Effekter av psykofarmaka på planktonsamhällen
- Experimentell pilotstudie.
Författare: Rebecca Winberg Handledare: Per Woin Examinator: Per Larsson Termin: VT17
Ämne: Examensarbete i miljövetenskap 15 hp Nivå: Grundnivå
Kurskod: 2MX01E
Sammanfattning
Till följd av samhällets konsumtion av psykofarmaka, återfinns rester av preparaten i utgående avloppsvatten som oförändrade eller i form av metaboliter. Avloppsvattnet utgör därför en betyd-ande källa till att vår akvatiska miljö exponeras för psykofarmaka, vars verkningsmekanismer på-verkar akvatiska organismsamhällens struktur och funktion. Det är således betydelsefullt att skapa experimentellt underlag om hur primärproducerande akvatiska system reagerar på exponering för vanligt utskriven psykofarmaka. Denna studie syftar till att undersöka eventuella effekter till följd av exponering för utvald psykofarmaka; fluoxetin och oxazepam, i planktonsamhällen från en sötvattenrecipient. Under sju dagars testperiod exponerades identifierade organismer; Mesocyclops
leuckarti, Chlorella vulgaris, Monoraphidium mirabile, Monoraphidium contortum, Monoraphidium griffithii och Glaucoma scintillans, mot fluoxetin; 500 och 50 µg/l samt oxazepam;
1700 och 170 µg/l. C. vulgaris och G. scintillans visade sig vara mer känsliga mot höga halter fluoxetin än andra identifierade arter. C. vulgaris och G. scintillans minskade med 70 respektive 100 % till följd av 500 ug/l fluoxetin. Exponeringshalten är emellertid högre än uppmätt maxvärde i utgående avloppsvatten, och bedöms därför inte utgöra akut risk för planktonsamhällen i recipienter vars förhållanden är jämförbara med denna undersökning.
Abstract
As a consequence of society's consumption of psychotropic drugs, sources of these substances is detected in municipal wastewater plants as unchanged, including their metabolites. Reaching the aquatic environment, effluents contributes with a significant source of these substances which has been shown to affect the structure and function of aquatic organisms. It is important to create experimental evidence on how primary-producing aquatic ecosystems respond to the exposure of commonly prescribed psychotropic drugs. The aim of this study was to investigate possible effects of selected psychotropics; fluoxetine and oxazepam, to plankton communities from a freshwater recipient. Over an 7-day period identified organisms; Mesocyclops leuckarti, Chlorella vulgaris,
Monoraphidium mirabile, Monoraphidium contortum, Monoraphidium griffithii och Glaucoma scintillans, were exposed to fluoxetine; 500 and 50 µg/l and oxazepam; 1700 and 170 µg/l. C. vulgaris and G. scintillans, turned out to be most sensitive to high levels of fluoxetine than other
Innehållsförteckning
1. Introduktion 5
1.1. Syfte 6
1.2. Frågeställningar 6
2. Material och metodik 6
1. Introduktion
I Sverige har bruket av psykofarmaka ökat de senaste tio åren; 2006-2016. Antalet personer som har hämtat ut antidepressiva; selektiva serotoninåterupptagshämmare (SSRI) samt lugnande och ångestdämpande medel; benso-diazepiner, minst en gång under året har ökat med 23 respektive 19 % (Socialstyrelsen, 2017). Till följd av samhällets konsumtion av läkemedel samt utsläppen från sjukhus, åter-finns rester av läkemedel inklusive psyko-farmaka i avloppen som oförändrade eller i form av metaboliter (Daughton & Ternes, 1999). Hur effektivt läkemedel bryts ned i reningsverk beror på läkemedlets fysikaliska och kemiska egenskaper samt vilken renings-teknik som förekommer på reningsverket (Kümmerer, 2009). Studier kan bekräfta före-komsten av utvalda antidepressiva samt lugnande och ångestdämpande medel i utgå-ende avloppsvatten (Loos et al., 2013; Woldegiorgis, Green, Remberger, Kaj & Brorström-Lundén, 2006). Således är avlopps-vattnet en betydande källa till att flertalet läkemedel samt dess metaboliter når vår akvatiska miljö (Kümmerer, 2009).
