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Ökologie: Arzneimittelbelastung in der Umwelt

TITEL

 
Ökologie

Arzneimittelbelastung in der Umwelt

Von Manfred Hilp

 

Mehr als 100 Arzneistoffe und deren Metabolite wurden nicht nur in hohen Konzentrationen in Zu- und Abläufen von Kläranlagen, sondern zum Teil auch im Oberflächen- und Grundwasser gefunden. Sogar im Trinkwasser wurden gelegentlich Pharmaka in Spuren nachgewiesen. Unklar ist, ob diese die Gesundheit gefährden.

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Rückstände von Arzneistoffen in der Umwelt und besonders im Wasser waren und sind immer wieder Thema in den Medien. »Die Apotheke im Wasserhahn«, »Heilsubstanzen verderben das Lebenselixier«, »Medikamente aus dem Wasserhahn« oder »Pille im Brunnen« sind Schlagzeilen aus Presseberichten und auch Fernsehsendungen befassten sich schon damit. Die wissenschaftliche Literatur zu Arzneistoffen in der Umwelt ist äußerst umfangreich.

 

Viele gebräuchliche Arzneistoffe finden sich in der Umwelt und vereinzelt sogar im Trinkwasser wieder. So werden beispielsweise Vertreter aus den Klassen der Analgetika und Antiphlogistika, Antibiotika und Chemotherapeutika, Antiepileptika, Betablocker, Bronchospasmolytika, Calciumantagonisten, Lipidsenker, Röntgenkontrastmittel und Zytostatika häufig im Wasser gefunden (genaue Auflistung siehe www.hilp.de/am-oekologie-literatur.pdf). Dabei kommt es durch biologischen Abbau, Adsorption an Klärschlamm und Boden sowie den Verdünnungseffekt zu einem Konzentrationsabfall vom Abwasser über Oberflächen- und Grundwasser zum Trinkwasser.

 

Erstmals wurde 1976 Clofibrinsäure, der wirksame Metabolit von Clofibrat, Etofyllinclofibrat und Etofibrat, in den Abläufen einer Kläranlage in den USA gefunden (110). 1994 wurde dieser Metabolit im Berliner Trinkwasser in einer Konzentration bis zu 0,27 mg/l nachgewiesen (112). Dies liegt um fast das Dreifache über dem nach der Trinkwasserverordnung vom 1. Januar 2003 für Pestizide vorgeschriebenen Grenzwert von 0,1 mg/l für eine Einzelsubstanz (138). Zurzeit kommt Clofibrinsäure, bedingt durch verminderte Verordnung von Fibraten, in geringerer Konzentration noch im Berliner Trinkwasser vor (139). Weitere in Fließgewässern, im Grund- und vereinzelt im Trinkwasser nachgewiesene Lipidsenker aus der Reihe der Alkoxybuttersäure-Derivate sind Bezafibrat, Fenofibrinsäure, der Metabolit von Fenofibrat, und Gemfibrozil. Inzwischen haben Statine die Zu- und Abläufe von Kläranlagen und der Marktführer Atorvastatin auch die Oberflächengewässer erreicht (108).

 

Acetylsalicylsäure (ASS) ist mit einem Verbrauch von über 500 Tonnen pro Jahr das in Deutschland meist verwendete Analgetikum (40). Während die Metabolite Salicylsäure, Salicylursäure und Gentisinsäure in den Zuläufen von Kläranlagen in hohen Konzentrationen ermittelt wurden, waren die Werte in den Abläufen sehr gering. In Fließgewässern wurde Salicylsäure, die auch natürlichen Ursprungs sein kann, nur in Spuren nachgewiesen.

 

Obwohl der jährliche Verbrauch an Diclofenac mit etwa 75 Tonnen und an Ibuprofen mit etwa 180 Tonnen (40) wesentlich niedriger ist, wurden beide Arzneistoffe im Trinkwasser gefunden. Dies zeigt, dass beide im Gegensatz zu ASS deutlich schlechter bioabbaubar sind. Bei Ibuprofen werden die Metabolite 3-Carboxyibuprofen und die Carboxyhydratropasäure biologisch wesentlich besser abgebaut als das 2-Hydroxyibuprofen (41), das im Oberflächenwasser nachweisbar ist. Auch das pharmakologisch wirksame S-Ibuprofen wird schneller biologisch eliminiert als das R-Isomere (43). Von den zahlreichen weiteren in der aquatischen Umwelt gefundenen Analgetika seien Phenazon und Propyphenazon (21) erwähnt, die ebenfalls im Trinkwasser nachgewiesen wurden. Dagegen gehört Paracetamol zu den gut abbaubaren Stoffen (2, S. 14; 33).

