| Forside | | Indhold | | Forrige | | Næste |

Begrænsning af humane medicinrester og antibiotikaresistens i spildevand med fokus på reduktion ved kilden

2 Lægemiddelrester, der udløser miljø- og sundhedsmæssige effekter

• 2.1 Lægemiddelrester i spildevand i Danmark
  • 2.1.1 Overordnet betragtning over lægemiddelrester i spildevand i de danske amter
  • 2.1.2 Valg af caseområder til det videre arbejde
• 2.2 Metode til udvælgelse af potentielle problemstofgrupper
  • 2.2.1 Datavalg og databehandling
  • 2.2.2 Ekskretionsrate/metabolisme
  • 2.2.3 Miljørisikovurdering af lægemidler
  • 2.2.4 PEC_hospital
  • 2.2.5 PEC_{indløb renseanlæg}
  • 2.2.6 PEC_vandområde
  • 2.2.7 PNEC
  • 2.2.8 Farlighedsvurdering af lægemidlerne i miljøet (PEC/PNEC)
• 2.3 Gennemgang af caseområderne
  • 2.3.1 De udvalgte caseområder
• 2.4 Resultater
  • 2.4.1 Beregning af lægemiddelforbrug (kg) som mængde aktiv stof i henholdsvis primær- og sekundærsektoren (hospitaler)
  • 2.4.2 Bestemmelse af PEC
  • 2.4.3 Resultater af farlighedsvurderingen af lægemidlerne i miljøet (PEC/PNEC)
• 2.5 Delkonklusioner

I dette kapitel er omfanget af lægemiddelrester i spildevand fra udvalgte danske amter og kommuner indkredset. Det er diskuteret, hvilke stofgrupper der – blandt de fundne lægemiddelrester – kan være en potentiel risiko for at skabe miljø- og sundhedsmæssige effekter. Forbruget er undersøgt både for primærsektoren (hvor recepten er udskrevet til enkeltpersoner af en privat praktiserende læge) og for sekundærsektoren (hospitaler og sygehuse). Kapitlet giver samtidig en vurdering af udledningen af lægemidler fra hospitaler til spildevandssystemet og omfangets betydning i forhold til lægemiddelindholdet i den samlede spildevandsmængde, der findes i tilløb til renseanlæg. Som basistal for spildevandsmængde anvendes tilgængelige oplysninger fra Miljøstyrelsen og hospitalerne for året 2005.

Udgangspunktet for vurderingen er Lægemiddelstyrelsens database over primærsektoren versus sekundærsektoren også kaldet hospitalernes lægemiddelforbrug i amterne. Databasen findes offentligt tilgængeligt på netadressen: www.laegemiddelstyrelsen.dk. Derudover er Miljøprojekt nr. 661 ”Litteraturudredning vedrørende human medicin i miljøet” (Miljøstyrelsen, 2002b) og Miljøprojekt nr. 799 ”Hormonforstyrrende stoffer og lægemidler i spildevand” (Miljøstyrelsen, 2003) indgået som grundlag for arbejdet.

Ud fra den opdaterede litteratursøgning i forhold til Miljøstyrelsen (2002b) er der efterfølgende opstillet kriterier for udvælgelse af potentielle problemstofgrupper. Metoden for udvælgelsen er beskrevet, således at den kan indgå som model ved fremtidige vurderinger af stoffer eller stofgrupper (se afsnit 2.2). De opnåede resultater af Predicted Environmental Concentrations (PEC) i de forskellige scenarier i dette kapitel skal anses for at være worst case estimater.

I de indledende beregninger i dette kapitel er korrektioner som følge af omsætning af lægemiddelstof i kloak- og renseanlæg udeladt. De angivne resultater må derfor i stedet betragtes som værende en grov identifikation af potentielle problemstoffer. Denne beregningsmetode er valgt, da eksperimentelle data for skæbne i renseanlæg kun foreligger for et fåtal af stofferne.

I kapitel 3 er der foretaget en revurdering af de problemstoffer, der i dette kapitel er vurderet som værende potentielle, men hvor man også har viden om fjernelse i renseanlæg. I kapitel 3 er sådanne worst case estimater derfor blevet kvalitativt korrigeret ud fra den eksisterende viden om fjernelse i renseanlægget.

2.1 Lægemiddelrester i spildevand i Danmark

2.1.1 Overordnet betragtning over lægemiddelrester i spildevand i de danske amter

I denne rapport er alt afløbsvand, der tilledes renseanlæggene, betragtet som spildevand uanset, om det stammer fra human aktivitet eller nedbør. Figur 2.1.1 viser det potentielle lægemiddelindhold i amternes spildevand som det totale antal definerede døgndoser (DDD) brugt i det respektive amt divideret med amtets spildevandsmængde, alt for 2005. Det totale antal doser er summen af doser anvendt i primærsektoren (se ovenfor) og på hospitaler. Resultaterne viser, at spildevandet i de undersøgte områder potentielt indeholder imellem 3 og 9 DDD pr. m³ spildevand regnet ud for 2005. Det største indhold findes fra Københavns Kommune (9,1 DDD/m³ spildevand) og det laveste (3,0 DDD/m³ spildevand) er fra Ribe Amt.

Figur 2.1.1 Lægemiddelforbruget som DDD/m³ spildevand i 2005 i de respektive amter for både primær- og sekundærsektoren.

Den indbyrdes variation i de beregnede kvotienter (figur 2.1.1) skyldes især, at befolkningstætheden i de forskellige amter varierer, at antallet af hospitaler i de respektive amter er forskellige og endelig, at forholdet imellem husholdningsspildevand og industrispildevand varierer fra amt til amt på grund af den heterogene fordeling af de vandforbrugende industrier i Danmark. Figur 2.1.1 viser, at spildevandet bortset Københavns Kommune og Københavns Amt indeholder mellem 3 og 4 DDD/m³ spildevand. For de fleste lægemiddelstoffer (mest anvendte top 25) svarer 1 DDD ofte til mellem 500 og 1.000 mg lægemiddelstof (se tabel 2.3.1). 3-4 DDD svarer derfor til 1.500–4.000 mg lægemiddelstof. Derfor kan man groft anslå, at spildevandet i langt de fleste amter indeholder mellem 1.500–4.000 mg lægemiddelstof/m³ eller svarende til 1.500-4.000 µg/l. Spildevandet vil indeholde en blanding af mere end 300 forskellige aktive lægemiddelstoffer, der hver kan være til stede i et koncentrationsniveau svarende til mellem 100 ng/l til 3 µg/l. Blandingens sammensætning kan dog, som rapporten vil vise, variere meget fra amt til amt, især hvad angår de mere specielle lægemiddelstoffer, der ofte benyttes på hospitaler. Det er beskrevet, hvilke specifikke lægemiddelstoffer der vil være i spildevandet og estimerede koncentrationsniveauer, de såkaldte Predicted Environmental Concentrations (PEC) værdier for enkeltstoffer i hospitalsspildevandet, renseanlægget og i det akvatiske miljø.

