Kofeiini, salisyylihappo, diklofenaakki ja ibuprofeeni vesiympäristössä: Ekologinen riskinarviointi

KOFEIINI, SALISYYLIHAPPO, DIKLOFENAAKKI JA IBUPROFEENI VESIYMPÄRISTÖSSÄ: EKOLOGINEN

RISKINARVIOINTI MARTINA PIIROINEN

Pro gradu -tutkielma Itä-Suomen yliopisto Ympäristö- ja biotieteiden laitos

2020

ITÄ-SUOMEN YLIOPISTO Ympäristö- ja biotieteiden laitos

PIIROINEN, MARTINA: Kofeiini, salisyylihappo, diklofenaakki ja ibuprofeeni vesiympäristössä: Ekologinen riskinarviointi

Pro gradu –tutkielma (40 op), 31 s., liitteitä 4 Joulukuu 2020

--- (avainsanat: ekologinen riskinarviointi, lääkeaineet, vesiympäristö)

Ympäristön kemikalisaatio on ollut huolenaiheena jo pitkään, ja viime aikoina lääkeaineet ovat muodostuneet nousevaksi ympäristöuhaksi. Lääkeaineet mahdollisena ympäristöuhkana on huomioitu myös esimerkiksi EU-tasolla. Niitä tavataan ympäristössä runsaasti, vaikka luontoon päätyneiden lääkeaineiden pitoisuudet ovat pieniä. Jätevedenpuhdistamot ovat yksi merkittävä väylä, jota pitkin lääkeaineet pääsevät ympäristöön, sillä niitä ei kyetä täysin poistamaan jätevedenpuhdistuksessa. Myös vuodenajoilla on vaikutusta siihen, kuinka suurissa pitoisuuksissa lääkeaineita ympäristössä tavataan.

Tutkielman tarkoituksena on tarkastella kofeiinin, salisyylihapon, diklofenaakin ja ibuprofeenin ympäristöriskiä suorittamalla näille SSD-analyysi ja laskemalla kullekin lääkeaineelle PNEC-arvot. Lisäksi tarkoituksena on vertailla turvakerroinmenetelmällä ja SSD-analyysin pohjalta laskettuja PNEC-arvoja sekä tarkastella lääkeaineiden mahdollista ympäristöriskiä ekologisen riskinarvioinnin keinoin määrittämällä niille vaarasuhde, joka antaa paremman kuvan ympäristöriskistä.

Kofeiinille herkimmäksi lajiksi osoittautui Ceriodaphnia dubia. Kofeiinin

turvakerroinmenetelmällä laskettu PNEC oli 0,053 mg/l ja SSD:n pohjalta laskettu PNEC oli 5,048 mg/l. Kofeiinin RQAF oli 0,00013 ja RQSSD oli 1,39 x 10^-9. Salisyylihapolle herkin laji oli Lemna minor. Salisyylihapon turvakerroinmenetelmällä laskettu PNEC oli 0,06 mg/l ja SSD-analyysin pohjalta laskettu PNEC oli 5,75 mg/l. Salisyylihapon RQAF oli 0,068 ja RQSSD

oli 0,00000071. Lemna minor oli lajeista kaikkein herkin myös diklofenaakille ja

ibuprofeenille. Turvakerroinmenetelmällä laskettu PNEC oli diklofenaakille 0,0075 mg/l ja ibuprofeenille 0,022 mg/l. SSD-analyysin pohjalta laskettu PNEC diklofenaakille oli 0,58 mg/l ja ibuprofeenille 5,23 mg/l. RQAF oli diklofenaakille 0,0013 ja ibuprofeenille 0,001.

RQSSD oli diklofenaakille 0,00002 ja ibuprofeenille 4,21 x 10^-9.

Kaikkien tarkasteltujen lääkeaineiden RQ-arvo on alle yksi, joten ei ole todennäköisesti odotettavissa, että ne aiheuttaisivat ympäristöhaittaa. Niiden ympäristöpitoisuudet ovat niin pieniä, etteivät niiden haitalliset pitoisuudet luultavasti ylity vesistöissä. Salisyylihapon haitalliset pitoisuudet ylittävät sen vesiliukoisuuden, joten se ei todennäköisesti aiheuta ympäristöhaittoja. Tarkastellut lääkeaineet eivät ole ominaisuuksiltaan sellaisia, että ne olisivat luultavasti kovin biokertyviä, joten ne todennäköisemmin poistuvat ympäristöstä ilman, että niistä koituu suurempaa uhkaa. Jotta lääkeaineiden ympäristöriskistä saisi

tarkemman kuvan, olisi parempi määrittää PNEC-arvot kroonisen NOEC-aineiston pohjalta.

UNIVERSITY OF EASTERN FINLAND

Department of Environmental and Biological Sciences

PIIROINEN, MARTINA: Caffeine, salicylic acid, diclofenac, and ibuprofen in the aquatic environment: Ecological risk assessment

MSc. Thesis (40 cp), 31 pp., Appendices 4 December 2020

--- (keywords: ecological risk assessment, pharmaceuticals, aquatic environment)

Chemicalization has been an environmental concern for a long time, and in recent years emerging contaminants such as pharmaceuticals have received more concern. The status of pharmaceuticals as a potential environmental threat has been noticed even on EU level, and pharmaceuticals are found in the environment in large amounts even though their

concentrations are generally low. Wastewater treatment plants serve as a major source of pharmaceutical contamination in the environment as they cannot be fully removed from the wastewater. Seasons also play a role in the magnitude of observed concentrations of

pharmaceuticals in the environment.

The aim of this study was to evaluate the environmental risk of caffeine, salicylic acid, diclofenac and ibuprofen by using SSD analysis and by calculating PNEC values for each of the pharmaceutical compounds. In addition, the aim was to compare PNECs calculated in two different ways, based on the assessment factor and the SSD analysis. Furthermore, the aim was to assess the ecological risk of the selected pharmaceuticals by calculating their RQ to gain a better picture on their environmental risk.

Ceriodaphnia dubia proved to be the most sensitive species to caffeine. The PNEC value for caffeine, calculated using the assessment factor method was 0,053 mg/l and the PNEC derived from the SSD analysis was 5,048 mg/l. The RQAF value for caffeine was 0,00013 and RQSSD was 1,39 x 10^-9. Lemna minor was the species that was the most sensitive to salicylic acid. The PNECAF for salicylic acid was 0,06 mg/l and the PNECSSD was 5,75 mg/l. The RQAF for salicylic acid was 0,068 and RQSSD was 0,00000071. Lemna minor was the most sensitive species for both diclofenac and ibuprofen. The PNECAF for diclofenac was 0,0075 mg/l and for ibuprofen it was 0,022 mg/l. The PNECSSD for diclofenac and ibuprofen was 0,58 and 5,23 mg/l, respectively. The RQAF for diclofenac and ibuprofen was 0,0013 and 0,001, respectively, and the RQSSD was 0,00002 for diclofenac and 4,21 x 10^-9 for ibuprofen.

The RQ values for all four pharmaceuticals were less than one, which indicates that they are not likely to cause a risk in the environment. Their environmental concentrations are also low, which means that their hazardous concentrations are not likely to be exceeded.

Furthermore, the hazardous concentrations for salicylic acid are higher than its water solubility which means that its concentrations in the aquatic environment aren’t generally high enough to cause environmental risk. The physicochemical characteristics of the selected pharmaceuticals also indicate that they are not likely to bioconcentrate in organisms and are more likely to be removed from the environment through natural means. In order to gain a clearer picture on the environmental risk of the selected pharmaceuticals, it would be better to use chronic NOEC data in the derivation of the PNECs.

SISÄLLYSLUETTELO

1 JOHDANTO……….4

2 LÄÄKEAINEET………..5

2.1 Kofeiini……….5

2.2 Salisyylihappo………..7

2.3 Diklofenaakki………...8

2.4. Ibuprofeeni………...9

3 EKOLOGINEN RISKINARVIOINTI………...11

3.1 Ekologisen riskinarvioinnin prosessi………..11

3.2 Lajien herkkyysjakauma..………...12

3.3 PNEC………..………...13

4 TUTKIMUKSEN TAVOITTEET………..15

5 AINEISTO JA MENETELMÄT………15

5.1 Lajien herkkyysjakauma……….15

5.2 PNEC………..15

6 TULOKSET………...16

6.1 Kofeiini………...16

6.2 Salisyylihappo………16

6.3 Diklofenaakki……….17

6.4 Ibuprofeeni………..18

6.5 Vaarasuhde……….19

7 TULOSTEN TARKASTELU………20

7.1 Kofeiini………...20

7.2 Salisyylihappo………20

7.3 Diklofenaakki……….21

7.4 Ibuprofeeni………..22

7.5 Ekologinen riskinarviointi………..………23

8 JOHTOPÄÄTÖKSET………....24

KIITOKSET………..25

LÄHDELUETTELO……….…26

LIITTEET……….31

4 1 JOHDANTO

Ympäristön kemikalisaatio on ollut ympäristöhuolena jo pitkään. Alkuun huolta aiheuttivat perinteiset ympäristömyrkyt, kuten erilaiset POP-yhdisteet (Prestt ym. 1970), mutta viime aikoina lääkeaineet ovat nousseet enemmän esille ja niiden käyttömäärät ovat tyypillisesti suuria (Daughton Ternes 1999, Martínez Bueno ym. 2012). Esimerkiksi ehkäisypillereissä käytetyn etinyyliestradiolin ja muiden estrogeenien on havaittu aiheuttavan haitallisia vaikutuksia ympäristössä (Kidd ym. 2007). Myös tässä tutkielmassa tarkasteltavan diklofenaakin on jo aikaisemmin todettu aiheuttavan haittaa ympäristössä. Esimerkiksi Pakistanissa on havaittu, että bengalinkorppikotkan (Gyps bengalensis) kasvaneen kuolleisuuden ja sitä kautta kantojen vähenemisen syynä on todennäköisesti diklofenaakki, jolle ne altistuivat ravintonsa mukana (Oaks ym. 2004).

Lääkeaineita tavataan laajasti ympäristössä (mm. Buser ym. 1998, Kolpin ym. 2002, Vieno ym. 2007, Äystö ym. 2014) ja niitä on tavattu ympäristössä myös paikoista, joita pidetään yleisesti syrjäisinä ja ihmistoiminnan vaikutuksilta suojattuina (Weigel ym. 2004).