När läkemedelssubstanser når miljön, omvandlas och överförs föreningarna mellan olika omgivande förhållanden beroende på egenskaper hos läkemedlet och omgivningen (Mudgal, De toni, Lockwood, Salés & Backhaus, 2013). Oavsett preparatens ned-brytningsegenskaper, används läkemedel i så stor utsträckning att miljön och organismer utsätts för konstant exponering (Monteiro & Boxall, 2010). Flera psykoaktiva ämnen tillhör den gruppen läkemedel som är svårnedbrytbara i miljön. I och med att dessa föreningar är skapade för att vara biologiskt aktiva, samt att fysiologiska förändringar ska framkallas med en relativt liten dos, så påverkar föreningarna inte bara förstahandskonsumenten, utan också oavsiktligt andra organismer (Jobling, Nolan, Tyler, Brighty & Sumpter, 1998).
Antidepressiva SSRI-preparat hämmar återupptaget av signalsubstansen serotonin i synapsen. Serotoninets effekt blir därmed
förlängt i nervsystemet. Signalsubstansen finns i ryggradsdjur och ryggradslösa djur (Fong, 1998), emellertid med olika verkan och effekten till följd av SSRI exponering kan därmed skilja sig åt mellan organismer (Fent, Weston & Caminada, 2005). Fluoxetin är ett av de sex SSRI-preparaten som skrivs ut i Sverige (Socialstyrelsen, 2017). De representerade halterna av Fluoxetin i utgående avloppsvatten; 0,001-0,05 µg/L (Loos et al., 2013; Wolde-giorgis et. al., 2006) kan enligt studier fram-kalla reproduktionsbeteende hos musslor (Fong, 1998). Ytterligare forskning visar att fluoxetin har förmågan att lagras i sediment (Schultz et al., 2010) samt i muskel-, lever- och hjärnvävnader hos fiskpopulationer (Brooks et al., 2015).
Lugnande och ångestdämpande medel, så kallade bensodiazepiner, verkar på det centrala nervsystemets GABA-receptorer och ökar GABA-effekten. GABA som är en hämmande signalsubstans, minskar på så vis nerv-aktiviteten. Eftersom GABA-receptorer finns i en stor andel djurarter (Brodin, Fick, Johnsson & Klaminder, 2013) kan akvatiska organismer påverkas av bensodiazepiners förekomst i vattnet (Klaminder et al., 2015). Sveriges mest utskrivna bensodiazepin är Oxazepam (Socialstyrelsen, 2017). Uppmätta halter av Oxazepam; 1,8 µg/l (Loos et al., 2013) i utgående avloppsvatten, har visat sig påverka fiskars överlevnad, beteende och genuttryck (Brodin et al., 2013; Oggier, Weisbrod, Stoler, Zenker & Fent, 2010; Klaminder, Jonsson, Fick, Sundelin & Brodin, 2014). Ny forskning visar på läkemedlets förmåga att ackumuleras i sediment i över fyrtio år (Klaminder et al., 2015).
fluoxetin och oxazepam. Det är relevant att använda planktonsamhällen i pilotstudier; dels då det finns få tidigare studier inom fältet (Gaw, Thomas & Hutchinson, 2014); då effekter och förändringar förväntas bli snabba (Hanazato, 2001), samt att planktonsam-hällens roll i ekosystemfunktion på högre organisationsnivåer, enligt gängse teorier, är viktigt ur ett hållbarhetsperspektiv (DeLorenzo & Fleming, 2008).
1.2. Syfte
Studien syftar till att utreda förekomst och styrka av eventuella effekter av psykofarmaka i planktonsamhällen, för att i förlängningen ge underlag för säkrare bedömning av dessa ämnens konsekvenser i ekosystemfunktion i relevanta recipienter.
1.3. Frågeställningar
-
Påverkar psykofarmaka (modellsubstanser) modellplanktonsamhällens struktur (bio-diversitet och nyckelarter)?-
Kan eventuellt identifierade funktions-förändringar i de experimentella systemen härledas från effekter i struktur?-
Vilka konsekvenser av strukturförändringar skulle kunna förväntas i naturliga recipient-system?2. Material och metodik
2.2. Experimentell design
Experimentet utfördes i arton plastbehållare med tillgång till luftcirkulation och jämt fördelad belysning över experimentkärlen. I samtliga behållare tillsattes 0.5 l naturligt yt-vatten samt homogent koncentrat av plankton. Koncentratet av plankton samlades in från en sötvattensdamm lokaliserad i Kalmar inner-stad, med hjälp av en planktonhåv med mask-vidd 100 µm. Ytvattnet avsett för testkärlen togs från samma damm.