I figur 2.1.2 er vist samme data som i figur 2.1.1 men befolkningsnormaliseret. Derved bliver indflydelse fra amternes varierende befolkningsantal fjernet og kvotienten udtrykker DDD/m³ spildevand pr. person. Kvotienten viser det totale antal af potentielle lægemiddeldoser, udtrykt som DDD/m³ spildevand (totale) produceret pr. indbygger, hvis amterne havde lige mange indbyggere. DDD er angivet som summen fra primær- og sekundærsektoren. Figur 2.1.2 viser således et mere heterogent billede af spildevandets potentielle indhold af lægemiddelrester i de danske amter end figur 2.1.1. Figur 2.1.2 viser også, at spildevandet i Danmark for 2005 potentielt indeholder imellem 4 og 50 DDD pr. m³ spildevand pr. person. Det højeste indhold findes fra Københavns Kommune (11,8 DDD/m³ spildevand) og fra Bornholms Regionskommune (49,5 DDD/m³ spildevand), mens det laveste (4,4 DDD/m³ spildevand) er fra Århus og Viborg amter. Som det ses, er niveauet i Bornholms Regionskommune meget højere end øvrige amter. Det kan skyldes, at indbyggertallet er meget lavere her end i alle andre amter, hvorved befolkningsnormaliseringen har skævvredet denne kvotient.

Figur 2.1.2 Lægemiddelforbruget som DDD/m³ spildevand i 2005 i amterne efter befolkningsnormalisering for både primær- og sekundærsektoren.

2.1.2 Valg af caseområder til det videre arbejde

Figur 2.1.2. viser et forholdsvis højst indhold af DDD/m³ spildevand (befolkningsnormaliseret) for Københavns Kommune og Bornholms Regionskommune 11,8 og 49 DDD/m³ spildevand. En række amter har data imellem 6 og 9 DDD/m³ spildevand, heriblandt Vejle Amt. Vejle Amt’s lægemiddelforbrug i forhold til miljøet har tidligere været undersøgt (Madsen, 2005). Endvidere har det været et ønske at kunne kvantificere forbruget på et enkelt hospital. Frederiksberg Hospital har vist sig egnet til dette formål på grund af dataadgangen.

Derfor er det valgt at arbejde videre med følgende fire caseområder:

• Hele Danmark
• Renseanlæg Lynettens opland
• Frederiksberg Hospital (udleder spildevand til Renseanlæg Lynetten)
• Vejle Amt (Vejle Centralrenseanlæg udleder til Vejle Fjord)

Bornholms Regionskommune er på trods af det potentielle meget høje lægemiddelindhold i spildevandet fravalgt, da det er vurderet, at Bornholm på mange punkter er atypisk for Danmark. Resultater herfra er derfor vurderet til ikke at kunne danne grundlag for en sammenligning med vurdering af andre amter primært, fordi befolkningstætheden er forholdsvis lav, fordi der er ikke megen vandforbrugende storindustri på øen, og fordi hospitalet er lille og uspecialiseret med hensyn til behandling. I Frederiksberg Kommune er der kun ét hospital, og i Vejle Amt har det været muligt at få et overblik over lægemiddelforbruget på de syv hospitaler i amtet, hvorfor de anses at være interessante cases i denne sammenhæng. Det giver samtidig mulighed for at sammenligne de enkelte hospitalers lægemiddelafledning.

Forankret i resultaterne vist i figur 2.1.1. og 2.1.2 anses caseområderne: Hele Danmark, Renseanlæg Lynettens opland, Frederiksberg Hospital og Vejle Amt for at være repræsentative for Danmark og vurderes at kunne være model for tilsvarende analyser af andre amter. Cases er nærmere beskrevet i afsnit 2.3.

2.2 Metode til udvælgelse af potentielle problemstofgrupper

Metodikken for beregning af lægemiddelkoncentrationer i spildevand er vist på figur 2.2.1. Data vedrørende forbruget af DDD stammer fra Lægemiddelstyrelsens database over amternes lægemiddelforbrug (www.laegemiddelstyrelsen.dk). Koncentrationen i spildevandet er beregnet på baggrund af vandforbrugsdata indhentet hos sekundærsektoren og spildevandsmængder er modtaget fra de undersøgte renseanlæg. Ud fra disse oplysninger beregnes: PEC_hospital, PEC_{indløb renseanlæg}, og PEC_vandområde. Disse tre PEC-værdier bliver sat i relation til en Predicted No-Effect Concentration (PNEC) værdi for det enkelte lægemiddelstof (se afsnit 2.2.7). Herved er det muligt at undersøge, om PEC/PNEC-forholdet overstiger 1 under lægemidlets vej til vandmiljøet.

2.2.1 Datavalg og databehandling

I spildevand findes kun lægemidler, der er anvendt i primærsektoren og på hospitaler/sygehuse. Forbruget af lægemidler i primærsektoren er knyttet til salg til enkeltpersoner, lægers brug i egen praksis samt leverancer til plejehjem og lignende institutioner. Forbruget på hospitaler/sygehuse er implicit den mængde, der anvendes i sekundærsektoren. Det samlede forbrug både i primær- og i sekundærsektoren kan findes i Lægemiddelstyrelsens database både på amtsniveau og for hele landet. For lægemidler, der ikke er antibiotika, kan man kun det få samlede forbrugte antal DDD (defineret døgn dosis) for den pågældende ATC-kode (identifikationskode for et lægemiddelstof) på amtsniveau eller hele landet men ikke på det enkelte hospital i databasen. Derfor er en af casene udvalgt som amt med kun ét hospital, nemlig Frederiksberg Kommune (Frederiksberg Hospital). Alle data om lægemiddelforbrug i denne rapport knytter sig til 2005.

Figur 2.2.1 Diagram, der viser forløbet af beregningsprocedurer i forhold til lægemiddelforbruget i Danmark.

Den mængde af aktiv stof, der svarer til én DDD, varierer fra lægemiddel til lægemiddel. Til beregning af den forbrugte mængde aktiv stof er anvendt data fra WHO’s database, som kan downloades fra nettet på www.whocc.no/atcddd/. Databasen indeholder oplysninger om sammenhæng mellem DDD og mængden af aktiv stof (se tabel 2.4.1). Denne faktor benævnes F_WHO.

2.2.2 Ekskretionsrate/metabolisme

I denne rapport er ekskretionsraten, det vil sige den mængde lægemiddel, som udskilles med fæces og urin, for alle lægemiddelstoffer sat til 100%. Det er konservativt i forhold til den benyttede metode i andre rapporter. Anvendelse af en 100% eksretionsrate er mere korrekt, fordi ekskretionsraten for et givent lægemiddel kan variere fra person til person. Endvidere kan den deldosis, der udskilles som metabolitter, også have en potentiel effekt på miljøet, da metabolitter ofte udskilles som stoffer, der ligner moderstoffet (læs konjugater af stofferne), og som kan rekonverteres til moderstoffet. I litteraturen findes kun økotoksikologiske effektdata for ganske få lægemiddelmetabolitter. Derfor vil det være vanskeligt at angive en ekskretionsrate for så mange lægemiddelstoffer, som der arbejdes med i denne undersøgelse. Her er benyttet den mere konservative indfaldsvinkel, at de fleste lægemiddeldoser vil blive udskilt enten som uoptaget lægemiddelstof med fæces eller som konjugerede henholdsvis ikke-konjugerede metabolitter. Enkelte stoffer udskilles endog som uomdannet stof sammen med urin og fæces (Halling-Sørensen et al., 1998). Derved indregnes de ukendte metabolitters eventuelle miljøeffekt i den samlede PEC/PNEC beregning.

