LAÇ AKT F MADDELER N N SUCUL ÇEVREDE BULUNU LARI, DAVRANI LARI VE ETK LER

Transkript

1 LAÇ AKT F MADDELER N N SUCUL ÇEVREDE BULUNU LARI, DAVRANI LARI VE ETK LER LDA VERG L, YASEM N KAYA, Z. BER L GÖNDER, HULUS BARLAS stanbul Üniversitesi Mühendislik Fakültesi Çevre Mühendisli i Bölümü Avcılar stanbul ilda@istanbul.edu.tr ÖZET Çevrede önceden bilinmeyen, tanınmayan, öngörülmeyen veya üpheli olmayan kimyasal kirleticilerden kaynaklanabilecek tehlikeler uzun süredir çevre bilimcilerin büyük ilgisini çekmektedir. Potansiyel çevre kirleticilerin daha fazla zarar vermeden erken tanımlanması ve ara tırılması konusu ekoloji ve insan sa lı ı açısından büyük önem ta ımaktadır. Farmasotik ilaçlar (veterinerlik ve yasadı ı dahil) ve kozmetik, yiyecek katkı maddeleri ve di er ki isel bakım ürünleri metabolitleri ve dönü üm ürünleri dünya çapında büyük miktarda kullanılmakta ve miktarları tarım kimyasallarınınkine yakla maktadır. Piyasaya sürekli yeni ilaçların giri i mevcut geni kimyasal paletini arttırmakta ve büyütmektedir. laçlar, insan/hayvan sa lı ını korumak, hastalıkların te hisi, tedavisi ve önlenmesi için kullanılan kimyasallardır. laç aktif maddeleri atıksulara insan dı kılarından ve hastane atıksularından ula abilmekte ve atıksu sistemindeki kaçaklardan yeraltısularına sızabilmektedir. Hastane atıklarının depolandı ı depo alanları ve ilaç üretim yerleri di er olası kaynaklardır. Bu maddelerin büyük bir kısmı arıtma tesislerinde uzakla tırılamadıkları için atıksular ile sulara, oradan da yeraltı sularına ula maktadır. imdiye kadar yapılan çalı malar, su kaynaklarına ve besin zincirine karı an ilaç aktif maddelerinin ve metabolitlerinin ekosistem ve insan sa lı ı için gerçek bir tehdit olu turdu unu göstermektedir. Çalı mada bu maddelerin çevrede bulunu ları, davranı ları ve etkileri; atıksulardan ve sulardan uzakla tırılmaları incelenecektir. Anahtar Sözcükler : laçlar, yüzeysel sular, yeraltı suları, atıksular, toksisite. ABSTRACT Risks from previously unknown, unrecognized, unanticipated, or unsuspected chemical pollutants in the environment have long been a great concern of environmental scientists. Early identification and investigation of potential environmental pollution issues before they worsen are critical for protecting ecologic and human health. Pharmaceuticals (including illicit and veterinary) and cosmetics, supplements and other personal care products are used in large amounts throughout the world and quantities are on par with agrochemicals. Continuous introduction to the marketplace of new drugs is increasing and enlarging present chemical palette. Drugs are chemicals used for the protection of human / animal health, diagnosis, treatment and preventing of diseases. Drugs can be introduced to the wastewaters with the urine and feces and from the hospital wastewaters and leaches from the leakages of the sewage system into the groundwaters. Other possible sources are landfills of hospital wastes and drug manufacturer. Drugs are mostly not removed during wastewater treatment and, therefore, they are released into the surface waters and reach groundwater. Current research shows that drugs and metabolites entering water supplies and the food chain pose a real threat to the ecosystem and human health. In this paper; occurence, fate and effects of this substances in the environment and their removal from the waters and wastewaters will be presented. Keywords : Drugs, surface water, groundwater, wastewater, toxicity. G R Farmasotikler modern hayatın önemli ve vazgeçilmez unsurlarıdır. nsanlar ve hayvanlar için ilaçlarda, tarımda ve su kültüründe kullanılırlar. Farmasotiklerin çevrede bulunu ları ilk olarak 1970 lerde bilim çevresinin ve halkın dikkatini çekmi tir. Ancak doksanlı yıllara kadar farmasotiklerin do ada bulunu ları, davranı ları ve etkileri hakkında çok az çalı ılmı tır. Bu süre kapsamında a ır metaller, polisiklik hidrokarbonlar, dioksinler, furanlar, pestisitler ve deterjanlar gibi çevre kirleticiler geni ölçekte incelenmi tir. Doksanların ba ından itibaren