Monitorování osudu farmaceutických látek v procesu čištění odpadních vod

MASARYKOVA UNIVERZITA PŘÍRODOVĚDECKÁ FAKULTA CENTRUM PRO VÝZKUM TOXICKÝCH LÁTEK V PROSTŘEDÍ Monitorování osudu farmaceutických látek v procesu čištění odpadních vod Bakalářská práce Šárka Kuklíková Vedoucí práce: Ing. Branislav Vrana, PhD. Brno 2014 1

Bibliografický záznam Autor: Název práce: Studijní program: Šárka Kuklíková Přírodovědecká fakulta, Masarykova univerzita Centrum pro výzkum toxických látek v prostředí Monitorování osudu farmaceutických látek v procesu čištění odpadních vod Chemie Studijní obor: Chemie Vedoucí práce: Ing. Branislav Vrana, PhD. Akademický rok: 2013/2014 Počet stran: 49 Klíčová slova: Čistírny odpadních vod; Farmaceutické látky; Monitoring; Odpadní vody; Vzorkování; Životní prostředí; 2

Bibliographic Entry Author: Title of Thesis: Degree programme: Field of Study: Supervisor: Šárka Kuklíková Faculty of Science, Masaryk University Research centre for toxic compounds in the environment Monitoring of the fate of pharmaceuticals in the wastewater treatment process Chemistry Chemistry Ing. Branislav Vrana, PhD. Academic Year: 2013/2014 Number of Pages: 49 Keywords: Environmental; Monitoring; Pharmaceuticals; Sampling; Waste water; Waste Water Treatmment Plant; 3

Abstrakt Cílem této bakalářské práce bylo vypracování literární rešerše o monitorování farmaceutických látek v procesu čištění odpadních vod. Farmaka jsou používány stále a ve velkém množství. Farmaka se v organismu metabolizují či zůstávají v nezměněné podobě a dostávají se do odpadních vod a v případě nedokonalého odstranění v procesu čištění jsou vypouštěny do vodních toků (do recipientu). Ve vodním prostředí pak farmaceutické látky mohou působit na necílové organismy. Odstranění farmak v procesu čištění odpadních vod záleží na jejich fyzikálně-chemických vlastnostech a dalších faktorech, jako je použitá technologie, teplota, ph a další. Komunální čistírny odpadních vod jsou primárně konstruovány pro odstranění organického znečištění a sloučenin dusíku a fosforu, ale až na výjimky nejsou konstruovány pro odstraňování reziduí farmak z odpadní vody, a proto je důležité se zaměřit na sledování účinnosti jejich odstranění. Za účelem monitorování farmak v odpadních vodách je důležité také zvolit vhodné postupy pro odběry vzorků, s ohledem na stanovované látky a jejich vlastnosti. Při stanovení farmak je stejně tak důležitá i jejich úprava (extrakce) a následné použité instrumentální analytické metody stanovení. Abstract The aim of this thesis was a literature review on the monitoring of pharmaceuticals in the wastewater treatment process. Pharmaceuticals are still used in large quantities. Pharmaceuticals in the organism metabolize or remain unchanged and enter a treatment plant and in case of incomplete removal in the treatment process Theky are released to recipient water bodies. In the aquatic environment pharmaceuticals agents can then have an effect on the non-target organisms. Removal of pharmaceuticals in the wastewater treatment process depends on their physico-chemical properties and other factors such as technogies used, temperature, ph, and other. Municipal wastewater treatment plants are primarily designed to remove organic pollution as well as nitrogen and phosphorus containing compounds, but with exceptions they are not degigende to remov pharmaceuticals from wastewater, and therefore it is important to focus on monitoring the effectiveness of their removal. For the purpose of monitorin pharmaceuticals in wastewater it is important to choose the appropriate methods for sampling, with respekt to the substances be determined and their properties. For determinativ of pharmaceuticals the sample treatment (extraction) and subsequent determination by instrumental analytical methods are equally important. 4

5

6

Poděkování Na tomto místě bych chtěla poděkovat panu Ing. Branislavu Vranovi, PhD. za vedení, konzultace a pomoc při psaní mé bakalářské práce. Prohlášení Prohlašuji, že jsem svou bakalářskou práci napsala samostatně a výhradně s použitím citovaných zdrojů. Brno 28. května 2014. Jméno, Příjmení 7

Seznam zkratek AOP pokročilé oxidační procesy ČOV čistírna odpadních vod ELISA enzym vázaný na imunochemický sorbent EN evropské normy ESI elektrosprey jako zdroj ionizace GC plynová chromatografie ISO mezinárodní normy K ow rozdělovací koeficient v systému oktanol- LLE - extrakce kapalina-kapalina LC kapalinová chromatografie LC - TOF/MS kapalinová chromatografie s detektorem doby letu/hmotnostním spektrometrem LOQ mez stanovitelnosti MS hmotnostní spektrometr n.d. nedetekováno NEK norma environmentální kvality NPK-NEK maximální přípustná koncentrace norma environmentální kvality OVA albumin ze slepičích vajíček PAU polycyklické aromatické uhlovodíky POCIS integrativní vzorkovač polárních organických látek RP-NEK roční průměrná koncentrace norma environmentální kvality SLE podporovaná kapalinová extrakce SPE extrakce na pevnou fázi SPME mikroextrakce na pevnou fázi SPMDs polopropustná membrána (typ pasivního vzorkovače) SÚKL Státní ústav pro kontrolu léčiv UPLC ultraúčinná kapalinová chromatografie UPLC TQD - ultraúčinná kapalinová chromatografie kvadrupól-hexapól-kvadrupól UPLC QqQ - ultraúčinná kapalinová chromatografie trojitý kvadrupól 8

Obsah 1. Úvod 2. Farmaceutické látky v životním prostředí 2.1 Charakteristiky 2.2 Výskyt v životnom prostředí 2.2.1 Zdroje 2.2.2 Transport 2.2.3 Osud v životním prostředí 2.3 Ekotoxikologické účinky 2.3.1 Expozice 2.3.2 Účinky 2.4 Legislativní rámec 2.4.1 Vodní rámcová směrnice 2.4.2 Norma environmentální kvality 3. Osud farmaceutických látek v procesu čištění odpadních vod 3.1 Výskyt farmaceutik v komunálních odpadních vodách 3.2 Proces čištění odpadních vod 3.2.1 Primární čištění 3.2.2 Sekundární čištění 3.2.3 Terciární čištění 3.2.4 Speciální technologie na odstranění reziduí farmak (AOP procesy, adsorpce...) 3.2.4.1 AOP 3.2.4.2 Sorpce 3.3 Výskyt farmaceutik ve vyčištěné odpadní vodě 4. Monitorování farmaceutických látek v procesu čištění odpadních vod 4.1 Vzorkování odpadních vod (odp., aktivovaný kal...) 4.2 Druhy vzorkování, vzorkovnice 4.3 Odběr, uchovávání a skladování vzorků 4.4 Metody analytického stanovení 5. Závěr 9