 

Tägliche Frachten von Diclofenac, Ibuprofen, Naproxen sowie Bezafibrat und Clofibrinsäure wurden im Kilogramm-Bereich im Rhein bei Mainz gefunden (8, 141). Das Problem ist jedoch nicht auf Deutschland beschränkt, sondern kommt weltweit vor.

 

Auch Antibiotika und Chemotherapeutika verschiedener Klassen wurden in Oberflächengewässern und im Grundwasser gefunden: die Makrolide Erythromycin, Clarithromycin und Roxithromycin, die Gyrasehemmer Ciprofloxacin und Norfloxacin, Chloramphenicol, verschiedene Sulfonamide, Trimethoprim und Tetracycline. 2003 fand man Sulfamethoxazol auch im Trinkwasser (82, 83). Auffallend ist, dass Penicilline, Cephalosporine und deren Analoga trotz hohen Gebrauchs nicht entdeckt wurden (72). Offensichtlich werden diese besser abgebaut als andere Verbindungsklassen. Etwa die Hälfte der Belastung durch Antibiotika dürfte durch Veterinärpharmaka bedingt sein (134). Seit 2006 sind Antibiotika als Leistungsförderer in der Tiermast EU-weit verboten.

 

Der wichtigste Vertreter der Antiepileptika ist das biologisch schwer abbaubare trizyklische Carbamazepin, das im Trinkwasser bis zu einer Konzentration von 258 ng/l nachgewiesen wurde (40, 66). Fünf Metabolite wurden in Abflüssen von Kläranlagen gefunden. Die Konzentration des Metaboliten 10,11-Dihydro-10,11-dihydroxycarbamazepin war im Oberflächenwasser dreimal so hoch wie die von Carbamazepin (42). Auch Primidon wurde im Trinkwasser nachgewiesen (55, 87).

 

Das als Kontrazeptivum verwendete 17α-Ethinylestradiol findet sich nicht nur in den Zu- und Abläufen von Kläranlagen, Fließgewässern und Grundwasser, sondern wurde im ng-Bereich auch im Leitungswasser ermittelt (100). 17α-Ethinylestradiol gehört zu den endokrin wirksamen Substanzen, die in der Umwelt stark verbreitet sind und estrogene oder androgene Wirkung haben. Man unterscheidet physiologische und synthetische Hormone, Phytohormone, Mykotoxine und Xenohormone. Letztere sind ubiquitär verbreitet (Tabelle 1).


Tabelle 1: Endokrin wirksame Substanzen, die in der Umwelt nachgewiesen wurden (140)

Wirkstoffgruppe Estrogen wirksame Stoffe (Beispiele) Androgen wirksame Stoffe (Beispiele) 
physiologische und synthetische Hormone 17β-Estradiol, 17α-Ethinylestradiol, Mestranol Dihydrotestosteron 
Phytohormone Citral, Coumestrol, Daidzein und Genistein (Isoflavone), Enterolacton und Enterodiol (Lignane), Tetrahydrocannabiol Sitosterol, Stigmastanol
 
Mykotoxine Aflatoxine, α- und β-Zearalenon 
 
Xenohormone Aldrin, Atrazin, Bisphenol A, 2,4-Dichlorphenol, DDT, DDE, Hexachlorcyclohexan, p-Nonylphenol (Abbauprodukt von nichtionischen Tensiden), Alkylphenol-Polyethoxylate, PCB, Phenolrot, Phthalate (Weichmacher) Organozinn-Verbindungen wie Tributylzinn (TBT) und Triphenylzinn (TPT, Antifouling-Mittel), Dibenzodioxine, Dibenzofurane (antiestrogene Wirkung) 

Iodhaltige Röntgenkontrastmittel sind äußerst schwer abbaubar. Mehrere Vertreter wurden im Grundwasser, drei Vertreter in relativ hohen Konzentrationen im Trinkwasser nachgewiesen (28, 120-123).