Dag 0 tillsattes exponeringskoncentrationer av utvald psykofarmaka i utvalda behållare
med försiktig omrörning för att resultera i koncentrationer av fluoxetin; 500 (B1-B3) och 50 µg/l (B4-B6) samt oxazepam; 1700 (C1-C3) och 170 µg/l (C4-C6).
I sex behållare tillsattes ingen substans, varav tre stycken (A1-A3) hade funktionen som startkontroll, för att observera hur plankton-samhället såg ut vid starten av experimentet. Resterande tre behållare utan tillsatt psyko-farmaka (A4-A6) var slutkontroller, som i slutet av experimentet verkade som en jämförelse i förhållande till de behållare med koncentra-tioner av fluoxetin och oxazepam.
Exponeringskoncentrationerna framställdes genom att späda fluoxetin respektive oxazepam i pulverform (Sigma-Aldrich), med dimetyl-sulfoxid (DMSO). Till stamlösningen inne-hållande oxazepam och DMSO, tillsattes även kranvatten, och blandningen behandlades i ett ultraljudsbad (Bandelin, Sonorex Super RK100H) under några minuter för att underlätta skapandet av en homogen lösning.
2.3. Planktonsamhällen
2.4. Databearbetning
Deskriptiv statistik för medelvärde och standardavvikelse utfördes i Numbers (Apple, Numbers 3.2).
3. Resultat
3.1. Zooplankton
Den enda storväxta arten av zooplankton som fanns representerad och som identifierades var hoppkräftan Mesocyclops leuckarti (fig. 1). I startkontrollen (A1-A3) varierade antalet indi-vider av M. leuckarti. En ännu högre osäkerhet observerades i slutkontrollen (A4-A6) (fig. 2). I samtliga behållare exponerade med fluoxetin; 500 (B1-B3) och 50 µg/l (B4-B6) samt oxazepam; 170 µg/l (C4-C6), hade antalet individer av M. leuckarti relativt stor standard-avvikelse. Figur 2 visar att den lägsta sprid-ningen i standardavvikelsen över antalet identifierade M. leuckarti observerades i de behållare med 1700 µg/l oxazepam (C1-C3).
3.2. Ciliater
I startkontrollen identifierades ciliater av arten
Glaucoma scintillans, vars täthet hade ökat i
slutkontrollen (fig. 1). Till följd av en exponeringshalt av 500 µg/l fluoxetin var antalet ciliater obefintlig (B1-B3). Resterande behållare följde inte samma trend, där G.
scintillans fanns representerade (fig. 1).
Standardavvikelsen över antalet kvantifierade
G. scintillans i samtliga behållare var hög (fig.
3).
Fig. 1. Antalet individer zooplankton (10 ml) och fytoplankton (2 ml) från experimentets behållare. Varje stapel representerar medelvärdet av tre behållare. A1-A3 och A4-A6 representerar startkontroller respektive slutkontroller utan innehållande psykofarmaka. B1-B3 och B4-B6 innehåller 500 respektive 50 µg/l fluoxetin. C1-C3 och C4-C6 innehåller 1700 respektive 170 µg/l oxazepam.
Indi vi da nt al M es oc yc lops le uc ka rt i (10 m l) −5 0 5 10 15 20 25 30 A1-A 3 A4-A 6 B1-B3 B4-B6 C1-C3 C4-C6
3.3. Fytoplankton
Identifierade fytoplankton var Chlorella
vul-garis, Monoraphidium mirabile, Monora-phidium contortum och MonoraMonora-phidium griff-ithii. I slutkontrollen hade majoriteten av
arterna ökat i koncentration, i jämförelse med startkontrollen (fig. 1). Figur 4 visar en
markant ökning av C. vulgaris. I de behållare med exponering av fluoxetin; 500 (B1-B3) och 50 µg/l (B4-B6) samt oxazepam: 1700 (C1-C3) och 170 µg/l (C4-C6), hade koncentrationen av
C. vulgaris minskat (fig. 5) i jämförelse med
slutkontrollen. Störts minskning av C. vulgaris observerades till följd av den högsta dosen fluoxetin (B1-B3). Koncentrationen av M.
mirabile och M. graffithii minskade i
majoriteten av de behållare med tillsatt psyko-farmaka, förutom i C4-C6 innehållande 170 µg/l oxazepam (fig 1).
