Marciocha_Leki w środowisku-1 - Wydział Inżynierii Środowiska

LEKI W ŚRODOWISKU. SULFAMETOKSAZOL I TRYMETOPRIM JAKO
JEDNE Z NAJCZĘŚCIEJ WYKRYWANYCH CHEMIOTERAPEUTYKÓW
W ŚRODOWISKU WODNYM.
PHARMACEUTICALS IN THE ENVIRONMENT. SULFAMETHOXAZOLE
AND TRIMETHOPRIME AS ONE OF THE MOST COMMON
CHEMOTHERAPEUTICS IN AQUATIC ENVIRONMENT
Marciocha Dorota, Raszka Anna, Kalka Joanna, Surmacz – Górska Joanna
Politechnika Śląska, Katedra Biotechnologii Środowiskowej, Akademicka 2, 44-100, Gliwice
e-mail: [email protected], [email protected], [email protected],
Joanna.S.Gó[email protected],
ABSTRACT
First announcement about pharmaceuticals presence in aquatic environment was in 1977, when salicylic
and clofibric acids were uncovered in the effluent of Kansas City WWTP. Development of analytic
techniques at 80s brought the possibility of analyzing much lower substance concentration than before.
As a result of the development the times brought many information about pharmaceuticals in aquatic
environment from all over the world. There was identified 2986 pharmaceuticals in treated wastewater in
the year 2004. Sulfamethoxazole (SMX) and Trimethoprime (TMP) are common biologically active
compounds used either in human and veterinary medicine. Their sale in Poland have reached annually
few dozen of tons. SMX and TMP occur in surface water in great concentrations. It can be the result of
their partial removal on WWTP and discharge to surface water together with treated wastewater.
Keywords: Sulfamethoxazole, trimethoprime, toxicity, chemotherapeutics
Wstęp
Antybiotyki są stosowane od kilku dekad w
leczeniu ludzi i zwierząt. Ich konsumpcja
zwiększa się w krajach uprzemysłowionych
i rozwijających się. Wzrost spoŜycia leków
zaowocował zainteresowaniem świata nauki ich
losami po ich konsumpcji. Bardzo często
substancje te nie są metabolizowane w 100%
i w formie niezmienionej są wydalane z
moczem lub kałem do ścieków (Hirsch i in.,
1999). Mieszaniny tych substancji są słabo
usuwane na oczyszczalniach ścieków i docierają
do wód powierzchniowych w ilości kilku µg/l
(Ternes, 1998; Daughton and Ternes, 1999;
Hirsch i in., 1999; Lindsey i in., 2001; Sacher i
in., 2001;Schwartz i in, 2003; Schwarz i in.,
2003; Volkmann i in 2004; Miao i in., 2004;
Carballa i in., 2004; Batt i Aga 2005; Batt i in.,
2006; Cha i in., 2006, Alexy i in., 2004).
W 2004 roku było juŜ zidentyfikowanych 2986
farmaceutyków w ściekach oczyszczonych
(Sanderson i in., (2004).
Usuwanie leków na oczyszczalniach
ścieków jest przeprowadzane na drodze
biologicznej w związku z tym zostały
przeprowadzone badania porównawcze przez
Adamsa (2002), mające na celu ocenę usuwania
tych zanieczyszczeń w róŜnych technologiach
prowadzenia
procesu
biologicznego
oczyszczania. Okazało się, Ŝe biologiczne
metody nie są wystarczalne. Wydaje się więc
zasadne
zastosowanie
innych
metod
doczyszczania ścieków. Została wykazana duŜa
skuteczność AOPs (Advanced Oxidation
Processes)
metody
zaawansowanego
utleniania,
w
usuwaniu
zanieczyszczeń
środowiska wodnego. (Pera-Titus i in., 2004).
