Beteendeförändringar till följd av exponering av
läkemedlet Oxazepam
Förändringar i social tendens och aktivitet hos dvärgtandkarp (Heterandria formosa) och guppy (Poecilia reticulate)
Ebba Samuelsson
Student
Examensarbete i biologi 15 hp Avseende kandidatexamen Rapporten godkänd: 2014-06-04 Handledare: Jonatan Klaminder
Behavioural changes resulting from exposure of the drug Oxazepam
Ebba Samuelsson
Abstract
The aquatic environment is more or less constantly exposed to different types of pharmaceutical pollutants entering via treated waste water effluents. Benzodiazepines constitute one of many common pharmaceutical contaminants, which have been shown to impact fish behaviour in polluted freshwaters. The aim of this study was to assess whether one benzodiazepine (Oxazepam) affects the behaviour (activity and sociability) of guppies and least killifish. 50 fish of each species were studied in behaviour assays measuring the activity and sociability, where each individual was placed in separate aquariums and filmed in a special arena. One half of the individuals were then exposed to 10 µg/l Oxazepam in their respective tank for 7 days, after which the filming procedure were repeated for all fishes. The results show that least killifish significantly change their sociability by becoming less social after exposure to Oxazepam. However, their activity were not significantly affected. The result from guppies suggested a reduced sociability after exposure. Interpretation of the result were complicated by effects on the control group were guppies experienced a
significantly reduced sociability during the treatment. This might be an effect of changes in habitat (lack of food, stress and environment) and/or an effect of Oxazepam. The results in the study show that Oxazepam reduces the sociability of least killifish and guppies.
Keywords: pharmaceuticals; Oxazepam; aquatic systems; behaviour changes; fish
Förord
Ett stort tack till Jonatan Klaminder för bra handledning i detta projekt avseende
kandidatexamen i biologi vid institutet för Ekologi, Miljö och Geovetenskap (EMG), Umeå universitet. Jag vill även tacka Jonatan för möjligheten att delta i denna studie om läkemedel och ekologisk påverkan i akvatiska miljöer, för hans positiva stöd under projektet gång och för all inspirerande kunskap som jag har kunnat lära mig mycket av. Tack till Annelie Lagesson, Umeå universitet, för hjälp vid uppstart av projektets praktiska del och insamling av data. Jag vill även tacka henne för den snabba responsen vid funderingar och frågor samt hennes positiva attityd. Tack till Tomas Brodin, Umeå universitet, för tydliga instruktioner av analysprogrammet The Observer 2.0. Jag riktar även ett tack till de av mina vänner som gett mig feedback och i tid och otid låtit mig bolla tankar och idéer.
Innehållsför/teckning
1. Inledning
... 12. Material och metod
... 22.1 Socialitet- och aktivitetsförsök………..………2
2.2 Statistik ... 3
3. Resultat
... 33.1 Dvärgtandkarp (Heterandria Formosa) ... 3
3.2 Guppy (Poecilia reticulate) ... 4
4. Diskussion
... 6Referenser
... 8Bilaga 1
... 11
1. Inledning
Läkemedel har idag kommit att bli en viktig del av våra moderna liv, inte bara för individens hälsa utan även inom fiskeindustrin och jordbruket (Boxall m fl. 2003). Till skillnad från kemikalier, där biologiska effekter sker som en oavsiktlig konsekvens, är läkemedel skapade i syfte att påverka den fysiologiska funktionen hos mottagaren och det finns en ökad oro att organismer i den akvatiska miljön skall oavsiktligt behandlas då läkemedelsrester hamnar i miljön (Corcoran m fl. 2010). Att läkemedel i miljön kan ställa till problem finns det flera exempel på. Under början av 1990-talet visade det sig att antalet gamar i Indien som dött till följd av att ha ätit av boskap som blivit behandlade av det veterinärmedicinska läkemedlet Diklofenak ökat drastiskt (Green m fl. 2004). Även läkemedel som följer med avloppsvatten ut i vattendrag kan ställa till problem. Det har visat sig att vissa läkemedel fortfarande är biologiskt aktiva när de utsöndras via urin eller exkrementer och hamnar i vattendrag som innehåller avloppsvatten (Corcoran m fl. 2010, Hummel m fl. 2006, Larsson m. fl. 2007 och Lindberg m fl. 2007). Att det finns effekter som följd av detta i akvatiska system
uppmärksammades första gången under 1980-talet (Andreozzi m fl. 2003), men det förblev relativt outforskat fram till 1990-talet då det uppmärksammades att läkemedelsrester har de effekter på de akvatiska och terrestriska systemen (Dietrich m fl. 2002). I en studie gjord av Andreozzi m fl. (2003) undersöktes avloppsvatten från fyra europeiska länder (Frankrike, Grekland, Italien och Sverige), vilket visade att mer än 20 olika läkemedel påträffats. Bland annat återfanns antibiotika, Ibuprofen, Naproxen och β-blockerare. Läkemedel som
framkallar effekter hos människor och boskap bör sannolikt även vara biologiskt aktiva hos vilda arter (Corcoran m fl. 2010).
