Rijksïnstituut voor Volksgezondheid
en Milieu
Minisreie van Volksgezondheid,
Welzijn enSpoit

Geneesmiddelen en waterkwaliteit

RIVM Briefrapport 2016-0111
C.T.A. Moermond et al.

Rijksinstituut voor Volksgezondheid
en Milieu
Ministerie van Volksgezondheid,
Welzijn en Sport

Geneesmiddelen en waterkwaliteit

RIVM l3nefrapport 2016-0111
C.T.A. Moermond et al.

R1V4 Wrappot 2016-0111

Colofon

© RIVM 2016
Delen uit deze publicatie mogen worden overgenomen op voorwaarde
van bronvermelding: Rijksinstituut voor Volksgezondheid en Milieu
(RIVM), de titel van de publicatie en het jaar van uitgave.

C.T.A. Moermond (auteur), RIVM
C.E. Smit (auteur), RIVM
R.C. van Leerdam (auteur), RIVM
N.G.F.M. van der Aa (auteur), RIVM
M.H.M.M. Montforts (auteur), RIVM

Contact:
Caroline Moermond
Centrum voor Veiligheid van Stoffen en Producten
caroline.moermond@rivm.nl

Dit onderzoek werd verricht in opdracht van het Ministerie van IenM, in
het kader van de opdracht ‘Kennisbasis Drinkwater’ M/300007

Dit is een uitgave van:

Rijksinstituut voor Volksgezondheid
en Milieu
Postbus 1 1 3720 BA Bllthoven
Nederland
www.rivm.nl
Pagina 2 van 92

RIWI 0reftappot 2016-0111

Pu bliekssamenvatting

Geneesmiddelen en waterkwaliteit
Geneesmiddelen zijn waardevol voor de volksgezondheid. De laatste
jaren is steeds meer bekend geworden over de effecten van
geneesmiddelgebruik op het milieu. In Nederland zijn risico’s voor het
watermilieu te verwachten. De drinkwaterkwaliteit is momenteel echter
niet in het geding, maar in de toekomst kan de kwaliteit van de
drinkwaterbronnen door vergrijzing (meer medicijngebruik) en
klimaatverandenng (langdurige lage waterstanden) onder druk komen
te staan. Het RIVM heeft de feiten over geneesmiddelen in het milieu
samengevat en van een inhoudelijke interpretatie voorzien.
Geneesmiddelresten komen na gebruik via het toilet en de
rioolwaterzuiveringsinstallaties in het oppervlaktewater terecht. Deze
zuivering haalt niet alle resten van geneesmiddelen uit het water,
waardoor resten op het oppervlaktewater worden geloosd. Er zijn
ongeveer 2000 werkzame stoffen op de markt. Waterbeheerders hebben
van circa 80 werkzame stoffen geïnventariseerd of ze daadwerkelijk in
het oppervlaktewater voorkomen. Van die 80 stoffen zijn er 5 in hogere
concentraties aangetroffen dan de concentratiegrens die veilig is voor
waterorganismen. Dit betreft diclofenac (pijnstiller), azythromycine,
clarithromycine en sulfamethoxazol (antibiotica) en carbamazepine (een
anti-epilepticum). Restanten van geneesmiddelen voor mensen en voor
dieren zijn ook in het grondwater gemeten.
Naar schatting wordt in Nederland per jaar minstens 140 ton
geneesmiddelresten via de rioolwaterzuivering op het oppervlaktewater
geloosd. De hoeveelheid geneesmiddelen is beduidend meer dan de
hoeveelheid gewasbeschermi ngsmiddelen die in het oppervlaktewater
terechtkomen (17 ton), waarvoor veel normoverschrijdingen worden
waargenomen. Geneesmiddelen zijn, net als
gewasbeschermingsmiddelen, biologisch actieve stoffen. Omdat,
ondanks de beperkte gegevens, ook van een aantal geneesmiddelen
bekend is dat de veilige concentratie wordt overschreden, is er
aanleiding tot zorg over de effecten van geneesmiddelen in het milieu.
Mogelijke effecten van geneesmiddelen zijn bijvoorbeeld
gedragsverandering, weefselschade en effecten op de voortplanting van
waterorganismen waardoor het ecosysteem als geheel verstoord kan
raken. De omvang van het milieurisico kan niet precies in kaart worden
gebracht omdat slechts van een fractie van de werkzame stoffen
gegevens over hoeveelheden en effecten in het milieu bekend zijn. Of
geneesmiddelen momenteel daadwerkelijk verantwoordelijk zijn voor
schade aan het ecosysteem in het water is dus niet duidelijk. Dit wordt
niet actief gemonitord. Ook veel andere factoren, zoals het waterpeil,
stromingen of de aanwezigheid van andere microverontreinigingen en
voedingsstoffen, bepalen of dieren en planten ergens goed kunnen
gedijen. Bij de milieubeoordeling van de waterkwaliteit wordt geen
rekening gehouden met de opeenstapeling van geneesmiddelresten.
Pagina 3 van 92

RIVN iefrapport 2016-0111

Kernwoorden: geneesmiddelen, waterkwaliteit, drinkwater,
oppervlaktewater, milieu, risico

Pagina 4 van 92

RPJP Bwefrapport 2016-0111

Synopsis

Pharmaceuticals and water quality
Pharmaceuticals are valuable for public health. In recent years, more
information about the effects of the use of pharmaceuticals on water
quality, has become available. In the Netherlands, risks for aquatic life
may be expected. Drinking water quality is not at stake, but in the
future the quality of drinking water sources may be under pressure due
to an aging population (increase in emissions) and climate change
(lower water levels in rivers). RIVM collected facts and figures about
pharmaceuticals in the environment and provided these along wîth an
interpretation.
After their use, pharmaceuticals end up in the sewage system via the
toilet. Sewage treatment plants purify the water, but do not remove all
pharmaceutical residues. Thus, effluent with pharmaceuticals residues is
discharged into surface waters. About 2000 different active substances
are in use. Water managers identified about 80 pharmaceutical active
substances and researched their presence in surface waters. Of those 80
substances, five were found in higher concentrations than the safe
concentration for water organisms. These five are diclofenac (pain
killer), azithromycin, clarithromycin and sulfamethoxazole (antibiotics),
and carbamazepine (an anti-epileptic). Human and vetennary
pharmaceutical residues are also found in groundwater.
Roughly estimated, at least 140 tonnes of pharmaceuticals are
discharged by sewage treatment plants into surface waters every year in
the Netherlands. This is considerably higher than the level of plant
protection products that end up in surface water (17 tonnes).
Environmental quality standards for plant protection products are often
exceeded. Like plant protection products, pharmaceuticals are

biologically active substances. Despite a lack of data for many
pharmaceuticals, for some it is already known that safe concentrations
are exceeded. This indicates a cause for concern for the environment.
The possible effects of pharmaceuticals include behavioral changes,
tissue damage and effects on reproduction of water organisms, as a
result of which the ecosystem as a whole may be disrupted. The extent
of the risk to the environment cannot be determined accurately, since
data on environmental loads and effects are only available for a fraction
of pharmaceutical active substances. Whether pharmaceuticals are
actually currently responsible for damaged ecosystems in the
Netherlands is not dear. This is not actively monitored. Many other
factors, such as water level, currents and the presence of other micro
pollutants and nutrients, may determine whether animals and plants
flourish. Currently, the environmental assessment of water quality does
not take potential mixture effects into account.
Keywords: pharmaceuticals, water quality, drinking water, surface
water, environment, risk
Pagina 5 van 92

RJVM Beiefrappo.t 2016-0111

Pagina 6 van 92

RIVM BiiefrappOit 2016-0111

Inhoudsopgave

Voorwoord

—

9

Samenvatting: Geneesmiddelen en waterkwaliteit

—

11

1.4.2
1.4.3

Hoe komen geneesmiddelen in het Nederlandse milieu en waar
komen ze voor?
13
Hoe komen geneesmiddelen in het water terecht?
13
Wat zijn de emissies van geneesmiddelen?
15
Schattingen van gebruik en emissies van humane geneesmiddelen
15
Geschatte emissies van diergeneesmiddelen
17
Wat is de huidige stand van zaken met betrekking tot zuivering van
geneesmiddelen uit afvalwater?
19
Fysisch-chemische eigenschappen van geneesmiddelen en de invloed
daarvan op de zuivering
19
Verwijderingsrendement
19
Andere organische microverontreinigingen in het afvalwater
20
Zijn geneesmiddelen in het Nederlandse watermilieu aanwezig?
20
Aangetroffen concentraties van geneesmiddelen in effluent en
oppervlaktewater
21
Aangetroffen concentraties van geneesmiddelen in grondwater
23
Aangetroffen concentraties van geneesmiddelen in drinkwater
25

2
2.1
2.1.1
2.1.2
2.1.3
2.2
2.3
2.4
2.5

Waar is de blootstelling het hoogst?
27
Oppervlaktewater
27
Water in de buurt van noolwaterzuiveringsinstallaties
27
Grote rivieren
28
Kleinere sloten en water nabij landbouwgebieden
29
Grondwater
29
Zuiveringsslib uit de rioolwaterzuiveringsinstallatie
29
Bodem
29
Mest (weide)
30

3

31
Risico’s van geneesmiddelen voor het milieu
Hoe worden ecotoxicologische risico’s beoordeeld?
31
Wat is een risico?
31
Veilige concentratie voor het ecosysteem
31
Risico: effecten in relatie tot blootstelling
32
Risicogrenzen en normen
33
Wat is er bekend over effecten van geneesmiddelen op het
waterecosysteem?
34
Beschikbaarheid van effectgegevens van geneesmiddelen
34
Mogelijke effecten van humane geneesmiddelen
36
Mogelijke effecten van diergeneesmiddelen op het ecosysteem
37
Komen deze effecten ook in Nederland voor?
39
Risicoschatting van geneesmiddelen
39
Geneesmiddelen met een risico voor het watersysteem
41
Speciale casus
42
44
Zijn de voorspelde risico’s in het veld te zien?
Is er een specifieke risicobeoordeling voor geneesmiddelen?
45
Toelatingsbeoordeling van ecotoxicologische effecten
45

1

—

1.1
1.2
1.2.1
1.2.2
1.3

—

—

—

—

—

1.3.1

—

1.3.2
1.3.3
1.4
1.4.1

—

—

—

—

3.1
3.1.1
3.1.2
3.1.3
3.1.4
3.2

—

—

—

—

—

—

—

—

—

—

—

—

—

—

—

—

—

—

3.2.1
3.2.2
3.2.3
3.3
3.3.1
3.3.2
3.3.3
3.3.4
3.4
3.4.1

—

—

—

—

—

—

—

—

—

—

Pagina 7 van 92

R1Vl &iieappoit 2016-0111

3.4.2
3.4.3
3.5

Specifieke werkingsmechanismes
45
Gedrag
47
Wat is het effect van mengseltoxiciteit?

4
4.1
4.1.1
4.1.2
4.1.3
4.1.4
4.1.5
4.2
4.3

49
Geneesmiddelen in drinkwater en drinkwaterbronnen
49
Is drinkwater veilig?
49
Normen, richtlijnen voor de kwaliteit van drinkwaterbronnen
49
Kwaliteit van de bronnen van drinkwater m.b.t. geneesmiddelen
Normen voor drinkwater
50
Geneesmiddelen in drinkwater
51
52
Kwaliteitsborging van drinkwater
52
Hoe effectief is de drinkwaterzuivenng?
Hoe zit het met mengseltoxiciteit in drinkwater en met
nieuwe stoffen?
54
54
Nieuwe stoffen en onzekere risico’s
Mengseltoxiciteit
55
Hoe reageren consumenten op de aanwezigheid van geneesmiddelen in
drinkwater?
56

—

—

—

47
—

—

—

—

—

—

—

—

—

4.3.1
4.3.2
4.4

—

—

—

5

Hoe verhouden de risico’s van geneesmiddelen zich tot risico’s
59
van andere stoffen?
Aanwezigheid van gegevens
59
Zijn de emissies van geneesmiddelen hoger dan die van andere
stofgroepen?
59
Hoe verhouden de risico’s voor het milieu zich tot risico’s van andere
stoffen?
62
—

5.1
5.2

—

—

5.3

—

6

Vindt er afstemming plaats tussen de registratie en de
milieukwaliteitsregelgeving?
63
Europees—63
Toelatingsregelgeving
63
Waterkwaliteitsregelgeving
64
64
De Europese Watchlist
Koppeling toelatingsregelgeving en waterkwaliteitsregelgeving
Nationaal
66
Regelgeving
66
Monitoring
66
—

6.1
6.1.1
6.1.2
6.1.3
6.1.4
6.2
6.2.1
6.2.2
7
7.1

—

—

—

—

65

—

—

—

67
Wat zijn de toekomstige ontwikkelingen?
Welke ontwikkelingen kunnen ervoor zorgen dat de emissies van
67
geneesmiddelen toenemen?
Welke nieuwe technieken zijn er om geneesmiddelen uit afvalwater te
zuiveren?
68
—

—

7.2

—

8

Literatuur

—

69

Bijlage 1: Huidige en innovatieve zuiveringstechnieken
Bijlage 2. Verwijderingspercentages in RWZI5

—

85

Bijlage 3. Meetgegevens en risicoquotiënten voor
geneesmiddelen in eifluent en oppervlaktewater

—

Pagina 8 van 92

86

—

79

RIVM &iefrappot 2016-0111

Voorwoord

Voor u ligt de rapportage ‘Geneesmiddelen en waterkwaliteit’. Dit
product is voortgekomen uit het plan van aanpak van de Vewin en de
Unie van Waterschappen
, en is gefinancierd door het ministerie van
t
IenM.
In het kader van deze opdracht worden twee producten geleverd: een
achtergronddocument (dit document) en een samenvatting in
brochurevorm.
Het R1VM heeft de bekende feiten over geneesmiddelen en milieu
samengevat en van een inhoudelijke interpretatie voorzien ten behoeve
van beleidsmakers en verschillende stakeholders (van ziekenhuizen en
verzekeraars tot waterbedrijven).
Om deze duiding te kunnen geven, is gebruik gemaakt van een aantal
recente overzichten. Het huidige rapport brengt deze gegevens samen,
maar bevat geen volledig overzicht van alle mogelijke (primaire)
gegevensbronnen.
De teksten zijn gericht op een feitelijke duiding van de gegevens over de
aanwezigheid van humane en diergeneesmiddelen in oppervlaktewater,
grondwater, en drinkwater en wat dit betekent voor mens en milieu.
Hierbij gaat het vooral om de vraag of aangetroffen concentraties hoger
zijn dan de veilige concentraties voor het ecosysteem in
oppervlaktewater en wat mogelijke risico’s zijn voor de mens via
drinkwater (met grond- en oppervlaktewater als bron). De bodem wordt
niet meegenomen en ook antimicrobiële resistentie wordt niet
behandeld. Ook wordt geen ‘maatschappelijke kosten/baten analyse’
uitgevoerd, en geen beleidsmatige analyse gemaakt van maatregelen
die in de geneesmiddelenketen (van ontwikkeling tot en met zuivering)
genomen kunnen worden. Ten opzichte van de ketenaanpak
Medicijnresten in water gaat deze duiding slechts over de fase afval &
zuivering.
De teksten richten zich op lezers met minder inhoudelijke
achtergrondkennis. De tekst is opgebouwd uit verschillende vragen, die
beantwoord worden met een samenvattende tekst in een kader, en
uitleg daaronder.

Pagina 9 van 92

RIVN Edefrapport 2016-Ofli

Pagina 10 van 92

R1V4 eftappcwt 2016-0111

Samenvatting: Geneesmiddelen en waterkwaliteit

Resten van humane geneesmiddelen komen na zuivering van afvalwater
in noolwaterzuiveringsinstallaties (RWZIs) in het oppervlaktewater.
Deze zuivering haalt niet alle stoffen uit het water. De totale emissie van
resten van geneesmiddelen op het oppervlaktewater wordt geschat op
minimaal 140 ton per jaar in Nederland. Resten van geneesmiddelen
zijn continu aanwezig in het effluent in concentraties tot 10 microgram
per liter. De concentraties in oppervlaktewater zijn gemiddeld lager dan
1 microgram per liter, en gemeten concentraties in grondwater en
drinkwater liggen in de range van minder dan 0,05 tot 0,1 microgram
per liter.
De concentraties van humane geneesmiddelen in oppervlaktewater
worden bepaald door het aandeel van RWZI-effluent (ook van andere
RWZI5 bovenstrooms) en de menging daarvan met het ontvangende
water. De concentraties zijn hoog bij lozingspunten van RWZIs en vooral
bij lozingen van grote RWZIs op kleine regionale wateren met beperkte
doorstroming. Sloten langs akkers ontvangen diergeneesmiddelen die
uitspoelen uit de bodem.
In kleine wateren, die door rioolwatereffluent worden gevoed, zijn de
concentraties aan geneesmiddelen waarschijnlijk hoger dan in de grote
rivieren. De aanwezigheid van geneesmiddelen in deze kleine wateren is
vooral relevant voor aquatische ecosystemen. De aanwezigheid van
resten van geneesmiddelen in de grote rivieren is van belang voor
drinkwaterwinning uit oppervlaktewater.
Een veilige concentratie is een concentratiegrens waaronder geen sprake
is van onaanvaardbare effecten. Deze maat is gebaseerd op de
gevoeligheid van een ecosysteem voor langdurige blootstelling aan een
specifieke stof. Er is sprake van een risico vôor het milieu als de veilige
concentratie overschreden wordt. Slechts een fractie van de mogelijk
aanwezige geneesmiddelen is ooit gemonitord in oppervlaktewater. Toch
is van een aantal stoffen bekend dat de veilige concentratie
overschreden wordt. Dit leidt mogelijk tot effecten op het ecosysteem.
Dit betreft diclofenac (pijnstiller), clarithromycine, azythromycine en
sulfamethoxazol (antibiotica) en carbamazepine (een anti-epilepticum).
Door een gebrek aan voldoende goede monitoringsgegevens voor
(dier)geneesmiddelen in oppervlaktewater is het niet mogelijk om een
totaalbeeld van de ecologische schade te geven. Daarbij speelt ook mee
dat in het oppervlaktewater steeds een cocktail van stoffen aanwezig is.
De beoordeling van de waterkwaliteit houdt nog geen rekening met
mengseltoxiciteit van deze cocktail van stoffen.
De concentratie van geneesmiddelen in drinkwater is momenteel zo laag
dat het drinkwater veilig gedronken kan worden, ook als met
mengseltoxiciteit rekening wordt gehouden. De analysemethodes
worden steeds nauwkeuriger. Hierdoor kan de aanwezigheid van
geneesmiddelen en andere stoffen in steeds lagere gehaltes aangetoond
worden. Een drinkwaterzuivering die bestaat uit een combinatie van
Pagina 11 van 92

RJVM Bêiefrappot 2016-0111

technieken levert de grootste verwijdering van geneesmiddelen op uit
oppervlaktewater. Voor de zuivering van oppervlaktewater ten behoeve
van de drinkwaterbereiding wordt al een gecombineerde zuivering
toegepast. Bij grondwaterzuivering ten behoeve van drinkwaterbereiding
is dit meestal niet nodig. Monitonngsdata van grondwater zijn echter
schaars.
De bekendheid van consumenten met de aanwezigheid van
geneesmiddelen in het drinkwater is beperkt. Toch is er bij consumenten
ook bezorgdheid over de kwaliteit van het (drink)water, anderzijds
hebben consumenten vertrouwen in waterzuivering en regelgeving.
In vergelijking met andere stofgroepen als gewasbeschermingsmiddelen
en industriële chemicaliën valt op dat de beschikbaarheid van gegevens
over geneesmiddelen (zowel verbruik van de middelen, monitoring van
concentraties van de stoffen of hun afbraakproducten in het milieu als
gegevens over de schadelijke effecten van die stoffen) beperkt is. De
emissie van geneesmiddelen naar het oppervlaktewater is minimaal 140
ton per jaar. De emissie naar water van gewasbeschermingsmiddelen
ongeveer 17 ton, en van industriële chemicaliën ongeveer 1600 ton. De
trend in de emissies verschilt: terwijl die van industriële chemicaliën en
van gewasbeschermingsmiddelen dalen, zal de emissie van
geneesmiddelen toenemen. Geneesmiddelen zijn, net als
gewasbeschemiingsmiddelen, biologisch actieve stoffen. Omdat,
ondanks de beperkte gegevens, ook van een aantal geneesmiddelen
bekend is dat de veilige concentratie wordt overschreden, is er
aanleiding tot zorg over de effecten van geneesmiddelen in het milieu.
Wanneer in het veld effecten op een ecosysteem worden aangetroffen,
kan daaruit echter niet specifiek afgeleid worden welke stof(fen) hieraan
bijdragen. Ook andere factoren als de belasting met nutriënten en de
fysieke inrichting spelen hierbij een rol.
Bij de registratie van (dier)geneesmiddelen wordt het risico voor het
milieu beoordeeld. Deze beoordeling is niet afgestemd met de aanpak
die onder de waterkwaliteitsregelgeving is gekozen, en de uitwisseling
van gegevens tussen beide kaders is niet geregeld. Het is niet zeker dat
alle relevante effecten op het milieu worden beoordeeld. Dit komt
enerzijds omdat niet altijd duidelijk is waar deze specifiek werkende
stoffen op aangrijpen. Anderzijds kunnen niet alle relevante effecten
met de bestaande testengemeten worden.
De verwachting is dat het gebruik van geneesmiddelen toeneemt en dat
daarmee de emissie van geneesmiddelen naar het milieu ook toeneemt.
In combinatie met langdurige lage waterstanden als gevolg van grotere
fluctuaties in de afvoer van de grote rivieren door klimaatverandering, is
het mogelijk dat in de toekomst vaker veilige concentraties voor het
ecosysteem worden overschreden. Ook kan het oppervlaktewater in dit
scenario dan (tijdelijk) ongeschikt worden voor drinkwaterbereiding.

Pagina 12 van 92

RJVM Briefrapport 2016-0111

Hoe komen geneesmiddelen in het Nederlandse milieu en
waar komen ze voor?

1.1

Hoe komen geneesmiddelen in het water terecht’
De blootstelling aan mengsels van stoffen die in het milieu voorkomen,
is relevant voor zowel het milieu als de volksgezondheid. De
nsicobeoordeling vindt momenteel plaats op basis van individuele
stoffen. Gecombineerde blootstelling aan een mengsel van stoffen kan
grotere negatieve effecten veroorzaken, zeker als deze stoffen een
vergelijkbare werking hebben.
Resten van humane geneesmiddelen
2 komen vooral vanuit woonwijken,
zorginstellingen en ziekenhuizen met de urine en ontlasting in het
afvalwater terecht.
De vracht (hoeveelheid) geneesmiddelen die uit ziekenhuizen en
zorginstellingen komt is gemiddeld 10% van de totale vracht richting de
rioolwaterzuiveringsinstallatie (RWZI) (Vergouwen et al., 201 ib). De
verwachting is dat in de toekomst de relatieve bijdrage vanuit
ziekenhuizen en zorginstellingen aan deze vracht zal afnemen,
aangezien patiënten na een operatie sneller naar huis gaan, en ouderen
steeds langer thuis wonen.
Er zijn in Nederland enkele productielocaties van geneesmiddelen.
Bedrijven lozen het afvalwater na behandeling op het gemeentelijk
rioolstelsel, dat wordt afgevoerd naar een RWZI. Waterbeheerders zien
toe op de lozingsvergunning. Gegevens over vrachten uit deze locaties
naar het water zijn niet bekend.
Het afvalwater wordt via een rioleringssysteem verzameld en
getransporteerd naar een RWZI (Figuur 1). Daar wordt het biologisch
(met behulp van bacteriën) behandeld en na behandeling wordt het
effluent (gezuiverd afvalwater) geloosd op het oppervlaktewater. RWZI5
zijn ontworpen om zwevend stof, opgeloste organische stof, stikstof en
fosfaat te verwijderen, maar niet om (resten van) geneesmiddelen te
zuiveren. Sommige geneesmiddelen worden goed uit het afvalwater
gezuiverd, andere vrijwel niet. Het zuiveringsslib wordt in Nederland
grotendeels verbrand, vaak nadat het eerst ontwaterd en vergist is om
energie terug te winnen. De vracht geneesmiddelen die via overstorten
direct op het oppervlaktewater geloosd wordt bedraagt minder dan 1%
van de totaalvracht die aankomt op een RWZI (Vergouwen et al.,

‘In het kader van deze duiding verwijst de term (dier)geneesmiddel niet zozeer naar het product dat
verkrijgbaar is bij apotheek of drogist, maar naar de resten van werkzame stof (actieve ingrediënt) die in het
milieu terechtkomen. Metabolieten, die vanuit (dier)geneesmiddelen kunnen gevormd worden in het lichaam of
in het milieu, maken ook deel uit van het begrip ‘resten van (dier)geneesmiddelen’. Wanneer in dit rapport de
term geneesmiddel wordt gebruikt, worden hiermee dus de resten van de actieve stof en de mogelijke
metabolieten bedoeld.

Pagina 13 van 92

RIVM Briefrapport 2016-0111

2011a). Door klimaatverandering neemt het aantal piekbuien dat tot
overstorten kan leiden toe (PBL, 2012).

—

Beschermmodel: ecologie

—

Beschermmodel: drinkwater

—

Beschermmodel:
voedselconsumptie humaan
(gewassen, vis)

Figuur 1. Routes geneesmiddelen naar oppervlaktewater en grondwater.

Een modelstudie met een viertal geneesmiddelen liet zien dat bij de
drinkwaterinnamepunten langs de Maas zowel de buitenlandse aanvoer
als emissies vanuit Nederlandse RWZIs van belang zijn voor de
waterkwaliteit. De bijdrage aan de vracht aan geneesmiddelen vanuit
het buitenland blijkt sterk te verschillen per stof, rivier, en de
hoeveelheid water die door de rivieren wordt aangevoerd (Van der Aa et
al., 2015b).
Diergeneesmiddelen die in de veehouderij worden gebruikt, komen via
mest in de bodem terecht. Dit gebeurt als dieren in de wei lopen of bij
het uitrijden van mest uit de stal. Planten en dieren in en op de bodem
komen zo in aanraking met resten van diergeneesmiddelen. De resten
van diergeneesmiddelen in de bodem kunnen af- en uitspoelen naar
oppervlaktewater en grondwater, beidebronnen voor de bereiding van
drinkwater. Ook zijn lozingen van diergeneesmiddelen vanuit
mestverwerkingsinstallaties een mogelijk probleem voor de
waterkwaliteit. Er is een gebrek aan concrete meetgegevens, waardoor
niet duidelijk is of dit ook werkelijk een groot probleem is (Lahr et al.,
2014; Vissers et al., 2014). Onlangs is de huidige kennis en de
kennisleemten op het gebied van afvalwaterlozingen afkomstig van
mestverwerkingsinstallaties vastgelegd in een achtergronddocument
Pagina 14 van 92

RIVM &iefrappot 2016-0111

(van Voorthuizen et al., 2016). Een ander punt van aandacht is de
emissie vanuit viskwekenjen en de siervisteelt (Postma en Rijs, 2005).
Vanuit het oppervlaktewater komen resten van geneesmiddelen in het
grondwater terecht. Diergeneesmiddelen kunnen via uitspoeling uit de
bodem in het grondwater komen. Als resten van geneesmiddelen
eenmaal in het grondwater aanwezig zijn, zijn ze daar voor langere tijd
aanwezig.
1.2

Wat zijn de emissies van geneesmiddelen?
Het totale gebruik van geneesmiddelen, met iets meer dan 2000
verschillende actieve stoffen, wordt geschat op ongeveer 3,5 miljoen
kilogram per jaar. Op basis van de nu bekende gegevens schatten we
dat er jaarlijks in Nederland hiervan minimaal 140 ton werkzame stof
via de riolering in het oppervlaktewater terecht komt. Omdat hiervoor
maar een kleine selectie van stoffen gebruikt kon worden, is dit een
voorzichtige schatting.
Het gebruik van antibiotica als diergeneesmiddel is circa 200 ton per
jaar. Antibiotica vormen het overgrote deel van het verbruik aan
diergeneesmiddelen. Een deel van deze vracht zal via de mest de bodem
bereiken. Een fractie daarvan spoelt uit naar het oppervlaktewater of
grondwater. Deze fractie hangt af van zeer veel factoren (specifiek voor
de stof, het doeldier, en het lokale milieu) en is hier niet verder
berekend.

1.2.1

Schattingen van gebruik en emissies van humane geneesmiddelen

In Nederland zijn iets meer dan 2000 actieve stoffen in humane
geneesmiddelen toegelaten en iets minder dan 900 in
diergeneesmiddelen; gedeeltelijk overlappen deze stoffen elkaar.
3
De BOGIN, de koepelorganisatie van producenten van patentvrije
geneesmiddelen, schat het totale gebruik van humane geneesmiddelen
op 3,3 miljoen kilogram in 2012 en 3,5 miljoen kilogram in 2013 en
2014k. Deze cijfers hebben betrekking op de werkzame stoffen en zijn
exclusief het gebruik van röntgencontrastmiddelen
.

In een studie van het Reitsma et al. (2013) blijkt dat een derde van de
gebruikers wel eens geneesmiddelen overhoudt. Meestal worden deze
ingeleverd of weggegooid in de prullenbak. Uit deze studie blijkt dat 2%
van de respondenten wel eens geneesmiddelen door het toilet spoelt.
Vergouwen et al. (2011a) schatten met enig voorbehoud dat er jaarlijks
32 ton werkzame stof van een selectie van 20-30 middelen, op de
RWZIs wordt geloosd. Hiervan komt 11 ton per jaar in het effluent
terecht. Deze waarden zijn exclusief röntgencontrastmiddelen en het
veel gebruikte antidiabeticum metformine. Daarnaast komt volgens hun
schatting jaarlijks 33 ton humane geneesmiddelen (65 ton inclusief
Jasper-Hugo Brouwers, College ter Beoordeling van Geneesmiddelen, persoonlijke mededeling
Opgave van Dhr Favié van de BOGIN (de belangenorganisatie van Biosimilars en geneneke
eneesmiddelenfabnkanten).
Gegevens over individuele producten zijn aanwezig bij de SEK, Farminform, of de GIP-databank. Niet al deze
gegevens zijn vrij toegankelijk, en niet direct gebaseerd op de kilogrammen werkzame stof. Voor het doel van
deze rapportage (orde van grootte) is een groter detailniveau niet nagestreefd.

‘

Pagina 15 van 92

RDM &iefiappmt 2016-0111

röntgencontrastmiddelen) via de Rijn ons land binnen. Deze schattingen
zijn echter voor een beperkte set van 20-30 geneesmiddelen, en
gebaseerd op meetgegevens waarvan door de auteurs zelf al wordt
aangemerkt dat van een aantal stoffen (zoals metformine) de gehaltes
alleen semi-kwantitatief bepaald konden worden (Vergouwen et al.,
2011b).
De schattingen in Vergouwen et al. (2011a) zijn redelijk vergelijkbaar
, die gebaseerd zijn op
6
met die van de Emissieregistratie (ER)
meetgegevens van 14 geneesmiddelen
. De ER schat de emissie van
7
deze middelen op het riool in 2012 en 2013 op ruim 81 ton. Hiervan is

bijna 51 ton toe te schrijven aan metformine en ruim 30 ton aan de
andere 13 stoffen. De uiteindelijke emissie naar water wordt door de ER
geschat op bijna 17 ton (zie Tabel 1). In de tabel zijn ook de
. De GIP databank
8
gebruiksgegevens opgenomen uit de GIP databank
bevat de verstrekte hoeveelheden recept plichtige geneesmiddelen.
7 op basis van gegevens uit
Tabel 1. Gebruik en emissies van 14 geneesmiddelen
. Gebruik en emissie in
6
8 en emissies volgens Emissieregistratie
de GIP-databank
ton [1000 kgJ.

