Vatten med hormonell verkan Viktor Tsiamis

Vatten med hormonell verkan

Viktor Tsiamis

Independent Project in Biology

Självständigt arbete i biologi, 15 hp, vårterminen 2011

1 Sammandrag

På flera håll har man redan konstaterat att vilda fiskbestånd drabbas av skev könsfördelning.

Som resultat minskar deras reproduktionsförmåga. Det är svårt att peka på en enda orsak.

Men man har bedrivit mycket efterforskning och kommit fram till att utloppen från reningsverk, industrier, boskapsgårdar och åkermark orsakar dessa effekter. Bokstavligen tusentals människogjorda kemikalier passerar reningsverken varje dag. Många av dem vet man inte ens vilken effekt de har i levande organismer. Många kemikalier har man konstaterat ha antihormonell eller hormonell verkan. Utöver det är reningsverk en samlingspunkt för alla naturliga hormoner och konstgjorda hormoner vi människor och djur har i oss.

Reningsverkens utsläpp blir därför punktkällor för kontaminering av recipientvatten. Trots att vattnet renas med ganska bra resultat så påträffas koncentrationer som är oroväckande höga.

Vidare påträffar man även kemikalier och hormoner i dricksvatten. Insikten att det kan

innebära stora problem i framtiden har lett till forskning för att ta fram metoder som avlägsnar kemikalier och hormoner effektivare.

Inledning

En stor mängd olika läkemedel och hygienprodukter som används av oss människor hamnar slutligen i vattenreningsverk och sedan i vattendrag (Carballa et al. 2004, Kolpin et al. 2002).

Med en ständigt ökande befolkning på jorden kommer troligtvis även efterfrågan och användning av dessa produkter att öka. Utöver det hamnar avloppsutsläpp från industri, bekämpningsmedel från jord- och skogsbruk samt mediciner från boskapsskötsel i vattendrag.

I en studie utförd på 139 amerikanska vattendrag konstaterade man att de vanligaste

förekommande föroreningarna var receptfria läkemedel, antibiotika och andra receptbelagda läkemedel samt könshormoner (Kolpin et al. 2002). De ämnen som fanns i högst

koncentration var metaboliter av rengöringsmedel, mjukgörande medel som används i plast samt steroider, alltså östrogener, androgener, progesteron och kolesteroler. Ett annat exempel på att det kan förekomma många onaturliga kemikalier i vattendrag kommer från en studie utförd i södra Sverige. Där testades bäckar i jordbruksområden för bekämpningsmedel och man hittade 57 olika substanser (Adielsson et al. 2006). Även om många av dessa substanser är ofarliga för människor och andra organismer i de koncentrationer de återfinns i, är det inte säkert att blandningen av ämnen är ofarliga. I regel blir alltid kombinationer av kemikalier med liknande mekanismer mer effektfulla än om de introduceras själva (Kortenkamp 2007).

Det blir därför väldigt problematisk att förutspå vilken effekten kan bli när det är en så stor kompott av kemikalier.

Många av de människoskapade kemikalierna samt de naturliga hormonerna kan orsaka endokrina rubbningar. Innebörden av endokrina rubbningar är att den naturliga

hormonsignaleringen störs av främmande ämnen. Genom att likna, blockera, öka eller minska syntesen, påverka metabolismen eller transporten av de naturliga hormonerna kan det

främmande ämnet få en rad olika biologiska effekter (Maire et al. 2010). Störningarna kan påverka viktiga funktioner som t ex. metabolism, reproduktion, utveckling eller homeostas (den interna balansen som bland annat styr temperatur, jon- vattenreglering och blodtryck etc.) (Swedenborg et al. 2009).

Exempel på ämnen som bevisats ha hormonell effekt är DDT som används som ett

bekämpningsmedel mot insekter. DDT med dess metaboliter har olika effekter, man har sett

både östrogen och anti-androgen effekt (Tyler et al. 1998). Halveringstiden i miljön kan vara

upp till 50 år vilket innebär att det är extremt långlivat. Därför kan man ännu se rester kvar

trots att användningen upphörde på 1970-talet i västvärlden. I andra delar av världen, t ex.

Afrika och Asien, används fortfarande DDT (Tyler et al. 1998). En annan långlivad

kemikaliegrupp är PCB:er (polyklorerade bifenyler). De användes som isolatorer i elektronik och i byggmaterial men förbjöds även de på 1970-talet i västvärlden. Vissa former av PCB:er har visats ha östrogen verkan samt binda till proteiner som ansvarar för transporten av

sköldkörtelhormoner. Under fosterstadiet kan det leda till onaturlig utveckling av gonader (Tyler et al. 1998). Ännu en långlivad kemikaliegrupp är dioxiner som bildas i små halter vid förbränning. De har visats demaskulinisera försöksdjur vid små doser. Alkylfenoler används i plaster, gummi, jordbruksprodukter och industriella blekmedel. Olika typer av alkylfenoler har visats ha både androgen och östrogen verkan (Tyler et al. 1998). Bisfenol A är en

kemikalie som används vid framställning av diverse plastprodukter. Eftersom den har visats ha östrogen verkan har den förbjudits i tillverkning av nappflaskor inom EU från och med 1 mars, 2011 (Livsmedelverket 2011). Ftalater används också i plaster, för att göra dessa flexibla och tåliga, men förekommer även i färger och lim. Ftalater har visats vara östrogena och är därför förbjudna i barnleksaker (Kemikalieinspektionen 2011). Vinclozolin används som antimögelmedel för behandling av grönsaker och frukt. Dess metaboliter har visats ha anti-androgen verkan. Vid studier har det visats leda till missbildningar av genitalier hos avkomman till försöksdjur (Tyler et al. 1998). Organiska tennföreningar används som påväxthindrande färg på fartyg. Det finns välkända exempel på hur den organiska tennföreningen tributyltenn orsakar maskulinisering hos mollusker vid extremt låga

koncentrationer (Tyler et al. 1998). Därför har många av dessa färger förbjudits. Det här är några exempel på människoskapade kemikalier som har hormonell verkan. Förvisso har många av dessa ämnen låg hormonell verkan i jämförelse med de naturliga eller konstgjorda könshormonerna, men med den blandning som förekommer är det svårt att förutspå vilken effekt det får. Förutom det är många av dessa kemikalier skapade för att ha en lång livslängd, så även om användningen har upphört lever de kvar i miljön. Kombinerat med att många är fettlösliga, vilket gör att de lätt tas upp och lagras i fettvävnad hos levande organismer, blir faran ännu större.