Lääkeaineiden asema mahdollisena ympäristöuhkana on huomioitu myös EU-tasolla (2013/39/EU). Jätevedenpuhdistamot ovat yksi merkittävä väylä, jonka kautta lääkeaineita pääsee ympäristöön (Buser ym. 1998, Seiler ym. 1999, Lindqvist ym. 2005, Gómez ym. 2007), mutta lääkeaineita voi vapautua ympäristöön myös muunlaisista lähteistä. Nämä lähteet voivat olla sekä pistemäisiä että hajalähteitä (Ellis ym. 2006). Jatkuva kuormitus sekä pistemäisistä että hajalähteistä johtaa siihen, että lääkeaineet ovat suhteellisen pysyviä ympäristössä, vaikka ne eivät sitä varsinaisesti fysikaaliskemiallisilta ominaisuuksiltaan olekaan. Jatkuva kuormitus mahdollistaa sen, että niitä löytyy ympäristöstä jatkuvasti, vaikka ne hajoaisivatkin nopeasti (Zhou ym. 2010).

Vuodenaikaisvaihtelu voi osaltaan aiheuttaa vaihtelua myös ympäristössä havaituissa lääkeainemäärissä. Vuodenajat voivat vaikuttaa esimerkiksi lääkeaineiden hajoamiseen ympäristössä (Vieno ym. 2005, Lindqvist ym. 2005). Myös vallitsevilla sääolosuhteilla on vaikutusta siihen, millaisissa pitoisuuksissa lääkeaineita ympäristöstä tavataan (Boyd ym. 2004, Tauxe-Wuersch ym. 2005).

Tämän tutkielman tarkoituksena on tarkastella neljän eri lääkeaineen; kofeiinin, salisyylihapon, diklofenaakin ja ibuprofeenin haitallisuutta ympäristölle ekologisen riskinarvioinnin keinoin. Lisäksi työssä vertaillaan kahdella eri menetelmällä arvioituja PNEC- arvoja kohdelääkeaineille.

5 2 LÄÄKEAINEET

2.1 Kofeiini

Kofeiini (C8H10N4O2) on luontainen, eteläamerikkalaisten ja itäaasialaisten kasvilajien siemenistä, pähkinöistä tai lehdistä löytyvä alkaloidi. Se kuuluu maailman laajimmin käytettyjen stimulanttien joukkoon ja yleisin muoto sen nauttimiseen on kahvi. (PubChem a).

Kofeiinia on kuitenkin myös monissa muissa juomissa ja esimerkiksi suklaassa.

Nautintoaineiden kofeiinimäärät vaihtelevat välillä 34–165 mg annokselta (Evira 2015). Se imeytyy nopeasti ruoansulatuselimistössä ja levittäytyy helposti kudoksiin ympäri elimistöä. Se metabolisoituu tehokkaasti maksassa ja vain alle 5 % kofeiinista erittyy muuttumattomana virtsaan (Magkos & Kavouras 2005, Metcalfe ym. 2009).

Kofeiini esiintyy ympäristössä kiinteässä muodossa, sillä sen sulamispiste on korkeampi kuin luonnossa tavallisesti esiintyvät lämpötilat (taulukko 1, PubChem a, ECHAa). Kofeiini on vesiliukoinen yhdiste. Myös kofeiinin rasvaliukoisuutta ilmaiseva log Kow-arvo viittaa vesiliukoisuuteen (taulukko 1, ECHAa). Alhainen log Kow-arvo viittaa siihen, että kofeiinin kohdalla sen akkumulaatio organismeihin ei ole todennäköistä vaan on odotettavampaa, että kofeiini hajoaa ympäristössä eliöihin kertymisen sijasta (ECHAa, OECD 2002, EC 2003).

Kofeiini ei ole kovinkaan helposti haihtuva yhdiste eikä se siirry vesifaasista ilmakehään kovin todennäköisesti (taulukko 1, ECHAa). Kofeiinin puoliintumisajan vesiympäristössä on laskettu olevan varsin pitkä. Kofeiini hydrolysoituu hitaasti ympäristön vallitsevassa lämpötilassa (taulukko 1, ECHAa), mutta ilmakehään joutuessaan kofeiini hajoaa kuitenkin nopeasti fotokemiallisten prosessien vaikutuksesta, ja puoliintumisajan ilmakehässä on havaittu olevan 19,8 tuntia (ECHAa).

Kofeiinin pitoisuudet vesiympäristössä ovat varsin pieniä huolimatta siitä, että se on hyvin laajasti käytetty stimulantti ja kofeiinipitoisuus kahvissa ja muissa nautintoaineissa on kohtalaisen suuri (Metcalfe ym. 2009, Martínez Bueno ym. 2012, Evira 2015).

Jätevedenpuhdistuslaitoksille tulevissa vesissä eli influenteissa tai syötevesissä havaitut kofeiinipitoisuudet ovat pääasiassa välillä 0,22–192 µg/l (Ternes ym. 2001, Buerge ym. 2003, Miao ym. 2005, Gómez ym. 2007, Santos ym. 2007, Zhou ym. 2010, Martín ym. 2012).

Kofeiinia on havaittu jonkin verran myös luonnonvesistä, kuten järvistä, joista ja meristä. Nämä pitoisuudet ovat pääsääntöisesti varsin matalia huolimatta kofeiinipitoisten tuotteiden suuresta käyttöasteesta (Kolpin ym. 2002, Metcalfe ym. 2009). Esimerkiksi Norjassa merivesissä on havaittu kofeiinia 7–87 µg/l pitoisuuksina ja sitä on havaittu jopa syrjäisillä alueilla, kuten

6

Vengsøyfjordenin Kvaløyn ja Kaldfjordenin vesissä. Kvaløylla kofeiinia on havaittu merivedestä 9 ng/l pitoisuuksina, Kaldfjordenilla 7 ng/l pitoisuuksina (Weigel ym. 2004) ja Pohjanmeressä ylimmillään 16 ng/l pitoisuuksissa (Weigel ym. 2002). Sveitsiläisissä vesistöissä kofeiinia on havaittu 6–250 ng/l pitoisuuksina (Buerge ym. 2003). Saksalaisissa jokivesissä kofeiinia on havaittu suhteellisen pieninä pitoisuuksina sen mediaanipitoisuuden ollessa 0,53 µg/l ja enimmillään sitä on havaittu 0,88 µg/l (Ternes ym. 2001). Kofeiinin pitoisuudet jätevedenpuhdistuslaitosten käsitellyissä poistovesissä eli effluenteissa ovat pääasiassa erittäin matalia, tavallisesti välillä 0,03 – 44 µg/l (Seiler ym. 1999, Ternes ym. 2001, Buerge ym. 2003, Bendz ym. 2005, Miao ym. 2005, Gómez ym. 2007, Santos ym. 2007, Camacho-Muñoz ym. 2010, Zhou ym. 2010, Martín ym. 2012, Martínez Bueno ym. 2012).

Kofeiinin pitoisuus vesistöissä on riippuvainen vesistöihin kohdistuvasta antropogeenisestä kuormituksesta. Kofeiinia voidaankin pitää kelvollisena indikaattorina pintavesien antropogeenisestä kontaminaatiosta. Kofeiinikuormitus vesistöihin kasvaa tavallisesti samaan aikaan vesistön valuma-alueella asuvan väestön määrän kasvaessa, mutta sen pitoisuudet vesistöissä ovat riippuvaisia myös veden läpivirtauksesta. Järvissä sen pitoisuuksiin vaikuttaa myös veden viipymä tarkastellussa järvessä (Buerge ym. 2003). Kofeiinia on tavattu 0,9–7,0 µg/l pitoisuuksina sellaisissa jokien latvavesissä, joihin jätevedenpuhdistuslaitoksissa käsitelty vesi lasketaan. Laimenemisella ei ole kuitenkaan havaittu olevan suurta merkitystä jokivesien kofeiinipitoisuuksissa, sillä latvavesissä on havaittu poistovesiin suhteutettuna myös korkeahkoja kofeiinipitoisuuksia (Zhou ym. 2010).

Kofeiinia voi päätyä ympäristöön myös käsittelemättömän jäteveden mukana. Esimerkiksi runsas vesisade voi vaikuttaa siihen, että kofeiinia vapautuu ympäristöön tavallista enemmän jätevedenpuhdistuslaitosten kapasiteetin ylittyessä (Buerge ym. 2003). Biodegradaation merkitys vaikuttaakin olevan suuri kofeiinin ympäristöpitoisuuksien hallinnassa tehokkaan jätevedenpuhdistuksen lisäksi (Buerge ym. 2003, Zhou ym. 2010). Jätevedenpuhdistamot kykenevät poistamaan suurimman osan sinne saapuvissa vesissä olevasta kofeiinista (Metcalfe ym. 2009). Alimmillaan käsittelemättömästä jätevedestä on kyetty poistamaan 38–86 % sen sisältämästä kofeiinista (Santos ym. 2007). Pääasiassa kuitenkin jätevedenpuhdistamot kykenevät vähentämään jäteveden kofeiinipitoisuutta 81–99,9 %:lla (Ternes ym. 2001, Buerge ym. 2003, Benz ym. 2005, Miao ym. 2005, Zhou ym. 2010). Tavallisesti primääripuhdistus ei kykene tehokkaasti vähentämään kofeiinin määrää jätevedessä, mutta biologisessa vaiheessa sen pitoisuudet vesifaasissa saadaan vähenemään merkittävästi (Zhou ym. 2010).

7 2.2 Salisyylihappo

Salisyylihappo (C7H6O3) on kasveissa esiintyvä betahydroksihappo (BHA). Sitä käytetään muun muassa suoraan tulehduksen hillinnässä sekä ulkoisesti käytettynä antibakteerisena, minkä vuoksi sitä käytetäänkin esimerkiksi ihonhoidossa. Salisyylihappoa saadaan esimerkiksi valkosalavan (Salix alba) ja lamosalalin (Gaultheria procumbens) lehdistä (PubChem d).

Salisyylihappo on myös tulehduskipulääkkeenä käytetyn asetyylisalisyylihapon metaboliatuote (la Farré ym. 2008).