1. Úvod V životním prostředí je přítomno mnoho znečisťujících látek. Počátkem 90. let bylo znečištění vod, zejména povrchových vod, považováno za druhý největší problém životního prostředí v České republice (ČR). Většina významných vodních toků patřila do skupiny velmi silně nebo silně znečištěných vod a vyskytovaly se i vážné kontaminace vod podzemních. Do současné doby se kvalita vod zřetelně zlepšila a většina toků spadá do skupiny mírně či silně znečištěných vod (Bittner, 2010). Léčiva se stala jednou ze skupin látek, které znečišťují vodní toky. Mnoho léčiv prochází strukturními změnami v tělech zvířat a lidí, resp. je to zapříčiněno mikroorganismy ve střevě nebo lidskými enzymy jako jsou cytochromy (Kümmerer, 2008). Tyto metabolity jsou poté vylučovány z těl zvířat a lidí a dostávají se do různých složek prostředí, jako jsou povrchové vody, podzemní vody, sedimenty (Kümmerer, 2008) nebo půdy, pokud nejsou zachyceny čistírnou odpadních vod (ČOV) (Kümmerer, 2008). Takto mohou vstoupit do vodního prostředí a nakonec být přítomny i v pitné vodě (Kümmerer, 2008). V této práci se budu zabývat charakteristikou a výskytem farmaceutických látek v životním prostředí, dále pak výskytem farmaceutických látek v odpadních vodách, opisem metod, monitorováním farmak ve vodě a procesy odstraňování farmak z odpadních vod v procesu čištění odpadních vod. 10

2. Farmaceutické látky v životním prostředí Farmaceutické látky lidé používají na léčbu a některé i k prevenci nemocí. Do životního prostředí vstupují látky, jako jsou léčiva, dezinfekční prostředky a přípravky pro osobní péči (Kümmerer, 2008). V poslední době se čím dál více diskutuje o přítomnosti farmaceutických látek v životním prostředí. Farmaka jsou lidským tělem, i těly zvířat, vylučovány (Cooper, a kol, 2007) a procházejí přes kanalizaci a můžou skončit v životním prostředí (Kümmerer, 2008). Po průchodu organismem může být pozměněno jejich složení a tedy i jejich účinky. Pokud tyto látky pak proniknou do jiných organismů, mohou způsobit různé komplikace nebo u citlivějších organismů se projeví vedlejší účinky léčiv (Cooper, a kol, 2007). Farmaka jsou bioaktivní chemické látky (Cooper, a kol, 2007), a do určité míry odolávají chemické a biologické degradaci (Kümmerer, 2008), což je další problém. Studie prováděné po celém světě ukazuji na výskyt farmaceutických látek už i v povrchové, podzemní i pitné vodě. V půdě se farmaka objevují také, díky kalům z ČOV a skládkám odpadů (Kümmerer, 2008). 2.1 Charakteristiky Farmaceutické látky jsou léčivé látky nebo jejich směsi anebo léčivé přípravky určené k podání zvířatům nebo lidem. Léčivé látky jsou přírodního nebo syntetického původu s farmakologickým či imunologickým účinkem (Hampl a kol, 2007). Léčivými přípravky se rozumějí produkty získané technologickým zpracováním léčivých substancí a pomocných látek do určité lékové formy (Hampl a kol, 2007). Pomocné látky jsou přísady léčivých přípravků bez vlastního léčebného účinku. Umožňují a usnadňují však výrobu, přípravu, uchovávání a aplikaci léčivých přípravků (Hampl a kol, 2007). 2.2 Výskyt v životním prostředí Je známo, že používaná farmaka se vyskytují v životním prostředí. První výzkumy o přítomnosti léčiv v životním prostředí byly v roce 1970 (Santos a kol, 2009). Začala se tedy monitorovat přítomnost farmaceutických látek v životním prostředí, jejich působení na organismy a další dopady způsobené jejich přítomností. 11

Tabulka č. 1: Přehled některých léčiv vyskytujících se v odpadních vodách (Hampl, 2007), (Choubert, J. M. a kol, 2009) Název léčiva Struktura léčiva Skupina léčiv ibuprofen analgetika diklofenak analgetika naproxen analgetika paracetamol nenarkoleptická analgetika, antipyretika estradiol hormony-estrogeny estriol hormony-estrogeny diazepam sedativa-hypnotika, anxiolytika karbamazepin antiepileptika 12

2.2.1 Zdroje V roce 2013 bylo do zdravotnických zařízení, lékáren a prodejcům vyhrazených léků v ČR dodáno 267,91 milionů balení léčivých přípravků, což ve srovnání s rokem 2012 znamená snížení o 4,37 %. Počet definovaných denních dávek v roce 2013 dosáhl 6 125,79 milionů, což je téměř stejná hodnota jako v roce 2012 (SUKL, 2013). Není tedy divu, že se farmaceutické látky vyskytují v životním prostředí, při takto velkém distribuovaném množství. V tabulce č. 2 jsou uvedeny jmenovitě léky s nejvyšší spotřebou za rok 2013. Tabulka č. 2: Přehled 10 nedistribuovanějších léčivých přípravků podle hlavních skupin (SUKL, 2013) Rok Pořadí Název Počet balení 2013 1 Ibuprofen 8 193 229 2 Elektrolyty 7 442 373 3 Paracetamol 7 409 875 4 Paracetamol, kombinace kromě psycholeptik 5 901 567 5 Metformin 3 756 759 6 Fytofarmaka a živočišné produkty (česká ATC skupina) 3 584 597 7 Xylometazolin 3 493 912 8 Atorvastatin 3 394 817 9 Kyselina acetylsalicylová 3 381 983 10 Ambroxol 2 855 256 Primárním zdrojem farmaceutických látek v odpadní vodě a jejich metabolitů jsou nemocní nebo zranění lidí užívající léky nebo např. ženy užívající hormonální antikoncepci. Aktivní látky jsou po použití léku z těla vylučovány buď v nezměněné podobě nebo ve formě jejich metabolitů (Kümmerer, 2008) prostřednictvím stolice a moči (Santos a kol, 2009), odcházejí díky splaškům až do čistírny odpadních vod (ČOV). Zde však nejsou některé z nich dostatečně zachycovány a rozkládány a přecházejí tak dále přes ČOV do vodních toků, kde následně mohou působit na přítomné organismy (Kümmerer, 2008) a také 13

se transportovat do dalších částí ekosystému. Není tak vyloučena ani kontaminace podzemních vod a vod pitných (Kotyza a kol, 2009). Pokud se navíc stabilizované čistírenské kaly používají jako druhotné hnojivo na zemědělských půdách (Santos a kol, 2009), může dojít k jejich kontaminaci a následnému proniknutí odolných léčiv nebo jejich metabolitů do potravních řetězců (Kotyza a kol, 2009). Za další významný zdroj jsou považovány léky s prošlou trvanlivostí, které se do koloběhu dostávají buď formou průsaků ze skládek, nebo díky spláchnutí do odpadu (Kotyza a kol, 2009). Dalšími zdroji jsou farmaka (antimikrobiální látky) používaná chovateli hospodářských zvířat na podporu růstu prasat, skotu a drůbeže. Antibiotika, jako streptomyciny se používají v pěstování zeleniny, ovoce, okrasných květin a některé i ve včelařství (Kümmerer, 2008). 2.2.2 Transport Léky jsou po požití člověkem transportovány tělem až do jejich vyloučení do odpadní vody. Farmaceutické látky společně s odpadní vodou procházejí přes ČOV. Aktivní substance byly nalezeny prakticky ve všech složkách prostředí (Kotyza a kol, 2009). Chemické látky mohou být transportovány uvnitř složky prostředí, do které byly primárně emitovány (Hloubek a kol, 2000), v tomto případě vodou. Mohou být dále transportovány přes mezifázové rozhraní do dalších složek prostředí (Hloubek a kol, 2000) (půdy, sedimentu a vzduchu). Může docházet ke kumulaci v biotických složkách prostředí (Kümmerer, 2008), což zapříčiňuje závažné problémy, a proto se nyní přítomnost farmaceutických látek monitoruje. Transport látek je řízen jejich fyzikálně-chemickými vlastnostmi, jako jsou tenze par, rozdělovacími koeficienty (K OW ), rozpustnost ve vodě, dále pak sorpčními koeficienty a chemickou stabilitou (Hloubek a kol, 2000). Farmaceutické látky se vodou mohou postupně dostávat do sedimentů a k živým organismům, ve kterých se mohou kumulovat. Ze sedimentů se dostávají do podzemních vod, kterými jsou dále transportovány (Hloubek a kol, 2000). Farmaceutické látky se mohou dostat i do půd ze skládek či z kalů ČOV, které se používají jako hnojivo (Kümmerer, 2008). Půdními průsaky se mohou dostat do podzemních vod (Hloubek a kol, 2000). 14