4. Diskussion
4.1. Experimentell design
Angivna artnamn på respektive plankton baseras på en enkel okulär jämförande besikt-ning i kombination med stödjande ekologisk information hämtad från bestämningsliteratur (Strebler & Krauter 1978). De kan därför inte ses som 100 % exakta. För exakt artbestämning krävs djupgående undersökning, vilket inte har varit möjligt i denna studie.
Djurplankton överlevde och fytoplankton ökade i koncentration under de sju dagar
ex-Indi vi da nt al G la uc om a sc int il la ns (2 m l) −30 −15 0 15 30 45 60 75 90 A1-A 3 A4-A 6 B1-B3 B4-B6 C1-C3 C4-C6
Fig. 3. Antalet individer av G. scintillans från experimentets behållare. Varje stapel representerar medelvärdet av tre behållare. Felstaplarna visar standardavvikelsen för dessa tre behållare. A1-A3 och A4-A6 representerar startkontroller respektive slutkontroller utan innehållande psykofarmaka. B1-B3 och B4-B6 innehåller 500 respektive 50 µg/ l fluoxetin. C1-C3 och C4-C6 innehåller 1700 respektive 170 µg/l oxazepam. Indi vi da nt al (2 m l) 0 150 300 450 600 C. vul garis M. m irabil e M. c ontort um M. gri ffithi i A1-A3 A4-A6
perimentet pågick. Designen på experimentet fungerade således i praktiken, dock fördel-aktig för de arter som fanns representerade och som därmed kunde identifieras. Experimentets behållare har dock inte representerat den varierande miljö som förekommer i naturen. Den extrema miljö, med högre temperatur och konstant ljus som utgjorde designen, kan således ha orsakat en minskad artvariation på grund av för stor kontrast till organismernas naturliga habitat. Arter möjliga för analys har därför begränsats. I naturens sötvatten-recipienter förekommer arter av zooplankton och fytoplankton utspritt mellan olika vatten-miljöer. Eftersom zooplankton kan ”simma”, söker de upp gynnsamma områden med tillgång av föda (Sandhall & Berggren, 1989).
För möjligheten att studera en större art-variation plankton, kan således den experi-mentella designen varieras. I en micro-cosmsstudie av Laird et al. (2007), kan organis-mer från flera trofiska nivåer undersökas i en akvatisk microcosms utomhus bestående av plastbackar rymmande ca 10 000 l vatten.
Majoriteten av denna studies behållare gav ett otydligt resultat. På grund av för få replikat för respektive kontroll och psykofarmaka, har stora standardavvikelser gjort det svårt att
avläsa trender och dra slutsatser relaterade till exponering. För ett tydligare resultat bör därför designen förbättras med fler replikat.
4.2. Zooplankton
Samhället av zooplankton i samtliga behållare dominerades av hoppkräftan Mesocyclops
luckarti, som i en studie har visat sig vara ett
mer känsligt Crustacea mot en mix SSRI-preparat, än hinnkräftan Ceriodaphnia dubia (Laird et al. 2007). På grund av höga standard-avvikelser för samtliga behållare med M.
leuckarti, är det dock svårt att avläsa trender
och dra slutsatser relaterade till exponeringen av psykofarmaka i det här experimentet. Det lägst observerade antalet M. leuckarti i jämförelse med kontrollen, kan emellertid observeras från samtliga behållare med högst halt fluoxetin, vilket kan tyda på ett samband mellan exponering och effekt.
En anledning till resultatets stora spridning av M. leuckarti i B6, C1-C3 och C4-C6 kan bero på en för liten använd dos Lugol’s lösning vid konserveringen dag 7. Tre dagar efter konserveringen upptäcktes levande ciliater och enkla encelliga mikrober under mikro-skopieringen. Om koncentrationen av biomassa
i prov är stor, absorberar den upp stora delar av Lugol’s lösning som tenderar att bli ojämnt fördelat över resterande vattenmassa. Om det finns sporer i vattenmassan kan dessa efter några dagar utvecklas till levande bakterier och ciliater. Vid mikroskopieringen var levande obestämda ciliater och andra mikrober samlade runt döda M. leuckarti som de möjligen livnär sig på. Hur pass snabbt mikrober och ciliater kan rensa döda copepoder vars skal lämnas kvar, är dock svårt att avgöra. Tomma skal kvantifierades inte då det var det levande momentana samhället som skulle bedömas.