Występowanie leków w wodach
powierzchniowych powinno być dokładnie
przebadane w celu oceny oddziaływania ich na
ekosystemy. Obecność farmaceutyków lub ich
metabolitów, które są biologicznie czynne,
powodują powstanie mutacji genetycznych
prowadzących do rozwoju kultur bakteryjnych
lekoopornych (Kummerer i Henninger, 2003;
Obst i in., 2006). Spadek wraŜliwości
chorobotwórczych bakterii na stosowane
kuracje szczególnie groźne jest w szpitalach,
osoby tam przebywające są osłabione
i szczególnie naraŜone na infekcje, co moŜe
skutkować
„zakaŜeniem
szpitalnym”,
zwaŜywszy na fakt, Ŝe odkrycie nowego leku
nie dotrzymuje kroku wzrastającej oporności
bakterii. Antybiotyki zostały zaprojektowane z
myślą o braku ich podatności na biodegradację
146
(Al-Ahmad i in., 1999; Kummerer i In., 2000),
przeprowadzone badania wykazywały jednak
dwojakie skutki. W zaleŜności od rodzaju
substancji i towarzyszących jej zanieczyszczeń
obserwowano efekty toksyczne (Isidori i in.,
2005; Neumann i in., 2005; Sendzik i in., 2005;
Halling-Sorensen, 1998) lub wręcz odwrotne –
stymulujące (Brain i in., 2004; Flaherty i
Dodson, 2005; Pomati i in., 2006). Daughton i
Ternes (1999) wykazali równieŜ negatywny
wpływ
aktywujący
zanieczyszczeń
na
pierwotnie nieszkodliwe metabolity. Istotne jest
więc przebadanie tych mikrozanieczyszczeń w
róŜnych próbach środowiskowych. Obecność
leków nie pozostaje równieŜ obojętna na
zmiany mikrofauny osadu czynnego na
oczyszczalniach ścieków (Al-Ahmad i in.,
1999). Doniesienia o obecności farmaceutyków
w wodach powierzchniowych docierają z
róŜnych krajów; USA (Cahill i in., 2004; Yang i
Carlson, 2004), Kanada (Hao i in., 2006), i
Europy: Niemcy (Ternes, 1998), Holandia
(Stolker i in., 2004), Wielka Brytania (Roberts i
Thomas, 2006; Hignite and Azarnoff, (1977) –
pierwsze doniesienie w literaturze naukowej) i
Szwecji (Golet i in., 2002; Giger i in., 2003).
Wnikliwe badania pozwoliły przybliŜyć los i
dynamikę (z tendencją wzrostową) zmian stęŜeń
leków w środowisku (Kolpin i in., 2004; Barber
i in., 2006; Hua i in., 2006; Tamtam i in., 2008).
Leki zostały wykryte w ściekach (Castiglioni i
in., 2005), wodzie powierzchniowej (Batt i in.,
2006) i wodach gruntowych (Sacher i in., 2001).
Wydaje się więc konieczne prowadzenie badań
mających
na
celu
ocenę
ryzyka
środowiskowego (Boxall i in., 2003). Ze
względu na wszechobecność antybiotyków w
naturalnym środowisku coraz więcej państw
wprowadza rutynowy monitoring w celu
określenia koncentracji tych substancji oraz
miejsc ich najintensywniejszego występowania
(Tamtam i in. 2008) a Europejska Dyrektywa
200/60/CE zwraca uwagę na konieczność
postępu redukcji zanieczyszczeń w ściekach
oczyszczonych (Gonz´alez i in.,2007).
Dane dotyczące zanieczyszczenia
środowiska farmaceutykami w Polsce nie były
publikowane. Dopiero w latach 2000 Instytut
Leków w Warszawie na prośbę Katedry
Biotechnologii Środowiskowej Politechniki
Śląskiej udostępnił informacje dotyczące
spoŜycia leków w Polsce. Na tej podstawie,
biorąc
ilość
spoŜywanych
środków
farmakologicznych, metabolizm tych substancji
w organizmie ludzkim i ilość wód w kraju,
obliczone
zostały
teoretyczne
stęŜenia
poszczególnych farmaceutyków w ściekach
komunalnych. StęŜenia klasyfikowały się na
poziomie kilku µg/L (Rychta i in., 2001). W
tym samym roku przeprowadzono badania
monitorujące na oczyszczalni ścieków w Zabrzu
mające na celu zweryfikowanie otrzymanych
wyników obliczeniowych i porównanie ze
stanem rzeczywistym. Badania wykazały, Ŝe
rzeczywiste
stęŜenia
farmaceutyków
w
środowisku są, co prawda niŜsze od
teoretycznych, jednak nie na tyle, aby moŜna je
było zignorować (Felis i in., 2005).
Sulfmetoksazol i Trimetoprim
Ogólna charakterystyka
Sulfamethoxazole (SMX) and Trimethoprim
(TMP)
są
popularnymi
substancjami
biologicznie
czynnymi,
które
znalazły
zastosowanie zarówno w medycynie jak i w
weterynarii. Ich sprzedaŜ w Polsce sięga rocznie
kilkadziesiąt ton (Tab. 1.) (Dane źródłowe
Urzędu Rejestracji).
Tabela 1. SprzedaŜ SMX i TMP w Polsce.