2.2.3 Osud v životním prostředí Farmaceutické látky přítomny v životním prostředí se mohou transportovat mezi jednotlivými složkami prostředí. Studie prokázaly, že farmaceutické látky už jsou přítomny ve všech složkách prostředí. Česká studie prokázala přítomnost ibuprofenu ve vyčištěné vodě v koncentracích 0,5 1,2 ng/l (Kožíšek, 2012). Farmaka jsou různě odolná vůči rozkladu v životním prostředí, např. antibiotika nejsou snadno biologicky odbouratelné. Některé látky např. tetracykliny jsou odstraněny z více než 50% v důsledku sorpce na čistírenské kaly (Kümmerer, 2008). Jiné farmaceutické látky, jako je kyselina acetylsalicylová jsou lehce odbouratelné (Kotyza a kol, 2009). Z různých výzkumů bylo zjištěno, že v životním prostředí z farmak nalezneme významná množství např. antibiotik nebo estrogenů z hormonální antikoncepce (Santos a kol, 2009) či ze zemědělství (estrogeny používané jako růstový hormon) (Kümmerer, 2008). Estrogeny mají prokazatelný vliv na kvalitu populací organismů a značně ovlivňují populace ryb (Santos a kol, 2009), antibiotika zase mohou vytvářet rezistenci u bakterií (Kümmerer, 2008). Tabulka č. 3: Nalezené koncentrace některých farmak v ČR v pitné vodě (Kožíšek, 2012) Látka Koncentrace (ng/l) karbamazepin 4,0 diklofenak pod 0,5 17α-ethinylestradiol pod 0,5 ibuprofen 0,5-1,2 naproxen pod 0,5 2.3 Ekotoxikologické účinky Farmaceutické látky nejsou přirozenou součástí životního prostředí. Jejich výskyt může způsobit mnoho komplikací. Účinky léčiv přítomné ve vodách jsou zjevné na vodních živočiších. 15

2.3.1 Expozice Byl proveden výzkum na potenciální bioakumulaci léčiv u necílových organismů a případné vyvolání změn u těchto organismů. Vodní organismy byly vystaveny různým koncentracím farmaceutických látek ve vodě, po různou dobu. Koncentrace byly podobné koncentracím nalezeným v povrchových a odpadních vodách. Nejčastěji byla použita doba testování jeden den, čtyři dny a sedm dní. Ze získaných výsledků vyplynulo, že se farmaceutické látky (např. ibuprofen) se dokážou akumulovat a způsobovat změny u necílových organismů (Contardo-Jara a kol, 2011). Expozice může být akutní a chronická. U působení farmaceutických látek na vodní živočichy se projevuje spíše chronická expozice. Dlouhodobé působení farmak na organismy vyvolává změny u celé populace, ne jen u jedince (Zenker a kol, 2014). Zvýšenou pozornost si zaslouží dvě skupiny léčiv, díky možným expozičním následkům. Jednu z nich představují antibiotika, která vyvolávají v nízkých koncentracích při chronické expozici větší odolnost patogenních bakterií, což může mít v budoucnu zásadní dopad na způsob a možnosti léčby některých onemocnění. Druhou skupinu tvoří perorální hormonální antikoncepce, která je schopna negativně ovlivňovat reprodukční možnosti některých organismů (Kotyza a kol, 2009). Expozice člověka by pak mohla nastat od spotřeby vody nebo konzumací vodních organismů jako jsou ryby, ve kterých se nahromadily farmaceutické zbytky (Cunningham a kol, 2008). 2.3.2 Účinky Přítomnost farmaceutických látek v prostředí má negativní vlivy na organismy v jednotlivých složkách prostředí. Jako první jsou jimi zasaženy vodní organismy (Kümmerer, 2008). Můžeme u nich pozorovat různé projevy spojeny s působením na jejich organismy. Může docházet k metabolickým změnám, byly pozorovány deformity ústních částí u vodního hmyzu, pakomárů. Byl zjištěn vliv na vývoje délky těla, obsah RNA a tempo růstu (Cooper, a kol, 2007). Dále může docházet ke genotoxicitě (Cooper, a kol, 2007), kterou lze rozdělit na karcinogenitu a teratogenitu. Může dojít k nepříznivým účinkům na reprodukci (bylo prokázáno u ryb přítomnost samčích i samičích pohlavních orgánů) (Santos a kol, 2009), 16

imunotoxicitě, neurotoxicitě a k orgánovým typům toxicity (př. hepatotoxicita). Karcinogenita způsobuje tvorbu nádorů, část karcinogenních látek je i mutagenních. Nejvíce závažná je reprodukční toxicita, ovlivnění je především v raných fázích života různých organismů a to může mít vliv na populace (Kümmerer, 2008). Rozmnožování probíhá zpravidla jen za optimálních podmínek. Farmaceutické látky (estrogeny především) ovlivňují procesy zapojené do rozmnožování jako je zvýšená produkce vajec, snížení samčí populace, zvýšení samičí populace, feminizace ryb, kvalitu skořápek, tvorbu proteinů, tvorbu kostí, malformaci semenovodných kanálků, snížený počet spermií a podobně (Santos a kol, 2009). 2.4 Legislativní rámec Znečištění povrchových vod chemickými látkami ohrožuje vodní organismy toxicitou, akumulací v ekosystému a způsobuje snížení biologické rozmanitosti, a tím je ovlivněna i lidská společnost. Proto je nutné dodržovat určené normy a směrnice, které vznikají především pro ochranu lidí resp. jejich zdraví a přírody před účinky cizorodých látek. 2.4.1 Vodní rámcová směrnice Znečištění povrchových vod chemickými látkami může poškozovat vodní ekosystémy a způsobovat snížení biodiverzity a úbytek biotopů. Látky, které znečišťují prostředí se můžou hromadit v potravním řetězci a škodit dravcům, které konzumují kontaminované ryby. Lidé jsou vystaveni znečisťujícím látkám konzumací ryb a pitné vody. Znečisťující látky se můžou nacházet v prostředí mnoho roků potom, co byli zakázané. Některé se můžou transportovat na velké vzdálenosti a je možné najít je i v odlehlých oblastech. Znečisťující látky mohou pronikat do životního prostředí z různých zdrojů, například z polnohospodářství, průmyslu, spalováním nebo neúmyslným vypouštěním vedlejších produktů (Vrana a kol, 2010). Prvním krokem bylo přijetí seznamu prioritních látek (Rozhodnutí 2455/2001/ES), který identifikoval 33 látek nebo skupin látek prioritního zájmu v povrchových vodách v celé Evropské unii kvůli jejich rozšířenému používání a jejich vysokým koncentracím v řekách, jezerech, brakických a pobřežních vodách. Tento seznam je revidovaný každé čtyři roky a podle potřeby aktualizovaný. Poslední aktualizace byla v srpnu 2013 (Směrnice evropského parlamentu a rady 2013/39/EU). Aktuální seznam zahrnuje 45 prioritních látek nebo 17