endokrin sistem ilaçları ve lipid dü ürücü ilaçlar gündeme gelmi tir (Kümmerer, EPA; ). Bu tarihten sonra hormonlar ve di er farmasotikler için A.B.D. ve Avrupa da pek çok çalı ma yapılmı tır. Tıbbi maddeler ile bu kadar ilgilenilmesinin önemli bir nedeni biyolojik bir etki yaratmak için üretilmi olmalarıdır. laçlar, uzun süre depolanabilmeleri ve kolayca yutulabilmeleri için mümkün oldu unca stabil üretilirler. Membranları geçebilecek kadar lipofiliktirler ve etkime noktalarına ula abilmeleri için özellikle a ızdan alınanların- ilaçların enzimlere kar ı dayanıklı olmaları ve midenin asidik ph de erinde hidrolize olmamaları arttır. Dayanıklı olmaları ve sıvı fazda hareketliliklerinin yüksek olması gereklidir (wasser-wissen.de, Halling-Sorensen vd., 1998; Ternes, 1998). Bu özellikleri nedeniyle ilaç aktif maddeleri / dönü üm ürünleri biyoakümüle olabilirler ve sucul veya karasal ekosistemlerde etkilere sebep olabilirler (Halling-Sorensen vd.,1998; Ternes, 1998). 284

2 laç aktif maddelerinin çevreye giri i çe itli yollarla olmaktadır. nsanlar ve hayvanlardan ba layan bu çevrimde ilaç aktif maddeleri atıksulara, topra a, yeraltı sularına ve yeterli arıtım yapılmadı ı takdirde içme sularımıza kadar ula ırlar (Halling-Sorensen vd., 1998; Ternes, 1998; ). Hayvanlar ve insanlar için kullanılan tıbbi maddelerin sucul çevreye giri yolları ayrıntılı olarak ekil 1 de verilmi tir. Tıbbi ürünler kabaca ikiye ayrılabilir: nsanlar tarafından kullanılan tıbbi ürünler (F1) ve veterinerlik ilaçları (F2). Veterinerlik ilaçları çiftlik hayvanı yeti tiricili inde ve kümes hayvanı üreticili inde kullanılırlar (F3). Bunlara ilave olarak, meralardaki çiftlik hayvanlarının tedavisi için kullanılan ilaçlar (F4) ve balık çiftliklerinde kullanılan yem katkıları (F5) veterinerlik amaçlı kullanım yoluyla do aya karı ırlar. nsanlar tarafından kullanılan tıbbi ürünler üre ve dı kı yoluyla kanalizasyona (F6) ve oradan da atıksu arıtma tesisine (F7) ula ırlar. Ksenobiyotikler örnek alınırsa burada maddenin 3 türlü davranı olasılı ı vardır : i) madde tamamen su ve CO2 e mineralize olur (örn. Aspirin) ii) madde lipofiliktir ve kolayca parçalanmaz. Böylece maddenin bir kısmı çamurda tutulur. iii) madde lipofilik halinden daha hidrofobik bir forma metabolize olur, ancak dayanıklı hale gelir. Bu ekilde arıtma tesisinde giderilemez ve atıksu ile atılarak (F9) alıcı sulara karı ır (F9). Metabolitlerin biyolojik olarak hala aktif olmaları durumunda da ortamdaki sucul organizmaları etkiler (F11). Çamurda tutulma olasılı ı olan maddeler; çamurun tarlalara serilmesi durumunda mikroorganizmaları ve yararlıları etkileyebilir (F12). Ahırlardaki hayvanlar için büyümeyi destekleyici olarak kullanılan tıbbi maddeler ço unlukla gübreye kadar ula ır (F13). Bu maddeler toprak organizmalarını etkileyebilir (F14). Araziye yayılmı olan arıtma çamurlarındaki ve gübredeki hidrofilik maddeler ya murlar sonucunda sızma ile sucul çevreye ula ırlar (F15). Arazideki hayvanlar için kullanılan tıbbi maddeler üre ve dı kı yoluyla do rudan araziye atılır (F16). Yüksek lokal konsantrasyon toprak organizmalarını etkiler (F17). Araziye yayılmı tıbbi maddelerin toprakta mineralize olmaları veya yeraltısularına ula maları da olasıdır. Balık çiftliklerinde kullanılan tıbbi maddeler do rudan alıcı sulara karı ır, çünkü antibiyotik ve di er ilaçlarla balıkları tedavi etmenin en iyi yolu yem katkılarını kullanmaktır. Verilen yem katkılarının büyük bir kısmı balıklar tarafından yenmedi i için kafeslerin içinden dü erek deniz yata ında birikir. Bu maddeler sucul organizmaları etkileyebilir (F18). nsanların kullanımı için satılan tıbbi maddelerin bilinmeyen bir kısmı insanlar tarafından atık olarak tuvaletlere atılırlar ve kanalizasyon sistemine karı arak arıtma tesisine ula ırlar (F19) (Halling - Sorensen vd., 1998). nsan kaynaklı ilaçların çevreye giri i kullanılan ilaçların dozu ve miktarına, vücuttan atılma sıklı ına, ilacın katılara tutulma e ilimine ve atıksu arıtma tesisindeki / depo alanındaki mikroorganizmaların metabolik dönü türme yeteneklerine