Rok
1999
2000
Trymetoprim [t]
9
6,2
Charakterystykę obu leków przedstawia tabela 2.
Sulfametoksazol [t]
45
31
147
Tab. 2. Charakterystyka SMX i TMP.
Nazwa
chemiczna
Wzór
sumaryczny
H3C
Wzór
strukturalny
Trimetoprim
2,4 - diamino - 5 - (3',4',5' trimethoxybenzyl) – pyridinea
Sulfametoksazol
4-amino-N-(5-methylisoxazol-3-yl)benzenesulfonamidea
C14H18N4O3a
C10H11N3O3Sa
O
CH3
O
H3C
H2N
N
N
SO2
NH2
N
H3C
H2N
O
NH
O
CH3
Masa molowa
[g/mol]
Rodzaj leku
Działanie
Metabolizm
Wydalanie
% metabolizm
Okres pótrwania
Wiązanie z
białkami osocza
i tkanek [%]
Grupa związku
Lg Kow*
Lg Koc**
290,32a
253,28a
Chemioterapeutykg
Bakteriostatykf
Wątrobah
Moczh
10 - 40c
8,6 – 17a
Chemioterapeutykg
Bakteriostatykf
Wątrobab
Mocze
80 – 90c
9 – 11a
50a
66a
Diaminopirymidynyd
0,91i
2,7k
Sulfonoaminyd
0,89j
2,77l
a
Indeks leków Medycyny Praktycznej, 2006,
Medycyna Praktyczna, ISBN 83-7430-060-4.
b
Pérez-Trallero i Iglesias, 2003.
c
http://pl.wikipedia.org/wiki/trimetoprim.
d
Meszaros i Hryniewicz, 2002.
e
Vree i in., 1995.
f
Markiewicz i Kwiatkowski., 2008.
g
Jabłecka i Krzemiński, 2005.
h
Zastosowanie
W przypadku uczulenia na SMX stosowany jest
sam TMP, jednak jego spektrum działania
obejmuje
mniejszą
grupę
szczepów
bakteryjnych:
Streptococcus
pyogenes,
Streptococcus pneumoniae, Staphylococcus
aureus, MRSA, Enterococcus sp., Haemophilus
influenzae,
Moraxella
catarrhalis,
Enterobacteriaceae, Pneumocystis carinii.
Zastosowanie kliniczne jego jest równieŜ
mniejsze niŜ w preparacie skojarzonym z SMX:
niepowikłane zakaŜenia dróg moczowych,
profilaktyka nawracających zakaŜeń dróg
moczowych, zapalenie gruczołu krokowego,
zakaŜenia przewodu pokarmowego, (Meszaros i
Hryniewicz, 2002). Stosowane dawkowanie jest
równieŜ doustne lub doŜylne.
Najczęściej stosowane są w tandemie w
stosunku 1:5 (TMP:SMX), skojarzony preparat
TMP i SMX nosi nazwę kotrimoksazolu i ma
szerokie spektrum działania o charakterze
bakteriostatycznym (Patrick, 2004). Zakres
aktywności obejmuje następujące szczepy
bakteryjne:
Streptococcus
pyogenes,
Streptococcus pneumoniae, Staphylococcus
aureus, MRSA, Enterococcus sp., Listeria
monocytogenes,
Bordetella
pertusis,
Haemophilus influenzae, Moraxella catarrhalis,
Enterobacteriaceae, Vibrio cholerae, Brucela,
Nocardia asteroidem, Pseudomonas cepacia,
Xanthomonas
maltophilia,
Pneumocystis
carinii. Znalazły zastosowanie kliniczne w
leczeniu: zakaŜenia dróg moczowych, zapalenie
gruczołu
krokowego,
zakaŜenia
układu
oddechowego (ale nie angina paciorkowcowa),
zakaŜenia przewodu pokarmowego, (Głębocka i
Wiśniowiecka, 1994). Stosowane dawkowanie
jest doustne lub doŜylne.
Kowszyk-Gindifer i Sobiczewski (red.), 1990.
Kinney i in., 2008.
j
Park i Choi, 2008.
k
Heidler J. i Halden R.U., 2008.
l
Carballa i in., 2008.
*
Współczynnik podziału oktanol – woda.
