|
Begrænsning af humane medicinrester og antibiotikaresistens i spildevand med fokus på reduktion ved kilden 3 Renseanlægs evne til at omsætte/fjerne lægemiddelstoffer
I dette kapitel kortlægges data om de mest problematiske grupper af lægemidler, jf. kapitel 2, for at fastslå, hvorvidt de omsættes eller fjernes i avancerede kommunale renseanlæg. Viden om dette er primært blevet bragt til veje i EU projekterne, Poseidon[1] og Remphamawater[2], afsluttet i 2004 henholdsvis i 2003. I Danmark har Miljøstyrelsen foranlediget udført Miljøprojekt nr. 799 ”Hormonforstyrrende stoffer og lægemidler i spildevand” (Miljøstyrelsen, 2003) og Miljøprojekt nr. 899 ”Degradation of estrogens in sewage treatment processes” (Miljøstyrelsen, 2004). Miljøstyrelsen (2004) er specielt relevant for denne rapport, da den beskriver steoridøstrogeners skæbne i renseanlæg. I kapitel 2 blev steroidøstrogener beskrevet som en af de stofgrupper, det er relevant at undersøge i denne sammenhæng. Tilsvarende er der set på antibiotikaresistente bakteriers evne til at ”overleve” i renseanlæg, og det er vurderet, om antibiotikaresistente bakterier herunder patogene bakterier omsættes/fjernes på avancerede kommunale renseanlæg. I dette kapitel belyses endvidere, om lægemiddelrester kan forventes at hæmme biologiske de processer i renseanlæg. Ifølge den nuværende viden i litteraturen er det primært de anvendte antibiotika, der kan hæmme slambakteriernes evne til at omsætte andre miljøfremmede stoffer. Det er valgt at fokusere på antibiotika og vurdere følgende to effekter: selektionspres, der muliggør spredning og opformering af resistente bakterier samt hæmning af nitrifikationen. Den foreslåede risikovurderingsmetode bygger på den metode, der er angivet i afsnit 2.2.7 og 2.2.8 og som foreslår anvendelse af PNEC-værdier ud fra MIC/100 (Minimum Inhibitory Concentration against pathogen bacteria) foreslået af Kümmerer & Henninger (2003). Desuden vurderes slamhæmning ud fra (EC50/1.000), som foreslået i Halling-Sørensen (2001). Metoden har tidligere været anvendt i Lynettefællesskabet (2005). 3.1 Nedbrydning af lægemiddelstoffer i renseanlægI 2002 var der totalt 1267 renseanlæg >30 PE i Danmark, hvoraf omkring en femtedel af dem renser ca. 90% af den samlede spildevandsmængde. De danske renseanlæg >5.000 PE er siden iværksættelsen af den første Vandmiljøplan (VMP 1) i 1987 blevet udbygget til næringssaltfjernelse, således at de i dag kan leve op til de strengere udledningskrav for næringssalte og organisk stof, der blev indført som en del af planen. Det typiske, større danske renseanlæg foretager i dag en indledende mekanisk rensning af spildevandet, hvorefter det underkastes en biologisk behandling, herunder fjernelse af kvælstof, en omsætning af organisk stof i et aktiv slam system, samt kemisk fældning eller biologisk fjernelse af fosfor. Til sidst passerer det rensede spildevand gennem en efterklaringstank (+ eventuelt filter), før det ledes ud i recipienten. Parallelt hermed behandles primærslam og overskudsslam ved udrådning, afvanding og tørring samt forbrænding. En del slam genanvendes på landbrugsjord. Viden om skæbne for lægemiddelstoffer på danske renseanlæg er yderst begrænset. I det følgende vil den eksisterende viden blive opsummeret specielt i lyset af, at de stofgrupper, der i kapitel 2 blev identificeret til at have en PECvandmiljø/PNEC >1. I tabel 2.4.3 (kapitel 2), er identificeret syv lægemiddelstoffer, der ved udledning til det akvatiske miljø kan risikere at påvirke miljøet. De fundne lægemiddelstoffer er: paracetamol, ibuprofen (NASID-smertestillende), amoxicillin (antibiotikum), erythromycin (antibiotikum), tetracyclin (antibiotikum), samt kønshormonerne, østradiol (E2), samt østriol (E3). Derfor kan det konkluderes, at lægemiddelgrupperne: NSAID-stoffer (smertestillende), antibiotika samt kønshormoner bør specifikt vurderes i kapitlet. SSRI-præparatet citalopram og det antiepileptiske middel carbamazepin er beregnet at have PECrenseanlæg/PNEC >1, hvorfor denne stofgruppe også er medtaget i denne del af undersøgelsen. Den totale liste af stofgrupper bliver derfor: antibiotika, NSAID, SSRI, antiepilepsimidler og steroidøstrogener. Når der tilledes hospitalsspildevand til renseanlægget, er det relevant at vurdere, om anti-østrogener og anti-androgener bør medtages. Generelt kan det konkluderes, at disse lægemiddelstoffer, hvis der ses bort fra steroidhormoner, anvendes i større mængder end 1.000 kg årligt, hvilket