ba lıdır (). laçların ço u insan vücudundan sadece çok az dönü türülmü veya hiç de i meden atılır. Bu maddeler atıksu arıtımı esnasında uzakla tırılamazlar ve böylece bazı farmasotik aktif bile ikler hemen hemen hiç de i meden atıksu arıtma tesislerinden alıcı ortamlara de arj edilirler (Heberer, 2002; Reddersen vd., 2002; Dietrich vd., 2002; Mersmann,2003). Farmasotiklerin Atıksularda, Yüzeysel Sularda, Yeraltı Sularında ve çme Sularında Bulunu u Farmasotiklerin atıksularda, sucul çevrede ve içme sularında bulunmaları ile ilgili pek çok çalı ma Avusturya, Brezilya, Kanada, Hırvatistan, ngiltere, Almanya, Yunanistan, talya, spanya, sviçre, Hollanda ve ABD gibi birçok ülkede yapılmı tır. Seksenden fazla farklı farmasotik atıksu, yüzeysel su ve yeraltı sularında saptanmı tır (Heberer vd., 1997; Halling-Sorensen vd., 1998; Heberer vd., 1998; Stumpf vd., 1998; Ternes, 1998; ; Hirsch vd., 1999; Jorgensen ve Halling-Sorensen, 2000; Scheytt vd., 2000; Zuccato vd., 2000; Fare vd., 2001; Kümmerer, 2001; Heberer, 2002, Jones vd., 2002; Kolpin vd., 2002; Kümmerer, 2002; Reddersen vd., 2002 ). Antibiyotikler / antibakteriyel ilaçlar, a rı kesiciler ve ate dü ürücü ilaçlar, antiepileptik ilaçlar, sitostatik ilaçlar, beta - blokerler, kandaki ya ı düzenleyici ilaçlar ve sentetik steroidler çe itli ara tırmacılar tarafından sularda bulunan ilaçlardır. Yaygın kullanımları nedeniyle a rı kesiciler/ate dü ürücüler ve antibiyotikler çevrede bulunu ları burada ayrıntılı olarak ele alınmı tır. FEDESA nın verilerini esas alarak AB ve sviçre de 1999 yılında ton antibiyotik kullanıldı ını belirtmi tir. ABD de 2000 yılında üretilen yakla ık ton antibiyoti in %70 i çiftlik hayvanı yeti tiricili inde kullanılmı tır. Bu miktar insan tıbbında kullanılanın 8 katıdır (Kümmerer, 2003). Antibiyotiklerin %30 90 ı üre ile aktif maddeler olarak insan vücudundan atılırlar. Antibiyotiklerin bakterileri etkileme gücü arıtma tesislerindeki biyolojik proseslerle de i ir. Polar antibiyotikler büyük olasılıkla giderilemezler, çünkü giderim için kullanılan aktif karbon adsorpsiyonu hidrofobik etkile imlerle yürür (). Bunun sonucu olarak alıcı sular ve di er çevre ortamları kirlenebilir. Bu ekilde do aya ula an antibiyotiklerin bir kısmı yarı ömürlerinin uzun olması nedeniyle uzun yıllar do ada bulunabilir. Örne in klofibrin asidi 21 yıl dayanıklıdır. Kullanımının yasaklanmı olmasına ra men talya da göl ve nehirlerde klofibrin asidi saptanmı tır (Zuccato vd., 2000). Antibiyotiklerin kullanımındaki artı mikroflorada ilaçlara kar ı direncin artı ına yol açar. Bu direnç dü ük antibiyotik konsantrasyonları ile artar (Jorgensen, 2000). Antibiyotiklerin çevrede bulunu u ile ilgili birçok çalı ma yapılmı tır. Antibiyotikler yüzeysel sularda, yeraltısularında ve atıksularda genellikle µg/l seviyelerinde bulunmu tur. Tablo 1 de çe itli antibiyotiklerin çevrede bulunu ları verilmi tir. 285

3 YAYILMA F1 Tıbbi bile ikler F2 nsanlar için kullanılan tıbbi bile ikler Hayvanlar için kullanılan tıbbi bile ikler F19 F6 F5 F3 F4 Fazla ilaçların do rudan kanalizasyona Maddelerin vücuttan üre ve dı kı ile atılması Balık çiftlikleri Çiftlik hayvanı yeti tiricili inde kullanılan büyümeyi destekleyiciler ve kümes hayvanı üreticili inde kullanılan koksidiyozis hastalı ını önleyici ilaçlar F7 F13 Mera hayvanlarının ilaçla tedavisi DAVRANI F8 Tarlalara serilen çamur Atıksu (kanalizasyon) arıtma tesisi F9 Arıtılmı atıksu F18 F16 Tarlalar F15 F10 Sızıntı Sucul Çevre Sızıntı F15 Tarlalara serilmi gübre F11 F14 F17 F17 F14 ETK Sucul organizmalara etki Mikroorganizmalara etki Yararlılara etki F12 ekil 1. nsanlar ve hayvanlar için kullanılan tıbbi maddelerin çevredeki beklenen yayılma davranı ları (B. Halling Sorensen vd., 1998 den alınmı tır). Figure 1. Anticipated exposure routes of veterinary and human medical substances in the environment (after B. Halling Sorensen et al., 1998). a. Antibiyotikler / antibakteriyel ilaçlar:dünya çapında antibiyotik tüketiminin yıllık ton arasında oldu u tahmin edilmektedir yılında Avrupa Birli i nde yakla ık ton antibiyotik tüketilmi tir F12 286