Bensodiazepiner är en grupp av läkemedel som ofta används inom psykiatrin (lugnande), vilka har egenskaper att ändra beteenden genom att binda till GABA-receptorer i centrala nervsystemet (Friedl m fl. 1988). Dessa receptorer återfinns även i många andra
ryggradsdjur, däribland fisk, vilket utgör en risk att vattenlevande organismer också påverkas (Gunnarsson m fl. 2008). Vad som ytterligare försvårar situation är att bensodiazepiner är väldigt biologiskt aktiva och ofta väldigt potenta (Dietrich m fl. 2002). Dagens reningsverk är inte konstruerade att bryta ner dessa substanser och i en studie gjord av Johnson m fl. (2007) betonas det att levande organismer i akvatiska miljöer kontinuerligt utsätts för dessa
läkemedelsrester. Genom både hud och gälytor kan upptag av läkemedel ske hos fiskar, även oralt genom exempelvis föda (Corcoran m fl. 2010). Då förbrukning av läkemedel spås att fördubblas fram till 2050, som en följd av att läkemedel blir allt mer tillgängliga för världens befolkning (Depledge 2011) är det av stor betydelse att utveckla reningsmetoder för att kunna minska effekterna av dessa utsläpp för framtida generationer (Calisto m fl. 2009).
Vid provtagningar i Fyrisån (Uppsala) uppmättes halter av bensodiazepinen Oxazepam till 0,58 µg/l i vattnet och vid provtagning av abborre visade det sig att ämnet bioackumulerats i vävnaden till en koncentration 6 gånger högre än i vattnet (Brodin m fl. 2013). Andra studier visar på att liknande ämnen bioackumulerats i fisk, trots låga halter i vattnet (Johnsson m fl.
2007). Ett tydligt exempel på påverkan av bensodiazepiner är en studie gjord på ettåriga abborrar av Brodin m fl. (2013) där fisk utsattes för låga koncentrationer (1.8 µg/l) av
Oxazepam. Efter sju dagar uppvisade exponerade fiskar en ökad aktivitet och asocialitet. Den ackumulerade nivån i musklerna överensstämde med nivån hos abborrar i Fyrisån.
Hur fiskars beteende påverkas av bensodiazepiner kan dock variera mellan arter, då beteende hos olika djurarter eller till och med populationer konsekvent har visat sig skiljas åt (Dall m fl. 2004). Till exempel kan amfibier på öar uppvisa ett mer djärvt beteende än landlevande
2
amfibier (Brodin m fl. 2013b). Hur andra fiskarter än abborres beteende påverkas av bensodiazepiner är dock oklart.
Syftet med denna studie var att undersöka beteendeförändringar (social tendens och aktivitet) till följd av Oxazepam exponering bland dvärgtandkarp och guppy. Under studien exponerades individer av båda arterna för bensodiazepinen Oxazepam i sju dagar och jämfördes därefter med icke exponerade individers beteende. Följande frågeställning
undersöktes: Hur påverkas aktivitet och social tendens hos guppy och dvärgtandkarp när de exponeras för låga halter av Oxazepam (ca 10 µg/l)? Min hypotes var att båda arterna skulle komma att uppvisa en ökad asocialitet samt en ökad aktivitet, liknande det som påvisats för abborre.
2. Material och metod
2.1 Socialitet- och aktivitetsförsök
Försöket utfördes med etiskt tillstånd, diarienummer: A41-12. Tillståndsinnehavaren Tomas Brodin.