 

Zytostatika haben auch in sehr niedrigen Konzentrationen karzinogene, mutagene und embryotoxische Wirkungen. Hohe Konzentrationen, teilweise im niedrigen ppb-Bereich (Tabelle 2), werden im Abwasser von onkologischen Kliniken gefunden. Cyclophosphamid (125, 126) und Ifosfamid (129) werden biologisch sehr schlecht abgebaut. Platinverbindungen (130) erweisen sich in der Umwelt als persistent. Durch den Verdünnungseffekt ergibt sich bei Abläufen von Kläranlagen eine niedrigere Konzentration im untersten ppt-Bereich. Gadolinium-Komplexe dienen als Kontrastmittel für Magnetresonanzuntersuchungen und wurden ebenfalls in hohen Konzentrationen bis zu 100 mg/l in Abwässern von Kliniken und in Flüssen bis zu 0,2 mg/l ermittelt. Das natürliche Vorkommen liegt bei 1 ng/l (133-135).


Tabelle 2: Konzentrationsangaben

Konzentration Verhältnis Zahlenwert 
parts per million (ppm) 1:106 1 mg/kg ≈ 10-3 g/Liter 
parts per billion (ppb) 1:109 1 μg/kg ≈ 10-6 g/Liter 
parts per trillion (ppt) 1:1012 1 ng/kg ≈ 10-9 g/Liter 

Für einige Arzneimittel, zum Beispiel Antibiotika, wurden im Winter, bedingt durch höheren Verbrauch und schlechteren Abbau bei niedrigen Temperaturen, wesentlich höhere Konzentrationen in Abläufen von Kläranlagen und Oberflächengewässern festgestellt (10, 29, 58, 65).




Abbildung 1: Eintragswege von Arzneistoffen in die aquatische Umwelt

Wege in die Umwelt

 

Arzneistoffe und deren Metabolite gelangen über die natürliche Ausscheidung im Urin oder in den Faeces in das Abwasser und können nach Passage der Kläranlagen oberirdische Gewässer, Grund- und auch Trinkwasser erreichen (Abbildung 1). Bislang sind herkömmliche Kläranlagen nicht in der Lage, biologisch schwer abbaubare Stoffe vollkommen zu eliminieren (1, S.179). Ob Arzneistoffe und deren Metabolite in der Umwelt auftauchen, hängt von deren Anwendungsmenge und biologischer Abbaubarkeit ab.

 

Direkt erreichen Arzneistoffe das Grundwasser aufgrund undichter Abwasserkanäle. Werden Arzneimittel, lege artis, über den Hausmüll entsorgt, gelangen diese durch Auslaugen von Deponien durch Regenwasser ebenfalls in die aquatische Umwelt. Aufgrund der Güllebehandlung der Felder ergibt sich eine weitere Belastung mit Veterinärpharmaka. Klärschlamm, der keine größeren Mengen an Schwermetallen enthält, wird ebenfalls als Dünger verwendet. Bei der Fischzucht werden Antibiotika und Wurmmittel direkt in Oberflächengewässer eingeleitet.

 

Entgegen häufiger Vermutungen spielen Industrieabwässer der Arzneimittelproduzenten (1, S. 29-49; 115) eine untergeordnete Rolle.

 

Bioabbau in der Kläranlage

 

Der wichtigste Reinigungsschritt bei einer Kläranlage ist der biologische Abbau mithilfe von Bakterien. Aerobe Bakterien bauen organische Verbindungen mit Luftsauerstoff stets unter Energiegewinnung und Aufbau von weiterer Bakterienmasse ab. Aus Proteinen und Nukleinsäuren stammender Ammoniak wird durch Nitrifikanten in Nitrit und weiter zu Nitrat überführt. Denitrifikanten setzen bei Sauerstoffmangel Nitrat zu elementarem Stickstoff um. Beim anaeroben Abbau wird Klärschlamm zu Methan, dem sogenannten Faulgas, abgebaut. Mithilfe von phosphatspeichernden Bakterien ist auch eine Phosphateliminierung möglich.

 

Wie der Abbau von Arzneimitteln erfolgt und welche Abbauprodukte entstehen, ist nur in einzelnen Fällen geklärt. Wahrscheinlich werden Arzneistoffe beim biologischen, oxidativen Abbau nicht nur zu Kohlendioxid und Bakterienmasse umgewandelt (142, 143). Es entstehen wohl auch Abbauprodukte, die mit den heutigen analytischen Methoden nicht mehr erfasst werden können (144).