Salisyylihappo esiintyy luonnossa kiinteässä muodossa, sillä sen sulamispiste on korkeampi kuin luonnollisesti esiintyvät lämpötilat. Salisyylihappo on niukkaliukoinen veteen (taulukko 1, ECHAd), mutta se liukenee kuitenkin hyvin etanoliin. Salisyylihappo on rasvaliukoisempi kuin esimerkiksi kofeiini (taulukko 1, ECHAd, PubChem d, Cleuvers 2003), mutta sen rasvaliukoisuus ei kuitenkaan ylitä kolmea, jota voidaan pitää raja-arvona korkealle rasvaliukoisuudelle (EC 2003). Salisyylihappo ei ole kovin haihtuva yhdiste, joten se ei ympäristössä siirry helposti ilmakehään (taulukko 1, ECHAd). Salisyylihappo biohajoaa tehokkaasti akvaattisessa ympäristössä (ECHAd).

Salisyylihappoa tavataan jätevedenpuhdistuslaitosten poistovesissä varsin pieninä pitoisuuksina (Metcalfe ym. 2003, Martín ym. 2012). Syötevesissä sitä on havaittu pitoisuuksissa väliltä 5,4–54 µg/l (Ternes 1998, la Farré ym. 2007, Martín ym. 2012) ja sen mediaanipitoisuus syötevesissä on 6,86 µg/l. Se on yksi yleisimmistä happamista lääkeaineista, joita esiintyy jätevedenpuhdistuslaitosten sisäänottovesissä (Lee ym. 2005). Kanadan Ontariossa se on yleisimpiä reseptivapaita lääkeaineita, ja jätevesistä sitä on havaittu pitoisuudella 874 µg/l (Kallenborn ym. 2018). Jätevedenpuhdistuslaitoksissa jäteveden salisyylipitoisuuksia saadaan vähennettyä jopa yli 99 % (Ternes 1998, la Farré ym. 2008, Martín ym. 2012), mutta sitä esiintyy silti satunnaisesti korkeina pitoisuuksina puhdistuslaitosten poistovesissä (Ternes 1998). Salisyylihappo voikin mahdollisesti toimia indikaattorina siitä, että raaka, käsittelemätön jätevesi on päässyt kontaminoimaan pinta- tai pohjavesiä (Tran ym. 2013). Huolimatta salisyylihapon alhaisesta rasvaliukoisuudesta sitä on havaittu sedimenteissä 0,85 µg/g pitoisuuksissa (Carmona ym. 2014). Luonnonvesissä sitä on tavattu enimmillään 4,1 µg/l pitoisuudessa (Daughton & Ternes 1999).

8 2.3 Diklofenaakki

Diklofenaakki (C14H11Cl2NO2) on yleisesti käytetty NSAID-ryhmään (non-steroidal anti- inflammatory drug) kuuluva lääkeaine. Sillä voidaan hoitaa esimerkiksi kroonista niveltulehdusta sekä hallita akuuttia kipua, joka on vaikeusasteeltaan lievästä keskivaikeaan (PubChem b). NSAID-lääkkeet ovat ympäristövaikutusten kannalta olennainen lääkeaineiden ryhmä, sillä niitä käytetään runsaasti ja niitä ostetaan paljon reseptivapaasti (Gómez ym. 2007).

Diklofenaakki onkin nostettu EU:n mahdollisten ympäristöriskien seurantalistalle yhtenä mahdollisesti ympäristölle haitallisena lääkeaineena (2013/39/EU).

Diklofenaakki esiintyy luonnollisissa olosuhteissa kiinteässä muodossa, sillä sen sulamispiste on korkea (taulukko 1, ECHAb). Diklofenaakki on varsin niukkaliukoinen veteen (taulukko 1, ECHAb, Zhang ym. 2008). Sen sijaan se on varsin rasvaliukoinen (taulukko 1, PubChem b, ECHA b, Cleuvers 2003, Cleuvers 2004, Carmona ym. 2014). Diklofenaakin log Kow-arvo kuitenkin vaihtelee kirjallisuudessa, sillä se on riippuvainen liuoksen pH:sta (Lagesson ym. 2016). Diklofenaakki on varsin heikko happo (taulukko 1, Buser ym. 1998, Lagesson ym. 2016) eikä se ole herkästi haihtuva yhdiste (taulukko 1, PubChem b).

Diklofenaakin puoliintumisaika vesistöissä on talvella leveysasteella N 50° lyhyehkö (taulukko 1, Andreozzi ym. 2003, Al-Rajab ym. 2010). Diklofenaakkia ei ole havaittu eliöstössä, joten on todennäköistä, että se ei bioakkumuloidu eliöihin ympäristössä (Lagesson ym. 2016).

Diklofenaakkia vapautuu ympäristöön jätevedenpuhdistamoiden kautta (Buser ym. 1998).

Diklofenaakkia on havaittu jätevedenpuhdistamoiden poistovesissä 0,12–2,3 µg/l (Tixier ym.

2003, Ashton ym. 2004, Bendz ym. 2005, Gómez ym. 2007, Zhou ym. 2010) sekä myös 10–90 ng/l pitoisuuksina (Vieno ym. 2007, Äystö ym. 2014). Diklofenaakki voi muodostaa jopa 65 % poistovesien lääkeainejäämistä ja se voikin olla yksi yleisimmistä niissä tavatuista yhdisteistä (Lindqvist ym. 2005, Carmona ym. 2014). Poistovesissä diklofenaakkia on havaittu suhteellisen korkeinakin pitoisuuksina, mikä johtaa pintavesien kasvaneeseen kontaminaatioriskiin (Tauxe-Wuersch ym. 2005, Carmona ym. 2014). Valtaosa vesistöihin pääsevästä diklofenaakista todennäköisesti kuitenkin hajoaa fotodegradaatioprosesseissa ympäristössä. Se tuntuukin olevan tapa, jolla diklofenaakki pääasiassa poistuu ympäristöstä (Buser ym. 1998, Andreozzi ym. 2003, Tauxe-Wuersch ym. 2005, Vieno ym. 2005, Zhou ym.

2010). Luonnonvesissä diklofenaakkia on havaittu 10 – 55 ng/l pitoisuuksissa (Vieno ym. 2007, Zhou ym. 2010), mutta paikoitellen ympäristöstä on havaittu jopa korkeampia 370 – 636 µg/l pitoisuuksia (Buser ym. 1998, Zhou ym. 2010). Suomessa pintavesistä on tavattu diklofenaakkia keskimäärin 10 ng/l (Äystö ym. 2014). Vesiympäristössä diklofenaakki on yksi

9

suurimpina pitoisuuksina esiintyvistä lääkeaineista, vaikka jokien latvavesissä pitoisuudet ovat pääasiassa matalia. Myös paikoissa, joista pumpataan vettä juomavedeksi, on havaittu matalia pitoisuuksia, joten diklofenaakki ei ole erityinen huolenaihe juomaveden puhdistuslaitosten kannalta. Diklofenaakin poistovesissä ja vesiympäristössä havaitut pitoisuudet ovat linjassa diklofenaakin lääkekäyttöasteen kanssa, sillä aine ei poistu täysin jätevedenpuhdistuksessa (Lindqvist ym. 2005).

Diklofenaakista saadaan jätevedenpuhdistamoissa poistettua varsin pieni osa. Vain noin 1,2–

31,6 % diklofenaakista kyetään poistamaan jätevedenpuhdistuslaitoksissa (Bendz ym. 2005, Lindqvist ym. 2005, Tauxe-Wuersch ym. 2005, Zhou ym. 2010, Martín ym. 2012), minkä vuoksi sitä tavataan poistovesissä suuremmissa määrissä (Carmona ym. 2014). Joissakin tutkimuksissa on havaittu myös tehokkaampaa diklofenaakin poistumista: jopa 59 % diklofenaakista voidaan saada poistettua jätevedenpuhdistusprosessien aikana (Gómez ym.

2007).

Diklofenaakin poistuminen vesistöistä on tehokkaimmillaan kesällä, kun taas talvella sen poistuminen on vähäisempää. Valon vaikutuksesta tapahtuva hajoaminen vaikuttaa olevan tärkein poistumistapa diklofenaakille (Buser ym. 1998, Andreozzi ym. 2003, Tauxe-Wuersch ym. 2005, Vieno ym. 2005, Zhou ym. 2010). Talvella vesistöjen ollessa jäässä ja lumen peittämiä valon pääsy veteen on estynyt, mikä hillitsee myös diklofenaakin hajoamista. Tämä johtaa edelleen korkeampiin pitoisuuksiin ja potentiaalisesti myös kohonneeseen ympäristöriskiin (Vieno ym. 2005).

2.4 Ibuprofeeni

Ibuprofeeni (C13H18O2) on yleinen reseptivapaasti myytävä tulehduskipulääke (PubChem c) ja käytetyin lääkeaine Suomessa (Lindqvist ym. 2005). Ibuprofeeni esiintyy luonnollisissa olosuhteissa pääasiassa kiinteässä muodossa, sillä sen sulamispiste on korkea. Ibuprofeeni on varsin heikosti vesiliukoinen (taulukko 1, ECHAc), mutta se liukenee useimpiin orgaanisiin liuottimiin ja se liukenee hyvin myös alkoholiin (PubChem c, ECHAc). Ibuprofeeni on suhteellisen rasvaliukoinen (taulukko 1, PubChem c, Carmona ym. 2014, ECHAc). Se ei ole kovinkaan herkästi haihtuva yhdiste (taulukko 1, PubChem c), joten sitä ei todennäköisesti siirry ilmakehään. Ibuprofeenin biokonsentraatiotekijän (BCF, bioconcentration factor) on arvioitu olevan hyvin alhainen (0,08–1,4) sekä pilkkupiikkimonnilla (Ictalurus punctatus) että paksupäämutulla (Pimephales promelas). Tämä antaa ymmärtää, että ibuprofeenin biokonsentraatiopotentiaali ympäristössä on huono. Se ei siis välttämättä kerry kaloissa

10

ympäristöaltistuksen ylittäville tasoille (Nallani ym. 2011). Ibuprofeeni on kuitenkin jossakin määrin haitallista akvaattisille organismeille (Ortiz de García ym. 2014). Kirjallisuudessa ibuprofeenin puoliintumisajan jokivedessä on havaittu olevan kohtalaisen lyhyt (taulukko 1, Lin & Reinhardt 2005).