resulterer i PECrenseanlæg >1 µg/l. PECrenseanlæg for steroidøstrogenerne er generelt <0,5 ng/l, men på grund af deres miljøfarlighed er de en stofgruppe (NOEC = 0,1-1 ng/l), der altid bør holdes under observation i overvågningsprogrammer. Omsætning/fjernelse af lægemiddelstoffer i renseanlægget kan teoretisk ske ved følgende fire processer: Biologisk nedbrydning, sorption til slam, stripning og kemisk oxidation. Strinping forventes ikke ud fra lægemidlernes fysisk/kemiske egenskaber, da denne proces nødvendiggør, at stofferne er flygtige. Kemisk oxidation er i kapitel 4 vurderet som en behandlingsmåde for at fjerne lægemiddelstoffer i spildevandet. Når der i de følgende afsnit omtales fjernelse af lægemiddelstoffer i renseanlæg, er der, med mindre andet er nævnt, tale om fjernelse fra vandfasen. Der findes kun få undersøgelser af massebalancer for lægemidler over renseanlæg, hvor man også har målt på slamfasen (se afsnit 4.3). 3.2 Lægemidlers sorption til slamDet vurderes, at lægemidler eller metabolitter med logKow >3 i betydeligt omfang vil fordele sig til slamfasen i et typisk dansk renseanlæg. Ud af lægemidlerne på top 25-listen har kønshormonerne, østradiol, østron og ethinyløstradiol, en logKow >3, og det samme gælder for ibuprofen, enalapril, ketoconazol og xylometazolin. En række lægemidler har logKow mellem 2 og 3, hvor adsorption til slam også kan være betydningsfuld. Dette gælder for furosemid, amlopidin, diazepam, citalopram, zopiclon og acetylsalicylsyre-metabolitten salicylsyre, og hvor funktionelle grupper ved enten høj eller lav pH (pH 4-9) kan fremme sorptionen til slam på grund af ioniserede funktionelle kemiske grupper (pKa-værdier). Det vurderes generelt, at en hel del lægemidler ikke sorberer kraftigt til slam, hvorfor slam for langt de fleste lægemidlers vedkommende ikke vil være en vigtig fjernelsesmekanisme på grund af stofferne vandopløselighed. I tabel 3.2.1 er beregnet forholdet imellem kulstof og vand (Koc) for en række lægemiddelstoffer ved hjælp af programmet EPI Suite (Miljøstyrelsen, 2003), som udtrykker lægemidlers evne til at binde sig til slam. Denne liste viser også, at langt de fleste lægemiddelstoffer har en Koc, der gør, at logKd vil være omkring 2, og stoffet derfor ikke vil binde sig væsentligt til slam. Hvis logKd er under 2,5, siges, at stofferne normalt ikke binder sig væsentligt til slam. Stoffernes sorption til slam udtrykkes som Kd = foc *Koc, hvor foc er en faktor, der udtrykker slammets organiske indhold (foc = 0,35). I Miljøstyrelsen (2002b) er sorptionen til slam estimeret for en række lægemiddelstoffer. Tabel 3.2.1 Koc og logKoc for en række lægemiddelstoffer. Fordelingen til slam udtrykkes som Kd =foc *Koc, hvor foc udtrykker slammets organiske indhold.
3.3 Fjernelsesgraden i renseanlægget for de enkelte lægemiddelstofferI dette afsnit er der specielt fokuseret på fjernelsen af de ovenfor identificerede stofgrupper (se også kapitel 2): Antibiotika, NSAID, SSRI, antiepilepsimidler og steroidøstrogener. Fjernelsesgraden for 14 lægemidler og metabolitter ved passage af et biologisk renseanlæg er blevet undersøgt i Tyskland (Ternes, 1998). Fjernelsesgraderne varierede fra blot 7% op til 96%. For 10 ud af de 14 stoffer var fjernelsesgraden større end 60%. For flertallet af stofferne fandtes der ingen præcise informationer om deres nedbrydelighed og deres fordeling i vand henholdsvis slam, Det er derfor vanskeligt at vurdere, hvor meget fjernelsen skyldes nedbrydning eller sorption til slamfasen. Derfor konkluderes, at denne fordeling ikke kan afgøres på det foreliggende grundlag. En lav logKow og en stor elimination af stoffet er en indikation på nedbrydelighed. For tre stoffer på den danske liste er der givet følgende fjernelsesprocenter: – acetylsalicylsyre: 81%, – ibuprofen: 90%, – metoprolol: 83%. Metoprolol, som ikke var på den danske liste i 2000, findes der ikke umiddelbart en analysemetode, som kan honorere kravene til detektion, dvs. kvantificerbarhed ved de forventede koncentrationer i spildevand. Acetysalicylsyre og ibuprofen er de to mest solgte lægemiddelstoffer i Danmark og er i kapitel 2 også vurderet til at blive fjernet i renseanlægget, hvorfor PEC vurderes til at være overestimeret. 