2.2.3 Miljørisikovurdering af lægemidler

I EU direktivet 2001/83/EC er det fastlagt, at en ansøgning om godkendelse til markedsføring af lægemidler til humant brug skal indeholde en miljørisiko-vurdering. I ”Note for Guidance on Environmental Risk Assessment of Medical Products for Human Use” (EU, 2006) er det præciseret, hvordan den gennemføres. Ansøgeren skal dokumentere de potentielle risici, som lægemidlet, der ansøges markedsført, udgør for omgivelserne (miljøet). Vejledningen, der er udarbejdet på baggrund af krav opstillet i direktivet, vedrører specifikt de miljørisici, som hænger sammen med brug, opbevaring og bortskaffelse af lægemidler.

Vejledningen er udarbejdet med henblik på en implementering af direktivet, og den beskriver en trinvis miljørisikovurdering for lægemidler til humant brug. Den trinvise fremgangsmåde for en miljørisikovurdering er nærmere gennemgået i (Lynettefællesskabet, 2005).

Direktivet er først trådt i kraft for nylig, og ingen af de lægemiddelstoffer, der er gennemgået i denne rapport, er omfattet af direktivet. Alligevel er direktivets retningslinier for at håndtere data været grundlæggende for fremgangsmåden i rapporten.

2.2.4 PEC_hospital

Den årlige gennemsnitlige PEC_hospital, dvs. den estimerede mængde lægemiddelstof i afløbet fra hospitalet er beregnet som:

PEC_hospital [µg/l] = DDD_hospital * F_WHO / V_hospital

hvor:

DDD_hospital = årligt forbrug i antal definerede daglige doser (DDD) på det enkelte hospital/hospitaler i amtet

F_WHO = mængde aktiv stof pr. DDD

V_hospital = årligt vandforbrug på det enkelte hospital/alle hospitaler i amtet

2.2.5 PEC_{indløb renseanlæg}

I tilløbet til renseanlægget er den gennemsnitlige årlige PEC_{indløb renseanlæg} beregnet som:

PEC_{indløb renseanlæg} [µg/l] = (DDD_hospital + DDD_{primærsektor}) * F_WHO / V_renseanlæg

hvor:

DDD _hospital = årligt forbrug i antal definerede daglige doser (DDD) på det enkelte hosital/hospitaler i amtet/hele landet

DDD_{primærsektor} = årligt forbrug i antal definerede daglige doser (DDD) på det enkelte amt/hele landet anvendt i primærsektoren

F_WHO = faktor, der sammenholder DDD og mængden af aktiv stof i en dose

V_renseanlæg = årlig tilløbsvandmængde på det enkelte renseanlæg/renseanlæg i amtet (inklusiv det fra hospitalet)

2.2.6 PEC_vandområde

PEC_vandområde beregnes her i rapporten som PEC_{indløb renseanlæg} (se ovenfor) divideret med faktor 10 svarende til 10% initialfortynding ved udløb fra renseanlæg. I rapporten anvendes de faktiske tilløbsvandmængder til renseanlæggene. Endvidere tages der ikke højde for, at der kan ske en fjernelse af lægemiddelrester i kloaksystemet eller i renseanlægget gennem miljøkemiske processer som adsorption til slam, fordampning, hydrolyse, biologisk nedbrydning eller andre processer.

PEC_vandområde [µg/l] = PEC_{indløb renseanlæg} [µg/l] /10

2.2.7 PNEC

I den tilgængelige videnskabelige litteratur findes kun økotoksikologiske data for få procent af de anvendte lægemidler. I forbindelse med denne undersøgelse er gennemgået de fleste eksisterende internationale rapporter på området, herunder indsamlet rapporterede effektdata på bakterier, alger, krebsdyr og fisk. For intet stof eksisterer der en fuldstændig økotoksikologisk dataudredning med data for alle trofiske niveauer i det akvatiske miljø. EU (2006) foreslår at anvende EC₁₀-værdier til fastlæggelse af PNEC (Predicted No-Effect Concentration). Da EC₁₀-værdier ikke er tilgængelige, er der her anvendt PNEC bestemt som den laveste EC₅₀ for et lægemiddelstof i det akvatiske miljø relevant organisme. Værdien EC₅₀ divideres med en sikkerhedsfaktor på 1.000, hvorved PNEC opnås. Sikkerhedsfaktoren 1.000 anvendes på grund af dårlig datagrundlag. Lægemiddelstoffer i spildevand forekommer altid som blandinger. Dette er der ikke taget højde for. Stofblandingernes eventuelle antagonistiske eller synergistiske effekter er heller ikke medtaget i vurderingen. Under disse forudsætninger har det været muligt at fastslå PNEC for ca. 50% af de undersøgte lægemiddelstoffer.

2.2.8 Farlighedsvurdering af lægemidlerne i miljøet (PEC/PNEC)

Forholdet PEC/PNEC er anvendt til at karakterisere risikoen. Hvis forholdet er >1, er der potentiel risiko for en effekt. Her er gennemført udregning af følgende PEC/PNEC-forhold:

• PEC_hospital/PNEC vedrører risikoen for kloakmiljøet
• PEC_renseanlæg/PNEC vedrører risikoen for kloakmiljøet og renseanlæg
• PEC_vandområde/PNEC vedrører risikoen ved udledning til det akvatiske miljø

I kapitel 3 er gennemført en tilsvarende beregning dels af risikoen for dannelse af resistente bakterier, dels af antibiotikas potentielle hæmning af slammet i renseanlægget.

Som PNEC for renseanlæg er anvendt MIC₅₀/100. PEC sammenlignes med en MIC₅₀-værdi, der er den minimale antibiotikakoncentration, som kan hæmme væksten af patogene bakterier. Dette betyder, at resistente bakterier i f.eks. luftningstanken kan blive favoriseret (selektionspres). Der henvises til kapitel 3 for yderligere information om denne udregning.

2.3 Gennemgang af caseområderne

2.3.1 De udvalgte caseområder

Der er udvalgt fire caseområder: Hele Danmark, Renseanlæg Lynettens opland, Vejle Amt samt Frederiksberg Hospital.

Tabel 2.3.1 viser vandforbruget i 2005 i de fire cases: Hele Danmark, Renseanlæg Lynetten opland, Vejle Amt, samt Frederiksberg Hospital.

Tabel 2.3.1 Data for hospitaler i området, sengepladser, vandforbrug samt indbyggere i amtet anvendt i beregninger. (Data fra Miljøstyrelsen og de enkelte hospitaler, 2005).

Klik her for at se Tabel 2.3.1

Nedenfor er gennemgået de enkelte cases og det tilhørende datagrundlag.