Taulukko 1. Tarkasteltavien lääkeaineiden fysikaaliskemialliset ominaisuudet (PubChem a–d, ECHAa–d, Buser ym. 1998, Andreozzi ym. 2003, Cleuvers 2003, Cleuvers 2004, Lin &

Reinhardt 2005, Al-Rajab ym. 2010, Carmona ym. 2014, Lagesson ym. 2016).

Kofeiini Salisyylihappo Diklofenaakki Ibuprofeeni

Kiehumispiste (℃) 178 (subl.) 256 - -

Sulamispiste (℃) 235-239 157 ~170 75-77

Vesiliukoisuus (mg/l) 18 700 2,55 7,1 tai 23,73 11,39

logKow -0,091 2,26-2,64 1,56-4,5 3,87-3,97

Tiheys (g/cm³) 1,23 1,44 - 1,18

Molekyylipaino (g/mol) 194,19 138,12 296,1 206,28

Höyrynpaine (mm Hg) 9,0 x 10^-7 8,2 x 10^-5 6,14 x 10^-8 4,74 x 10^-5

pH 6,9 - - -

pKa 14 2,98 4 5,3

Puoliintumisaika >1 vuosi - ~5 vrk 15 h

Ibuprofeenia on havaittu jätevedenpuhdistuslaitosten poistovesissä usein varsin pieninä pitoisuuksina (Metcalfe ym. 2003, Martínez Bueno ym. 2012) huolimatta sen yleisyydestä ja suurista pitoisuuksista jätevedessä. Sitä tavataan usein jätevedestä muita havaittuja yhdisteitä korkeampina pitoisuuksina (Ashton ym. 2004, Bendz ym. 2005, Lee ym. 2005, Lindqvist ym.

2005, Martín ym. 2012, Carmona ym. 2014). Effluenteissa havaitut pitoisuudet ovat välillä 0,78–48,24 µg/l (Tixier ym. 2003, Miao ym. 2005, Martín ym. 2012).

Jätevedenpuhdistuslaitosten syötevesistä mitatut ibuprofeenin pitoisuudet ovat 1–373,11 µg/l (Buser ym. 1999, Bendz ym. 2005, Miao ym. 2005, Tauxe-Wuersch ym. 2005, Martín ym.

2012). Vesiympäristössä ibuprofeenia on havaittu 0,7–69 ng/l pitoisuuksissa (Buser ym. 1999, Weigel ym. 2004, Vieno ym. 2007). Suomessa pintavesistä mitatut pitoisuudet ovat olleet keskimäärin 22 ng/l (Äystö ym. 2014). Sedimenteissä ibuprofeenia on esiintynyt 0,18 µg/g pitoisuuksina (Carmona on. 2014). Myös sen metaboliatuotteita on todettu ympäristössä esimerkiksi Tromssassa 70 µg/l ja Huippuvuorten Longyearbyenissa 38 µg/l pitoisuuksissa (Kallenborn ym. 2018). Ibuprofeenia pääsee ympäristöön sekä pistemäisistä että hajalähteistä, mutta hajalähteet muodostavat luultavasti vain murto-osan vesistöjen lääkeainepäästöistä.

Hajalähteistä tuleva kuormitusta on siten haastavampi tunnistaa ja siihen on vaikeampi reagoida (Ellis 2006).

11

Ibuprofeeni ja sen metaboliatuotteet hajoavat tehokkaasti puhdistusprosessin aikana, minkä vuoksi 80–95 % ibuprofeenista voidaan jätevedenpuhdistuksen aikana poistaa vedestä (Buser ym. 1999, Bendz ym. 2005, Lee ym. 2005, Lindqvist ym. 2005, Miao ym. 2005, Tauze- Wuersch ym. 2005, Santos ym. 2007, Martín ym. 2012, Carmona ym. 2014).

Jätevedenpuhdistuslaitoksissa biologisen filtterin effluentissa on todettu olevan 22 % vähemmän ibuprofeenia, ja aktiivilietteen effluentissa 75 % vähemmän ibuprofeenia.

Poistotehokkuuden on huomattu olevan suurempi aktivoidussa lietteessä kuin biologisen suodattimen vaiheessa (Stumpf ym. 1999). Jätevedenpuhdistuslaitokset eivät kykene poistamaan kaikkia lääkeainejäämiä, joten ne ovat varsin tehottomia estämään lääkeaineiden esiintymistä käsitellyssä jätevedessä ja siten myös ympäristössä (Gómez ym. 2007).

Vuodenajat voivat myös vaikuttaa ibuprofeenin esiintymiseen ympäristössä (Lindqvist ym.

2005, Vieno ym. 2005). Lääkeaineiden eliminaatio talviaikana on merkittävästi vähäisempää, mikä johtaa kohonneisiin pitoisuuksiin jätevedenpuhdistamojen poistovesissä. Etenkin pohjoisemmilla leveyspiireillä veden lämpötila on talvella alhaisempi, mikä voi johtaa heikompaan biohajoamistehokkuuteen ympäristössä ja kohonneisiin ibuprofeenipitoisuuksiin vesistöissä (Vieno ym. 2005). Lisäksi kuivina ja vähäsateisina kausina tai jätevedenpuhdistuslaitosten häiriötilanteissa ibuprofeenin kohonneet pitoisuudet voivat johtaa kohonneeseen riskiin etenkin pienemmissä jokijärjestelmissä, kun virtaama joessa on alhainen (Lindqvist ym. 2005). Ympäristöön pääsevän ibuprofeenin määrässä on toisaalta havaittu kasvua myös hyvin sateisissa olosuhteissa, jolloin lisääntynyt sademäärä voi johtaa kohonneisiin ibuprofeenipitoisuuksiin ja siten lisätä sen mahdollista ympäristöhaittaa, vaikka normaalitilanteessa riskiä ei olisi (Boyd ym. 2004, Tauxe-Wuersch ym. 2005).

3 EKOLOGINEN RISKINARVIOINTI

3.1 Ekologisen riskinarvioinnin prosessi

Ekologinen riskinarviointi jakautuu prosessina useampaan vaiheeseen (kuva 1, US EPA 2020).

Prosessin ensimmäisessä vaiheessa määritellään ongelma eli mikä ekologinen osa-alue halutaan suojella ja miksi. Esimerkkejä erilaisista mahdollisista suojeltavista kohteista ovat esimerkiksi lajit tai lajiryhmät, eliöyhteisöt sekä ekosysteemit. Suojeltavan kokonaisuuden lisäksi on olennaista määritellä, miksi sen suojeleminen on tärkeää. On myös hyvä määritellä ekologisen riskinarvioinnin vasteet (endpoint). Tämän jälkeen voidaan muodostaa niin kutsuttu konseptimalli (conceptual model), josta käy ilmi oletettavat altistumisreitit, haitallisten aineiden

12

mahdolliset lähteet, kuormitustekijät ja ennakoidut vaikutukset tarkastelun kohteelle (US EPA 2020).

Ekologisen riskinarviointiprosessin toisessa vaiheessa pyritään kokoamaan keinoja, joiden avulla voidaan määrittää ja ennakoida, miten suojeltava kohde reagoi altistumiseen. Tässä vaiheessa pyritään selvittämään, onko tarkasteltavalla aineella haittavaikutuksia ja millä pitoisuuksilla niiltä voidaan parhaiten välttyä. Analyysissa käytettyjä menetelmiä voivat olla esimerkiksi SSD-analyysi ja haitta-aineille laskettu vaarasuhde (RQ). Myös biokonsentraatiokertoimen (BCF) määrittäminen voi olla yksi keino tarkasteltujen kemikaalien ympäristöhaitan arvioimisessa (US EPA 2020).

Riskinarvioinnin kolmannessa vaiheessa pyritään aikaisempien vaiheiden tulosten pohjalta arvioimaan, millaisen riskin tarkasteltu kemikaali aiheuttaa ympäristössä. Tässä vaiheessa kuvataan tarkastellun aineen aiheuttama riski ympäristölle sekä tulkitaan kemikaalin vaikutusten haitallisuutta. Ympäristöriskin luonnehdinnassa voidaan kertoa esimerkiksi, kuinka monelle lajille riskiä aiheutuu, onko se akuutti vai krooninen tai kuinka vakavia tarkastellun kemikaalin haittavaikutukset voivat olla (US EPA 2020).

Kuva 1. Ekologisen riskinarvioinnin prosessi (mukailtu US EPA 2020).

3.2 Lajien herkkyysjakauma

Lajien herkkyysjakauma (Species Sensitivity Distribution, SSD) on kumulatiivinen malli, joka pyrkii ennustamaan haitallisia pitoisuuksia (HC, hazardous concentration) tarkastelemalla yhden lajin toksisuustestejä ja hyödyntämällä niitä ennustamaan pitoisuuksia, joilla tietty prosenttiosuus eliöyhteisöstä kärsii haitallisesta aineesta (Dowse ym. 2013, Carr & Belanger 2019). SSD:n käyttö perustuu oletukseen, että lajien herkkyys kullekin tarkasteltavalle

1)

2)

3)

13

kemikaalille vaihtelee eikä vaihteluväli ole vain vaihtelua kokeiden itsensä välillä (Carr &

Belanger 2019). Yhden lajin toksisuusaineisto voi olla esimerkiksi LC50-arvojen mediaani tai NOEC (no observed effect concentration), jossa haitallisia vaikutuksia eliöissä ei havaita, ja ne voivat olla joko kroonisia tai akuutteja (Newman ym. 2000, Carr & Belanger 2019). Yksittäisen lajin kohdalla tämä toksisuusdata voidaan esittää myös useamman laboratoriokokeissa saadun tuloksen keskiarvona, eikä näissä kokeissa käytettyjen vasteiden tarvitse olla samanlaisia. SSD- analyysissa voidaan käyttää myös yhdistelmää EC- ja NOEC-arvoista (Carr & Belanger 2019).

SSD-analyysin avulla voidaan arvioida pitoisuuksia, joissa p% yhteisöstä on suojassa haitallisilta vaikutuksilta (Dowse ym 2013).

Tästä useamman lajin herkkyysaineistosta voidaan määrittää HC, jossa tietyn prosenttimäärän kaikista lajeista voidaan olettaa saavan joitakin vaikutuksia tarkastellusta kemikaalista tai yhdisteestä. Määritetty HCp-arvo voi käytännössä olla mitä tahansa 0–100 % väliltä (Carr & Belanger 2019). Yleisimmin käytettävä prosenttiosuus on 5 %, jolla voidaan saavuttaa riittävä suojelutaso. Tällöin voidaan olettaa, että 95 % eliöyhteisöstä voidaan suojella tarkastellulta yhdisteeltä (Newman ym. 2000). Optimaalisen näytekoon HC5-arvon arvioimiseen SSD-analyysin avulla on arvioitu olevan 15–55 näytettä (Newman ym. 2000).