Eftersom de naturliga samt de konstgjorda könshormonerna har starkast hormonell effekt och bevisligen har uppmätts i koncentrationer som kan påverka vilda populationer i naturlig miljö, har jag valt att fokusera uppsatsen på dessa. Det ges en kort beskrivning av vilken funktion de naturliga hormonerna har samt vad några av de konstgjorda används till samt en förklaring till varför de återfinns i vattendrag även efter att vattnet har passerat reningsverk. Det ges även exempel på vilken effekt det kan ha på organismer som lever i mottagande vatten och slutligen möjliga lösningar som efterforskas på detta kanske växande problem. Observera dock att det som beskrivs är långt ifrån alla hormoner, hormonmetaboliter och konstgjorda hormoner som finns. Det här är ett axplock av några hormoner som det bedrivits mycket forskning på och vissa har bevisligen redan läckt ut i miljön och påverkat vilda bestånd av organismer.

Det endokrina systemet och könshormoner

Det endokrina systemet är uppbyggt på liknande sätt i nästan alla vertebrater (Kloas et al.

2009). Hypotalamus skickar signaler till hypofysen, som i sin tur skickar hormoner vidare till

diverse organ. Viktigast för reproduktionen och könsdifferentieringen är länken mellan

hypotalamus – hypofys – gonad (figur 1). Hypotalamus avger gonadotropinfrisättande

hormon som stimulerar hypofysen att frige gonadotropin, luteniserande hormon samt

follikelstimulerande hormon (Kloas et al. 2009). Hormonerna stimulerar gonaderna till att

producera könshormoner (androgener, progesteron och östrogener) som i sin tur utövar

3

negativ återkoppling på hypotalamus. Könshormonerna stimulerar även målceller, som är viktiga för utveckling, reproduktion och könsdifferentiering (Kloas et al 2009).

Hypotalamus

Hypofys

Gonader

Luteniserande- och follikelstimulerande hormon

Gonadotropinfrisättande hormon

Könshormoner (androgener, progesteron och östrogener)

Utveckling, könsdifferentiering och reproduktion

Negativ återkoppling

Figur 1. Länken mellan hypotalamus-hypofys-gonad är viktig för utveckling, könsdifferentiering och reproduktion. Återskapad från Kloas et al. 2009.

Störningar av hormonsignaleringen kan ske i alla steg i figur 1, men det mest studerade och välkända är när endokrinrubbande ämnen binder till receptorerna ämnade för könshormoner (Kloas et al. 2009). Antingen hindrar de det naturliga hormonet att binda till receptorn eller så binder de till receptorn och har liknande effekt som det naturliga hormonet. Om exponeringen för det rubbande ämnet är kortvarig så är dess störningar i hormonbalansen i regel reversibla hos vuxna individer. Under fosterutvecklingen däremot är många organ, beteenden samt inlärning beroende av en stabil hormonbalans för att utvecklas normalt (Colborn et al. 1993).

Progesteron

Det naturliga hormonet progesteron är viktigt för äggcellernas samt spermiernas tillväxt och mognad. Konstgjorda progesteroner kallas för progestiner. De efterliknar progesteron och används flitigt i hormonterapi och i preventivmedel då de förhindrar ägglossning genom att minska produktionen av follikelstimulerande hormon och luteniserande hormon. Det bildas även ett tjockt slemlager i livmoderhalsen som hindrar spermiernas passage. Utöver det blir livmoderslemhinnan olämplig för implantation (Erkkola & Landgren 2005).

Progestiner binder inte enbart till progesteronreceptorer utan kan även binda till andra

receptorer. Det förekommer en stor mängd olika varianter av progestiner som antingen

härstammar från progesteron eller testosteron. Därför kan effekten variera beroende på dess

ursprung. Vissa fungerar antiandrogent, antiöstrogent, androgent eller östrogent (Schindler et

al. 2008, Sitruk-Ware 2008). En del av progestinerna givna oralt kommer aldrig att nå ut i

blodets kretslopp då de kommer att utsöndras innan. Först utsätts de för nedbrytning av

bakteriers enzymer i tarmen, varpå en del av den aktiva substansen kan bli inaktiv. Den

metaboliserade och ometaboliserade delen absorberas därefter till blodet och transporteras till

levern. Levern ansvarar för metabolismen av många ämnen som är främmande för kroppen

och här kommer en del av progestinet att konjugeras till en mer vattenlöslig form och bli

inaktivt. Den ökade vattenlösligheten underlättar för kroppen att utsöndra ämnet i urin (Stanczyk 2003).

Östrogener

Av de naturliga östrogenerna östron (E1), 17β-östradiol (E2), och östriol (E3) produceras framför allt E2 i äggstockarna. E3 och E1 härstammar främst från E2 som omvandlas i levern (Gruber et al. 2002). Östrogener är huvudsakligen honliga hormon men återfinns även i hanar.

Östrogener är viktiga för tillväxt och utveckling av könsorganet men har även inflytande på utvecklingen av honliga sekundära könskarakteristiska drag (Gruber et al. 2002). Det konstgjorda östrogenet 17α-etinylöstradiol (EE2) används i preventivmedel för att få en mer regelbunden blödning (Erkkola & Landgren 2005).