Casen ”Hele Danmark”

I casen Hele Danmark er koncentrationen af de mest anvendte lægemiddelstoffer i primær- og sekundærsektoren (hospitaler) udregnet ud fra landets samlede spildevandsmængde på 601,8 millioner m³ (Miljøstyrelsens data for 2005), og ud fra hospitalernes vandforbrug. Det anslås, at Danmarks hospitaler totalt udleder ca. 3,5 millioner m³ spildevand (se tabel 2.3.1) til renseanlæggene. Dette tal er estimeret ud fra hospitalernes vandforbrug indenfor Renseanlæg Lynettens opland. For denne sekundærsektor er det tidligere fundet, at der pr. sengeplads anvendes 174 m³ vand/år. I 2005 fandtes der i alt 20.059 hospitalssengepladser i Danmark (www.sundhedsstyrelsen.dk), hvilket giver et estimeret vandforbrug på ca. 3,5 millioner m³/år for hele landet. Dette tal er nok i overkanten, men det har ikke været muligt at fastsætte tallet mere nøjagtigt. Der findes ikke oplysninger om, hvor meget spildevand der produceres på hospitalerne. Det totale vandforbrug på hospitalerne forventes at ende som spildevand på landets renseanlæg.

Lægemiddelkoncentrationsberegningerne følger diagrammet i figur 2.2.1 og de angivne formler i afsnit 2.2.4 - 2.2.6. Resultaterne vil være gennemsnitsværdier for hele Danmark i både ubehandlet og behandlet spildevand, samt spildevand udledt fra hospitalerne.

Endvidere er følgende PEC/PNEC-forhold beregnet for denne case:

• PEC_hospital/PNEC vedrørende risikoen ved kloakarbejde
• PEC_{indløb renseanlæg}/PNEC vedrørende risikoen ved kloakarbejde og arbejde på renseanlæggene
• PEC_vandområde/PNEC vedrørende risikoen ved udledning til det akvatiske miljø

Casen ”Renseanlæg Lynettens opland”

I denne case er udregnet lægemiddelkoncentrationen i spildevandet til Renseanlæg Lynetten for forbruget både i primær- og sekundærsektoren (hospitaler). Primærsektorens lægemiddelforbrug i Renseanlæg Lynettens opland er fundet ved at kvantificere Københavns Kommunes lægemiddelforbrug. Da Renseanlæg Lynettens opland strækker sig ud over Københavns Kommunes grænse, har det været nødvendigt at foretage følgende korrektioner. Dele af Frederiksberg Kommune, Gladsaxe Kommune, Lyngby-Taarbæk Kommune og Københavns Amt udleder spildevand til Renseanlæg Lynetten, hvorved det samlede indbyggertal, der ligger til grund for beregningerne, er 492.308 personer (2003) (se tabel 2.3.1). Lægemiddelforbruget for Københavns Kommune benyttes til at korrigere til det faktiske forbrug hos indbyggerne i oplandet. I Københavns Kommune bor der 502.362 personer (2005). Lægemiddelforbruget i Københavns Kommune korrigeres med faktoren 492.308/502.362 = 0,98 for at imødegå ovenstående, under den antagelse, at lægemiddelforbruget i oplandet er det samme som i Københavns Kommnune. Jf. Lynettefællesskabets hjemmeside (www.lyn-is.dk) var den tilløbne spildevandsmængde 56 millioner m³ i 2005.

For sekundærsektoren (hospitaler) har det også været nødvendigt at foretage visse korrektioner for at kunne estimere lægemiddelkoncentrationen i hospitalernes spildevand. De fundne estimater er gennemsnitsestimater for alle hospitaler i Renseanlæg Lynettens opland.

Tal for lægemiddelforbruget i sekundærsektoren i Københavns Kommune omfatter hospitalerne Amager Hospital, Bispebjerg Hospital, Rigshospitalet, Privathospitalet Hamlet, Steno Diabetes Center og Sankt Lucasstiftelsen. Data for forbruget på Frederiksberg Hospital skal søges under Frederiksberg Kommune og skal derfor lægges til det samlede forbrug. Amtssygehuset i Gentofte hører også til Renseanlæg Lynettens opland, mens lægemiddelforbruget for dette hospital skal søges under Københavns Amt hos Lægemiddelstyrelsen. Tabel 2.3.2 giver et overblik over denne komplicerede fordeling af sygehussektoren på tværs af amter og kommunegrænser i Renseanlæg Lynettens opland.

Mens data for antibiotika direkte kan downloades for det enkelte hospital, er dette ikke muligt for alle øvrige lægemidler. Derfor har det været nødvendigt at korrigere data for disse øvrige lægemidler med udgangspunkt i lægemiddelforbruget i Københavns Kommune. Hovedstadens Sygehusfællesskab (H:S) omfatter følgende hospitaler: Amager, Bispebjerg, Frederiksberg, Hvidovre, Rigshospitalet og Sct. Hans, hvoraf Hvidovre Hospital og Sct. Hans Hospital ligger uden for Renseanlæg Lynettens opland. Tilsammen har H:S 3.850 sengepladser.

Lægemiddelforbruget korrigeres med faktoren 1,13 eller 4333/3851 sengepladser, svarende til forholdet i faktisk antal sengepladser i Renseanlæg Lynettens opland og Københavns Kommune. Det forudsætter, at lægemiddelforbruget er tilsvarende i oplandets hospitaler. Den samlede spildevandsmængde for de enkelte hospitaler er derefter opgjort til 754.362 m³/år svarende til 174 m³/år pr. seng. Resultaterne af de gennemførte analyser fremgår af tabel 2.3.2.

Tabel 2.3.2 Antallet af indbyggere, sengepladser og spildevandsmængder i Renseanlæg Lynettens opland. Der er regnet med et gennemsnitligt vandforbrug på 174 m³/sengepladser.

Der beregnes endvidere følgende PEC/PNEC-forhold for forbruget i Renseanlæg Lynettens opland:

• PEC_hospital/PNEC vedrørende risikoen for kloakmiljøet
• PEC_{indløb renseanlæg}/PNEC vedrørende risikoen for kloakmiljøet og renseanlæg
• PEC_vandområde/PNEC vedrørende risikoen ved udledning til det akvatiske miljø

Endelig er de målte data for Renseanlæg Lynettens spildevand fordelt i henhold til de enkelte lægemiddelstoffer og sammenlignet med de estimerede PEC-værdier i renset spildevand (se tabel 2.4.4).

Casen ”Vejle Amt”

I casen Vejle Amt er lægemiddelforbruget for Vejle Amt kvantificeret for både primær- og sekundærsektoren (hospitaler). I Vejle Amt er der syv hospitaler med i alt 1.307 sengepladser (se tabel 2.3.3). Denne case repræsenterer ”normal scenariet” for de fleste danske amter. Se figur 2.1.1 og 2.1.2 der viser, at lægemiddelmængden i spildevand ikke varierer meget i langt de fleste amter.

Renseanlæggene i Vejle Amt modtager i alt 51.630.000 m³ spildevand/år fra oplandet. Dette tal er benyttet ved estimeringen af lægemiddelkoncentrationen i primærsektoren. Hospitalsspildevandet fra de syv hospitaler er estimeret til i alt 227.418 m³/år ved at benytte det københavnske estimat på 174 m³/år pr. seng.

Vejle Sygehus, der sender spildevand til Vejle Centralrenseanlæg, har oplyst, at det afleder 42.916 m³ spildevand/år (2004) til renseanlægget. Det giver en spildevandsmængde på 135 m³/år pr. seng. Vejle Sygehus har 319 sengepladser af amtets 1.307 sengepladser. I afsnit 2.4 er der estimeret data for den gennemsnitlige lægemiddelkoncentration i amtets syv hospitaler.