SSD-analyysissa tarkasteltavat taksonit on hyvä valita huolellisesti, sillä menetelmän perustana on oletus siitä, että valitut lajit edustavat satunnaista otantaa ympäristöstä (Carr &

Belanger 2019). Vähimmäisvaatimukset lajien suhteen SSD-menetelmän käyttämiselle ovat: 1) kala, 2) toinen Chordata-pääjaksoon kuuluva laji, esimerkiksi kala tai sammakkoeläin, 3) äyriäinen, 4) hyönteinen, 5) heimo jostakin muusta pääjaksosta kuin Arthropoda tai Chordata, esimerkiksi Rotifera, Annelida tai Mollusca, 6) heimo mistä tahansa hyönteislahkosta tai pääjaksosta, jota ei ole jo tarkasteltu, 7) levä ja 8) putkilokasvi (EC 2003: 111, ECHA 2008).

3.3 PNEC

PNEC-arvon (predicted no-effect concentration) määrittäminen voidaan tehdä kahdella eri tavalla. PNEC voidaan laskea jakamalla matalin LC50/EC50-arvo tai pienin NOEC (no observed effect concentration) parhaiten soveltuvalla turvakertoimella (assessment factor, AF). Kun käytettävissä on vain akuuttia toksisuusdataa, turvakerroin on 1000. Muissa tapauksissa käytetty arvo määräytyy tilannekohtaisesti (taulukko 2, EMRS 2005). PNEC voidaan laskea myös SSD-analyysin pohjalta, jolloin HC5-arvo voidaan arvioida NOEC-arvoista ja sen jälkeen jakaa sopivalla turvakertoimella (Sorgog & Kamo 2019). Turvakerrointa käytetään, kun ekstrapoloidaan laboratorioissa tehtyjen, yhden lajin kokeiden kerättyä aineistoa, jotta voidaan

14

arvioida tarkasteltavien kemikaalien ympäristövaikutuksia monilajisissa yhteisöissä. Yleisesti on sovittu, että pitoisuutta, jonka alapuolella 5 % tarkastelluista lajeista esiintyy, tulisi pitää PNEC-arvon määrittelyn pohja-arvona. PNEC voidaan määrittää luotettavasti SSD:n pohjalta, mikäli aineisto kattaa vähintään 10–15 NOEC-arvoa eri lajeille vähintään kahdeksasta eri taksonomisesta ryhmästä. Mikäli nämä kriteerit eivät kuitenkaan täyty, on suositeltavampaa käyttää SSD:n sijasta turvakerrointa PNEC-arvojen määrittämiseen (kaava 1, EMRS 2005).

Ihanteellisessa tilanteessa vaihtelu lajien herkkyydessä arvioidaan laajasta valikoimasta kroonisia NOEC-arvoja. Vaihtelu lajien herkkyydessä on mahdollista analysoida myös EC50- arvojen pohjalta ja näistä arvoista johdettua herkkyystietoa voidaan käyttää myös PEC:PNEC- suhdeluvun laskemisessa (EMRS 2005).

𝑃𝑁𝐸𝐶 = 5 % 𝑆𝑆𝐷 (50 % 𝑙𝑢𝑜𝑡𝑡𝑎𝑚𝑢𝑠𝑣ä𝑙𝑖)𝑘𝑟𝑜𝑜𝑛𝑖𝑠𝑒𝑡 𝑁𝑂𝐸𝐶𝑖𝑡 (1)

Taulukko 2. Turvakerrointen määrittäminen akvaattisen PNEC-arvon määrittämiseksi (mukailtu EC 2003).

Käytettävissä oleva aineisto Turvakerroin

Vähintään kolme lyhytaikaista L(E)C50-arvoa kolmelta trofiatasolta (kala,

Daphnia ja levä) 1000

Yksi pitkäaikainen NOEC (joko kala tai Daphnia) 100

Kaksi pitkäaikaista NOECia lajeilta kahdelta eri trofiatasolta (kala ja/tai Daphnia

ja/tai levä) 50

Vähintään kolmen lajin pitkäaikainen NOEC kolmelta eri trofiatasolta

(tavallisesti kala, Daphnia ja levä) 10

Lajien herkkyysjakauma -menetelmä (SSD)

5–1 (määritetään tapauksesta riippuen) Kenttäaineisto tai malliekosysteemi

Arvioidaan tapauskohtaisesti

PNEC-arvoista voidaan myös laskea PEC:PNEC-suhde, jota voidaan kutsua myös termillä vaarasuhde (risk quotient, RQ), joka ilmentää todennäköisyyttä, jolla ei-toivottuja vaikutuksia todennäköisesti esiintyy. Mitä korkeampi RQ-arvo on sitä todennäköisempiä haitalliset vaikutukset ovat. Mikäli RQ on 1, todennäköisyys sille, että sattumanvarainen laji kärsii haittavaikutuksista, on 5 %. Arvon jäädessä alle 1 on todennäköistä, että tarkasteltu yhdiste ei aiheuta ympäristöhaittoja yksinään. On kuitenkin mahdollista, että yhteisvaikutuksessa muiden kemikaalien kanssa ympäristöriskiä saattaa aiheutua (Pellinen ym. 2007, EMRS 2005). RQ yhdisteelle voidaan laskea jakamalla PEC (predicted environmental concentration) yhdisteen PNEC-arvolla (kaava 2, EMRS 2005).

𝑅𝑄 = ^𝑃𝐸𝐶

𝑃𝑁𝐸𝐶 (2)

15 4 TUTKIMUKSEN TAVOITTEET

Tämä tutkielma pyrkii tarkastelemaan kofeiinin, salisyylihapon, diklofenaakin ja ibuprofeenin haitallisuutta ympäristölle. Tällä tutkielmalla on kolme tavoitetta:

1) Analysoida lääkeaineiden ympäristöriskiä SSD:n avulla ja määrittää niiden PNEC-arvot.

2) Vertailla kahdella eri tavalla määritettyjä PNEC-arvoja.

3) Arvioida tarkasteltavien lääkeaineiden ympäristöä ekologisen riskinarvioinnin keinoin ja kuvailla, onko riski olemassa saatujen PNEC-arvojen perusteella.

5 AINEISTO JA MENETELMÄT

5.1 Lajien herkkyysjakauma

Species Sensitivy Distribution (SSD) -analyysi tehtiin käyttämällä EPA:n CADDIS Volume 4 SSD-generaattoria (US EPA 2016). Kyseessä oli Excel-makrotiedosto, johon syötettiin lähdekirjallisuudessa havaitut taksoni- ja toksisuustiedot, joiden pohjalta generaattori laski HCp-arvot ja piirsi SSD-kuvaajat kullekin tarkastellulle kemikaalille luottamusväleineen.

SSD-analyysia varten etsittiin kirjallisuudesta kullekin lääkeaineelle mahdollisimman monta akuutin toksisuuden LC50- ja EC50-arvoa mahdollisimman monipuolisesti eri taksoneille. Nämä arvot syötettiin SSD-generaattoriin, joka teki niiden pohjalta analyysin.

5.2 PNEC

PNEC-arvot kullekin tarkastellulle yhdisteelle laskettiin sekä turvakerroinmenetelmällä että SSD-analyysin pohjalta. Turvakerroinmenetelmässä kunkin lääkeaineen pienin tavattu EC50 tai LC50 jaettiin tilanteeseen sopivalla turvakertoimella, joka tässä tapauksessa oli 1000, sillä tässä tutkimuksessa ei ollut käytössä kroonisia NOEC-arvoja (EC 2003, EMRS 2005).

SSD-analyysin pohjalta saatu PNEC-arvo laskettiin jakamalla HC5-arvo soveltuvalla turvakertoimella. Tässä tapauksessa turvakertoimeksi valittiin 5, sillä käytössä oleva aineisto ei täyttänyt määritelmiä, joiden perusteella turvakerrointa voitaisiin alentaa (EC 2003: 113).

Kullekin kemikaalille laskettiin myös vaarasuhde (RQ), jolla voidaan arvioida, kuinka todennäköisesti kyseinen lääkeaine aiheuttaa haittaa ympäristössä. Tämä tehtiin jakamalla kunkin lääkeaineen havaittu ympäristöpitoisuus (PEC) lääkeaineiden molempien menetelmien avulla määritetyillä PNEC-arvoilla.

16 6 TULOKSET

6.1 Kofeiini

Ceriodaphnia dubia on tarkastelluista lajeista kaikkein herkin kofeiinille sen LC50-arvon ollessa 60 mg/l. Leuciscus idus on tarkastelluista lajeista toiseksi herkin kofeiinille sen LC50- arvon ollessa 67,97 mg/l. Pseudomonas putida ja Chironomus dilutus sen sijaan sietävät parhaiten kofeiinia, niiden LC50-arvojen ollessa 3 490 ja 1 230 mg/l tässä järjestyksessä (kuva 2, Taulukko 4). Kofeiinin turvakerroinmenetelmän perusteella määritetty PNEC on 0,053 mg/l (Taulukko 3). Kofeiinin HC5-pitoisuus eli pitoisuus, jossa suojellaan 95 % kaikista lajeista, on 25,24 mg/l (Taulukko 5). Tämän arvon pohjalta turvakertoimen avulla laskettu PNEC-arvo sen sijaan on 5,048 mg/l (Taulukko 3).

Kuva 2. Kofeiinin SSD-kuvaaja.

6.2 Salisyylihappo

Tarkastelluista lajeista pikkulimaska (Lemna minor) vaikuttaa olevan kaikkein herkin salisyylihapolle sen LC50-arvon ollessa 60 mg/l. Toiseksi herkin laji salisyylihapolle on levälaji Scenedesmus subspicatus, jonka LC50-arvo on 100 mg/l. Sen sijaan Daphnia magna ja Pimephales promelas eivät ole kovinkaan herkkiä salisyylihapolle, vaan niiden sietokyky sitä kohtaan on tarkastelluista lajeista kaikkein suurin niiden LC50-arvojen ollessa 870 ja 1 380 mg/l

17

tässä järjestyksessä (kuva 3, Taulukko 6). Salisyylihapon turvakerroinmenetelmällä laskettu PNEC on 0,06 mg/l (Taulukko 3). Salisyylihapon HC5-arvo on 28,76 mg/l (Taulukko 7). Tästä arvosta laskettu PNEC on 5,75 mg/l (Taulukko 3).