 

Bakterien setzen zunächst nur die im Abwasser reichlich vorhandenen leicht abbaubaren Stoffe um. Reichen diese zum Bakterienwachstum nicht aus, kommt es zur Enzyminduktion, sodass auch schwer abbaubare Verbindungen angegriffen werden. Dieses Verhalten bezeichnet man als Diauxie. Der prozentuale Abbau einzelner Arzneistoffe hängt daher von der Verweilzeit des Abwassers in der Kläranlage und dem Alter des Klärschlamms ab.

 

Glucuronide von Arzneistoffen werden in den Kläranlagen leicht gespalten (7, 8). Ein Zusammenhang zwischen chemischer Struktur und Bioabbaubarkeit konnte nur bei wenigen Verbindungsklassen nachgewiesen werden (145). So sind organische Halogenverbindungen schwer abbaubar. Am bekanntesten ist in dieser Hinsicht das Insektizid DDT. Diclofenac, die Lipidsenker Bezafibrat, Clofibrat und Fenofibrat sowie iodorganische Röntgenkontrastmittel sind ebenfalls schwer bioabbaubar. Eindeutig unterscheiden sich zudem verzweigtkettige und geradkettige Verbindungen. Seit dem Verbot der verzweigtkettigen Tenside in Waschmitteln gehört die Schaumbildung in Flüssen in der Regel der Vergangenheit an.

 

Ein schlechtes Umweltverhalten zeigt Ibuprofen mit einer Isobutylgruppe. Es wurde im Trinkwasser nachgewiesen (10, 12, 40, 55), während bei ASS trotz des wesentlich höheren Verbrauchs Salicylsäure nur in Spuren in Fließgewässern gefunden wurde. Ibuprofen ist jedoch besser abbaubar als Diclofenac (146). Naturprodukte wie das überwiegend aus Kaffee und Tee stammende Coffein werden meist leicht abgebaut.




Abbildung 2: Aufbau des OECD-Screening-Tests

Prüfung auf biologischen Abbau

 

Von der OECD (Organisation of Economic Cooperation and Development) wurden Tests zur Überprüfung der Abbaubarkeit von Tensiden (147) entwickelt. Diese können auch für Arzneimittel eingesetzt werden.

 

Einfach ist der OECD-Screening-Test, der als »closed bottle test« bezeichnet wird (Abbildung 2). In einem Erlenmeyerkolben wird der zu prüfende Arzneistoff in einem anorganischen Nährmedium gelöst und mit Klärschlamm versetzt. Unter Rühren und Einleitung von Luft wird innerhalb von 28 Tagen die Abnahme des gelösten organischen Kohlenstoffs, der sogenannte DOC-Wert (Dissolved organic carbon), bestimmt. Bei der Probenahme wird vom Klärschlamm abfiltriert, angesäuert, Kohlendioxid durch Einleiten von Luft vertrieben und wie bei der Elementaranalyse der Kohlenstoffgehalt der wässrigen Lösung ermittelt.

 

Ein Beispiel: Diethylenglykol ist leicht abbaubar, während Cyclophosphamid praktisch nicht abgebaut wird (Abbildung 3). Beim Abbau einer Mischung von Diethylenglykol und Cyclophosphamid zeigt sich, dass die Aktivität der Bakterien nicht durch das Zytostatikum gehemmt wird.




Abbildung 3: Biologischer Abbau von Cyclophosphamid und Diethylenglykol im Verlauf von 28 Tagen, ermittelt anhand des DOC-Wertes im OECD-Screening-Test; Abnahme in Prozent pro Zeit; nach (125)

Es gibt mehrere Toxizitätsprüfungen für Umweltverträglichkeit, zum Beispiel Tests an Algen, Bakterien, Leuchtbakterien, Daphnien, Fischen und Regenwürmern (3, S. 318-332; 148, 149). Diese Tests zeigen erst bei wesentlich höheren als für Arzneistoffe in der Umwelt nachgewiesenen Konzentrationen Effekte (1, S. 134-136) und sind daher für deren Nachweis im Trinkwasser ungeeignet. Daphnien sind Kleinkrebse (Wasserflöhe), deren Bewegungsfähigkeit bei Prüfung auf akute oder deren Vermehrung bei Prüfung auf chronische Toxizität erfasst wird. Generell fehlen aber Untersuchungsmethoden zur chronischen Toxizität (1, S. 146).