**
Współczynnik adsorpcji na węglu aktywnym
i
Aspekt medyczny
Działanie
Substancje te naleŜą do tak zwanych
antymetabolitów, czyli substancji hamujących
syntezę cząsteczek lub makrocząsteczek
148
niezbędnych do przeŜycia bakterii. SMX
kompetycyjnie
(konkurencyjnie)
hamuje
wykorzystanie kwasu para-aminobenzoesowego
(PABA), związku niezbędnego do biosyntezy
kwasu foliowego przez komórkę bakteryjną, co
w konsekwencji prowadzi do zahamowania jej
wzrostu. SMX łączy się z koniugazą (DHPS),
konkurencyjnie
wypierając
PABA
i
uniemoŜliwia
powstanie
kwasu
dihydropterynowego będącego substratem w
produkcji kwasu foliowego. TMP odwracalnie
(kompetycyjnie) hamuje działanie reduktazy
dihydrofolianowej
(DHFR),
będącej
bakteryjnym enzymem uczestniczącym w
metabolizmie kwasu foliowego, katalizującym
przemianę kwasu dihydrofoliowego w kwas
tetrahydrofoliowy.
Zablokowanie
jego
aktywności prowadzi do zahamowania syntezy
tymidyny (puryna). Tak więc TMP i SMX
hamują dwa kolejne etapy biosyntezy puryn, a
tym
samym
bakteryjnych
kwasów
nukleinowych (DNA i RNA), co znacznie
wzmaga aktywność przeciwbakteryjną obu
składników (Danysz i Buczko, 2008). Na
rysunku 1 zobrazowano zasadę działania leków.
Oba leki są metabolizowane w wątrobie.
Metabolizm wątrobowy umoŜliwia przemianę
lipofilnych związków w hydrofilne, które mogą
zostać następnie wydalone z Ŝółcią lub moczem.
Zachodzą tam dwie fazy biotransformacji:
aktywacji (faza I) i detoksykacji (faza II).
Monooksygenazy, wykazujące duŜą aktywność
w wątrobie biorą udział w reakcjach fazy I:
hydroksylacji, dezalkilacji, deshalogenacji. Po
przebyciu reakcji fazy I metabolizowany
substrat jest na ogół bardziej polarny, ale
jeszcze nie wystarczająco aby mógł zostać
wydalony. W reakcjach fazy II biorą udział Stransferaza
glutationu,
transferaza
glukuronylowa,
enzymy
koniugujące
(przyłanczające) związki polarne (Strassburg i
in., 2002).
SMX i TMP co prawda nie wpływają
na szlak syntezy DNA ludzkich komórek,
jednak
wykazują
stosunkowo
wysoką
toksyczność dla samej wątroby, o czym
świadczy podwyŜszony poziom transferaz za
pomocą których organizm ssaków dokonuje
detoksykacji. Mogą one równieŜ wchodzić w
interakcję z innymi lekami podwyŜszając efekt
toksyczny. Jeśli aktywność transaminaz
zwiększa się ponad 5-cio-krotnie, naleŜy
zaniechać stosowania wszystkich leków
(Spengler i In., 2002; Saves i In., 1999)
NaleŜy znać hepatotoksyczność (Cecha
niektórych substancji chemicznych polegająca
na zdolności do zaburzania funkcjonowania lub
uszkadzania komórek wątroby lub całego tego
narządu.
Substancje
wykazujące
się
hepatotoksycznością
to
hepatotoksyny.)
stosowanych leków i monitorować czynność
wątroby (Lacaille, 2004).
PABA
+
PTERYDYNA
Koniugaza
SMX
Kwas foliowy
Kwas dihydrofoliowy
Reduktaza dihydrofoliowa
Synteza puryn
TMP
Synteza DNA i RNA
Rys. 1. Działanie TMP i SMX na bakterie.
149
Lekooporność
Podczas kuracji SMX i TMP bardzo często
dochodzi do nabycia lekooporności przez
mikroorganizmy. Mikroorganizmy uodparniają
się na kilka sposobów. Ze względu na
kompetycyjne działanie leków, bakterie
zaczynają
produkować
nadmierną
ilość
enzymów (DHPS i DHFR) konkurujących z
poŜądanym substratem. W przypadku działania
SMX bakterie równieŜ mogą zainicjować
nadprodukcję PABA, który przynosi taki sam
skutek, jak wzmoŜona produkcja enzymów.
