et al. 2011). Den högre lösligheten av humus i hed syns också på färgskillnaden av mina prover, med mer transparent vatten i proverna från äng än från hed (Figur 1). Det går dock inte att uttyda att
fexofenadinbehandlingen påverkar varken koncentrationen av DOC och DON från humus. Med andra ord, min hypotes går inte att styrka med mina resultat. Dock finns en tendens till signifikant interaktionseffekt mellan vegetationstyp och fexofenadinbehandlingen (P = 0.072) för DOC. Det går därför inte att utesluta att det i ett större experiment, med fler replikat, hade varit möjligt att detektera en vegetationsspecifik effekt av fexofenadin. En vegetationsspecifik effekt för fexofenadinbehandling är inte heller osannolik. Den skulle kunna bero på de naturliga skillnaderna i näringshalt, växtlighet och pH som skiljer humus från äng och hed (Sundqvist et al. 2011). Skillnaden kan även bero på att är olika
humusformer och olika aktiva mykorrhizasvampar, som karakteriserar de studerade vegetationstyperna (Sørensen et al. 2019). Dessa faktorer ger upphov till olika mikrobiella samhällen (Eskelinen, Stark och Männistö 2009; Sistla, Asao och Schimel 2012; Sørensen et al. 2019), som skulle kunna påverkas på olika sätt då de kontamineras med antihistamin. Exempelvis har mikroberna i äng större biomassa och högre aktivitet än mikroberna i hed (Sørensen et al. 2019; Sundqvist et al. 2011). Resonemanget kring en vegetationsspecifik effekt är spekulativ, då mitt resultat inte statistiskt kan säkerställas. Mina resultat tyder dock på att humusspecifika effekter av fexofenadin är något som bör undersökas närmare i framtida studier.
Jonsson et al. (2015) fann att fexofenadin minskade pH-värdet i en blandning med vatten och färska allöv. En liknande effekt för humus blandat med fexofenadin uppvisas inte i mitt resultat. Dock finns, som tidigare nämnts, en liknande tendens i humusen från äng som den observerad i studien gjord av Jonsson et al. (2015): pH-värdet och
8
(Figur 4). Enligt Andersson och Nilsson (2001) är pH är en viktig faktor för
DOC-koncentrationen, då ett ökat pH-värde ger en positiv effekt på den mikrobiska aktiviteten och ett minskat pH ger en negativ effekt (Andersson och Nilsson 2001). Ett högre pH-värde, såsom i äng (Figur 4), kan således leda till en högre aktivitet hos de nedbrytande bakterierna. Med en högre aktivitet hos mikroberna i humus från äng påverkas DOC-koncentrationen på så sätt att det snabbare bryts ner och DOC-koncentrationen blir lägre. Detta visas i Figur 2, det är en lägre koncentration av DOC i äng än i hed.
Medan ett ökad pH-värde ökar den bakteriella aktiviteten (Andersson och Nilsson 2001) kan ett lägre pH-värde ge en ökad biomassa och aktivitet från svamp (Eskelinen, Stark och Männistö 2009). Enligt Jonsson et al. (2015) ökade fexofenadin nedbrytningen av DOC i akvatiska miljöer, vilket visades genom ökad mikrobiella respirationen och minskad koncentrationen av DOC. Detta beror troligen på att sammansättningen av
mikrobsamhällena förändras på så sätt att bakterier, som är specialiserade på nedbrytning av löst kol, ökar i biomassa medan svampar, som är mer specialiserade på att bryta ner organiskt material i fast form, minskar i biomassa av antihistaminet (Jonsson et al. 2015). Minskar den nedbrytande aktiviteten hos svamp kan det få effekter i ekosystemen, då deras nedbrytning av organiska ämnen är viktiga för att bryta ner makromolekyler och för att göra näringsämnen mer tillgängliga (Purahong et al. 2016). Hed har ett lägre pH och en mer svampbaserad nedbrytning än äng, vars nedbrytning är mer baserad på bakterier (Sundqvist et al. 2011). Skapar fexofenadin en ogynnsam miljö för svamp, skulle effekten av antihistaminet kunna vara en minskad nedbrytning i de system som har en svampbaserad nedbrytning. Mitt resultat visar också att hed har en högre koncentration av DOC och DON än i äng (Figur 2 och 3), men tendensen med fexofenadins påverkan på dessa variabler är svårtolkad och bör undersökas närmare.