4 . Bu miktarın yakla ık %50 si veteriner ilaçlarında ve büyümeyi destekleyici maddelerde kullanılmı tır. Kümmerer (2002), Avrupa Hayvan Sa lı ı Federasyonu, Tablo 1. Antibiyotiklerin çevrede bulunu ları Table 1. Occurence of antibiotics in the environment MADDE M KTAR BULUNDU U YER REFERANS Ampisilin µg/l Hastane atıksuyu Kümmerer, 2001 Kloramfenikol max. 0,06 µg/l Siprofloksasin Klaritromisin Eritromisin 0,7-124,5 µg/l ng/l 3 87 µg/l max. 0,24 µg/l max. 0,26 µg/l medyan 18,1 ng/l medyan 8,3 ng/l max. 20,3 ng/l medyan 1,6 ng/l max. 6 µg/l ~ 1 µg/l 0,7 17,4 ng/l ng/l medyan 47,4 ng/l medyan 4,5 ng/l max. 15,9 ng/l medyan 3,2 ng/l Hastane atıksuyu Arıtma tesisi çıkı ı Hastane atıksuyu EAAT* çıkı Lombardo Nehri Nehir sedimenti Lombardo Nehri 287 Kümmerer, 2003 Heberer, 2002 Zuccato vd., 2005 Halling Sorensen vd., 1998; Zuccato vd., 2000 Zuccato vd., 2005 Eritromisin H2O max. 1,7 µg/l Dehidroeritromisin 49 ng/l Sacher vd., 2001 (Eritromisin met.) Norfloksasin ng/l Arıtma tesisi çıkı ı Heberer, 2002 Oksitetrasiklin 0,1 11 µg/g Sediment Halling Sorensen vd., 1998 Penicilin grupları Roksitromisin Sülfametoksazol > 25 ng/l > 10 ng/l max. 1 µg/l max. 0,56 µg/l 410 ng/l ~ 1 µg/l max. 2 µg/l max. 0,48 µg/l max. 0,47 µg/l 127,2 ng/l Kullanma suyu Hastane atıksuyu arıtma tesisi çıkı ı Halling Sorensen vd., 1998 Sacherer vd., 2001 Halling Sorensen vd., 1998 Zuccato vd., 2005 Sülfametazin max. 0,16 µg/l Tetrasiklin 0,2 µg/kg Toprak ~ 1 µg/l Trimetopirim max. 0,66 µg/l max. 0,2 µg/l *EAAT = Evsel Atıksu Arıtma Tesisi Kümmerer, 2001 Halling Sorensen vd., 1998 b. Analjezikler ve ate dü ürücü ilaçlar Bu ilaçlar ço unlukla a rı kesici olarak insan sa lı ı için kullanılmaktadırlar ve reçetesiz satı ı serbesttir. En yaygın kullanılan ilaçlardır. Asetaminofen (Parasetomol) ve asetil salisilik asit (ASA) en çok satılan ilaçlardır. Almanya da bir yılda satılan toplam ASA miktarı 500 tonu geçmektedir. Bunun yanında diklofenak 75 ton ve ibuprofen 180 ton yıllık satı a ula maktadır. Çe itli ara tırmacılar tarafından atıksular, yüzeysel sular ve yeraltısuyunda a rı kesicilerin / ate dü ürücülerin bulunu ları Tablo 2 de verilmi tir. Heberer ve arkada ları (2002) yaptıkları çalı mada Almanya daki birkaç içme suyu numunesinde de eser miktarda diklofenak, ibuprofen ve fenazon bulmu lardır. Ternes (1998), Almanya daki farklı nehir ve atıksu arıtma tesislerinde yaptı ı ara tırmada atıksu arıtma tesisi giri suyunda en yüksek konsantrasyonda bulunan farmasoti in salisilik asit oldu unu saptamı tır. Tablo 2. A rı kesicilerin / ate dü ürücülerin çevrede bulunu ları. Table 2. Occurence of analgesic / antiinflammatory

5 MADDE M KTAR BULUNDU U YER REFERANS Aminofenazon 0,2 µg/l 0,1 µg/l EAATçıkı Asetaminofen 10 µg/l 6 µg/l Kolpin vd., 2002 Asetil salisilik asit (ASA) 0,22 µg/l max. 1,5 µg/l max. 0,34 µg/l Kanalizasyon çıkı ı Arıtma tesisi çıkı ı Ternes, 1998 Diklofenak Dimetilaminofenazon Fenazon Gentisik asit (ASA metaboliti) buprofen Indometasin Naproksen Propifenazon Salisilik asit (ASA metaboliti) Ort. 3,02 µg/l Ort. 2,51 µg/l 0,81 µg/l 0,15 µg/l max. 380 ng/l max. 7,1 µg/l max. 4,7 µg/l max. 1 µg/l max. 0,34 µg/l 0,41 µg/l 0,95 µg/l < ng/l 0,92 µg/l 0,52 µg/l 4,6 µg/l 0,59 µg/l 1,2 µg/l 0,87 85 µg/l 2,7 µg/l max. 3,4 µg/l max. 0,53 µg/l max. 12 µg/l < 5 41 ng/l ng/l max. 200 ng/l 0,1 µg/l 90,6 92,4 ng/l 1 4 ng/l 220 ng/kg medyan 121,2 ng/l medyan 20 ng/l medyan 13 ng/l max. 0,6 µg/l max. 0,2 µg/l < 5 26 ng/l ng/l 0,8 µg/l 0,8 µg/l max. 0,52 µg/l max. 0,39 µg/l 0,44 µg/l 0,08 µg/l 1,08 µg/l 0,39 µg/l 1990 ng/l 170 ng/l 1465 ng/l ng/l ng/l 54 µg/l max. 54 µg/l 4,1 µg/l Arıtma çıkı ı Nehir EAATçıkı Kanalizasyon giri Kanalizasyon çıkı Çöktürme tankı çıkı ı Ren Nehri Farklı nehirler Nehir sedimenti Lambro Nehri Ren Nehri Farklı nehirler Depo alanı çevresi yeraltısuyu Kanalizasyon giri Arıtma tesisi çıkı ı Heberer vd., 2001 Ternes, 1998 Scheytt vd., 2000 Heberer vd., 1997 Ternes, 1998 Farre vd.,2001 Halling-Sorensen vd., 1998 Scheytt vd., 2000 T. Zuccato vd., 2000 Zuccato vd., 2005 Hallig-Sorensen vd., 1998 Heberer vd., 1998 Heberer vd., 2002 Scheytt vd., 2001 Holm, 1995 Ternes,