Tabel 2.3.3 Antal sengepladser på de enkelte hospitaler i Vejle Amt (2005).

Der beregnes for ”Vejle Amt” følgende PEC/PNEC-forhold:

• PEC_hospital/PNEC vedrørende risikoen for kloakmiljøet
• PEC_{indløb renseanlæg}/PNEC vedrørende risikoen for kloakmiljøet og renseanlæg
• PEC_vandområde/PNEC vedrørende risikoen ved udledning til det akvatiske miljø

Casen ”Frederiksberg Hospital”

I denne case regnes med lægemiddelkoncentration for et enkelt sygehus, da der her foreligger både en lægemiddelopgørelse for dette hospital (eneste hospital i Frederiksberg Kommune), og at der findes data, som oplyser om hospitalets spildevandsproduktion. I 2004 videresendte Frederiksberg Hospital 86.700 m³ spildevand til Renseanlæg Lynetten. Hospitalet har 390 sengepladser, hvilket giver et gennemsnit på 222 m³ spildevand/år/seng. Specielt i et hospitalsscenario vil det være muligt at estimere de forskellige lægemidler, der kun anvendes på sygehuse i forbindelse med specialbehandlinger, f.eks. i forbindelse ved cancerbehandling (cytostatica).

For denne case er der – ud over lægemiddelkoncentrationen i spildevandet – også estimeret:

• PEC_hospital/PNEC vedrørende risikoen for kloakmiljøet

2.4 Resultater

I teksten er kun vist tabeller med hovedresultater. For øvrige resultater henvises til Bilag B, hvor der i tabellerne 1-20 er vist alle mellemregningerne.

2.4.1 Beregning af lægemiddelforbrug (kg) som mængde aktiv stof i henholdsvis primær- og sekundærsektoren (hospitaler)

Tabel 2.4.1 viser et eksempel på opgørelse af lægemiddelforbruget af de mest solgte (anvendte) lægemiddelstoffer (DDD) i Danmark (casen Hele Danmark), i henholdsvis primærsektoren og på hospitalerne (sekundærsektoren). Alle er omregnet til kg aktiv lægemiddel. Derudover er data givet for de mest anvendte steroidhormoner; etinyløstradiol (EE2), østradiol (E2) og østriol (E3), der alle tidligere er blevet identificeret som lægemidler, der har en effekt i miljøet (Miljøstyrelsen, 2004).

Tabel 2.4.1 Forbruget af de meste solgte lægemidler i hele Denmark i 2005, i primærsektoren, henholdsvis på hospitaler og angivet som totalt. Forbruget er vist i millioner DDD og omregnet til kg lægemiddelstof ved hjælp af WHO’s omregningsfaktor. Andelen af forbrug på hospitaler i forhold til totalforbrug er angivet.

Klik her for at se Tabel 2.4.1

Af tabel 2.4.1 ses, at de 40 mest solgte stoffer i primærsektoren er rangeret efter vægt. I 2005 blev solgt i størrelsesorden fra 916 kg (citalopram) op til 362 tons (acetylsalicylsyre). På hospitalerne anvendtes stofferne i en størrelsesorden fra 4,05 kg (atenolo) til 3,8 tons (acetylsalicylsyre). Tabel 2.4.2 viser endvidere, at 1-4% af det samlede lægemiddelforbrug anvendtes på hospitalerne. Angives lægemiddelforbruget på hospitalerne efter vægt, var det 2,1% af det totale forbrug, der anvendtes på hospitalerne. Der er tilfælde, hvor speciallægemidler primært eller kun anvendes på hospitaler, og her vil man se 100% anvendelse af lægemiddelstoffet i sekundærsektoren.

Tabel 2.4.2 giver eksempler på lægemiddelstoffer, der først og fremmest anvendes på hospitalerne (op til 100% i hospitalsregi) inden for casen Renseanlæg Lynettens opland. Det drejer sig især om lægemiddelstoffer til behandling af sygdomme som kræft, HIV-infektion og tilsvarende alvorlige sygdomme. Disse stoffer er generelt mistænkt for at have en effekt i miljøet på grund af deres cytotoksiske effekter (Halling-Sørensen et al., 1998). Langt de fleste af disse stoffer anvendes dog kun i begrænsede mængder (typisk mellem 100 g og op til 150 kg – se tabel 2.4.2). Det bør dog erindres, at hospitalernes spildevandsmængder også er tilsvarende små, hvorfor koncentrationen i spildevandet af sådanne stoffer ved afledning fra hospitalet godt kan være relativ stor.

Tabel 2.4.2 Eksempler på lægemidler, der primært anvendes (efter antal doser) på hospitaler, der udleder spildevand til Renseanlæg Lynetten i 2005. Data er beregnet for henholdsvis primærsektoren, på hospitaler og som totalt. Forbruget er vist i millioner DDD og omregnet til kg lægemiddelstof ved hjælp af WHO’s omregningsfaktor. Procentforbrug på hospitaler i forhold til totalforbrug er desuden angivet.

Klik her for at se Tabel 2.4.2

I tabel 1-8 i Bilag B findes tilsvarende data for de andre cases: Renseanlæg Lynettens opland, Vejle Amt og Frederiksberg Hospital. Tabellerne viser, at det er de samme 10 lægemiddelstoffer, der anvendes mest i alle caseområder. Acetylsalicylsyre (smertestillende middel), paracetamol (smertestillende middel), ibuprofen smertestillende middel), metformin (sukkersyge) og phenoxymethylpenicillin (antibiotikum) indtager de fem første pladser i alle cases. Af tabellen (tabel 1-8 i Bilag B) over de 40 mest solgte lægemiddelstoffer (efter vægt) i Danmark fremgår, at lægemiddelforbruget og lægemiddelvalget er meget ensartet i alle fire cases.

Til forskel for primærsektoren, er lægemiddelanvendelsen på hospitalerne dog mere heterogen. Det er tydeligt, at stofvalget er forskelligt fra hospital til hospital, nok fordi hospitalerne har meget forskelligartede behandlingsspecialer, men også fordi lægerne på grund af af deres frie ordinationsret kan vælge forskellige speciallægemidler til behandling af samme sygdom. Derfor er det svært at ekstrapolere data for lægemiddelanvendelse på ét hospital til et andet. I tabel 8 i Bilag B er der vist data for de stoffer, som primært anvendes på Frederiksberg Hospital sammenlignet med de, der anvendes i hele Frederiksberg Kommune. Sammenlignes disse data med de anvendte på H:S hospitalerne i casen Renseanlæg Lynettens opland, ses et meget forskelligt lægemiddelvalg.