Totalt omfattas studien av 100 individer varav 50 st guppys och 50 st dvärgtandkarpar, jämt fördelat mellan kön och som placerades i 100 enskilda akvarier (plastlådor 28x19x14 cm) fyllda med åldrat kranvatten (ca 6 liter). Alla individer filmas individuellt i en specifik arena för beteendeexperimentet varpå hälften, 25 dvärgtandkarpar och 25 guppys, utsätts för ca 10 µg Oxazepam/l i enskilda akvarier. Efter 7 dagar upprepas filmningen i respektive arena (Brodin m fl. 2013).
Beteendeexperimenten utfördes i två identiska arenor (30 cm hög x 30 cm bred x 50 cm lång), en för varje art, med ett vattendjup på ca 10 cm. Varje arena delades upp i tre fack på längden (ett stort på 20 cm och två små fack på 15 cm) och åtskildes av transparenta väggar, de yttre väggarna var täckta av mörk plast för att minska störning utifrån. I det centrerade och större facket placerades testindividen och i ett av de mindre facken placerades ett stim (båda arterna är stimfiskar) på fem fiskar av samma art, jämt fördelat mellan könen. Botten på det centrerade facket var markerad med 10 räta zoner x 2 cm. Varje zon gavs ett specifikt socialt-värde (figur 1), med maxsumman 8 närmst stimmet och -8 längst bort från stimmet.
Varje individ gavs 300 sek för acklimatisering och filmades därpå i 600 sek uppifrån. Genom att mäta den totala tiden individen spenderad i varje zon under en 600 sek period
multiplicerat med det specifika zon-värdet fick jag fram ett värde på socialitet. Exempel:
(452,4*8)+(43,7*4)+(18.8*2)+(10,4*1)+(4,9*1)+ (5,5*-1)+(8*-1)+(7.1*-2)+(10,5*-4)+(38,6*- 8)=3468,3 (Maxsumma för högst socialitet: 4800).
Data analyserades med programvaran The Observer 2.0 (integrerat system för händelseinspelning och dataanalys i beteendevetenskaplig forskning).
3
Figur 1. Arenan där fiskarna filmades. 8 indikerar hög socialitet och fallande till -8 som indikerar hög asocialitet.
Individuell aktivitet mättes samtidigt som social tendens och definierades utifrån hur många utfall som resulterade i en rörelse som översteg halva individens kroppslängd under 600 sek och den totala aktiva tiden adderades till det slutliga resultatet.
2.2 Statistik
Social tendens och aktiviteten hos fiskarna var inte normalfördelade enligt ett Shapiro-Wilk test. För att undersöka eventuella signifikanta skillnader mellan behandlingarna användes därför ett icke-parametriskt test (Kruskall-Wallis). Signifikanta skillnader redovisas som p <
0.05 om inget annat anges.
3. Resultat
Mortaliteten under försöksperioden slutade på 17 %. Fördelat mellan arterna innebar det att 9 st dvärgtandkarpar (4 exponerade, 5 kontrollindivider) och 8 guppys (3 exponerade, 5 kontrollindivider) föll bort från det slutliga resultatet. Av dessa individer var endast en hona.
På grund av tekniska problem kunde inte data samlas in från fyra individer, två av varje art, varav en exponerade av varje art. Endast en av dessa var av hona. Faktumet att matning av fiskarna missades under försöksperioden kan vara en anledning till bortfallet, även genom ökad stress i och med förflyttningar och förändrad livsmiljö.
I slutändan kunde 79 % av den totala mängden insamlad data användas för resultat.
3.1 Dvärgtandkarp
Det uppvisades ingen skillnad i social tendens (Figur 2) mellan kontrollgruppen före och efter exponering (p = 0,311). Skillnaden mellan exponerade före och efter exponering var signifikant (p = 0,002). Ingen skillnad mellan grupperna uppvisades efter exponering (p = 0,108). De exponerade fiskarna uppvisade en lägre social tendens i jämförelse mot
kontrollgruppen efter exponering.
4
Figur 2. Individer som utsatts för exponering uppvisar en lägre social tendens än kontrollgrupp. Skillnader i bokstäver (a, b) ovan staplarna indikerar statistiskt signifikanta skillnader (p<0.05), medan identiska bokstäver (a, a) visar på icke signifikanta skillnader (p>0.05).