Resultatet i den här studien visar att det inte går att statistiskt fastställa att fexofenadin inte påverkar koncentrationen av DOC och DON, där avsaknaden av effekt är mest tydlig för den sistnämnda (P = 0.832). Mitt resultat skiljer sig därmed från Jonsson et al. (2015) som visade att fexofenadin orsakade en minskning av kväve, som förmodat berodde på en ökad mikrobiell aktivitet eller biomassa, liksom för den minskade DOC-koncentrationen. Skillnaden till mitt resultat kan bero på att kvävet i humusen troligen är i organisk form, som mikroorganismer har svårare att ta upp (Sistla, Asao och Schimel 2012), medan kvävet från det färska organiska materialet Jonsson et al. (2015) använde sig av troligen i större mängd var i form av nitrat (NO3-1) och ammonium (NH4+). Då mikroorganismer har
svårare att ta upp det organiska kvävet, kan en högre andel organiskt N vara en anledning till att DON-koncentrationen inte har minskats i mina prover. Skulle kvävemängden förändrats kan det ge konsekvenser på ekosystemet. I tundra är kväve en starkt
begränsande faktor för mikroorganismers tillväxt och aktivitet (Sistla, Asao och Schimel 2012) och förändringar i kvävets kretslopp kan därför få konsekvenser för ekosystemets funktioner (Blume-Werry et al. 2020), eftersom nedbrytning och cirkulationen av kol kan hämmas av låg kvävenivå (Sistla, Asao och Schimel 2012).
4.1 Slutsats
Utsläpp av fexofenadin har främst rapporterats till akvatiska system (t.ex. Kosonen och Kronberg 2009; Malnes et al. 2021). I akvatiska miljöer med färskt organiskt material har fexofenadin visat sig minska mängden DOC och DON, förmodligen på grund av
9
miljöer, då antihistamin även har hittats i terrestra system, såsom i strandlevande spindlar (Richmond et al. 2018) och i rötslam (Fick et al. 2011; Kosonen och Kronberg 2009; Malnes et al. 2021) som kan användas som gödsel på åkrar. Det visade sig att fexofenadin inte påverkar humus på samma sätt som färskt organiskt material, då resultatet inte påvisar någon minskad mängd DOC eller DON av fexofenadinbehandlingen. Mitt resultat tyder på att antihistaminer som kommer ut i jordbruksmark troligen inte kommer att utgöra någon risk för DOC- eller DON-drivna effekter på ekosystemet. Dock visar mitt resultat att denna slutsats ska tolkas med försiktighet, då det inte går att utesluta att det kan finnas humusspecifika effekter. Fexofenadin skulle alltså kunna påverka lösligheten och nedbrytningen av DOC i mer näringsrik humus (som ängshumus) med hög mikrobiell aktivitet och biomassa. Om fexofenadin ökar den bakteriella nedbrytningen skulle det kunna leda till en minskad DOC-koncentration och ett förhöjt pH-värde i en förorenad mark liknande ängen. En vegetation med ett lägre pH och med större nedbrytning av svamp, som i hed (Sundqvist et al. 2011), skulle istället kunna påverkas mindre av
10
5 Referenser
Andersson, S. och Nilsson, S.I. 2001. Influence of pH and temperature on microbial activity, substrate availability of soil-solution bacteria and leaching of dissolved organic carbon in a mor humus. Soil Biology and Biochemistry 33(9): 1181–1191. https://doi.org/10.1016/S0038-0717(01)00022-0
Ankley, G.T., Brooks, B.W., Huggett, D.B. och Sumpter, J.P. 2007. Repeating History: Pharmaceuticals in the Environment. Environmental Science & Technology 41(24): 8211–8217. https://doi.org/10.1021/es072658j
Blume-Werry, G., Krab, E.J., Olofsson, J., Sundqvist, M.K., Väisänen, M. och Klaminder, J. 2020. Invasive earthworms unlock arctic plant nitrogen limitation. Nature
Communications 11(1): 1766. https://doi.org/10.1038/s41467-020-15568-3
Boxall, A.B.A., Kolpin, D.W., Halling-Sørensen, B. och Tolls, J. 2003. Are Veterinary Medicines Causing Environmental Risks? Environmental Science & Technology 37(15): 286A-294A. https://doi.org/10.1021/es032519b
Boxall, A.B.A., Rudd, M.A., Brooks, B.W., Caldwell, D.J., Choi, K., Hickmann, S., Innes, E., Ostapyk, K., Staveley, J.P., Verslycke, T., Ankley, G.T., Beazley, K.F., Belanger, S.E., Berninger, J.P., Carriquiriborde, P., Coors, A., DeLeo, P.C., Dyer, S.D., Ericson, J.F., Gagne, F., Giesy, J.P., Gouin, T., Hallstrom, L., Karlsson, M.V., Larsson, D.G.J., Lazorchak, J.M., Mastrocco, F., McLaughlin, A., McMaster, M.E., Meyerhoff, R.D., Moore, R., Parrott, J.L., Snape, J.R., Murray-Smith, R., Servos, M.R., Sibley, P.K., Straub, J.O., Szabo, N.D., Topp, E., Tetreault, G.R., Trudeau, V.L. och Van Der Kraak, G. 2012. Pharmaceuticals and Personal Care Products in the Environment: What Are the Big Questions? Environmental Health Perspective 120(9): 1221–1229.