3.3.1 Miljøprojekt 799Miljøprojekt 799 (Miljøstyrelsen, 2003) har rapporteret en undersøgelse, der bl.a. har haft til formål at foretage en indledende karakterisering af indholdet af kønshormoner samt en række hormonforstyrrende industrikemikalier og lægemiddelstoffer i dansk byspildevand. Lægemidlers miljøegenskaber er i almindelighed dårligt belyst, og der hersker derfor usikkerhed omkring de mulige effekter fra udledninger af disse stoffer. Der er i forbindelse med dette projekt blevet fokuseret på stoffer, der er blandt de mest anvendte i Danmark inden for de forskellige hovedgrupper af lægemidler. I efteråret 2002 blev der gennemført en praktisk undersøgelse på følgende tre danske renseanlæg for at karakterisere indholdet af hormonforstyrrende stoffer og humane lægemidler i urenset og renset spildevand: Spildevandscenter Avedøre I/S, som er et af de største danske renseanlæg med et blandet opland omfattende både industri, boliger og to store hospitaler; Usserød Renseanlæg, som er et middelstort anlæg med et opland domineret af boligområder, men som tillige omfatter ét hospital; Kalundborg Centralrenseanlæg, som er et middelstort anlæg med et atypisk opland, og hvor halvdelen af spildevandet stammer fra en enkelt virksomhed. Kalundborg Centralrenseanlæg var det eneste anlæg i Danmark i 2003, der havde installeret et system til efterbehandling med ozon af renset spildevand. Følgende lægemiddelstoffer indgik i undersøgelsen: Østron (E1) Kun østrogener er blevet detekteret i udløbet fra et eller flere renseanlæg og med betydeligt reducerede koncentrationer i forhold til indløbskoncentrationen). Østrogener er også blevet målt i adskillige spildevandsprøver i koncentrationer mellem 0,1-80 ng/l, (Miljøstyrelsen, 2005). De observerede stofkoncentrationer i spildevandet fra Spildevandscenter Avedøre I/S og Usserød Renseanlæg fandtes gennemgående på et niveau med andre målinger i den internationale litteratur, mens værdierne på Kalundborg Centralrenseanlæg typisk var noget lavere, muligvis forårsaget af en atypisk spildevandssammensætning i dette anlæg. Måling (se tabel 3.3.1) på de tre renseanlæg af de ovenfor nævnte 11 lægemiddelstoffer viste, at acetylsalicylsyre (incl. nedbrydningsproduktet salicylsyre) og paracetamol, findes i indløbene til alle tre renseanlæg (henholdsvis over 1,1 µg/l og 72 µg/l). Da disse to stoffer ikke har kunnet påvises i nogen udløbsprøve, må det konkluderes, at de enten bliver nedbrudt i renseanlægget eller bliver tilbageholdt i slammet. Dette stemmer overens med Ternes (1998). Tabel 3.3.1 Data for lægemiddelkoncentrationen i indløb og udløb i danske renseanlæg – resultater fra Miljøprojekt nr. 799 (Miljøstyrelsen, 2003).
Lægemiddelstofferne: furosemid, ibuprofen og sulfamethizol, der alle også findes på listen i kapitel 2 over de mest anvendte lægemiddelstoffer, forekommer også i de næststørste koncentrationer i indløbene, men er, i modsætning til acetylsalicylsyre og paracetamol, også blevet påvist i udløbene fra alle tre renseanlæg (se ovenfor) dog i væsentlig lavere koncentrationer end i indløbsspildevandet. Det fjerde af de mest almindelige stoffer, penicillin V, har ikke kunnet påvises i udløbsprøver. To stoffer, bendroflumethiazid og enalapril, har hverken kunnet påvises i indløbs- eller udløbsprøver. De øvrige undersøgte stoffer er blevet påvist i lave koncentrationer i en eller flere indløbsprøver, men har ikke kunnet påvises i udløbene. Alle påviste udløbskoncentrationer af lægemidler var så lave, at rapporten kunne konkludere, at for de fleste lægemiddelstoffers vedkommende vil de være under effektgrænsen for de traditionelt testede økotoksikologiske effekter. Da mange lægemidler imidlertid har specifikke virkningsmekanismer, kan det dog ikke afgøres med sikkerhed, om tilsvarende gør sig gældende for alle disse stoffer. Selvom renseanlæggenes indløbsspildevand er meget forskelligt, er det vigtigt at bemærke, at alle tre ovennævnte renseanlæg fjernede lægemidler med samme høje effektivitet fra vandfasen. 3.3.2 EU projektet PoseidonI det følgende beskrives hovedresultater og konklusioner fra EU projektet Poseidon (EVK1-CT-2000-00047), et projekt, som bl.a. havde til formål at undersøge fjernelsen og omsætning af lægemiddelstoffer i renseanlæg i europæiske lande. Tabel 3.3.2 viser data for median- og i parentes maksimumkoncentrationen i indløb og udløb fra renseanlæg i Tyskland, Østrig, Polen, Spanien, Frankrig, Schweiz og Finland opnået i projektet. Målinger i recipienten er også angivet. Tabel 3.3.2 Median- og maksimumkoncentration i Tyskland, Østrig, Polen, Spanien, Frankrig, Schweiz og Finland i indløb og udløb fra avancerede spildevandsanlæg. Målinger i overfladevand er også angivet. Alle målinger i ng/l. (Poseidon).