Vattenlevande organismer som Cladocera har i andra studier visat sig påverkas av höga halter fluoxetin. Varför SSRI-preparat påverkar dessa ryggradslösa djur är ännu inte fastlagd men studier har observerat att reproduktionen hos hinnkräftan Daphnia magna har påverkats kroniskt av fluoxetin (Flaherty & Dodson, 2005).
4.3. Ciliater
I samtliga behållare med den högsta halten fluoxetin, hade antalet G. scintillans efter sju dagars exponering minskat med 100 %, i jämförelse med slutkontrollen. En liknande minskning kunde inte observeras i några andra behållare. El-Bassat et al. (2012) redovisar ett liknande resultat. I studien kan de observera hur ciliater av arten Paramecium caudatum reagerar på fluoxetin. Enligt deras obser-vationer var P. caudatum känsligast av samtliga testade zooplankton i studiens 48 h akuta toxi-citetstest. Till följd av en exponeringshalt på 150 µg/l fluoxetin, reducerades aktiviteten och till-växten hos P. caudatum. I studien under-söks endast en art av ciliater men djurgruppen är ytterst artrik förekommande i planktonet (Sandhall & Berggren, 1989). Det faktum att olika arter grönalger har visat varierad känslighet för fluoxetin bör även tillämpas på ciliater, framför allt då det inte finns några fler studier gjorda.
Likt studier och observationer på grönalger, påverkas ciliater i denna studie vid högre koncentrationer fluoxetin än de värden som
finns representerade i miljön. Kroniska effekter vid miljökoncentrationer kan dock inte ute-slutas.
4.4. Fytoplankton
Efter sju dagar exponering av den högsta halten fluoxetin, orsakades en markant minskning av grönalgen C. vulgaris, i jämförelse med startkontrollen. Ett liknande resultat har uppmätts på den marina grönalgen
Dunaliella tertiolecta. I en studie av
DeLorenzo och Fleming (2008), analyseras effekter på D. tertiolecta efter 96 h exponering av fluoxetin. En halt på 216 µg/l fluoxetin orsakade 69 % minskning av D. tertiolecta, vilket stämmer väl överens med resultatet i denna studie. Samtliga fytoplanktons medel-värde minskade till följd av den högsta dosen fluoxetin i jämförelse med startkontrollen. Att härleda reduceringen som en effekt av sub-stansen kräver dock större säkerhet än vad som har uppnåtts i denna studie.
Exponering av den lägre halten fluoxetin resulterade inte i någon markant minskning av identifierade fytoplankton men medelvärdet för samtliga alger var lägre än startkontrollen. El-bassat, Touliabah och Harisa (2012) upptäckte skadliga effekter på grönalgerna
Ankes-trodesmus falcatus och Chlorella vulgaris, till
följd av ett genomsnittligt LC50-värde 36 respektive 40 µg/l fluoxetin, efter en 24 h toxicitetsstudie. Grönalgerna drabbades av cellbrott och celldeformationer efter en tio gånger mindre dos än observationerna i denna studie. Detta visar att effekter av fluoxetin kan orsakas vid lägre doser och att känsligheten varierar bland olika arter grönalger. Således kan effekter av ännu lägre doser på andra arter inte uteslutas och därför bör känsligheten hos fler arter studeras.
vattenlevande organismer för konstant expo-nering. Hur fytoplankton påverkas kroniskt av lägre halter fluoxetin, är emellertid okänt och därför rekommenderas vidare granskning.
Fluoxetin är en substans vars verknings-mekanismer påverkar det centrala nervsystem-ets serotoninreceptorer. Encelliga grönalger saknar nervsystem (Johnson, Sanderson, Brain, Wilson & Solomon, 2007) men bevisligen finns det verkningsmekanismer i fluoxetin som trots det, är skadligt för alger. Varför höga halter fluoxetin är skadligt för grönalger finns det inga studier på.
4.4. Oxazepam
Oxazepam visade inga markanta effekter efter sju dagars exponering på varken zooplankton eller fytoplankton i samtliga behållare, i jämförelse med slutkontrollen. De största förändringarna kan dock observeras i behållare
C1-C3 med högst halt oxazepam, som
indikerar en 28 och 50 % minskning av arterna
C. vulgaris respektive M. mirabile.
Möjlig-heten att härleda reduceringen som följd av exponering kräver dock större säkerhet än vad som har uppnåtts i denna studie.