2.4.2 Bestemmelse af PEC

I tabel 2.4.2 er vist estimerede PEC i enheden µg/l for alle fire scenarier. Metoden, der skematisk er vist i figur 2.2.1, danner baggrund for den fremlagte beregningsmetode. Forbrugsdata fra tabel 1-8 i Bilag B samt spildevandsmængder for forskellige amter og hospitaler, jf. tabel 2.3.1, er anvendt til denne beregning. Som tidligere nævnt i afsnit 2.2 er forbrugsdata ikke korrigeret for nedbrydning i mennesker eller nedbrydning i miljøet. Korrektionen er udeladt, fordi litteraturoplysninger om stoffernes skæbne erfaringsmæssigt beror på test med ikke-standardiserede metoder, der gør data vanskeligt sammenlignelige. At sammenligne estimerede PEC-værdier baseret ud fra forbrugsdata alene vil give et mere sammenligneligt grundlag.

Jf. figur 2.2.1 er følgende regneprocedure valgt for beregning af PEC_hospital, hvor koncentrationsniveauet af lægemidler (µg/l) i spildevandet fra hospitalet (m³) benyttes. Det giver koncentrationsniveauet for de lægemiddelstoffer, som sendes fra hospitalet til renseanlægget. PEC_{indløb renseanlæg} er koncentrationsniveauet af lægemiddelstoffer (µg/l) fra både fra hospitaler og primærsektoren i det samlede spildevand (m³), der tilføres renseanlægget. Endelig er PEC_vandområde estimeret som PEC_{indløb renseanlæg} divideret med 10. Denne værdi estimerer den koncentration af lægemidlet, som ud fra en konservativ antagelse er til stede i renset spildevand. Det vil sige, at det forudsættes, at der ikke sker nogen fjernelse i renseanlægget.

I tabel 9-12 i Bilag B er udregningen af de underliggende data i de tre andre scenarier: Renseanlæg Lynettens opland, Vejle Amt, og Frederiksberg Hospital vist.

Tabel 2.4.3 Eksempel på udregning af Predicted Environmental Concentration (PEC) for casen Hele Danmark. PEC_hospital, PEC_{indløb renseanlæg} samt PEC_vandområde er udregnet for de 35 mest solgte lægemidler samt steroidhormoner. Lægemidlerne er opstillet efter faldende forbrugsmængde. Lignende data findes i Bilag B for de andre caseområder.

Klik her for at se Tabel 2.4.3

Sammenlignes PEC-værdier for det samme lægemiddelstof udregnet for de forskellige cases, både som forbrug i primær- og sekundærsektoren, findes data at være af samme størrelsesorden.

Hvis man eksempelvis ser på et af top 5 stofferne paracetamol, estimeres PEC_hospital (µg/l) (jf. tabel 1, 3, 5 og 7 i Bilag B) i casene Hele Danmark, Københavns Kommune, Vejle Amt og Frederiksberg Hospital til henholdsvis 2.680,5 µg/l, 2.065,2 µg/l, 16.357,5 µg/l og 3.079,6 µg/l. Selve forbruget (kg) af paracetamol varierer fra case til case, men den resulterende spildevandskoncentration estimeres i samme størrelsesorden i alle cases – dog med Vejle Amt i top. Tilsvarende trend går igen for næsten alle top 35 lægemidler.

Et andet eksempel er erythromycin (antibiotikum), der anvendes i mere begrænsede mængder end paracetamol. PEC_hospital estimeres for casene Hele Danmark, Københavns Kommune, Vejle Amt og Frederiksberg Hospital til henholdsvis 9,3 µg/l, 9,5 µg/l, 46,6 µg/l og 11,5 µg/l. Igen findes den største koncentration i Vejle Amt.

Gentages beregningen for lægemidlet, cyclosporin, der primært anvendes på hospitaler som immunnedsættende middel (vist i tabel 2, 4, 6 og 8 i Bilag B), estimeres PEC_hospital for casene Hele Danmark, Københavns Kommune, Vejle Amt og Frederiksberg Hospital til henholdsvis 35,2 µg/l, 65,9 µg/l, 104,9 µg/l og 0 µg/l (anvendes ikke på Frederiksberg Hospital). For et andet stof, tamoxifen (antiøstrogen) beregnes værdierne til henholdsvis 10,8 µg/l, 6,66 µg/l, 74,6 µg/l og 0,23 µg/l.

Begge eksempler viser, at PEC_hospital for speciallægemidler generelt estimeres til samme koncentrationsniveau i alle fire cases, beregnet for samme lægemiddel. For disse stoffer synes PEC_hospital for casen Vejle Hospital også at være lidt større end for de tre andre cases.

Langt de fleste speciallægemidler, inklusiv cancermidler, der langt overvejende anvendes på sygehuse, estimeres til PEC_hospital koncentrationer på 5-50 µg/l (jf. figur 2.2.1). Dvs. en relativ stor koncentration, når PEC_hospital sammenlignes med PEC_{indløb renseanlæg}. Det er dog ikke overraskende, da lægemiddelforbruget er stort i forhold til spildevandsmængden pr. seng, da alle modtager lægemidler under indlæggelse. En stor PEC_hospital for et lægemiddel bør vurderes i sammenhæng med stoffets nedbrydelighed.

Typiske PEC_{indløb renseanlæg} estimeres i størrelsesorden 1 til 10 µg/l, dog 1 til 80 µg/l for lægemiddelforbruget i Vejle Amt. For de fem mest anvendte lægemidler: acetylsalicylsyre, paracetamol, ibuprofen, metformin og phenoxymethylpenicillin estimeres højere lægemiddelkoncentrationer og resultater i størrelsesorden 100-1.000 µg/l (helt op til 4.000 µg/l i casen Vejle Amt). Resultater i kapitel 3 vise dog, at både acetylsalicylsyre, paracetamol og ibuprofen fjernes i renseanlæg. Phenoxymethylpenicillin metaboliseres fuldstændigt. Igen ses der god sammenhæng, hvad angår koncentrationer for de enkelte lægemiddelstoffer i alle fire cases.

PEC_{indløb renseanlæg} for speciallægemidler, der primært anvendes på hospitaler, er markant lavere end PEC_hospital. PEC_{indløb renseanlæg} for denne type lægemidler estimeres ofte til langt under 1 µg/l. Igen er der overensstemmelse i bestemmelserne for alle cases (se tabel 9-12 i Bilag B).

Afsluttende estimeres PEC_vandområde, som er PEC_{indløb renseanlæg} divideret med faktoren 10. Det er en worst case koncentration, som det forventes kan blive eksponeret til vandmiljøet. For størstedelen af de undersøgte lægemiddelstoffer beregnes værdier af størrelsesorden 0,1 til 1 µg/l. De samme fem lægemiddelstoffer som omtalt i ovenstående tekst: acetylsalicylsyre, paracetamol, ibuprofen, metformin og phenoxymethylpenicillin estimeres dog til højere koncentrationsniveauer på mellem 5 og 50 µg/l. Men fire ud af fem af disse lægemiddelstoffer har som sagt en god fjernelse i renseanlægget. Igen er der en tendens til, at PEC_vandmiljø for Vejle Amt generelt estimeres til større værdier end for de andre cases.