Kuva 3. Salisyylihapon SSD-kuvaaja.

6.3 Diklofenaakki

L. minor on tarkastelluista lajeista herkin diklofenaakille sen LC50-arvon ollessa 7,5 mg/l.

Vibrio fischeri on tarkastelluista lajeista toiseksi herkin diklofenaakille sen LC50-arvon ollessa 25,36 mg/l. Kaikkein parhaiten diklofenaakkia sietävät Chlamydomonas reinhardtii sekä Cyprinus carpio, joiden LC50-arvot ovat 1 776 ja 109,64 mg/l tässä järjestyksessä (kuva 4, Taulukko 8). Diklofenaakin AF-menetelmällä laskettu PNEC on 0,0075 mg/l (Taulukko 3).

Diklofenaakin HC5 on 2,91 mg/l (Taulukko 9) ja tästä arvosta turvakertoimen avulla laskettu PNEC on 0,581 mg/l (Taulukko 3).

18 Kuva 4. Diklofenaakin SSD-kuvaaja.

6.4 Ibuprofeeni

L. minor on tarkastelluista organismeista kaikkein herkin ibuprofeenille SSD-analyysin perusteella sen LC50-arvon ollessa 22 mg/l. Toisiksi herkimmäksi ibuprofeenille osoittautui Vibrio fischeri, jonka LC50 oli 50,79 mg/l. Ibuprofeenia parhaiten sietäviä lajeja SSD-analyysin perusteella olivat Nannochloropsis limnetica ja C. reinhardtii, joiden LC50-arvot olivat 965 ja 926,81 mg/l tässä järjestyksessä (kuva 5, Taulukko 10). Ibuprofeenin AF-menetelmän pohjalta määritetty PNEC on 0,022 mg/l (Taulukko 3). Ibuprofeenin HC5-arvo on 26,15 mg/l (Taulukko 11) ja tämän arvon pohjalta laskettu PNEC on 5,23 mg/l (Taulukko 3).

19 Kuva 5. Ibuprofeenin SSD-kuvaaja.

6.5 Vaarasuhde

Kofeiinin turvakerroinmenetelmän pohjalta laskettu vaarasuhde on 0,00013. SSD-analyysin pohjalta laskettu vaarasuhde on 1,39 x 10^-9. Turvakerroinmenetelmän avulla lasketun PNEC- arvon pohjalta laskettu vaarasuhde salisyylihapolle on 0,068. SSD-analyysin pohjalta laskettu vaarasuhde on 0,00000071. Turvakertoimen avulla määritetyn PNEC-arvon pohjalta laskettu vaarasuhde diklofenaakille on 0,0013 ja SSD:n pohjalta laskettu 0,00002.

Turvakerroinmenetelmän pohjalta laskettu RQ-arvo ibuprofeenille on 0,001 ja SSD-analyysin pohjalta laskettu vaarasuhde on 4,21 x 10^-9(Taulukko 3).

Taulukko 3. Lääkeaineiden PNEC-arvot (mg/l), vaarasuhteet ja ympäristöpitoisuudet (Weigel ym. 2004, Daughton & Ternes 1999, Äystö ym. 2014).

Lääkeaine PNECAF PNECSSD RQAF RQSSD PEC (µg/L) Kofeiini 0,056 5,048 0,00013 1,39 x 10^-9 0,007

Salisyylihappo 0,06 5,75 0,068 0,00000071 4,1

Diklofenaakki 0,0075 0,58 0,0013 0,00002 0,01

Ibuprofeeni 0,022 5,23 0,001 4,21 x 10^-9 0,022

20 7 TULOSTEN TARKASTELU

7.1 Kofeiini

Kofeiinin turvakerroinmenetelmän avulla määritetty PNEC on 0,053 mg/l ja SSD:n pohjalta määritetty PNEC puolestaan on 5,032 mg/l. Kofeiinin vaarasuhde turvakerroinmenetelmän pohjalta on 0,00013. SSD:n pohjalta laskettu vaarasuhde kofeiinille sen sijaan on 1,39 x 10^-9. Kofeiinin vaarasuhde (RQ-arvo) sekä turvakerroinmenetelmän mukaan lasketun PNEC-arvon pohjalta että SSD-analyysin pohjalta lasketun PNEC-arvon mukaan on alle yksi. Tämä viittaa siihen, että kofeiini ei esiinny ympäristössä pitoisuuksissa, joista aiheutuisi ympäristölle haittaa.

Kofeiinin kohdalla RQ-arvo laskettiin Kaldfjordenin pintavesistä havaitun pitoisuuden pohjalta (Weigel ym. 2004), sillä varovaisuusperiaatetta noudattaen tämä määrä oli kirjallisuudessa esitetyistä lukuarvoista kaikkein pienin ja siten sopii ilmentämään pahinta mahdollista vaihtoehtoa kofeiinin kohdalla.

Kirjallisuudessa kofeiinin akuutiksi PNEC-arvoksi makeassa vedessä on annettu 0,087 mg/l ja merivedessä 0,0009 mg/l (Käyttöturvallisuustiedote 2020a), joten tässä tutkielmassa turvakerroinmenetelmän avulla määritetty PNEC 0,053 mg/l on varsin lähellä kirjallisuudessa annettua arvoa. Sen sijaan SSD:n pohjalta määritetty PNEC on huomattavasti suurempi kuin sen käyttöturvallisuustiedotteessa annettu arvo. Pääsääntöisesti kofeiinia kuitenkin havaitaan ympäristössä niin pieninä pitoisuuksina (Kolpin ym. 2002, Weigel ym. 2002, Weigel ym. 2004, Metcalfe ym. 2009), ettei se todennäköisesti ylitä PNEC-arvoa ja siten aiheuta akuuttia uhkaa organismeille.

Kofeiinin vesiliukoisuus on 18,7 g/l (ECHAa), joten sen fysikaaliskemiallisten ominaisuuksien perusteella eliöille lasketut LC50- ja EC50-arvot ovat mahdollisia. Korkean vesiliukoisuutensa ja alhaisen rasvaliukoisuutensa vuoksi kofeiini ei ole kovinkaan bioakkumuloituva (EC 2003, ECHAa, OECD 2002). Organismeihin kertymisen sijasta se pysyy vesifaasissa, ja se kyetään poistamaan jätevedenpudistuslaitoksissa tehokkaasti (Ternes ym. 2001, Buerge ym. 2003, Benz ym. 2005, Miao ym. 2005, Metcalfe ym. 2009, Zhou ym.

2010). Se ei siten ole todennäköisesti kovin suuri ympäristöuhka.

7.2 Salisyylihappo

Salisyylihapon kahdella eri menetelmällä määritetyt PNEC-arvot ovat 0,06 ja 5,75 mg/l, näistä ensimmäinen määritetty turvakertoimen avulla ja jälkimmäinen SSD-analyysin pohjalta.

21

Salisyylihapon turvakerroinmenetelmällä lasketun PNEC-arvon pohjalta laskettu RQ on 0,06.

SSD:n pohjalta laskettu vaarasuhde on 0,00000071. Pikkulimaskalle kirjallisuudesta löytynyt EC50-arvo salisyylihapolle oli 60–120 mg/l (ECHAd), mutta tämän kohdalla päätettiin noudattaa varovaisuusperiaatetta ja tarkasteluun otettiin arvoista pienempi, eli 60 mg/l, sillä tällä keinolla voitaisiin tarkastella pahinta mahdollista tilannetta lääkeaineen toksisuuden kannalta. Salisyylihapon vaarasuhteen laskettiin tässä työssä olevan alle yksi, eli salisyylihappo ei näiden tulosten perusteella vaikuta aiheuttavan akuuttia haittaa ympäristölle, sillä sen ympäristöpitoisuudet ovat varsin pieniä (Daughton & Ternes 1999).

Kirjallisuudessa salisyylihapon akuutiksi PNEC-arvoksi on makeassa vedessä annettu 0,2 mg/l ja merivedessä 0,02 mg/l (Käyttöturvallisuustiedote 2020b). Tässä tutkielmassa salisyylihapon PNEC-arvoksi määritettiin 0,06 ja 5,75 mg/l, joista molemmat poikkeavat käyttöturvallisuustiedotteessa annetuista arvoista. Tämän tutkielman turvakerroinmenetelmällä määritetty PNEC on lähempänä käyttöturvallisuustiedotteessa merivedelle annettua arvoa.

Salisyylihapon vesiliukoisuudeksi on kirjallisuudessa määritetty 2,55 mg/l (ECHAd) ja kaikkien tarkasteltujen eliöiden EC50 ja LC50-arvot ovat suurempia kuin salisyylihapon vesiliukoisuus. Tästä syystä voidaan pitää todennäköisenä, että salisyylihappo ei aiheuta merkittävää haittaa eliöille ympäristössä. Salisyylihapon alttius biohajoamiseen johtaa siihen, että se ei todennäköisesti säily ympäristössä kovinkaan kauaa (ECHAd), vaan se hajoaa luonnollisten prosessien myötä.

7.3 Diklofenaakki

Diklofenaakin PNEC turvakertoimen pohjalta on 0,0075 mg/l ja SSD:n pohjalta arvioituna 0,581 mg/l. Diklofenaakin RQAF on 0,0009 ja RQSSD on 0,00002. Kirjallisuudessa diklofenaakin matalin havaittu EC10-arvo 15,2 mg/l on noin 10 000 kertaisesti se pitoisuus, jota tavallisesti ympäristössä havaitaan. Tämän vuoksi akuutit ekotoksikologiset vaikutukset akvaattisille organismeille diklofenaakin johdosta ovat epätodennäköisiä (Cleuvers 2004).