Brodin et al. (2013) nämner i en studie att alger och zooplankton saknar de GABA-receptorer som oxazepam verkar på i verte-brater. Det utesluter dock inte att alger kan påverkas av andra verkningsmekanismer i substansen. Bevisligen kan grönalger påverkas av fluoxetin, trots att alger saknar ett nerv-system som substansen är avsedd att verka på. I dagsläget finns inga studier som observerar effekter av oxazepam på plankton, därmed rekommenderas vidare forskning. I synnerhet som användningen av substansen (Social-styrelsen, 2017) och dess förekomst i avlopps-vatten är så omfattande (Loos et al., 2013).
5. Slutsats
I denna studie har grönalger Chlorella vulgaris och ciliater Glaucoma scintillans visat sig vara mer känsliga än andra identifierade plantkon mot höga halter fluoxetin. 500 µg/l fluoxetin
orsakade en 70 och 100 % minskning av C.
vulgaris respektive G. scintillans.
Expo-neringshalten är högre än uppmätt max-värde i utgående avloppsvatten, därför bedöms fluoxetin inte utgöra akut risk för identifierade arter i deras naturliga habitat. Resterande behållare visar inte på någon markant förändring i individtäthet eller artsamman-sättning till följd av exponering av utvalda substansers exponeringshalter. Experimentet varade i sju dagar vilket är en relativt kort exponeringstid för att avläsa eventuella kroniska effekter på vattenlevande organismer. För ett mer naturtroget experiment och möjligheten att granska en större artvariation, kan den experimentella designen modifieras. Majoriteten av den insamlade datan från experimentet har haft stora standardavvikelser, vilket har gjort det svårt att avläsa trender och dra slutsatser relaterade till exponering av utvalda substanser. En förbättring av designen med fler replikat behövs således.
Tack till
Jag vill tacka Per Woin för värdefullt stöd genom studien, Sara Gunnarsson för fram-ställning av exponeringskoncentrationerna och Jakob Lagervall för teknisk assistans. Denna studie är bistådd av Linnéuniversitetet.
Referenser
Brodin, T., Fick, J., Johnsson, M. & Klaminder, J. (2013). Dilute Concentrations of a Psychiatric Drug Alter Behavior of Fish from Natural Populations. Science, 339(6121), 814-815. doi: 10.1126/science.1226850
Brooks, B. W., Chambliss, C. K., Stanley, J. K., Ramirez, A., Banks, K. E., Johnson, R. D. & Lewis, R. J. (2005). Determination of select antidepressants in fish from an effluent-dominated stream. Environmental Toxicology
Daughton, C. G. & Ternes, T. A. (1999). Pharmaceuticals and personal care products in the environment: agents of subtle change?
Environmental Health Perspectives, 107(6),
907-938. doi:10.1289/ehp.99107s6907
DeLorenzo, M. E. & Fleming, J. (2008). Individual and Mixture Effects of Selected Pharmaceuticals and Personal Care Products on the Marine Phytoplankton Species D u n a l i e l l a t e r t i o l e c t a . A rc h i v e s o f
Environmental Contamination and Toxicology,
5 4 ( 2 ) , 2 0 3 - 2 1 0 . d o i : 1 0 . 1 0 0 7 / s00244-007-9032-2
El-bassat, R., Touliabah, H. & Harisa, G. (2012). Toxicity of four pharmaceuticals from different classes to isolated plankton species. African Journal of Aquatic Science, 37(1), 71-80. doi: 10.2989/16085914.2012.666376
Fent, K., Weston, A. A. & Caminada, D. ( 2 0 0 5 ) . E c o t o x i c o l o g y o f h u m a n pharmaceuticals. Aquatic Toxicology, 76(2), 122-159. doi: 10.1016/j.aquatox.2005.09.009
Flaherty, C. M. & Dodson, S. I. (2005). Effects of pharmaceuticals on Daphnia survival, growth, and reproduction. Chemosphere, 61(2), 200-207. doi: 10.1016/j.chemosphere. 2005.02.016
Fong, P. P. (1998). Zebra mussel spawning is induced in low concentrations of putative serotonin reuptake inhibitors. Biological
B u l l e t i n e , 1 9 4 ( 2 ) , 1 4 3 – 1 4 9 . d o i :
10.2307/1543044
Gaw, S., Thomas, K. V. & Hutchinson, T. H. (2014). Sources, impacts and trends of pharmaceuticals in the marine and coastal environment. Biological sciences, 369(1656). doi: 10.1098/rstb.2013.0572
Hanazato, T. (2001). Pesticide effects on freshwater zooplankton: an ecological perspective. Envi- ronmental Pollution, 112(1), 1-10. doi: 10.1016/S0269-7491(00)00110-X
Jobling, S., Nolan, M., Tyler, C. R., Brighty, G. & Sumpter, J. P. (1998). Widespread sexual disruption in wild fish. Environmental Science
& Technology, 32(17), 2498–2506. doi:
10.1021/es9710870
Johnson, D. J., Sanderson, H., Brain, R. A., Wilson, C. J. & Solomon, K. R. (2007). Toxicity and hazard of selective serotonin reuptake inhibitor antidepressants fluoxetine, fluvoxamine, and sertraline to algae.