LOQ = Limit of quantification. Tallene i tabel 3.3.2 viser, at der generelt er en fjernelse fra vandfasen af stoffer i anlæggene. Specielt for carbamazepin (antiepilepsimiddel) og diclofenac (NSAID) er resultaterne sammenlignelige i Europa. For lægemiddelstoffet roxithromycin (antibiotikum) fandtes varierende koncentrationsniveauer i Europa. Generelt fandtes de størst koncentrationer i Tyskland. Sammenlignes europæiske data med data fra Miljøstyrelsen (2005), ligger danske data på niveau med de lande, der har det laveste lægemiddelniveau. Poseidon-projektet har både i fuldskala renseanlæg og i anaerobe pilotanlæg arbejdet med stofferne bezafibrate, carbamazepin, diatrizoate, diazepam, diclofenac, østradiol og østron, ethinyløstradiol (p-pille østrogen), ibuprofen, roxithromycin og sulfamethoxazole. Stofferne carbamazepin, diclofenac, østradiol, østron, ethinyløstradiol (p-pille østrogen), ibuprofen, roxithromycin og sulfamethoxazole er også relevante for Danmark, og flere af stofferne havde en PECrenseanlæg/PNEC >1 (carbamazepin, østradiol, østron, ibuprofen, roxithromycin og sulfamethoxazole). Poseidon-projektet konkluderer følgende for omsætningen/fjernelsen af disse stoffer i avancerede renseanlæg. Bezafibrate: Over 95% fjernes ved nedbrydning ved en slamalder over 5 dage. Ved en slamalder på 1 dag fjernes stoffet ikke. Ingen oplysninger om den anaerobe omsætning/fjernelse. Carbamazepin: omsættes ikke nævneværdigt i renseanlæg. Bionedbrydningsraten, Kbiol <0,1 gSS-1d-1. Omsættes heller ikke under anaerobe forhold. Stoffet sorberer heller ikke til slam Kd = 1,2. Ofte ses kun ca. 10% forskel på ind- og udløb i renseanlægget. Diclofenac: 15-40% fjernelse i biologiske anlæg sker hovedsagligt under aerobe forhold. Der sker ingen fjernelse, hvis slamalderen <2 døgn. Under anaerobe forhold er set 25-75% fjernelse. Der er målt stor forskel fra forsøg til forsøg, som ikke har kunnet forklares. Østrogener: >90% fjernelse. En slamalder på mindre end 8 døgn reducerer fjernelsen af østron. Østrogener sorberer til slam. Ibuprofen: >90% fjernelse ved bionedbrydning, når slamalderen er mere end 5 døgn samt under aerobe forhold. Mindre fjernelse under anaerobe forhold (20-45%). Ibuprofen sorberer ikke til slam. Roxithromycin: Fjernelse 0-60% ved en slamalder på >5 døgn. Der sker ingen fjernelse ved en slamalder <2 døgn. Sulfamethoxazole: Stor variation i fjernelse er målt, mellem 0-90%. Under anaerobe forhold ses en stor grad af fjernelse (85-95%) uafhængigt af den hydrauliske opholdstid både ved mesofile og termofile forhold. Generel konklusion En slamalder på 8-10 dage er vigtig for fjernelse af kønshormoner og lægemiddelstoffer og giver samtidig en god nitrifikation af spildevandet året rundt. 3.3.3 EU projektet RempharmawaterI dette EU projekt blev lignende forsøg udført som i Poseidon-projektet. I tabel 3.3.3 er vist hovedresultaterne for den overordnede fjernelse udført på en række renseanlæg i Europa. Generelt fjernes lægemiddelstoffer med sure funktionelle grupper bedst. Flouroquinoloner og sulfonamider er også blevet vurderet for fjernelse i biologiske renseanlæg. Begge stofgrupper blev generelt fjernet med 50-60% af indløbskoncentrationen. Repræsentanter for disse antibiotikagrupper er ikke vist i tabel 3.3.3. Tabel 3.3.3 Fjernelse af lægemiddelstoffer i seks store renseanlæg i Europa (Rempharmawater).