Tabel 2.4.4 sammenligner PEC_{indløb renseanlæg} for casen: Renseanlæg Lynettens opland med faktisk målte lægemiddelkoncentrationer i udløbet fra Renseanlæg Lynetten (målinger DFU – ikke tidligere publiceret). De estimerede PEC_{indløb renseanlæg} (beregnet i tabel 9-12 i Bilag B), er generelt højere end de få målte data, der foreligger for udløbet fra danske renseanlæg. Det viser, at der generelt er en fjernelse af de fleste lægemiddelrester, der er målt for i renseanlægget. Eksempelvis er cimetidin (mod mavesår) estimeret til 7,6 µg/l i indløbet til Renseanlæg Lynetten og målt i udløbet til mellem 1,35-4,4 µg/l. Lignende data for furesemid (vanddrivende) er estimeret til 5,6 µg/l i indløbet til Renseanlæg Lynetten og målt til 1,6-1,7 µg/l i Renseanlæg Lynettens udløb. Generelt findes der, når PEC_{indløb renseanlæg} sammenholdes med de målte værdier, en fjernelse på mellem en faktor 3 og 1.000. De højeste fjernelser findes for acetylsalicylsyre, paracetamol, ibuprofen og phenoxymethylpenicillin. En væsentlig forskel mellem de beregnede PEC_vandmiljø og målte værdier i udløbet er, at forbruget er baseret på årsgennemsnit, mens måling ofte er baseret på få døgnprøver eller stikprøver. Dermed mistes viden om døgn-, uge- og månedsvariationer.

Tabel 2.4.4 Sammenligning af estimerede PEC_indløb for casen Renseanlæg Lynettens opland, målte koncentrationer i behandlet spildevand fra Renseanlæg Lynetten (MEC_udløb), indløb og udløb fra Sjölunda reningsverk, Sverige (Christensen et al., 2006) samt målte koncentrationer i hospitalsspildevand fra Sverige.

Klik her for at se Tabel 2.4.4

I tabel 2.4.3 er for sammenligningens skyld også angivet PEC_hospital og

PEC_{indløb renseanlæg}. Ses der på værdierne for steoridhormonerne: østriol, østradiol og ethinyløstradiol (p-pille østrogen) har Miljøstyrelsen (2004) målt disse stoffer i behandlet spildevand i koncentrationer på 0,1-80 ng/l. Her er stofferne estimeret i koncentrationer fra 0,008 til 5 ng/l i overfladevand. Der er derfor også for denne stofgruppe en rimelig overensstemmelse imellem estimerede og målte værdier. Der foreligger ikke data for andre lægemiddelkoncentrationer i overfladevand i Danmark. Generelt findes koncentrationsniveauet afhængigt af lægemiddelstof – i udenlandske studier – i intervallet 0,05 µg/l til 1,0 µg/l. Disse data er i overensstemmelse med PEC_vandmiljø estimeret i denne rapport.

2.4.3 Resultater af farlighedsvurderingen af lægemidlerne i miljøet (PEC/PNEC)

Forholdet PEC/PNEC er anvendt til at værdisætte risikoen ved afledning af lægemidler i spildevand. Hvis forholdet er >1, er der potentiel risiko for en effekt (se afsnit 2.2.8). Her er der gennemført beregning for følgende PEC/PNEC-forhold:

• PEC_hospital/PNEC vedrørende risikoen for kloakmiljøet
• PEC_{indløb renseanlæg}/PNEC vedrørende risikoen for kloakmiljøet og renseanlæggene
• PEC_vandområde/PNEC vedrørende risikoen ved udledning til det akvatiske miljø

I tabel 2.4.5 er givet resultaterne i form af PEC/PNEC-forhold for alle lægemidler, hvor de økotoksikologiske data var opnåelige for casen Hele Danmark.

Tabel 2.4.5 PEC/PNEC-forhold (worst case) for alle lægemidler, hvor de toksikologiske data har været tilgængelige for casen ”Hele Danmark”.

Klik her for at se Tabel 2.4.5

I tabel 14-16 i Bilag B vises tilsvarende tabeller med PEC/PNEC-forhold for de andre caseområder. For en hel del lægemiddelstoffer, inklusive de speciallægemidler, der bruges på hospitaler (se tabel 13-16 i Bilag B), kan der ikke vurderes et PEC/PNEC-forhold, fordi der ikke findes økotoksikologiske data for disse stoffer. Denne information er fremhævet i tabel 2.4.5 ved, at der er anført IØ ud for de stoffer, der ikke kan vurderes på grund af manglende data. Da stofferne som sådan ikke kan vurderes, vil de ikke umiddelbart kunne frikendes. I øvrigt skal det bemærkes, at der i undersøgelsen ikke er medtaget nedbrydningsdata.

Tabel 2.4.5 viser, at PEC_hospital/PNEC, dvs. det forhold, der vedrører risikoen for kloakmiljøet, er udpeget for de stoffer i Bilag B, hvor PEC/PNEC er >1. Disse lægemiddelstoffer er: acetylsalicylsyre, paracetamol, ibuprofen, metoprolol, valproinsyre, sulfamethizol, carbamazepin, amoxicillin, verapramil, erythromycin, diclofenac, tetracyclin, citalopram, samt kønshormonerne, østradiol (E2), ethinyløstradiol (EE2) samt østriol (E3).

For både acetylsalicylsyre, paracetamol og ibuprofen er PEC-værdierne overestimerede, fordi nedbrydningsdata og metabolisme ikke er medtaget i denne beregning. Hvis disse data havde kunnet indregnes, kan det forudses, at disse stoffers PEC/PNEC-forhold falder markant (se også kapitel 3 om bionedbrydning i renseanlæg). Værdier for PEC/PNEC >100 findes for paracetamol, amoxicillin, erythromycin, tetracyclin, og østradiol.

Tabel 2.4.5 viser, at for PEC_renseanlæg/PNEC, dvs. det forhold der vedrører risikoen for kloakmiljøet og renseanlæggene, er der identificeret 10 stoffer, hvor PEC/PNEC er >1. Lægemiddelstofferne er: acetylsalicylsyre, paracetamol, ibuprofen, amoxicillin, erythromycin, tetracyclin, citalopram, samt kønshormonerne, østradiol (E2), ethinyløstradiol (EE2) samt østriol (E3). PEC/PNEC >100 findes for erythromycin, tetracyclin, og østradiol.

Endelig viser tabel 2.4.5, at PEC_vandområde/PNEC, dvs. det forhold der vedrører risikoen ved udledning til det akvatiske miljø, identificerer syv lægemiddelstoffer, som er til risiko for det akvatiske miljø, da PEC/PNEC er >1. Lægemiddelstofferne er: paracetamol, ibuprofen, amoxicillin, erythromycin, tetracyclin, samt kønshormonerne, østradiol (E2) og østriol (E3). Det vil sige, at ud over paracetamol er det kun antibiotika og steroidhormoner, der kommer over cut-off værdien på 1. I kapitel 3 vises data for, at både paracetamol og ibuprofen fjernes i renseanlæg.

PEC_vandområde/PNEC har vist sig at være <1 for ethinyløstradiol i denne opgørelse. I andre studier (se nedenfor) er den fundet over 1. PEC/PNEC >100 findes kun for østradiol.

I tabel 2.4.6 er vist en sammenligning af PEC/PNEC-data for alle top 40 stofferne i de fire cases. Resultaterne beskrevet ovenfor gælder for alle fire cases. Generelt er det antibiotika, hormoner, et antiepilepsimiddel samt en selektiv serotoningensoptagshæmmer (SSRI) (såkaldte lykkepiller), der falder ind under grupper af stoffer, som har effekt. Som tidligere omtalt er der mange stoffer, det ikke har været muligt at vurdere på grund af manglende økotoksikologiske data (se tabel 2.4.5).