Östrogener konjugeras och utsöndras på liknande sätt som progestiner och når vattendrag genom reningsverk. Det har visats att 5-10 % av E1, E2 och E3 utsöndras via avföring och 90- 95 % via urin (Adlercreutz & Järvenpää 1982). Östrogenerna som utsöndras via avföringen är till stor del okonjugerade, det vill säga i aktiv form. Anledningen är att molekylerna som konjugerats av levern kan dekonjugeras av de naturliga tarmbakterierna (Desbrow et al.1998).

Andelen östrogener som utsöndras via urinen är ofta konjugerad och inaktivt (Gomes et al.

2005). Några av de vanligaste konjugationerna är att sulfat eller glukoronsyra kopplas på hormonet vilket leder till minskat Log K

värde och minskad östrogen aktivitet (tabell 1).

Log K

är ett mått på ett ämnes fördelning mellan oktanol och vatten. Oktanol är ett

organiskt lösningsmedel och om ett ämne löser sig väl i oktanol pekar det på hög fettlöslighet.

Det innebär att ämnet blir mer vattenlösligt och mindre fettlösligt om Log K

minskar. Ett högt Log K

innebär att ämnet löser sig väl i fett och transporteras lätt genom cellmembran.

Därför absorberas lätt okonjugerade hormoner av levande organismer, speciellt det konstgjorda EE2.

Androgener

Androgener produceras främst i de interstitiella cellerna (Leydigcellerna) i testiklarna hos

hanar men förekommer precis som östrogener i mindre halter hos det motsatta könet. I de

flesta vertebrater är testosteron och 5α-dihydro-testosteron de vanligaste androgenerna, men i

fisk är det 11-ketotestosteron (Tyler et al. 1998). Androgener är viktiga för att sekundära

manliga könskarakteristiska drag ska utvecklas samt för spermieproduktionen. Det finns en

mängd olika konstgjorda androgener. Ett exempel, metyltestosteron, används som preparat

vid muskelbyggning (anabola steroider) eller i hormonterapi. Andra används vid dopning av

boskap. Stor uppmärksamhet har givits till trenbolon acetat som ges till boskap i bland annat

USA och Kanada för att öka dess tillväxt och aptit (Schiffer et al. 2001). Trenbolon acetat är

inaktivt när det kommer ut i blodet men hydrolyseras snabbt till sin aktiva form trenbolon-17β

(TbOH-17β). Därefter metaboliseras det genom oxidation och reduktion till trenbolon-17α

(TbOH-17α) som har en 96 % lägre androgen verkan (Schiffer et al. 2001). TbOH-17β har

visats ha en halveringstid över 260 dagar i dynga från boskap, vilket kan leda till oönskade

ekologiska effekter om det når organismer i jord eller vatten (Schiffer et al. 2001).

Tabell 1. Östrogeners struktur, Log K

-värden (oktanol/vatten-koefficient) och dess östrogena aktivitet (relativt till 17β-Östradiol).

aGomes et al. 2005. ^bLai et al. 2000. ^cCombalbert & Hernandez-Raquet 2010. - information ej funnen.

Östrogen Struktur

Log K

Relativ östrogen aktivitet

Konjugerat östrogen Struktur

Log K

Relativ östrogen aktivitet

Östron (E1) 3,43 2,54 Östron 3-Sulfat (E1- 3S)

0,29 0,005

Östron 3-Glukoronid (E1-3G)

1,9 <0,001

17β-Östradiol (E2)

3,94 100 17β-Östradiol-3-Sulfat (E2-3S)

- 2,9 0,026

Östriol (E3) 2,81 17,6 Östriol 3-Glukoronid (E3-3G)

- -

17α- Etinylöstradiol

(EE2)

4,15 246 17α-Etinylöstradiol-3- sulfat (EE2-3-S)

- -

17α-Etinylöstradiol-3- glukoronid (EE2-3-G)

- -

I reningsverken

Hormonerna som utsöndras från människor kommer antingen i sin aktiva form eller i sin inaktiva form, dvs. okonjugerade, konjugerade eller som andra metaboliter till reningsverk.

Ursprungligen är reningsverk konstruerade för att avlägsna större skräp, näringsämnen och bakteriell kontaminering vilket de gör med hög effektivitet. Dessvärre renas inte 100 % av alla kemikalier och hormoner bort utan släpps till viss del ut i mottagande vatten. Reningen sker i olika steg, det börjar med mekanisk rening i form av galler där grovt skräp sorteras bort, därefter följer ett sandfång där mindre skräp fastnar (Naturvårdsverket 2008). Den kemiska reningen görs genom att tillföra järn- eller aluminiumsalter som fäller ut fosfor, som annars hade bidragit till övergödning i recipienten. Den kemiska reningen kan förekomma både före och/eller efter den biologiska reningen och kan även avlägsna andra lösta partiklar än fosfor.

Den biologiska reningen är till för att avlägsna den stora mängd organiskt material som annars skulle övergöda mottagande vatten om det släpptes ut. Arbetet utförs av mikroorganismer.

Det finns många olika varianter av biologisk rening men vanligast är aktiv slamprocess. Den går ut på att syresätta vattnet genom att bubbla luft igenom det. På så sätt tillgodoses

mikroorganismernas syrgaskrav så de kan arbeta med nedbrytning av organiskt material i en stabil miljö. I den biologiska reningen ingår även flera olika bassänger med varierande syrgashalt samt syrgasfria bassänger för kvävereducering. I slutet av reningsverket kan det finnas sandfilter; det brukar finnas på reningsverk som har extra hårda krav på fosforrening (Naturvårdsverket 2008).