6 c. Di er Antiepileptik ilaçlar, kandaki ya ı düzenleyici ilaçlar, endokrin sistemi ilaçları, hormon ilaçları, kemoterapide kullanılan sitostatik ilaçlar ve X-ı ını kar ıla tırma maddeleri çevrede rastlanabilen di er ilaçlardır. X-ı ını kar ıla tırma maddeleri hastane atıksularında µg/l seviyelerinde bulunurken, yüzeysel sularda ng/l konsantrasyonlarında bulunmu tur (Heberer, 2002). Sitostatik ilaçlar, hastane atıksularında ng/l seviyelerinde bulunmu tur (Ternes,1998; Kümmerer vd.,1997). Ternes (1998), 16 atıksu arıtma tesisi çıkı ından aldı ı numunelerde maksimum 20 ng/l siklofosfamid saptamı tır. larda ise sitostatik ilaçlara rastlanmamı tır. Antiepileptik ilaç aktif maddesi karbamazepin, Almanya da reçete ile yılda yakla ık 80 ton satılmaktadır. ngiltere de 40 t/sene den daha fazla miktarlarda karbamazepin tüketilmektedir (Jones vd., 2002). Karbamazepin metabolize edilip vücuttan atılmasına ra men atıksu arıtımında bu metabolitler tekrar esas bile i e dönü ür ve çevredeki konsantrasyonu artar (Ternes, 1998). Farklı evsel atıksu arıtma tesisleri giri ve çıkı numunelerinde yapılan ara tırmalar, arıtma esnasında karbamazepinin yeterince arıtılamadı ını (%10 dan az) göstermi tir (Ternes, 1998; ; Clara vd., 2004). Karbamazepin birçok ara tırmacı tarafından µg/l seviyelerinde saptanmı tır (Ternes, 1998; Daughton ve Ternes, 1999;, Zuccato vd., 2005). Berlin yüzeysel su numunelerinde 1075 ng/l e ula an konsantrasyonlarda karbamazepin saptanmı tır (Heberer, 2002). Evsel atıksuda bulunan en yüksek karbamazepin konsantrasyonu ng/l dir (Meersmann, 2003). Alman nehirlerinde (Lahn, Kinzig, Fulda, Werra, Main, Nida ve Schwarzbach) Ternes (1998) maksimum 1100 ng/l karbamazepin konsantrasyonu saptamı tır. Ternes (2000), Alman içme sularında ng/l konsantrasyonunda karbamazepin saptamı tır (Mersmann, 2003). Ba ka bir antiepileptik ilaç primidon, Almanya daki evsel atıksu arıtma tesisi giri ve çıkı sularında ve yüzeysel sularda yapılan ölçümlerde maksimum 0,635 µg/l konsantrasyonunda bulunmu tur (Heberer, 2002). Kandaki ya ı düzenleyici ilaç aktif maddeleri; klofibrat, etofilin klofibrat ve etofibratın aktif metaboliti olan klofibrin asidi ilk olarak 1970 lerde ABD deki bir evsel atıksu arıtma tesisinde saptanmı tır (Heberer,2002). Almanya da atıksu ile sulama yapılan alanların yakınındaki yeraltısuyu numunelerinde 4 µg/l e varan konsantrasyonlar bulunmu tur (Heberer vd., 1997). Sacher ve arkada ları (1998), yeraltısuyunda 7,3 µg/l klofibrin asidi konsantrasyonu saptamı lardır. Berlin içme suyu numunelerinde maksimum 270 ng/l klofibrin asidi konsantrasyonları bulunmu tur (Heberer vd., 1997). Buser ve arkada ları (1998), sviçre deki göllerde ve Kuzey Denizinde dü ük ng/l konsantrasyonları ölçmü tür. Atıksu giri ve çıkı numuneleri ile yapılan pek çok çalı ma sonucunda klofibrin asidi refrakter kirletici olarak tanımlanmı tır. Klofibrin asidi çok dayanıklıdır ve atıksu arıtımına kar ı dirençlidir. Genellikle sadece % i giderilir (Ternes, 1998; Stumpf vd., 1999). Klofibrin asidi dı ında ayrıca bezafibrat, gemfibrozil ve fenofibrin asidi de kanalizasyon çıkı larında ve yüzeysel su numunelerinde µg/l seviyelerinde saptanmı tır (Ternes, 1998; Stumpf vd., 1999; Farre vd., 2001). numunelerinde bezafibrat maksimum 190 ng/l, gemfibrozil ise maksimum 340 ng/l olarak bulunmu tur (Heberer, 2002). SONUÇ laç kalıntılarının çevreye, insanlara ve di er organizmalara yaptı ı etkiler u ana kadar net bir ekilde cevaplanamamı tır. Ancak bazı özel gruplara özellikle dikkat edilmelidir : sitostatik ilaçlar ve ba ı ıklık sistemi ilaçları kanserojen, mutajen ve genotoksik etkileri nedeniyle antibiyotikler ve dezenfektanlar güçlü bakteriyel toksisiteleri ve dayanıklılık arttırma özellikleri nedeniyle klor veren reaktifler ve iyotlu organik röntgen kontrast maddeleri parçalanmamaları ve AOX olu turma potansiyelleri nedeniyle. a ır metal içeren maddeler; civa içeren dezenfektan ve koruyucu maddeler, platin içeren sitostatik