Ibuprofen er generelt blevet fjernet godt i alle anlæg undtagen i det franske renseanlæg (ca. 90%). Fjernelsesprocenter for naproxen lå mellem 42-98%. Det samme gjaldt for gembrozil (43-75%) undtagen i Frankrig. Diclofenac udviste meget forskellige fjernelsesgrader (11-80%). Der er fjernelse for atenolol, metroprolol, trimetroprim og carbamazepin på <10% for alle anlæg. Kun Spildevandscenter Avedøre I/S reducerede indløbskoncentrationerne af disse stoffer. Projektet gav ingen forklaring på, hvorfor nogle anlæg fungerer bedre end andre. Slamalderen i de forskellige anlæg, der evt. kunne forklare forskelle, blev ikke angivet i rapporten for projektet. Det franske renseanlæg på kun 6.000 PE var klart det ringeste til at fjerne lægemiddelrester fra spildevandet. Der er generelt god overensstemmelse imellem resultaterne for de samme lægemiddelstoffer opnået i Rempharmawater- og Poseidon-projektet. 3.3.4 Steroid østrogener (kønshormoner)Miljøprojekt 899, (Miljøstyrelsen, 2004) viste, at de naturlige østrogener østron (E1) og 17ß-østradiol (E2) samt 17ethinyløstradiol (EE2), der er det aktive stof i de fleste p-piller, tegner sig for langt størstedelen af den østrogene aktivitet, som kan måles i spildevand. Desuden er to konjugater af E1 (et glucuronid og en sulfat) undersøgt. Det er på den konjugerede form (vandopløselige form), at østrogener udskilles fra kroppen og ledes ud i spildevandssystemet. Konjugaterne er i sig selv ikke østrogen-aktive, men kan i spildevandet eller renseanlæg blive transformeret til deres oprindelige, frie former (E1, E2 el. EE2). Forskningen omkring østrogener i spildevand og renseanlæg er ret ny, og der foreligger kun ret få publicerede undersøgelser om emnet. Disse indikerer imidlertid, at det indledende mekaniske rensetrin kun har ringe effekt på østrogener, og at den væsentligste fjernelse finder sted i aktiv slam trinnet. E2 forsvinder hurtigt (omdannes til E1), mens E1 fjernes lidt langsommere og i mere varierende grad. EE2 er noget langsommere nedbrydeligt end de naturlige østrogener. Konjugater, især glucuronider, synes at blive spaltet let i spildevandssystemer, hvorved de frie moderstoffer genopstår. En lang slamalder synes ifølge litteraturen at have en positiv effekt på fjernelse af østrogener i renseanlæg. Resultaterne af sorptionseksperimenter har vist, at østrogenerne sorberer næsten kvantitativt til slammatricen i løbet af ca. en halv time. Der blev fundet en LogKd på omkring 2,6 for både E2 og EE2 i begge slamprøver, mens værdien for E1 var 2,8 i slam fra Egå Renseanlæg og 2,3 i slam fra Renseanlæg Lundtofte. Sidstnævnte resultat stemmer bedst overens med fundne data i litteraturen, der angiver, at sorptionen af E1 er lidt lavere end for E2 og EE2. Resultaterne indikerer, at ved almindelige slamkoncentrationer i danske renseanlæg vil omkring 35-45% af E1 og 55-65% af E2 og EE2 sorbere til slammet. Testen for abiotisk stabilitet viste, at der praktisk taget ikke foregår nogen nedbrydning i vand under sterile betingelser, og at en eventuel nedbrydning i de biotiske systemer derfor må tilskrives mikrobielt betingede reaktioner herunder enzymatiske reaktioner. Den aerobe nedbrydning af E1 og E2 i aktiv slammet foregik meget hurtigt (Miljøstyrelsen, 2003), dvs. med halveringstider på få minutter ved de testede koncentrationer og endda endnu hurtigere ved almindeligt forekommende slamkoncentrationer i danske renseanlæg (ca. 4 g SS/l). Halveringstiden for EE2 var mere end 100 gange så høj, dvs. fra 1,4 timer ved den største slamkoncentration (4 g/l) til 11 timer ved den testede koncentration. Glucuronidkonjugatet af E1 (E1-3Glu) blev omdannet en smule langsommere end E1 og E2 (halveringstid 2-16 minutter), mens sulfatkonjugatet (E1-3Sul) blev nedbrudt betydeligt langsommere, dvs. med en hastighed mere i retning af EE2’s. Sammenfattende kan de undersøgte østrogeners aerobe nedbrydelighed i slam beskrives som: E2 > E1 > E1-3Glu >> EE2 > E1-3Sul. Under anaerobe (denitrificerende) betingelser i det aktive slam foregik nedbrydningen af E1 og EE2 betydeligt langsommere (10-20 gange) end i det aerobe forsøg, mens nedbrydningshastigheden for E2 ikke var væsentligt forskellig, dvs. halveringstiden var også her nogle få minutter. Ud fra de eksperimentelt bestemte hastighedskonstanter samt de hydrauliske opholdstider i aktiv slam anlægget på Egå Renseanlæg er der givet et estimat for østrogennedbrydningen under virkelige forhold. Ifølge estimatet vil mere end 99,9% af E1, E2 og E1-3Glu blive fjernet fra spildevandet, mens 3,3% EE2 vil kunne forekomme i udløbet. Fjernelsen af E1-3Sul har ikke kunnet bestemmes. De estimerede fjernelsesgrader i laboratorieforsøg er højere, end hvad der normalt observeres i moniteringsstudier på renseanlæg. 