Mängder med studier är gjorda angående eliminering av hormoner i reningsverk och effektiviteten varierar. I en studie där man jämförde kvoten mellan konjugerade och okonjugerade östrogener i en septisk tank innan innehållet i denna tank anlände till reningsverket, kom man fram till att den okonjugerade andelen hormoner ökade under transporten (D’Ascenzo et al. 2003). Det förklaras med att precis som i tarmarna finns det bakterier i avloppen som dekonjugerar hormonerna. Denna process förekommer även i reningsverken. I samma studie testades även reningsförmågan hos sex olika reningsverk i närheten av Rom. Den genomsnittliga reningseffektiviteten var 61 %, 85 % och 97 % för E1, E2 och E3. Liknande har visats av Koh et al. (2007) då de fick resultatet 80 %, 86 % och 98

%. De mätte även avlägsningseffektiviteten för det konstgjorda EE2 som endast var 17 %.

I regel avlägsnas androgena och progesterona hormoner med dess metaboliter och föregångare effektivare än östrogener i reningsverken. Till exempel har man sett att i genomsnitt 96 % av testosteronet och 97 % av progesteronet avlägsnas i sju kinesiska reningsverk i Pekingområdet (Chang et al. 2011). I tyskland har man sett liknande resultat angående testosteron och metyltestosteron som avlägsnades till under detektionsgränsen vilket motsvarar minst 98 % respektive 99 % (Schröder et al. 2010).

Miljöeffekter

Trots att reningen i många fall är effektiv sker det att koncentrationer av hormonella ämnen

släpps ut i halter som får effekt på organismerna som lever i mottagande vatten. Eftersom

perioden under utvecklingen hos de flesta organismer är extremt känslig kan koncentrationer

på några ng/L få irreversibla konsekvenser. Många av följande exempel är laboratoriestudier

men om man jämför med uppmätta halter av könshormoner (tabell 2) i vissa mottagande

vattendrag så kan man ana varför liknande effekter har setts i vilda bestånd.

7 Progestiner

Det finns studier som visar att låga koncentrationer av progestiner kan störa fiskars och grodors reproduktion. Paulos et al. (2010) kom fram till att vid exponering för

koncentrationer på 1 ng/L hos amerikansk elritsa (Pimephales promelas) och 25 ng/L hos japansk medaka (Oryzias latipes) av progestinet noretindron, minskar lyckad reproduktion drastiskt hos dessa fiskarter. De kunde även se manliga drag såsom lekblåsor uppstå hos honorna. Anledningen till detta tros vara att noretindron fungerar androgent hos vissa fiskarter (Paulos et al. 2010, Zeilinger et al. 2009). Liknande oroväckande effekter har visats gällande andra progestiner vid låga doser (tabell 2).

Tabell 2. Studier gjorda med naturliga eller konstgjorda hormoner visar att låga doser kan få negativ effekt på reproduktion. Höger kolumn visar exempel på uppmätta koncentrationer hormoner i mottagande vattendrag.

Hormon Effekt Dos Uppmätta värden i

mottagande vattendrag Progestiner

Levonorgestrel

Minskad äggproduktion (21- dagars reproduktionstest, fisk) samt maskulinisering av honor

vid högre koncentrationer.

0.8 ng/L

1 ng/L

Levonorgestrel

Outvecklade äggledare och äggstockar ledde till infertilitet (exponering av grodyngel fram

till metamorfos)

18,8 ng/L

4 ng/L

Drospirenon Minskad äggproduktion (21- dagars reproduktionstest, fisk).

6.5 µg/L

-

Noretindron

Minskad äggproduktion (21- dagars reproduktionstest, fisk) samt maskulinisering av honor

vid högre koncentrationer.

1 ng/L

17,4 ng/L

Fortsättning tabell 2.

Östrogener

Östron (E1)

Feminiserade hanar, äggstockar istället för testiklar

(1-100 dagar efter kläckning hos japansk medaka)

10 ng/L

76 ng/L

8,1 ng/L

17β-Östradiol (E2)

Feminiserade hanar, äggstockar istället för testiklar

(1-100 dagar efter kläckning hos japansk medaka)

10 ng/L

48 ng/L

7,2 ng/L

17α- Etinylöstradiol

(EE2)

Feminiserade hanar, outvecklade gonader (dag 2-60

efter kläckning hos zebrafisk (Danio rerio)).

10 ng/L

17α- Etinylöstradiol

(EE2)

Äggstockar istället för testiklar hos hanarna (hel

livscykelstudie, 172 dagar hos amerikansk elritsa).

4 ng/L

4,3 ng/L

a Zeilinger et al. 2009, ^b Kvarnryd et al. 2011, ^c Paulos et al. 2010, ^d Metcalfe et al. 2001, ^e Hill & Janz 2003, ^f Länge et al. 2001, ^g Fick et al. 2010, ^h Petrovic et al. 2002, ⁱ Desbrow et al.1998.

Östrogener

Östrogeners effekt som endokrinrubbande ämnen är det mest studerade än så länge (Allen et al. 1999, Milla et al. 2011). Även vid låg exponering för östrogener kan effekten bli att honliga könskaraktärer utvecklas hos hanar (tabell 2). Ett exempel är vitellogenin (VTG) som är ett protein och föregångaren till äggula. Det produceras i levern hos äggläggande honor i respons till ökande halter av östrogen som en förberedelse till ägglossning (Allen et al. 1999).

Om VTG återfinns i blodplasma hos hanar kan det vara ett tecken på att de har exponerats för östrogener (Larsson et al. 1999). Därför används ofta VTG som biomarkör för att avgöra om fisk har exponerats för östrogener eller östrogenlika ämnen i vatten. Även förekomsten av äggceller eller äggledare i hanars könsorgan (intersex) är ett tecken på östrogenexponering.