Kontrollgruppen visar inte på någon skillnad i rörelseaktivitet (Figur 3) mellan före och efter exponering (p = 0,924). Ingen skillnad fanns heller för gruppen av exponerade fiskar före och efter exponering (p = 0,222)
Figur 3. Det uppvisas ingen signifikant skillnad i aktivitet hos dvärgtandkarp. Skillnader i bokstäver (a, b) ovan staplarna indikerar statistiskt signifikanta skillnader (p<0.05), medan identiska bokstäver (a, a) visar på icke signifikanta skillnader (p>0.05).
3.2 Guppy
För social tendens (Figur 4) fanns ingen skillnad mellan grupperna innan exponering (p=
0,499), efter exponering uppvisades en signifikant skillnad mellan de icke exponerade och de
0 500 1000 1500 2000 2500 3000 3500 4000 4500
Före Efter
Socialitetsvärde
Socialitet Dvärgtandkarp
Kontroll Exponerad
0 100 200 300 400 500 600
Före Efter
Sekunder
Aktivitet Dvärgtandkarp
Kontroll Exponerad
5
exponerade (p = 0,042). Kontrollgruppen uppvisar en lägre social tendens jämfört med den exponerade gruppen.
Figur 4. Kontrollgruppen uppvisade en längre social tendens efter exponering och skillnade mellan grupperna efter exponering är signifikant. Skillnader i bokstäver (a, b) ovan staplarna indikerar statistiskt signifikanta skillnader (p<0.05), medan identiska bokstäver (a, a) visar på icke signifikanta skillnader (p>0.05).
Innan exponering fanns ingen skillnad i aktivitet (Figur 5: p= o,705) mellan grupperna. Efter exponering uppvisas en signifikant skillnad mellan kontrollgruppen och de exponerade (p=
0,048). Kontrollgruppen uppvisar även en signifikant skillnad mellan före och efter
exponering (p= 0,004), till skillnad från gruppen av exponerade som inte uppvisade någon signifikant skillnad mellan före och efter (p= 0,137).
Figur 5. Aktivitet hos guppy. Skillnader i bokstäver (a, b) ovan staplarna indikerar statistiskt signifikanta skillnader (p<0.05), medan identiska bokstäver (a, a) visar på icke signifikanta skillnader (p>0.05).
0 500 1000 1500 2000 2500 3000 3500 4000 4500
Före Efter
Socialitetsvärde
Socialitet Guppy
Kontroll Exponerad
0 100 200 300 400 500 600
Före Efter
Sekunder
Aktivitet Guppy
Kontroll Exponerad
6
4. Diskussion
Min hypotes var att dvärgtandkarp och guppy skulle uppvisa en minskad social tendens och ökad aktivitet till följd av exponering för Oxazepam, i likhet med vad tidigare studier visat för abborre (Brodin m fl. 2013). Då resultatet för dvärgtandkarp i denna studie visare en
signifikant ökad asocialitet gentemot kontrollgruppen efter exponering av Oxazepam betyder det att hypotesen till viss del stämmer. Den är dock felaktig i det avseendet att
dvärgtandkarpen inte uppvisade någon signifikant förändring i aktivitet. Social tendens beskriver ett centralt beteende hos djur att reagera mot sina artfränder (Conrad m fl. 2011), detta beteende är också en viktig indikator på spridningsförmåga där asociala fiskar har en större tendens att sprida sig långt (Cote m fl. 2010). Att förutspå de ekologiska
konsekvenserna av ett ändrat beteende för dvärgtandkarpen till följd av Oxazepam
exponering är svårt. Ett resultat av ökad asocialitet kan vara ett högre risktagande (Brodin m fl. 2013) och i en studie av Ward m fl. (2004) konstateras det att individer som i laboratorier uppvisade ett högre risktagande konkurrerade ut mindre riskbenägna individer, samt uppvisade en högre tillväxt. Troligtvis skulle dock antalet risktagande individer i naturliga ekosystem begränsas då predationsrisken ökar med ökat risktagande (Dugatkin. 1992) och ett större antal skyggare individer skulle överleva (Ward m fl. 2004).