https://doi.org/10.1289/ehp.1104477
Buszka, P.M., Yeskis, D.J., Kolpin, D.W., Furlong, E.T., Zaugg, S.D. och Meyer, M.T. 2009. Waste-Indicator and Pharmaceutical Compounds in Landfill-Leachate-Affected Ground Water near Elkhart, Indiana, 2000–2002. Bulletin of Environmental
Contamination and Toxicology 82(6): 653–659.
https://doi.org/10.1007/s00128-009-9702-z
Carter, L.J., Harris, E., Williams, M., Ryan, J.J., Kookana, R.S. och Boxall, A.B.A. 2014. Fate and Uptake of Pharmaceuticals in Soil–Plant Systems. Journal of Agriculture and
Food Chemistry 62(4): 816–825. https://doi.org/10.1021/jf404282y
Chapin, F.S., Woodwell, G.M., Randerson, J.T., Rastetter, E.B., Lovett, G.M., Baldocchi, D.D., Clark, D.A., Harmon, M.E., Schimel, D.S., Valentini, R., Wirth, C., Aber, J.D., Cole, J.J., Goulden, M.L., Harden, J.W., Heimann, M., Howarth, R.W., Matson, P.A., McGuire, A.D., Melillo, J.M., Mooney, H.A., Neff, J.C., Houghton, R.A., Pace, M.L., Ryan, M.G., Running, S.W., Sala, O.E., Schlesinger, W.H. och Schulze, E.-D. 2006. Reconciling Carbon-cycle Concepts, Terminology, and Methods. Ecosystems 9(7): 1041–1050. https://doi.org/10.1007/s10021-005-0105-7
Chen, Y., Hu, C., Hu, X. och Qu, J. 2009. Indirect Photodegradation of Amine Drugs in Aqueous Solution under Simulated Sunlight. Environmental Science & Technology 43(8): 2760–2765. https://doi.org/10.1021/es803325j
Cole, J.J., Prairie, Y.T., Caraco, N.F., McDowell, W.H., Tranvik, L.J., Striegl, R.G., Duarte, C.M., Kortelainen, P., Downing, J.A., Middelburg, J.J. och Melack, J. 2007. Plumbing the Global Carbon Cycle: Integrating Inland Waters into the Terrestrial Carbon Budget. Ecosystems 10(1): 172–185. https://doi.org/10.1007/s10021-006-9013-8 Daughton, C.G. 2002. Environmental stewardship and drugs as pollutants. The Lancet
360(9339): 1035–1036. https://doi.org/10.1016/S0140-6736(02)11176-7
Docherty, K.M., Young, K.C., Maurice, P.A. och Bridgham, S.D. 2006. Dissolved Organic Matter Concentration and Quality Influences upon Structure and Function of Freshwater Microbial Communities. Microbial Ecology 52(3): 378–388. https://doi.org/10.1007/s00248-006-9089-x
11
tundra habitats. Oecologia 161(1): 113–123. https://doi.org/10.1007/s00442-009-1362-5
Fick, J., Lindberg, R.H., Brorström-Lundén, E. och Kaj, L. 2011. Results from the Swedish
National Screening Programme 2010. Subreport 3 - Pharmaceuticals. IVL report B2014. Stockholm: IVL Swedish Environmental Research Institute.