3.4 Opsummering af information om omsætning/fjernelse af udvalgte lægemiddelstofgrupperI kapitel 2 blev de nedennævnte lægemiddelgrupper identificeret som indeholdende stoffer med PECvandområde/PNEC >1. Antibiotika Der findes meget varierende oplysninger om antibiotikas omsætning/fjernelse fra renseanlægget rapporteret fra de to store EU projekter. Sulfonamider er rapporteret til at blive fjernet i størrelsesordenen 0-90% af indløbskoncentrationen. Roxithromycin i størrelsesorden 0-60% af indløbskoncentrationen. Ud fra de inddragede projektrapporter er det ikke muligt at fastslå de nærmere omstændigheder, der fremmer fjernelsen af et antibiotikum i renseanlægget bortset fra, at en slamalder på 8-10 dage medfører den bedste fjernelse. NSAID (smertestillende lægemidler såsom ibuprofen) Stofferne omsættes/fjernes op til 90% af indløbskoncentrationen i renseanlægget. Data er publiceret for både ibuprofen, ibuprofen metabolitter og diclofenac. Antiepilepsimidler Carbamazepin er undersøgt i bl.a. Poseidon–projektet, og det er fundet, at der højst omsættes/fjernes 10% af indløbskoncentrationen. Carbamazepin er et meget persistent stof. Kønshormoner (steroidøstrogener) Ud fra de eksperimentelt bestemte hastighedskonstanter samt de hydrauliske opholdstider i aktiv slam anlægget på Egå Renseanlæg kan der efterfølgende gives et estimat på østrogennedbrydningen under virkelige forhold. Ifølge estimatet vil mere end 99,9% af E1, E2 og E1-3Glu blive fjernet fra spildevandet, mens 3,3% EE2 vil kunne forekomme i udløbets rensede spildevand. Fjernelsen af E1-3Sul har ikke kunnet bestemmes. De estimerede fjernelsesgrader under danske forhold er højere, end hvad der normalt observeres i moniteringsstudier på renseanlæg i Europa, hvilket kan skyldes de danske anlægs generelle høje effektivitet. SSRI (selektive serotoningensoptagshæmmere) Der findes umiddelbart ingen tilgængelige data for SSRI-stoffers omsætning i renseanlæg, ligesom der heller ikke findes data for koncentrationer i tilløb og afløb. Paracetamol 90% af koncentrationen af paracetamol i tilløb til renseanlæg bliver fjernet. 3.5 Antibiotikas potentielle hæmning af biomasse i renseanlæg og dets mulige selktionstryk på bakterierneI det følgende er det vurderet, om antibiotika potentielt kan hæmme slammet eller skabe et selektionstryk på bakterierne, så udviklingen af resistente bakterier fremmes. Samtidig er det vurderet, om antibiotikaresistente bakterier (herunder patogene bakterier) fjernes på avancerede kommunale renseanlæg. Den benyttede risikovurderingsmetode bygger på samme princip beskrevet i afsnit 2.2.7 og 2.2.8, og som også er anvendt i Lynettefællesskabet I/S, (2004). Miljøstyrelsen (2002c) viste i Miljøprojekt nr. 722, at forekomsten af enkelt- og multiresistente bakterier kan øges ved udledning af spildevand fra farmaceutiske virksomheder, som producerer antibiotikaholdige lægemidler. Den fundne stigning i prævalensen af resistente acinetobacter kunne være forårsaget af resistente bakterier i virksomhedens spildevand og/eller udledning af spildevand indeholdende antibiotika, som selekterede for resistente bakterier i kloakken. Disse fund viser, at spildevand fra farmaceutiske virksomheder sandsynligvis er en vigtig kilde til forekomst og spredning af resistente bakterier i spildevand. Det skal dog bemærkes, at undersøgelserne kun blev udført ved en enkelt farmaceutisk virksomhed. Undersøgelserne viste, at den kommunale spildevandsrensning medfører en reduktion i det totale antal resistente bakterier. Der fandtes ingen forskel i reduktionen af følsomme og resistente bakterier, da den procentvise forekomst af resistente bakterier var ens i behandlet og ubehandlet spildevand. Spildevandsrensning ser således ud til at nedsætte spredningen af resistente bakterier i spildevand. Undersøgelsen viste dog også, at:
3.5.1 RisikovurderingsmetodenRisikovurderingen er ligeledes her foretaget efter princippet om, at hvis forholdet PEC/PNEC er >1 for de enkelte antibiotika, er der en potentiel risiko ved spildevandet. PEC (Predicted Environmental Concentration) svarer til de beregnede antibiotikakoncentrationer i spildevandet. I dette tilfælde er der set på koncentrationen i spildevandet fra hospitaler og i indløbet til renseanlægget. PNEC (Predicted No-Effect Concentration) er beregnet ud fra to typer effektdata: MIC50 (mindste inhiberende koncentration) og EC50 for slamhæmning. Data er fundet i Kümmerer & Henninger (2003), på hjemmesiden www.octagon-services.co.uk (resistensdata) og hos Halling-Sørensen (2001) (slamhæmningsdata). Her er anvendt PNEC-værdier svarende til MIC50/100 (Kümmerer & Henninger, 2003). Dette betyder, at resistente bakterier i f.eks. luftningstanken kan blive favoriseret (selektionspres). Der er efterfølgende gennemført følgende beregninger som et udtryk for risiko for selektionstryk og dermed spredning af resistente bakterier. Følgende to forhold er estimeret: PEChospital/PNECMIC Forholdet vedrører risikoen ved kloakarbejde opstået som følge af et selektionstryk på bakterierne, så udviklingen af resistente bakterier fremmes. PECrenseanlæg/ PNECMIC MIC50 er den minimale antibiotikakoncentration, hvor 50% af de mest følsomme bakterier påvirkes. Derudover er divideret med en sikkerhedsfaktor på 100 for at få PNEC. Forholdet vedrører risikoen ved kloakarbejde og arbejde på renseanlæg opstået som følge af et selektionstryk på bakterierne, så udviklingen af resistente bakterier fremmes. Dernæst er der regnet på risikoen for, at slammets kvalitet påvirkes, fordi slammet og/eller nitrifikationsprocessen hæmmes, hvorved omsætningen af organisk stof og kvælstof i renseanlægget reduceres. Her er anvendt PNEC-værdier svarende til EC50 for slamhæmning. Derudover er anvendt en sikkerhedsfaktor på 1.000 for PNECslamhæmning. Følgende to forhold er dernæst estimeret: PEChospital/PNECslamhæmning Forholdet vedrører risikoen for, at slammets kvalitet nedsættes, fordi slammet og nitrifikationsprocessen hæmmes, hvorved omsætningen af organisk stof og kvælstof reduceres i renseanlægget. PECrenseanlæg/ PNECslamhæmning Forholdet vedrører risikoen for, at slammets kvalitet nedsættes, fordi slammet og nitrifikationsprocessen hæmmes, hvorved omsætningen af organisk stof og kvælstof reduceres i renseanlægget. 