Jaar

2012
2013

Gebruik (GIP
databank)
[ton]
102
100

Emissie naar het
riool
[ton]
31
31

Emissie naar
water
[ton]
17
17

Emissiefractie
[% van gebruik]
4
4

Bij tabel 1 moet worden aangetekend dat de onzekerheid van deze
gegevens vrij groot is; de GIP databank bevat bijvoorbeeld alleen de op
recept verkochte hoeveelheid van deze 14 geneesmiddelen. Dit is vooral
van belang voor ontsteki ngsremmende pijnstillers zoals ibuprofen,
diclofenac en naproxen die ook bij de drogist te verkrijgen zijn. De
cijfers van de emissieregistratie zijn gebaseerd op een beperkt aantal
metingen en schattingen van metabolisme in de mens en geschatte
verwijderingsrendementen in de RWZI. Het verschil tussen het gebruik
volgens de GIP databank en de emissie naar het riool kan voor een deel
verklaard worden doordat geneesmiddelen in de patiënt worden
. Hierdoor is de totale hoeveelheid werkzame stof die via urine
9
omgezet
of ontlasting naar het riool verdwijnt kleiner dan wat er wordt geslikt.
De mate van omzetting verschilt per geneesmiddel en varieert tussen 0
en 100%.
Een illustratief voorbeeld is de stof metformine, die veelvuldig wordt
aangetroffen in RWZIs en oppervlaktewater (zie bijlage 3). Volgens de
GIP databank is de verkoop rond de 150 miljoen doses van 2 gram, en
is het totale gebruik (bij volledige therapietrouw) dus 300 ton.
. Toch wordt
0
Metformine breekt vrijwel niet af in het menselijk lichaam’
6

www.emissieregistratie.nl
Carbamazepine, Bezafibraat, Diclofenac, Sotalol, Ibuprofen, Gabapentine, Oxazepam, Azithromycine,
Trimethopnm, Sulfamethoxazol, Levetiracetam, Naproxen, Metoprolol, Metformine
8
www.pipdatpbpnknl, Gegevens over voorschriften zijn gecombineerd met informatie over de hoogte van de
‘detined daily dose’ van de WHO (htto://www.whocc.no/atc ddd index/) om tot een tonnage te komen.
Oxazepam wordt bijvoorbeeld ook uitgescheiden als metaboliet van 4 andere benzodiazepines. Daarvoor is
niet geconigeerd in deze getallen.
10
http://www.cbg-meb.nh/geneesmiddeleninformatiebank
‘

Pagina 16 van 92

RWl &ieftappot 2016-0111

door de Emissieregistratie de emissie op het riool geschat op 51 ton,
ongeveer een zesde van wat er wordt gebruikt. De emissie naar het
oppervlaktewater wordt vervolgens op 5,3 ton geschat. Oosterhuis et al.
(2013) meten een emissie op het riool die ongeveer 60% (77% na
correctie (ter Laak en Baken, 2014)) is van wat verwacht mag worden
op basis van het verbruik, en meten een verwijdering van 55-99% in de
RWZI, rekening houdend met variabiliteit in de mate van omzetting (Ter
Laak en Baken, 2014). Oosterhuis et al. (2013) meten echter ook een
hoge concentratie aan guanylurea, een afbraakproduct. Dit voorbeeld
illustreert de bandbreedte van de schattingen: de 55 tot 99%
verwijdering resulteert voor de jaarlijkse consumptie van 300 ton
uiteindelijk in een vracht metformine met een bandbreedte van 2 tot
104 ton per jaar naar het oppervlaktewater.
De gemiddelde emissiefractie (4%) van de 14 geneesmiddelen uit de
Emissieregistratie kan gebruikt worden om een zeer ,grove schatting van
de totale emissies van geneesmiddelen te maken. Als wordt
aangenomen dat de verdeling van emissiefractie van alle
geneesmiddelen vergelijkbaar is met die van deze 14 stoffen, dan is
(met een gebruik van 3,5 miljoen kg per jaar en een emissiefractie naar
water van 4%), de totale emissie van humane geneesmiddelen naar
oppervlaktewater ongeveer 140 ton. Dit is dan nog exclusief
röntgencontrastmiddelen, en exclusief afbraakproducten. De
onzekerheden in de emissieschattingen zijn echter groot. Wanneer men
metformine niet meeneemt in de berekeningen, is de gemiddelde
emissiefractie niet 4, maar 11%, en de geschatte vracht niet 140, maar
370 ton. Gezien de variabiliteit van de data schatten we dat de emissie
van 140 ton een minimale emissie is die in werkelijkheid ook een
veelvoud hiervan zou kunnen zijn. Wanneer een betere schatting
gewenst is, is het onvermijdelijk om voor alle 2000 actieve ingrediënten
zowel het verbruik, als de (bandbreedte in) omzetting in het lichaam, als
het verwijderingsrendement in de RWZI te bepalen.
1.2.2

Geschatte emissies van diergeneesmiddelen
Momenteel wordt door het CLM een onderzoek uitgevoerd naar
diergeneesmiddelen en risico’s voor waterkwaliteit
. Binnen dit project
11
is geprobeerd gegevens over het gebruik van diergeneesmiddelen te
verkrijgen. Dit bleek echter vrijwel niet mogelijk.
Gegevens over het gebruik van antibiotica in de veehouderij worden
gerapporteerd door het MARAN (MARAN, 2015) en de Autoriteit
Diergeneesmiddelen (SDa, 2016). In 2015 werd 206 ton antibiotica
gebruikt in de veehouderij. Sinds 2009 is het gebruik van antibiotica
met 58,4% afgenomen. De meest voorkomende antibiotica in de
veehouderij zijn tetracyclines, sulfonamiden en betalactam antibiotica.
Voor huisdieren is ongeveer 4 ton verkocht (SDa, 2016).
Bij gebrek aan Nederlandse emissiegegevens over andere soorten
diergeneesmiddelen dan antibiotica, kan een indicatie worden verkregen
aan de hand van gegevens uit de EU. De UBA (Bergmann et al., 2011)
11

Pagina 17 van 92

RIVM B*iefrapport 2016-0111

rapporteert voor Duitsland over 2003 het verbruik van antibiotica
enerzijds, en andere groepen zoals de antiparasitica, hormonen,
onistekingsremmers, en hartritmemiddelen anderzijds. Het verbruik van
de andere groepen tezamen bedroeg in totaal ca 7,5% van het verbruik
van antibiotica. Kools et al. (2008) berekenen voor de EU dat het
verbruik van andere groepen circa 12% is van het verbruik van
antibiotica. Het is duidelijk dat ook in Nederland de antibiotica de
hoofdmoot vormen.
In tegenstelling tot geneesmiddelen voor humaan gebruik, worden
diergeneesmiddelen hoofdzakelijk niet op het riool of het
oppervlaktewater geloosd. Mest met residuen van diergeneesmiddelen
wordt op het land gebracht, waarna diergeneesmiddelen afspoelen naar
oppervlaktewater of uitspoelen naar de het grondwater. Dit is van een
groot aantal factoren afhankelijk, waaronder de fysisch-chemische
eigenschappen van de geneesmiddelen. Niet alle diergeneesmiddelen
spoelen uit naar oppervlaktewater of grondwater, een aantal bindt aan
de bodem of wordt vrij snel afgebroken. Met de in de toelating gebruikte
modellen kan de waterconcentratie op een gegeven tijd en plaats
worden voorspeld, maar niet de totale vracht voor alle akkers in
Nederland. Het is dus niet mogelijk om een kwantitatieve schatting te
geven van de emissies van diergeneesmiddelen naar het watersysteem.
Over de emissies uit mestverwerking is nog weinig bekend, want er is
een gebrek aan concrete monitonngsdata (Van Voorthuizen et al.,
2016). In een screeningsstudie laten Lahr et al. (2014) zien dat in het
permeaat van de vier onderzochte mestverwerkingsinstallaties, alle
werkend met omgekeerde osmose, van de 40 onderzochte antibiotica
alleen het antibioticum doxycycline werd gevonden. In het
achtergronddocument over MVI-afvalwaterlozingen (van Voorthuizen et
al., 2016) wordt omgekeerde osmose dan ook gezien als een goed in de
praktijk toe te passen zuiveringstechnologie voor de behandeling van
MVI-afvalwater, dat het risico op verspreiding in/door water van de
zogenaamde voorzorg parameters (diergeneesmiddelen, antibiotica,
pathogenen- en antibioticaresistentie) zo veel mogelijk wordt beperkt.
Door het ontbreken van voldoende meetgegevens wordt wel voorgesteld
om bij een aantal in werking zijnde MVI’s, waar de zuiveringstechnieken
klassiek biologische zuivering, membraanbioreactor of omgekeerde
osmose worden toegepast, een beter beeld te verkrijgen van de
effluentkwaliteit van het geloosde MVI-afvalwater.

Pagina 18 van 92

RIVM Briefrapport 2016-0111

1.3

Wat is de huidige stand van zaken met betrekking tot zuivering
van geneesmiddelen uit afvalwater?
Humane geneesmiddelen komen via urine en ontlasting, als
microverontreiniging, in het afvalwater terecht. In de
rioolwaterzuiveringsinstallatie (RWZI) worden deze stoffen niet volledig
verwijderd, waardoor ze in het milieu (oppervlaktewater, grondwater)
terecht kunnen komen. De huidige RWZIs zijn gericht op het
verwijderen of afbreken van organische stof en nutnënten, en niet
specifiek op het verwijderen van microverontreinigingen. De
eigenschappen van geneesmiddelen zijn zeer divers, waardoor hun
verwijdering in een RWZI varieert van geen tot volledige verwijdering.
Bij de zuivering kunnen ook afbraakproducten ontstaan die nog steeds
een biologische werking kunnen hebben. Om geneesmiddelen en andere
microverontreinigingen beter te verwijderen, zullen de huidige RWZIs
moeten worden voorzien van vergaande zuivenngstechnieken.

1.3.1

Fysisch-chemische eigenschappen van geneesmiddelen en de invloed
daarvan op de zuivering
De fysisch-chemische eigenschappen van een stof zijn bepalend voor de
mate van verwijdering in een RWZI of een drinkwaterzuivering. De
fysisch-chemische eigenschappen van geneesmiddelen zijn zeer divers.
Geneesmiddelen zijn meestal organische stoffen, variërend van kleine
eenvoudige moleculen tot grote complexe moleculen. De meeste
middelen zijn in het water oplosbaar, maar enkele stoffen zijn redelijk
oplosbaar in vet. Bovendien bevatten ze een breed scala aan actieve
groepen waardoor ze in water neutraal, positief of negatief geladen
kunnen zijn, maar ze kunnen zelfs ook twee tegengestelde ladingen op
verschillende posities in het molecuul bevatten (Kümmerer, 2008). Dit
brede spectrum van eigenschappen heeft tot gevolg dat hun
verwijdering in een RWZI sterk kan verschillen.
Desondanks hebben geneesmiddelen ook een aantal vergelijkbare
fysisch-chemische kenmerken. Ze zijn meestal niet vluchtig en
behoorlijk stabiel, omdat ze na inname intact moeten blijven om zich in
het lichaam te kunnen verspreiden en hun werking te hebben. Vanuit
therapeutisch oogpunt is het ongewenst als geneesmiddelen in het
lichaam snel afbreken, tenzij het juist de metabolieten zijn die het
therapeutische effect veroorzaken. Deze stabiliteit kan er ook voor
zorgen dat in de RWZI de afbraak van veel geneesmiddelen niet snel
gaat.

1.3.2

Verwijderingsrendement
Verschillende veelgebruikte geneesmiddelen zoals pijnstillers,
bètablokkers, anti-epileptiemiddelen, antibiotica, cholesterolregulators
en röntgencontrastmiddelen komen voor in de pg/l range in rioolwater
en na zuivering ook nog in het effluent van RWZIs (zie 1.4). Metformine,
dat wordt gebruikt bij diabetes, komt voor in concentraties boven de
100 pg/l in ruw stedelijk afvalwater en tot tientallen pg/l in effluenten
(Ter Laak et al., 2015).
Zonder extra maatregelen wordt bij een conventionele biologische
afvalwaterzuivering gemiddeld ongeveer 65% van de vracht
geneesmiddelen verwijderd. Dit percentage is gebaseerd op de gemeten
Pagina 19 van 92

R1V e6appoit 2016-0111

gehalten geneesmiddelen in influent en effluent van RWZI ‘5
(Vergouwen et al., 2011b; Derksen en Ter Laak, 2013). Het
verwijdenngsrendement kan per stof echter sterk variëren, van
nagenoeg geen verwijdering tot volledige verwijdering, zoals ook het
werk van Schrap et al. (2003) laat zien. Een tabel met
verwijderingspercentages voor een aantal geneesmiddelen is
opgenomen in Bijlage 2.
De laatste jaren komt er steeds meer aandacht voor het ontstaan van
afbraakproducten van onder andere geneesmiddelen. De huidige
biologische waterzuivering leidt niet tot complete verwijdering van
stoffen maar produceert een breed scala aan afbraakproducten (Temes,
2012) die nog steeds een biologische werking kunnen hebben. Een
aantal van deze albraakproducten is (veel) stabieler en kan mogelijk
giftiger zijn dan de uîtgangsstof, en sommige van de afbraakproducten
worden in drinkwater aangetroffen (Vergouwen et al., 2011b).
1.3.3

Andere organische microverontreinigingen in het afvalwater
In het influent van RWZI5 komen vanuit het stedelijk afvalwater naast
humane geneesmiddelen ook allerlei andere organische
microverontreinigingen voor zoals weekmakers, brandvertragers,
‘personal care products’, biociden en gewasbeschermingsmiddelen.
Evenals de geneesmiddelen worden deze andere microverontreinigingen
afhankelijk van de stof in bepaalde mate in een RWZI verwijderd. In het
effluent van een RWZI zijn de vrachten ‘andere’ microverontreinigingen
vele malen groter (> 10 maal) dan de vrachten humane
geneesmiddelen (Vergouwen et al., 2011a). Met een extra
zuiveringsstap op een RWZI kunnen behalve humane geneesmiddelen
ook deze andere microverontreinigingen grotendeels worden verwijderd
(Vergouwen et al., 2011a; Mulder et al., 2015).

1.4

Zijn geneesmiddelen in het Nederlandse watermilieu aanwezig?

Uit diverse onderzoeken blijkt dat geneesmiddelen wijdverbreid
voorkomen in de Nederlandse wateren. Er is slechts naar een fractie van
de mogelijke werkzame stoffen gezocht, waardoor van veel
geneesmiddelen niet bekend is in welke concentraties ze voorkomen.
Doordat ze continu door de RWZI worden geloosd, is een groot aantal
middelen ook continu in het water aanwezig. Diverse Nederlandse
studies tonen de aanwezigheid van geneesmiddelen aan in effluenten
van de rioolwaterzuivering (tot 10 pg/L) en het ontvangende
oppervlaktewater (gemiddelde waardes tot 1 pg/L, met maximale
waardes tot 10 pg/L). In grondwater worden minder geneesmiddelen
aangetroffen en in lagere concentraties (range 0,01—0,1 ig/L).
Geneesmiddelen worden ook aangetroffen in Nederlands drinkwater.
Wanneer ze worden aangetroffen is dit meestal in concentraties beneden
0,05 pg/L.

Pagina 20 van 92

RIVN Brie(rappot 2016-0111

1 4. 1

Aangetmifen concentraties van geneesmiddelen in effluent en
oppervlaktewater

Geneesmiddelen worden aangetroffen in zowel effluent van de RWZI als
in oppervlaktewater. Figuur 2 laat de gehaltes van een aantal
geneesmiddelen in effluent zien (Watson database
; data uit 2013 en
t2
2014). In Figuur 3 staan de gehaltes in het oppervlaktewater
; data uit 2014). In deze figuren staan alleen de
3
(WaterkwaliteitsportaaP
geneesmiddelen waarvoor 3 of meer keer een concentratie boven de
4 is gemeten. De getaiswaarden bij deze figuren zijn
rapportagegrens
opgenomen in bijlage 3. Niet alle middelen zitten altijd in de
analysepakketten; daarom zijn er ook verschillen tussen de twee
datasets. Een aantal middelen wordt in het effluent in 100% van de
gevallen aangetroffen (atenolol, carbamazepine, gabapentine,
irbesartan, metformine, metoprolol, naproxen en sotalol).
Postma en Keijzers (2015) concluderen voor een aantal geneesmiddelen
dat uit metingen blijkt dat deze stoffen in grotere wateren bijna altijd
worden aangetroffen. Voor de kleinere regionale wateren is dat niet zo,
maar als ze worden gevonden zijn de concentraties wel veel hoger dan
in grote wateren. Dit hangt samen met het feit dat geneesmiddelen via
de rioolwaterzuivering in het water terecht komen. Niet alle kleinere
wateren staan onder de invloed van een rioolwaterzuivering en daarom
worden de geneesmiddelen niet op alle plekken aangetroffen. De
plekken waar ze wel worden gevonden zijn vaak in de buurt van een
RWZI waar de concentraties nog niet sterk zijn verdund door het overige
water. De grotere wateren fungeren als verzamelpiaats voor de kleinere
wateren en staan indirect altijd onder invloed van een of andere
rioolwaterzuivering. Tegelijkertijd is de concentratie tegen de tijd dat de
geneesmiddelen in de grote wateren komen, door verdunning en
afbraak afgenomen.

12

wwwemissieregisti-atie.nI
www.waterkwaliteitsportaal.nI
14
De rapportagegrens is de concentratie van een stof in water die met de huidige analysetechnieken
betrouwbaar kan worden aangetoond
13

Pagina 21 van 92

r’J

D

w

N

.

o

(brD

‘.—.

Q

CD

-t

Oj

(D

-t

-

-

-

-

-.

-

-

-

-

-_-

amidotrizonezuur
atenolol
azitromycine
bezafibraat
caffeine
carbamazepine
claritromycine
clindamycirle
clozapine
diclofenac
dipyridamol
fenazon (antipyrine)
gabapentine
gemfibrozil
Irbesartan
jomeprol
jopamidol
ketoprofen
lidocaine
metformine
metoprolol
naproxen
oxazepam,
paracetamol
sotalol
sulfamethoxazol
sulfapyridine
trimethoprim
valsartan

9

..

•

•

1

9

ve
tD

î
(b

(b

-t

(D

ll

(D

-f

N

cj

-

-

-

-

-

-

-

-

-

-

clindamycine
clozapine
diclofenac
dipyridamol
gabapentine
gemflbrozll
hydrochloorthlazlde
Irbesartan
jopamkoi
ketoprofe n 1.
IIdocene
metformlne
metoprolol
naproxen
oxaze pam
pipamperon
sotalol
sulfamethoxazol
trimethoprim
valsartan

amidotrlzoinezuur
atenolol
bezaflbraat
carbamazepine
claritromycine

•

1-

9

—

•

—

—
.

—

—

1

—

—

— —

L

—

1.

—

c

1

t1

r4J

0

tb

ve

RIVN &iefrappot 2016-0111

Geneesmiddelen voor humaan gebruik worden vrijwel continu door de
RWZI geloosd op het ontvangende oppervlaktewater. Dat zorgt voor een
continue aanwezigheid (‘pseudo-persistentie’) van een groot aantal
verschillende middelen. Niet alle geneesmiddelen die gebruikt worden,
worden bij milieumetingen geanalyseerd, en hetzelfde geldt voor de
metabolieten of afbraakproducten van geneesmiddelen. Van deze
middelen is het niet zeker of en in welke mate, ze in het milieu aanwezig
zijn. Wel kan verwacht worden dat wanneer geneesmiddelen worden
aangetroffen, ook andere geneesmiddelen in het water aanwezig zullen
zijn.
Naar diergeneesmiddelen in het landelijk gebied is veel minder gezocht.
In opdracht van Wakker Dier heeft het RIKILT in 2012 20 monsters van
. In 30% van
15
slootwater nabij akker- en veeteeltgebieden onderzocht
de gevallen was in deze sloten het antibioticum sulfamethoxazol
aanwezig (10-50 ng/L), in 15% anhydro-erythromycine (10 ng/L), en in
1 monster oxytetracycline (50-100 ng/L). In geen van de monsters is
lincomycine, ampicilline, trimethoprim, sulfadimidine, ceftiofur,
doxycycline, penicilline V, tylosine, diclofenac, quinoxaline(-CA) of
flumequine aangetoond. In een onderzoek in 2004-2005 werden
flumequine, sulfadiazine, trimethoprim en tylosine aangetoond in enkele
monsters slootwater, in gehalten van enkele tientallen nanogrammen
per liter. In de waterbodems werden amoxicilline, flumequine,
sulfadiazine en sulfamethoxazol aangetroffen. Alleen in de gebieden met
varkenshouderijen werd consistent flumequine met enkele
microgrammen per kilogram aangetoond (Montforts et al., 2007).
De ervaring met het verzamelen van meetgegevens over
geneesmiddelen in oppervlaktewater heeft geleerd dat het van belang is
kenmerken van meetpunten goed gedocumenteerd zijn en dat bij
voorkeur een landelijk gecoördineerd meetpakket wordt gehanteerd.
1.4.2

Aangetroffen concentraties van geneesmiddelen in grondwater
De concentraties van geneesmiddelen in grondwater zijn lager dan in
oppervlaktewater, vaak in de nanogrammen per liter range. Deze
concentraties liggen dicht tegen de huidige detectielimieten van veel
stoffen, die vaak tussen 10 en 50 ng/l liggen. Deze detectielimieten zijn
de afgelopen jaren steeds lager geworden door verbeterde
analysemethodes, waardoor steeds vaker geneesmiddelen in lage
concentraties kunnen worden gemeten.
In 2005 en 2006 is het voorkomen van 22 geneesmiddelen in
drinkwaterbronnen door het RIVM geïnventariseerd bij 22
drinkwaterproductielocaties (Versteegh et al., 2007). In de
dri nkwaterbronnen (oppervlaktewater, oevergrondwater en grondwater)
zijn 16 van de 22 onderzochte stoffen aangetoond. Voor de meeste
stoffen is de concentraties lager dan circa 50 ng/l. Zes stoffen zijn in
geen enkel monster aangetoond.
In 2015 heeft de provincie Utrecht op 60 plekken geneesmiddelen in het
ondiepe grondwater (tien meter diep) gemeten (Vissers en van
Gelderen, 2016). De meetpunten bevonden zich in het landelijk gebied,
15

http://www.wakkerdier.nI/uploads/media_items/antibiotica-in-slootwater-rikilt-0575.original.pdf

Pagina 23 van 92

RIVM Briefrapport 2016-0111

nabij lozingspunten van RWZIs, in de steden Utrecht en Amersfoort en
op risicolocaties van drinkwaterbedrijven. Er is gezocht naar bijna 100
vooral humane geneesmiddelen. Hiervan zijn er 27 aangetroffen,
waarvan 9 met een concentratie hoger dan 0,1 pg/I (Figuur 4). Het
vaakst aangetroffen zijn het anti-epilepticum carbamazepine en de
pijnstillers fenazon en paracetamoL Het betreft enerzijds mobiele en
slecht afbreekbare geneesmiddelen (bijvoorbeeld carbamazepine) en in
andere gevallen de meest gebruikte middelen (pijnstillers). In
grondwater nabij lozingspunten van RWZIs worden de meeste stoffen en
de gemiddeld hoogste concentraties gevonden. In een deel van deze
grondwatermonsters zijn de concentraties zo hoog dat het
oppervlaktewater nabij het effluentlozingspunt vrijwel onverdund de
belangrijkste bron voor het grondwater moet zijn. Op veel andere
locaties is oppervlaktewatennflltratie de meest waarschijnlijke bron. In
het stedelijk gebied lijken lekkende riolen soms op beperkte schaal een
bron te zijn voor geneesmiddelen in ondiep grondwater (Vissers en Van
Gelderen, 2016).
De provincies werken aan een rapportage (gepland voor 2017) waarin
zij de situatie van het grondwater in beeld brengen, onder andere met
betrekking tot geneesmiddelen. Het algemene beeld is dat
carbamazepine, fenazon, paracetamol en estradiol (ook een natuurlijk
hormoon) het meest frequent (>4% van de metingen) gemeten
16
worden
Behalve bovenstaande studies, zijn ons geen studies bekend waarin
specifiek gezocht is naar de aanwezigheid van diergeneesmiddelen in
het Nederlands grondwater.

16

Dit onderzoek is in uitvoering. Persoonlijke mededeling 3. Claessens RJVM, september 2016

Pagina 24 van 92

RLVN Briefrapport 2016-0111

• >0.1 g/I
>DL

0%

5%

10%

15%

Carbamazepine
Oxytetracycline
Sufapyridine
Fenazon
Sulfadïniidine
Diclofenac
Ibuprofen
Jopromide
MetoprooI
Paracetamol
GemfbrozJI
Primidon
Jopamidol
Lidocaine
l7beta-estradiol
Amidotrizoinezuur
Claritromycine
Chadamycine
Sulfamethoxazo!

Figuur 4. Aangetroffen geneesmiddelen in het grondwater van Utrecht
(percentage van 60 monsters). Geel = aangetroffen, mod = gehalte hoger dan
0,1 pg/l (uit Vissers en Van Geldereri, 2016).
1.4.3

Aangetroffen concentraties van geneesmiddelen in drinkwater

Geneesmiddelen worden sporadisch ook in het drinkwater aangetroffen.
Hier wordt verder op ingegaan in paragraaf 4.1.

Pagina 25 van 92

RIVM Bwidirappait 2016-0111

Pagina 26 van 92

RIVI4 Biiefrappot 2016-0111

2

Waar is de blootstelling het hoogst?

De concentraties van humane geneesmiddelen in oppervlaktewateren
worden bepaald door het aandeel van RWZI-effluent en de menging
daarvan met het ontvangende water. De concentraties zijn hoog bij
lozingspunten van RWZIs en vooral bij lozingen van grote RWZI5 op
kleine regionale wateren met beperkte doorstroming. Sloten langs
akkers ontvangen diergeneesmiddelen die uitspoelen uit de bodem.
2.1
2.1.1

Oppervlaktewater
Water in de buurt van rîoolwaterzuiveringsînstallaties
Humane geneesmiddelen komen via het effluent van de RWZIs in het
oppervlaktewater terecht. Het is dus vooral dit ontvangende
oppervlaktewater waar de hoogste concentraties humane
geneesmiddelen verwacht mogen worden. Deze concentraties zijn
langdurig aanwezig, hoewel ze onder invloed van de seizoenen en de
afvoer van de RWZI wel iets in hoogte kunnen variëren. Pieklozingen
van geneesmiddelen vinden via deze route vrijwel niet plaats. Het
effluent van de RWZIs wordt verdund door het ontvangende water (het
kanaal of de rivier waar de RWZI op loost). De mate waarin het water
verdund wordt hangt af van de verhouding van de hoeveelheid RWZI
effluent en de hoeveelheid water in het ontvangende water. Deze
verhouding is niet constant in de tijd, aangezien de hoeveelheid effluent
en water ook in de tijd varieert. Gebiedsstudies over Gelderland en
Utrecht (Figuur 9; Vissers et al., 2014 en Vergouwen et al., 2011c) laten
l0000p

0

1000.0

(3
‘
0
(3
0

E
0

100.0
0

-t;
0

t
t
t

v
t

0

w i1— Z
Z Z
wt;.w oc 3
wc3c
z
U1
Lii
N
z
z
w
i- Z-0 Lii
w
Liii—
Q
z
0

0

Figuur 9. Verdunningsfactoren en berekende concentraties geneesmiddelen in
oppervlaktewater bij RWZIs in de provincie Utrecht (uit Vergouwen et al.,
201 ic).
Pagina 27 van 92

R1V Be(iappot 2016-0111

zien dat er bij sommige RWZIs helemaal geen verdunning optreedt van
het effluent, terwijl bij andere RWZIs op jaargemiddelde basis het
effluent tot 70.000 keer verdund kan worden (Vissers et al., 2014).
In de wateren waar het RWZI-effluent het minst wordt verdund en dus
de invloed van de RWZIs het hoogst is, zullen ook de concentraties
geneesmiddelen het grootst zijn. Dit wordt bevestigd door de gegevens
van de gebiedsstudie Gelderland en Utrecht (Vissers et al., 2014 en
Vergouwen et al., 2011c; zie ook figuur 9). Een modelstudie naar de
invloed van Nedeilandse RWZIs op waterlichamen met een
natuurfunctie of drinkwaterfunctie laat zien dat bij laag water de invloed
vanuit RWZIs verder reikt dan bij hoge afvoer, omdat water wordt
ingelaten (Coppens et al., 2015). De waterkwaliteit van de wateren die
RWZI effiuent ontvangen, en waar de meeste effecten op ecologie te
verwachten zijn, wordt wel projectmatig gemonitord door
waterschappen. Routinematige monitoring gebeurt alleen voor KRW
verplichte stoffen. Aandacht voor een uitgebreide set van
geneesmiddelen in projectmatige monitorrng van effecten van RWZI
effluenten op kleinere waterlichamen, in combinatie met gebiedsgenchte
modellenng is aan te bevelen. Op deze manier ontstaat er een ruimtelijk
beeld, en ook een beeld in de tijd, van lozingspunten en stoffen met een
relatief hoge invloed op de waterkwaliteit.
De kleinere wateren nabij RWZIs worden dus het meest beïnvloed door
resten van geneesmiddelen voor humaan gebruik. De concentraties van
een aantal geneesmiddelen overschrijden de veilige concentraties voor
het milieu (zie 3.3). In de grote oppervlaktewateren zijn de risico’s voor
de humane gezondheid minder evident; de drinkwaterinnamepunten
liggen meestal niet vlakbij RWZIs en ook zwemwater vindt men meestal
niet bij RWZIs in de buurt.
De bijdrage van geneesmiddelen die uit het buitenland komen is bij de
kleinere wateren veel minder groot dan in de grote rivieren. De
geneesmiddelen die mogelijk een risico vormen voor de ecologie komen
grotendeels via de RWZI en dus niet via het buitenland in dit water
terecht. Een uitzondering hierop vormen de grensriviertjes met
bovenstroomse RWZI5, zoals de Overijsselse Vecht, de Dommel en de
Roer.
2.1.2

Grote rivieren

Doordat de hoeveelheid geneesmiddelen in grote rivieren vaak sterk
verdund is, is de concentratie ervan lager dan in kleine wateren. Door
het grote aantal RWZIs dat continu loost op de grote rivieren is er
sprake van een permanente aanwezigheid van restanten
geneesmiddelen in het oppervlaktewater. De concentraties van slecht
biologisch afbreekbare geneesmiddelen, zoals van joodhoudende
röntgencontrastmiddelen, nemen benedenstrooms van de rivier toe.
Door seizoensinvloeden, versterkt door kli maatverandering, kan de
hoeveelheid water in de grote rivieren echter periodiek sterk afnemen.
Er vindt dan minder verdunning plaats.
De geneesmiddelen in de grote rivieren komen in meer of mindere mate
vanuit het buitenland. Het rapport van Van der Aa et al. (2015b) laat
zien dat de verhouding buitenland/Nederlandse oorsprong van
geneesmiddelen in de grote rivieren sterk kan verschillen, afhankelijk
Pagina 28 van 92

RIVN Bdefrappoit 2016-0111

van gebruikspatronen en fysisch-chemische eigenschappen
(afbreekbaarheid) van het geneesmiddel.
2.13

Kleinere sloten en water nabij landbouwgebieden
Water uit de grote rivieren en het IJsselmeer wordt gebruikt voor
suppietie in polders in de zomer. Via deze route worden kleine wateren
in de inlaatgebieden belast met geneesmiddelen.
Voor diergeneesmiddelen zijn de meest relevante watersystemen de
kleine wateren in het landelijke gebied, waar mest wordt uitgereden.
Diergeneesmiddelen kunnen via de bodem (afspoeling) in het
oppervlaktewater terecht komen, maar ook via de dieren die in de wei
lopen en in watersystemen plassen, poepen of waden (als het
diergeneesmiddel op de huid is aangebracht). Lozingen van
diergeneesmiddelen vanuit mestverwerkingsinstallaties op het
oppervlaktewater zijn ook een mogelijke bron. De aanwezigheid van
diergeneesmiddelen in sloten en agrarische gebieden wordt niet regulier
gemonitord. Het algemene beeld is dat de diergeneesmiddelen minder
frequent en in lagere concentraties voorkomen in het landelijke gebied
dan dat humane geneesmiddelen buiten het landelijk gebied worden
aangetroffen (Montforts et al., 2007).