strukturně příbuzných skupin látek, hlavně organické sloučeniny včetně různých pesticidů, některé polycyklické aromatické uhlovodíky (PAU), benzen, halogenované rozpouštědla, spomalovače hoření, změkčovadla, povrchově aktivní látky, antivegetativní přípravky, a některé těžké kovy (Vrana a kol, 2010). 2.4.2. Normy environmentální kvality Chemické znečištění povrchových vod představuje ohrožení vodního prostředí s účinky, jako jsou například bezprostřední a dlouhodobá toxicita pro vodní organismy, akumulace v ekosystému a úbytek stanovišť a biologické rozmanitosti, jakož i ohrožení lidského zdraví. Přednostně je třeba zjistit příčiny znečištění a řešit problematiku emisí přímo u zdroje, a to ekonomicky i ekologicky nejúčinnějším způsobem (Směrnice 2008/105/ES, 2008). Vodní prostředí může být postiženo chemickým znečištěním krátkodobě i dlouhodobě, a proto by základem pro stanovení normy environmentální kvality (NEK) měly být údaje jak o bezprostředních, tak i dlouhodobých účincích. Pro zajištění odpovídající ochrany vodního prostředí a lidského zdraví jsou stanoveny roční průměrné NEK na úrovni zajišťující ochranu před dlouhodobou expozicí a pro účely ochrany před krátkodobou expozicí jsou stanoveny nejvyšší přípustné koncentrace (Směrnice 2008/105/ES, 2008). Evropská komise přijala Směrnici 2008/105/ES o environmentálních normách kvality v oblasti vodní politiky. Tato směrnice stanovuje limity na koncentraci v povrchových vodách pro 41 nebezpečných chemických látek včetně 33 prioritních látek a 8 dalších znečisťujících látek, které představují významné riziko pro zdravá zvířata, rostliny ve vodním prostředí a pro lidské zdraví. Má za cíl zabezpečit vysokou úroveň ochrany proti rizikům pocházejícím z těchto 41 látek a stanovuje pro ně environmentální normy kvality (ENK) na evropské úrovni. Pro dodržování předpisů pro hodnocení stavu vod byly přijaty NEK pro vnitrozemské povrchové vody (řeky a jezera) a další povrchové vody (přechodné, pobřežní a teritoriální vody). Byly stanoveny dva druhy NEK: roční průměrná koncentrace (RP-NEK) pro ochranu proti dlouhodobým a chronickým účinkům, a maximální přípustná koncentrace (NPK-NEK), aby se předešlo nevratným závažným důsledkům pro ekosystémy v důsledku akutní krátkodobé expozice. Vzhledem k nedostatečnému rozsahu spolehlivých informací o koncentracích prioritních látek v živých organismech a v sedimentech na úrovni společenství, tak na skutečnost, že údaje o povrchových vodách poskytují dostatečný základ 18

pro zajištění komplexní ochrany a účinného omezování znečišťování, hodnoty NEK byly v této fázi pro většinu látek odvozené pouze pro povrchové vody (Vrana a kol, 2010). V roce 2013 byla vydána Směrnice 2013/39/EU, která definuje 10 nových prioritních znečišťujících látek, hlavně pesticidy, biocidy a průmyslové chemikálie. V současnosti na seznamu nefigurují žádná farmaka ani produkty osobní péče, ačkoliv v procesu navrhování znění zmíněné směrnice byly intenzivně diskutovány tři látky: diklofenak, 17- beta-estradiol a 17-alfa-estradiol (Directives 2013/39/EU, 2013). Podle článků 8b a 8c Směrnice 2013/39/EU Evropská komise má vypracovat seznam látek (tzv. Watchlist), které se budou sledovat monitorováním v celé EU na doplnění údajů s cílem podpořit postup sestavení budoucího seznamu prioritních látek. První seznam sledovaných látek obsahuje 10 látek nebo skupin látek, pro které je stanovena matrice, ve které se budou monitorovat. Látky, které se mají zařadit do seznamu sledovaných látek, jsou látky v případě kterých dostupné informace naznačují, že mohou představovat významné riziko na úrovni EU pro vodní prostředí. Do tohoto seznamu se zahrnuje ze skupiny farmaceutických látek diklofenak, 17-beta-estradiol a 17-alfa-estradiol. Komise by měla do dvou let od 13. září 2013 vypracovat strategický přístup k znečištění vody způsobenému farmaceutickými látkami. V rámci tohoto strategického přístupu komise podle potřeby do 14. září 2017 navrhne opatření, které se v případě potřeby vykoná na úrovni EU a/nebo členských států, aby se řešili možné environmentální důsledky farmaceutických látek (Directives 2013/39/EU, 2013). 19

3. Osud farmaceutických látek v procesu čištění odpadních vod Některé farmaceutické látky jsou v procesu čištění zachyceny a rozloženy a jiné nikoli, proto se provádí monitorování v průběhu čištění odpadních vod. Některá farmaka se v odpadních vodách vyskytují více, a proto se na ně zaměřuje při monitorování a detekování v odpadní vodě, jsou to např. diklofenak, naproxen, ibuprofen a další. Účinky a chování farmak, příp. jejich metabolitů ve vodném prostředí zatím nejsou dobře známy. Jedná se totiž o látky málo těkavé a jejich další šíření v prostředí je odkázáno na vodní transport, případně může dojít k rozptylu po vstupu do potravního řetězce (Ídlová a kol, 2011). Obrázek č. 1: Tok léčiv a jejich metabolitů v životním prostředí (Ídlová a kol, 2011) 20

3.1 Výskyt farmaceutik v komunálních odpadních vodách Farmaka se v komunálních odpadních vodách vyskytují, díky používání léků lidmi a zvířaty. Některá farmaka mohou projít procesem čištění odpadních vod (např. diklofenak) a dostat se do řek a poté do pitných vod (Behera a kol, 2011). 3.2 Proces čištění odpadních vod Odpadní, je veškerá, která byla znečištěna a použita v domácnostech, průmyslu a zemědělství (Sojka, 2001). Odpadní vody dělíme na splaškové, průmyslové, srážkové a balastní (Hlavínek a kol, 2006). Splaškové vody pocházejí z domácností a jsou odváděny kanalizací. Průmyslové vody jsou z průmyslových závodů a výroben, řadí se k nim i vody ze zemědělství (Hlavínek a kol, 2006). Balastní vody jsou vody podzemní, které se dostávají do kanalizace, nejsou přímo odpadními mi, ale zahrnují se do této skupiny vod (Hlavínek a kol, 2006). Čistírny odpadních vod nejsou navrženy tak, aby se vypořádaly s vysoce polárními znečišťujícími látkami, jako jsou analgetika či antibiotika. Předpokládá se, že farmaka budou odstraněny adsorpcí na pevných příměsích prostřednictvím spojení s tuky a oleji v průběhu aerobního a anaerobního čištění a chemických degradačních procesů např. hydrolýzy. Jedna ze studií prokázala, že farmaka jako jsou beta-blokátory, lipidové regulátory, antibiotika a analgetiky procházejí přes ČOV a účinnost odstranění byla pod 20 % (Feng a kol, 2013). 3.2.1 Primární čištění Primární (mechanické) čištění má dvě fáze. V prvním stupni dochází k oddělení hrubších nečistot na lapácích písku a česlích. Ve druhém stupni se odstraňují látky usaditelné sedimentací. Rychlost usazování je určena hustotou, velikostí, tvarem a viskozitou. Tímto mechanismem se snižují nečistoty o 15-30%. Tento způsob čištění se používá jako předčištění, aby nečistoty nepoškodili další zařízení v průběhu čištění (Sojka, 2001). Po mechanickém předčištění následuje primární čištění. Účelem je snížit organické znečištění před biologickým čištěním. Prostým gravitačním usazováním může být z odpadní vody odstraněna významná část organických nečistot (Grundfos, 2014). Je důležité vytvořit optimální podmínky usazování při primárním čiření a tedy podmínky toku a rychlosti proudění jsou navrženy tak, aby podporovaly sedimentaci. Usazená hmota 21