ilaçlar, gadolinyum içeren röntgen kontrast maddeleri - parçalanmazlar ve yükseltgenmi hallerinde toksiktirler. (Kümmerer, 2001; Jorgensen ve Sorensen,2000, Kolpin vd., 2002). laç aktif maddeleri toprakta birkaç yüz µg/kg, sucul çevrede daha dü ük µg/l ve ng/l konsantrasyonlarında bulunurlar. Ancak ilaçlar, biyomembranlardan kolayca geçebilecek özellikte ve biyolojik parçalanmaya dayanıklı üretilirler. Bu ekilde lipofilik özellik kazandırılan ilaçlar besin zincirinde ve tatlısu / deniz sedimentlerinde birikir. Bu da istenmeyen bir durumdur. laç kalıntılarının dü ük konsantrasyonlarda veya ilaç kokteyli olarak uzun vadede olu turabilece i negatif etkiler göz ardı edilmemelidir (Mersmann, 2003; Jorgensen ve Sorensen,2000; ). Hedef organizması bakteriler olan antibiyotikler dü ük konsantrasyonlarında, bakterilerdeki dayanıklılı ı artırır. Bu durum endi e yaratmaktadır, çünkü tedavi dozlarının altındaki konsantrasyonlar ile dayanıklılı ı artan bakteriler genetik de i ikliklere u rarlar ve bu durum enfeksiyonların bilinen antidotlarla tedavi edilememesine yol açar (Kümmerer, 2003; Mersmann, 2003; Jorgensen ve Sorensen, 2000). Hirsch ve arkada ları evsel atıksu arıtma tesisinde yaptıkları çalı mada bakterilerin %70 den fazlasının en azından bir antibiyotikten etkilenmedi ini göstermi lerdir. Bakterilerin %6 ı ise birden çok antibiyoti e dayanıklılık göstermi tir. Çevresel dayanıklılık çevre kirlili inde önemli bir faktör olmasına ra men sürekli ve sabit bir kaynaktan yayılma söz konusu oldu unda sucul ortama sürekli giri olması dayanıklı olmayan maddeleri de önemli kılar. Özellikle evsel atıksu arıtma tesislerinden sürekli giren kirleticiler ile sucul organizmalar kendi kalıcı çevrelerinde devamlı ilaç aktif maddelerine maruz kalırlar. Her ne kadar akut veriler bilinmiyorsa da esas sorun bu süreç ile zaman içinde meydana 289

7 gelebilecek etkilerdir. laç aktif maddelerinin hedef olmayan mikroorganizmalara etkisi ço unlukla bilinmemektedir. Sürekli maruz kalma ile meydana gelebilecek sayı, tür veya davranı de i iklikleri normal adaptasyon veya geli me zannedilebilir. Burada esas sorun tek tek organizmaların gördü ü zarar de il tüm populasyonun maruz kaldı ı negatif etkidir. Çe itli ilaç aktif maddelerinin de i ik seviyelerdeki canlılara etkisini ara tıran çalı malar vardır. Laboratuar çalı maları trilyonda bir konsantrasyonunda östrojen bile iklerinin erkek balı ın dola ım sistemi, gözler ve idrar torbası geli imini engelledi ini göstermi tir (Potera,2000). Wollenberger ve arkada ları, 2000, veterinerlikte kullanılan oksolinik asit ve tiamulin antibiyotiklerinin tatlı su kabuklusu Daphnia manga üzerinde toksik etkisi oldu unu belirlemi lerdir. Ayrıca metronidazol, striptomisin ve tylosin antibiyotikleri üretkenli i etkilememelerine ra men uzun süreli maruz kalmalarda (3 4 hafta) ölümlere yol açmı tır. Çiftçilikte ve tedavide kullanılan benzilpenisilin, klortetrasiklin, spiramisin, streptomisin, tetrasiklin, tiamulin ve tylosin antibiyotikleri çok dü ük konsantrasyonlarda (EC50 = 0,003 0,09 mg/l) tatlısu siyanobakteri microcystis aeruginosa için toksiktir (Halling-Sorensen,2000). Macri ve arkada ları (1988), çalı malarında balık yemlerinde ilaç katkısı olarak kullanılan furazolidon maddesinin sivrisinek larvası Culex pipiens için toksik oldu unu belirlemi lerdir. laç aktif maddelerinin insanlar tarafından içme suyu ile alınmasındaki ters etkiler önemsiz gibi gözükmektedir. 70 kiloluk bir insanın günde 2 litre içme suyu tüketimi oldu u kabul edilirse alaca ı maksimum ilaç miktarı tedavide kullanılan dozların çok altındadır (Kümmerer, 2002). Ancak suda tek ilacın bulunması ile birkaç ilacın bir arada bulunmasından kaynaklanabilecek riskler farklıdır. Kimyasal karı ımlar ile toksisiteler artabilir. Dayanıklı bile ikler uzun vadeli riskleri arttırır. Ekosisteme de i ik ilaçların giri i sürdükçe kirlenmenin de i ik türlerinin ortaya çıkması olasılı ı artacaktır. Hijyen açısından içme suyunda ilaç kalıntılarının bulunması istenmeyen bir durumdur. Bu nedenle kalıntıların uzakla tırılması ve