Runt om i världen har man sett att vilda fiskbestånd som exponeras för vatten från

reningsverk lider av dessa åkommor. Några exempel är mört (Rutilus rutilus) som lider av intersex i engelska och danska floder (Bjerregaard et al 2006, Jobling et al.1998), intersex i svartabborre (Micropterus dolomieu) i amerikanska floder (Blazer et al. 2007), intersex i afrikansk vandrarmal (Clarias gariepinus) i Sydafrika (Barnhoorn et al. 2004), samt VTG- induktion som har setts hos bland annat karp (Cyprinus carpio) i Spanien (Petrovic et al.

2002). I en studie utförd av Jobling et al. (2005) beräknade de den förväntade koncentrationen av östrogener i 45 engelska vattendrag. Genom att ta den genomsnittliga mänskliga

utsöndringen av östrogener och antalet personer som är anslutna till ett reningsverk kunde de

uppskatta koncentrationen av östrogener som kom till reningsverken. Därefter räknade de

9

med eliminering i reningsverken och utspädningen då det släpps ut i vattnet. På så sätt delade de in vattendragen i hög- medel- eller lågriskområden utefter vilka vattendrag som

förväntades få högst östrogen verkan. För att testa detta, provfiskades dessa områden. Mycket riktigt visade det sig att högriskområdena hade en större andel mörtar som led av intersex.

Androgener

Om fiskar exponeras för androgener kan man förvänta sig att se hanliga könskaraktärer uppstå hos honor. Zebrafiskar som exponerades från dag 20-60 efter kläckning för det konstgjorda testosteronet metyltestosteron har visat en minskad VTG-produktion vid 100 ng/L samt maskulinisation redan vid 26 ng/L. Vid koncentrationer över 100 ng/L utvecklades i stort sett alla fiskar till hanar. Vid koncentrationer över 1000 ng/L ökade dock andelen fiskar som led av intersex samt att VTG-induktionen ökade. Det kan förklaras av att testosteron omvandlas till östrogen av enzymet aromatas (Örn et al. 2003). Liknande resultat har visats för

trenbolone-17β. Där resulterade 50 ng/L i 100 % manliga zebrafiskar (Örn et al. 2005).

Vilda bestånd av amerikansk elritsa som fångats nedströms boskapsgårdar vars djur dopas med trenbolon acetat, visades ha onormala könskarakteristiska drag (Orlando et al. 2004).

Honor hade större huvuden än kontrollfiskar, vilket vanligtvis ses hos hanar. Man såg även att hanarna hade lägre produktion av 11-ketotestosteron samt mindre gonader än normalt. Det tyder på exponering för androgena ämnen, troligtvis trenbolon från boskapsgården då denna kontamineringskälla var närmast (Orlando et al. 2004).

Alternativa metoder i reningsverk

Även om reningen till synes fungerar bra, så visar vissa av de ovannämnda fallen att den inte alltid räcker till. Det finns metoder som under det senaste decenniet har utvecklats för att lösa denna oroväckande problematik.

Ozonbehandling

Ozon (O

) bildas genom att man leder en elektrisk ström genom syrgas. I vatten bildar ozon hydroxyradikaler som har starkt oxiderande effekt. Många av de oönskade kemikalierna i avloppsvatten kan då oxideras direkt till vatten och koldioxid eller en bit på vägen, vilket kan underlätta vidare nedbrytning av molekylen (Naturvårdsverket 2008). Ozonbehandling har visats fungera bra vid oxidation av den annars svårtnedbrutna EE2-molekylen. Över 90 % avlägsnades i en studie av Huber et al. (2005). Liknande har Snyder et al. (2006)

visat, då de fick resultatet att ozonbehandling avlägsnade över 90 % av alla hormoner och i många fall över 99 %. Det som är negativt med ozonbehandling är att om vattnet är kraftigt förorenat behövs högre doser ozon, vilket ökar kostnaderna.

Aktivt kol

Kolet skapas genom förbränning av trä och sedan behandling med vattenånga. Kolet har en

förmåga att dra åt sig kemikalier och avlägsnar effektivt hormoner. Beroende på dosering kan

man uppnå över 99 % avlägsnande av de flesta kemikalier och hormoner (Naturvårdsverket

2008). Det negativa med kolet är precis som med ozonbehandlingen, att ju mer vattnet är

förorenat desto mer måste man dosera, vilket ökar kostnaderna. Utöver det blir kemikalierna

bundna till kolet och det måste forslas iväg och förbrännas (Naturvårdsverket 2008).

Membranfiltrering

Membranfiltrering utförs genom att pressa vattnet genom filter med väldigt liten porstorlek.

Processen kan avskilja de flesta föroreningar effektivt. För att pressa vattnet genom filtret krävs stort tryck och därför även mycket energi. Därför är det väldigt kostsamt att filtrera hela vattenmassan som passerar i reningsverken (Naturvårdsverket 2008).

Diskussion

Bevisligen kan fiskars reproduktion hämmas vid halter nedåt några få ng/L av naturliga och konstgjorda hormoner (tabell 2). Om man sedan ser till vilka halter som har blivit uppmätta i vissa mottagande vattendrag bör man inse att vi kan ha ett allvarligt problem att hantera.

Utöver det finns det redan studier som visar att vilda bestånd av endemiska fiskarter drabbas av försämrad reproduktion då de lever i vattendrag som mottar avloppsvatten eller avrinning från boskapsgårdar (Barnhoorn et al. 2004, Bjerregaard et al. 2006, Blazer et al. 2007, Jobling et al.1998, Jobling et al. 2005, Orlando et al. 2004).