Kirjallisuudessa diklofenaakille on määritetty PNEC-arvoksi 0,1 µg/l (Grung ym. 2007 Äystö ym. 2014 mukaan), joka on huomattavasti pienempi kuin tässä työssä akuutin EC50/LC50- arvojen pohjalta määritetty PNEC, joka oli 0,0075 mg/l eli 7,5 µg/l. Tässä työssä diklofenaakin vaarasuhde (RQ) laskettiin suomalaisissa pintavesissä havaittujen keskimääräisten pitoisuuksien pohjalta (Äystö ym. 2014), ja sen arvo on alle yksi. Tämän lasketun arvon perusteella diklofenaakki ei johda ympäristöhaittoihin Suomessa, sillä pintavesissä havaitut pitoisuudet ovat tyypillisesti varsin pieniä.

22

Diklofenaakin vesiliukoisuus on 7,1 mg/l (ECHAb) tai 23,73 mg/l (Zhang ym. 2008) ja sen ympäristöpitoisuudet ovat pieniä. Tästä syystä se ei todennäköisesti aiheuta akuuttia uhkaa pikkulimaskalle, joka oli tässä tutkielmassa tarkastelluista lajeista herkin LC50-arvolla 7,5 mg/l.

Myöskään muiden tutkielmassa tarkasteltujen eliölajien kohdalla diklofenaakki ei luultavasti aiheuta akuuttia uhkaa, sillä niiden LC50- ja EC50-arvot olivat diklofenaakin vesiliukoisuutta korkeammat, joten sitä ei esiinny haitallisissa pitoisuuksissa ympäristön luonnollisissa olosuhteissa.

Korkean rasvaliukoisuutensa (Carmona ym. 2014, ECHAb) vuoksi diklofenaakki ei kovin todennäköisesti esiinny suurissa pitoisuuksissa ympäristön vesifaasissa. Lisäksi se poistuu ympäristöstä varsin tehokkaasti (Buser ym. 1998, Andreozzi ym. 2003, Tauxe-Wuersch ym.

2005, Vieno ym. 2005, Zhou ym. 2010), vaikka sen poisto jätevedenpuhdistuslaitoksissa ei olekaan kovin tehokasta (Lindqvist ym. 2005). Aikaisemmissa tutkimuksissa on havaittu, että sitä ei todennäköisesti kerry eliöihin (Lagesson ym. 2016). Sen ympäristöpitoisuudet eivät todennäköisesti ylitä haitallista kynnystä, joten ainakaan tässä tutkielmassa tarkastelluilla ympäristöpitoisuuksilla se ei aiheuta todennäköistä ympäristöhaittaa, vaikka se onkin huomioitu mahdollisena ympäristöuhkana EU-tasolla (2013/39/EU).

7.4 Ibuprofeeni

Ibuprofeenin PNEC on turvakerroinmenetelmällä laskettuna 0,022 mg/l ja SSD-analyysin pohjalta laskettuna 5,36 mg/l. Ibuprofeenin vaarasuhde on turvakerroinmenetelmän mukaan laskettuna 0,001 ja SSD:n pohjalta laskettuna 4,21 x 10^-9. Kirjallisuudessa ibuprofeenille on määritetty PNEC-arvoksi 7,1 µg/l (Grung ym. 2007 Äystö ym. 2014 mukaan), mikä poikkeaa suuresti tässä työssä määritetystä PNEC-arvosta, joka turvakertoimen avulla laskemalla oli 0,022 mg/l eli 22 µg/l, siis huomattavasti suurempi kuin kirjallisuudessa mainittu. Ibuprofeenin vaarasuhteet laskettiin Suomen pintavesissä havaittujen keskimääräisten pitoisuuksien pohjalta (Äystö ym. 2014) ja RQ-arvot näiden pitoisuuksien perusteella olivat alle yksi, joten tämän perusteella ibuprofeeni ei aiheuta ympäristössä haitallisia vaikutuksia, sillä sen pitoisuudet ympäristössä ovat tyypillisesti varsin pienet.

Ibuprofeenin vesiliukoisuus on 11,39 mg/l (ECHAc), joten sitä ei voi esiintyä ympäristössä kirjallisuuden LC50/EC50-arvoja vastaavissa pitoisuuksissa, vaikka sen PNEC-arvo ympäristössä voikin ylittyä. Kuitenkin ympäristössä pääsääntöisesti havaitaan ibuprofeenia niin pienissä pitoisuuksissa (mm. Buser ym. 1999, Weigel ym. 2004, Vieno ym. 2007, Äystö ym.

2014), että se ei aiheuta merkittävää ympäristöhaittaa. Ibuprofeenin alhainen

23

biokonsentraatiokerroin kertoo, että kyseessä ei ole voimakkaasti biokertyvä lääkeaine (Nallani ym. 2011), mutta sen on todettu olevan jossakin määrin haitallista ympäristölle (Ortiz de Garcia ym. 2014). Tässä tutkimuksessa ibuprofeenin ei kuitenkaan todettu aiheuttavan todennäköistä haittaa ympäristössä.

Vuodenaikojen merkitys ibuprofeenin pitoisuuksille ympäristössä, ja siten myös sen mahdolliselle ympäristöriskille, tulee ottaa huomioon, sillä vuodenajat vaikuttavat sen poistumiseen ympäristöstä. Esimerkiksi talvella ibuprofeenin pitoisuuksien luonnonvesissä on havaittu kasvavan (Lindqvist ym. 2005, Vieno ym. 2005).

7.5 Ekologinen riskinarviointi

SSD-analyysissa ei ollut käytettävissä toksisuusdataa kaikista kahdeksasta suositellusta taksonista (EC 2003: 111, ECHA 2008), joten tämä todennäköisesti vaikuttaa jonkin verran tulosten luotettavuuteen. Analyysissa myös käytettiin vain tietoja tarkasteltujen lääkeaineiden akuutista toksisuudesta, joten tehty tutkimus ei tarjoa vastauksia siihen, millaisia vaikutuksia näille lääkeaineille altistumisella on altistuksen kestäessä pidempään. Tarkemman ekologisen riskinarvioinnin kannalta olisi kuitenkin hyvä ja mielenkiintoista selvittää, millaisia mahdollisia haittavaikutuksia kroonisella altistuksella on tarkastelluille lääkeaineille.

Tässä työssä lääkeaineille määritettiin PNEC-arvot akuutin EC50/LC50-aineiston pohjalta, joten tulokset todennäköisesti eroavat huomattavasti muista PNEC-arvoista, jos ne on määritetty esimerkiksi kroonisen NOEC-aineiston pohjalta. Määritettäessä PNEC-arvoja SSD- analyysin pohjalta kroonisten NOEC-arvojen käyttäminen on suositeltavaa (ERMS 2005), mutta tässä tutkielmassa niin ei tehty, sillä akuuttia aineistoa löytyi paremmin ja kattavammin.

On siis oletettavissa, että tässä työssä saadut PNEC-arvot poikkeavat kirjallisuudessa saaduista arvoista eivätkä siten ole samalla tavalla suoraan vertailtavissa muun kirjallisuuden kanssa arvojen määritystapojen ollessa todennäköisesti toisistaan poikkeavia. Luotettavampi tapa määrittää lääkeaineiden PNEC-arvot olisi tehdä se turvakertoimen avulla, sillä kriteerit PNEC:ien määrittämiseen luotettavasti muilla menetelmillä eivät täyty tässä tutkimuksessa (EC 2003: 111, ECHA 2008, ERMS 2005, Newman ym. 2000).

24 8 JOHTOPÄÄTÖKSET

Kofeiini ei todennäköisesti aiheuta akuuttia ympäristöhaittaa, sillä sen PNEC on suurempi tai samaa kokoluokkaa kuin ympäristössä havaitut pitoisuudet. Myöskään kofeiinin vaarasuhde (RQ) ei anna viitteitä siitä, että siitä olisi tässä tutkielmassa tarkastelluilla pitoisuuksilla tai PNEC-arvoilla akuuttia ympäristöhaittaa. Turvakerroinmenetelmällä laskettu PNEC on hyvin lähellä kirjallisuudessa kerrottua PNEC-arvoa, kun taas SSD-analyysin pohjalta määritetty on huomattavasti suurempi kuin mitä kirjallisuudessa annetaan. Erot johtuvat todennäköisesti poikkeavuuksista niiden määrittämiseen käytetyssä aineistossa, mutta turvakerroinmenetelmän avulla määritettyä PNEC-arvoa voi pitää kuitenkin suhteellisen luotettavana sen ollessa varsin lähellä kirjallisuudessa annettua. Se myös täyttää turvakertoimen käyttöön liittyvät kriteerit akuutin toksisuuden kohdalla.

Salisyylihappo ei ole kovinkaan todennäköinen uhka vesiympäristössä, sillä sen vesiliukoisuus on matala ja haitalliset pitoisuudet ylittävät sen vesiliukoisuuden. Tästä syystä se ei aiheuta haittaa akvaattisessa ekosysteemissä. Salisyylihappoa ei sen heikon vesiliukoisuuden vuoksi voi esiintyä ympäristössä sellaisissa pitoisuuksissa, että se aiheuttaisi suurta haittaa eliöille. Salisyylihapon turvakerroinmenetelmällä määritettyä PNEC-arvoa voi pitää kahdesta arvosta luotettavampana, sillä se täyttää turvakerroinmenetelmän akuutin toksisuusaineiston kriteerit.

Diklofenaakin EC50- ja LC50-arvot ovat suurempia kuin sen vesiliukoisuus. Näin ollen, vaikka pikkulimaska onkin sille herkin, diklofenaakkia ei kuitenkaan voi esiintyä ympäristössä LC50-arvoa vastaavissa pitoisuuksissa. Diklofenaakin vaarasuhde on myös alle yhden, mikä viittaa siihen, että lääkeaine ei aiheuta akuuttia ympäristöhaittaa sen ympäristöpitoisuuksien ollessa varsin pieniä.

Ibuprofeeni ei ole kovin todennäköinen uhka vesiympäristössä, sillä sen ympäristöpitoisuudet ovat tavallisesti pieniä. Näin ollen sen vaarasuhdekaan ei pääse nousemaan tasolle, joka ilmentäisi todennäköistä ympäristöhaittaa. Lisäksi sen alhainen biokonsentraatiokerroin antaa olettaa, ettei ibuprofeeni kerry eliöihin haitalliselle tasolle.

Vuodenaikaisvaihtelun merkitys ibuprofeenipitoisuuksille ympäristössä tulee kuitenkin ottaa huomioon, sillä se voi johtaa kasvaneisiin pitoisuuksiin vesiympäristössä.