 

Die analytischen Methoden zum Arzneistoffnachweis im Wasser erfordern einen hohen instrumentellen Aufwand und sind Forschungs- und Wasseruntersuchungslaboren vorbehalten (1, S.163; 49, 86, 87, 150). Im Allgemeinen erfolgt zunächst eine Festphasenanreicherung an C18-RP-Säulen. Anschließend kommt nach Derivatisierung eine gaschromatographische (GC) und massenspektrometrische (MS) Identifizierung und Quantifizierung infrage. Die Derivatisierung entfällt bei der HPLC-ESI/Tandem-MS, Kapillar-Elektrophorese-MS (CE-MS) (150, 102) oder HPLC mit einem äußerst empfindlichen Fluoreszenzdetektor. Die analytische Bestimmungsgrenze liegt im niedrigen ng/l-Bereich. Bei der Bestimmung von Ethinylestradiol im Trinkwasser konnte mit HRGC-(NCI)-MS (High-resolution gas chromatography/negative chemical ionization mass spectrometry) die Nachweisgrenze auf 50 pg/l (10-12g/l) verbessert werden (95).

 

Immunoassays, die im Apothekenlabor einsetzbar wären, sind nicht im Handel. Aufgrund der hohen Entwicklungskosten dieser Immunoassays, der Vielzahl an zu untersuchenden Substanzen und fehlender gesetzlicher Vorschriften zur Prüfung im Trinkwasser dürfte sich daran auch in nächster Zukunft nichts ändern.

 

Risiken für Mensch und Umwelt

 

Trinkwasser wird etwa zu zwei Dritteln aus Grundwasser und zu einem Drittel aus Oberflächengewässer gewonnen. Nur in vereinzelten Proben wurden bislang Arzneimittelrückstände nachgewiesen. Langzeitrisiken sind beim Menschen, abgesehen von Resistenzproblemen bei Antibiotika, noch nicht bekannt. Im Gegensatz zu akut toxischen Wirkungen dürfte dies auch äußerst schwierig, wenn nicht sogar unmöglich sein, denn eine chronische Toxizität kann erst nach Jahren festgestellt werden. Um nach zehn bis zwanzig Jahren das vermehrte Auftreten einer Krankheit feststellen zu können, müsste die Bevölkerung in kritischen Gebieten teils mit kontaminiertem, teils mit zum Beispiel durch Umkehrosmose gereinigtem Trinkwasser versorgt werden. Dies ist praktisch und ethisch nicht durchführbar.

 

Auch wenn theoretisch ein Gefährdungspotenzial besteht (153), ist grundsätzlich weder eine Dramatisierung noch eine Verharmlosung des Problems angebracht. Von akut toxischer Schädigung kann man nicht auf chronische Toxizität schließen (154). Bei der Vielzahl von Stoffen sind jedoch additive und synergistische Wirkungen denkbar.

 

Eine in diesem Jahr erschienene Publikation (155) zeigt, dass eine Mischung von dreizehn Arzneistoffen im ng-Bereich, einer Konzentration wie in der Umwelt nachgewiesen, das Wachstum von humanen embryonalen Zellen in vitro um ein Drittel vermindert. Ferner kommt es zur Genexpression und Bildung von Stressproteinen.

 

Antibiotika und Chemotherapeutika im Wasser sind äußerst problematisch, da sie die Entwicklung resistenter Bakterien fördern (156, 157).

 

Iodhaltige Röntgenkontrastmittel sind hoch potente Pseudoallergene (82, 159, S. 92, 943). Bei diagnostischer Anwendung sollen auf 1 Million verkaufter Packungen an Röntgenkontrastmitteln 1,1 bis 1,2 Todesfälle kommen (160). Die Bioverfügbarkeit bei oraler Aufnahme liegt unter 2 Prozent (161), sodass bei Vorliegen einer Trinkwasserkonzentration bis zu 1 mg/l an Diatrizoat (40, 120, 121, 123) die Resorption im Nanogramm-Bereich liegt. Ob diese Konzentration für die Auslösung einer Allergie verantwortlich sein kann, ist bis jetzt nicht geklärt.