https://www.ivl.se/download/18.343dc99d14e8bb0f58b542e/1443183072893/B2014. pdf (Hämtad 2021-03-31)
Glassmeyer, S.T., Furlong, E.T., Kolpin, D.W., Cahill, J.D., Zaugg, S.D., Werner, S.L., Meyer, M.T. och Kryak, D.D. 2005. Transport of Chemical and Microbial Compounds from Known Wastewater Discharges: Potential for Use as Indicators of Human Fecal Contamination. Environmental Science & Technology 39(14): 5157–5169.
https://doi.org/10.1021/es048120k
Gunnarsson, L., Jauhiainen, A., Kristiansson, E., Nerman, O. och Larsson, D.G.J. 2008. Evolutionary Conservation of Human Drug Targets in Organisms used for
Environmental Risk Assessments. Environmental Science & Technology 42(15) 5807– 5813. https://doi.org/10.1021/es8005173
Hagberg, A., Gupta, S., Rzhepishevska, O., Fick, J., Burmølle, M. och Ramstedt, M. 2021. Do environmental pharmaceuticals affect the composition of bacterial communities in a freshwater stream? A case study of the Knivsta river in the south of Sweden. Science
of The Total Environment 763: 142991.
https://doi.org/10.1016/j.scitotenv.2020.142991
Jonsson, M., Ershammar, E., Fick, J., Brodin, T. och Klaminder, J. 2015. Effects of an antihistamine on carbon and nutrient recycling in streams. Science of The Total
Environment 538: 240–245. https://doi.org/10.1016/j.scitotenv.2015.08.061
Kalbitz, K., Solinger, S., Park, J.-H., Michalzik, B. och Matzner, E. 2000. Controls on the dynamics of dissolved organic matter in soils: a review. Soil Science 165(4): 277–304. Kemikalieinspektionen. 2019. Fördjupad utvärdering av Giftfri miljö 2019 - Analys och
bedömning av miljökvalitetsmålet Giftfri miljö. Sundbyberg: Kemikalieinspektionen.
https://www.kemi.se/download/18.60cca3b41708a8aecdbc324b/1587049628882/ra pport-2-19-fordjupad-utvardering-av-giftfri-miljo-2019.pdf (Hämtad 2021-03-31) Kinney, C.A., Furlong, E.T., Kolpin, D.W., Burkhardt, M.R., Zaugg, S.D., Werner, S.L.,
Bossio, J.P. och Benotti, M.J. 2008. Bioaccumulation of Pharmaceuticals and Other Anthropogenic Waste Indicators in Earthworms from Agricultural Soil Amended With Biosolid or Swine Manure. Environmental Science & Technology 42(6): 1863–1870. https://doi.org/10.1021/es702304c
Kosonen, J. och Kronberg, L. 2009. The occurrence of antihistamines in sewage waters and in recipient rivers. Environmental Science and Pollution Research 16(5): 555–564. https://doi.org/10.1007/s11356-009-0144-2
Kraus, J.M., Walters, D.M., Wesner, J.S., Stricker, C.A., Schmidt, T.S. och Zuellig, R.E. 2014. Metamorphosis Alters Contaminants and Chemical Tracers in Insects: Implications for Food Webs. Environmental Science & Technology 48(18): 10957– 10965. https://doi.org/10.1021/es502970b
Lagesson, A., Fahlman, J., Brodin, T., Fick, J., Jonsson, M., Byström, P. och Klaminder, J. 2016. Bioaccumulation of five pharmaceuticals at multiple trophic levels in an aquatic food web - Insights from a field experiment. Science of The Total Environment 568: 208–215. https://doi.org/10.1016/j.scitotenv.2016.05.206
Li, W.C. 2014. Occurrence, sources, and fate of pharmaceuticals in aquatic environment and soil. Environmental Pollution 187: 193–201.
https://doi.org/10.1016/j.envpol.2014.01.015
Malnes, D., Golovko, O., Köhler, S. och Ahrens, L., 2021. Förekomst av organiska
miljöföroreningar i svenska ytvatten - Kartläggning av Sveriges tre största sjöar, tillrinnande vattendrag och utlopp. Uppsala: Sektionen för organisk miljökemi och
ekotoxikologi och Sektionen för geokemi och hydrologi, Sveriges Lantbruksuniversitet.