Ett annat intressant resultat som inte följer hypotesen om guppyns förväntade
beteendeförändring är att kontrollgruppen efter exponering uppvisade en högre asocialitet gentemot de exponerade fiskarna. Om man ser till de lugnande och ångestdämpande effekter som Oxazepam har på människor (Calisto m fl. 2011) kan det antas att liknande effekter möjligtvis bör uppvisas hos fisk också, därför är det intressant att inget av testerna visar på en minskad aktivitet hos någon av arterna förutom hos kontrollgruppen av guppy. I studien på ettårig abborre (Brodin m fl. 2013) fick individer som utsatts för en högre dos av
Oxazepam i laboratorier en bättre överlevnad som troligtvis gjorde att fisk klarade av stress bättre än icke exponerad fisk (Klaminder m.fl. 2014). Detta kan troligtvis förklara resultatet att de exponerade fiskarna (guppy) klarade av stressen till följd av förändringar i abiotiska (förändrad livsmiljö) och biotiska (ingen föda) faktorer bättre än kontrollgruppen (Martins m fl. 2012). Därför vill jag inte helt utesluta att hypotesen till viss del stämmer, eftersom guppy ändå uppvisar tendenser att bli mer stresståliga efter påverkan av Oxazepam.
Generellt ses beteende som ett svar på bland annat yttre stimulans från omgivningen, exempelvis temperaturförändringar och ljusförhållanden (Gerhardt 2007). Bortsett från dessa är antropogena störningar i ekosystem, exempelvis utsläpp av läkemedel, relaterade till ytterligare faktorer som kan påverka beteendeförändringar och leda till ökad stress (van Straalen 1997). Att beteendeförändringarna skiljer sig mellan arterna har troligtvis mycket att göra med att olika läkemedels påverkan hos olika fiskarter kan variera, liksom effekter av många miljögifter (Corcoran m fl. 2010). Att det skiljer sig mellan fiskar inom samma art kan också ha att göra med deras olika strategier för hur de upplever och hanterar stress. Vissa individer kan uppleva en situation mycket stressande och andra inte alls (Martins m fl. 2012).
Vad som gör detta lite mer komplext är att beteendeförändringarna hos arter som behandlas i denna studie och i tidigare studier med abborrar (Brodin m fl. 2013, Klaminder m fl. 2014) observerades i laboratoriemiljöer. Sällan förekommer ett läkemedel enskilt i akvatiska
system, utan istället i kombinationer av olika läkemedel och koncentrationer (Andreozzi m fl.
2003 och Koplin m fl. 2005). Flera studier har visat att det ofta inte är den direkta effekten av läkemedel som är det största hotet, utan den indirekta effekten och förändringar i
samhällsstrukturer(Fleeger m fl. 2003, Rohr och Crumrine 2005). Exempelvis skulle
abborrens ökade asocialitet, djärvhet och aktivitet kunna innebära ett större predationstryck
7
från gädda. Att abborren skulle äta mer t ex. djurplankton som i sin tur skulle kunna innebära ökad frekvens av algblomning på grund av en ökad tillväxt av växtplankton. Så att enbart titta på ett läkemedels påverkan på en specifik art gör det svårt att applicera resultaten på ett naturligt ekosystem och dess trofiska nivåer. Men det är fortfarande av stor vikt att förstå en specifik arts eventuella biologiska förändringar (Martins m fl. 2012) och fortsätta föra forskningen framåt inom området.
Denna studie visar att dvärgtandkarp får förändrade fitness-relaterade egenskaper
(beteenden) efter exponering av bensodiazepinen Oxazepam. Medan guppy exponerad för Oxazepam tycks kunna hantera stress bättre än kontrollgruppen. Ett annat intressant resultat som inte berör frågeställningen men är värt att lyfta är de data som uteblev. Data av 21 individer föll bort i slutändan, av dessa var det 17 stycken som under försöksperioden avlidit. Totalt var 1 individ hona och det sågs inga trender på skillnader mellan exponerade respektive icke exponerade hos de avlidna. En rimlig orsak kan vara att matning uteblev under försöksperioden, dock är det intressant att det främst var hanar som avlidit.
Som uppföljning till detta projekt skulle en ytterligare studie behövas för att tydligare påvisa att Oxazepam har beteendeförändrade egenskaper hos dvärgtandkarp och guppy. Gärna med en ökad halt av Oxazepam för att tydligare kunna se eventuella förändringar, samt att under försöksperioden underhålla fiskarnas kondition genom att mata dem.