2.2

Grondwater

Vanuit het oppervlaktewater kunnen geneesmiddelen in het grondwater
terecht komen, meestal betreft dit dan humane geneesmiddelen.
Diergeneesmiddelen kunnen via uitspoeling uit de bodem in het
grondwater komen, als ze slecht binden aan bodem en
sedimentdeeltjes. Als geneesmiddelen eenmaal in het grondwater
aanwezig zijn, zijn ze daar voor langere tijd (jaren) aanwezig.
In Nederland worden overal geneesmiddelen in grondwater
aangetroffen, zowel in gebieden die meer onder invloed staan van de
mens als in gebieden met zandgronden waar de invloed van veeteelt op
het grondwater het grootst is. Sommige geneesmiddelen, zoals
sulfamethoxasol, worden zowel als humaan als diergeneesmiddel
gebruikt. Het is dan ook niet mogelijk om, wanneer sulfamethoxasol in
grondwater wordt aangetroffen, met zekerheid aan te geven waar het
vandaan komt.
23

Zuiveringsslib uit de rioolwaterzuiveringsinstallatie

In Nederland wordt het zuiveringsslib uit de RWZI meestal verbrand,
vaak nadat eerst digestie heeft plaatsgevonden om biogas te
produceren. Via het slib komen er geen geneesmiddelen in het milieu
terecht. Echter, door de waterbeheerders worden steeds meer
technieken ontwikkeld om vanuit de afvaistromen nieuwe grondstoffen
te maken. In de toekomst zouden deze technieken er wellicht voor
kunnen zorgen dat geneesmiddelen uit afvalwater, slib of mest, via
andere routes dan nu het geval is in het milieu kunnen komen (Derksen
et al., 2015).
2.4

Bodem

Diergeneesmiddelen die in de veehouderij worden gebruikt, komen via
mest in de bodem terecht. Dit gebeurt doordat dieren op de wei lopen of
Pagina 29 van 92

RIVM Driefrapport 2016-0111

door het uitrijden van mest uit de stal. Planten en dieren in en op de
bodem komen zo in aanraking met stoffen uit diergeneesmiddelen.
Mest bevat één of meerdere soorten diergeneesmiddelen, maar dit
betreft geen cocktail van honderden actieve ingrediënten zoals in
oppervlaktewater. Het zijn vooral antibiotica of antiparasitaire middelen.
Na het opbrengen van de mest breken de diergeneesmiddelen af, binden
ze aan bodem, spoelen ze af naar oppervlaktewater (de sloten of
kanalen langs de akkers/wei) of spoelen ze uit naar het grondwater. De
verspreiding van antimicrobiële resistentie met de mest valt buiten het
kader van dit rapport.
2.5

Mest (weide)
Weidedieren zoals koeien, paarden en schapen krijgen één of meerdere
malen per jaar antiparasitaire mîddelen toegediend. Deze middelen
worden opgebracht op de huid of per injectie gegeven, en vervolgens
door de dieren uitgepoept. De mest van deze dieren kan nog weken tot
maanden na behandeling giftig zijn voor mestfauna, zoals kevers en
vliegen.

Pagina 30 van 92

RJW4 &efrappott 2016-0111

3

Risico’s van geneesmiddelen voor het milieu

3.1

7
Hoe worden ecotoxicologische risico’s beoordeeld
De eigenschappen van een stof, in combinatie met de hoogte en de duur
van de blootstelling, bepalen de ernst van de effecten van de stof voor
een organisme of het ecosysteem. Bij lage concentraties zijn effecten,
zoals een verandering van soorten in een ecosysteem, soms niet direct

zichtbaar. Bij hoge concentraties kunnen ook zichtbare effecten
optreden, zoals sterfte. Als de blootstelling van korte duur is en
organismen zich voldoende kunnen herstellen, dan ondervindt het
ecosysteem op de lange termijn geen schade.
Een veilige concentratie is een concentratiegrens waaronder geen sprake
is van onaanvaardbare effecten, en is gebaseerd op de gevoeligheid van
een ecosysteem voor langdurige blootstelling aan een specifieke stof.
Bij langdurige overschrijding van de veilige concentratie kunnen effecten
optreden die in eerste instantie wellicht minder zichtbaar zijn, maar op
de lange termijn het ecosysteem verstoren.
Een risico voor het milieu definiëren we als een overschrijding van de
veilige concentratie.
3.1.1

Wat is een risico?
Het ecotoxicologische risico van een geneesmiddel hangt af van de
giftigheid van de stof de hoeveelheid die in het ecosysteem aanwezig is,
en de duur van de aanwezigheid. Een stof kan erg giftig en daardoor
gevaarlijk zijn voor waterorganismen, maar het risico kan toch klein zijn
als de blootstelling beperkt is. Een minder giftige stof waarvan veel
aanwezig is, kan wel een risico geven. De duur van de blootstelling
speelt ook een rol. Een kortdurende piek van hoge concentraties geeft
andere effecten dan de langdurige aanwezigheid van lage concentraties.
Om iets te kunnen zeggen over het risico van geneesmiddelen is het dus
nodig om te weten bij welke concentraties effecten optreden, welke
concentraties er daadwerkelijk in het water aanwezig zijn en hoe lang
deze concentraties in het water aanwezig zijn. Hieronder leggen we uit
hoe veilige concentraties worden afgeleid en op welke manier ze in
combinatie met gegevens over de aanwezigheid van een stof iets
kunnen zeggen over de risico’s.

3.1.2

Veilige concentratie voor het ecosysteem

Effecten van stoffen op het ecosysteem kunnen worden voorspeld met
behulp van laboratoriumstudies. Een basale effectbeoordeling voor
watersystemen wordt gedaan met algen, watervlooien en vissen. In
laboratoriumexperimenten wordt gekeken bij welke concentratie er
effecten optreden op overleving, groei en voortplanting. Deze effecten
bepalen de gezondheid en het overleven van de organismen, hun
bijdrage aan een gezonde populatie en daarmee het functioneren van
het ecosysteem. Een ecosysteem is echter meer dan een aquarium met
algen, watervlooien of vissen en de vertaling van
laboratoriumexperimenten naar de veidsituatie kent de nodige
onzekerheid. Daarom worden veiligheidsfactoren toegepast om een
veilige concentratie voor het ecosysteem te berekenen. De hoogte van
Pagina 31 van 92

RTVM &eftappoiit 2016-0111

de factor is afhankelijk van de hoeveelheid gegevens, het aantal soorten
waarvoor gegevens beschikbaar zijn, het soort experimenten én of een
veilige concentratie voor langdurige blootstelling of voor
piekblootstelling bepaald moet worden. Voor het bepalen van een veilige
concentratie voor acute effecten door eenmalige lozingen volstaan
kortdurende ecotoxiciteïtstoetsen, maar de vertaling van dit soort acute
toetsen naar lange termijn effecten is onzeker. Als er alleen kortdurende
testen met alg, watervlo en vis aanwezig zijn, wordt daarom een hoge
veiligheidsfactor toegepast voor het afleiden van een veilige concentratie
voor langdurige (chronische) blootstelling. Naarmate er meer
laboratoriumstudies met een langere testduur zijn, kan de
veiligheidsfactor worden verlaagd.
Als er voldoende gegevens zijn van andere soorten dan vis, watervlo en
alg kunnen er ook statistische methodes worden toegepast. Met de
gevoeligheid van de geteste soorten wordt berekend bij welke
concentratie ten hoogste 5% van alle soorten in een ecosysteem een
effect ondervindt. Ook hier wordt een veiligheidsfactor toegepast om de
vertaling van laboratorium naar veld te maken.
Een ecosysteem bestaat uit populaties van soorten die elkaar op allerlei
manieren beïnvloeden. Effecten van stoffen kunnen op verschillende
niveaus optreden en hoeven niet direct zichtbaar te zijn. Afname van
één soort kan op termijn leiden tot effecten op andere soorten,
bijvoorbeeld door voedselgebrek. Maar als een roofvis wegvalt, kan dit
juist weer gunstig zijn voor de prooidieren. Een ecosysteem kent ook
veerkracht: organismen die overleven kunnen zich voortpianten als de
concentraties van een giftige stof voldoende zijn gedaald. Interacties
tussen soorten en herstel zijn niet te vangen in laboratoriumtoetsen met
een enkele soort. Daarom zijn er semi-veldstudies ontwikkeld, waarbij
een model-ecosysteem met verschillende soorten onder min of meer
natuurlijke omstandigheden wordt blootgesteld aan een stof. Deze
studies worden vooral ingezet voor de toelating van
gewasbeschermingsmiddelen, als men op basis van laboratoriumstudies
vermoedt dat een toepassing een risico oplevert. De interpretatie van dit
soort studies is echter zeer complex en is niet los te zien van het
gebruik van een stof in de praktijk (EFSA, 2013).
3.1.3

Risico: effecten in relatie tot blootstelling
Zoals hierboven is aangegeven bepaalt uiteindelijk de hoogte en de duur
van de blootstelling of er een risico is. Daarbij gaat het dus niet alleen
om de hoogte van de concentratie, maar ook om de vraag hoe lang of
hoe vaak een stof aanwezig is. Een kortdurende piek kan tot sterfte
leiden, maar het effect op de populatie als geheel is beperkt als de
overgebleven organismen zich weer snel kunnen voortplanten nadat de
stof verdwenen is. Lage concentraties leiden niet direct tot sterfte, maar
kunnen de populatie aantasten als de voortplanting langdurig wordt
geremd. Voor geneesmiddelen zijn piekbelastingen meestal minder
relevant, aangezien er een vrijwel continue lozing van geneesmiddelen
vanuit de rioolwaterzuivering plaatsvindt.
Een analyse van mogelijke risico’s wordt meestal gemaakt door gemeten
gehaltes in het water met veilige concentratie (zie 3.1.2) te vergelijken.
Een risico betekent dat bij de gevonden concentraties een effect op het
Pagina 32 van 92

RIVM Biefrapport 2016-0111

ecosysteem niet is uit te sluiten (zie ook Vos et al., 2015). In principe is
het mogelijk om veld-observaties te gebruiken om een indruk te krijgen
of een effect daadwerkelijk optreedt. Bij acute vissterfte kan er meestal
wel een direct verband worden gelegd met een lozing of calamiteit. Meer
subtiele veranderingen, die op termijn tot effecten op een
ecosysteemniveau kunnen leiden, zijn lastiger op te sporen. Die zijn van
veel meer factoren afhankelijk, zoals het soort ecosysteem waarin de
stof gemeten is, de organismen die in het systeem voorkomen, en
mogelijke andere omstandigheden die zorgen voor stress in het
systeem. Deze complexiteit maakt het meestal onmogelijk om een
waargenomen verandering in soortensamenstelling eenduidig te
koppelen aan een bepaalde stof, zeker wanneer verschillende mogelijk
giftige stoffen in combinatie met elkaar voorkomen.
Om hier meer grip op te krijgen heeft de STOWA de methodiek van de
ecologische sleutelfactoren (ESF) ontwikkeld (STOWA, 2014). Dit is een
stapsgewijze benadering waarin systematisch de factoren worden
geëvalueerd die een sleutelrol spelen in het functioneren van het
ecosysteem. De mogelijke aanwezigheid van geneesmiddelen en andere
giftige stoffen wordt in deze methodiek ook meegenomen.
3.1.4

Risicogrenzen en normen

Het principe van de vertaling van laboratoriumstudies naar een veilige
concentratie voor het ecosysteem wordt algemeen toegepast in
wettelijke kaders, beleid en onderzoek. De verschillende stoffenkaders
hebben echter hun eigen benamingen en de precieze invulling kan net
iets anders zijn. In het Nederlandse milieubeleid wordt ook de term
‘risicogrens’ gebruikt als aanduiding voor de veilige concentratie
waarboven effecten worden verwacht. In Nederland geeft het woord
‘norm’ aan dat de risicogrens officieel is vastgesteld en een zekere
beleidsmatige status heeft. Hieronder volgt een overzicht van de termen
in een aantal stoffenkaders:
• Bij de beoordeling van industriële stoffen volgens Verordening
(EG) nr. 1907/2006 (REACH) gebruikt men de ‘Predicted No
Effect Concentration’, de PNEC. Er is een PNEC voor continue
blootstelling, deze kan worden afgeleid op basis van acute en
chronische studies. Er is ook een PNEC voor ‘intermittent
release’. Dat zijn lozingen die minder dan een keer per maand
optreden en minder dan 24 uur duren. Deze PNEC wordt afgeleid
op basis van kortdurende (acute) studies.
• De beoordeling van humane geneesmiddelen volgens Richtlijn
2001/83/EC gebruikt net als REACH een PNEC voor continue
blootstelling. Vanwege de verwachte continue blootstelling van
het ecosysteem via de rioolwaterzuivering kent men geen
‘intermittent release’. De PNEC wordt bovendien alleen op basis
van chronische ecotoxiciteitsstudies afgeleid, omdat deze een
beter beeld geven van de effecten op lange termijn.
• Ook bij de beoordeling van diergeneesmiddelen wordt een PNEC
voor langdurige blootstelling afgeleid, volgens de REACH
methode. Anders dan bij de humane geneesmiddelen wordt hier
de PNEC berekend aan de hand van resultaten van kortdurende
studies, waarbij een hoge veiligheidsfactor wordt toegepast. Als
de verwachte concentratie in het milieu hoger is dan deze PNEC,
worden alsnog langdurige toxiciteitstesten uitgevoerd om de
Pagina 33 van 92

RIV4

appot 2016-0111

PNEC voor chronische blootstelling betrouwbaarder te kunnen
schatten.

•
•

•

3.2

De toelatingsbeoordeling van biociden volgens Verordening (EU)
nr. 528/2012 gebruikt dezelfde termen en methodiek als REACH.
De Kademchtlijn water (2000/60/EG) kent twee typen
waterkwaliteitsnormen: de jaargemiddelde waterkwaliteitsnorm
(JG-MKN) voor langdurige blootstelling en de maximaal
aanvaardbare concentratie (MAC-MKN) voor kortdurende
concentratie pieken. De afleiding van de JG-MKN en MAC-MKN is
inhoudelijk vergelijkbaar met die van de PNEC voor continue
blootstelling en ‘intermittent release’ onder REACH. De
aanduiding als ‘norm’ betekent in dit geval dat erjundische
verplichtingen bestaan op het gebied van monitonng, toetsing en
rapportage.
De beoordeling van gewasbeschermingsmiddelen volgens
Verordening (EU) nr. 1907/2009 gebruikt de term ‘Regulatory
Acceptable Concentration’, de RAC. Er is een acute RAC die is
gebaseerd op kortdurende studies en een chronische RAC op
basis van langdurige experimenten. De RAC voor chronische
effecten wordt ook gebruikt als een korte blootstelling tot
effecten leidt die pas na verloop van tijd optreden of lang
aanblijven.

Wat is er bekend over effecten van geneesmiddelen op het
waterecosysteem?
Van veel geneesmiddelen en hun afbraakproducten zijn de effecten in
het milieu onbekend. Van sommige geneesmiddelen kennen we de
effecten wel.
Van hormonen is bekend dat ze in het milieu effect kunnen hebben op
de voortplanting van Vissen; pijnstillers kunnen weefselschade bij vissen
veroorzaken, antibiotica beïnvloeden algen en cyanobacteriën, en
antidepressiva veroorzaken gedragsvera nderingen bij verschillende
soorten organismen. Er zijn vrijwel geen normen voor
(dier)geneesmiddelen beschikbaar. Sommige antibiotica, antidepressiva,
en pijnstillers hebben in het laboratorium effecten op diverse
waterorganismen (bijvoorbeeld algen, schelpdieren en watervlooien) bij
concentraties die in het veld ook voorkomen. De lokale blootstelling kan
dus leiden tot een slechte ecologische kwaliteit.

3.2.1

Beschikbaarheid van effectgegevens van geneesmiddelen
Officiële normen zijn maar voor weinig geneesmiddelen vastgesteld. Van
de in totaal iets meer dan 2000 actieve ingrediënten van humane
geneesmiddelen en iets minder dan 900 actieve ingrediënten van
diergeneesmiddelen die op de markt zijn, is maar van een fractie een
norm bekend. Ter illustratie staat in tabel 3 het aantal stoffen waarvan
een norm beleidsmatig is vastgesteld, uitgesplitst naar functionele
stofgroep. Deze normen zijn opgenomen op de website Risico’s van
. Deze website, waarin alle vastgestelde Nederlandse
7
Stoffen’
waterkwaliteitsnormen zijn opgenomen, bevat normen voor meer dan
17

http://www.rivm.nh/rvs/

Pagina 34 van 92

RIVN Bniefrappoit 2016-0111

3000 stoffen. Hieronder zijn maar 19 (dier)geneesmiddelen en voor een
deel hiervan zijn de normen afgeleid met het oog op het gebruik van
deze stoffen als gewasbeschermingsmiddel en/of biociden. Dit heeft
voor een deel te maken met het feit dat normen vaak pas worden
afgeleid als stoffen veel in het milieu worden aangetroffen. Er zijn geen
normen voor geneesmiddelen opgenomen in de Regeling Monitonng
Kademchtlijn Water, waardoor er voor deze stoffen geen monitonngs
en rapportageverplichting bestaat, maar ook geen verplichting om een
bepaalde concentratie te halen. Omdat consistente monitoringsdata voor
de meeste geneesmiddelen ontbreken (zie 1.4.2), is er tot nog toe niet
veel vraag naar normen geweest. Voor gewasbeschermingsmiddelen ligt
dit anders en bestaat een lange traditie van metingen en
normafleidingen. Voor industriële stoffen worden veel normen afgeleid in
het kader van vergunningverlening. Nu de aandacht voor
geneesmiddelen in het milieu toeneemt en meer meetgegevens
beschikbaar komen, is er ook een toenemende vraag naar inzicht in
risicogrenzen.
Onlangs zijn nog waterkwaliteitsnormen afgeleid voor carbamazepine,
metformine, metoprolol (Moermond, 2014) om de resultaten van een
landsbrede meetcampagne te kunnen toetsen. Voor amidotnzoînezuur,
een röntgencontrastmiddel, was het afleiden van een norm niet mogelijk
omdat er te weinig ecotoxicologische gegevens zijn.
Tabel 3. Aantal stoffen met normen op risico’s van stoffen-website

Gewasbeschermingsmiddelen
Biociden
(dier)geneesmîddelen
overige stoffen

ga
52

lOOa
> 3000

a

Momenteel zijn iets minder dan 500 verschillende werkzame stoffen als
gewasbeschermingsmiddel of biocide toegelaten 18•
t) Momenteel zijn ruim 2000 actieve stoffen als humaan geneesmiddel in Nederland
geregistreerd, en iets minder dan 900 actieve stoffen als diergeneesmiddel.
C
Meerdere van deze geneesmiddelen zijn ook gewasbeschermingsmiddelen of biociden,
zoals de antiparasitaire middelen die in de veehouderij worden gebruikt.

Het aantal vastgestelde waterkwaliteitsnormen is klein, maar ook
onderliggende ecotoxicologische effectgegevens zijn beperkt
beschikbaar. In de toelatingsbeoordel ing van geneesmiddelen worden
sinds 2006 weliswaar veilige concentraties (PNEC5) voor het ecosysteem
gebruikt, maar deze zijn vaak niet toegankelijk of moeilijk vindbaar. De
toelatingsbeoordeling vindt plaats via verschillende procedures. Een
middel kan centraal, door de Europese Medicijnen Agentschap (EMA)
voor de hele EU beoordeeld worden. Een middel kan ook tegelijk voor
een kleiner groepje lidstaten gedaan worden (decentraal), of in elk land
apart (nationaal). Een aanvrager kan met een nationale toelating bij
andere landen (separaat) vragen om een wederzijdse erkenning.
Wanneer eindpunten uit de milieubeoordeling worden gepubliceerd,
wordt dit gedaan via een product-gebaseerd ‘Public Assessment Report’
(PAR of PUAR) of ‘European Public Assessment Report’ (EPAR).
18

def-druk.pdf?sfvrsn=2

Pagina 35 van 92

RIVM &iefrapport 2016-0111

Afhankelijk van de procedure is het Europees medicijnagentschap (EMA)
of een individuele lidstaat verantwoordelijk voor het ontsluiten van de
gegevens uit de toelatingsbeoordeling. Niet alle lidstaten hebben
makkelijk doorzoekbare websites, en ook niet alle lidstaten maken de
milieu-informatie openbaar. Volgens het verdrag van Aarhus zou dat
echter wel moeten (Montforts en Keessen, 2007). Voor industriële
chemicaliën, voor biociden en gewasbeschermingsmiddelen zijn de
ecotoxicologische effectgegevens wel toegankelijk via de Europese
agentschappen ECHA en EFSA. In Nederland worden de (E)PARS voor
humane geneesmiddelen gepubliceerd op de productpagina’s in de
geneesmiddeleninformatiebank van het CBG
. Voor diergeneesmiddelen
10
heeft het ministerie van EZ onlangs besloten de milieu-eindpunten van
nieuwe procedures waarvoor Nederland verantwoordelijk is, weer
openbaar te maken. De vindbaarheid van de gegevens is vaak ook een
probleem, het is niet altijd duidelijk bij welk van de producten met een
bepaalde actieve stof een miheubeoordeling is uitgevoerd, en welke
lidstaat de hierbij behorende (E)PAR heeft gepubliceerd.
Een aantal websites heeft milieugegevens over geneesmiddelen
verzameld, zoals fass.se (met door fabrikanten geleverde gegevens uit
de toelating) en wikipharma.org (binnen het Zweedse project
Mistrapharma verzamelde gegevens uit publieke literatuur). Deze
gegevens zijn vaak echter fragmentarisch, en niet voor alle aangetroffen
geneesmiddelen beschikbaar.
3.2.2

Mogelijke effecten van humane geneesmiddelen
Geneesmiddelen kunnen zeer divers zijn in hun fysisch-chemische
karakteristieken, ook wanneer ze binnen dezelfde therapeutische klasse
vallen. Het is daarom vaak lastig om over groepen geneesmiddelen
algemene uitspraken te doen over specifieke effecten ze op het milieu
hebben. Toch is over een aantal groepen wel in algemene zin bekend
wat hun effecten op het milieu zijn. Een goed overzicht van effecten van
geneesmiddelen op het milieu, in algemene zin, is te vinden in de
rapporten van Derksen en Ter Laak (2013) en Derksen (2014) voor de
STOWA. Ook in het rapport van BIO IS voor de Europese Commissie is
een overzicht gegeven (Mudgal et al., 2013). In dit hoofdstuk wordt een
aantal effecten in algemene zin beschreven; dit is geen uitgebreide
review en het streven is dus ook niet om volledig te zijn. Een duiding
van het risico voor de Nederlandse situatie, waarbij het risico de
combinatie is van mogelijke effecten en blootstelling (aanwezigheid van
geneesmiddelen) wordt in 3.3 gegeven.
Zoals in 3.2.1 aangegeven, zijn maar van een klein deel van de
geneesmiddelen milieugegevens bekend of beschikbaar. Ook de effecten
van metabolieten en afbraakproducten zijn meestal onbekend.
• Pijnstillers zoals diclofenac kunnen weefselschade bij vissen
veroorzaken.
• Hormoonverstorende stoffen (zoals het actieve ingrediënt in de
anticonceptiepil, 17a-ethinylestradiol) kunnen ook bij waterdieren
het hormoonsysteem verstoren. Dit gebeurt al bij zeer lage
concentraties. In Frankrijk troffen onderzoekers ‘vermannelijkte’
vissen aan bij een lozingspunt van een farmaceutische fabriek
(Sanchez et al., 2011). In Engeland werden ‘vervrouwelijkte’
vissen aangetroffen in water waar hormoonverstorende stoffen,
Pagina 36 van 92

RIVN &appot 2016-0111

•

•

•

•

3.2.3

waaronder ethinylestradiol, aanwezig waren (Jobling et al.,
2002). Ook in Nederland werd tijdens het LOES onderzoek
(1999-2000), vooral in kleine regionale wateren,
vervrouwelijking van vissen waargenomen (Vethaak et al.,
2002). In het aanvullende onderzoek ‘Oestrogene effecten in
vissen in regionale wateren’ werden deze LOES-bevindingen
nogmaals bevestigd (Gerritsen et al., 2003). Experimenteel
onderzoek in Canada gedurende 7 jaar liet zien dat wanneer een
natuurlijk meertje continu werd blootgesteld aan 5-6 ng/L 17aethinylestradiol, eerst seksuele veranderingen in vissen te zien
waren, waarna uiteindelijk de populatie elrits (fathead minnow)
vrijwel uitstierf (Kidd et al., 2007).
Antibiotica krijgen vooral veel aandacht vanwege het ontstaan
van antimicrobiële resistentie. Dit valt echter buiten de scope van
dit rapport. Vaak zijn algen en cyanobactenën gevoelig voor
antibiotica, zoals ciprofloxacin en clanthromycin. Meer informatie
over antibiotica en effecten van antibiotica kan gevonden worden
op de site van het EU Pharmas projectl9.
Röntgencontrastmiddelen worden door dnnkwaterpartijen als
ongewenst gezien in hun bronnen voor drinkwater. Voor de
ecologie zijn röntgencontrastmiddelen over het algemeen geen
probleem, de stoffen zijn redelijk inert en geven pas bij hogere
concentraties effecten op organismen. Wel bestaat het gevaar
dat deze stoffen ophopen in ecosystemen doordat ze slecht
afbreken. Voor een recente inventarisatie van de
milieuproblematiek rondom röntgencontrastmiddelen wordt
verwezen naar een recent rapport van Haskoning (Evenblij et al.,
2016).
Cytostatica, de middelen die gebruikt worden voor
chemotherapie, zijn zeer giftig. Al bij lage concentraties geven ze
effecten op algen, maar deze concentraties lijken in het veld niet
gemeten te worden. Meer informatie hierover kan worden
gevonden op de website van het EU Cytothreat onderzoek20.
Antidepressiva zoals fluoxetine of het kalmeringsmiddel
oxazepam kunnen gedragsveranderingen veroorzaken bij vissen
en ongewervelde dieren. Mogelijk verstoren ze ook de
zogenaamde ‘infochemical’ routes (van Donk et al., 2016). Dit
kan het functioneren van het gehele ecosysteem beïnvloeden.
Ook zijn effecten op voorplanting van mosselen en groei van
amfibieën aangetoond. De effecten van antidepressiva op
waterdieren kunnen optreden bij zeer lage, milieurelevante,
concentraties.

Mogelijke effecten van diergeneesmiddelen op het ecosysteem
11 wordt van de belangrijkste diergeneesmiddelen
In het CLM onderzoek
een overzicht gegeven van de te verwachten effecten. Zij concluderen
dat van veel middelen de effect-gegevens onbekend zijn. Kools et al.
(2008) hebben, gebaseerd op gebruik, therapeutische werking en
fysisch-chemische eigenschappen, een prioritering gemaakt van de
diergeneesmiddelen met mogelijke effecten op het milieu. De
19
20

http ://www.pharmas-eu.netf
Iittp:J/www.cytothreat.eu/index.php/scientific-publications

Pagina 37 van 92

RIVM &ieftappot 2016-0111

belangrijkste groepen uit deze priontering waren antibiotica en anti
parasitaire middelen.
• Antibiotica zoals sulfamethoxazol en amoxicilline worden veel
gebruikt. Op de bodem kunnen ze effect hebben op de daar
aanwezige micro-organismen en planten. In het watersysteem
kunnen ze algen en cyanobactenën beïnvloeden.
•

Antiparasitaire middelen, zoals cypermethrin en ivermectine, zijn
al bij zeer lage gehaltes giftig. Vaak zijn deze middelen ook op de
markt als gewasbeschermingsmiddel of biocide (of zijn ze dat
geweest). Ze werken goed tegen invertebrate parasieten waar de
dieren last van hebben, maar zijn ook giftig voor invertebraten in
het veld. Dit is aangetoond voor mestorganismen. In het water
zijn deze middelen al bij hele lage concentraties giftig voor
insecten en andere invertebraten.

De datasets met meetgegevens zijn ook doorzocht op de aanwezigheid
van de door het CLM genoemde set diergeneesmiddelen. Van deze set
is alleen trimethoprim drie of meer keer boven de detectielimiet
aangetroffen. Trimethoprim is echter ook in gebruik als humaan
geneesmiddel. De aanwezige concentratie in het milieu kan verklaard
worden vanuit het humane gebruik en het is dus onduidelijk wat op de
betreffende monsterpunten de bijdrage van de diergeneesmiddel
gebruikte hoeveelheid is. Met de huidige gegevens is het verder niet
mogelijk om een schatting te maken van de effecten van
diergeneesmiddelen op het watermi Iieu.
Verder worden in de veehouderij ook hormonen gebruikt, o.a. voor de
vruchtbaarheid van koeien en varkens. In gebieden met intensieve
veehouderij is in 2004 en 2005 een verkennend onderzoek uitgevoerd
naar de aanwezigheid van natuurlijke hormonen en diergeneesmiddelen
in poldersloten en regionale oppervlaktewateren. Hiervoor zijn op
verschillende locaties metingen uitgevoerd in water en waterbodem. De
concentraties natuurlijke hormonen bedroegen soms tientallen
nanogrammen per liter oppervlaktewater. Voor de waterbodem was dat
enkele honderden nanogrammen per kilogram waterbodem. Op enkele
locaties werden hogere gehalten aangetroffen. De gevangen brasems
vertoonden echter geen hormoonverstoring (Montforts et al., 2007).