Man ska dock vara försiktig när man extrapolerar data, för stora variationer kan förekomma mellan laboratoriestudier och verkliga vattendrag. En sådan skillnad kan vara temperatur. I laboratorier utförs studier ofta med stabila temperaturer. I riktiga vattendrag varierar

temperaturen mellan dag och natt samt mellan säsonger. Under varma sommardagar arbetar mikroberna för fullt med nedbrytning både i reningsverken och i vattendragen. Under vintern däremot kan nedbrytningen vara långsam. Labadie & Budzinski (2005) visade att

nedbrytningen av E1 var hög under sommaren men låg under vintern. 50 % av E1 hade försvunnit ur vattnet 1,7 km nedströms från ett reningsverk under sommarmånaderna.

Däremot kunde de hitta lika hög koncentration 1 mil nedströms som vid reningsverkets utsläpp när de mätte E1-koncentrationen i februari. Det behöver inte enbart vara på grund av temperaturskillnaden utan kan också bero på vattenhastigheten. Hastigheten är troligtvis låg på sommaren, vilket ökar tiden för nedbrytning av hormoner. På vinter och vår är

vattenhastigheten hög tack vare smält snö och regn, vilket gör att transporten nedströms blir snabbare. Den ökade vattenmängden leder också till högre utspädning. Trots att

nedbrytningen är lägre under vintertider kan koncentrationerna alltså vara låga tack vare utspädning. Därför blir sällan koncentrationerna av ämnen så stabila som i ett labb.

En annan skillnad man ska ha i åtanke är vilka arter som testas. Många av laboratoriestudierna är utförda på fiskar som har kort generationstid och härstammar från varma klimat, i alla fall om man jämför med Sverige. På ett labb kan en hel livscykelstudie på en fisk utföras på 6 månader men i tempererade områden blir många fiskar könsmogna först efter något år. Det innebär att utvecklingsperioden blir längre för vilda fiskar innan de är könsmogna och det är därför större risk att någon del av utvecklingen störs. Ett exempel på artskillnader ges i Örn et al. (2005) där japansk medaka och zebrafisk exponeras för trenbolon. Vid exponering för 10 ng/L trenbolon så visades ingen skillnad mellan arterna, men vid 50 ng/L trenbolon

utvecklades 100 % av zebrafiskarna till hanar samtidigt som de japanska medakorna inte visade någon skev könsfördelning. Bara för att man ser ett resultat i en art betyder inte att man kan anta att samma effekt kommer att ses i alla andra arter. Vissa kan vara känsligare och vissa kan vara tåligare.

På liknande sätt kan man inte anta att reningsverken kommer att fungera på exakt samma sätt.

Alla reningsverk är inte uppbyggda på samma sätt. Det som beskrivits här är bara exempel.

Alla reningsverk har inte aktiv slamprocess, kväverening med anoxiska förhållanden eller

sandfilter. Därför resulterar det i stor variation av avlägsnande av hormoner. I första steget

avlägsnas inte mycket hormoner. I den kemiska reningen kan viss avlägsning ske men det är

främst i det biologiska steget som hormoner och deras konjugat bryts ned (Combalbert &

11

Hernandez-Raquet 2010). Just på grund av att det sker dekonjugation kan halterna aktiva hormoner öka innan de bryts ned av bakterier. Speciellt ökningen av E1 har observerats i flera studier (Carballa et al. 2004, Combalbert & Hernandez-Raquet 2010). Det tros delvis bero på dekonjugationen av E1-sulfat och E1-glukoronid till E1. Men även omvandlingen av E2 till E1 utförs av bakterier. Dessa processer kan bidra till den förhållandevis låga elimineringen av E1, 61 % och 80 %, i jämförelse med andra naturliga hormoner (D’Ascenzo et al. 2003, Johnson & Williams 2004, Koh et al. 2007). Det konstgjorda EE2 är skapat för att ha viss resistens mot nedbrytning för att hinna nå målorgan i kroppen. Tyvärr avspeglas denna stabilitet även i avlägsningen i reningsverken och den är låg i jämförelse med de andra hormonerna. Trots att EE2 utsöndras i genomsnitt i 50 gånger mindre mängder än E2 har det mer än två gånger starkare östrogen verkan, vilket gör det svårt att veta vilken av de två som utgör störst fara (Gomes et al. 2005). De androgena och progersterona hormonerna avlägsnas med hög effektivitet i reningsverken, men ändå återfinns de efter reningsverken. En förklaring kan vara att naturliga androgener utsöndras i högre grad än andra hormoner och kan således bli kvar i skadliga halter. Progestiner används flitigt i hormonbehandlingar och i p-piller, där de kombineras med fem gånger högre halt progestin än östrogen (Chang et al. 2011).

Även om man lyckas sänka koncentrationerna av de enskilda hormonerna i reningsverkens utsläpp under den gräns där man ser någon effekt på försöksdjur betyder det inte att alla problem är lösta. Den kombinerade effekten av alla kemikalier kan fortfarande få

konsekvenser. Ozonbehandling, aktivt kol eller membranfiltrering av avloppsvatten kan vara lösningar på det. Det är effektiva metoder som avlägsnar större mängd kemikalier och hormoner än konventionell rening. Det finns fullskaliga reningsverk runt om i världen som använder sig av dessa metoder för att testa dess effektivitet och kostnad.

Tack

Till Anna Brunberg för handledning samt kurskamrater för konstruktiv kritik under

oppositionen.

Referenser

Adielsson S, Törnquist M, Kreuger J. 2006. Bekämpningsmedel i vatten och sediment från typområden och åar samt i nederbörd under 2005. Ekohydrologi 94, Sveriges

Lantbruksuniversitet.

Adlercreutz H, Järvenpää P. Assay of estrogens in human feces. 1982. Journal of Steroid Biochemistry. 17: 639-645.

Allen Y, Matthiessen P, Scott AP, Haworth S, Feist S, Thain JE. The extent of oestrogenic contamination in the UK estuarine and marine environments -- further surveys of flounder.