3.5.2 Datavalg og behandlingAntibiotikaforbrug for de fire udvalgte caseområder er behandlet som beskrevet i kapitel 2, afsnit 2.3. Her er vurderet alle typer antibiotika anvendt i den danske primær- og sekundærsektor (hospitaler). Data for forbrug i alle fire cases findes i tabel 17-20 i Bilag C. Her er også opgjort forholdet mellem forbruget af det enkelte stof i primærsektor og på hospitaler. Resultater viser, at visse typer antibiotika er forbeholdt anvendelse på hospitaler, hvorimod andre hovedsagligt anvendes i primærsektoren. For de antibiotika, der overvejende anvendes i primærsektoren, vil kun 5-10% af forbruget være på hospitaler. 3.5.3 Resultater af risikovurderingen for udregninger for de fire caseområderI tabel 3.5.1 er koncentrationsestimaterne PEChospital og PECindløb renseanlæg givet for 60 antibitikatyper anvendt i casen Hele Danmark. Lignede tabeller findes for de andre cases i tabel 22-24 i Bilag C. PNEC fra Kümmerer (2004) er endvidere angivet i tabellen for de stoffer, der er fundet data for. For nogle stoffer (12 ud af 60 = 20%) er angivet ”Ingen data”, da det ikke har været muligt at finde data i litteraturen. Ud fra ovenstående oplysninger er der beregnet, om PEChospital/PNECMIC er >1 (vedrører risikoen ved kloakarbejde opstået som følge af et selektionstryk på bakterierne, så udviklingen af resistente bakterier fremmes). Dvs. om den antibiotikamængde, der anvendes på hospitalerne og er til stede i en koncentration svarenede til PEC i hospitalspildevandet, kan give anledning til et selektionspres i forhold til antibiotikaresistente bakterier (herunder patogene bakterier). Derudover er det også undersøgt, om PECindløb renseanlæg/PNECMIC er >1 (vedrører risikoen ved kloakarbejde og arbejde på renseanlæg opstået som følge af et selektionstryk på bakterierne, så udviklingen af resistente bakterier fremmes). På grundlag af data fra casen Hele Danmark er PEChospital/PNECMIC estimeret til >1 for 31 ud af 48 antibiotika (der er data for) anvendt på hospitaler i Danmark (tabel 3.5.1). Dvs. ved anvendelse af den foreslåede beregningsmetode vil 31 ud af de 48 antibiotika, som er mere end 70% af stofferne (12 stoffer uden data) give et selektionspres på bakterier i hospitalsspildevandet, hvorved bakterier med resistens over for det pågældende antibiotika fremmes. Nogle antibiotika såsom tetracyclinerne, pivampicillin, cefalaxin og sulfonamider har PEC/PNEC-forhold på mellem 1-10. Nogle stoffer, såsom rifamycin og metronidazol har et forhold på mellem 10 og 100. Endelig er der en gruppe, såsom benzylpenicillin og phenoxymethylpenicillin (begge anvendt i meget store mængder på hospitaler), hvor PEC/PNEC-forholdet er langt over 1.000. På nuværende tidspunkt er det ikke muligt at give den nøjagtige videnskabelige betydning af forskellen i PEC/PNEC-værdier, men det kan kun konstateres, at selektionspresset nok øges med stigende PEC/PNEC-forhold. Forholdet har selvfølgelig baggrund i den mængde af det specifikke antibiotika, der benyttes på hospitalerne. Samme øvelse er gjort for PECindløb renseanlæg/PNECMIC. Her er det antibiotikakoncentrationer i det ubehandlede spildevand, der vurderes for at kunne give et selektionspres på antibiotikaresistente bakterier. Tabel 3.5.1 viser, at for 14 ud af 48 (over 25%) antibiotika er PEC/PNEC >1. For amoxicillin, benzylpenicillin og ciprofloxacin er PEC/PNEC-forholdet over 10, og for phenoxymethylpenicillin og erythromycin >100. Også her er det vanskeligt at give den nøjagtige videnskabelige tolkning af forskellen i PEC/PNEC-værdi, men det kan konstateres, at selektionspresset tilsyneladende øges med stigende PEC/PNEC-forhold. I tabel 22-24 i Bilag C er vist de samme data for de andre cases, dvs. Renseanlæg Lynettens opland, Vejle Amt og Frederiksberg Hospital. Data for hospitalsscenariet giver næsten samme billede i alle fire cases. Det er hovedsagligt de samme stoffer som ovenfor beskrevet for Hele Danmark, der giver store værdier for PEC/PNEC. Dog er forholdet for Vejle Amt generelt lidt større end for de andre scenarier. Der kan lokalt forekomme stoffer med PEC/PNEC <1 i enkelte cases, fordi der på det enkelte hospital i casen er førstevalgspræparater til en given behandling eller diagnose. Tabel 3.5.1 For antibiotika er vist PECindløb renseanlæg og tilsvarende PECindløb renseanlæg/PNEC. Data gælder for både primær- og sekundærsektoren (hospitaler) samt for totalforbruget i casen Hele Danmark.