Tässä tutkielmassa saadut PNEC-arvot poikkeavat kirjallisuudesta löytyvistä, mutta todennäköisesti syynä tälle ovat erot näiden arvojen määrittämisessä. Myös kahdella eri menetelmällä selvitetyt PNEC-arvot poikkeavat toisistaan paljon turvakertoimen avulla määritetyn arvon ollessa µg/l-mittakaavassa ja SSD-analyysin pohjalta määritetyn arvon ollessa

25

diklofenaakkia lukuun ottamatta mg/l-mittakaavassa. Pelkän turvakertoimen perusteella määritetyt PNEC-arvot tarkastelluille lääkeaineille ovat todennäköisesti luotettavampia kuin SSD:n perusteella lasketut, sillä ne ovat lähimpänä kirjallisuudessa määritettyjä PNEC-arvoja.

Lisäksi ne täyttävät kaikkien lääkeaineiden kohdalla turvakerroinmenetelmän kriteerit akuutille toksisuusaineistolle.

Jotta tässä tutkielmassa tarkasteltujen lääkeaineiden todellisesta ympäristöriskistä saisi paremman käsityksen, PNEC-arvot olisi parempi laskea niiden kroonisten NOEC-arvojen pohjalta. Tämän perusteella voitaisiin arvioida paremmin ja tarkemmin lääkeaineiden todellista ympäristöriskiä, sillä akuutti LC50-aineisto vääristää arviointia luultavasti jonkin verran.

Akuutin toksisuuden arvot ovat tyypillisesti korkeampia kuin esimerkiksi vastaavat arvot krooniselle altistukselle. Krooninen NOEC-aineisto ja sen analysoiminen tarjoaisi tarkemman arvion ympäristöhaitoista ja lääkeaineiden ympäristötoksisuudesta. Myös akuutti NOEC todennäköisesti antaisi hieman tarkemman lähtökohdan PNEC-arvojen laskemiseen, sillä silloin voisi sanoa luotettavammin, kuinka suuren riskin tarkasteltavat lääkeaineet ympäristössä aiheuttavat. Tässä tutkimuksessa näin ei kuitenkaan tehty, sillä näitä arvoja ei ollut riittävän kattavasti tarjolla, jotta SSD-analyysi olisi pystytty suorittamaan NOEC-aineiston pohjalta.

KIITOKSET

Haluan kiittää ohjaajiani Jarkko Akkasta ja Timo Iloa työni ohjauksesta ja saamastani tuesta ja neuvoista. Suuret kiitokset erityisesti Jarkolle kärsivällisyydestä ja hyvistä neuvoista työn eri vaiheissa.

26 LÄHDELUETTELO

Al-Rajab, A. J., Sabourin, L., Lapen, D. R., Topp, E. 2010. The non-steroidal anti-

inflammatory drug diclofenac is readily biodegradable in agricultural soils. Science of The Total Environment 409(1): 78–82

Andreozzi, R., Raffaele, M., Paxéus, N. 2003. Pharmaceuticals in STP effluents and their solar photodegradation in aquatic environment. Chemosphere 50(10): 1319–1330 Ashton, D., Hilton, M., Thomas, K. V. 2004. Investigating the environmental transport of human pharmaceuticals to streams in the United Kingdom. Science of The Total Environment 333(1–3): 167–184

Bendz, D., Paxéus, N. A., Ginn, T. R., Loge, F. J. 2005. Occurrence and fate of

pharmaceutically active compounds in the environment, a case study: Höje River in Sweden. Journal of Hazardous Materials 122(2): 195–204

Boyd, G. R., Palmeri, J. M., Zhang, S., Grimm, D. A. 2004. Pharmaceuticals and personal care products (PPCPs) and endocrine disrupting chemicals (EDCs) in stormwater canals and Bayou St. John in New Orleans, Louisiana, USA. Science of The Total Environment 333(1–3): 137–148

Buerge, I. J., Poiger, T., Müller, M. D., Buser, H-R. 2003. Caffeine, an Anthropogenic Marker for Wastewater Contamination of Surface Waters. Environmental Science &

Technology 37(4): 691–700

Buser, H-R., Poiger, T., Müller, M. D. 1998. Occurrence and Fate of the Pharmaceutical Drug Diclofenac in Surface Waters: Rapid Photodegradation in a Lake. Environmental Science & Technology 32(22): 3449–3456

Buser, H-R., Poiger, T., Müller, M. D. 1999. Occurrence and Environmental Behavior of the Chiral Pharmaceutical Drug Ibuprofen in Surface Waters and in Wastewater.

Environmental Science & Technology 33(15): 2529–2535

Camacho-Muñoz, D., Martín, J., Santos, J. L., Aparicio, I., Alonso, E. 2010. Occurrence, temporal evolution and risk assessment of pharmaceutically active compounds in Doñana Park (Spain). Journal of Hazardous Materials 183(1–3): 602–608

Carmona, E., Andreu, V., Picó, Y. 2014. Occurrence of acidic pharmaceuticals and personal care products in Turia River Basin: From waste to drinking water. Science of the Total Environment 484: 53–63

Carr, G. J., Belanger, S. E. 2019. SSDs Revisited: Part I–A Framework for Sample Size Guidance on Species Sensitivity Distribution Analysis. Environmental Toxicology and Chemistry 38(7): 1514–1525

Cleuvers, M. 2003. Aquatic ecotoxicity of pharmaceuticals including the assessment of combination effects. Toxicology Letters 142(3): 185–194

Cleuvers, M. 2004. Mixture toxicity of the anti-inflammatory drugs diclofenac, ibuprofen, naproxen, and acetylsalicylic acid. Ecotoxicology and Environmental Safety 59(3): 309–

315

Daughton, C. G., Ternes, T. A. 1999. Pharmaceuticals and personal care products in the environment: agents of subtle change? Environmental health perspectives 107: 907–938 2013/39/EU. DIRECTIVE 2013/39/EU OF THE EUROPEAN PARLIAMENT AND OF THE COUNCIL of 12 August 2013. Official Journal of the European Union. Luettu 7.9.2020

Dowse, R., Tang, D., Palmer, C. G., Kefford, B. J. 2013. Risk assessment using the species sensitivity distribution method: Data quality versus data quantity. Environmental

Toxicology and Chemistry 32(6): 1360–1369

27

Du, J., Mei, C-F., Ying, G-G., Xu, M-Y. 2016. Toxicity Thresholds for Diclofenac, Acetaminophen and Ibuprofen in the Water Flea Daphnia magna. Bulletin of Environmental Contamination and Toxicology 97: 84–90

EC 2003. Technical Guidance Document on Risk Assessment in support of Commission Directive 93/67/EEC on Risk Assessment for new notified substances Commission Regulation (EC) No 1488/94 on Risk Assessment for existing substances Directive

98/8/EC of the European Parliament and of the Council concerning the placing of biocidal products on the market. European Commission Joint Research Centre. EUR 20418 EN/2.

ECHA 2008. Guidance on information requirements and chemical safety assessment. Chapter R.10: Characterisation of dose [concentration]-response for environment.

ECHAa. Caffeine. https://echa.europa.eu/fi/registration-dossier/- /registered-dossier/10085.

Luettu 1.10.2020

ECHAb. Diclofenac. https://echa.europa.eu/fi/registration- dossier/-/registered-dossier/13096.

Luettu 1.10.2020

ECHAc. Ibuprofen. https://echa.europa.eu/fi/registration- dossier/-/registered-dossier/1270.

Luettu 1.10.2020

ECHAd. Salicylic acid. https://echa.europa.eu/fi/registration- dossier/-/registered- dossier/14544. Luettu 1.10.2020

Ellis, J. B. 2006. Pharmaceutical and personal care products (PPCPs) in urban receiving waters. Environmental Pollution 144(1): 184–189

EMRS 2005. Smit, M. G. D., Holthaus, K. I. E., Tamis, J. E. ja Karman C. C. From

PEC_PNEC ratio to quantitative risk level using Species Sensitivity Distribution. Report ERMS Environmental Risk Management System.

Evira 2015. https://www.ruokavirasto.fi/globalassets/henkiloasiakkaat/tietoa- elintarvikkeista/kofeiinikuva_2015.pdf. Luettu 9.9.2020

Gheorghe, S., Petre, J., Lucaciu, I., Stoica, C., Nita-Lazar, M. 2016. Risk screening of

pharmaceutical compounds in Romanian aquatic environment. Environmental Monitoring and Assessment 188, 379 DOI: https://doi-org.ezproxy.uef.fi:2443/10.1007/s10661-016- 5375-3

Gómez, M. J., Martinez Bueno, M. J., Lacorte, S., Fernández-Alba, A. R., Agüera, A. 2007.

Pilot survey monitoring pharmaceuticals and related compounds in a sewage treatment plant located on the Mediterranean coast. Chemosphere 66(6): 993–1002

Gonzáles-Naranjo, V., Boltes, K. 2014. Toxicity of ibuprofen and perfluorooctanoid acid for risk assessment of mixtures in aquatic and terrestrial environments. International Journal of Environmental Science and Technology 11: 1743–1750

Grung M., Heimstad E.S., Moe M., Schlabach M., Svenson A., Thomas K., Woldegiorgis A.

2007. Human and veterinary pharmaceuticals, narcotics, and personal care products in the environment. Norwegian Pollution Control Authority 2325: 2007

Grzesiuk, M., Wacker, A., Spijkerman, E. 2016. Photosynthetic sensitivity of phytoplankton to commonly used pharmaceuticals and its dependence on cellular phosphorus status.

Ecotoxicology 25: 697–707

Kallenborn, R., Brorström-Lundén, E., Reiersen, L-O., Wilson, S. 2018. Pharmaceuticals and personal care products (PPCPs) in Arctic environments: indicator contaminants for

assessing local and remote anthropogenic sources in pristine ecosystem in change.

Environmental Science and Pollution Research 25: 33001–33013

Kidd, K. A., Blanchfield, P. J., Mills, K. H., Palace, V. P., Evans, R. E., Lazorchak, J. M., Flick, R. W. 2007. Collapse of a fish population after exposure to a synthetic estrogen.

Proceedings of the National Academy of Sciences – PNAS 104(21): 8897–8901 Kolpin, D. W., Furlong, E. T., Meyer, M. T., Thurman, M., Zaugg, S. D., Barber, L. B., Buxton, H. T. 2002. Pharmaceuticals, Hormones, and Other Organic Wastewater