12
Naturvårdsverket. 2021. Läkemedel i miljön. https://www.naturvardsverket.se/Sa-mar-miljon/Manniska/Miljogifter/Organiska-miljogifter/Lakemedel/ (Hämtad 2021-03-31)
Pace, M.L. och Cole, J.J. 2002. Synchronous variation of dissolved organic carbon and color in lakes. Limnology and Oceanography 47(2): 333–342.
https://doi.org/10.4319/lo.2002.47.2.0333
Purahong, W., Wubet, T., Lentendu, G., Schloter, M., Pecyna, M.J., Kapturska, D., Hofrichter, M., Krüger, D. och Buscot, F. 2016. Life in leaf litter: novel insights into community dynamics of bacteria and fungi during litter decomposition. Molecular
Ecology 25(16): 4059–4074. https://doi.org/10.1111/mec.13739
Redshaw, C.H., Cooke, M.P., Talbot, H.M., McGrath, S. och Rowland, S.J.,2008. Low biodegradability of fluoxetine HCl, diazepam and their human metabolites in sewage sludge-amended soil. Journal of Soils and Sediments 8(4): 217.
https://doi.org/10.1007/s11368-008-0024-2
Region Stockholm. 2019. Jämförande bedömning av miljörisk vid användning av
antihistaminerna desloratadin, cetirizin, loratadin, ebastin, klemastin och fexofenadin. Stockholm: Goodpoint.
https://janusinfo.se/download/18.26bc9b1a16e8972aa5d7eae5/1574667172616/Rapp ort%20desloratadin%20m%20fl%2020190924_final_databasen.pdf (Hämtad 2021-04-18)
Richmond, E.K., Rosi, E.J., Walters, D.M., Fick, J., Hamilton, S.K., Brodin, T., Sundelin, A. och Grace, M.R. 2018. A diverse suite of pharmaceuticals contaminates stream and riparian food webs. Nature Communications 9(1): 4491.
https://doi.org/10.1038/s41467-018-06822-w
Rossi, F., Mallet, C., Portelli, C., Donnadieu, F., Bonnemoy, F. och Artigas, J. 2019. Stimulation or inhibition: Leaf microbial decomposition in streams subjected to complex chemical contamination. Science of The Total Environment 648: 1371–1383. https://doi.org/10.1016/j.scitotenv.2018.08.197
Sellström, U., De Wit, C.A., Lundgren, N. och Tysklind, M. 2005. Effect of sewage-sludge application on concentrations of higher-brominated diphenyl ethers in soils and earthworms. Environmental Science & Technology 39(23): 9064–9070.
https://doi.org/10.1021/es051190m
Sistla, S.A., Asao, S. och Schimel, J.P. 2012. Detecting microbial N-limitation in tussock tundra soil: Implications for Arctic soil organic carbon cycling. Soil Biology and
Biochemistry 55: 78–84. https://doi.org/10.1016/j.soilbio.2012.06.010
Smith, S.M. och Gums, J.G. 2009. Fexofenadine: biochemical, pharmacokinetic and pharmacodynamic properties and its unique role in allergic disorders. Expert Opinion
on Drug Metabolism & Toxicology 5(7): 813–822.
https://doi.org/10.1517/17425250903044967
Sundqvist, M.K., Giesler, R., Graae, B.J., Wallander, H., Fogelberg, E. och Wardle, D.A. 2011. Interactive effects of vegetation type and elevation on aboveground and belowground properties in a subarctic tundra. Oikos 120(1): 128–142.
https://doi.org/10.1111/j.1600-0706.2010.18811.x
Sørensen, M.V., Graae, B.J., Classen, A., Enquist, B.J. och Strimbeck, R. 2019. Drivers of C cycling in three arctic-alpine plant communities. Arctic, Antarctic, and Alpine
Research 51(1): 128–147. https://doi.org/10.1080/15230430.2019.1592649
Tiwari, T., Laudon, H., Beven, K. och Ågren, A.M. 2014. Downstream changes in DOC: Inferring contributions in the face of model uncertainties. Water Resources Research 50(1): 514–525. https://doi.org/10.1002/2013WR014275
Whitlock, S.E., Pereira, M.G., Shore, R.F., Lane, J. och Arnold, K.E. 2018. Environmentally relevant exposure to an antidepressant alters courtship behaviours in a songbird.
Chemosphere 211: 17–24. https://doi.org/10.1016/j.chemosphere.2018.07.074
13