I tabel 3.5.2 er gjort de samme overvejelser, som ovenfor i forhold til antibiotikakoncentrationen i henholdsvis hospitalsspildevandet og indløbet til renseanlægget kan hæmme slammets funktion. I tabel 3.5.2 vises data hentet fra casen Hele Danmark. Tilsvarende tabeller findes for de andre cases i tabel 25-28 i Bilag C. PNEC-data fra Halling-Sørensen (2001) er endvidere angivet i tabellen for de stoffer, der er fundet data for. For denne form for data findes kun ganske få stoffer. For 40 ud af 60 tilfælde eller 66% af alle antibiotika er angivet ”Ingen data”. Der er her beregnet forholdet PEChospital/PNECslamhæmning, som vedrører risikoen for, at slammets kvalitet nedsættes, fordi slammet og nitrifikationsprocessen hæmmes, hvorved omsætningen/fjernelsen af organiske stoffer nedsættes. PEChospital/PNECslamhæmning er >1 for de syv ud af 20 antibiotika, der er data for, og som er anvendt på hospitaler i Danmark. Dvs. ved anvendelse af den foreslåede beregningsmetode vil disse syv antibiotika (over 30%) give risiko for, at slammet hæmmes. Ciprofloxacin har som det eneste stof en PEC/PNEC >100. Benzylpenicillin, og roxithromycin har PEC/PNEC >10, og endelig er tetracyclinerne, amoxicillin og sulfonamider til stede med en PEC/PNEC <1. Desværre giver disse data ikke et sammenfattende billede, da PNEC-data ikke findes for særligt mange stoffer. Tabel 3.5.2 PNEC-værdier (EC50 for slamhæmning/1000) og estimerede PECindløb renseanlæg/PNEC for antibiotika i hospitalspildevand og spildevand fra primærsektor for casen Hele Danmark.
Regnes der på PECrenseanlæg/PNECslamhæmning for casen Hele Danmark, ses, at PEC/PNEC >1 for fire ud af de 20 stoffer, hvor der er PNEC-data (25%). PEC/PNEC >1 ses for oxytetracyclin (3,0), tetracyclin (6,2), roxithromycin (8,5) og ciprofloxacin (2,4). I casen Renseanlæg Lynettens opland (tabel 27 i Bilag C) ses dels lidt flere stoffer med en PEC/PNECindløb renseanlæg >1 dels meget større værdier. Det skyldes formentligt den lidt større indbyggertæthed i dette område. PEC/PNECindløb renseanlæg <1 ses for oxytetracycline (77,6), tetracyclin (193,7), amoxicillin (5,7), benzylpenicillin (2,0), trimetoprim (1,3), sulfametizol (3,2), erythromycin (3,5), roxithromycin (216,5) og ciprofloxacin (101,2). Vurderingen er, at jo større PEC/PNECindløb renseanlæg er, jo større er risikoen for, at slammet hæmmes, så det ikke kan omsætte kvælstofforbindelser og organiske stoffer. Det er dog vigtigt at fastslå, at adaptation af slammet ikke er indbygget i den type undersøgelser, som er rapporteret i Halling-Sørensen (2001). Hvis slammet kontinuerligt eksponeres med det samme antibiotikum, vil slambiomassen på længere sigt – på grund af adaptation – ikke blive hæmmet i så udpræget grad, som vist ovenfor. Litteraturen giver dog ikke data for antibiotika, der kan afspejle denne adaptationsmekanismen. Vejle Amt og Frederiksberg Hospital skiller sig ikke ud fra casen Hele Danmark. (Se henholdsvis tabel 26 og 28 i Bilag C). 3.6 DelkonklusionerBeregningerne i dette kapitel giver anledning til følgende delkonklusioner:
[1] Titel: Assessment of Technologies for the removal of pharmaceuticals and personal care products in sewage and drinking water facilities to improve the indirect potable water reuse. [2] Titel: Ecotoxicological assessment and removal technologies in wastewaters
|
|||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||