azaltılması için strateji ve teknolojiler geli tirilmelidir. Çevrenin ilaç kalıntılarıyla kirlenmesinin önlenmesi için ilaç üretiminin ve tüketiminin kontrolü arttır. laç üretiminde optimizasyon, madde çe itlili inde azalma, parçalanmayan maddelerin yasaklanması veya kısıtlanması, atık miktarlarının azaltılması ve optimum depolama, alınması gereken önlemlerdir. Ayrıca ilaç kullanımının azaltılması yönünde çalı malar da yapılmalıdır. Riski en aza indirebilmek için çevreye bırakılan ilaç miktarı azaltılmalıdır. Kaynakta ve tüketicide alınabilecek bu önlemleri takiben atıksu arıtımı da iyile tirilmeli ve mevcut sistemlerden daha ileri arıtma sistemleri ile çalı ılmalıdır. Yaygın atıksu arıtma prosesleri ilaç kalıntılarını tamamen gidermek için yetersizdir. Bu yöndeki çalı malar, ozonlama, UV, ileri oksidasyon prosesleri (O3 + UV, O3 / UV + H2O2), membran ve aktif karbon sistemlerini önermektedir (Andreozzi vd., 2002; Doll vd.,2003; Lyko vd., 2004; Salehi vd., 2004; Mielcke vd., 2004; Hufschmidt vd., 2004). KAYNAKLAR Andreozzi R., Marotta R., Pinto G. and Pollio A., 2002, Carbamazepine in water: persistence in the environment, ozonation treatment and preliminary assessment on algal toxicity, Water Research, 36 : Buser R.H., Müler M.D., Theobald N., 1998, Occurence of the pharmaceutical drug clofibric acid and the herbicide mecocrop in various Swiss Lakes and in the North Sea Clara M., Strenn B., Kreuzinger N., 2004, Carbamazepine as a possible anthropogenic marker in the aquatic environment : investigations on the behaviour of Carbamazepine in wastewater treatment and during groundwater infiltration, Water Research, 38 (24) Daughton C. G. ve Ternes T. A., 1999, Pharmaceuticals and personal care products in the environment : Agents of subtle change?, Environmental Health Perspectives Supplements, Volume 107, Number 56, Dietrich D. R., Webb S. F., Petry T., 2002, Hot spot pollutants : Pharmaceuticals in the environment, Toxicology Letters, 131, 1 3. Doll T. E., Frimmel F.H., 2003, Fate of pharmaceuticals photodegradation by simulated solar UV-light, Chemosphere, Vol. 52, 10, Environmental Science and Technology, Vol 32, No1, Farre M., Ferrer I., Ginebreda A., Figueras M., Olivella L., Tirapu L., Vilanova M., Barcelo D., 2001, Determination of Drugs in surface water and wastewater samples by liquid chromatoghraphy mass spectrometry : methods and preliminary results including toxicity studies with Vibrio fischeri., J. Chromatogr. A 938, Halling Sorensen B., Nors Nielsen S., Lanzky P.F., Ingerslev F., Holten Lützhoft H.C. ve Jorgensen S. E., 1998, Occurence, fate and effects of pharmaceutical substances in the environment A Review, Chemosphere, Vol. 36, No.2, Halling Sorensen, 2000, Algal toxicity of antibacterial agents used in intensive farming, Chemosphere, 40 : Heberer T., 2002, Occurence, fate and removal of pharmaceutical residues in the aquatic environment : a review of recent research data, Toxicology Letters, 131, Heberer T., 2002a, Tracking persistent pharmaceutical residues from municipal sewage to drinking water, Journal of Hydrology, 266 : Heberer T., Dünnbier U., Reilich C. ve Stan H.-J., 1997, Detection of drugs and drug metabolites in groundwater samples of a drinking water treatment plant, Fresenius Envir. Bull, 6 :

8 Heberer T., Schmidt-Bäumler K. Ve Stan H.-J., 1998, Occurence and distribution of organic contaminants in the aquatic system in Berlin. Part I : Drug residues and other polar contaminants in Berlin surface and groundwater, Acta hydrochim. Hydrobiol., 26 5 : Hirsch R., Ternes T., Haberer K., Kratz K., 1999, Occurence of antibiotics in the aquatic environment, The Science of the Total Environment, 225 : Holm J.V., Rügge K., Bjerg P.L. ve Christensen T.H., 1995, Occurence and distribution of pharmaceutical organic compounds in the groundwater downgradient of a landfill (Grinsted, Denmark), Environmental Science and Technology, Vol. 29, No. 5, Hufschmidt D., Hidalgo M. C., Scheffler D., Bahnemann D., 2004, Übersicht über photokatalytische Verfahren zur