 

Wie dramatisch Arzneistoffrückstände in die Umwelt eingreifen können, zeigt der Rückgang der Kolonien an Bengalengeiern zunächst in Pakistan, dann auch in Indien. Zunächst nahm man an, dass dies auf Insektizide wie phosphororganische Verbindungen zurückzuführen ist. In mehreren Publikationen wurde dann jedoch Diclofenac als Ursache beschrieben (162-166), das von den Geiern aus Tierkadavern und bei der Himmelsbestattung der Parsen aufgenommen wurde. Vögel scheiden beim Eiweiß- und Nukleinsäureabbau Stickstoff nicht als Harnstoff, sondern als Harnsäure und Guanin aus. Diclofenac ist für Vögel bereits in niedrigen Dosen stark nephrotoxisch und führt zu einer starken Anreicherung von Harnsäure im Blut und Gewebe. Die Vögel sterben binnen weniger Tage.

 

Bei Regenbogenforellen wurden bei einer Konzentration von 1 ppb Diclofenac im Wasser zytologische Veränderungen an Leber, Nieren und Kiemen festgestellt (167). Außerdem reicherte sich Diclofenac in diesen Organen und Muskeln an. Die Konzentration von 1 ppb und höher wurde bei einigen Oberflächengewässern ermittelt. 17α-Ethinylestradiol (0,1 ng/l) in äußerst niedriger Konzentration induziert bei männlichen Regenbogenforellen die Synthese des Dotterproteins Vitellogenin (94, 168, 169), das normalerweise nur bei weiblichen Fischen gebildet wird und zur Feminisierung führt.

 

Der Serotonin-Reuptake-Inhibitor Fluoxetin führt bei Muscheln bereits bei einer Konzentration von 0,3 mg/l zu einer frühzeitigen Freisetzung der Larven (170). Bei Langzeitversuchen reduzierte der Betablocker Propranolol bei Fischen die Zahl an Eiern und die Schlüpfrate bei einer nahezu umweltrelevanten Konzentration von 0,5 mg/l (89).

 

Umweltbelastung verringern

 

Unbestritten hat die Patientenversorgung Vorrang vor einer möglichen Beeinträchtigung der Umwelt durch Arzneimittelrückstände. Dennoch sollte als vorsorgender Umweltschutz und somit auch als vorbeugender Gesundheitsschutz die Emission von biologisch schwer abbaubaren Arzneimitteln minimiert oder vollkommen eliminiert werden (Tabelle 3). Arzneimittel im Trinkwasser sind außerdem Fäkalienindikatoren und dürften daher aus hygienischen Gründen gar nicht vorhanden sein.


Tabelle 3: Maßnahmen zur Minimierung der Umweltbelastung durch Arzneimittel

Maßnahme Beispiele 
rationeller Einsatz von Arzneimitteln möglichst niedrige Wirkstoffkonzentrationen
Einsatz pharmakologisch aktiver Enantiomere
bedarfsgerechte Packungsgrößen 
Verzicht auf Medikamente Präventivmaßnahmen: Ernährung, Bewegung, minimaler Alkoholkonsum, Verzicht auf Rauchen
medikamentenfreie Therapien wie Akupunktur, Massage einsetzen 
Prüfung Prüfung und Angabe der biologischen Abbaubarkeit (Umweltlabel) 
fachgerechte Entsorgung Entsorgung von Altarzneimitteln über die Apothekesammeln von Patientenurin nach Einnahme schwer abbaubarer Arzneimittel
Behandlung von Klinikabwässern mit schwer abbaubaren Arzneimitteln vor Einleitung in die Kanalisation
Reinigung von Abwasser oder Trinkwasser durch Umkehrosmose 

Jedes neue Arzneimittel muss seit 1. September 2005 einer Umweltprüfung unterzogen werden. Umweltrisiken wurden definiert, aber nicht in das Nutzen-Risiko-Verhältnis aufgenommen. Eine Zulassung kann somit aus Umweltgründen nicht verweigert werden (171, 172).

 

In die Nutzen-Risiko-Analyse eines Arzneimittels sollte dennoch sein biologisches Abbauverhalten einbezogen werden. Ein Beispiel: Der therapeutische Nutzen von Clofibrat ist umstritten (159, S. 517; 173, S. 382). Obwohl eine Therapie mit Lipidsenkern nur angezeigt ist, wenn diätetische Maßnahmen nicht ausreichen, werden Fibrate häufig verordnet. Ein angepasstes Essverhalten wäre manchmal sicher eine ökologisch bessere und auch preiswertere Alternative, die zudem keine Nebenwirkungen für den Patienten hat. Bei vielen Erkrankungen könnten gesundheitsfördernde Maßnahmen wie richtige Ernährung, Bewegung, minimaler Alkoholkonsum oder Rauchstopp den Arzneimittelbedarf verringern. Auch medikamentenfreie Therapien wie Akupunktur oder Massage sind in Einzelfällen hilfreich.