Pagina 38 van 92

RWM Biiefrapport 2016-0111

3.3

Komen deze effecten ook in Nederland voor
7
Van de ongeveer 2000 actieve ingrediënten die worden gebruikt, wordt
in Nederland slechts een klein deel in het oppervlaktewater gemonitord.
Van deze stoffen wordt een deel ook daadwerkelijk aangetroffen,

waarbij van enkele geneesmiddelen de veilige concentraties worden
overschreden. Dit betreft diclofenac (pijnstiller), clarithromycine,
azythromycine en sulfamethoxazol (antibiotica), en carbamazepine (een
anti-epilepticum). De lokale blootstelling aan deze stoffen kan dus leiden
tot een slechte ecologische kwaliteit. Er is echter geen onderzoek
gedaan naar de daadwerkelijke effecten van norm overschrijdende
blootstelling aan geneesmiddelen op ecosystemen in het veld. Een
slechte ecologische kwaliteit in het veld is niet automatisch het gevolg
van blootstelling aan geneesmiddelen. Wel kan een slechte ecologische
kwaliteit tot gevolg hebben dat de effecten van geneesmiddelen worden
versterkt. Het kan ook zijn dat de slechte ecologische kwaliteit het
onmogelijk maakt om de effecten van geneesmiddelen in te schatten.
Door een gebrek aan effectgegevens en monitoringsgegevens is voor
veel geneesmiddelen nu niet duidelijk of de veilige concentraties worden
overschreden. Van enkele stoffen die niet worden gemonitord is bekend
dat ze mogelijk ook een risico vormen voor het watersysteem, zoals
fluoxetine (antidepressivum) en ethinylestradiol (‘de pil’).
3.3.1

Risicoschatting van geneesmiddelen
Om te bepalen of er een risico is, worden gemeten concentraties
vergeleken met veilige concentraties, die bepaald zijn aan de hand van
ecotoxiciteitstesten. Als gemeten concentraties hoger zijn dan de veilige
concentraties, is een effect op het ecosysteem niet is uit te sluiten en is
er sprake van een risico. Van slechts een beperkt deel van alle in
Nederland toegepaste geneesmiddelen (en de hieruit gevormde
afbraakproducten) zijn monitoringsdata in Nederlands oppervlaktewater
beschikbaar en maar van een aantal geneesmiddelen zijn
effectgegevens bekend. Dit zijn niet per definitie dezelfde sets
geneesmiddelen. Daarom is een risicoschatting maar voor een zeer
beperkt aantal geneesmiddelen te maken.
In figuur 5 wordt de risicoschatting gegeven voor gemiddelde en
maximale concentraties in effluent; in figuur 6 voor gemiddelde en
maximale concentraties in oppervlaktewater. In de figuur staat voor elke
stof een risicoquotiënt. Een risicoquotiënt wordt bepaald door de
gemeten concentraties te delen door de veilige concentratie. Wanneer
dit risicoquotiënt boven de 1 is, is er een risico. Voor de methodiek van
deze risicoschatting en de getalswaarden wordt verwezen naar Bijlage 3.
In de figuren zijn alleen de geneesmiddelen opgenomen die drie of meer
keer boven de rapportagegrens gemeten zijn in eifluent (2013 en 2014)
en oppervlaktewater (2014) in Nederland. Veilige concentraties zijn
overgenomen uit bekende bronnen, er zijn voor deze schatting dus geen
nieuwe veilige concentraties berekend. Van sommige geneesmiddelen
zijn geen veilige concentraties gevonden of zijn alleen met modellen
berekende waarden beschikbaar. Deze geneesmiddelen staan met een *
in de figuur aangegeven. De hier gemaakte risicoschatting kent een
aantal onzekerheden, deze worden besproken in Bijlage 3.

Pagina 39 van 92

RIVH &Wiappot 2016-0111

Risicoquotiënten (RQs) voor geneesmiddelen in RWZI-effluent

Z.Zi ÏiÏi i i îl uI
0
-

E

a—£

b

o

.

E

1:1

•ïa

E

-a

-o

Figuur 5. Risicoquotiënten (RQs) voor geneesmiddelen in RWZI-effluent
(2013/2014). Voor een beschrijving van de methodiek en de getaiswaarden
wordt verwezen naar bijlage 3. Van geneesmiddelen die met een * staan
aangegeven, is geen veilige concentratie gevonden.
Risicoquotiënten (RQs) voor geneesmiddelen in oppervlaktewater
10

1

0.1

0.01

-

• RQ-gem

0.001

• RQ-max
0.0001

0.00001

**

**

**

*
—

>
m

2

-D
0

:

°j!o

.2.
c
o

°

o E- w
°

a

£a
-Q

2 E E
00

-

0

0

0

E
0

Figuur 6. Risicoquotiënten (RQs) voor geneesmiddelen in oppervlaktewater
(2014). Voor een beschnjving van de methodiek en de getalswaarden wordt
verwezen naar bijlage 3. Van geneesmiddelen die met een * staan aangegeven,
is geen veilige concentratie gevonden.

Pagina 40 van 92

RIVM hdtappot 2016-0111

Van de 58 geneesmiddelen in de Watson effluent database (zie
Bijlage 3), zijn 25 geneesmiddelen drie of meer keer boven de
21 aangetroffen. Zeven stoffen zijn maar één of twee
rapportagegrens
keer geanalyseerd, maar wel steeds aangetroffen. Van de 25
geneesmiddelen die drie of meer keer zijn aangetroffen, zijn in twee
gevallen helemaal geen waardes voor een veilige concentratie
gevonden, en in vier gevallen alleen modelberekeningen. Van de 19
overige stoffen, zijn er vijf met een risico wanneer naar de gemeten
maximale concentraties wordt gekeken en drie wanneer naar
gemiddelde concentraties wordt gekeken. Van de gemeten
geneesmiddelen vormt ongeveer 10% een risico voor de waterkwaliteit,
dezelfde ordegrootte als eerder in Duitsland is aangetoond (KOster en
Adler, 2014).

De gemeten gehaltes in oppervlaktewater, en dus ook de risico’s, zijn
lager dan die in effluent. Van de ruim 200 opgezochte stoffen zijn van
48 stoffen gegevens in de database gevonden. Van deze 48 stoffen zijn
29 stoffen drie of meer keer boven de detectielimiet aangetroffen. Van
deze 29 stoffen zijn veilige concentraties voor 22 stoffen bekend;
hiervan blijken vijf stoffen een risico op te leveren wanneer naar
maximale concentraties wordt gekeken en één stof wanneer naar de
gemiddelde concentraties wordt gekeken. Het verschil tussen effluent en
oppervlaktewater wordt grotendeels veroorzaakt door verdunning van
het water. Bij sommige rioolwaterzuiveringsinstallaties wordt het
eifluent echter nauwelijks verdund (zie 2.L1).
3.3.2

Geneesmiddelen met een risico voor het watersysteem
De stoffen die op basis van bovenstaande analyse een risico opleveren
in zowel oppervlaktewater als effluent zijn diclofenac (een
ontstekingsremmende pijnstiller), clarithromycine en sulfamethoxazol
(antibiotica), en carbamazepine (een anti-epilepticum). Azithromycine
(een antibioticum) levert voor oppervlaktewater een risico op, maar zat
niet in het analysepakket voor de effluentmetingen. Omdat de stof in
oppervlaktewater voorkomt, zal de stof ook in (nog hogere)
concentraties in effluent aanwezig zijn geweest en daar ook een risico
opleveren.
Zowel diclofenac, clarithromycine als azithromycine zijn op de EU
Watchlist geplaatst. Dit betekent dat de lidstaten de komende jaren
meetgegevens verzamelen. De stoffen worden ook meegenomen in het
nu lopende selectieproces voor nieuwe prioritaire stoffen onder de
Kaderrichtlijn Water. Als deze stoffen op de prioritaire stoffen-lijst
komen met een vergelijkbare waterkwaliteitsnorm als de hier gebruikte
veilige concentratie, dan is het waarschijnlijk dat de formele EU-normen
op meerdere plaatsen in Nederland zullen worden overschreden.
In de documentatie over diclofenac voor de vorige prioritaire stoffenronde staan ook gegevens over doorvergiftiging. Hierbij gaat het om de
risico’s voor vogels die met diclofenac besmette vis eten. Wanneer dit
wordt meegenomen bij het vaststellen van de veilige concentratie, is het
21

De rapportagegrens is de concentratie van een stof in water die met de huidige analysetechnieken
betrouwbaar kan worden aangetoond

Pagina 41 van 92

RIVM &iefrapport 2016-0111

risico van diclofenac voor het milieu nog hoger. Opvallend is echter ook
dat naproxen, dat vaak gezien wordt als minder milieuschadelijk dan
diclofenac, ook een vrij hoog risicoquotiënt heeft (zie figuur 5 en 6).
Wanneer het gebruik van naproxen als alternatief voor diclofenac
toeneemt, is de kans groot dat voor naproxen ook gehaltes worden
gemeten die de veilige concentratie overschrijden. De andere vaak
gebruikte ontstekingsremmende pijnstiller, ibuprofen, is in 2014 vrijwel
niet in het water aangetroffen en komt dus niet in de figuur voor. Dit
komt waarschijnlijk vooral door een verandering van analysemethode,
waardoor de detectielimiet aanzienlijk hoger is geworden en ibuprofen
niet meer detecteerbaar aanwezig was. In andere jaren is ibuprofen,
met een lagere detectielimiet, wel geregeld aangetroffen.
Niet alle actieve stoffen die op de markt zijn (meer dan 2000), zijn

gemonitord. Van de beperkte groep stoffen die wél zijn gemonitord,
worden er ook veel gemeten, en blijkt ongeveer 10% een risico op te
leveren in effluent en/of oppervlaktewater. Vooral voor de kleinere
ontvangende wateren, waar het RWZI-effluent vrijwel niet verdund
wordt, is de concentratie in effluent bepalend voor de waterkwaliteit.
Van stoffen zoals ethinylestradiol, estradiol, metformine en fluoxetine is
bekend dat ze mogelijk ook effecten veroorzaken in het watermilieu.
Deze stoffen waren echter niet aanwezig in de doorzochte datasets en
worden in 3.3.3 apart besproken.
3.3.3

Speciale casus
Ethinylestradiol en estradiol
Ethinylestradiol en estradiol zijn hormonen (estradiol is tevens een
natuurlijk hormoon) die zijn opgenomen op de EU Watchlist). Deze
stoffen waren niet in de Watson database of het Waterkwaliteitsportaal
aanwezig. In 2010 heeft de RIWA naar ethinylestradiol gezocht in de
Rijn en de Maas, maar ethinylestradiol is toen niet aangetroffen boven
de detectielimiet van 500 ng/L (RIWA-Rijn, 2011). Ook Derksen (2012)
meldt een aantal metingen door verschillende organisaties waarbij de
gemeten gehaltes van ethinylestradiol altijd onder de detectielimiet
bleven. Deze detectielimieten zijn echter aanzienlijk hoger dan de in EU
verband voorgestelde veilige concentratie voor ethinylestradiol van
0,035 ng/L (European Commission, 2011b) en de in Nederland
beleidsmatig vastgestelde norm van 0,016 ng/L (Van Vlaardingen et al.,
2007). Het is dus onduidelijk of deze waterkwaliteitsnorm gehaald zou
zijn.
Tijdens het LOES project (Vethaak et al., 2002) is ethinylestradiol
gemeten in effluent, in concentraties beneden de detectielimiet
(0,3 ng/L) tot maximaal 2,6 ng/L. In wateren waar het effluent niet (of
nauwelijks) verdund wordt, zouden deze effluentconcentraties hebben
geleid tot overschrijding van de veilige concentratie. Tijdens het LOES
onderzoek zijn in Nederland hormoonverstorende effecten in brasems
aangetoond, maar konden die niet aan één specifieke stof worden
toegeschreven (Vethaak et al., 2002).
Omdat ethinylestradiol analytisch moeilijk aan te tonen is, wordt er ook
vaak voor gekozen om ‘ethinylestradiol-equivalenten’ (EEQ) te meten
door middel van de ER-CALUX methode. Derksen (2012) geeft hiervan
een overzicht. De estrogene activiteit werd gemeten in een range van
Pagina 42 van 92

R1VM Oiiappot 2016-0111

<0,05 ng/L EEQ en 85,5 ng/L EEQ voor effluent en <0,03 ngfL EEQ en
13,7 ng/L EEQ voor oppervlaktewater. Derksen (2012) merkt hierover
op dat hoewel het onbekend is welke stoffen predes voor dit effect
zorgen, de gemiddelde concentraties uitgedrukt als ethinylestradiol
equivalenten, duidelijk boven de waterkwaliteitsnorm voor
ethinylestradiol zijn. Effecten op waterorganismen zijn dan te
verwachten.
Metformine

Metformine wordt op vrijwel alle monitoringslocaties aangetroffen. Van
metformine (tegen diabetes) werd altijd gedacht dat het middel pas bij
hoge concentraties milieueffecten veroorzaakt. De voor metformine
beleidsmatige vastgestelde waterkwaliteitsnorm is ook relatief hoog
(780 pg/L) en gemeten concentraties blijven er ruim onder (zie 1.4.2 en
Moermond, 2014). Onlangs is een artikel verschenen waarin wordt
beschreven dat metformine al bij 40 pg/L seksuele veranderingen in
vissen veroorzaakt (Niemuth en Klaper, 2015). Omdat de studie minder
betrouwbaar is (er is o.a. maar één concentratie getest), is het echter
nog te prematuur om hier beleid op te maken. Er zijn signalen dat
andere onderzoeksgroepen plannen hebben om de studie te herhalen.
Als dit tot consistente resultaten leidt, zou een aanpassing van de norm
moeten worden overwogen. Dit zou dan op veel plaatsen tot
normoverschrijdingen leiden. Verder blijkt het atbraakproduct van
metforrnine, guanylurea, in het milieu zeer slecht af te breken. Van
guanylurea zijn geen ecotoxicologische gegevens bekend (Ter Laak en
Baken, 2014).
Fluoxetine

Fluoxetine is een antidepressivum. Recentelijk zijn in een
.
22
afstudeeronderzoek de effecten van dit geneesmiddel op een rij gezet
De effecten op waterorganismen zijn divers. De laagste betrouwbare ‘no
effect concentration’ (NOEC) voor groei is 0,81 pg/L, voor gedrag is dit
0,03 pg/L. Met een standaard veiligheidsfactor zou dat een veilige
concentratie van 81 ng/L respectievelijk 3 ng/L opleveren. Daarnaast
wordt in literatuur gesuggereerd dat fluoxetine de communicatie tussen
organismen kan verstoren (‘infochemical-effecten’; Van Donk et al.,
2016). Deze effecten zijn aangetoond bij concentraties van 25-30 ng/L.
Uit een review van Ford and Fong (2016) blijkt dat effecten soms al
binnen een paar minuten plaats kunnen vinden, zo kan een concentratie
van 300 ng/L fluoxetine al binnen een paar minuten zorgen voor
versneld zaad schieten bij mosselen.
In de onderzochte databases met meetgegevens is fluoxetine, de
werkzame stof in Prozac (geneesmiddel) en in Reconcile
(diergeneesmiddel voor honden), niet aanwezig. Dat komt doordat de
stof in 2014 (oppervlaktewater) en 2014/2015 (effluent) niet in de
analysepakketten zat. In 2010 is de stof door RIWA-Rijn echter wel
geanalyseerd en een aantal keren aangetroffen in concentraties tussen
4 ng/L en 750 ng/L (RIWA-Rijn, 2011). De stof paroxetine (werkzame
stof in Seroxat), die qua werking vergelijkbaar is met fluoxetine, is de
afgelopen jaren vaker in de analysepakketten van RIWA-Rijn en RIWA
22

G. Schelstraete, afstudeeronderzoek Open Universiteit 2016

Pagina 43 van 92

R1VM Briefrapport 2016-0111

Maas opgenomen, en aangetroffen met een maximale concentratie van
551 ng/L (RIWA-Maas, 2015). Het is te verwachten dat fluoxetine en
stoffen met een vergelijkbare werking elkaars effect kunnen versterken,
zoals aangetoond door Bisesi Jr et al. (2016).
Uit deze getallen blijkt dat fluoxetine (alleen of als mengsel met
middelen met een vergelijkbare werking) effecten zou kunnen
veroorzaken.
3.3.4

Zijn de voorspelde risico’s in het veld te zien?
Er zijn geen gegevens bekend van veldonderzoek waarin systematisch is
gezocht naar de effecten van geneesmiddelen op het waterecosysteem,
behalve het LOES onderzoek en het aanvullende onderzoek naar
oestrogene effecten (zie 3.2.2 en Vethaak et al., 2002 en Gerritsen et
al., 2003).
Geneesmiddelen komen nooit alléén voor, er komen vanuit het
huishoudelijk afvalwater altijd resten van meerdere geneesmiddelen en
andere verontreinigingen samen in het watersysteem terecht. Vaak
staan deze watersystemen vlakbij een rioolwaterzuivering ook onder
invloed van andere stressoren. Het is ook de vraag of het mogelijk is om
waarnemingen in het veld eenduidig aan een specifiek geneesmiddel te
koppelen, zeker wanneer het subtiele effecten zoals gedragsverandering
betreft. Dit geldt echter ook voor andere stoffen en stofgroepen, zoals
gewasbeschermingsmiddelen en industriële chemicaliën. Uit onderzoek
blijkt dat als er meerdere stoffen tegelijkertijd in verhoogde
concentraties in het veld aanwezig zijn, dit een toxische druk
veroorzaakt die zichtbaar wordt in een afname van het aantal macro
evertebraten (Posthuma en De Zwart, 2012). Daarbij spelen ook andere
factoren een rol, zoals is aangetoond in een onderzoek in de
Bollenstreek. Daar bleek dat een deel van de verschillen in de
soortensamenstelling van macro-evertebraten kan worden verklaard
door een combinatie van factoren, zoals temperatuur, nutriënten,
seizoensinvloeden en bestrijdingsmiddelen (leromina, 2015).
Wanneer duidelijk is dat een systeem stress ondervindt of niet voldoet
aan Europese eisen, kan de systematiek van de ‘Ecologische
Sleutelfactoren’ (STOWA, 2014) gebruikt worden om te kijken naar de
verschillende soorten stressoren waar een watersysteem mee te
kampen heeft. Dit heeft dan onder andere te maken met
voedselrijkdom, lichtinval, fysieke kenmerken, etc. Een aantal van deze
factoren zullen bepalender zijn voor de ecologische structuur van het
ecosysteem dan de aanwezige geneesmiddelresten. De aanwezigheid
van geneesmiddelresten kan echter, soms samen met andere
stressoren, zorgen voor een verstoord voedselweb wanneer de
voortplanting of het overleven van sommige organismen wordt
beïnvloed of ze veranderd gedrag laten zien. Het is aannemelijk dat de
aanwezigheid van geneesmiddelen het herstel van een systeem kan
beïnvloeden wanneer andere stress-factoren (zoals inrichting en
nutriënten) wel op orde zijn.
23

23

http ://watermozaiek.stowa.nh/SIeuteIf’actoren/ESF_m8_Toxiciteit.aspx

Pagina 44 van 92

RWM &iefrapport 2016-0111

3.4

Is er een specifieke risîcobeoordeling voor geneesmiddelen?
Bij de registratie van (dier)geneesmiddelen wordt het risico voor het

milieu beoordeeld. Daarvoor wordt een generieke methode gebruikt,
waarbij testen worden ingezet die ook gebruikt worden voor andere
stofgroepen. Hierdoor is het niet zeker of alle relevante effecten worden
beoordeeld. Dit komt enerzijds omdat niet altijd duidelijk is welke
effecten specifiek werkende geneesmiddelen op biota zouden kunnen
hebben. Anderzijds kunnen niet alle relevante effecten met de
bestaande testen gemeten worden.
3.4.1

Toelatingsbeoordeling van ecotoxicologische effecten
De toelatingsbeoordeling van geneesmiddelen wordt uitgevoerd volgens
Europees afgesproken guidance documenten (EMEA (2006) voor
humane geneesmiddelen en EMEA (2000), EMEA (2005) en EMEA
(2008) voor diergeneesmiddelen). Hierbij wordt voor de bepaling van de
ecotoxiciteit in eerste instantie gebruik gemaakt van een basisset van
testen met waterorganismen: algen, watervlooien en vissen. Met deze
toxiciteitsgegevens wordt een veilige concentratie afgeleid, die wordt
vergeleken met een geschatte concentratie in het milieu. Deze geschatte
concentratie hangt af van het gebruik en de fysisch-chemische
eigenschappen van het geneesmiddel.
De risicobeoordeling van humane geneesmiddelen is gericht op een
continue blootstelling. De emissies van humane geneesmiddelen vanuit
de RWZI zijn continu, en daarom kunnen ook stoffen die relatief snel
afbreken toch continu in het water aanwezig zijn. Deze continue
blootstelling wordt dan ook getoetst aan langdurige ecotoxiciteitstesten.
Diergeneesmiddelen kunnen wel met kortdurende pieken in het water
komen (afspoeling tijdens regenbuien). Daarom worden voor
diergeneesmiddelen wel in eerste instantie kortdurende
ecotoxiciteitstesten uitgevoerd. Wanneer deze in de beoordeling een
risico laten zien, dan worden daarna ook langdurigere testen uitgevoerd.
In eerste instantie vindt de risicobeoordeling plaats voor het
compartiment waarin de geneesmiddelen in het milieu terecht komen:
water voor humane geneesmiddelen en bodem/mest voor
diergeneesmiddelen. Afhankelijk van het milieugedrag van het middel
kan het ook nodig zijn om de risico’s voor andere compartimenten, zoals
sediment en grondwater, te beoordelen.
De risicobeoordeling voor het waterecosysteem is gericht op het
beschermen van populaties. De standaard ecotoxiciteitstesten kijken
dan ook naar effecten die relevant zijn voor het instandhouden van
populaties, namelijk overleving, groei en voortplanting. De vraag is
echter of er met betrekking tot geneesmiddelen niet te beperkt wordt
gekeken, zowel wat betreft de tijd waarover een organisme wordt
gevolgd als het type effect waar naar wordt gekeken.

3.4.2

Specifieke werkingsmechanismes
Gewasbeschermingsmiddelen en biociden worden specifiek gemaakt om
bepaalde plaagorganismen te bestrijden. Het ‘voordeel’ hiervan is dat de
gevoeligheid van het plaagorganisme ook informatie geeft welke
Pagina 45 van 92

RIVN Uhehappot 2016-0111

verwante niet-doelwitorganismen gevoelig kunnen zijn. Op basis van het
werkingsmechanisme kunnen dan gevoelige testsoorten worden
geselecteerd en die de risico’s voor het ecosysteem beter voorspellen
dan de standaardsoorten alleen. De datavereisten voor
onkruidverdelgers en insecticiden zijn een paar jaar geleden uitgebreid
met deze gevoelige soorten.
Bij (dier)geneesmiddelen die gebruikt worden tegen bacteriën,
parasieten of vlooien, is ook enigszins te voorspellen welke
waterorganismen gevoelig zouden kunnen zijn. Voor middelen tegen
andere ziekten is het verband tussen de werking in het ‘doelorganisme’
en de potentieel gevoelige soorten in het ecosysteem niet duidelijk. Ook
al is de werking van een geneesmiddel specifiek in de zin dat het een
bepaalde ziekte bestrijdt, het onderliggende werkingsmechanisme is
vaak zeer divers. De receptoren die zorgen voor de werking van een
geneesmiddel in de mens, zijn vaak niet in waterorgariismen aanwezig.
Deze organismen kunnen echter andere receptoren hebben die
beïnvloed worden door geneesmiddelen, met onverwachte effecten tot
gevolg.
Een indeling in verschillende categorieën op basis van een vergelijkbare
werking is daarom lastiger voor geneesmiddelen dan voor biociden en
gewasbeschermingsmiddelen. Dit zou ervoor pleiten om indien nodig
een bredere set aan testorganismen en testeindpunten (bijvoorbeeld
gedrag) in de risicobeoordeling mee te nemen. Binnen het IMI IpIE
project?a, gefinancierd door de Europese Commissie en de
farmaceutische industrie, wordt momenteel onderzoek gedaan naar de
manier waarop het werkingsmechanisme van geneesmiddelen meer
handvatten kan bieden voor de keuze van testorganismen. Hierbij kijkt
men onder andere naar de receptoren in het menselijk lichaam, en
welke organismen over vergelijkbare receptoren beschikken.
Bij langdurige testen wordt bij ongewervelde dieren zoals watervlooien
of insecten een bijna volledige levenscyclus gevolgd vanaf het moment
dat het dier net is uitgekomen tot de volgende generatie. Er wordt dan
gekeken naar groei, voortplanting en sterfte. De standaard hiervoor
gebruikte vissentesten wordt meestal gestart met pas bevruchte eieren,
waarop de ontwikkeling wordt gevolgd totdat de jonge vis zelf gaat
zwemmen. Deze test neemt echter niet alle mogelijke reproductie
effecten mee.
Zeker voor geneesmiddelen waarvan bekend is, of wordt vermoed, dat
ze hormoonverstorend werken, is informatie uit multigeneratietesten
nodig om een goede inschatting te maken van de effecten. Er zijn
studies waaruit blijkt dat de effecten van stoffen toenemen in
opeenvolgende generaties. Dit hoeft niet per se te wijzen op een
verstoring van de hormoonhuishouding, het kan ook zijn dat een slechte
conditie van de oudergeneratie tot minder vitale nakomelingen leidt.

?4

www.i-pieorg

Pagina 46 van 92

RIVM Briefrappoit 2016-0111

34.3

Gedrag
Effecten op gedrag worden niet meegenomen in de standaard
ecotoxiciteitstesten, terwijl het van een aantal gedragsparameters
aannemelijk is dat ze van invloed zijn op het functioneren van populaties
en ecosysteem. Veranderd zwemgedrag kan ervoor zorgen dat dieren
makkelijker worden gevangen door hun predator. Als dieren minder
goed in staat zijn om voedsel te vinden en op te nemen, beïnvloedt dit
hun groei en voortplanting. Dit soort effecten zijn niet alleen aangetoond
bij geneesmiddelen, maar ook bij bestrijdingsmiddelen, metalen en
allerlei andere stoffen. Postma en Keijzers (2014) concluderen dat voor
vissen en kreeftachtigen de ecologische relevantie van effecten op
beweging en voedingsgedrag voldoende aannemelijk is. Het is niet altijd
zo dat deze effecten altijd bij lagere concentraties optreden dan de
‘traditionele’ effecten. Wel zijn de gevoelige soorten voor dit soort
effecten vaak andere soorten dan de soorten uit de standaard
ecotoxiciteitstesten. Voor sommige geneesmiddelen, zoals
antidepressiva, zijn deze effecten zeer relevant en zijn de veilige
concentraties lager dan wanneer alleen standaardtesten gebruikt worden
om deze te bepalen.
Effecten op gedrag zijn vaak sneller zichtbaar dan die op groei en
voortplanting. Hierdoor leveren gedragsstudies waardevolle informatie
over potentieel gevoelige soorten en/of soorten waarvoor geen
standaard langetermijnstudies beschikbaar zijn. Vooral bij
geneesmiddelen die specifiek werken op het bewustzijn en gedrag
(angstremmers en rustgevende middelen) ligt het voor de hand om dit
soort effecten mee te wegen in de risicobeoordeling.

3.5

Wat is het effect van mengseitoxiciteit?

De blootstelling aan mengsels van stoffen die in het milieu voorkomen,
is relevant voor zowel het milieu als de volksgezondheid. De
risicobeoordeling vindt momenteel plaats op basis van individuele
stoffen. Gecombineerde blootstelling aan een mengsel van stoffen kan
grotere negatieve effecten veroorzaken, zeker als deze stoffen een
vergelijkbare werking hebben.
Stoffen in mengsels kunnen samen een groter effect veroorzaken als ze
een gelijke werking op het organisme hebben. Stoffen met een
verschillend werkingsmechanisme zorgen vaak voor verschillende
soorten effecten. Deze effecten kunnen elkaar in sommige gevallen
versterken, maar meestal leidt het niet tot een onevenredig groter effect
als stoffen met een verschillend werkingsmechanisme samen voorkomen
(Backhaus et al., 2011 en 2016). Het RIVM heeft een methode
ontwikkeld om de effecten van mengsels te kwantificeren (De Zwart en
Posthuma, 2005). Deze methode berekent op basis van de verdeling van
de gevoeligheid van meerdere soorten voor de betreffende stoffen, welk
deel van de soorten een effect ondervindt als gevolg van de blootstelling
aan een mengsel van stoffen. Voor deze berekeningen zijn echter wel
voldoende gegevens nodig over de aanwezigheid en ecotoxiciteit van
stoffen. Zoals eerder aangegeven zijn deze gegevens voor
geneesmiddelen maar beperkt aanwezig. Ook zouden van de
verschillende groepen geneesmiddelen met hetzelfde
Pagina 47 van 92

RIVN &iefrappot 2016-0111

werkingsmechanisme de risicoquotiënten bij elkaar opgeteld kunnen
worden om een indicatie van het totale risico te krijgen (Gregono et al.,
2013).
In een onderzoek met 9 geneesmiddelen in een microcosm (water,
sediment, invertebraten, slakken, waterplant) vonden Roessink et al.
(2012) dat bij milieurelevante concentraties geen negatieve effecten op
populatiedichtheden optraden. Wanneer de microcosm aan het effluent
werd blootgesteld, namen populatiedichtheden zelfs toe, waarschijnlijk
vanwege de voedselrijkdom van het effluent.
Een andere manier om met mengseltoxiciteit om te gaan is om het
water te meten met verschillende soorten bioassays, waarbij het
geobserveerde effect veroorzaakt wordt door het totaal aantal
aanwezige stoffen. Een voorbeeld hiervan is de CALUX essay, die
hormoonverstoring meet.

Pagina 48 van 92

RIVI Wapçot 20i6-O111

4

Geneesmiddelen in drinkwater en drinkwaterbronnen

4.1

Is drinkwater veilig?

Het drinkwater in Nederland voldoet aan de kwaliteitseisen die er zijn
gesteld door de wetgever. Het Nederlandse kraanwater behoort tot ‘de
top’ van de wereld mede doordat het intensief wordt gezuiverd.
Desondanks kan het drinkwater restanten van chemische stoffen
bevatten, zoals geneesmiddelen en hun afbraakproducten. De
analysemethodes worden steeds nauwkeuriger. Hierdoor kan de
aanwezigheid van geneesmiddelen en andere stoffen in steeds lagere
gehaltes aangetoond worden. De concentratie van deze stoffen is
momenteel echter zo laag dat het drinkwater veilig is.
4.1.1

Normen, richtlijnen voor de kwaliteit van drinkwaterbronnen
De Kaderrichtlijn Water (KRW) is in het jaar 2000 van kracht geworden
en beoogt een ‘goede toestand’ voor oppervlaktewater en voor
grondwater.
Artikel 7.2 van de KRW stelt dat de lidstaten de ecologische en
chemische doelstellingen zodanig moeten behalen dat drinkwater kan
worden bereid dat voldoet aan de eisen uit de Dnnkwaterrichtlijn. Artikel
7.3 schrijft voor dat de waterkwaliteit (zowel van oppervlaktewater als
van grondwater) niet achteruit mag gaan en zodanig moet verbeteren
dat de zuivenngsinspanning voor de bereiding van drinkwater
gaandeweg kan worden verminderd. Geen achteruitgang is daarbij als
resultaatverplichting opgenomen, verbetering van de kwaliteit als
inspanningsverplichting. Met het oog op een preventieve bescherming
van de natuurlijke hulpbronnen en de algemeen gedeelde
veronderstelling dat drinkwater schoon dient te zijn, is het namelijk van
belang dat het water dat voor de drinkwaterbereiding gebruikt wordt
van zichzelf al zo goed van kwaliteit is dat volstaan kan worden met een
zo natuurlijk mogelijke zuivering.