Aufbereitung hochreiner Wässer, Bremer Colloquium Produktionsintegrierte Wasser-/Abwassertechnik 2004, (13 14 Eylül 2004, Bremen), Das IUV, Universität Bremen und die GVC/DECHEMA FB SuPER, C 109. Jones O.A.H., Voulvoulis N., Lester J.N., 2002, Aquatic environmental assessment of the top 25 English prescription pharmaceuticals, Water Research, 36 (2002), Jorgensen, S.E. ve Halling-Sorensen B., 2000, Drugs in the environment, Chemosphere, 40 : Kolpin D.W., Furlong E.T., Meyer M.T., Thurman E.M., Zaugg S.D., Barber L.B., Buxton H.T., 2002, Pharmaceuticals, hormones, and other organic wastewater contaminants in U.S. streams, : A national reconnaissance, Environmental Science Technology, 36, Kümmerer K., 2001, Drugs in the environment : emission of drugs, diagnostic aids and disinfectants into wastewater by hospitals in relation to other sources a review, Chemosphere, 45 : Kümmerer K., 2002, Introduction : Pharmaceuticals in the environment- Chapter 1; Pharmaceuticals and Personal Care Products (PPCPs) as environmental pollutants, EPA, Kümmerer K., 2003, Significance of antibiotics in the environment, Journal of Antimicrobial Chemotherapy, 52, 5 7. Kümmerer K., Steger-Hartmann t:, Meyer M., 1997, Biodegradability of the anti-tumor agent ifosfamide and its occurence in hospital effluents and communal sewage, Wat. Res., 31 : Lyko S., Wintgens T, Melin T., 2004, Möglichkeiten der Membranbioreaktor Technologie hinsichtlich der Eliminierung endokrin wirksamer Substanzen aus Abwasser, Bremer Colloquium Produktionsintegrierte Wasser- /Abwassertechnik 2004, (13 14 Eylül 2004, Bremen), Das IUV, Universität Bremen und die GVC/DECHEMA FB SuPER, C 53. Macri A., Staza A.V., Dojmi di Delupis G., 1988, Acute toxicity of furazolidone on Artemia Salina, Daphnia Magna and Culex pipiens molestus larvae, Ecotoxicology and Environmental Safety 16, Mersmann P., 2003, Transport und Sorptionsverhalten der Arzneimittelwirkstoffe Carbamazepin, Clofibrinsäure, Diclofenac, Ibuprofen und Propyphenazon in der wassergesättigten und ungesättigten Zone, Dissertation am Institut für Angewandte Geowissenschaften der Technischen Universität Berlin. Mielcke J., Ried A., Kampmann M., 2004, Ozonung und kombinierte Oxidationsverfahren Techniken zur Eliminierung von Pharmaka in Abwässern, Bremer Colloquium Produktionsintegrierte Wasser-/Abwassertechnik 2004, (13 14 Eylül 2004, Bremen), Das IUV, Universität Bremen und die GVC/DECHEMA FB SuPER, C 95. Potera C., 2000, Drugged drinking water, Environmental Health Perspectives, Vol.108, No:10, A446. Reddersen K., Heberer T., Dünnbier U., 2002, Identification and significance of phenazone drugs and their metabolites in ground-and drinking water, Chemosphere, 49, Salehi F., Gallenkemper M., Melin T., 2004, Entfernung von Spurenschadstoffen aus Abwasser mittels Nanofiltration am Beispiel Endokrin wirksamer Substanzen, Bremer Colloquium Produktionsintegrierte Wasser-/Abwassertechnik 2004, (13 14 Eylül 2004, Bremen), Das IUV, Universität Bremen und die GVC/DECHEMA FB SuPER, C 83. Scheytt T., Heberer T., Stan H-J., 2000, Vorkommen und Verhalten von Arzneimittelwirkstoffen im Grundwasser, Schriftenreihe Wasserforschung, Band 6, Berlin, Stumpf M., Ternes T.A., Wilken R.-D., Rodrigues S.V., Baumann W., Polar drug residues in sewage and natural waters in the State of Rio de Janeiro, Brazil, Sci Total Environ., 225 : Ternes T.A., 1998, Occurence of drugs in german sewage treatment plants and rivers, Water Research, Vol. 32, No. 11, Wasser-wissen.de, Das Internetportal für Wasser und Abwasser, Institut für Umweltverfahrenstechnick Universität Bremen, Wollenberger L., Halling-Sorensen B., Kusk K.O., 2000, Acute and chronic toxicity of veterinary antibiotics to Daphnia magna, Chemosphere, 40 : Zuccato E., Calamari D., Natangelo M., Fanelli R., 2000, Presence of therapeutic drugs in the environment, The Lancet, 355 : Zuccato E., Castiglioni S., Fanelli R., 2005, Identification of the pharmaceuticals for human use contaminating the Italian aquatic environment, Journal of Hazardous Materials, 122 :