 

Eine täglich erforderliche hohe Dosis eines Medikaments kann zu dessen Anreicherung in der Umwelt beitragen. Hierfür ist Clofibrat mit einer Tagesdosis von 1,5 bis 2 g ein Paradebeispiel. Im Gegensatz dazu liegt die tägliche Dosis bei den Statinen im Milligramm-Bereich (159, S. 521). Auch der Einsatz pharmakologisch aktiver Enantiomere führt in der Regel zu einer Halbierung der Dosis und dadurch zu weniger Umweltbelastung.

 

In Broschüren für den Arzt und auf Beipackzetteln von Arzneimitteln sollte auf eine Umweltgefährdung bei biologisch schwer abbaubaren Arzneimitteln hingewiesen werden. In Schweden wurde 2003 ein Umweltlabel für Arzneimittel eingeführt (174). Dem Arzt und Patienten ermöglicht dies, ein umweltfreundlicheres Medikament für eine Behandlung auszuwählen. Zudem verringern bedarfsgerechte Packungsgrößen Arzneimittelmüll.

 

Arzneimittel, außer Zytostatika, dürfen im Hausmüll entsorgt werden. Dies ist jedoch problematisch, da im Gegensatz zur Müllverbrennung bei einer Mülldeponierung Arzneimittel ausgewaschen werden und Wirkstoffe so in das Grundwasser gelangen können. Außerdem ist nicht gewährleistet, dass Altarzneimittel nicht in Kinderhand gelangen. Werden Medikamente jedoch in der Apotheke abgegeben, ist eine Entsorgung mit dem Hausmüll nicht zulässig, da es sich dann um gewerblichen Industriemüll handelt. In Deutschland gibt es ein von der Pharmaindustrie finanziertes Rücknahmesystem (175), das von etwa 15.000 der rund 21.470 Apotheken kostenlos in Anspruch genommen wird. Nimmt eine Apotheke an diesem System teil, muss sie auch nicht in der eigenen Apotheke gekaufte Arzneimittel zurücknehmen.

 

Ferner ist zu fordern, dass Klinikabwässer mit einem hohen Gehalt an schwer abbaubaren Zytostatika oder Röntgenkontrastmitteln beispielsweise durch Umkehrosmose (94) gereinigt werden. Patientenurin mit diesen Stoffen ist zu sammeln und als Sondermüll zu entsorgen. Eine zentrale Annahme wäre denkbar. Dabei könnte eine Honorierung wie bei Rückgabe von Pfandflaschen die Compliance erhöhen.

 

Ein Verbot des Aufbringens von Klärschlamm als Dünger in der Landwirtschaft ist zudem in Betracht zu ziehen. Die derzeitige Technik des bakteriellen Abbaus bei Kläranlagen und der Aufbereitung von Trinkwasser kann keine vollständige Eliminierung von Arzneimittelrückständen gewährleisten (1). An Aktivkohle werden vor allem unpolare Stoffe adsorbiert. Für polare Stoffe ist dieses Verfahren wenig effizient und verursacht Kosten für Regenerierung oder Entsorgung des Adsorbens.

 

Bei oxidativen Verfahren werden biologisch schwer abbaubare Arzneistoffe mittels Ozon, Ozon und Wasserstoffperoxid (AOP: Advanced Oxidation Prozess, Erhöhung der Konzentration an OH-Radikalen), Wasserstoffperoxid und UV-Bestrahlung angegriffen (1, S. 215-217). Nach der Behandlung von biologisch gereinigtem kommunalen Abwasser mit 5 bis 10 mg Ozon pro m3 Abwasser waren Antibiotika, Lipidsenker, Betablocker, Moschusduftstoffe, Hormone, Antiepileptika und Antiphlogistika nicht mehr nachweisbar, wohl aber iodierte Röntgenkontrastmittel (1, 51). Eine vollständige Mineralisierung zu anorganischen Verbindungen wie Kohlendioxid, Stickoxiden und anderen erfolgt jedoch nicht (1, 190). Die Identität und toxische Relevanz der dabei entstehenden Oxidationsprodukte ist nur in Einzelfällen bekannt. So kommt es bei der Einwirkung von Wasserstoffperoxid und UV-Bestrahlung auf Carbamazepin zur Bildung von Acridin-9-carbaldehyd neben geringen Mengen an Acridin, Salicylsäure, Catechol und Anthranilsäure (177). Das mutagene Acridin entsteht auch als Hauptabbauprodukt von Carbamazepin in der Umwelt durch Einwirkung von Sonnenlicht (177). Nach Einwirkung von Ozon oder Wasserstoffperoxid mit UV-Bestrahlung auf Diclofenac wurden verschiedene toxische Phenylessigsäuren identifiziert (178).