1999. The Science of The Total Environment. 233: 5-20.

Barnhoorn IEJ, Bornman MS, Pieterse GM, van Vuren JHJ. 2004. Histological evidence of intersex in feral sharptooth catfish (Clarias gariepinus) from an estrogen-polluted water source in Gauteng, South Africa. Environmental Toxicology. 19: 603-608.

Bjerregaard LB, Korsgaard B, Bjerregaard P. 2006. Intersex in wild roach (Rutilus rutilus) from Danish sewage effluent-receiving streams. Ecotoxicology and Environmental Safety.

64: 321-328.

Blazer VS, Iwanowicz LR, Iwanowicz DD, Smith DR, Young JA, Hedrick JD, Foster SW, Reeser SJ. 2007. Intersex (Testicular Oocytes) in Smallmouth Bass from the Potomac River and Selected Nearby Drainages. Journal of Aquatic Animal Health. 19: 242.

Carballa M, Omil F, Lema J M, Llompart M, García-Jares C, Rodríguez I. Gómez M, Ternes T. 2004. Behavior of pharmaceuticals, cosmetics and hormones in a sewage treatment plant, Water Research 38: 2918–2926.

Chang H, Wan Y, Wu S, Fan Z, Hu J. 2011. Occurrence of androgens and progestogens in wastewater treatment plants and receiving river waters: Comparison to estrogens. Water Research. 45: 732-740.

Colborn T, vom Saal FS, Soto AM. 1993. Developmental effects of endocrine-disrupting chemicals in wildlife and humans. Environmental Health Perspective. 101: 378-384.

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

D’Ascenzo G, Di Corcia A, Gentili A, Mancini R, Mastropasqua R, Nazzari M, Samperi. R.

2003. Fate of natural estrogen conjugates in municipal sewage transport and treatment facilities. The Science of The Total Environment. 302: 199-209.

Desbrow C, Routledge EJ, Brighty GC, Sumpter JP, Waldock M. 1998. Identification of Estrogenic Chemicals in STW Effluent. 1. Chemical Fractionation and in Vitro Biological Screening. Environmental Science & Technology.32: 1549-1558.

Erkkola R, Landgren B-M. Role of progestins in contraception. 2005. Acta Obstetricia et Gynecologica Scandinavica. 84: 207-216.

Fick J, Lindberg RH, Parkkonen J, Arvidsson B, Tysklind M, Larsson DGJ. 2010.

Therapeutic Levels of Levonorgestrel Detected in Blood Plasma of Fish: Results from Screening Rainbow Trout Exposed to Treated Sewage Effluents. Environmental Science &

Technology. 44: 2661-2666.

Gomes RL, Birkett JW, Scrimshaw MD, Lester JN. 2005. Simultaneous determination of natural and synthetic steroid estrogens and their conjugates in aqueous matrices by liquid chromatography/mass spectrometry. International Journal of Environmental Analytical Chemistry. 85:1.

Gruber CJ, Tschugguel W, Schneeberger C, Huber JC. 2002. Production and Actions of Estrogens. New England Journal of Medicine. 346: 340-352.

Hill RL, Janz DM. 2003. Developmental estrogenic exposure in zebrafish (Danio rerio): I.

Effects on sex ratio and breeding success. Aquatic Toxicology. 63: 417-429.

13

Huber M, Göbel A, Joss A, Hermann N, Löffler D, McArdell C, Ried A, Siegrist A, Ternes T, Gunten U. 2005. Oxidation of Pharmaceuticals during Ozonation of Municipal Wastewater Effluents: A Pilot Study. Environmental Science & Technology. 39: 4290-4299

Jobling S, Nolan M, Tyler CR, Brighty G, Sumpter JP. 1998. Widespread Sexual Disruption in Wild Fish. Environmental Science & Technology. 32: 2498-2506.

Jobling S, Williams R, Johnson A, Taylor A, Gross-Sorokin M, Nolan M, Tyler CR, van Aerle R, Santos E, Brighty G. 2005. Predicted Exposures to Steroid Estrogens in U.K.

Rivers Correlate with Widespread Sexual Disruption in Wild Fish Populations.

Environmental Health Perspectives. 114: 32-39.

Johnson AC, Williams RJ. 2004. A Model to Estimate Influent and Effluent Concentrations of Estradiol, Estrone, and Ethinylestradiol at Sewage Treatment Works. Environmental

Science & Technology. 38: 3649-3658.

Kemikalieinspektionens hemsida. WWW-Dokument 2011-03-29.

http://www.kemi.se/templates/Page____3284.aspx. Hämtad 2011-05-07.

Kloas W, Urbatzka R, Opitz R, Würtz S, Behrends T, Hermelink B, Hofmann F, Jagnytsch O, Kroupova H, Lorenz C, Neumann N, Pietsch C, Trubiroha A, Van Ballegooy C,

Wiedemann C, Lutz I. 2009. Endocrine Disruption in Aquatic Vertebrates. Annals of the New York Academy of Sciences. 1163: 187-200.

Koh YKK, Chiu TY, Boobis A, Cartmell E, Lester JN, Scrimshaw MD. 2007. Determination of steroid estrogens in wastewater by high performance liquid chromatography-tandem mass spectrometry. Journal of Chromatography. 1173: 81-87.

Kolpin DW, Furlong ET, Meyer MT, Thurman EM, Zaugg SD, Barber LB, Buxton HT. 2002.

Pharmaceuticals, Hormones, and Other Organic Wastewater Contaminants in U.S. Streams, 1999−2000: A National Reconnaissance. Environmental Science & Technology. 36: 1202- 1211.

Kortenkamp A. 2007. Ten Years of Mixing Cocktails: A Review of Combination Effects of Endocrine-Disrupting Chemicals. Environ Health Perspect. 115: 98-105.

Kvarnryd M, Grabic R, Brandt I, Berg C. 2011. Early life progestin exposure causes arrested oocyte development, oviductal agenesis and sterility in adult Xenopus tropicalis frogs.