z primárního čištění se nazývá primární kal, který je z primárních dosazovacích nádrží čerpán ke zpracování (Grundfos, 2014). Lze přidávat chemikálie ke zvýšení účinnosti a zlepšení usazování kalu, což pomáhá odstranit až 80 % suspenze. Existují kompletní systémy s dávkovacím čerpadlem pro velké i malé objemy a na základě různých technologií srážení a flokulace a úpravy ph (Grundfos, 2014). Účinnost odstranění léčiv v procesu primárního čištění je obecně velmi špatná, a v některých případech mohou být sloučeniny dokonce propouštěny během procesu (Verlicchi a kol, 2012). Zejména po primárním čištění nebylo zaznamenáno žádné snížení koncentrace pro ibuprofen a naproxen (Verlicchi a kol, 2012). Účinnost odstranění u diklofenaku a estriolu je maximálně 28% (Behera a kol, 2011). Při primárním čištění (sedimentaci) bylo zachyceno téměř 50% pevných látek. Všechny zjistitelné sloučeniny vykazovaly nízkou až střední účinnost odstranění (Tsui, M. M. P. a kol, 2014). 3.2.2 Sekundární čištění Po primárním čištění dochází k biologickému sekundárnímu čištění. V biologickém čištění se využívá schopnosti mikroorganismů rozkládat organické látky. Rychlost rozkladu záleží na mnoho faktorech např. obsah kyslíku ve vodě, ph, typ znečištění, teplota atd. Toto čištění probíhá i v povrchových vodách, ale s mnohem nižší rychlostí. Příčinou je rozdílná koncentrace mikroorganismů v povrchových vodách a v čistírně (Sojka, 2001). Je nutno oddělit vyčištěnou vodu od aktivovaného kalu, který vznikl při sekundárním čištění a ve kterém se zachytila některá farmaka. Aktivovaný kal je těžší než a separace se dosahuje tím, že se vločky kalu nechají gravitačně usadit, čemuž napomáhá konstrukce čiřicí nádrže pro zajištění nízké turbulence a rychlosti proudění (Grundfos, 2014). Většina usazeného kalu je následně vrácena do procesní nádrže, aby byl znovu použit, a množství rovné denní produkci je odčerpáno do procesu zpracování kalu. Recirkulace kalu zajišťuje udržování určitého stáří kalu, které je rozhodující pro jeho schopnost účinně čistit odpadní vodu (Grundfos, 2014). Moderním trendem čištění průmyslových odpadních vod je kombinace aerobního s anaerobní čištěním (Sojka, 2001). Správná kombinace a sekvence v čistících metodách je klíčem k úspěšnému zvládnutí vyčištění odpadních vod jak komunálních, tak průmyslových (Chan a kol, 2009). 22

Rozklad organických látek anaerobními procesy se využívá při vysokém biologickém znečištění a pro stabilizaci kalu (Sojka, 2001). V anaerobním systému, pevné látky jsou zachyceny a ekologická hmota se přemění na bioplyn, který se skládá převážně z metanu a oxidu uhličitého (Kassab a kol, 2010). Mikroorganismy mohou být ve formě volných jedinců. Nosičem bakterií mohou být suspendované látky inertní vůči biologickému rozkladu. Jinou možností je přivedení nosičů s očkovaným kalem. Zvláštním typem je agregace kalu (bakteriální agregát je držen pohromadě elektrostatickými silami a přírodními polymery (Sojka, 2001). Při biologickém čištění odpadních vod v aerobních podmínkách se uplatňují biochemické procesy, podmíněné činností aerobních mikroorganismů, které rozkládají organické látky obsažené ve vodě (Hlavínek a kol, 2006) za přítomnosti kyslíku (Sojka, 2001). V aerobním procesu čištění se používají aktivační procesy. To je nejběžnější způsob biologického čištění odpadních vod. Produkce aktivovaného kalu, z aktivační nádrže odtéká směs vyčištěné odpadní vody a kalu do separační nádrže, v níž se oddělí sedimentací. Voda je vypouštěna do recipientu nebo na další stupeň čištění, zahuštěný aktivovaný kal z dosazovací nádrže je vracen recirkulací zpět do aktivační nádrže (Sojka, 2001). Pro vytvoření aerobních podmínek aktivace musí být do nádrže přiváděn kyslík, obvykle provzdušňováním. Obsah je míchán a tak dochází ke kontaktu aktivovaného kalu a odpadní vody (Sojka, 2001). Ve vodě po sekundárním čištění byly ve vodě nalezeny mnohem nižší koncentrace ibuprofenu oproti vodě po primárním čištění (Verlicchi a kol, 2012). Po sekundárním čištění, je průměrná účinnost odstranění v rozmezí od 38-100%. Například u ibuprofenu (98±2%), naproxenu ( 93±10%), estronu (90±11%) a estradiolu (100±0%). Diklofenak 68±25% v Korei a podobně v Německu 69% (Behera a kol, 2011). Účinnost odstranění pro kyselinu salicylovou (70-100%), ibuprofen (63-97%) a paracetamol (64-100%) (Kosma, C. I. a kol, 2014). Jednotlivé rozdíly koncentrací jsou uvedeny v tabulce č 4. 23

Tabulka č. 4: Míra odstranění farmak z odpadní vody v procesu čištění odpadních vod Lék Sekundární Přitékající Odtékající Účinnost Reference čištění (µg/l) (µg/l) (%) Aspirin Neuvedeno 100 0,05-1,51 81 Feng a kol, 2013 Diazepam Aerobní 23 9,1 60 Verlicchi a kol, 2012 Diklofenak Anaerobníaerobní 0,131 0,024 81 Behera a kol, 2011 Neuvedeno 0,10-4,11 0,04-1,95 35 Feng a kol, 2013 Ethinylestradiol Aerobní 0,002-3 0,0002-0,11 9 Verlicchi a kol, 2012 Aerobníanaerobní 0,011 0,0034 69 Li, X. a kol, 2013 Estriol Aerobní 0,002-3 0,0002-0,11 90 Verlicchi a kol, 2012 Aerobníanaerobní 0,043 0,026 40 Li, X. a kol, 2013 Anaerobníaerobní 0,415 0 100 Behera a kol, 2011 Estron Aerobní 0,002-3 0,0002-0,11 90 Verlicchi a kol, 2012 Aerobníanaerobní 0,010 0,0042 58 Li, X. a kol, 2013 Anaerobníaerobní 0,047 0,006 87 Behera a kol, 2011 Ibuprofen Aerobní 373 48 87 Verlicchi a kol, 2012 Anaerobníaerobní 2260 0,04 98 Behera a kol, 2011 Neuvedeno 0,17-83,5 < 95 74 Feng a kol, 2013 Aerobníanaerobní 0,0049 0,00094 81 Li, X. a kol, 2013 24