 

Die effektivste Entfernung von Arzneimittelrückständen und Pestiziden gelingt durch Umkehrosmose (Porengröße etwa 0,1 nm) von Abwasser oder Rohwasser (1, S. 199-200; 3, S. 391-410; 29). Bei dieser Technik (RO: reverse osmosis) wird Wasser unter Einsatz hoher Drücke um 70 bar mit hohem Energieaufwand durch Membranen gepresst. Das Verfahren dient bereits zur Meerwasserentsalzung und zur Trinkwassergewinnung aus Schmutzwasser in Krisengebieten durch mobile Einsatzfahrzeuge. Eine großtechnische Anlage befindet sich in Arizona, USA. Die Umkehrosmose ist kostenintensiv; man schätzt einen zusätzlichen Preis von 30 bis 50 Cent pro cbm Trinkwasser (179). Entfernte Mineralien müssen zugesetzt und das zurückbleibende wässrige Konzentrat entsorgt werden.

 

Auf dem Gebiet »Arzneimittel und Umwelt« sind noch viele Fragen offen. Der aktuelle Kenntnisstand reicht trotz zahlreicher Forschungsarbeiten nicht aus, um das Risiko von Arzneimittelspuren für die menschliche Gesundheit und für aquatische Lebewesen bewerten zu können. Vielleicht werden künftige Kläranlagen, besonders in Problemgebieten, anstelle der biologischen Abwasserreinigung unter Einsatz der Nanotechnologie effektiver konzipiert sein.

 

Literatur

... beim Verfasser


Weiterführende Literatur

Frimmel, F. H., Müller, M. B. (Hrsg.), Heil-Lasten, Arzneimittelrückstände in Gewässern. Springer Berlin, Heidelberg, New York 2006.
Dietrich, D. R., Webb, S. F., Petry, T. (Hrsg.), Hot Spot Pollutants: Pharmaceuticals in the Environment. Academic Press, Elsevier Amsterdam u. a. 2005.
Kümmerer, K. (Hrsg.), Pharmaceuticals in the Environment. Sources, Fate, Effects and Risks. 2. Aufl., Springer Berlin, Heidelberg, New York 2004.
Daughton, Ch. G., Jones-Lepp, T. L. (Hrsg.), Pharmaceuticals and Personal Care Products in the Environment: Scientific and Regulatory Issues. Symposium Series 791, American Chemical Society Washington, DC 2001.
Sattelberger, R., Arzneimittelrückstände in der Umwelt. Umweltbundesamt GmbH, Reports R-162, Wien 1999.
Hessische Landesanstalt für Umwelt (Hrsg.), Fachtagung »Arzneimittel in Gewässern: Risiko für Mensch, Tier und Umwelt?« 4. Juni 1998, Landesmuseum Wiesbaden.

Der Autor

Manfred Hilp studierte Pharmazie und Chemie an der Philipps-Universität Marburg und erhielt dort 1962 die Approbation als Apotheker. 1968 folgte das Diplom als Chemiker. Nach der Promotion in Pharmazeutischer Chemie 1969 arbeitete er als wissenschaftlicher Assistent, wurde 1972 Akademischer Rat und 1975 Akademischer Oberrat. Er leitete das mikroanalytische Labor und war Bibliotheksbeauftragter des Instituts für Pharmazeutische Chemie der Universität Marburg. Seit 2002 ist er im Ruhestand und habilitierte sich 2004. Privatdozent Dr. Hilp hat insgesamt 66 Lehraufträge ausgefüllt und kann 36 Publikationen, vorwiegend zur Arzneibuchanalytik, vorweisen.

 

 

Anschrift des Verfassers:

Privatdozent Dr. Manfred Hilp

Haselhecke 42

35041 Marburg

manfred(at)hilp.de


Außerdem in dieser Ausgabe...

Beitrag erschienen in Ausgabe 47/2006

 

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