En svensk undersøgelse (Läkemedelsverket) identificerede i 2005 ved hjælp af en tilsvarende beregningsmetode en PEC_vandområde/PNEC >1 for kønshormonerne ethinyløstradiol, østradiol og østriol samt lægemiddelstoffet paracetamol. Den svenske undersøgelse inddrog kun top 20 lægemidler i Sverige, mens denne undersøgelse har set på ca. 40 stoffer.

En tilsvarende engelsk undersøgelse udført af Environmental Agency i England har foretaget samme vurdering for ca. 75 stoffer anvendt i England, hvor der blev fundet PEC_vandområde/PNEC >1 for stofferne oxytetracyclin, propanolol, amitipyline, thioridazine, fluoxitine, paracetamol og dextropropoxifene. Kønshormonerne blev ikke undersøgt i det engelske studie. Paracetamol blev ligesom i det svenske studie og denne rapport identificeret. Stofferne oxytetracycline, propanolol, amitipyline, fluoxitine, og dextropropoxifene anvendes også i Danmark, men ikke i så store mængder, at de optræder på top 40 listen. I stedet for oxytetracycline anvendes i Danmark et lignede antibiotikum, tetracyclin, som er på den danske liste over stoffer med en PEC_vandmiljø/PNEC >1. Thioridazine anvendes ikke i Danmark. Resultaterne i den engelske undersøgelse er derfor i overensstemmelse med de danske resultater.

Tabel 2.4.6 Sammenligning af worst case PEC/PNEC i de fire cases for alle stoffer i denne undersøgelse, hvor forholdet er >1. En eventuel fjernelse i renseanlægget er ikke medregnet i beregningen.

Klik her for at se Tabel 2.4.6

2.5 Delkonklusioner

Vurderinger foretaget i denne rapport er baseret på normal terapeutisk anvendelse af lægemidlerne og forbrugsdata fra Lægemiddelstyrelsen.

På baggrund af præsentationen af beregningsmetoden og resultaterne i dette kapitel kan følgende delkonklusioner drages:

• Resultater viser, at spildevandet i de undersøgte områder potentielt indeholder imellem 3 og 9 DDD pr. m³ spildevand regnet ud for 2005. Det største indhold findes fra Københavns Kommune (9,1 DDD/m³ spildevand), og det laveste (3,0 DDD/m³ spildevand) er fra Ribe Amt
• Caseområderne: Hele Danmark, Renseanlæg Lynettens opland, Frederiksberg Hospital og Vejle Amt vil være repræsentative for variationer i lægemiddelforbruget i Danmark. Beregningsmodeller vil kunne anvendes på andre amter/regioner
• Med baggrund i en litteratursøgning er det foreslået at anvende den af EMEA (EU, 2006) udviklede metode til at identificere potentielle problemstoffer eller problemstofgrupper (se afsnit 2.2). I afsnit 2.2.1 gives et detaljeret overblik over datavalg
• I tilgængelig videnskabelig litteratur findes kun økotoksikologiske data for få procent af de anvendte lægemidler. For intet stof eksisterer der en fuldstændig økotoksikologisk dataudredning med data for alle trofiske niveauer i det akvatiske miljø. Specielt for speciallægemidler (såsom cytostatica, hormoner, og antivirale stoffer) på hospitalerne er det økotoksikologiske datagrundlag mangelfuldt, hvorfor en farlighedsvurdering ikke kan foretages for sådanne stoffer
• Data viser, at kun 1-4% af det samlede lægemiddelforbrug anvendtes på hospitalerne. Angives lægemiddelforbruget på hospitalerne efter vægt, var det kun 2,1% af det totale forbrug, der anvendtes på hospitalerne. Det er speciallægemidler, som udelukkende anvendes på hospitaler
• Sundhedsvurderinger: På det foreliggende grundlag kan der ikke konkluderes på den sundhedsmæssige betydning for mennesker (arbejdsmiljø) forbundet med udledning af lægemidler som følge af uønsket eksponering. Generelt er de koncentrationer, der findes i miljøet og renseanlægget betragteligt under de terapeutiske doser, som administreres. Det udelukker dog ikke, at der kan være eksponeringsforhold af betydning for sundheden for særligt følsomme personer
• Der er gennemført beregninger af PEC i worst case. For langt de fleste lægemiddelstoffer er der ikke kendskab til deres skæbne på renseanlæg, hvorfor der ikke er taget hensyn til dette i beregningerne. For enkelte lægemiddelstoffer, såsom acetylsalicylsyre, paracetamol, ibuprofen og phenoxypenicillin, der er blandt de mest solgte lægemidler, vides, at de fjernes i renseanlæg (se kapitel 3)
• Sammenlignes PEC_{indløb renseanlæg} for casen Renseanlæg Lynettens opland med faktisk målte lægemiddelkoncentrationer i udløbsvandet fra Renseanlæg Lynetten, estimeres indløbskoncentrationen for et lægemiddelstof generelt højere, end de målte data, der foreligger for udløbsvandet af det pågældende lægemiddel. Resultater peger derfor på, at der for en del lægemidler er en fjernelse af lægemiddelrester i renseanlægget. De højeste fjernelsesprocenter findes for acetylsalicylsyre, paracetamol, ibuprofen og phenoxymethylpenicillin
• Der foreligger ikke data for lægemiddelkoncentrationen i overfladevand i Danmark, men generelt findes koncentrationsniveauet (afhængigt af lægemiddelstof) for målinger i udenlandske studier i størrelsesordenen 0,05 µg/l til 1,0 µg/l. Sådanne data er derfor i god overensstemmelse med de estimerede worst case for PEC_vandmiljø
• PEC_vandområde/PNEC, dvs. det forhold der vedrører risikoen ved udledning til det akvatiske miljø, identificerer syv lægemiddelstoffer, der er til risiko for det akvatiske miljø, da PEC/PNEC er >1. Lægemiddelstofferne er: paracetamol, ibuprofen, amoxicillin, erythromycin, tetracyclin, samt kønshormonerne, østradiol (E2), samt østriol (E3). Det vil sige, at ud over paracetamol er det kun antibiotika og kønshormoner, der kommer over cut-off værdien på 1. PEC/PNEC >100 findes kun for østradiol
• En sammenligning af PEC/PNEC-data (worst case) for alle top 40 stofferne i de fire cases viser, at det generelt er antibiotika, hormoner, et antiepilepsimiddel samt en selektiv serotoningensoptagshæmmer, der falder ind under gruppen, som har et PEC/PNEC >1. Mange stoffer, der primært anvendes på hospitaler, har det ikke været muligt at vurdere på grund af manglende økotoksikologiske data
• Lignende svenske og engelske undersøgelser, udført af den svenske lægemiddelstyrelse (Läkemedelsverket, 2004) henholdsvis Environmental Agency i England, har identificeret omtrent de samme lægemiddelstoffer, som dem der har PEC_vandomåde/PNEC >1

| Forside | | Indhold | | Forrige | | Næste | | Top |

Version 1.0 September 2007, © Miljøstyrelsen.