8
Referenser
Andreozzi, R., Marotta, R., och Paxéus, N. 2003. Pharmaceuticals in STP effluents and their solar photodegradation in aquatic environment. Chemosphere, 50:1319-1330 Boxall Boxall ABA., Kolpin D., Halling-Sørensen B. och Tolls J. 2003a. Are veterinary
medicines causing enviromental risks? Environ Sci Technol 37:286A-294A.
Brodin, T., Lind, MI., Wiberg, KM. och Johansson, F. 2013b Personality trait differences between mainland and island populations in the common frog (Rana temporaria). Behavioral Ecology and Sociobiology 67(1):135-143
Brodin, T., Fick, J., Jonsson, M. och Klaminder, J. 2012. Dilute Concentrations of a Psychiatric Drug Alter Behavior of Fish from Natural Populations. Science 339, 6121:814-815
Calisto, V., Domingues, M. och Esteves, V. 2011. Photodegredation of psychiatric pharmaceuticals in aquatic environments – Kinetics and photodegradation products. Water research, 45:6097-6106
Calisto, V. och Esteves, V. 2009. Psychiatric pharmaceuticals in the environment. Chemosphere, 77:1257-1274.
Conrad, J., Weinersmith, K., Brodin, T., Saltz, J. och Sih, A. 2011. Behavioural syndromes in
…..fishes: a review with implications for ecology and fisheries management. Journal of Fish
…..Biology, 78:395-435.
Corcoran, J., Winter, M. och Tyler, C. 2010. Pharmaceuticals in the aquatic environment:
A critical review of the evidence for health effects in fish. Toxicology, 40:287-304.
Cote, J., Fogarty, S., Weinersmith. K., Brodin, T. och Sih, A. 2010. Personality traits and
….dispersal tendency in the invasive mosquitofish (Gambusia affinis). Proceedings of the
….Royal Society of London B, 277:1571-1579.
Dall, S., Houston, A. och McNamara, J. 2004. The behavioural ecology of personality:
…..consistent individual differences from an adaptive perspective. Ecology Letters, 7:734-739.
Depledge, M. 2011. Reduce drug waste in the environment. Nature, 478:36
Dietrich, D., Webb, S. och Petry, T. 2002. Hot spot pollutants: pharmaceuticals in the environment. Toxicology Letters, 131:1-3.
Dugatkin, L.A. 1992. Tendency to inspect predators predicts mortality risk in the guppy (Poecilia reticulata). Behav. Ecol. 3:124
Fleeger, John W., Carman, Kevin R och Nisbet, Roger M. 2003. Indirect effects of contaminants in aquatic ecosystems. Science of the Total Environment.
317(1-3):207-233
Friedl, W., Hebebrand, J., Rabe, S. och Propping, P. 1988. Phylogenetic conservation of the benzodiazepine binding sites: Pharmacological evidence. Neuropharmacology.
::::27(2):163-170
9
Gerhardt, A. 2007. Aquatic behavioral ecotoxicology-prospects and limitations. Human and Ecological Risk Assessment, 13:481-491.
Green, R., Newton, I., Shultz, S., Cunningham, A., Gilbert, M., Pain, D. och Prakash, V. 2004.
…..Diclofenac poisoning as a cause of vulture population declines across the Indian
…..subcontinent. Journal of Applied Ecology 41 5:793-800.
Gunnarsson, L., Jauhianinen, A., Kristiansson, E,. Nerman, O. och Larsson D. G. 2008.
…..Evolutionary conservation of human drug targets in organisms used for enviromental risk
…..assessments. Environ. Sci. Technol. 42:5807
Hummel, D. Löffler, G. Fink, T. A. 2006. Ternes, Simultaneous determination of
…..psychoactive drugs and their metabolites in aqueous matrices by liquid chromatography
…..mass spectrometry. Environ. Sci. Technol. 40, 7321.
Johanson, D., Sanderson, H., Brain, R., Wilson, C. och Solomon, K. 2007. Toxicity and
…..hazard of selective serotonin reuptake inhibitor antidepressants fluoxetine, fluvoxamine,
…..and sertraline to algae. Ecotoxicology and Enviromental Safety, 67:128-139
Klaminder, J., Jonsson, M., Fick, J., Sundelin, A. och Brodin, T. 2014. The conceptual
….imperfection of aquatic risk assessment tests: highlighting the need for tests designed to
….detect therapeutic effects om pharaceutical contaminants. Enviromental Research Letters.