Inną metodą ominięcia niekorzystnego wpływu
farmaceutyków jest wytworzenie przez bakterie
błon nieprzepuszczalnych dla tych substancji
uniemoŜliwiających wniknięcie do wnętrza
mikroorganizmu. Synteza DHPS i DHFR moŜe
odbywać się za pomocą genu umiejscowionego
w plazmidzie lub na chromosomie. Bakterie,
które utraciły wraŜliwość na bakteriostatyki,
potrafią ominąć ogniwa szlaku metabolicznego
zablokowanego przez chemioterapeutyki w
wyniku produkcji przez plazmidy zmienionych
enzymów, które nie wykazują powinowactwa
do aplikowanych leków. Mutanty powstałe w
wyniku działania TMP są zdolne jeszcze do
wykształcenia innego mechanizmu ominięcia
szlaku metabolicznego. W wyniku utraty
zdolności syntezy tyminy mogą się obejść bez
reduktazy dihydrofoliowej (DHFR), gdy mają
do dyspozycji w środowisku tyminę lub
tymidynę, upodabniają się do komórek ssaków,
które wytwarzają białka transportujące te
substancje z środowiska do wnętrza organizmu.
Przenoszenie lekooporności moŜe odbywać się
na dwa sposoby. Na skutek przekazywania
odpowiednich genów w wyniku rozmnaŜania
osobnika lub moŜe nastąpić wymiana informacji
z komórki do komórki przez plazmidy, nawet
między gatunkami odrębnymi taksonomicznie
(Suchorzewska i in., 2003; Markiewicz i
Kwiatkowski., 2008).
StęŜenie w środowisku wodnym
SMX i TMP są lekami wykrywanymi w
największych
ilościach
w
wodach
powierzchniowych (Kolpin i in., 2002; Miao i
in., 2004). Przyczyną takiego stanu rzeczy jest
niecałkowite ich usuwanie ze ścieków na
oczyszczalniach.
W wyniku niecałkowitego usunięcia substancje
te wraz ze ściekami oczyszczonymi przedostają
się do wód powierzchniowych. Dane
literaturowe określają stęŜenie SMX w ściekach
oczyszczonych w zakresie 50 – 4700 ng/l (Yang
i Carlson, 2003; Andreozzi i in., 2003; Scharf i
in., 2002; Hartig. i in., 1999; Miao i in., 2004;
Carballa i In., 2004; Batt i in., 2007), i TMP od
9 – 1500 ng/l (Andreozzi i in., 2003; Scharf i
in., 2002; Hilton i in., 2003; Metcalfe i in.,
2003; Batt i in., 2007), natomiast procent
usunięcia TMP na oczyszczalniach ścieków nie
przekroczyło 10 % (Lindberg i in., 2006; Junker
i in., 2006; Paxeus, 2004; Batt i in., 2007) a
SMX wahał się od 42 do 95 % (Batt i in., 2007;
Ashton i in., 2004; Ternes i in., 2002; Carballa i
in., 2004; Pérez i in., 2005). Oznaczanie
polarnych chemioterapeutyków jest stosunkowo
kłopotliwe ze względu na moŜliwość
występowania ich w róŜnych formach
jonowych, moŜliwe, Ŝe to jest przyczyną
róŜnych wyników uzyskiwanych dla usunięcia
ich na oczyszczalniach ścieków (Batt i in.,
2006). SMX i TMP posiadają dwie stałe
dysocjacji, pKa dla SMX wynosi 1,7; 5,6 oraz
dla TMP wynosi 3,2; 7,1 (Michael i in., 2006)
co sprawia, Ŝe molekuły występują w trzech
formach jonowych.
Toksyczność i szacowanie ryzyka
środowiskowego
Na podstawie danych literaturowych w tabelach
3 i 4 zestawiono wyniki testów toksyczności dla
SMX i TMP wykonanych na róŜnych
organizmach testowych.
Rozwój
metod
analitycznych
umoŜliwiły określenie stęŜenia SMX i TMP w
środowisku. Dane te wraz z przeprowadzonymi
testami toksyczności na organizmach testowych
obecnych w środowisku pozwoliły na
oszacowanie ryzyka środowiskowego. Zgodnie
z Dyrektywą Rady Unii Europejskiej i Polski.
67/548/EEC z 1967 roku przyjmuje się, Ŝe,
jeŜeli stosunek PEC lub MEC (przewidziana
koncentracja leku w środowisku lub mierzona
koncentracja leku w środowisku) do PNEC
(koncentracja leku nie wywołująca skutku)
przekracza 1, działanie substancji budzi obawy.
Rysunek 2 przedstawia tok postępowania przy
szacowaniu ryzyka środowiskowego.
150
Grupa
Bakteria
Bakteria
Bakteria
Bakteria
Glon
Glon
Glon
Glon
Glon
Glon
Glon
Bezkręgowiec
Bezkręgowiec
Bezkręgowiec
Bezkręgowiec
Bezkręgowiec
Bezkręgowiec
Bezkręgowiec
Bezkręgowiec
Ryba
Tab. 3. Zestawienie rezultatów testów toksyczności dla SMX.