Tabulka č. 4: Míra odstranění farmak z odpadní vody v procesu čištění odpadních vod (pokračování) Lék Sekundární Přitékající Odtékající Účinnost Reference čištění (µg/l) (µg/l) (%) Karbamazepin Aerobní 22 1,04 95 Verlicchi a kol, 2012 Aktivovaný 0,072 0,055 23 Behera a kol, 2011 kal Aerobníanaerobní 0,0022 0,00093 58 Li, X. a kol, 2013 Naproxen Anaerobníaerobní 2580 0,111 96 Behera a kol, 2011 Neuvedeno 1,79-611 0,17-33 82 Feng a kol, 2013 Aerobníanaerobní 0,011 0,0021 81 Li, X. a kol, 2013 Sulfametoxazol Aerobníanaerobní 0,0067 0,0019 72 Li, X. a kol, 2013 Triklosan Aktivovaný kal 0,547 0,112 80 Behera a kol, 2011 3.2.3 Terciární čištění Využívá se vzniku vloček (chemický kal) při smíšení koagulátu s vodou. U splaškových odpadních vod bez průmyslového znečištění jsou aplikovány např. metody srážení fosforu pomocí solí hliníku nebo železa (Sojka, 2001). Při chemickém odstraňování fosforu se využívá zejména srážení. Při srážení fosforu se převádí rozpuštěný anorganický fosfor na málo rozpustné fosforečnany kovů a současně probíhá tvorba hydroxidů kovů. Vznikají vločky, které tyto fosforečnany váží a současně dochází i k odstraňování organických látek s nerozpuštěnými látkami. Tento proces se nazývá koagulace a přidávaní chemické látky jsou koaguláty. Koagulanty jsou nejčastěji soli železa a hliníku nebo vápno (Hlavínek a kol, 2006). 25

Fe 3+ 3- + PO 4 FePO 4 (srážení železitou solí) Fe 3+ + 3H 2 O Fe(OH) 3 + 3H + (tvorba hydroxidů) Pro odstranění sloučenin obsahujících dusík z odpadních vod, se využívání dějů, které ve vodách běžně probíhaji. Organické dusíkaté látky se ve vodách mikrobiální činností rozkládají a uvolňuje se amoniakální dusík. Ten je zároveň pro organismy zdrojem pro syntézu nové biomasy. Ve vodě probíhají dva základní biochemické děje - nitrifikace a denitrifikace. Nejprve se provádí nitrifikace, jde o oxidaci amoniakálního dusíku na dusitany a dále na dusičnany. Dále se pak provádí denitrifikace, kde jde o biochemickou redukci dusičnanů na oxidy dusíku a dále na elementární dusík, který je odvětráván do ovzduší a tedy z vody odstraňován (Hlavínek a kol, 2006). NH 3 + 2O 2 NO 3- + H + + H 2 O (nitrifikace) NO 3- NO 2- NO N 2 O N 2 (denitrifikace) Pro použití vyčištěné odpadní vody např na zavlažování vyžaduje terciární čištění, například filtraci a/nebo dezinfekci, což se nazývá dočišťování (Grundfos, 2014). Sloučeniny chloru jsou tradičně nejpoužívanější metodou chemické dezinfekce odpadních vod. Dezinfekce pomocí sloučenin chloru, jako je plynný chlor (Cl 2 ), chlornan sodný (NaClO) a oxid chloričitý (ClO 2 ). Systémy sledování a regulace zvyšují potenciál pro zlepšování účinnosti a spolehlivosti (Grundfos, 2014). Dalším způsobem dezinfekce je oxidace ozónem. Jde o tradičně používanou metodou pro čištění pitné vody, pro kontrolu chuti a zápachu, patří do tzv. advanced oxidation processes (AOP). Zvláště se používá u ČOV po sekundárním čištění, která v některých případech je nedostatečná (Klavarioti a kol, 2009) a používá se v některých případech jako terciární čištění (Fatta-Kassinos a kol, 2011). V tabulce č. 5 jsem uvedla koncentrace farmaceutických látek v přitékající a odtékající vodě z ČOV ze studií. 26

Tabulka č. 5: Účinnost odstranění po terciárním čištění Lék 17β-estradiol Diklofenak Estriol Estron Ibuprofen Karbamazepin Ketoprofen Kyselina klofibrová Kyselina salicylová Terciární čištění Přitékající (µg/l) Odtékající (µg/l) Účinnost (%) Reference Aktivovaný 0,0186 0,0015 92 Choubert, J. M. a kol, kal 2009 Ozonizace 27 0,27 99 Klavarioti a kol, 2009 Aktivovaný 0,997 0,420 58 Choubert, J. M. a kol, kal 2009 UV záření 0,53 0,34 36 Gracia-lor a kol, 2012 Aktivovaný 0,0695 0,0014 98 Choubert, J. M. a kol, kal 2009 Aktivovaný 0,06 0,01 83 Choubert, J. M. a kol, kal 2009 Aktivovaný 3,20 0,8 75 Choubert, J. M. a kol, kal 2009 UV záření 14,6 n.d. 100 Gracia-lor a kol, 2012 Aktivovaný 0,732 0,52 29 Choubert, J. M. a kol, kal 2009 Ozonizace 0,0003- n.d. 100 Klavarioti a kol, 2009 0,0038 Aktivovaný 0,34 0,21 38 Choubert, J. M. a kol, kal 2009 UV záření 0,37 0,33 11 Gracia-lor a kol, 2012 Aktivovaný 0,25 0,152 39 Choubert, J. M. a kol, kal 2009 Ozonizace 10000 n.d. 100 Klavarioti a kol, 2009 Aktivovaný 170 2,8 98 Choubert, J. M. a kol, kal 2009 UV záření 38,1 n.d. 100 Gracia-lor a kol, 2012 27

Tabulka č. 5: Účinnost odstranění po terciárním čištění (pokračování Lék Terciární Přitékající Odtékající Účinnost Reference čištění (µg/l) (µg/l) (%) Naproxen Aktivovaný kal 6,0 0,88 85 Choubert, J. M. a kol, 2009 UV záření 1,32 0,13 90 Gracia-lor a kol, 2012 Paracetamol Aktivovaný kal 26,0 n.d. 100 Choubert, J. M. a kol, 2009 Sulfametoxazol Aktivovaný kal 0,157 0,07 55 Choubert, J. M. a kol, 2009 Ozonizace 200000 2000 99 Klavarioti a kol, 2009 UV záření 0,45 0,05 89 Gracia-lor a kol, 2012 n.d. (nedetekováno) Obrázek č. 2: Schéma ČOV (Martín, J. a kol, 2012) 28

