Vatten med hormonell verkan Viktor Tsiamis

Vatten med hormonell verkan
Viktor Tsiamis
Independent Project in Biology
Självständigt arbete i biologi, 15 hp, vårterminen 2011
Institutionen för biologisk grundutbildning, Uppsala universitet
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.
1
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
2
negativ återkoppling på hypotalamus. Könshormonerna stimulerar även målceller, som är
viktiga för utveckling, reproduktion och könsdifferentiering (Kloas et al 2009).
Hypotalamus
Gonadotropinfrisättande
hormon
Hypofys
Luteniserande- och
follikelstimulerande hormon
Negativ
återkoppling
Gonader
Könshormoner (androgener,
progesteron och östrogener)
Utveckling, könsdifferentiering
och reproduktion
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
3
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 9095 % 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 Kow värde och minskad östrogen aktivitet (tabell 1).
Log Kow 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 Kow minskar. Ett
högt Log Kow 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).
4
Tabell 1. Östrogeners struktur, Log Kow-värden (oktanol/vatten-koefficient) och dess östrogena aktivitet (relativt till 17β-Östradiol).
Östrogen
Östron (E1)
17β-Östradiol
(E2)
Östriol (E3)
17αEtinylöstradiol
(EE2)
Struktura
Log
Kowb
Relativ
östrogen
aktivitetc
3,43
2,54
Log
Kowc
Relativ
östrogen
aktivitetc
Östron 3-Sulfat (E13S)
0,29
0,005
Östron 3-Glukoronid
(E1-3G)
1,9
<0,001
2,9
0,026
Konjugerat östrogen
3,94
100
17β-Östradiol-3-Sulfat
(E2-3S)
2,81
17,6
Östriol 3-Glukoronid
(E3-3G)
-
-
4,15
246
17α-Etinylöstradiol-3sulfat (EE2-3-S)
-
-
-
-
17α-Etinylöstradiol-3glukoronid
(EE2-3-G)
a
Struktura
Gomes et al. 2005. bLai et al. 2000. cCombalbert & Hernandez-Raquet 2010. - information ej funnen.
-
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.
6
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
0.8 ng/La
1 ng/Lg
18,8 ng/Lb
4 ng/Lh
Progestiner
Levonorgestrel
Minskad äggproduktion (21dagars reproduktionstest, fisk)
samt maskulinisering av honor
vid högre koncentrationer.
Levonorgestrel
Outvecklade äggledare och
äggstockar ledde till infertilitet
(exponering av grodyngel fram
till metamorfos)
Drospirenon
Minskad äggproduktion (21dagars reproduktionstest, fisk).
Noretindron
Minskad äggproduktion (21dagars reproduktionstest, fisk)
samt maskulinisering av honor
vid högre koncentrationer.
7
6.5 µg/La
1 ng/Lc
-
17,4 ng/Lh
Fortsättning tabell 2.
Östrogener
Östron
(E1)
Feminiserade hanar,
äggstockar istället för testiklar
(1-100 dagar efter kläckning
hos japansk medaka)
17β-Östradiol
(E2)
Feminiserade hanar,
äggstockar istället för testiklar
(1-100 dagar efter kläckning
hos japansk medaka)
17αEtinylöstradiol
(EE2)
Feminiserade hanar,
outvecklade gonader (dag 2-60
efter kläckning hos zebrafisk
(Danio rerio)).
17αEtinylöstradiol
(EE2)
Äggstockar istället för testiklar
hos hanarna (hel
livscykelstudie, 172 dagar hos
amerikansk elritsa).
10 ng/Ld
10 ng/Ld
76 ng/Li
8,1 ng/Lh
48 ng/Li
7,2 ng/Lh
10 ng/Le
4,3 ng/Li
4 ng/Lf
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 VTGinduktion 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
8
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 (O3) 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).
9
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 &
10
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.
11
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.
12
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: 12021211.
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/Kemiskaamnen/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
13
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 201105-13
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 highresolution 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: 151157.
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 alphaethinylestradiol and 17 beta-trenbolone. Archives of Environmental Contamination and
Toxicology. 51: 237-243.
14