StęŜenie
Gatunek
Czas
Źródło
[mg/l]
SMX
V. fischeri
30 min EC50
>84
Ferrari i in., 2003
V. fischeri
30 min EC50
23,3
Isidori i in., 2005
V. fischeri
15 min EC50
78,1
Kim i in., 2007
V. fischeri
30 min EC50
93,4
Gonz´alez i in., 2007
C. meneghiniana
96 h EC50
2,4
Ferrari i in., 2003
P. subcapitata
96 h EC50
0,146
Ferrari i in., 2003
L. gibba
7 d EC50
0,081
Brain i in., 2004
S. capricornutum
72 h EC50
1,53
Eguchi i in., 2004
S. leopoliensis
96 h EC50
0,03
Nunes i in., 2005
S. leopoliensis
96 h EC50
26,8
Ferrari i in., 2003
S. leopoliensis
3 d EC50
0,520
Isidori i in., 2005
C. dubia
48 h EC50
15,51
Nunes i in., 2005
C. dubia
48 h EC50
>100
Ferrari i in., 2003
C. dubia
7 d LC50
0,21
Isidori i in., 2005
D. magna
48 h LC50
>100
Ferrari i in., 2003
D. magna
24 h LC50
25,20
Isidori i in., 2005
D. magna
48 h EC50
205,2
Jung i in., 2008
D. magna
48 h EC50
123,1
Park i Choi, 2008
M. macrocopa
48 h EC50
70,4
Park i Choi, 2008
O. latipes
96 h LC50
562,5
Kim i in., 2007
Tab. 4. Zestawienie rezultatów testów toksyczności dla TMP.
Grupa
Gatunek
Czas
StęŜenie
[mg/l]
Źródło
TMP
Bakteria
V. fischeri
15 min EC50
176,7
Kim i in., 2007
Glon
S. capricornutum
7 d EC50
110
Halling-Sorensen i in., 1998
Glon
S. capricornutum
7 d EC50
130
Holten-Lützhoft i in., 1999
Glon
M. aeruginosa
7 d EC50
120
Halling-Sorensen i in., 1998
Glon
S. capricornutum
72 h EC50
80,3
Eguchi i in., 2004
Glon
L. gibba
7 d EC50
>0,1
Brain i in., 2004
Bezkręgowiec
D. magna
48 h EC50
167,4
Choi i in., 2008
Bezkręgowie
D. magna
48 h EC50
123
Halling-Sorensen i in., 1998
Bezkręgowie
D. magna
48 h EC50
92
Park i Choi, 2008
Bezkręgowie
M. macrocopa
48 h EC50
54,8
Park i Choi, 2008
Ryba
O. latipes
96 h LC50
>100
Kim i in., 2007
Gdzie:
LC50 (lethal concentration) – stęŜenie wywołujące 50% śmiertelną reakcję testową badanej populacji.
EC50 (effective concentration) - stęŜenie wywołujące 50% przyŜyciową reakcję testową badanej
populacji.
Rozwój metod analitycznych umoŜliwiły
określenie stęŜenia SMX i TMP w środowisku.
Dane te wraz z przeprowadzonymi testami
toksyczności na organizmach testowych
obecnych w środowisku pozwoliły na
oszacowanie ryzyka środowiskowego. Zgodnie
z Dyrektywą Rady Unii Europejskiej i Polski.
67/548/EEC z 1967 roku przyjmuje się, Ŝe,
jeŜeli stosunek PEC lub MEC (przewidziana
koncentracja leku w środowisku lub mierzona
koncentracja leku w środowisku) do PNEC
(koncentracja leku nie wywołująca skutku)
przekracza 1, działanie substancji budzi obawy.
Rysunek 2 przedstawia tok postępowania przy
szacowaniu ryzyka środowiskowego.
151
Działanie
Oszacowaniw
ryzyka
farmaceutyków
Efekt
ZuŜycie,
usuwanie,
transformacja
Ekotoksykologiczna
baza danych
PEC
lub
MEC
PEC lub MEC
PNEC
PNEC
Rys. 2. Postępowanie podczs szacowania ryzyka środowiskowego (Blanco i DelValls, 2008).
Kümmerer i Henninger na podstawie danych
literaturowych
oszacowali
ryzyko
środowiskowe dla obu leków. Szczególnie
niepokojące okazały się obliczenia dla TMP
gdzie stosunek PEC/PNEC był większy od 1.