3.2.4 Speciální technologie na odstranění reziduí farmak (AOP procesy, adsorpce ) Některé farmaceutické látky z vody neodstraníme úplně ani jedním způsobem čištění (např. diklofenak), pak následují dočišťovací procesy (Feng a kol, 2013). V několika studiích bylo prokázáno, že procesy jako jsou sorpce a AOP jsou účinnější oproti klasickým ČOV (Klavarioti a kol, 2009; Feng a kol, 2013; Zupanc a kol, 2012). 3.2.4.1. AOP Během několika posledních let, jsou farmaka považována za nový problém pro životní prostředí v důsledku jejich kontinuálních vstupů do vodního ekosystému i v nízkých koncentracích. Začala se proto používat technika odstranění farmak pomocí AOP (pokročilé oxidační procesy) (Klavarioti a kol, 2009). Tato metoda je vhodná pro biologicky toxické nebo nerozložitelné molekuly, jako jsou barviva, aromatické uhlovodíky, pesticidy a těkavé organické sloučeniny. Stále více je tato metoda preferována ve srovnání s konvenčními možnostmi. AOP je považována za slibnou a environmentálně šetrnou metodu odstraňování léčiv a jejich reziduí z odpadních vod (Feng a kol, 2013). Do AOP je zařazeno několik způsobů oxidace, jako je mokrá oxidace, ozonizace, homogenní ultrafialové záření, Fentonova reakce, radiolýza (Feng a kol, 2013), elektrolýza, ultrazvuk, fotolýza, (Klavarioti a kol, 2009) a další. Jmenované techniky se mohou i kombinovat, pro lepší účinnost. Účinnost přímé fotolýzy je obvykle lepší, když použijeme kombinaci s peroxidem vodíku, s výrazným okysličovadlem, jehož fotolytická disociace přináší hydroxylové radikály a tím dochází k rozkladnému procesu. Ozonizace je výkonnější, pokud ji kombinujeme se světlem nebo komplexi železa či mědi, které působí jako katalyzátory (Klavarioti a kol, 2009). AOP jsou schopny zničit cílové organické molekuly pomocí hydroxylace nebo dehydrogenace a může mineralizovat všechny organické látky na konečné produkty z nerostných hmot jako CO 2 a H 2 O (Feng a kol, 2013). Například více než 90% účinnost odstranění z odpadní vody bylo dosaženo pro kyselinu klofibrovou a diklofenak UV zářením (Zupanc a kol, 2012). V tabulce č. 6., jsem uvedla některé metody AOP s účinností odstranění a koncentracemi v přitékající a odtékající odpadní vodě. 29

Tabulka č. 6: Účinnost odstranění vybraných farmak metodami AOP Lék Metoda AOP Počáteční koncentrace (mg/l) Účinnost odstranění (%) 17β-estradiol elektrolýza 0,5 100 TiO2 /UV 0,8 50 Diklofenak TiO 2 15 100 Foto-Fentovona 50 100 reakce Karbamazepin TiO 2 4,2 75 H 2 O 2 /UV 0,24-0,71 90 Kyselina H 2 O 2 /UVC 215-320 90 klofibrová TiO 2 /UV 10 100 Sulfametoxazol Foto- 200 100 Fentononova Reference Klavarioti a kol, 2009 reakce/h 2 O 2 3.2.4.2. Sorpce Dalším způsobem odstranění farmak může být sorpce. V běžných ČOV evropského typu se při odstraňování léčiv uplatňuje právě tento mechanismus. Sorpce na aktivovaný kal je dána dvěma hlavními mechanismy absorpcí a adsorpcí. Absorpce probíhá na základě hydrofobní interakce alifatických a aromatických skupin léčiv s lipofilní membránou mikroorganismů a s lipofilními částmi kalu. K adsorpci dochází působením elektrostatických sil mezi pozitivně nabitými skupiny xenobiotik a záporně nabitým povrchem biomasy (Kotyza a kol, 2009). Právě kvůli těmto mechanismům byl např. ve Švýcarsku vydán zákaz aplikace čistírenských kalů jako hnojiva zemědělských půd z obavy, že by sorbované látky mohly dosáhnout potravního řetězce (Kotyza a kol, 2009). Dále se používá aktivní uhlí v podobě granulí nebo jako prášek. Velkou výhodou při použití tohoto procesu je fakt, že nevznikají žádné meziprodukty nebo metabolity. Další výhodou je i snadná manipulace a odstranění po jeho použití, jelikož se nejčastěji spaluje. Tím dojde 30

k odstranění všech organických látek včetně adsorbovaných farmaceutických látek (Kotyza a kol, 2009). Ve studii bylo prokázáno, že nejlépe se sorbuje karbamazepin. Tato sloučenina je ostatními technologiemi těžko odbouratelná (Kotyza a kol, 2009). 3.3 Výskyt farmaceutik ve vyčištěné odpadní vodě Výskyt farmaceutických látek ve vyčištěné odpadní vodě závisí především na jejich fyzikálně-chemických vlastnostech, jako je rozpustnost ve vodě, tendence se adsorbovat v aktivovaném kalu (Kosma, C. I. a kol, 2014). Bohužel, ne všechny farmaceutické látky jsou odstraněny pomocí ČOV. Například kyselina klofibrová a karbamazepin byly zjištěny ve výpustích z ČOV v koncentracích µg/l (Li, X. a kol, 2013). Účinnost odstranění farmak z odpadní vody závisí také na zvolené konečné technice čištění (sekundární, terciární či AOP). 31

4. Monitorování farmaceutických látek v procesu čištění odpadních vod Monitorování farmaceutických látek v procesu čištění odpadních vod, je zapotřebí, abychom věděli, jaká je účinnost jednotlivých fází čištění v odstranění různých druhů léčiv. Monitorování se provádí odebíráním reprezentativních vzorků a jejich následná analýza. 4.1. Vzorkování odpadních vod (odp., aktivovaný kal ) Během procesu čištění vod se do vody pokládají vzorkovací zařízení. Vzorkovací zařízení se dělí podle vody, ve které vzorkování provádíme. Můžeme uvést 3 druhy vod tekoucí, stojaté, podzemní- a jejich podskupiny odpadní vody a stoky, pitné vody a sedimenty (Popl a kol, 1999). Protože RSV vyžaduje monitorování nefiltrovaných vzorků pro organické kontaminanty, velkou pozornost je třeba věnovat distribuci chemických látek mezi částice a kapalnou fázi. Je povinné používat metody umožňující úplnou extrakci organických kontaminantů z celého vzorku vody. Z hlediska zajištění kvality je třeba organizovat mezilaboratorní srovnávací zkoušky specificky navrženy podle požadavků RSV (koncentrace v blízkosti NEK, reprezentativní vzorky vody), jakož i terénní testy pro porovnání metodik odběru vzorků (Vrana a kol, 2010). Odpadní vody U odpadních vod značně kolísá složení. Odpadní vody se dělí na splaškové a průmyslové. U odpadních vod nestačí jednorázový odběr prostých vzorků, odebírají se průměrné směsné vzorky v závislosti na čase (za hodinu, za směnu či za 24 hodin) nebo se provádějí řadové odběry podle plánu, zjišťuje se minimum a maximum denního, týdenního nebo ročního kolísání jakosti (Popl a kol, 1999). Ruční vzorkovač pro odběr reprezentativního vzorku je ponořen v místě turbulentního proudění (Vodárna Plzeň, 2012). Je nutné vyhnout se vzorkování z okraje, povrchu nebo dna u odpadních vod tekoucí rourami nebo kanály. Při zjišťování vlivu odpadních vod nebo přítoku odpadních vod do vodního toku se vzorek odebírá nad a pod zdrojem znečištění, 32