Ecotoxicology and Environmental Safety,
67(1), 128-139. doi: 10.1016/j.ecoenv. 2006.03.016
Klaminder, J., Jonsson, M., Fick, J., Sundelin, A. & Brodin, T. (2014). The conceptual imperfection of aquatic risk assessment tests: highlighting the need for tests designed to detect therapeutic effects of pharmaceutical contaminants. Environmental Research Letters, 9 ( 8 ) , 0 8 4 0 0 3 . d o i : 10.1088/1748-9326/9/8/084003
Klaminder, J., Brodin, T., Sundelin, A., Anderson, N. J., Fahlman, J., Jonson, M. & Fick, J. (2015). Long-Term Persistence of an Anxiolytic Drug (Oxazepam) in a Large Freshwater Lake. Environmental Science &
Technology, 49(17), 10406-10412. doi:
10.1021/acs.est.5b01968
Kümmerer, K. (2009). Antibiotics in the a q u a t i c e n v i r o n m e n t : a r e v i e w. I .
Chemosphere, 75(4), 417–434. doi:10.1016/
j.chemosphere.2008.11.086
Loos, R., Carvalho, R., António, D. C., Comero, S., Locoro, G., Tavazzi, S., … Gawlik, B. M. (2013). EU-wide monitoring survey on emerging polar organic contaminants in wastewater treatment plant effluents. Water
Research 47, 6475-6487.
Monteiro, S. C. & Boxall, A. B. A. (2010). Occurrence and fate of human pharmaceuticals in the environment. Reviews Of Environmental
Contamination And Toxicology, 202, 53–154.
doi:10.1007/978-1-4419-1157-5_2
Mudgal, S., De toni, A., Lockwood, S., Salés, K. & Backhaus, T. (2013). Study on the
environmental risks of medicinal products.
(Final report). Paris: BIO Intelligence Service. https://ec.europa.eu/ health/sites/health/files/ files/environment/study_environment.pdf
Oggier, D. M., Weisbrod, C. J., Stoler, A. M., Zenker, A. K. & Fent, K. (2010). Effects of Diazepam on Gene Expression and Link to Physiological Effects in Different Life Stages in Zebrafish Danio rerio. Environmental
Science & technology, 44(19), 7685-7691. doi:
10.1021/es100980r
Sandhall, Å. & Berggren, H. (1989).
Mikrobilder: liv i damm och sjö. Stockholm:
Interpublishing AB.
Schultz, M. M., Furlong, E. T., Kolpin, D. D., Werner, S. L., Schoenfuss, H. L., Barber, L. B., … Vajda, A. M. (2010). Antidepressant Pharmaceuticals in Two U.S. Effluent-Impacted Streams: Occurrence and Fate in Water and Sediment, and Selective Uptake in Fish Neural Tissue. Environmental Science &
technology, 44(6), 1918-1925.
Socialstyrelsen. 2016. Statistikdatabas för läkemedel. Hämtad 15 maj, 2017, från Socialstyrelsen, http://www.socialstyrelsen.se/ statistik/statistikdatabas/lakemedel
Streble, H. & Krauter, D. (1978). ”Das leben
im Wassertropfen - Mikroflora und Mikrofauna des Süsswassers”. Kosmos, Stuttgart.
Woldegiorgis, A., Green, J., Remberger, M., Kaj, K. & Brorström-Lundén, E. (2006)
Results from the Swedish screening 2006: Subreport 4: Pharmaceuticals. (IVL report,