Oszacowane ryzyko środowiskowe dla SMX
było poniŜej jednego (Kümmerer, 2004;
Kümmerer i Henninger, 2003). Natomiast
badania przeprowadzone przez Park i Choi
(2008) równieŜ na podstawie danych
literaturowych, jednakŜe przedstawionych jako
MEC/PNEC były zatrwaŜająco wysokie dla
SMX - >13 i poniŜej jednego dla TMP (Park i
Choi, 2008).
Podsumowanie
Z względu na fakt obecności SMX i TMP w
środowisku w dawkach subletalnych powoduje
zwiększanie
się
lekooporności
mikroorganizmów. W wyniku przeniknięcia
chemioterapeutyków do wody pitnej ludzie są
naraŜeni na kontakt z nimi. Na dzień dzisiejszy
nie są zgłębione skutki takiego kontaktu.
Wysokie wartości Lg Kow wynoszące 0,91 i 0,89
odpowiednio dla TMP i SMX niosą za sobą
ryzyko bioakumulacji. UwaŜa się, Ŝe wartość
Kow większa niŜ 3 (Lg Kow = 0,48) oznacza
skłonność
substancji
do
bioakumulacji.
Oszacowane ryzyko środowiskowe dla tych
substancji klasyfikuje je jako związki
niebezpieczne. Wydaje się więc zasadne, aby
doprowadzić do usunięcia tych związków ze
środowiska. Obiecującą alternatywą dla
rozwiązania problemu obecności leków z wód
gruntowych jest zastosowanie zintegrowanego
oczyszczania
czyli
połączenia
metod
biologicznych z chemicznymi takimi jak
techniki zaawansowanego utleniania (AOPs ang. Advanced oxidation processes).
LITERATURA
AL-AHMAD
A.,
DASCHNER
F.D.,
KUMMERER K., 1999; Biodegradability of
cefotiam, ciprofloxacin, meropenem, penicillin
G, and sulfamethoxazole and inhibition of waste
water bacteria, Archives of Environmental
Contamination and Toxicology, vol. 37, No 2,
pp. 158–163.
ALEXY R., KUMPEL T., K¨UMMERER D.K.,
2004; Assessment of degradation of 18
antibiotics in the closed bottle test,
Chemosphere, vol. 57, pp. 505–512.
ASHTON D., HILTON M., THOMAS K.V.,
2004; Investigating the environmental transport
of human pharmaceuticals to streams in the
United Kingom, Science of the Total
Environment, vol. 333, No 1-3, pp. 167-184.
BARBER L.B., MURPHY S.F., VERPLANCK
P.L., SANDSTROM M.W., TAYLOR H.E.,
FURLONG E.T., 2006; Chemical loading into
surface
water
along
a
hydrological,
biogeochemical, and land use gradient: a
holistic watershed approach, Environmental
Science & Technology, vol. 40, No 2, pp. 475–
486.
BATT A.L. I AGA D.S., 2005; Simultaneous
analysis of multiple classes of antibiotics by ion
trap LC/MS/MS for assessing surface water and
groundwater
contamination,
Analytical
Chemistr, vol. 77, pp. 2940–2947.
BATT A.L., BRUCE I.B. I AGA D.S., 2006;
Evaluating the vulnerability of surface waters to
antibiotic
contamination
from
varying
wastewater
treatment
plant
discharges,
Environmental Pollution, vol. 142, No 2, pp.
295–302.
152
BATT A.L., KIM S. and AGA D.S., 2007;
Comparison of the occurrence of antibiotics in
four full-scale wastewater treatment plants with
varying designs and operations, Chemosphere,
vol. 68, No 3, pp. 428-435.
BLANCO J. I DELVALLS A., 2008; Impact of
emergent contaminants in the environment:
environmental risk assessment, Environmental
Science, vol. 5S, No 2, pp. 169-188.
BOXALL A., KOLPIN D.W., HALLINGSØRENSEN B., TOLLS J., 2003; Are
Veterinary Medicines Causing Environmental
Risks? Environmental Science & Technology,
vol. 37, No 15, pp. 286A–294A
BRAIN R.A., JOHNSON D.J., RICHARDS
S.M., SANDERSON H., SIBLEY P.K.,
SOLOMON K.R., (2004); Effects of 25
pharmaceutical compounds to Lemna gibba
using a seven-day static-renewal test,
Environmental Toxicology and Chemistry, vol.
23, No 2, pp. 371–382.