případně i samotný zdroj. Vzorek se pod zdrojem odebírá v místě dokonalého mísení s vodou přítoku (Komárek, 2013). Aktivované kaly V aktivovaném kalu mohou být, kromě různých druhů bakterií, přítomny v menším množství také houby, plísně a kvasinky (Hlavínek a kol, 2006). Vzorek aktivovaného kalu se odebírá pomocí nádoby, která je upevněna na tyči. Aktivovaný kal se musí odebírat v místě míchání, abychom se vyhnuly místům s usazeným kalem, vzorek by nebyl reprezentativní. Nádobka je vzorkem naplněna do ¾ jejího objemu (Vodárna Plzeň, 2012). 4.2 Druhy vzorkování, vzorkovnice Základními druhy vzorkování jsou pasivní a aktivní, které se provádí dlouhodobě a nebo jednorázově. Řadový, dlouhodobý odběr se dělá u vod, kde jakost značně kolísá (buď s časem nebo v různých místech vodního objektu) (Smedes a kol., 2012). Zařízení pro pasivní vzorkování, využívající dlouhodobou kumulaci polutantů z vody do absorpčního média, se skládají ze dvou komponent, kapalné či pevné fáze, ke které mají cílové analyty vysokou afinitu, a membrány řídící difúzi sloučenin do tohoto média (Pulkrabová a kol, 2009). V posledních desetiletích se vývoj zaměřil na diskové vzorkovače, z nichž nejznámější je diskový vzorkovač s pevnou fází, Chemcatcher, který byl navržen v různých variantách lišících se typem semipermeabilní membrány. Pro vzorkování reziduí farmaceutických látek je vhodná membrána polyethersulfonová (Pulkrabová a kol, 2009). Další ze vzorkovačů používaných pro sledování farmaceutických a nelegálních drog ve vodním prostředí je tzv. POCISs (Polar organic chemical integrative samplers) (Fedorova a kol., 2014). Skládá se ze dvou mikroporézních hydrofilních membrán, mezi kterými je vrstva sorbentu. Membrána je většinou polyethersulfonová (Procházka, 2011). Monitorování látek v České republice pomocí POCIS ukázalo, že mnoho nežádoucích sloučenin se dostane do říční vody a některé dosahují vysokých koncentrací (Fedorova a kol., 2014). 33

Pasivní vzorkovač Chemcatcher byl použit ve studii Pulkrabová a kol, 2009, byl testován v reálných podmínkách na řece Labi. Na vzorkování farmaceutických látek byl použit ve studii Vermeirssen, E. L. M., 2009, v této studii byli detekovány dvě farmaceutické látky - diklofenak a sulfamethoxazol. POCIS byl použit ve studii Fedorova a kol., 2014, která byla zaměřena na analgetika, antidepresiva, antiepileptika a další farmaceutické látky. Obrázek č. 2: Chemcatcher základní konfigurace (scialert.net, 2014) 4.3. Odběr, uchovávání a skladování vzorků Správný odběr vzorků vod je nezbytnou podmínkou, aby výsledky odpovídaly skutečnému složení vod. Je potřeba dodržovat některé zásady, které jsou uvedeny v normách ČSN EN 5667, týkající se všech druhů vod, sedimentů a kalů (ČSN EN 5667). Při odběru vzorků je třeba si uvědomit, že může dojít k nepřesnostem vzorkování díky těkavosti, biodegradaci, oxidaci či redukci látek. Teplota ovlivňuje případné ztráty, je lepší tedy vzorky uchovávat za nižší teploty, ale nesmí být vzorky vody zmraženy, mohlo by dojít k odpaření části vzorku (Janků a kol., 2006). Ve studii (Al-Qaim, F.F. a kol, 2014) byly vzorky odpadní vody odebrány do lahví ze skla s teflonovou zátkou s cílem zajistit integritu vzorku pomocí polyetylenu s vysokou hustotou (HDPE). Vzorkovnice byla předtím promyta destilovanou vodou a metanolem. Láhev byla naplněna po okraj, nejprve byla 2x propláchnutá vzorkem a po té byl vzorek odebrán (Al- Qaim, F.F. a kol, 2014). Po odebrání byly všechny vzorky okamžitě transportovány do laboratoře, skladovány při teplotě 4 C a byl přidán azid sodný (Yu, Y. a kol, 2011). Při vzorkování se používali jednorázové vzorkovače, aby se zabránilo kontaminaci. Vzorek se dále extrahoval na pevnou fázi. Cílem studie bylo zajištění reziduí farmak v odpadní vodě. Nejnáročnější částí bylo vhodné upravení ph vzorku, výběr SPE sorbentu a rozpouštědla (Al- Qaim, F.F. a kol, 2014). 34

Ve studii (Alberto, B. a kol, 2014) byly odebrány vzorky čistírenských kalů do tmavých sklenic (250-500 g) a skladovány při teplotě -20 C, dokud nedošlo k jejich zpracování. Vzorek byl extrahován pomocí SLE. Cílem studie byla aplikace nové vyvinuté metody (SLE-GC- MS/MS) pro vzorkování léků v čistírenských kalech. Metoda byla úspěšně aplikována a dokázala detekovat farmaka v koncentracích 0,5 3,6 ng/g (Alberto, B. a kol, 2014). 4.4. Metody analytického stanovení Po odběru vzorku a přepravě do laboratoře je třeba vzorek upravit, aby mohl být použit některou z instrumentálních metod. Takovou úpravou je extrakce. Krok extrakce je běžně prováděn na pevnou fázi (SPE), rozlišují se metody tzv. off-line a on-line (Idder a kol., 2013). Manuální (off-line) extrakce, má tu nevýhodu, že je vícekroková a tedy pracná a časově náročná (Togunde, O.P. a kol, 2012). Proto se v poslední době používají spíše automatické SPE (on-line). Jedná se o sadu malých kolon, které se dají použít opakovaně (Idder a kol., 2013). U extrakce je třeba vzorek nejprve přefiltrovat, jinak dochází k ucpání (Togunde, O.P. a kol, 2012). Extrakce ve studii (Yu, Y. a kol, 2011) byla provedena se 100 ml vzorku odpadní vody. Byl přidán standard a vzorek se upravil na ph 2 přidáním kyseliny chlorovodíkové o koncentraci 37%. Pak následovala vlastní extrakce, kde byl použit sorbent XAD-16 (polymerní pryskyřice). Extrakční sloupec se stabilizoval 2 ml metanolu a 2 ml destilované vody, následně byl přidán vzorek. Získané patrony se vysušily pod dusíkem a znovu se rozpustili v ethylacetátu a roztok byl převeden do lahvičky pro detektor GC. Lavičky byly umístěny do sušárny po dobu 60 minut kvůli derivatizaci a následně detekovány v GC-MS. Derivatizace byla provedena, kvůli vysoké polaritě funkčních skupin s aktivními atomy vodíku (hydroxidy, aminy, amidy a další), aby došlo ke snížení polarity a zvýšení mobility analys v koloně (Yu, Y. a kol, 2011). Dalšími extrakčními metodami jsou mikroextrakce na pevné fázi (SPME), které se pak kombinují s kapalinovou chromatografií s tandemovými hmotnostními spektrometry (LC- MS/MS). Tato metoda získává na popularitě pro stanovení farmaceutických látek ve vzorcích vody, i když se při ní používá omezený objem (Togunde, O.P. a kol, 2012). Podporovaná kapalinová extrakce (Supported liquid extraction - SLE) je relativně nová technologie, která byla vyvinuta jako náhrada za klasickou extrakci kapalina-kapalina (LLE). SLE zahrnuje imobilizaci vodných roztoků přes pevnou inertní fázi (křemelina s vysokou 35