4.1.2

Kwaliteit van de bronnen van drinkwater m.b.t. geneesmiddelen
In Nederland wordt circa 40°h van het drinkwater bereid uit
oppervlaktewater en circa 60% uit grondwater (inclusief oeverinfiltratie).
Verschillende geneesmiddelen worden in het Nederlandse
oppervlaktewater boven de signaleringswaarde van 1,0 pg/L
aangetroffen. De concentraties van geneesmiddelen in grondwater zijn
over het algemeen lager dan in oppervlaktewater, vaak in de
nanogrammen per liter range. In ondiep grondwater (tien meter diep)
worden soms concentraties boven de 0,1 ug/L aangetroffen, zoals bleek
uit metingen in Utrecht (Vissers en van Genderen, 2016; zie paragraaf
1.4.2).
Om organische microverontreinigingen, waaronder geneesmiddelen, uit
de bronnen van het drinkwater te verwijderen, zetten
drinkwaterbedrijven steeds vaker geavanceerde zuiveringstechnieken in.
Dunea bouwt momenteel op de voorzuivering Bergambacht
(drinkwaterbron Afgedamde Maas) een zuiveringsinstallatie bestaande
Pagina 49 van 92

RJVM Briefrapport 2016-0111

, omdat de huidige
0
2
uit een combinatie van lage druk UV, ozon en H
voorzuivenng voor de toekomst onvoldoende is om de verwachte
toenemende concentraties organische microverontreinigingen te
verwijderen.
De trend dat drinkwaterbedrijven geavanceerdere
zuiveringsmaatregelen inzetten, is in tegenstelling met het streven in de
KRW om het niveau van zuivering te verlagen.
4.1.3

Normen voor drinkwater

Er bestaan geen wettelijke normen voor geneesmiddelen in drinkwater
of drinkwaterbronnen. Geneesmiddelen vallen onder de zogenaamde
emerging contamînants, ofwel ‘nieuwe’ verontreinigende stoffen. Voor
dergelijke stoffen is in het Drinkwaterbesluit en de Drinkwaterregeling
een signaleringswaarde van 1 ig/L opgenomen, als vangnet om in te
kunnen spelen op nieuwe, antropogene verontreinigende stoffen die in
het watermilieu terecht kunnen komen. Wanneer deze
signaleringswaarde wordt overschreden is er niet per definitie een risico
voor de volksgezondheid, maar moet er nader onderzoek plaatsvinden.
Deze waarde geldt voor zowel de bronnen van drinkwater als het daaruit
geproduceerde drinkwater.
In het Protocol monitoring en toetsing dnnkwaterbronnen KRW, wat de
wijze beschrijft waarop de monitoring en toetsing van de bronnen van
drinkwater dient plaats te vinden, wordt voor de hoogte van de
signaleringswaarden voor nieuwe verontreinigende stoffen uitgegaan
van 0,1 ig/L. Deze waarde is lager dan de signaleringswaarde in het
Drinkwaterbesluit en Drinkwaterregeling. De reden hiervoor is om vanuit
het voorzorgsbeginsel toenemende concentraties in de bronnen voor
drinkwater tijdig te signaleren. Deze waarde is gebaseerd op de
streefwaarden uit het Europese Rivierenmemorandum (ERM), die
internationaal als referentie voor eenvoudige zuivering wordt gebruikt
door de drinkwatersector.
Concentraties van geneesmiddelen in oppervlaktewater, dat ook wordt
gebruikt als bron voor drinkwater, overschrijden deze
signaleringswaarden regelmatig (zie 1.4.1).
Als aanvulling op de signaleringwaarde kan voor individuele
geneesmiddelen nauwkeuriger beoordeeld worden of blootstelling aan
deze stoffen effecten op de volksgezondheid heeft. Bij het uitvoeren van
een dergelijke beoordeling gebaseerd op mogelijke risico’s wordt een
zogenaamde voorlopige gezondheidskundige grenswaarde voor
drinkwater afgeleid. Idealiter gebeurt dat met behulp van
toxiciteitsgegevens, maar vanwege een gebrek aan deze gegevens
wordt vaak uitgegaan van de laagst voorgeschreven dosis met een
veiligheidsfactor (Versteegh et al., 2007). Wanneer de gemeten
concentratie in drinkwater onder deze voorlopige gezondheidskundige
grenswaarde blijft, zijn er geen effecten op de gezondheid te
verwachten. Is de concentratie hoger, dan is aanvullend onderzoek aan
te raden. Dergelijke grenswaarden zijn voor enkele tientallen
geneesmiddelen bepaald. Ze liggen tussen de 1 pg/L voor de
bètablokker bisoprolol en 415 mg/L voor het joodhoudende
röntgencontrastmiddel iopamidol (Versteegh et al., 2003 & 2007;
Pagina 50 van 92

RIVN &iefrapport 2016-0111

Schriks et al., 2010; van der Aa et al., 2011; De Jongh et al., 2012).
Deze onderzoeken laten zien dat er een ruime marge bestaat tussen de
afgeleide voorlopige gezondheidskundige grenswaarden en de
concentraties van de gemeten en aangetroffen geneesmiddelen in
drinkwater. Aangezien het afleiden van een voorlopige
gezondheidskundige grenswaarde een intensieve klus is en er
regelmatig nieuwe geneesmiddelen worden toegelaten, is de afleiding
van zo een grenswaarde momenteel slechts voor een beperkt aantal van
de circa 2000 toegelaten geneesmiddelen gedaan.
4.1.4

Geneesmiddelen in drinkwater
Wereldwijd zijn tussen de 15 en 25 geneesmiddelen in drinkwater
gedetecteerd. In bronnen van drinkwater zijn dit er meer (WHO, 2012).
Algemeen is er echter weinig bekend over de aanwezigheid van resten
van geneesmiddelen in drinkwater aangezien er vrijwel geen landen zijn
met een monitoringsprogramma voor het bepalen van geneesmiddelen
in drinkwater vanwege hoge kosten en het ontbreken van de benodigde
laboratoriuminfrastructuur.
Geneesmiddelen worden soms in het Nederlandse drinkwater
aangetroffen. Door Versteegh et al. (2007) werden 15 van de 22
onderzochte geneesmiddelen één of meerdere keren in het drinkwater
25 tussen 10 en 57 ng/l. Salicylzuur
aangetoond. Het betrof concentraties
(122 ng/l) en clofibrinezuur (136 ng/l) werden eenmalig in hogere
concentraties in het reinwater aangetoond.
Tabel 2 geeft een overzicht van de concentraties van enkele
veelgebruikte geneesmiddelen in Nederlands drinkwater, gerapporteerd
door Ter Laak et al. (2015). De hoogst gemeten concentratie is hier
90 ng/l.
Tabel 2. Concentraties van een selectie van geneesmiddelen in drinkwater in
Nederland (Ter Laak et al., 2015).

Geneesmiddel
Carbamazepine (anti-epilepticum)
Metoprolol (betablokker)
Diclofenac (ontstekingsremmer, pijnstiller)
Sulfamethoxazol (antibioticum)
Metformine (antidiabetes)
Diatrizoate (röntgencontrastmiddel)

Concentratie in
drinkwater (pg/l)
0,025
< 0,01
< 0,006
0,026
< 0,01
0,018
0,025
< 0,01
< 0,05
< 0,01
0,09
—

—

—

—

—

De gemeten concentraties van geneesmiddelen in drinkwater liggen
vaak tegen de huidige detectielimiet aan (ng/l range). Als de analytische
methodes nauwkeuriger worden, zullen vaker lage concentraties van
geneesmiddelen aangetoond worden. Dat betekent echter niet dat de
feitelijke situatie anders wordt dan op dit moment het geval is.

25

De LOD van de methode was 10 ng/I. De LOQ was in deze verkennende studie niet vastgesteld. De
meetwaarden worden daarom hier niet gezien als harde getallen, maar als een indicator voor de aanwezigheid
van de resten.

Pagina 51 van 92

R1V iefrappot 2016-0111

Van der Hoek (2012) geeft aan dat in Europa circa 25% van het
drinkwater wordt bereid uit oppervlaktewater, deels zonder zuivering en
deels met een conventionele, niet-geavanceerde zuivering. Het risico
bestaat dat daar geneesmiddelen en andere microverontreinigingen niet
verwijderd worden in de zuivering. Dit speelt vooral bij kleine,
/dag produceren en die
3
eenvoudige installaties die minder dan 1.000 m
10% van de inwoners van de EU-lidstaten van drinkwater voorzien. Over
de veiligheid en robuustheid van die installaties is weinig bekend. In
Nederland wordt bij de bereiding van drinkwater uit oppervlaktewater
bewust veelvuldig gebruik gemaakt van geavanceerde, relatief grote
zuivenngsinstallaties (Van der Hoek, 2012). Dit is nodig omdat in met
name oppervlaktewater de kans bestaat dat er te hoge concentraties
organische microverontreinigingen, waaronder geneesmiddelen,
aanwezig zijn.
4.L5

Kwaliteitsborging van drinkwater
Drinkwater moet voldoen aan de kwaliteitseisen uit het
Drinkwaterbesluit. Hierin worden verschillende normen onderscheiden,
zoals gezondheidskundige, geur- en smaak-, bedrijfstechnische en
voorzorgsnormen. Drinkwaterbedrijven voeren wettelijk verplichte
meetprogramma’s uit om de drinkwaterkwaliteit en de gebruikte
bronnen te controleren. De jaarrapportages laten zien dat de
drinkwaterbedrijven de wettelijke voorschriften voor de controle van het
drinkwater goed naleven en dat het drinkwater in Nederland voldoet aan
de gestelde kwaliteitsnormen. Normoverschrijdingen in drinkwater zijn
incidenteel van karakter.
De drinkwaterbedrijven houden in de gaten welke stoffen er in het
grond- en oppervlaktewater zitten bij innamepunten voor drinkwater.
Nederlandse drinkwaterbedrijven verwijderen het overgrote deel van
geneesmiddelen en andere microverontrei nigingen uit het drinkwater.
Drinkwater bevat nog slechts sporen van deze stoffen. Hiervoor worden
geavanceerde zuiveringstechnieken gebruikt, zoals ozon en/of actief
kool, UV-desinfectie en UV-peroxidebehandeling; zie 4.2 en bijlage 1. Is
de concentratie van een stof in een drinkwaterbron ontoelaatbaar hoog,
dan wordt de inname van water gestopt.

4.2

Hoe effectief is de drinkwaterzuivering’
De drinkwaterzuivering is in staat de concentraties van geneesmiddelen
in drinkwater aanmerkelijk te verlagen. Dit betekent echter niet dat alle
geneesmiddelen volledig worden verwijderd. De fysisch-chemische
eigenschappen van de stoffen spelen hierbij een belangrijke rol. Een
drinkwaterzuivering die bestaat uit een combinatie van technieken levert
de hoogste verwijdering van geneesmiddelen op. Voor de zuivering van
oppervlaktewater wordt zo’n gecombineerde zuivering al toegepast. Bij
grondwaterzuivering is dit meestal niet nodig.
Door te kiezen voor schone bronnen en door het gebruik van
hoogwaardiger drinkwaterzuiveringen (‘multi barrier’-principe) zijn de
Nederlandse drinkwaterbedrijven in staat om drinkwater te leveren dat
aan alle kwaliteitseisen voldoet. Onlangs bleek uit een publicatie in

Pagina 52 van 92

RJVM &ieftapport 2016-0111

Science dat het Nederlandse drinkwater dankzij deze aanpak zonder
chloren tot het beste van de wereld behoort (Rosano-Ortiz et al, 2016).
Geneesmiddelen zijn vaak goed wateroplosbaar en daardoor lastig uit
water te verwijderen. Met een eenvoudige zuivering bestaande uit
beluchtings- en flitratiestappen die voor grondwater vaak volstaat,
worden geneesmiddelen nauwelijks of niet verwijderd. Voor de zuivering
van oppervlaktewater worden meerdere technieken gebruikt die
microverontreinigingen (deels) kunnen verwijderen. Het gaat hier om
actief koolfiltratie, geavanceerde oxidatie en membraanfiltratie. Het
rendement van deze technieken verschilt per stof.
De verwijdering met actief kool is voor de meeste stoffen > 80%. Zeer
polaire en geladen stoffen, waaronder ook sommige geneesmiddelen,
worden echter in mindere mate met deze techniek verwijderd. Daarom
wordt het gebruik van nieuwe sorptiematerialen onderzocht (de Graaff
et al., 2011; Bauerlein et al., 2012).
Bij nanoflltratie en omgekeerde osmose worden grotere en negatief
geladen moleculen meestal het beste tegengehouden. Het
verwijderingsrendement van nanofiltratie wordt geschat op 75%-85%
(Verliefde, 2008). Deze techniek heeft een lager rendement voor kleine,
neutrale organische moleculen (Derksen en Ter Laak, 2013).
Experimenten gericht op de verwijdering van geneesmiddelen met
behulp van nanoflltratie en actief koolfiltratie op pilot plantniveau
hebben voor een aantal geneesmiddelen, waaronder carbamazepine,
aangetoond dat de verwijdering door deze combinatie van technieken 99
of >99% is (Heijman et al., 2006).
De verwijderingsefficiëntie van geneesmiddelen door UV/peroxide
oxidatie is onderzocht door Hofman-Caris en Beerendonk (2011) en
Wols en Hofman-Caris (2012). In deze studies is bewust een set van
enkele tientallen geneesmiddelen geselecteerd met een breed scala aan
fysisch-chemische eigenschappen (Ter Laak et al., 2011). Oxidatieve
technieken zoals UV/peroxide leiden bij een juiste dosis tot >70%
verwijdering voor de meeste geneesmiddelen. Er kunnen dan echter ook
reactieve afbraakproducten ontstaan. Verder is bekend dat sommige
stoffen veel slechter worden verwijderd (Derksen en Ter Laak, 2013).
Recentelijk is bij pompstation Heel van Waterleidingmaatschappij
Limburg onderzoek gedaan in een proefinstallatie naar de verwijdering
van 40 geneesmiddelen door middel van UV/waterstofperoxide oxidatie.
De meeste stoffen werden voor meer dan 90°h omgezet (Hofman-Caris
et al., 2016).
Een drinkwaterzuivering bestaand uit een combinatie van oxidatie (ozon,
hoge dosis UV-straling of combinatie UV/waterstofperoxide) met
adsorptie (actiefkoolfiltratie) lijkt de hoogste verwijdering van
geneesmiddelen op te leveren (Versteegh et al., 2007). In dit proces
gevormde afbraakproducten, die mogelijk giftig zijn, worden in het actief
koolfiltratieproces weer afgevangen.

Pagina 53 van 92

RIW e(iappoit 2016-0111

4.3

Hoe zit het met mengseltoxiciteit in drinkwater en met nieuwe
stoffen?

De restanten van geneesmiddelen die momenteel aangetroffen worden
zijn zodanig laag dat er geen effecten op de gezondheid verwacht
worden, ook als met mengseltoxiciteit rekening wordt gehouden. Er is
een ruime marge tussen gemeten of geschatte blootstelling aan stoffen
en de veilige concentraties. Daardoor is de onzekerheid rondom
mengseltoxiciteit klein. De bekende onzekerheden in de schattingen zijn
klein, vergeleken met de ruime marge tussen gemeten of geschatte
blootstelling en veilige concentraties. Ook voor andere stoffen is de
conclusie dat er geen gezondheidsrisico’s optreden door consumptie van
Nederlands drinkwater, maar behoeft de aanwezigheid in
dnnkwaterbronnen wel aandacht. Om tijdig op nu nog onbekende
risico’s in te spelen, is continue aandacht nodig voor de mogelijke
introductie van nieuwe stoffen (geneesmiddel of anders). Ook andere
veranderingen die drinkwaterbronnen beïnvloeden, zoals fluctuerende
afvoer in rivieren vanwege klimaatverandering, vereisen een continue
aandacht.
4.3.1

Nieuwe stoffen en onzekere risico’s

Op basis van de huidige wetenschappelijke inzichten zijn er geen
effecten op de gezondheid te verwachten van in het drinkwater
aangetroffen restanten van geneesmiddelen. Dit geldt ook voor de
afbraakproducten van geneesmiddelen. Er bestaat een ruime marge
(ordes van grootte) tussen de in het drinkwater aangetroffen
concentraties en gezond heidskundige grenswaarden, zelfs als rekening
wordt gehouden met mogelijke stapeling van toxicologische effecten
(Van der Aa et al., 2012; De Jongh et al., 2012; Houtman et al., 2014;
Schriks et al., 2010).
Wetenschappelijke inzichten kunnen echter veranderen. Bovendien
komen er voortdurend nieuwe stoffen, waaronder geneesmiddelen, op
de markt. De effecten van deze stoffen op de humane gezondheid zijn
niet altijd duidelijk. Ook de mengseltoxiciteit van deze stoffen samen
met geneesmiddelen blijft een punt van aandacht, zowel in de
wetenschap als in het beleid.
Bij het bepalen van veilige concentraties voor drinkwaterconsumptie,
wordt ervan uitgegaan dat de Acceptable Daily Intake (ADI) via
verschillende blootstellingsroutes kan worden gevuld. De blootstelling
via drinkwater mag voor maximaal 10-20% bijdragen aan de ADI (Ans
Versteegh, RIVM, persoonlijke mededeling). Voor geneesmiddelen is de
mogelijke bijdrage van de andere blootstellingsroutes onzeker. Mudgal
et al. (2013) concluderen in hun review voor de Europese Commissie
dat de bijdrage via planten waarschijnlijk maar een zeer klein deel van
de ADI is. Opname via vlees van gebruikte diergeneesmiddelen wordt
wettelijk gereguleerd via ‘maximum residue limits’ en is dus ook
beneden de ADI. Echter, de grootte van de opname via vlees en vis
doordat de dieren via het milieu zijn blootgesteld aan geneesmiddelen is
onduidelijk en risico’s via deze route zijn dus onzeker (Mudgal et al.,
2013). Prosser en Sibley (2015) concluderen in hun review dat een
mengsel van geneesmiddelen en cosmetica-resten in planten die zijn
Pagina 54 van 92

R1V4 &iappot 2O16O111

blootgesteld aan mest, afvalwater of zuiveringsslib, mogelijk een risico
voor de gezondheid kan vormen. Omdat hun schatting omgeven was
met veel onzekerheden pleiten zij voor meer onderzoek om dit beter te
kunnen kwantificeren.

Pharmaceuticals present in the environment

1

—

Uptake af phamia
ceuticals from lood
(leaf crops, root crops,
hsherie products,
nat , dairy products
used as food)

r

1’

Pharmaceuticals in
drinking water as a
result of discharge
to surface waters
of treated and
untreated waste
water

Pharmaceu
ticais in soil
M)d water
consumed
accldentafly.
e.g. chikiren
eating soli,
water swal
lowed duiing
open water
swimmlng

HUMAN EXPOSURE

Figuur 7. Mogelijke blootstellingsroutes aan geneesmiddelen. Uit Mudgal et aL,
2013.
4.3.2

Mengseltoxiciteit

Met betrekking tot drinkwater heeft het RIVM onderzocht of er eventuele
gezondheidseffecten zijn te verwachten vanwege mengseltoxiciteit (Van
der Aa et al. 2012). Hierbij bleek dat de aangetroffen concentraties van
geneesmiddelen en andere organische microverontreinigingen in
(bronnen van) drinkwater substantieel lager zijn dan de
gezondheidskundige risiconormen, ook wanneer de effecten van de
individuele middelen worden opgeteld. Bij de twaalf meegenomen
drinkwaterpompstations in het onderzoek zijn per pompstation twee tot
negen individuele microverontreinigingen aangetroffen, waaronder twee
geneesmiddelen (metoprolol en carbamazepine) en drie
röntgencontrastmiddelen (am idotrizoïnezuur, jopamidol, jomeprol). Voor
de individuele stoffen zijn de hazard indices (verhouding tussen
blootstelling en toxicologische norm) klein tot zeer klein ( 0,02). Voor
geen van de locaties werd een aanwijzing gegeven voor
mengseltoxiciteitsrisico: de som van individuele hazard indices bedroeg
maximaal 0,03. Dit is ruim onder de als veilig beschouwde grens van 1.
Het aantal gemeten individuele stoffen boven de detectielimiet waarop
de berekening is gebaseerd is echter beperkt: twee tot negen per
winning. De concentraties van de overige stoffen per winning (meer dan
100) bevonden zich onder de detectielimiet. Daarom werd aanbevolen
een dergelijke analyse te herhalen op basis van een grotere dataset met
recente drinkwateranalyses.
Ook De Jongh et al. (2012) en Houtman et al. (2014) kwamen tot
dezelfde conclusie op basis van onderzoek waarbij rekening is gehouden
met mogelijke stapeling van toxicologische effecten van de aangetoonde
geneesmiddelen en omzeuingsproducten. Schriks et al. (2010)
concluderen dat vanuit toxicologisch oogpunt de aanwezige
Pagina 55 van 92

RIVM &ietrapport 2016-0111

geneesmiddelen in drinkwater, waaronder gejodeerde
röntgencontrastmiddelen, zoals amidotnzoînezuur, iopamidol, iohexol en
iopromide, geen directe zorg voor de volksgezondheid zijn. Toch blijft
nader begrip van mengselinteracties tussen stoffen belangrijk voor het
ontwikkelen en verbeteren van toekomstige gezondheidskundige
grenswaarden, zoals ook Derksen en Ter Laak (2013) opmerken.
4.4

Hoe reageren consumenten op de aanwezigheid van
geneesmiddelen in drinkwater?
Consumentenvertrouwen is niet alleen afhankelijk van de werkelijke
kwaliteit van het drinkwater. Het wordt ook beïnvloed door de perceptie
hiervan. In Nederland en de rest van Europa is de perceptie van de
kwaliteit en veiligheid van het drinkwater over het algemeen positief. De
bekendheid met de aanwezigheid van medicijnresten in het drinkwater
is beperkt. Toch is er ook bezorgdheid over de kwaliteit van
(dnnk)water. Consumenten beschouwen verontreinigingen als een reële
bedreiging voor de waterkwaliteit en zij hebben negatieve associaties
met chemische verontreinigingen in drinkwater. Dit komt door de
kunstmatige aard van de verontreinigingen, de wetenschappelijke
onzekerheid over hun mogelijke gezondheidseffecten, de geringe
bekendheid van consumenten met deze stoffen en hoe vaak ze
voorkomen in (drink)water en berichten in de media.
Er zijn ook factoren die juist een positieve invloed op de risicoperceptie
hebben: vertrouwen in het drinkwaterbedrijf, waterbehandeli ng,
regelgeving en transparante informatie over de kwaliteit van drinkwater
en drinkwaterbronnen.
De risicoperceptie van burgers met betrekking tot de aanwezigheid van
geneesmiddelen in drinkwater kan tot volstrekt andere conclusies leiden
dan een risicobeoordeling zoals deze door experts wordt uitgevoerd.
Voor milieugezondheidsrisico’s geldt dat risicoperceptie niet alleen een
verband heeft met kenmerken van het risico, maar ook met
persoonskenmerken (bijvoorbeeld met leeftijd, sekse, opleidingsniveau,
sociaaleconomische status). Onderzoek naar het effect van de
kenmerken van risico’s op de beoordeling ervan, laat zien dat meespeelt
in hoeverre het risico bekend, zichtbaar, direct of nieuw is (de known
factor). Daarnaast speelt mee of er dreiging van een risico uit gaat, er
controle mogelijk is, de gevolgen ernstig zijn, het risico vrijwillig is en de
kans op het risico gelijk verdeeld is (de dread-factor).
Een hoog consumentenvertrouwen in de kwaliteit van het drinkwater is
een beleidsprioriteit in Nederland. Dat vereist een goed inzicht in de
drinkwaterkwaliteit, adequate rapportage en voorlichting aan de
consument. Uit de driejaarlijkse prestatievergelijking (VEWIN, 2013) van
de drinkwaterbedrijven komt naar voren dat klanten positief zijn over de
dienstverlening van drinkwaterbedrijven. Gecombineerd met de
constante en hoge kwaliteit van drinkwater kunnen we stellen dat het
consumentenvertrouwen in drinkwaterbedrijven hoog is. Het gebruik
van verpakt water is in Nederland in relatie met andere ons omringende
landen laag (Ministerie van I&M, 2014).

Pagina 56 van 92

RIW Bdefrapport 2016-0111

Consumentenvertrouwen is niet alleen afhankelijk van de werkelijke
kwaliteit van het drinkwater, maar wordt in toenemende mate beïnvloed
door factoren die te maken hebben met de perceptie van de kwaliteit
van het drinkwater. Om een hoog consumentenvertrouwen te houden is
het van belang dat consumenten en ‘de maatschappij’ kunnen
beschikken over goede en transparante informatie over de kwaliteit van
de bronnen en het drinkwater. In de Toekomstverkenning
Drinkwatervoorziening in Nederland wordt een duidelijke link gelegd
tussen een transparante communicatie over onzekerheden rondom de
winning en zuivering van drinkwater en een hoog
consumentenvertrouwen (Ministerie van I&M, 2014).
De hoeveelheid onderzoek naar de nsicopercepties van geneesmiddelen
in de dnnkwaterketen onder burgers is beperkt. De Water Research
Foundation (Rundblad et al., 2013) heeft een vergelijking gemaakt
tussen het Verenigd Koninkrijk en de Verenigde Staten, gericht op de
effecten van risicocommunicatie over geneesmiddelen in drinkwater. Dit
rapport bevat in beperkte mate informatie over risicopercepties. In deze
landen waren de consumenten erg slecht bekend met het feit dat er
verontreinigingen in de drinkwaterketen kunnen voorkomen. Over het
algemeen gaat men ervan uit dat drinkwater veilig is. Men denkt wel dat
wet- en regelgeving hierbij belangrijk zijn. In de onderzochte groep is er
aanzienlijke onzekerheid of drinkwater met een verontreiniging wel
veilig is. Het zijn vooral kwetsbare groepen, zoals ouderen, zwangeren
en zieken, die zich zorgen maken over de veiligheid van drinkwater.
Daarnaast was het opvallend dat vooral vrouwen bezorgdheid over
effecten uiten, iets dat vaker wordt geobserveerd in risicoperceptie
studies.
Een tweede studie die zich richt op de risicopercepties van
geneesmiddelen in de drinkwaterketen onder burgers is het Sauberplus
project van de Duitse overheid (Sauberplus, 2013), dat zich richtte op
het verbeteren van risicocommunicatie over geneesmiddelen in de
waterketen. In deze literatuurstudie is de analyse, gezien de beperkte
kennis, dat het gaat (vanuit het oogpunt van risicocommunicatie) om
een ‘onzeker risico’
, in contrast met een risicobegrip als een ‘concrete
26
bedreiging’. De onderzoekers concluderen daarbij dat de doelgroep
weinig kennis heeft van medicijnresten in drinkwater en dat de motivatie
om aangeboden kennis hierover te verwerken ook maar beperkt zal zijn.
De aanbeveling is dan ook om een boodschap van voorzorg met het doel
de hoge kwaliteit te bewaken, uit te dragen.
De perceptie van de veiligheid en het risico van drinkwater is consistent
en in Nederland en de rest van Europa over het algemeen positief (de
França Doria, 2010; TECHNEAU, 2007; Vewin, 2013). Een Europese
peiling liet zien dat in Nederland 84% van de ondervraagden kraanwater
drinkt, en daarnaast 10% zowel kraanwater als flessenwater. Alleen in
Zweden, Denemarken en Finland wordt door een groter percentage van
de bevolking kraanwater gedronken (Eurobarometer, 2012).

26

‘Risiko als unmittelbare Bedrohung’ versus ‘Risiko als schleichendes Gefahr’.

Pagina 57 van 92

RIVM &ieftappoit 2016-0111

In Nederland is het vertrouwen in kraanwater gebaseerd op de
levenslange ervaring met goed drinkwater, de kwaliteit en continuiteit
van de drinkwatervoorziening en het vertrouwen in de controlerende
instanties (PQR, 2004). Zorgen om drinkwaterkwaliteit zijn vaak
gerelateerd aan fysieke eigenschappen (geur, kleur, smaak,
temperatuur) en de samenstelling van water (TECHNEAU, 2007). De
perceptie specifiek ten aanzien van chemische contaminanten in
drinkwater onder Nederlandse consumenten is niet in kaart gebracht. Op

basis van een literatuuronderzoek constateert Baken (KWR; persoonlijke
mededeling) echter dat de factoren die de risicoperceptie rondom een
bedreigende situatie vormgeven, een nadelige invloed hebben op de
perceptie van chemische contaminanten in (drink)water:
• de kunstmatige aard van de contaminanten en hun mogelijke
gezondheidskundige effecten
• de geringe bekendheid van consumenten met de stoffen, hun
bronnen, en beleid en maatregelen rond het voorkomen ervan in
(dnnk)water
• wetenschappelijke onzekerheid
• merkbare aanwezigheid van de stoffen door geur, smaak, maar
ook berichten in de media.
Vertrouwen in het drinkwaterbedrijf, toepassen van water-behandeling
en regelgeving hebben een positieve invloed op de risicoperceptie. Dit
geldt ook voor transparante informatie over de kwaliteit van de bronnen
en het drinkwater.

Pagina 58 van 92

RJVM I3riefrappoit 2016-0111

5

Hoe verhouden de risico’s van geneesmiddelen zich tot
risico’s van andere stoffen?

5.1

Aanwezigheid van gegevens
Het is moeilijk om inzicht te krijgen in de consumptie van individuele
geneesmiddelen of groepen van geneesmiddelen en hun de emissies
naar oppervlaktewater (humane geneesmiddelen) of bodem
(diergeneesmiddelen). Dit komt door een gebrek aan gegevens. Slechts
een fractie van alle geneesmiddelen die gebruikt worden, worden bij
milieumetingen geanalyseerd. Er is maar een beperkt aantal veilige
concentraties voor geneesmiddelen afgeleid. Bovendien zijn er geen
studies naar effecten in de leefomgeving zelf.
In de registratie wordt een veilige concentratie afgeleid. Deze is echter
meestal niet toegankelijk of niet vindbaar, net als de onderliggende
milieugegevens uit de beoordeling. Dat maakt de beschikbaarheid van
mi lieugegevens van geneesmiddelen fragmentarisch. Voor industriële
chemicaliën (REACH) en gewasbeschermingsmiddelen zijn deze
gegevens vaak veel beter ontsloten.
Over de aanwezigheid van geneesmiddelen en hun risico’s voor het
milieu is veel minder bekend dan voor andere stofgroepen. Voor
gewasbeschermingsmiddelen zijn zowel de normen als de meetgegevens
27 en kan
openbaar beschikbaar via de bestrijdingsmiddelenatlas
eenvoudig een overzicht worden verkregen waar en hoe vaak de normen
worden overschreden. Voor industriële chemicaliën zijn ook redelijk veel
normen beschikbaar en kunnen bovendien veilige concentraties worden
. Meetgegevens van industriële
28
gevonden in de databases van ECHA
chemicaliën zijn echter meestal beperkt tot stoffen waarvoor onder de
Kaderrichtlijn water een meet- en rapportageverplichting bestaat. Voor
geneesmiddelen ontbreekt een systematisch overzicht van zowel effectals meetgegevens.