….9:8
Koplin, DW., Furlong, ET., Meyer MT., Thurman, EM., Zaugg, SD., Barber LB. och Buxton
…..HT. 2005. Pharmaceuticals, hormones, and other organic wastewater contaminants in US
…..streams, 1999-2000. A national reconnaissance. Environmental Science and Technology.
…..36(6):1202-1211
Larsson, D.G.J, de Pedro, C. och Paxéus N.A. 2007. Effluent from drug manufactures
…..contains extremely high levels of pharmaceuticals. Journal of Hazardous Materials,
…..148:751-775
Lindberg R H., Björklund K., Rendahl P., Johansson M I., Tysklind M., Andersson B A V. …..
….. (2007). Environmental risk assessment of antibiotics in the Swedish environment with
…..emphasis on sewage treatment plants. Water research 41:613-619.
Martins, Catarina I. M., Galhardo, Leonor., Noble, Chris. M fl. 2012. Behavioural indicators
…..of welfare in farmed fish. Fish Physiology and Biochemistry. 38(1):17-41
Rohr, Jason R. och Crumrine, Patrick W. 2005. Effects of an herbicide and an insecticide on
…..pond community structure and processes. Ecological Applications. 15:1135-1147 Van Straalen, N M. 1997. How to measure no effect. Part 2: Threshold effects in
…..ecotoxicology. Environmetrics, 8: 249–53.
Ward, A., Thomas, P., Hart, P. och Krause, J. 2004. Correlates of boldness in three-spined sticklebacks (Gasterosteus aculeatus). Behavioral Ecology and Sociobiology, 55:561-568
Bilaga 1.
Insamlad data från undersökning av socialitet (soc) och aktivitet för dvärgtandkarp (H.f) och guppy (P.r.T) före och efter exponering av Oxazepam. Socialitetsvärdet är max 4800 för hög socialitet och -4800 för hög asocialitet. Max antal sekunder för aktivitet är 600 sek.
Data från individer som avlidit och data som på grund av tekniskt fel inte kunnat användas i slutändan är markerade med grått.
Individ Art Behandling Kön Soc. Före
Socialitetsvärde Soc. Efter
Socialitetsvärde Aktivitet före Sekunder
Aktivitet efter Sekunder
1 P.r.T Control F 3489,3 1001,5 525,6 50,3
2 H.f Control M 4720,6 4721,8 571,9 553,1
3 P.r.T Control M 3315,3 3619,5 564,6 452
4 H.f Exposed F 3761,02 -4146,8 511,1 580,3
5 H.f Exposed M 4107,5 1796,2 375,5 411,7
6 P.r.T Exposed F 3468,3 4237,7 550,5 557,4
9 H.f Exposed F 1883,8 2269,2 552,6 452,5
10 P.r.T Control F 4474,7 1452,9 577,8 427,3
11 H.f Control M 3672,9 3556,1 543,8 442,9
12 P.r.T Exposed F 4178,9 4789,2 523,6 528,4
13 H.f Control F 4800 3980,9 562,6 473,2
14 P.r.T Exposed M 4800 4709,6 471,6 496,2
15 P.r.T Control M 4212,5 1952,7 521,9 392,1
16 H.f Exposed M 4660,9 1842,2 540,3 467,1
17 H.f Control M 1389,4 4271,4 439,5 383,2
18 P.r.T Control F 1668,3 2912,3 571,5 356
19 H.f Exposed F 4053,8 2336,5 444,4 373,8
20 P.r.T Exposed M 4603,7 4262 566,5 544,4
21 H.f Exposed F 3282,1 2808,9 435,7 438,7
23 P.r.T Exposed F 4562,1 4408,1 591,2 512,9
24 H.f Exposed M 4241 3093,2 477,5 402,2
25 H.f Control M 4354 -1351,2 415,5 40,2
26 P.r.T Control F -1250,5 1076,9 503,2 265,1
28 H.f Exposed F -1425,3 3429,3 445,4 533,2
30 H.f Control F 1645,6 3850 538,3 404,7