Aquatic Toxicology. 103: 18-24.

Labadie P, Budzinski H. 2005. Determination of Steroidal Hormone Profiles along the Jalle d’Eysines River (near Bordeaux, France). Environmental Science &

Technology. 39: 5113-5120.

Lai KM, Johnson KL, Scrimshaw MD, Lester JN. 2000. Binding of Waterborne Steroid Estrogens to Solid Phases in River and Estuarine Systems. Environmental Science &

Technology. 34: 3890-3894.

Larsson DGJ, Adolfsson-Erici M, Parkkonen J, Pettersson M, Berg AH, Olsson P-E, Förlin L.

1999. Ethinyloestradiol -- an undesired fish contraceptive? Aquatic Toxicology. 45: 91-97.

Livsmedelsverket 2011. Bisfenol A. WWW-Dokument 2011-04-15.

http://www.slv.se/sv/grupp1/Risker-med-mat/Kemiska-

amnen/Forpackningsmaterial/Bisfenol-A/. Hämtad 2011-05-06

Länge R, Hutchinson TH, Croudace CP, Siegmund F, Schweinfurth H, Hampe P, Panter GH, Sumpter JP. 2001. Effects of the synthetic estrogen 17α‐ethinylestradiol on the life‐cycle of the fathead minnow (Pimephales promelas). Environmental Toxicology and Chemistry.

20: 1216-1227.

Maire A, Bourguet W, Balaguer P. 2010. A structural view of nuclear hormone receptor:

endocrine disruptor interactions. Cellular and Molecular Life Sciences 67: 1219-1237

Metcalfe CD, Metcalfe TL, Kiparissis Y, Koenig BG, Khan C, Hughes RJ, Croley TR, March

RE, Potter T. 2001. Estrogenic potency of chemicals detected in sewage treatment plant

effluents as determined by in vivo assays with Japanese medaka (Oryzias latipes).

Environmental Toxicology and Chemistry. 20: 297-308.

Milla S, Depiereux S, Kestemont P. 2011. The effects of estrogenic and androgenic endocrine disruptors on the immune system of fish: a review. Ecotoxicology. 20: 305-319.

Naturvårdsverket. 2008. Avloppsreningsverkens förmåga att ta hand om läkemedelsrester och andra farliga ämnen. WWW-dokument 2008-02

http://www.naturvardsverket.se/Documents/publikationer/620-5794-7.pdf. Hämtad 2011- 05-13

Orlando EF, Kolok AS, Binzcik GA, Gates JL, Horton MK, Lambright CS, Gray LE, Soto AM, Guillette LJ. 2004. Endocrine-disrupting effects of cattle feedlot effluent on an aquatic sentinel species, the fathead minnow. Environmental Health Perspectives. 112: 353-358.

Paulos P, Runnalls TJ, Nallani G, La Point T, Scott AP, Sumpter JP, Huggett DB. 2010.

Reproductive responses in fathead minnow and Japanese medaka following exposure to a synthetic progestin, Norethindrone. Aquatic Toxicology. 99: 256-262.

Petrovic M, Solé M, López De Alda MJ, Barceló D. 2002. Endocrine disruptors in sewage treatment plants, receiving river waters, and sediments: Integration of chemical analysis and biological effects on feral carp. Environmental Toxicology and Chemistry. 21: 2146-2156.

Schiffer B, Daxenberger A, Meyer K, Meyer HH. 2001. The fate of trenbolone acetate and melengestrol acetate after application as growth promoters in cattle: environmental studies.

Environmental Health Perspectives. 109: 1145-1151.

Schindler AE, Campagnoli C, Druckmann R, Huber J, Pasqualini JR, Schweppe KW, Thijssen JHH. 2008. Reprint of Classification and pharmacology of progestins. Maturitas.

61: 171-180.

Schröder H, Gebhardt W, Thevis M. 2010. Anabolic, doping, and lifestyle drugs, and selected metabolites in wastewater—detection, quantification, and behaviour monitored by high- resolution MS and MS n before and after sewage treatment. Analytical and Bioanalytical Chemistry. 398: 1207-1229.

Sitruk-Ware R. 2008. Reprint of Pharmacological profile of progestins. Maturitas. 61: 151- 157.

Snyder SA, Wert EC, Rexing DJ, Zegers RE, Drury DD. 2006. Ozone oxidation of endocrine disruptors and pharmaceuticals in surface water and wastewater, Ozone-Science and

Engineering. 28: 445–460.

Stanczyk FZ. 2003. All progestins are not created equal. Steroids. 68: 879-890.

Swedenborg E, Ruegg J, Makela S, Pongratz I. 2009. Endocrine disruptive chemicals:

mechanisms of action and involvement in metabolic disorders. Journal of Molecular Endocrinology. 43: 1-10

Tyler CR, Jobling S, Sumpter JP. 1998. Endocrine Disruption in Wildlife: A Critical Review of the Evidence. Critical Reviews in Toxicology. 28: 319-361.

Zeilinger J, Steger‐Hartmann T, Maser E, Goller S, Vonk R, Länge R. 2009. Effects of synthetic gestagens on fish reproduction. Environmental Toxicology and Chemistry. 28:

2663-2670

Örn S, Holbech H, Madsen TH, Norrgren L, Petersen GI. 2003. Gonad development and vitellogenin production in zebrafish (Danio rerio) exposed to ethinylestradiol and methyltestosterone. Aquatic Toxicology. 65: 397-411.

Örn S, Yamani S, Norrgren L. 2005. Comparison of vitellogenin induction, sex ratio, and

gonad morphology between zebrafish and Japanese medaka after exposure to 17 alpha-

ethinylestradiol and 17 beta-trenbolone. Archives of Environmental Contamination and

Toxicology. 51: 237-243.