5.2

Zijn de emissies van geneesmiddelen hoger dan die van andere
stofgroepen?
De emissie van geneesmiddelen naar het oppervlaktewater is minimaal
140 ton per jaar. De emissie naar water van
gewasbeschermingsmiddelen bedraagt ongeveer 17 ton, en van
industriële chemicaliën ongeveer 1600 ton. De trend in de emissies
verschilt: terwijl die van industriële chemicaliën en van
gewasbeschermingsmiddelen dalen, zal de emissie van geneesmiddelen
toenemen.
Het totale gebruik van chemische gewasbeschermingsmiddelen in de
landbouw is ongeveer drie keer zo hoog als dat van humane
27
28

http ://www. bestrijdingsmiddelenatlas.nhf
hup ://echa .europa.eu/information-on-chemicals

Pagina 59 van 92

R1V4 Biefrappot 2016-0111

geneesmiddelen. Het gebruik was 11,4 miljoen kilogram in 2012,
10,5 miljoen kilogram in 2013 en 10,9 miljoen kilogram in 2014, tegen
3,3 3,5 miljoen kg voor geneesmiddelen (zonder
röntgencontrastmiddelen; zie L2.1). Voor diergeneesmiddelen zijn geen
emissiegegevens bekend (zie 1.2.2). In tegenstelling tot het
geneesmiddelengebruik, is er voor bestrijdingsmiddelen over de jaren
heen een dalende trend in gebruik geweest. Het gebruik lijkt nu stabiel
op ongeveer 10 tot 11 miljoen kilogram per jaar.
—

In Tabel 4 staat een samenvatting van de emissiegegevens van
gewasbeschermingsmiddelen en industriële stoffen zoals opgenomen in
. De door de ER geschatte emissie van
6
de Emissieregistratie (ER)
gewasbeschermingsmiddelen op het oppervlaktewater is 17,9 ton in
2012 en 16,6 ton in 2013. Deze emissiecijfers beslaan circa 80% van de
in Nederland gebruikte gewasbeschermingsmiddelen. Voor biociden zijn
geen emissiegegevens beschikbaar in de emissieregistratie.
Tabel 4. Emissiegegevens voor gewasbeschermingsmiddelen en industriële
stoffen. Gebruik en emissie in ton [1000 kql.

Stofgroep

Jaar

Gebruik
[ton]

Gewasbeschermingsmiddelena

2012
2013
2012
2013

11400
10700

Industriële stoffenb

-

-

Emissie
naar water
[ton]
17,89
16,61
1911
1651

Emissiefractie
[% van
gebruik]
0,16
0,16
-

-

a

de emissiecijfers beslaan ca. 80% van de stoffen
de emissiecijfers zijn exclusief stikstof, zwavel, chioride, biociden en
gewasbeschermingsmiddelen
b

In vergelijking met de geschatte emissie van geneesmiddelen naar
oppervlakte water van minimaal 140 ton (zie 1.2.1) is de absolute
belasting van het oppervlaktewater door gewasbeschermingsmiddelen
met circa 17 ton beduidend lager. Dit komt doordat van de (veel grotere
vracht aan) bestrijdingsmiddelen die in de landbouw worden toegepast
een zeer groot deel op het gewas en land terechtkomt, of via de lucht
verdwijnt.
De emissies van gewasbeschermingsmiddelen naar oppervlaktewater
zullen naar verwachting in de toekomst nog verder dalen, bijvoorbeeld
door maatregelen als het zuiveren van het afvalwater van kassen,
verdere optimalisatie van spuittechnieken en het verbieden van het
gebruik van chemische middelen op verhardingen. Hierbij moet worden
aangetekend dat de een afname in de totale belasting niet betekent dat
hierdoor ook de risico’s voor het waterecosysteem evenredig afnemen.
In Figuur 8 is te zien dat sinds 1998 er een sterke daling is van de
milieubelasting door gewasbeschermingsmiddelen, maar desondanks
worden de milieukwaliteitsnormen in oppervlaktewater nog regelmatig
overschreden (Van der Linden et al., 2012).
/

29

cijfers op basis van de Regeling Administratievoorschriften Gewasbeschermingsmiddelen

Pagina 60 van 92

RIVH wirappot 2016-0111

PeicenIge nom1overchfijdende sto&n

JG-MKN 1 UTR
10

8

.6

0.4

2

0

2001 2002 2003 2004 2009 2006 2007 2008 2009 2010 2011 2012 2013 2014

Figuur 8. De verandering in het percentage stoffen dat gemiddeld perjaar de
norm per meetpunt overschrijdt. Per meetpunt is dit gemiddelde berekend door
het aantal stoffen dat bij tenminste één meting een normoverschnjding
vertoonde te delen door het aantal stoffen waaraan op het meetpunt ten minste
één keer is gemeten. In de grafiek is de trendljn weergegeven voor heel
Nederland en voor de vier stroomgebieden in Nederland: Rijn, Maas, Eems en
Schelde. (bron: http://www.bestrijdingsmiddelenatlas.nl/samenvatting-enlijsten/norm -jg-mkn mtr.aspx)

De Emissieregistratie bevat ook gegevens over emissies van bedrijven
die vallen onder de Europese EPRTR-verordening (European Pollutant
Release and Transfer Register). Dit zijn onder andere veel gebruikte
oplosmiddelen als tolueen en xyleen, metalen en polycyclische
aromatisch koolwaterstoffen (PAK5), maar ook nitraat, stikstof en
chioride. De jaarlijkse emissie van deze EPRTR-stoffen werd geschat op
970 miljoen kilogram in 2012 en 915 miljoen kilo in 2013. Stikstof,
nitraat en een aantal oude bestrijdingsmiddelen buiten beschouwing
gelaten, was dit 839 en 797 miljoen kilogram voor respectievelijk 2012
en 2013. Dit is ongeveer 2000 keer hoger dan de emissie naar water
van geneesmiddelen. Ruim 99% van de emissies wordt gevormd door
chloriden. Als we die buiten beschouwing laten, is het totaal van de
industriële emissies 1,9 en 1,7 miljoen kilogram. Dit is 5-6 keer hoger
dan de emissie van geneesmiddelen. De lijst van EPRTR-stoffen beslaat
echter maar een deel van de stoffen die op het water worden geloosd.
Voor de industriële stoffen is er wel een dalende trend in emissies te
zien.

Pagina 61 van 92

RIVM Brefrapport 2016-0111

5.3

Hoe verhouden de risico’s voor het milieu zich tot risico’s van
andere stoffen?
Hoewel een systematisch beeld van geneesmiddelen ontbreekt, kan de
vergelijking met gewasbeschermingsmiddelen gemaakt worden.
Geneesmiddelen zijn net als gewasbeschermingsmiddelen specifiek
werkende stoffen. De (in vergelijking met geneesmiddelen lagere)
emissie van gewasbeschermingsmiddelen naar het oppervlaktewater
leidt veelvuldig tot normoverschrijdingen leidt. Omdat, ondanks de
beperkte gegevens, ook van een aantal geneesmiddelen bekend is dat
de veilige concentratie wordt overschreden, is er aanleiding tot zorg
over de effecten van geneesmiddelen in het milieu.
Uit de vorige paragraaf blijkt dat de emissie van geneesmiddelen naar
het watersysteem groter is dan die van gewasbeschermingsmiddelen.
Er is geen systematisch beeld over de aanwezigheid van
geneesmiddelen in Nederlandse oppervlaktewateren, en er zijn weinig
waterkwaliteitsnormen beschikbaar. Dit in tegenstelling tot
gewasbeschermingsmiddelen, waarvoor dit in de
bestnjdingsmiddelenatIas wordt weergegeven. Vanwege het ontbreken
van het complete beeld is het onmogelijk om te uitspraken te doen of de
absolute risico’s van geneesmiddelen ten opzichte van
gewasbeschermingsmiddelen of andere groepen stoffen. Wel kan een
kwalitatieve vergelijking worden gemaakt.
De continue aanwezigheid van geneesmiddelen zorgt voor een continue
druk op het ecosysteem. Gewasbeschermingsmiddelen leiden in de regel
tot piekblootstellingen, maar in het groeiseizoen worden vele middelen
achter elkaar gebruikt en is dus ook sprake van een continue belasting.
Een risico is echter niet alleen afhankelijk van de vracht die in het milieu
terecht komt (de emissie), maar ook van de concentratie waarbij
effecten optreden. Geneesmiddelen zijn, net als bestrijdingsmiddelen,
gemaakt om biologisch actief te zijn. Met een beperkte monitoring van
enkele stoffen worden normoverschrijdende concentraties aangetoond.
Wanneer wordt meegenomen dat de (in vergelijking met
geneesmiddelen lagere) emissie van gewasbeschermingsmiddelen naar
het oppervlaktewater veelvuldig tot normoverschrijding leidt, is er
aanleiding tot zorg over de effecten van geneesmiddelen in het milieu.

30

www.bestrijdingsmiddelenatlas.nI

Pagina 62 van 92

R1V &iefappot 2016-0111

6

Vindt er afstemming plaats tussen de registratie en de
milieukwaliteitsregelgeving?

De wetgevende kaders voor milieukwaliteit en voor registratie zijn niet
aan elkaar gekoppeld. Bij de registratie worden de voordelen van een
middel (werkzaamheid) en risico’s afgewogen. Bij de registratie van
humane geneesmiddelen mag een risico voor het milieu niet betrokken
worden in deze afweging, maar kan de informatie wel leiden tot risicobeperkende maatregelen. Bij diergeneesmiddelen is milieu wel een
aspect van de afweging van voordelen en risico’s. Andere wetgeving
(zoals de Kaderrichtlijn Water) wordt bij de registratie niet
meegenomen. Uitwisselen van gegevens tussen de verschillende kaders
biedt kansen doelmatig beleid te voeren. De farmaceutische industrie is
recent met een voorstel gekomen om bij de milieubeoordeling rekening
te houden met de waterkwaliteitsregelgeving en zo nodig gericht de
milieukwaliteit te monitoren.
6.1

Europees

De Europese regelgeving voor waterkwaliteit en de regelgeving voor de
registratie en toelating van (dier)geneesmiddelen zijn niet aan elkaar
gekoppeld (Montforts et al., 2006; Keessen et al., 2010). Het gevolg is
dat stoffen kunnen worden toegelaten die problemen veroorzaken voor
de waterkwaliteit (Heugens et al., 2008).
6.1.1

Toelatingsregelgeving

Bij de registratie van (dier)geneesmiddelen dient sinds 2006 een
milieubeoordeling uitgevoerd te worden door de
handelsvergunninghouder. Hierbij wordt, per product, aan de hand van
een beslisboom en bepaalde triggerwaardes bepaald of het nodig is om
studies uit te laten voeren. Als dat het geval is, dient de aanvrager deze
studies uit te voeren en een beoordeling van het risico te maken. Dat
betekent dat er voor producten die volgens de beslisboom niet verder
beoordeeld hoeven te worden (bijvoorbeeld producten voor huisdieren of
producten waarvan de verwachte milieuconcentratie laag is), geen
verdere milieurisicobeoordeling uitgevoerd hoeft te worden.
Bij de registratie worden risico’s van het product voor water en
grondwater, en bodem- en andere organismen beoordeeld door de
mogelijke blootstelling (bepaald met modellen) te vergelijken met
veilige concentraties. Daarnaast wordt de werkzame stof beoordeeld op
de PBT-criteria (Persistentie, Bioaccumulatie en Toxiciteit). De wijze van
beoordelen is vastgelegd in richtlijnen van het Europees Medicijn
Agentschap (EMA) (EMEA 2006 voor humane geneesmiddelen en EMEA
2000, 2005 en 2008 voor diergeneesmiddelen). De beoordelingen
worden in Nederland uitgevoerd door het College ter Beoordeling van
Geneesmiddelen (CBG). De centrale procedures voor de EU worden
gedaan door het Committee for Medicinal Products for Human Use
(CHMP) van het Europees Medicijnen Agentschap (EMA).
Bij diergeneesmiddelen is het milieu onderdeel van de afweging van
voordelen en risico’s. Een milieurisico kan er dan toe leiden dat het
Pagina 63 van 92

RIV4 Biefrappcit 2016-0111

product niet wordt toegelaten of dat nsico-mitigerende maatregelen
worden voorgesteld. Bij humane geneesmiddelen wordt een mogelijk
milieunsico niet meegenomen in de afweging van voordelen en risico’s
bij de toelating
. De milieu-informatie wordt gebruikt om bijzondere
3t
risico-reducerende maatregelen voor te stellen.
6.1.2

Waterkwaliteitsregelge ving
De waterkwaliteitsregelgeving (Kademchtlijn water (KRW) en de
Grondwatemchtlijn) vereist dat water aan bepaalde kwaliteitseisen
voldoet. De chemische waterkwaliteit is hier een onderdeel van. Een
aantal kwaliteitseisen zijn Europees vastgesteld, zoals de veilige
concentraties (normen) voor priontaire en priontair gevaarlijke stoffen.
De normen van deze stoffen moeten worden overgenomen in nationale
wetgeving en dienen vervolgens door te werken in beleid, in de
planvorming en in de concrete besluitvorming.

Op dit moment is alleen voor het diergeneesmiddel cypermethrin een
Europees vastgestelde norm beschikbaar, omdat de stof sinds 2014 op
de pnoritaire stoffenlijst van de kadernchtlijn water is geplaatst. De
stoffen diclofenac, ethinylestradiol en estradiol en een aantal antibiotica
zijn opgenomen op een ‘Watchlist’.
Geneesmiddelen worden niet expliciet genoemd als stofgroep in de KRW
en de Grondwatemchtlijn, maar voor stoffen die ook als
bestrijdingsmiddel gebruikt worden, gelden in de praktijk wel de
bijbehorende norm van 0,1 microgram per liter. Deze norm geldt zowel
voor drinkwater als voor de bron voor drinkwaterbereiding (Artikel 7
KRW). Vanuit het voorzorgsprincipe willen drinkwaterbedrijven deze
norm niet alleen voor bestrijdingsmiddelen, maar ook voor
(dier)geneesmiddelen hanteren.
6.1.3

De Europese Watchlist

Onder de Kadernchtlijn Water, worden voor een aantal prioritaire stoffen
Euröpees geldende milieukwaliteitsnormen vastgesteld. In eerste
instantie stonden er 33 stoffen op deze lijst van prioritaire stoffen, in
2013 zijn daar via richtlijn 2013/39/EU 12 nieuwe stoffen aan
toegevoegd, waaronder cypermethrin. Na onderhandelingen in EU kader
zijn een aantal geneesmiddelen niet op de prioritaire stoffenlijst terecht
gekomen, maar zijn deze op de Watchlist gezet. Het betreft de stoffen
diclofenac, 17f3-estradiol, en 17a-ethinylestradiol. Het doel van de
watchlist om de aanstaande herziening van de lijst prioritaire stoffen
met monitoringgegevens te kunnen onderbouwen. Naast de
bovengenoemde stoffen zijn ook erythromycine, clarithromycine en
azithromycine aan de Watchlist toegevoegd. Voor stoffen die op de
Watchlist staan is er een monitoringsverplichting, maar geen
milieukwaliteitsnorm. De resultaten uit de monitoring, gecombineerd
met verder onderzoek, kunnen ervoor zorgen dat stoffen uit de
Watchlist bij een volgende herziening van de prioritaire stoffen lijst
alsnog op die lijst terecht komen.

31

RichLlijn 2001/83/EG art 1.28 en 1.28bis

Pagina 64 van 92

RIVM Briefrappoit 2016-0111

Bij het instellen van de Watchlist heeft de Commissie de opdracht
gekregen om in 2015 een strategische aanpak van de risico’s van
geneesmiddelen in het milieu te presenteren. Dit heeft echter vertraging
opgelopen.
Ook voor grondwater is er een Watchlist in voorbereiding. Daarvoor
worden momenteel monitonngsdata verzameld van geneesmiddelen in
grondwater in de Europese lidstaten. De aanwezigheid van
geneesmiddelen op de Watchlist of prioritaire stoffenlijst heeft geen
gevolgen voor de toelating.
6.1.4

Koppeling toelatingsregelgeving en waterkwaîiteitsregelgeving
De waterkwaliteitsregelgeving is erop gericht een hoog niveau van

bescherming van mens en milieu te realiseren. Productregelgeving is
gericht op harmonisatie van de markt, waarbij ook een hoog niveau van
bescherming van mens en milieu centraal staat. Bij geneesmiddelen
voor mensen worden kwaliteit, werkzaamheid, en veiligheid beoordeeld.
Dat is inclusief de veiligheid voor het milieu (waarvoor ook gegevens
overlegd worden)— ook al wordt het aspect milieu uiteindelijk niet
meegenomen in de afweging van voordelen en risico’s. Bij
diergeneesmiddelen is het aspect milieu wel onderdeel van die afweging.
Er is echter geen directe koppeling gelegd in de productregelgeving met
die voor milieukwaliteit. De Europese regelgeving voor registratie van
(dier)geneesmiddelen voorziet bijvoorbeeld niet in de mogelijkheid van
expliciete toetsing aan Europese of nationale waterkwaliteitsnormen. Bij
de registratie wordt een eigen afweging gemaakt van voordelen en
risico’s en deze afweging waarbij de patiënt (mens en dier) centraal
staat maakt mogelijk dat prioritaire stoffen wel beschikbaar zijn in
(dier)geneesmiddelen. Dit blijkt bijvoorbeeld uit de registratie van
cypermethrin, n plaatsing op de prioritaire stoffenlijst. Vice versa werkt
de milieuinformatie bij registratie op dit moment niet of nauwelijks door
in milieukwaliteitsregelgeving of -beleid.
Dit gebrek aan (ruimte voor) afstemming kan in de praktijk leiden tot
een situatie waarin een lidstaat niet voldoet aan zijn verplichtingen op
het gebied van waterkwaliteit. Bij andere kaders, zoals
gewasbeschermingsmiddelen, is eerder gepleit om het toelatingskader
. Daarmee is niet
32
beter aan te laten sluiten aan de milieuwetgeving
gezegd dat andere kaders de afweging van voordelen en risico’s bij de
registratie moeten bepalen en daardoor in de praktijk inperken of
omgekeerd. Harmonisatie tussen waterkwaliteitsregelgeving en
registratie biedt beide kaders (formele) aanknopingspunten om
beschikbare milieu-informatie, risicogrenzen, of andere eisen waaraan
lidstaten moeten voldoen, te betrekken in de afwegingen,
beleidsvorming, en in de keuze van maatregelen. Samenwerking tussen
verschillende bestuursorganen (met taken op het gebied van
milieukwaliteitsbeleid, productregistratie en waterbeheer) is bijgevolg
noodzakelijk, en biedt kansen om doelmatig beleid te voeren met oog
voor alle belangen van volksgezondheid en milieu.
—

32

Motie Smaling 30-11-2015 over KRW, Nitraatrictitlijn en Gewasbeschermingsmiddelen:
http:/Iwww.tweedekamer.nhlkamerstukkenldetail?id=2015Z23067&did=2015D46642
Pagina 65 van 92

RIV4 &ie6appot 2016-0111

Inmiddels heeft de industrie, in de vorm van de Europese
koepelorganisaties EFPIA, EGA, en AESGP, een voorstel voor een
‘extended environmental risk assessment’ gedaan, waarbij de
toepassing ook wordt getoetst aan veilige concentraties en gegevens die
zijn verzameld in het kader van de waterkwaliteitsregelgeving.
6.2

Nationaal

6.2.1

Regelgeving

Naast de Europese waterkwaliteitseisen worden door de KRW de
lidstaten verplicht om ook op nationaal niveau stoffen te selecteren die
de waterkwaliteit bedreigen. Door middel van een
monitonngsprogramma moet men nagaan of deze nationaal specifieke
stoffen van invloed zijn op de goede ecologische toestand. Dit gebeurt
aan de hand van de zogenoemde ‘indicatorwaarden die zijn opgenomen
in de Regeling monitoring KRW. Naast deze wettelijke normen zijn er
beleidsmatig vastgestelde waterkwaliteitsnormen. Voor deze normen
geldt geen meet- en rapportageverplichting vanuit de KRW, maar ze
kunnen door het bevoegd gezag worden gebruikt in beheersplannen
en/of worden toegepast bij vergunningverlening. Ongeacht de juridische
status is de afleiding en de ecotoxicologische interpretatie van de
milieukwaliteitseisen, monitoringsi ndicatoren en beleidsmatîg
vastgestelde normen gelijk.
Voor enkele (dier)geneesmiddelen (die ook als bestrijdingsmiddel
worden toegepast) zijn nationaal specifieke waterkwaliteitsnormen
vastgelegd in de Regeling Monitoring Kaderrichtlijn Water. Voor enkele
andere (dier)geneesmiddelen zijn er beleidsmatig vastgestelde
waterkwaliteitsnormen beschikbaar. De beschikbare normen kunnen
.
33
worden gevonden op de ‘Risico’s van Stoffen’-website
6.2.2

Monitoring

De wettelijke verplichte monitoring vanuit de Kaderrichtlijn water vindt
plaats voor een relatief beperkt aantal stoffen. Op dit moment wordt
alleen het diergeneesmiddel cypermethrin regulier gemeten, omdat de
stof sinds 2013 als prioritaire stof onder de Kaderrichtlijn water geldt.
Hierbij wordt aangetekend dat de stof ook als gewasbeschermingsmiddel
is toegelaten. De stoffen diclofenac, ethinylestradiol, estradiol,
erythromycine, clarithromycine en azithromycine zijn opgenomen op een
‘Watchlist’ (zie 6.1.3). Estradiol wordt ook als natuurlijk hormoon
uitgescheiden door mensen en dieren. De lidstaten verzamelen
meetgegevens voor deze stoffen om een beter inzicht te krijgen in de
verspreiding van deze stoffen en de hoogte van de concentraties in het
milieu. De verplichte monitoring voor de Kaderrichtlijn Water gebeurt op
locaties in relatief grote wateren. Bij deze locaties heeft meestal al
verdunning van het RWZI eifluent plaatsgevonden.

http://www.rivm.nhfrvs/
Pagina 66 van 92

RIVM idrappot 2016-0111

7

Wat zijn de toekomstige ontwikkelingen?

7.1

Welke ontwikkelingen kunnen ervoor zorgen dat de emissies van
geneesmiddelen toenemen?
Vergrijzing en medicalisenng van de samenleving zorgen in Nederland
de komende decennia voor een toename van het
geneesmiddelengebruik. Zonder maatregelen zullen hierdoor ook de
concentraties van humane geneesmiddelen in het milieu toenemen.
Als gevolg van klimaatveranderrng nemen fluctuaties in
rivierwaterafvoeren toe. Droge jaren met lage rivierafvoeren kunnen
leiden tot hogere concentraties van geneesmiddelen in
oppervlaktewater, met als gevolg dat veilige concentraties voor het
ecosysteem vaker worden overschreden. Ook kan het oppervlaktewater
in dit scenario dan (tijdelijk) ongeschikt worden voor
drinkwaterbereiding.
Nieuwe initiatieven voor hergebruik van afval, bijvoorbeeld covergisting
van dierlijke mest of het toevoegen van dierlijke mest aan afvalwater
om de economische waarde van afvalwater te verhogen, kunnen de
routes en vrachten van geneesmiddelen naar het milieu veranderen.
Door van der Aa et al. (2008) is een schatting gemaakt van het
toekomstig geneesmiddelgebruik, uitgaand van demografische
ontwikkelingen zoals in ‘WLO-scenario’s’ omschreven staan. Uit dit
onderzoek bleek dat het totale gebruik van de top-50 middelen uit 2007,
in 2020 met 17% zal toenemen en in 2050 met 37% zal zijn
toegenomen. Dit gaat vooral om middelen tegen hart- en vaatzichten,
jicht en diabetes. Door liberalisering van de markt kan ook het gebruik
van geneesmiddelen die ‘over the counter’ (zonder recept) te verkrijgen
zijn, toenemen. Door het NIVEL is aangetoond dat de verkoop van
zelfzorgmiddelen sterk is toegenomen toen ook supermarkten deze
middelen mochten verkopen (van Dijk et al., 2010).
Wuijts et al. (2012) hebben met modelberekeningen aangetoond dat als
gevolg van klimaatverandering de kwaliteit van oppervlaktewater rond
2050 zodanig kan zijn verslechterd dat het zonder extra maatregelen
ongeschikt is om er drinkwater van te bereiden. Deze situatie doet zich
voor in droge jaren, als normen voor stoffen gedurende perioden (van
dagen tot maanden) worden overschreden. Deze normoverschrijdingen
doen zich nu al voor in zeer droge jaren en kunnen in de toekomst
toenemen. De mate waarin dit gebeurt, hangt af van de klimatologische
ontwikkelingen (Wuijts et al., 2011 en 2012).
Diverse nieuwe zuiveringstechnieken voor afvalwater zorgen er naar
verwachting voor dat er minder restanten van (dier)geneesmiddelen in
het milieu komen. Maar het is bijvoorbeeld nog niet duidelijk of de
emissie van (dier)geneesmiddelen naar het milieu verandert bij
mestverwerking, of bij de (co)vergisting van slib en/of mest.
(Co)vergisting levert biogas op, maar mogelijk blijven hoge
concentraties (dier)geneesmiddelen over in het residu dat als mest
wordt aangewend. Ook is onduidelijk hoeveel (dier)geneesmiddelen
Pagina 67 van 92

RIVM ie6pport 2016-0111

achterblijven in grondstoffen die verkregen worden uit de
afvalwaterzuivenng, zoals de meststof struviet (Derksen et al., 2015).
7.2

Welke nieuwe technieken zijn er om geneesmiddelen uit
afvalwater te zuiveren?
Er zijn verschillende technieken waarmee geneesmiddelen goed uit
effluent van een RWZI verwijderd kunnen worden. Enkele van deze
technologieën worden al bij de drinkwaterbereiding gebruikt. Goede
resultaten zijn bereikt met geavanceerde oxidatietechnieken
(bijvoorbeeld UV/ozon, UV/H202), adsorptie aan poederkool of een
korrelreactor, het nieuw ontwikkelde 1-STEP filter, nanofiltratie en
‘reverse osmosis’ (membraanflltratie).
Vermoedelijk kunnen de beste resultaten worden bereikt door een
combinatie van een oxidatietechniek (bijvoorbeeld ozonbehandeling) en
een adsorptietechniek (bijvoorbeeld actiefkoolfiltratie).
Er zijn verschillende technieken waarmee geneesmiddelen goed uit
effluent van een RWZI verwijderd kunnen worden. Een goed overzicht
hiervan wordt gegeven in Mulder et al. (2015). Enkele van deze
technologieën worden al bij de drinkwaterbereiding gebruikt. Goede
resultaten zijn bereikt met geavanceerde oxidatietechnieken
), adsorptie aan poederkool of een
0
2
(bijvoorbeeld UV/ozon, UV/H
korrelreactor, het nieuw ontwikkelde 1-STEP filter, nanofiltratie en
reverse osmosis (membraanfiltratie). Een membraanbioreactor (M BR)
verwijdert geneesmiddelen echter niet duidelîjk beter dan een
conventionele RWZI, aangezien voor een MBR minder fijnmazige

membranen gebruikt worden. Vermoedelijk kunnen de beste resultaten
worden bereikt door een combinatie van een oxidatietechniek
(bijvoorbeeld ozonbehandeling) en een adsorptietechniek (bijvoorbeeld
actiefkoolfiltratie). Een optimale inzet van beide technieken leidt tot een
gemiddeld verwijderingspercentage van 90% van nagenoeg alle
geneesmiddelen. Een actief koolfilter alleen kan ook al tot een
aanzienlijk reductie van geneesmiddelen in het effluent leiden (Tabel 5).
Voor een overzicht van de verschillende technieken wordt verwezen
naar Bijlage 1.
Tabel 5. Technieken, verw,jderingsrendementen en milieuaspecten voor de
verwijderinq van geneesmiddelen uit water (Verqouwen et aL. 2011a).

Voorkeurstechnieken
Actiefkoolfi Itratie
Ozonisatie in combinatie
met mageschakelde
actiefkoolfi Itratie
Geavanceerde oxidatie
(AOP) in combinatie met
nageschakelde
actiefkoolfiltratie
Nanofiltratie in combinatie
met nageschakelde
actiefkoolfiltratie
Pagina 68 van 92

Verwijderings
rendement

Energieverbruik

Afvaistroom

70%

laag

aanwezig

90%

middel

geen

90%

middel

geen

hoog

aanwezig

RIV efrappot 2016-0111

8

Literatuur

Âgerstrand, M., Rudén, R. 2010. Evaluation of the accuracy and
consistency of the Swedish Environmental Classification and Information
system for pharmaceuticals. Sci Total Environ 408: 2327-2339.
Backliaus, T., Porsbnng, T., Arrhenius, A., Brosche, S., Johansson P.,
Blanck, H. 2011. Single-substance and mixture toxicity of Dve
pharmaceuticals and personal care products to marine penphyton
communities. Env Toxicol Chem, 30: 2030-2040.
Backhaus, T. 2016. Environmental risk assessment of pharmaceutical
mixtures: demands, gaps, and possible bridges. The AAPS Joumal:
Pharmaceuticals and personal care products in the environment. DOl:
DOl: 10. 1208/s12248-016-9907-0.
Bauerlein P.S., Mansell J.E., ter laak T.L., de Voogt P. 2012. Sorption
behavior of charged and non-charged polar organic compounds on SPE
matenals Which functional group governs sorption? Environmental
Science & Technology, 954-96 1.
—

Bergmann, A., Fohrmann, R., Weber, F.-A. 2011. Zusammenstellung
von Monitoringsdaten zu Umweitkonzentrationen von Arzneimitteln.
Rapport 66/2011. UBA, Dessau, Duitsland.
Bisesi )r. J.H., Sweet, LE., Van den Hurk, P., Klaine, S.T. 2016. Effects
of an antidepressant mixture on the bram serotonin and predation
behavior of hybrid striped bass. Environ Toxicol Chem 35(4): 938-945.
Boxail, A.B.A., Keller, V.D.J., Straub, J.O., Monteiro, S.C., Fusseil, R.,
Williams R.J. 2014. Eploiting monitoring data in environmental exposure
modelling and risk assessment of pharmaceuticals. Environ Int 73: 176185.
Carvalho, R., Ceriani, L., Ippolito, A., Lettieri, T. 2015. Development of
the first Watch list under the environmental quality standards directive.
JRC technical report EUR 27142.
http ://publications.jrc.ec. europa .eu/repository/bitstream/JRC95018/lbna
27142enn.pdf (16 juni 2016).
Coppens, L.J.C., Gils, J.A.G., ter Laak, T., Rateman, B.W., van Wezel,
A.P. 2015. Towards spatially smart abatement of human
pharmaceuticals in surface waters: Defining impact of sewage treatment
plants in susceptible functions. Water Research 81: 356-365.
De França Doria, M. (2010) Factors influencing public perception of
drinking water quality. Water Policy 12:1-19.
De Graaif, M., Hofman-Caris, R., Bâuerlein, P. 2011. Affinity adsorption
for the removal of micropollutants from (waste)water a feasibility
study. KWR Watercycle Research Institute, Nieuwegein, The
Netherlands.
—

Pagina 69 van 92

RIVM I3ief,appot 2016-0111

De Jongh C.M., Kooij, P.J., De Voogt, P., Ter Laak, T.L. 2012. Screening
and human health nsk assessment of pharmaceuticals and their
transformation products in Dutch surface waters and drinking water.
Science of the Total Environment 427-428, 70-77.
De Moel, P.J., Verberk, J.Q.J.C., van Dijk, J.C. 2005. Drinkwater
principes en praktijk. Tweede druk. Sdu Uitgevers bv. Den Haag.