32 P.r.T Exposed F 4800 3909,4 561,2 484,2
34 H.f Control F 4253,2 4589,3 552,4 542,6
35 H.f Exposed M 3626,9 -4427,7 495,4 42,3
36 P.r.T Control F 4800 1426,5 471,5 386,5
37 H.f Control M 4754,7 4760 568,4 525
38 P.r.T Control M 4483,1 1479,3 509,8 499,3
40 P.r.T Exposed F 4732,6 2788,5 585,1 545,2
42 P.r.T Control F 4681,5 1640 583,4 479,1
43 P.r.T Exposed M 3899,1 497,2 579,8 235,3
45 P.r.T Control M 4601 4637,8 558,7 501,9
46 H.f Control F 279,6 2281,5 473,4 447,2
47 H.f Exposed F 4308,6 3376,5 485,5 437,8
48 P.r.T Exposed F 3144,4 4156,7 587,2 554,8
50 P.r.T Exposed M 3735,6 4291,7 515,5 556,2
51 P.r.T Exposed F 2988,9 2988,2 598,6 526,4
53 H.f Exposed M 4460,7 4039,4 504,2 456,2
54 P.r.T Control F 4255,1 3214,2 410,6 481,5
56 H.f Exposed F 4800 4800 522,6 510,6
57 H.f Exposed M 4633,3 2100,8 481 503
58 P.r.T Control F -179,5 955,8 544,5 536,3
59 P.r.T Exposed M 2913,5 1994,3 497,3 491,9
60 H.f Control F 3918,8 4768,3 559,9 574,7
61 H.f Exposed M 4776,4 1421,2 455,9 267,9
62 P.r.T Control M 4683,3 -938,3 590,4 375,8
63 H.f Control F 4273,3 1136,3 403,4 414,5
64 P.r.T Control F 4680 4664,1 434,7 590,3
65 P.r.T Exposed F 2414,9 2761,2 208,1 430,7
66 H.f Control M 4414,5 3989,6 426,8 517,3
67 H.f Exposed F 4614,6 678,3 289,1 376,3
68 P.r.T Exposed M 4419,3 -925 489,9 425,3
69 P.r.T Exposed F 2441,5 4792 554,1 542,9
72 H.f Exposed M 1019,9 3053,5 399,9 437,9
73 P.r.T Control F 3274,1 3054,4 563,3 326,3
74 H.f Exposed F 2608,8 2732,5 495 524,8
75 H.f Control M 4372,5 1907 409,2 458,4
76 P.r.T Exposed M 4172,1 220,2 536,6 280,5
77 P.r.T Exposed F 4752 3764,2 525,7 504,4
79 H.f Control F 3084,8 3702,2 415,5 456,5
80 P.r.T Control M 4800 3437,8 582,5 478
82 P.r.T Control F 1676,2 3657,1 504,5 564,1
83 H.f Control F 4676,3 2881,8 333,1 462,5
84 P.r.T Exposed M 4788,8 2218,5 436,7 529,8
86 H.f Control M 76,8 -383,5 398,5 543,9
87 P.r.T Exposed F 4776,6 4742,8 494 560,3
88 H.f Control F 4756,4 2388,7 465,4 524,8
89 H.f Exposed F 2153,8 2030,6 389,2 453,8
90 P.r.T Control F 1329,6 3713,4 481 551,9
91 H.f Exposed M 4206,2 3383,3 491,2 434,1
92 P.r.T Control M 4743,2 4204,5 439,2 459,5
94 H.f Exposed F 3863,4 3792,6 396,1 429
95 P.r.T Exposed F 4664,4 4625,8 567,5 556,2
97 H.f Exposed F 4690,8 1668,3 554,1 457,8
98 P.r.T Control F 4327,5 1901,8 584,5 535,7
100 H.f Control M 2483,8 1784,4 375,2 463,7
7 P.r.T Exposed M Död
22 P.r.T Control M Död
27 P.r.T Control M Död
31 H.f Control M Död
33 P.r.T Exposed M Död
41 H.f Control M Död
44 H.f Exposed M Död
49 H.f Control M Död
52 H.f Control F Död
70 H.f Control M Död
71 P.r.T Control M Död
78 H.f Exposed M Död
81 H.f Control M Död
85 P.r.T Control M Död
93 P.r.T Exposed M Död
96 H.f Exposed M Död
99 P.r.T Exposed M Död
8 H.f Control F Fel i data
29 P.r.T Exposed M Fel i data
39 H.f Exposed M Fel i data
55 P.r.T Control M Fel i data
Institutionen för ekologi, miljö och geovetenskap (EMG) 901 87 Umeå, Sweden
Telefon 090-786 50 00 Texttelefon 090-786 59 00 www.umu.se