—

De Zwart, D., Posthuma, 1. 2005. Complex mixture toxicity for single
and multiple species: proposed methodologies. Env. Toxicol Chem. 24:
2665-2676.
Derksen, J.G.M., Roorda, J.H., Swart, D. 2007. Verg(h)ulde pillen:
onderzoek naar de emissie van geneesmiddelen uit ziekenhuizen.
STOWA rapport 2007-03. STOWA, Amersfoort.
Derksen, J.G.M. 2012. Overview of European monitoring resuits of E2,
EE2 and diclofenac in relation to the new EQS. AD Eco Advice,
Amsterdam. In opdracht van UvW.
Derksen, A., ter Laak, T. 2013. Humane geneesmiddelen in de
waterketen. STOWA rapport 2013-06/KWR rapport 2013-006.
STOWA/KWR, Amersfoort.
Derksen, A. 2014. Microverontreinigingen in het watermilieu. Een
overzicht. Rapport 2014-45. STOWA, Amersfoort.
Derksen, J.G.M., Moermond C.T.A., Bodar C.W.M. 2015. Recycling of
waste streams containing human and veterinary pharmaceuticals: an
overview of technological developments and possible consequences for
pharmaceutical releases into the environment. RIVM rapport 2015-0174.
RIVM, Bilthoven.
Drinkwaterbesluit, 2011. Besluit van 23 mei 2011, houdende bepalingen
inzake de productie en distributie van drinkwater en de Organisatie van
de openbare drinkwatervoorziening (Drinkwaterbesluit).
EFSA. 2013. Scientific Opinion. Guidance on tiered risk assessment for
plant protection products for aquatic organisms in edge-of-field surface
waters. EFSA Journal 11(7), 3290.
EMEA. 2000. Guideline on environmental impact assessment (EIAs) for
veterinary medicinal products Phase 1. VICH Topic GL6. Report nr.
CVMP/VICH/592/98-FINAL. European Medicines Agency, London, UK.
-

EMEA. 2005. Guideline on environmental impact assessment for
veterinary medicinal product:s Phase II. VICH GL38. Report nr.
CVMP/VICH/790/03-FINAL. European Medicines Agency, London, UK.
-

EMEA. 2006. Guideline on the environmental risk assessment of
medicinal products for human use. Report nr.
EMEA/CHMP/SWP/4447/00. European Medicines Agency, London, UK.

Pagina 70 van 92

RIVM Biefaapport 2016-0111

EMEA. 2008. Revised guidehne on environmental impact assessment for
vetennary medicinal products in support of the VICH guidelines GL6 and
GL38. Report nr. EMEA/CVMP/ERA/418282/2005-Rev. 1. European
Medicines Agency, London, UK.
Eurobarometer. 2012. Attitudes of Europeans towards water-related
issues. Flash Eurobarometer 344. TNS Political & Social at the request of
Directorate-General for Environment. European Commission, Brussels.
European Commission, 2011a. Didofenac EQS dossier 2011. Verkregen
via https://circabc.europa.eu/sd/a/d88900c0-68ef-4d34-8bblbaagaf22oafd/Diclofenac°k2OEQS%2odossier%20201 1. pdf (16 juni
2016).
European Commission, 2011b. Ethinylestradiol EQS dossier 2011.
Evenblij, H., Moil, S., Schuman, E., Kujawa-Roeleveld, K. 2016.
Inventarisatie Röntgencontrastmiddelen. Rapportnummer
WATBE4100ROO1WW. Royal Haskoning, Amersfoort.
Ferrari, B., Mons, R., Vollat, B., Fraysse, B., Paxéus, N., Lo Giudice, R.,
Pollio, A., Garric, J. 2004. Environmental risk assessment of six human
pharmaceuticals: are the current environmental risk assessment
procedures sufficient for the protection of the aquatic environment?
Environ Toxicol Chem 23(5): 1344-1354.
Ford, A.T., Fong, P.P. 2016. The effects of antidepressanis appear to be
rapid and at environmentaNy relevant concentrations. Environ Toxicol
Chem 35 (4): 794-798.
Gerritsen, A.A.M., Rijs, G.B.J., Klein Breteler, G.P.J., Lahr, J. 2003.
Oestrogene effecten in vissen in regionale wateren. RIZA-rapport
2003.019
Gregorio, V., Chèvre, N., Junghans, M. 2013. Critical issues in using the
common mixture toxicity models concentration addition or response
addition on species sensitivity distributions: A theoretical approach.
Environ Toxicol Chem 32(10): 2387-2395.
Grung, M., Kâllqvist, T., Sakshaug, S. Skurtveit, S., Thomas, K.V. 2008.
Environmental assessment of Norwegian priority pharmaceuticals based
on the EMA guideline. Ecotox Environ Safe 71: 328-340.
Heijman, S., Sheng, L., Wessels, P., van Dijk, J.C. 2006. Nieuwe
zu iveringsopzet voor directe behandeling oppervlaktewater tot
drinkwater. H20 17: 43-46.
Heugens, E.H.W., Rila, J.P., Linders, J.B.H.J., Montforts, M.H.M.M.,
Vermeire, T.G., Wuijts, S. 2008. Probleemstoffen bij de
drinkwaterbereiding: stof- en productregistraties in relatie tot de
waterkwaliteitsregelgeving. RIVM Rapport 601024001. RIVM, Bilthoven
Hofman-Caris C.H.M. en Beerendonk, E.F. 2011. New concepts of
UV/H202 oxidation. KWR Watercycle Research Institute, N ieuwegei n.
Pagina 71 van 92

RWN Bre4iappoit 2016-0111

Hofman-Cans, R., Harmsen, D., Wols, B., Groot Komielinck, K., van Pol,
W. 2016. Mogelijkheden voor aanvullende zuivering bij WML in
pompstation Heel. H20-Online / 22 februari 2016.
Houtman, C.J., Kroesbergen, J., Lekkerkerker-Teunissen, K., van der
Hoek, IP. 2014. Human health risk assessment of the mixture of
pharmaceuticals in Dutch drinking water and its sources based on
frequent monitoring data. Sci Total Environ. 496:54-62.
leromina 0. 2015. Effect:s of pesticides on aquatic macrofauna in the
fleld. Proefschrift Universiteit Leiden.
Jobling, S., Beresford, N., Nolan, M, Rodgers-Gray, T., Bnghty, G.C.,
Sumpter, J.P., Tyler, C.R. 2002. Altered sexual maturation and gamete
production in wild roach (Rutilus rutilus) living in nvers that receive
treated sewage eftluents. Biol Reprod. 66:272—281.
Joss, A. 2004. Arzneimittel in Wasser und Abwasser Schlussfolgerungen
von POSEIDON. Kooperationsforum Innovation der
Wasserwirtschaftsinitiative NRW und der WEDECO AG
,,Arzneimittelrückstande und endokrin wirksame Stoffe in Trink- und
Abwasser Herausforderungen, Lösungen und Kosten
Dienstag, 30.
Mârz 2004.
-

-“

Keessen, A.M., Freriks, A.A., Van Rijswick, H.F.M.W. 2010. The Clash of
the Titans: The Relation between the European Water and Medicines
Legislation. CMLRev, 2010 (5), 1429-1454.
Kidd, K.A., Blanchfield, P.J., Muis, K.H., Palace, V.P., Evans, R.E.,
Lazorchak, J.M., Flick, R.W. 2007. Collapse of a flsh population after
exposure to a synthetic estrogen. PNAS 104(21): 8897-8901.
Kools, S.A.E., Boxail, A.B.A., Moitmann, J.F., Bryning, G., Koschorreck,
J., Knacker, T. 2008. A ranking of European veterinary medicines based
on environmental risks. Integr Environ Assess Manag 4(4): 399-408.
Kümmerer, K. 2008. Pharmaceuticals in the Environment. Springer,
Berlin, Germany.
Küster, A., Adler, N. 2014. Pharmaceuticals in the environment:
Scientific evidence of risks and its regulation. Philos. Trans. R. Soc., B
369.
Lahr, J., ter Laak, T., Derksen, A. 2014. Screening van hot spots van
nieuwe verontreinigingen. Een pilot studie in bodem, grondwater en
oppervlaktewater. Alterra rapport 2538. Alterra, Wageningen.
MARAN (2015). MARAN 2015. Monitoring of antimicrobiai resistance and
antibiotic usage in animals in the Netheriands in 2014. CVI, Lelystad.
Metzger, S., Kapp, H., Seitz, W., Weber, W.H., Hiiler, G. en Süssmuth,
W. 2005. Entfernung von iodierten Röntgenkontrastmitteln bei der
kommunalen Abwasserbehandiung durch den Einsatz von
Pulveraktivkohle. Wasser-Abwasser, 146 (9), 638-645.
Pagina 72 van 92

RIVM Driefrappot 2016-0111

Ministerie van I&M (2014). Beleidsnota drinkwater. Schoon water voor
nu en later.
Moermond, C.T.A. 2014. Environmental risk limits for pharmaceuticals:
Derivation of WFD water quality standards for carbamazepine,
metoprolol, metformin and amidotnzoic acid. RIVM rapport 270006002.
RIVM, Bilthoven.
Montforts, M.H.M.M., Van Rijswïck, H.F.M.W., Freriks, A.A., Keessen,
A.M., Wuijts, S. 2006. De relatie tussen productregistratie en
waterkwaliteitsregelgeving: geneesmiddelen, diergeneesmiddelen en
veevoederadditieven. RIVM rapport 601500003/2006. RIVM, Bilthoven.
Montfoits, M.H.M.M., Rijs, G.B.1, Staeb, J.A., Schmitt, H. 2007.
Diergeneesmiddelen en natuurlijke hormonen in oppervlaktewater van
gebieden met intensieve veehouderij. RIVM rapport 601500004/2007.
RIVM, Bilthoven.
Montforts, M.H.M.M., Keessen, A. 2007. Openbaarheid van milieuinformatie bij registratie van (dier)geneesmiddelen. RIVM Rapport
601500006/2007. RIVM, Bilthoven.
Mudgal, S., DeToni, A., Lockwood, S., Sales, K., Backhaus, T.,
Sorensen, B.H. 2013. Study on the environmental risks of medicinal
products. Final report prepared for Executive Agency for Health and
Consumers (DG Santé). BIO Intelligence Service, Paris, France.
Mulder, M. Antakyali, D., Ante, S. 2015. Verwijdering van
microverontreinigingen uit effluenten van RWZIs. Een vertaling van
kennis en ervaring uit Duitsland en Zwitserland. STOWA rapport 201527. STOWA, Amersfoort.
Murray-Smith, R.J., Coombe, V.T., Grönlund, M.H., Waern, F., Baird,
J.A. 2012. Managing emissions of active pharmaceutical ingredients
from manufacturing facilities: an environmental quality approach. Integr
Environ Assess Manag 8(2): 320-330.
Niemuth N.J., Klaper, R.D. 2015. Emerging wastewater contaminant
metformin causes intersex and reduced fecundity in flsh. Chemosphere
135: 38-45.
Oosterhuis, M., Sacher, F., Ter Laak, T.L. 2013. Prediction of
concentration levels of metformin and other high consumption
pharmaceuticals in wastewater and regional surface water based on
sales data, Science of The Total Environment, 442: 380-388
PBL. Effecten van klimaatverandering in Nederland: 2012.
Beleidsstudies. PBL, Bllthoven.

Pagina 73 van 92

RIWI &iefrapport 2016-0111

Posthuma, L., De Zwart, D. 2012. Predicted mixture toxic pressure
relates to observed fraction of benthic macrofauna species impacted by
contaminant mixtures. Environ Toxicol Chem 31(9):2175-88
Postma, DJ, Rijs, G.B.J. 2005. Verkenning van. de afvalwatersituatie in
de siervissector in Nederland. RIZA-werkdocument 2005.132x 2005
Postma, J.F., Keijzers, C.M. 2014. Behavior as response parameter A
literature review on the relevance for population sustainability. Rapport
74. Ecofide, Weesp.
Postma, 1F., Keijzers, C.M. 2015. Landelijke screening nieuwe stoffen.
Prioritaire en specifiek verontreinigende. Rapport 72. Ecofide, Weesp.
PQR (2004) Nederlands kraanwate, een landelijke publieksmetîng.
Onderzoek in opdracht van Vewin.
Pronk, W., Biebow, M. en Boiler, M. 2004a. I’ssessment of processing
altematives for source-separated unne. Proceedings World Water
Congress and Exhibition, Marrakech, September 2004.
Pronk, W., Palmquist, H., Biebow, M.,Boller, M. 2004b. Nanoflltration for
the separation of pharmaceuticals from nutnents in source-separated
urine. Water Research 40 (7) 1405-1412.
Prosser, R.S., Sibley, P.K. 2015. Human health risk assessment of
pharmaceuticals and personal care prodcuts in plant tissue due to
biosolids and manure amendments, and wastewater irrigation. Environ
Int 75: 223-233.
Reitsma, M., Brabers, A., Korevaar, J., de Jong, J., van Dijk, M. van
Dijk, L. 2013 Een derde van de geneesmiddelengebruikers houdt
geneesmiddelen over. Utrecht: NIVEL.
RIWA-Maas. 2015. Jaarrapport 2014
Maastricht.
RIWA-Rijn, 2011. Jaarrapport 2010

—

—

De Maas. RIWA-Maas,

De Rijn. RIWA-Rijn, Nieuwegein.

Roessink 1., Fait, G., Belgers, J.D.M. en Boerwinkel, M.C. (2012).
Mogelijke effecten van geneesmiddelen in effluent op aquatische
organismen. Alterra-rapport 2338. Alterra, Wageningen.
Roorda, J.H., Wortel, N.C., van Dalen, R. 2005. New process for
treatment of organically fouled water: experiences with wwtp-effluent.
Desalination, 178, 141-148.
Rosario-Ortiz, F., Rose, 3. Speight, V., von Gunten, U., Schnoor, J. 2016.
How do you like your tap water? Science 351 (6276): 912-914.
Rundbiad, G., Tang, C., Knapton, 0., Myzer, M., Tytus, A., Cooke, R.,
Ragain, L., Breedlove, J.T. 2013. Consumer perceptions and attitudes
towards EDCs and PPCPs in drinking water. Water Research Foundation
project #4323. Water Research Foundation, Denver, CO, USA.
Pagina 74 van 92

RIVM Bieft-appot 2016-0111

Sanchez, W., Sremski, W., Piccini, 8., Palluel, 0., Maillot-Marechal, E.,
Betoulle, S., Jaffal, A., Ait-Aissa, S., Brion, F., Thyboud, E. 2011.
Adverse effects in wild fish living downstream from pharmaceutical
manufacture discharges. Environment International 37(8): 1342-1348.
Sauberplus, 2013. Bekeken augustus 2016.
http ://www.sauberplus.de/index. php/downloads/flnish/1veroeffentlichungen/7-bericht-zum-teilergebnis-des-arbeitspakets-3-2nsikokommunikation-zu-arzneimittelrueckstaenden-im
gewaesserkreislauf-eine-anforderungsanalyse
Schrap, S.M., Rijs, G.B.J., Beek, M.A., Maaskant, J.F.N., Staeb, J.,
Stroomberg, G., Tiesnitsch, J. (2003). Humane en vetennaire
geneesmiddelen in Nederlands oppervlaktewater en afvalwater. RIZA
rapport 2003.023. RIZA, Lelystad.
Schnks, M., Hennga, M.B., van der Kooi, M.M.E., de Voogt, P., van
Wezel, A.P. 2010 Toxicological relevance of emerging contaminants of
drinking water quality, Water Research 44(2): 461-476.
SDa. 2016. Het gebruik van antibiotica bij landbouwhuisdieren in 2015.
Trends, benchmarken bedrijven en dierenartsen, en aanpassing
benchmarkwaardensystematiek. Autoriteit Diergeneesmiddelen, Utrecht.
STOWA. 2006. Onderzoek MBR Varsseveld. Deelstudie verwijdering
bijzondere stoffen. STOWA rapport 2006-06. STOWA, Amersfoort.
STOWA. 2009. 1-Step filter als effluent polishingstechniek. STOWA
rapport 2009-34. STOWA, Amersfoort.
STOWA. 2014. Ecologische Sleutelfactoren. Begrip van het
watersysteem als basis voor beslissingen. STOWA Rapport 2014- 19.
STOWA, Amersfoort.
STOWA. 2016. Integrale aanpak medicijnresten begint vruchten af te
werpen. In: STOWA Ter info. Nieuwsbrief 62, winter 2016. STOWA,
Amersfoort.
TECHNEAU (2007) Consumer trust and confidence. An overview. D
th
framework program.
6.1.2. European commission 6

Ter Laak T.L., Hofs B., De Jongh C.M., Wols B., Hofman-Caris R. 2011.
Selecting relevant pharmaceuticals for monitoring, risk assessment and
removal studies, version 1. KWR Watercycle Reserach Institute,
Nieuwegein.
Ter Laak, T., Baken. K. 2014. The occurrence, fate and ecological and
human health risks of metformin and guanylurea in the water cycle A
literature review. KWR Watercycle Research Institute & Rijkswaterstaat.
Nieuwegein, The Netherlands. KWR 2014.001
-

Ter Laak, T., Baken, K., Büscher, C. 2015. Pharmaceuticals in the
environment science and policy. BTO 2015.041
—

Pagina 75 van 92

RIVN Bêieftappoft 2016-0111

Temes, T. 2012. Transformation product: New emerging contaminants
of the urban water cycle. Presentation at the NORMAN Workshop
“Sampling and Analysis of Emerging Contaminants in the Aquatic
Environment: Current and future challenges”, 1-2 March 2012 in Oslo,
Norway.

Tok, S., Hoppenheidt, K. 2006. Biologische und photolytische
Deiodierung von lopromid und lopamidol. Workshop ‘Separate collection
of iodinated x-ray Contrast Media and their Transformation’, Berlijn, 27
March 2006.
TU Delft, 2016. Water Treatment. Water Treatment Schemes. Lecture
notes. Bekeken op 25 februari 2016.
http ://ocw.tudelft. nl/fileadmin/ocw/courses/DrinkingWaterTreatmentl/r
es00059/embedded/’ 54532057617465722074726561746d656e742073
6368656d657332303037. pdf
Türk, J. 2006. Abbau von Pharmazeutika in Krankenhausabwasser
Teilströmen mittels AOP. Workshop ‘Separate collection of iodinated x
ray Contrast Media and their Transformation’, Berlijn, 27 March 2006.
-

Van der Aa, N.G.F.M., Kommer, G.J., De Groot, G.M., Versteegh, J.F.M.
2008. Geneesmiddelen in bronnen voor drinkwater. Monitoring,
toekomstig gebruik en beleidsmaatregelen. RIVM rapport
609715002/2008. RIVM, Blithoven.
Van der Aa, N.G.F.M., van Vlaardingen, P.L.A., van Leeuwen, L.C., Post,
M. 2011. Assessment of potential risks of 11 pharmaceuticals for the
environment using environmental information from public databases.
RIVM rapport 601711003. RIVM, Bilthoven.
Van der Aa, N.G.F.M, Janssen, P.J.C.M., Verbruggen, E.M.J., Smit, C.E.
2012. Risicobeoordeling gecombineerde effecten van individuele stoffen
in drinkwater. Meetdata Nederlands drinkwater 1996-2008. RIVM
briefrapport 703719086. RIVM, Bilthoven.
Van der Aa, N.G.F.M., Tangena, B.T., Wuijts, W., de Nijs, A.C.M. 2015a.
Scenario’s drinkwatervraag 2040 en beschikbaarheid bronnen. RIVM
rapport 2015-0068. RIVM, Bilthoven.
Van der Aa, N.G.F.M., Moermond, C.T.A., Meijers, E., Bak-Eijsberg, C.I.
2015b. Drinkwaterbereiding uit oppervlaktewater: verkennende analyse
herkomst vier geneesmiddelen: Carbamazepine, metoprolol,
metformine, amidotrizoïnezuur. RIVM rapport 2014-059. RIVM,
Bilthoven.
Van der Hoek, J.P. 2012. Topkwaliteit drinkwater: nimmer
vanzelfsprekend. Oratie TU Delft 27 januari 2012.
Van der Linden A.M.A., Kruijne, R., Tiktak, A., Vijver, M.G. 2012.
Evaluatie van de nota Duurzame gewasbescherming. Deelrapport Milieu.
RIVM Rapport 607059001/2012. RIVM, Bilthoven.

Pagina 76 van 92

RIVM &efrapport 2016-0111

Van Dijk, L., van der Maat, M., Salimans, R., Bouvy, M. 2010. De balans
tussen verkrijgbaarheid en veiligheid. Evaluatie van de indeling van
zelfzorggeneesmiddelen en de rol van drogist en apotheek bij de
verstrekking. NIVEL, Utrecht.
Van Donk, E., Peacor, S., Grosser, K., De Senerpont Domis, L.N.,
Lürling, M. 2016. Pharmaceuticals May Disrupt Natural Chemical
Information Flows and Species Interactions in Aquatic Systems: Icleas
and Perspectives on a Hidden Global Change. Rev Environ Contam T:
238: 91-105.
Van Vlaardingen, P.L.A., de Poorter, L.R.M., Fleuren, R.H.LJ., Janssen,
P.J.C.M., Posthuma-Doodeman, C.J.A.M., Verbruggen, E.M.J., Vos, J.H.
2007. Environmental risk limits for twelve substances, prioritised on the
basis of indicative risk limits. RIVM rapport 601782003/2007. R1VM,
Bilthoven.
Van Voorthuizen, E., Overgoor, C., de Buisonje, F., Verdoes, N.,
Hoeksma, P., Van Herpen, F., Leeuwis-Tolboom, J. 2016.
Achtergronddocument vergunningenbeleid voor lozingen van afvalwater
uit mestverwerkingsinstallaties’. Royal HaskoningDHV/WUR-rapport
WATBE33 1 1ROO1FO1WW.
Vergouwen, L., Mulder, M., Oomens, A., Rooijmans, D. 2011a. Zuivering
geneesmiddelen uit afvalwater. Rapport W&E-1031332-LV/jj. Grontmij,
Houten.
Vergouwen, A.A., Pieter, B.J., Kools, S. 2011b. Zorg Deel C.
Eindrapportage. STOWA rapport 2011-02. STOWA, Amersfoort.
Vergouwen, A.A., Hehenkamp, M.J., Vissers, M.J.M., Jannink, B.H.
2011c. Gebiedsstudie geneesmiddelen provincie Utrecht. STOWA rapport
2011-09. STOWA, Amersfoort.
Verliefde, A.R.D. 2008. Rejection of organic micropollutarits by high
pressure membranes (NF/RO). Proefschrift lii Delft, Delft.
Versteegh J.F.M., Stolker, A.A.M., Niesing, W., Muller, J.J.A. 2003.
Geneesmiddelen in drinkwater en drinkwaterbronnen. RIVM rapport
703719004/2003. RIVM, Bilthoven.
Versteegh J.F.M., van der Aa, N.G.F.M., Dijkman, E. 2007.
Geneesmiddelen in drinkwater en drinkwaterbronnen. RIVM rapport
703719016/2007. RIVM, Bilthoven.
Vestel, ).A., Caidwell, D.J., Constantine, L., D’Aco, V.J., Davidson, T.,
Dolan, D.G., Millard, S.P., Murray-Smith, R., Parker, N.)., Ryan, J.J.,
Straub, J.O.., Wilson, P. 2016. Use of acute and chronic ecotoxicity data
in environmental risk assessment of pharmaceuticals. Environ Toxicol
Chem 35 (5): 1201-1212.

Pagina 77 van 92

RIVN Bieftappot 2016-0111

Vethaak A.D., Rijs, G.BJ., Schrap, S.M., Ruiter, H., Gerntsen, A., Lahr,
J. 2002. Estrogens and xeno-estrogens in the aquatic environment of
the Netherlands Occurrence, Potency and Biological Effects. RIZA/RIKZ
rapport 2002.001. RIZA, Lelystad.
-

Vewin (2013). Water in zicht 2012 Bedrijfsvergelijking
drinkwatersector. Vewin nr. 2013/119/6281. Accenture Nederland in
opdracht van Vereniging van Waterbedrijven in Nederland.
—

Vissers, M., Vergouwen, L., Hoegen, S. 2014. Quick scan
geneesmiddelen Provincie Gelderland. Grond- en
oppervlaktewaterkwahteit geneesmiddelen. Grontmij, De Bilt.
Vissers, M. en van Gelderen, J. 2016. Nieuw inzicht in geneesmiddelen
en nieuwe stoffen in het grondwater van de provincie Utrecht. H20Online, 24 februari 2016.
Vos, J., Smit, E., Kalf, D., Gylstra, R. 2015. Normen voor het
waterkwaliteitsbeheer: wat kun, mag en moet je er mee? H20-online,
14 december 2015.
WHO, 2012. Pharmaceuticals in Drinking-water. Publicatie
WHO/HSE/WSH/1. WHO, Geneve.
Wols B.A., Hofnian-Cans, C.H.M. 2012. Review of photochemical
reaction constants of organic micropollutants required for UV advanced
oxidation processes in water. Wat. Res. 46, 2815-2827.
Wuijts, S., Büscher, C.H., Zijp, M.C., Verweij, W., Moermond, C.T.A., de
Roda Husman, A.M., Tangena, B.H., Hooijboer, A. 2011.
Toekomstverkenning Drinkwatervoorziening in Nederland. RIVM-rapport
609716001. RIVM, Bilthoven.
Wuijts, S., Bak-Eijsberg, C.I., van Velzen, E.H., van der Aa, N.G.F.M.
2012. Effecten klimaatontwikkeling op de waterkwaliteit bij
innamepunten voor drinkwater. Analyse van stofberekeningen. Rapport
609716004/2012. RIVM, Bilthoven.

Pagina 78 van 92

RIVM &iefrappot 2016-0111

Bijlage 1: Huidige en innovatieve zuiveringstechnieken

Hoe wordt het afvalwater in. Nederland gezuiverd?
In rioolwaterzuivenngsinstallaties worden eerst de vaste delen uit het
water verwijderd. Vervolgens wordt het afvalwater behandeld in de
biologische zuivering, vaak een actief slibinstallatie, waarin vlokkig
bacteriemateriaal in grote tanks wordt belucht en het opgeloste
organisch materiaal afbreekt. Verwijdering van stikstof en fosfaat vindt
tegelijk met de verwijdering van organisch materiaal plaats of in een
nageschakeld proces. De zuiveringsstappen in een RWZI zijn niet
specifiek ontworpen om organische microverontreinigingen, zoals
geneesmiddelen, te verwijderen. Dit zou in de toekomst kunnen worden
gedaan door het effluent te behandelen met geavanceerdere
zuiveringsmethoden, zoals geavanceerde oxidatie, membraanflltratie,
actief koolfiltratie of het 1-STEP filter.
Rioolwaterzuiveringsinstallaties (RWZI5) zuiveren het afvalwater uit
huishoudens en bedrijven. De RWZI5 verwijderen organische stof en
nutriënten (stikstof en fosfaat) uit het afvalwater. Ze zijn niet bedoeld
voor de verwijdering van organische microverontreinigingen. De
processen van een traditionele RWZI worden hieronder kort beschreven.
Na de laatste nabezinktank wordt het effluent geloosd op het
oppervlaktewater.
Eerste stap: verwijdering vaste stoffen
In eerste stap wordt het afvalwater gezuiverd van (vaste) stoffen, zoals
plastic, bladeren, vet en zand, door bezinking en opdrijving. Dit gebeurt
met g rofvuilroosters, zandvangers en voorbezin ktan ks.
Tweede stap: biologische zuivering
In de tweede zuiveringsstap wordt het mechanisch voorgezuiverde
water in beluchtingstanks in contact wordt gebracht met biologische
slibvlokken. De bacteriën hierin breken het organisch materiaal af. De
hoeveelheid bacteriemateriaal neemt door groei van de bacteriën toe,
waardoor extra biologisch actief slib gevormd wordt. In de nabezinktank
wordt het gezuiverde water gescheiden van het slib en wordt een deel
van het slib teruggeleid naar de beluchtingstank. Het overige deel van
het slib wordt verwerkt en afgevoerd. Een actief slibinstallatie is de
meest toegepaste vorm van rioolwaterzuivering.
Derde stap: verwijdering nutriënten
De derde stap is een uitbreiding van tweede stap, waarbij specifiek
nutriënten zoals stikstof en fosfaat uit het afvalwater worden verwijderd.
Afhankelijk van de RWZI vindt tertiaire zuivering plaats in dezelfde tanks
als secundaire zuivering of in een nageschakelde tank. Voor tertiaire
zuivering zijn extra voorzieningen nodig, waaronder een aangepaste
sturing van de beluchting, voorzieningen om het water terug te pompen
van het einde van de beluchting naar het begin, en aparte zuurstofloze
tanks of onbeluchte zones in een beluchtingstank. Hierdoor is het
mogelijk om ammonium biologisch om te zetten in nitraat en vervolgens
Pagina 79 van 92

RIWI Befrappoit 2016-0111

onder zuurstofloze omstandigheden in stikstofgas, dat uit het water
ontsnapt. Fosfaat kan gedeeltelijk uit het afvalwater worden opgenomen
door speciale fosfaatbindende bacteriën. Daarnaast vindt vaak
chemische fosfaatverwijdering plaats door toevoeging van ijzer- of
aluminiumzouten. Er wordt dan een ijzer- of alumîniumfosfaatneerslag
gevormd, die in een bezinktank wordt verwijderd.
Zuivering van organische verontreinigingen
De eerste drie zuiveringsstappen zijn niet specifiek ontworpen om
geneesmiddelen en andere verontreinigingen te zuiveren. Desondanks
wordt gemiddeld 65% van de vracht geneesmiddelen gedurende deze
stappen gezuiverd. Vanwege de verschillende eigenschappen van
geneesmiddelen is de variatie in zuivering echter zeer groot: sommige
geneesmiddelen worden in de RWZI voor 100% afgebroken, anderen
helemaal niet.
Innovatieve technieken voor de behandeling van RWZI effluent

Geavanceerde oxidatietechnieken
Onder geavanceerde oxidatie (AOP) worden combinaties verstaan als
UV/ waterstofperoxide, Ozon/UV, Ozon/ waterstofperoxide. Er is 60%
verwijdering van geneesmiddelen door ozonbehandeling aangetoond
(Pronk et aL, 2004a). Dit percentage hangt onder meer af van de
toegediende ozondosis, type geneesmiddelen en de aanwezigheid van
ander organisch materiaal. Andere organische stoffen worden ook deels
afgebroken. Ozon is bij hogere dosering ook effectief op
röntgencontrastmiddelen. Op RWZI Groote Lucht van het
Hoogheemraadschap van Delfiand wordt een ozon pilotinstallatie
geplaatst voor de behandeling van het effluent. Daarnaast worden op
RWZI Horstermeer van Waternet de mogelijkheden verkend om de
effectiviteit van het actiefkool in het filterbed van het 1-stepfilter op
deze zuivering te verhogen door ozondosering (STOWA, 2016).
Met waterstofperoxide zijn in Duitsland goede resultaten behaald voor
de afbraak van geneesmiddelen in geconcentreerd ziekenhuisafvalwater
(Türk, 2006). Cytostatica worden met waterstofperoxide (en UV) bij
30°C binnen 30 minuten volledig afgebroken, antibiotica binnen 20
minuten en hormonen binnen 40 minuten. Ander organisch stof wordt
ook deels afgebroken (Derksen et al., 2007). Met UV-behandeling is veel
ervaring als methode voor desinfectie. Over de behandeling van
(geconcentreerd) afvalwater voor de verwijdering van geneesmiddelen
is weinig bekend. Met UV-behandeling is vergaande dejodering van
ziekenhuisafvalwater mogelijk, maar de blootstelling van het afvalwater
aan UV licht moet relatief lang (enkele uren) duren (Tok en
Hoppenheidt, 2006).
Fysische technieken
Membraanfiltratie is een scheidingsmethode op grond van
deeltjesgrootte (micro- en ultrafiltratie) en op grond van
molecuulgewicht (nanofiltratie en reverse osmosis). Geneesmiddelen
zullen door micro- en ultrafiltratie niet worden tegengehouden, omdat
de molecuulgrootte van deze middelen te klein is. Nanofiltratie en
reverse osmosis zijn wel in staat om een groot gedeelte van de
geneesmiddelenresten tegen te houden (Derksen et al., 2007).
Voor de nabehandeling van eifluent van RWZIs lijkt de toepassing van
nanofiltratie (NF) mogelijk, maar kostbaar. Geneesmiddelen worden
Pagina 80 van 92

RIVH &ieftapçoit 2016-0111

voor 50% tot 90% verwijderd (Roorda et al., 2005). Pronk et al. (2004a
en 2004b) beschnjven onderzoek naar de verwijdering van aan unne
gedoseerde ethinylestradiol (het actieve bestanddeel uit de pil), de
bètablokker propranolol, de pijnstillers ibuprofen en diclofenac en het
anti-epilepticum carbamazepine. Van deze stoffen werd 92%-98% door
het NF-membraan tegengehouden. Een nadeel bij deze techniek is de
vrijkomende geconcentreerde afvalstroom (brijn), dat ook verwerkt zal
moeten worden. Dit is een kostenverhogende factor (Derksen et al.,
2007).
MBR

In 2005 is in Varsseveld een membraanbioreactor (MI3R) in gebruik
genomen ten behoeve van een vergaande zuivering van huishoudelijk
afvalwater. Een MBR is gebaseerd op een conventioneel
af’valwaterproces, maar de afscheiding van het actief slib gebeurt door
filtratie met membranen in plaats van door bezinking in nabezinktanks.
De werking van de MBR-installatie is onder andere onderzocht op
verwijdering van geneesmiddelen. Zuiveringsrendementen voor
geneesmiddelen met de MBR in Varsseveld bleken zeer wisselend te zijn
(STOWA, 2006). Uit een vergelijking tussen de effluentkwaliteit van
Varsseveld (met MBR) en twee conventionele RWZI5 blijkt dat
concentraties geneesmiddelen in dezelfde range liggen (STOWA, 2006).
Een MBR verwijdert geneesmiddelen dus niet duidelijk beter dan een
conventionele RWZI.
Actiefkoolfiltratie
Adsorptie van geneesmiddelen aan actief kool kan door dosering van
poederkool in het water of doorstromen van een korrelkoolreactor. Als
nageschakelde techniek voor de behandeling van RWZI-effluent zijn er
goede pilotresultaten behaald, en op een enkele RWZI is deze techniek
full-scale ingezet. Op een RWZI in Duitsland is een goede verwijdering
(>90%) van röntgencontrastmiddelen aangetoond (Metzger et al.,
2005). Ook voor andere geneesmiddelenresten kan een vergaande
reductie worden behaald (Joss, 2004). Uit RWZI-effluent is tot meer dan
90% verwijdering aangetoond (Derksen et al., 2007).
Mede op basis van de goede ervaringen met poeder actief kool in
Zwitserland wordt deze maatregel nu ook in Nederland beproefd. Er
wordt nagegaan in hoeverre het doseren van poeder actief kool in
actiefslibtanks bijdraagt aan kosteneffectieve verwijdering van
geneesmiddelen en andere microverontreinigingen onder Nederlandse
praktijkomstandigheden (STOWA, 2016).
In Apeldoorn is na het effluent van een conventionele RWZI een pilot
met een actief kool filter geplaatst, gevolgd door nanofiltratie. Het actief
koolfilter verwijdert de meeste geneesmiddelen met een rendement
tussen 36 en 83%. Nanofiltratie zorgt voor (een geringe) extra
verwijdering (STOWA, 2006).
1 -STEP filter

Het One Step total effluent polishing (1-STEP) filter is een nieuw
ontwikkeld neerwaarts doorstroomd vastbedfilter dat vijf
behandelingsstappen corn bineert: coagulatie, vlokvorming, filtratie,
denitrificatie en actiefkool-adsorptie. Het vast bed bestaat uit actief kool.
Hiermee kunnen geneesmiddelen uit RWZI effluent worden verwijderd.
Pagina 81 van 92

R1VM &iefrapport 2016-0111

In een onderzoek beschreven in STOWA (2009) wordt de proefinstallatie
gevoed met water uit de afloop nabezinktank (NBT) van de RWZI
Horstermeer. Er is een groot verschil tussen de verwijdering van
verschillende geneesmiddelen in het 1-STEP filter. Deze is 31-82% na
filtratie van 4600 bedvolumes (standtijd 4 maanden) en 0-21% na
32000 bedvolumes (standtijd 11 maanden), afhankelijk van de
stofeigenschappen. De resultaten laten een duidelijk effect zien van de
standtijd op het verwijderingsrendement van een geneesmiddel.
Waternet past de 1-STEP filter inmiddels toe als nabehandeling op RWZI
Horstermeer, met als primaire doel nitraat en fosfaat vergaand te
verwijderen (STOWA, 2009).
Hoe wordt het drinkwater in Nederland gezuiverd’
Drinkwater wordt in Nederland bereid uit grondwater of
oppervlaktewater. Een standaard grondwaterzuivering bestaat uit
beluchtings- en filtratiestappen die vooral bedoeld zijn voor de
verwijdering van ijzer, mangaan en ammonium. Grondwater is een
aantrekkelijke bron voor de productie van drinkwater, omdat het
microbiologisch betrouwbaar is en meestal goed beschermd tegen
invloeden van buitenaf. Daarom is de behandeling tot drinkwater relatief
eenvoudig en goedkoop. Kwalitatief goed grondwater is echter niet
overal in Nederland beschikbaar. Geneesmiddelen worden ook in
grondwater aangetroffen.
Een oppervlaktewaterzuivering is gecompliceerder, omdat er meer
verschillende soorten verontreinigingen, zowel chemisch als biologisch,
in oppervlaktewater aanwezig kunnen zijn. Veelvoorkomende processen
in de oppervlaktewaterzuivering zijn verwijdering van zwevende stof
door vlokvorming met een vlokmiddel, filtratie, desinfectie, actief
koolfiltratie voor de verwijdering van microverontreinigingen en een
einddesinfectie. In de moderne drinkwaterzuivenng wordt ook steeds
meer gebruikt gemaakt van membraanfiltratie en geavanceerde oxidatie
door middel van UV/H
. Met dit laatste proces worden organische
0
2
microverontreinigingen afgebroken.
In Nederland wordt drinkwater geproduceerd uit zowel grond- als
oppervlaktewater. Ongeveer 60% van het drinkwater in Nederland
wordt bereid uit grondwater, 40% uit oppervlaktewater.
Oppervlaktewaterwinningen (waaronder ook oevergrondwaterwinningen)
voorzien West-Nederland, een deel van Limburg en een deel van
Groningen van drinkwater. Grondwater vormt de voornaamste bron voor
drinkwater in de rest van Nederland.
Zuivering van grondwater
Grondwater wordt beschouwd als de meest aantrekkelijke bron voor de
productie van drinkwater, omdat het microbiologisch betrouwbaar is en
meestal goed beschermd tegen invloeden van buitenaf. Daarom is de
behandeling tot drinkwater relatief eenvoudig en goedkoop. Kwalitatief
goed grondwater is echter niet overal in Nederland beschikbaar (Van der
Aa et al., 2015a). Grondwater is niet vrij van microverontreinigingen.
Ook geneesmiddelen worden geregeld in grondwater aangetroffen.
In Figuur 1-1 is een typische zuivering voor de bereiding van drinkwater
uit grondwater weergegeven (TU Delft, 2016). Achtereenvolgens zijn te
Pagina 82 van 92

RIVM &iefrapport 2016-0111

zien: de winningsput, het voorfilter, cascade/nafilter, de
reinwaterreservoir, de watertoren en aflevering bij de consumenten.

]

Figuur 1-1. Voorbeeld van drinkwaterbereiding uit grondwater (Ei Delft, 2016).

Tijdens de beide filtratiestappen worden door middel van
beluchting/ontgassing en filtratie ijzer, mangaan en ammonium uit het
(zuurstofloze) grondwater verwijderd. Tevens vindt ontgassing plaats
van eventueel aanwezig methaan, koolzuurgas en zwavelwaterstof. Het
proces is niet toegerust op het verwijderen van medicijriresten. De
watertoren is tegenwoordig meestal vervangen door pompinstallaties die
het leidingnet op druk houden.
Zuivering van oppervlaktewater

Oppervlaktewater bevat meer chemische en microbiologische
verontreinigingen dan grondwater. Wanneer oppervlaktewater wordt
gebruikt voor de productie van drinkwater, zijn er daarom meer
zuiveringsstappen nodig dan wanneer grondwater wordt gebruikt. Deze
stappen bestaan over het algemeen uit (De Moet et al., 2005):
• een voorraadbekken met voldoende water voor een
overbruggingstijd van 1-3 maanden, zodat een innamestop
mogelijk is bij ernstige verontreiniging van de rivier
• een procesbekken met een verblijftijd van circa 1 maand, waarin
een aanzienlijke zelfreiniging optreedt (bezinking zwevende stof,
oxidatie van ammonium)
• verwijdering van zwevende stof door vlokvorming en
vlokverwijdering door filtratie, eventueel voorafgegaan door
bezinking of opdrijving
• primaire desinfectie door een minimale hoeveelheid chloor of
ozon.
• verwijdering van microverontreinigingen door middel van actief
koo 1fl ltratie
• secundaire desinfectie met een minimale hoeveelheid chloor,
chloordioxide of m.b.v. UV-straling.
In de moderne drinkwaterzuivering wordt ook steeds meer gebruikt
gemaakt van membraanfiltratie. Ultra- en microfiltratie verwijderen
vooral grovere bestanddelen, zoals zwevende stof, cysten en bacteriën.
Nanofiltratie verwijdert ook tweewaardige ionen, zoals calcium en
sulfaat, grotere organische stoffen en de meeste
microverontreinigingen. Omgekeerde osmose houdt ook eenwaardige
ionen tegen.
Het gebruik van UV/H202 (peroxide) bij de drinkwaterzuivering is ook in
opmars. Hiermee worden sterk oxiderende hydroxylradicalen gevormd,
Pagina 83 van 92

RIVt4 &iefrappot 2016-0111

die micro-organismen inactiveren en organische microverontreinigingen
omzetten.

Pagina 84 van 92

Oh

Oh

Oh

-v

1

(D

0)

RfVN Brefi-appot 2016-0111

Bijlage 3. Meetgegevens en risicoquotiënten voor
geneesmiddelen in effluent en oppervlaktewater

Monitoringsdata
Als bron voor de monitoringsgegevens van effluent (Tabel 3-1) is
gebruik gemaakt van de Watson databasew met gegevens uit 2013 en
2014. Als bron voor de monitoringsgegevens van oppervlaktewater
(Tabel 3-2) is gebruik gemaakt van de database in het
35 van het informatiehuis Water met gegevens uit
Waterkwaliteitsportaal
2014 van de waterschappen en andere waterbeheerders. Deze laatste
database bevat alle mogelijke monitoringsdata van watersystemen (bv.
ook doorzicht, en nitraat) en geneesmiddelen zijn niet apart aangemerkt
als geneesmiddel. Daarom kan het zijn dat in onze analyse niet alle
geneesmiddelen uit deze dataset gehaald zijn. De geneesmiddelen uit de
Watson database en de geneesmiddelen die ook in de Norman lijst
stonden (zie hieronder bij effectgegevens) zijn opgezocht. Dat zijn in
totaal meer dan 200 verschillende stoffen. Vanwege de bewerkelijkheid
is alleen 2014 nagezocht in het Waterkwaliteitsportaal. De hier
gepresenteerde gegevens zijn daardoor een momentopname, die
bepaald wordt door keuze, in dat jaar, van de te analyseren stoffen
(doorgaans wordt slechts een fractie van alle mogelijk stoffen gezocht),
de meetlocaties (die niet per se het meest relevant zijn voor
geneesmiddelen), beschikbaarheid ecotox-gegevens (niet alle
geneesmiddelen zijn geselecteerd) en de meetresultaten van dat ene
jaar. Een beter beeld kan verkregen worden met metingen over
meerdere jaren, om zodoende van meer stoffen inzicht te krijgen in
variaties of trends in ruimte en tijd.

Alle metingen van alle locaties zijn samengevoegd (effluent en
oppervlaktewater apart). Van alle geneesmiddelen die drie of meer keer
boven de rapportagegrens
36 zijn gemeten is het gemiddelde, de
minimum en de maximum concentratie gerapporteerd.
Veilige concentraties
Het RIVM heeft voor de risicoschatting geen eigen normen afgeleid. Er is

gebruik gemaakt van openbare bronnen met bestaande nsicogrenzen
(veilige concentraties; ook wel predicted no effect concentrations
(PNEC5) of environmental quality standards (EQSs) genoemd). Voor
sommige geneesmiddelen zijn meerdere veilige concentraties
beschikbaar (zie tabel 3-3). Bij de keuze voor de te gebruiken veilige
concentratie is een prioritering gemaakt. Eerst zijn door het RIVM
afgeleide gedegen normen (carbamazepine, metoprolol, metformine) en
normvoorstellen die zijn gedaan in het kader van prioritering onder de
Kaderrichtlijn water gebruikt. In de overige gevallen zijn getallen
gebruikt uit de publieke literatuur, de Norman database, de fass.se
website of de AstraZeneca website. Wanneer meerdere veilige
www.emissieregistratie.nI
https://wwwwaterkwaliteitsportaaI.nh/8eheer/Rapportage/BuIkdata
36
0e rapportagegrens is de concentratie van een stof in water die met de huidige analysetectinieken

betrouwbaar kan worden aangetoond

Pagina 86 van 92

R1V4 &iefirappot 2016-0111

concentraties per stof beschikbaar waren, is de laagste (meest kritische)
waarde gebruikt. In eerste instantie zijn de veilige concentraties
gebruikt die zijn afgeleid met behulp van chronische toxiciteitstesten.
Wanneer deze er niet waren, is gebruik gemaakt van veilige
concentraties die zijn afgeleid met acute toxiciteitstesten en een hogere
veiligheidsfactor. Veilige concentraties die in het Nomian netwerk
bepaald zijn aan de hand van modelberekeningen, zijn niet gebruikt in
de risicoschatting, maar ter informatie wel opgenomen in de tabel.
Risicoquotiënt
Een risicoquotiënt wordt bepaald door de gemeten concentraties te
delen door de veilige concentratie. Wanneer dit nsicoquotiënt boven de
1 is, is er een risico.
Uitdagingen rondom de risicoschatting
Er zijn een aantal uitdagingen rondom de hier gepresenteerde
nsicoschatting.
• De meetgegevens zijn geleverd door verschillende instanties. Het
aantal monitoringspunten en —momenten verschilt sterk per stof.
Voor sommige stoffen is de gemiddelde concentratie dus
gebaseerd op maar drie analyses, voor andere stoffen betreft dit
meer dan 100 metingen.
• Van veel geneesmiddelen ontbreken monitoringsgegevens.
• Het gemiddelde in de Watson database is een gemiddelde van
alle metingen boven en onder de rapportagegrens. Metingen
onder de rapportagegrens zijn in deze database op nul gesteld.
Deze metingen worden in de onderliggende rapportage
genegeerd, omdat ze geen kwantitatief meetpunt
vertegenwoordigen. Het gemiddelde uit de Watson database is
gecorrigeerd door het gemiddelde te nemen van alle metingen
boven de rapportagegrens
, metingen waarin de stof niet of
21
beneden de rapportagegrens is aangetroffen tellen niet mee in de
berekening. De risicoschatting heeft dus betrekking op de
locaties en tijdstippen waar het geneesmiddel is aangetroffen
boven de rapportagegrens.- Normaliter wordt de veilige
concentratie vergeleken met de jaargemiddelde concentratie. De
jaargemiddelde concentratie wordt bepaald door het gemiddelde
te nemen van 12 maandelijkse of bemonsteringen per locatie. In
dit geval is de dataset dusdanig gevarieerd, dat van een
jaargemiddelde concentratie geen sprake is. Het is echter
aannemelijk dat geneesmiddelen continu geloosd worden en dat
eventuele pieken dus ook langer duren dan een aantal dagen. In
dat geval is de maximaal gemeten concentratie wellicht een
betrouwbaarder schatting van een ‘realistic worst-case’ situatie
dan een gemiddelde van enkele metingen. In de onderzochte
dataset blijken de maximale concentraties geen extreme pieken
te representeren: ze niet veel hoger dan de gemiddelde
concentraties.
• Bij het bepalen van de risicoquotiënten is geen rekening
gehouden met de aanwezigheid van metabolieten of
afbraakproducten. Hier zijn geen specifieke veilige concentraties
voor afgeleid, en vaak worden ze ook niet opgenomen in het
analysepakket. Van sommige stoffen zoals diclofenac en
carbamazepine is echter bekend dat ook de afbraakproducten
Pagina 87 van 92

RJVM Biefrapport 2016-0111

•

•

nog biologisch actief zijn en effecten op organismen in het milieu
kunnen veroorzaken. Van andere afbraakproducten, zoals
guanylurea (afbraakproduct van metformine), zijn helemaal geen
gegevens bekend terwijl het wel zeer geregeld wordt
aangetroffen (Ter Laak en Baken, 2014).
Op sommige locaties heeft het effluent een zeer grote invloed op
de waterkwaliteit, vooral in die wateren waar het effluent vrijwel
niet verdund wordt. De monitonngsgegevens voor
oppervlaktewater zijn grotendeels afkomstig van KRW
monitoringslocaties. Dit zijn in de regel grotere wateren die niet
specifiek zijn gekozen vanwege hun blootstelling aan
geneesmiddelen. Om ruimtelijke en temporele variatie in beeld te
brengen is gebiedsgerichte modellering nodig.
De schatting van de vracht naar het oppervlaktewater is een best
guess’ op basis van een zeer kleine groep stoffen. Er zijn circa
2000 werkzame stoffen, waarvoor de 14 stoffen uit de ER model
staan. Het tonnage van deze stoffen is ook maar 11% van dat
van alle stoffen. Dit betekent dat alleen al een handvol stoffen
met een zeer lage of zeer hoge verwijdering, in combinatie met
een relatief hoog verbruik, tot een heel andere emissie kunnen
leiden. De bandbreedte van de schatting ligt tussen de 17 ton
(voor de 14 stoffen) en 3500 ton (het totale verbruik).
De studies en de aanpak die onderliggend zijn aan de veilige
concentraties uit externe bronnen zijn niet door RIVM getoetst.
Zeker wanneer acute gegevens gebruikt zijn voor de afleiding of
wanneer modelberekeningen zijn gebruikt, is de onzekerheid
rondom de veilige concentratie erg groot. Risicoquotiënten die
gebaseerd zijn op deze modelberekeningen (schuingedrukt in de
tabel) zijn dan ook niet meegenomen in de uiteindelijke figuur in
de hoofdtekst.

Pagina 88 van 92

R1VI I3defiapport 2016-0111

Tabel 3-1. Metingen en nsicoquotiënten (RQ) in effluent. Rood gedrukte
geneesmiddelen hebben een RQ hoger dan 1, en vormen een risico voor de
waterkwaliteit.

Stofnaam

PNEC

Effluent
Mina Max
pg/L
<RG 0.2
0.018 0.43
< RG
0.11
0.039 2.0
0.4
< RG
< RG
0.15
< RG
0.24
< RG
1.1
< RG
4.1
0.16 2.5
0.52
< RG
< RG
5.6
0.07 5.1
< RG
32
< RG
0.017
< RG 0.19
0.19 6.6
0.078 4.1
0.009 0.5
< RG
0.84
0.58
0.044 4.5
< RG
0.24
< RG 0.88
3.6
—

pg/L
amidotrizoïnezuur
atenolol
bezafibraat
carbamazepine
claritromycine
clindamycine
clozapine
diclofenac
dipyridamol
gabapentine
gemfibrozil
hydrochloorthiazide
irbesartan
jopamidol
ketoprofen
lidocaine
metformine
metoprolol
naproxen
oxazepam
pipamperon
sotalol
sulfamethoxazol
tnmethoprim
valsartan

d
130

-

j4e.f
lOOO

-

-

0.5e
h
004

—

-

-

-

0.l
2.411

-

-

-

-

-

iS’
6.3m
h
704

-

-

-

l.252’
0.5k’
h
813

-

-

-

780e
g
62

-

-

64
•
0
h

-

-

9808’
47.88’
0.118’

-

-

-

56011

Gemb
pg/L
0.147
0.237
0.042
0.561
0.127
0.055
0.097
0.257
0.906
0.989
0.363
1.692
1.467
5.75
0.012
0.083
1.63
1.14
0.203
0.294
0.247
0.932
0.111
0.158
0.672

% aanwezig
boven RG

(n/n)c

6 (3/47)
100 (4/4)
25 (12/49)
100 (49/49)
75 (35/47)
36 (16/45)
55 (11-20)
97 (67/69)
38 (17/45)
100 (45/45)
75 (3/4)
60 (28/47)
100 (45/45)
21 (10/47)
9 (4/47)
88 (41/49)
100 (10/10)
100 (69/69)
100 (4/4)
96 (64/67)
23 (3/13)
100 (49/49)
86 (42/49)
88 (43/49)
54 (24/44)

RQ
(gem.
waarde)

RQ (max
waarde)

0.0011
0.0016
0.0000
1.12
3.17

0.0015
0.0029
0.0001
4.00
10.0

-

-

-

-

2.57
0.378
0.198
0.242
0.269
0.0021
4.59 k
0.0245
0.0010
0.0021
0.0183
0.317

11.0
1.71
0.500
0.347
0.889
0.0072

k
00014
k
00000

k
256

0.0340
0.0023
0.0085
0.0661
0.781
0.0039’
0.0001 k

0195
•
0
k

k
00940

0.940
0.0099
0.0012

2.03
0.0550
0.0064

a

<RG = Beneden rapportagegrens
36
Gemiddelde van alle waardes boven rapportagegrens. Waardes beneden rapportagegrens
zijn niet meegenomen.
n/n = n geanalyseerd / n aangetroffen boven rapportagegrens
d
Norman database (Peter von der Ohe, UmweitBundesAmt, persoonlijke mededeling)
e
AstraZeneca data (www.astrazeneca.com)
’Vestel et al., 2016
1
Moermond, 2014
h
www.fass.se
EQS dossier (European Commission, 2011a)
Agerstrand and Ruden, 2010
k
PNEC gebaseerd op QSAR schatting (Norman database)
‘Grung et al., 2008
Murray-Smith et al, 2012
b

Pagina 89 van 92

RIVM &iefrappot 2016-0111

Tabel 3-2. Metingen en nsicoquotiënten (RQ) in oppervlaktewater. Rood
aedrukte aeneesmiddelen hebben een RO hoaer dan 1.
PNEC
Oppervlaktewater
Stofnaam
RQ
% aanwezig
(gem.
boven RG
waarde)
Max a Gemb
(/)C
pg/L
pg/L
pg/L
d
130
0.54
0.143
0.0011
amidotrizoinezuur
35 (36/103)
atenolol
148v
0.42
0.077
59 (40/68)
0.0005
3.70
azitromycine
0.09
0.5
0.333
4 (3/68)
0.02
0.016
11 (11/98)
0.0000
bezafibraat
lOOlY
4011
caffeine
0.93
0.131
98 (49/50)
0.0033
0.094
carbamazepine
0.5e
1
60 (177/297)
0.188
0.16
0.040
26 (28/106)
1.00
claritromycine
0.04’
clindamycine
0.04
0.019
30 (28/94)
0.07
11 (7/61)
clozapine
0.036
0.655
diclofenac
0.35
0.065
53 (55/104)
2.411
0.0208
dipyridamol
0.06
0.050
6 (3/48)
0.018
8 (8/103)
fenazon
0.03
d
5
2.2
0.370
90 (85/94)
0.0741
gabapentine
0.0442
çjemfibrozil
l.5’
0.29
0.066
40 (27/68)
2.5
0.249
93 (87/94)
0.0004
irbesartan
704”
jomeprol
1000”
1
0.305
6 (4/68)
0.0003
jopamidol
1.252’
3.3
0.200
16 (16/98)
0.160’
d
5
,
0
0.02
0.017
3 (3/98)
0.0333
ketoprofen
81711
46 (45/98)
0.21
0.046
0.0006
Iidocaïne
metformine
780
4.4
0.481
48 (65/136))
0.0006
2.6
0.319
81 (88/109)
0.0051
metoprolol
0.64”
0.3
0.123
16 (11/68)
0.193
naproxen
215.3’
0.64
0.080
78 (73/94)
0.0004’
oxazepam
9.211
0.130
12 (8/68)
0.0141
paracetamol
0.3
47.88’
2.2
0.194
82 (80/98)
0.0041’
sotalol
0.051
54 (56/104)
0.428
sulfamethoxazol
0.118w 0.24
sulfapyridine
0.04
0.030
80 (4/5)
16”
0.08
0.029
18 (18/98)
0.0018
trimethoprim
56011
0.268
0.0005
valsartan
3.7
56 (53/94)
-

-

-

-

-

RQ (max.
waarde)
0.0042
0.0028
5.56
0.0000
0.0233
2.00
4.00
-

-

3.50
0.0250

-

0.440
0.193
0.0036
0.0010
2.64’
0.0400
0.0026
0.0056
0.0419
0.469
0.0030’
0.0326
0.0459’
2.04

-

<RG = Beneden rapportagegrens
36
In tegenstelling tot effluent data zijn voor alle geneesmiddelen in oppervlaktewater de
minimum concentraties beneden de rapportagegrens. In de tabel wordt dus alleen het
maximum gerapporteerd.
b
Gemiddelde van alle waardes boven rapportagegrens. Waardes beneden rapportagegrens
zijn niet meegenomen.
n/n = n geanalyseerd / n aangetroffen boven rapportagegrens
d
Norman database (Peter von der Ohe, IJmweltBundesAmt, persoonlijke mededeling)
e
AstraZeneca data (www.astrazeneca.com)
Vestel et al., 2016
‘EQS dossier (Carvalho et al., 2015)
Ii
www.fass.se
Moermond, 2014
EQS dossier (European Commission, 2011a)
k
Agerstrand and Ruden, 2010
PNEC gebaseerd op QSAR schatting (Norman database)
Grung et al., 2008
Pagina 90 van 92

0.0050
0.0066

amidotrlzoïnezuur
atenolol
azitromycine
bezaflbraat
cafeïne
carbamazepine
claritromycine
clindamycine
clozapine
diclofenac
dipyridamol
fenazon (antipyrine)
gabapentine
gemfibrozil
hydrochloorthiazide
irbesartan
jomeprol
jopamidol
ketoprofen
lidocaïne
metformine

5
1.5
lOOC
704k’
1000
1.252
0.5
81.7
780

0.1
2.4

Gekozen waarde
130
148
0,09
1000
40
0.5
Q,Q4

780

Geen data

0.13
Geen data
Geen data
0.1.

0.5

0.09

Bron
ib
la

0.5

5

0.0004

44.7

2b
1.30

Pagina 91 van 92

81.7
1030

100
704
1000

2.4

40
2.6
0.04

2a

Tabel 3-3. Overzicht van PNECS (Predicted No Effect Concentration) in ua/L

106

1000

148

2c

1030

200
191

704

32

148
0019
1000

2d

106
20

1.5
0.058

10

17

2e

0.1

—

—

—

—

—

110

—

—

—

—

—

—

—

—

6.3

20

—

0.5

—
—

150
—

—

—

—

2h

—

—

—

0.1

2.5

148

2f

42
4.2

622.9
8.7
33.12
49.1
1.252

130
26.05

175.7
22.9
4.144

3

Veilige concentraties
Wanneer meerdere PNECs (Predicted No Effect Concentrations) aanwezig zijn, wordt de gekozen PNEC gebaseerd op de volgende keuzes:
• Eerst de door het RIVM en in het kader van de EQS-afleiding beschikbare getallen (la/ib).
• Wanneer die er niet zijn, getallen uit de publieke literatuur, de Norman database, de fass.se website of de AstraZeneca websi te
(2a t/m 2f). Wanneer binnen deze categorie meerdere getallen aanwezig zijn, wordt van de getallen gebaseerd op chronische data
de laagste gekozen. Deze waardes zijn verder niet geëvalueerd en zijn niet gelijkwaardig aan de door RIVM afgelelde gedegen
norm-getallen.
• Wanneer er geen PNEC gekozen kan worden gebaseerd op ecotoxiclteitsstudles, dan worden de getallen gekozen dle zijn berekend
met modellen, de zogenaamde QSARs (3)

RIVM Brefrapport 2016-0111

16
560

Gekozen waarde
62
0.64
215.3
9.2
9808
47,88
0.118c
Geen data

Bron
ib
la
62

56
560

0.59

9.2

2a
7.3
0.64

2b
60

2c
7.3

120

0.2

2d

16

0.0268

9.2

2e
58.3
0.64

2f

62

—

16

0.118

—

—

—

7.3
4.2

—

9.2

2h
31

—

0.59

2g

—

—

4.2

—

22.7

130
215.3
60.4
9808
47.88
1.5

3

Pagina 92 van 92

Bronnen
la: Moermond, 2014
ib: EQS dossiers (diclofenac: European Commission, 2011a; rest: Carvalho et al,, 2015)
2a: www.fass.se
2b: Norman database (Peter von der Ohe, UmweitBundesAmt, persoonlIjke mededeling)
2c: AstraZeneca data (www.astrazeneca.com)
2d: Vestel et al., 2016
2e: Agerstrand and Ruden, 2010
2f: Boxail et al., 2014
2g: Ferrari, 2004
2h: Grung et al., 2008
21: Murray-Smith et al., 2012
3: PNEC gebaseerd op QSAR schatting (Norman database; Peter von der Ohe, UmweitaundesAmt, persoonlijke mededelIng)

b

a

Voor claritromycine is de waarde uit fass.se gekozen, aangezien de waarce uit het EQS dossier Is bepaald met een foutleve assessment faktor.
Voor irbesartan is de waarde uit fass.se gekozen, aangezien de waarde van Vestel et al. (2016) Is gebaseerd op acute toxlclteltsgegevens,
De laagste waarde voor sulfamethoxazol en hydrochloorthiazide komt uit Agerstrand en Ruden (2010), dle de waarde uit fass.se gehaald hebben. Deze waarde Is nu
echter niet meer terug te vinden op fass.se, dus hier ook niet meer meegenomen.

metoprolol
naproxen
oxazepam
paracetamol
pipamperon
sotalol
sulfamethoxazol
sulfapyridine
trimethoprim
valsartan

RIVM Briefrapport 2016-0111

RWM
De zorg voor morgen begint vandaag