CAHILL J.D., FURLONG E.T., BURKHARDT
M.R., KOLPIN D., ANDERSON L.G., (2004);
Determination of pharmaceutical compounds in
surface-and ground-water samples by solidphase extraction and high-performance liquid
chromatography-electrospray ionization mass
spectrometry, Journal of Chromatography, vol.
A 1041, No 1–2, pp. 171–180.
CARBALLA M., OMIL F., LEMA J.M.,
LLOMPART M., GARCIA-JARES C.,
RODRIGUEZ I., GOMEZ M. I TERNES T.,
2004; Behavior of pharmaceuticals, cosmetics
and hormones in a sewage treatment plant,
Water Research, vol. 38, pp. 2918–2926.
CARBALLA M., FINK G., OMIL F., LEMA,
J.M., TERNES T., (2008); Determination of the
solid-water distribution coefficient (K-d) for
pharmaceuticals, estrogens and musk fragrances
in digested sludge, Water Research, vol. 42, pp.
287-295
CASTIGLIONI S., BAGNATI R., CALAMARI
D., FANELLI R., ZUCCATO E., (2005); A
multiresidue analytical method using solidphase extraction and high-pressure liquid
chromatography tandem mass spectrometry to
measure
pharmaceuticals
of
different
therapeutic classes in urban wastewaters,
Journal of Chromatography, vol. A 1092, No 2,
pp. 206–215.
CHA J.M., YANG S. and CARLSON K.H.,
(2006); Trace determination of [beta]-lactam
antibiotics in surface water and urban
wastewater using liquid chromatography
combined with electrospray tandem mass
spectrometry, Journal of Chromatography, vol.
A 1115, No 1–2, pp. 46–57.
CHOI K., KIM Y., JUNG J.Y., KIM M., KIM
C., KIM N., PARK J. (2008); Occurrences and
ecological risk of roxithromycin, trimethoprim,
and chloramphenicol in the Han River, Korea,
Environmental Toxicology and Chemistry, vol.
27, No 3, pp. 711–719.
Dane źródłowe Urzędu Rejestracji Wydział
Rejestru
informacji
i
monitorowania
konsumpcji w Warszawie, niepublikowane.
DANYSZ A., BUCZKO W.; Kompendium
farmakologii i farmakoterapii, Wydawnictwo
Medyczne Urban & Partner, Wrocław 2008.
DAUGHTON C. I TERNES T., 1999;
Pharmaceuticals and personal care products in
the environment: agents of subtle change?,
Environmental Health Perspectives, vol. 107,
No 6, pp. 907–938.
Dyrektywą Rady Unii Europejskiej i Polski.
67/548/EEC z 1967 r,
EGUCHI K., NAGASE H., OZAWA M.,
ENDOH Y.S., GOTO K., HIRATA K.,
MIYAMOTO K., YOSHIMURA H., (2004);
Evaluation of antimicrobial agents for
veterinary use in the ecotoxicity test using
microalgae, Chemosphere, vol. 57, pp. 1733–
1738
FELIS E., MIKSCH K., SURMACZ-GÓRSKA
J., TERNES T. 2005; Presence of pharmaceutics
in
wastewater
from WWTP
“Zabrze
Śródmieście” in Poland. Archiwum Ochrony
Środowiska, vol. 31, No 3, pp. 49 -45.
FERRARI B., PAXEUS N., GIUDICE R.L.,
POLLIO
A.,
GARRIC
J.,
2003;
Ecotoxicological impact of pharmaceuticals
found in treated wastewaters, study of
carbamazepine, clofbric acid, and diclofenac.
Ecotoxicology and Environmental Safety, vol.
55, pp. 359–370.
FLAHERTY C.M. i DODSON S.I., 2005;
Effects of pharmaceuticals on Daphnia survival,
growth, and reproduction, Chemosphere, vol.
61, No 2, pp. 200–207.
GIGER W., ALDER A.C., GOLET E.M.,
KOHLER
H.P.E.,
MCARDELL
C.S.,
MOLNAR E., 2003; Occurrence and fate of
antibiotics as trace contaminants in wastewaters,
sewage sludges, and surface waters, Chimia,
vol. 57, No 9, pp. 485–491.
GŁĘBOCKA L., WIŚNIOWIECKA E.;
Farmakologia. Podstawy farmakoterapii i
farmakologii klinicznej, Wydawnictwo lekarskie
PZWL, Warszawa 1994.
153
GOLET E.M., ALDER A.C., GIGER W., 2002;
Environmental exposure and risk assessment of
fluoroquinolone
antibacterial
agents
in
wastewater and river water of the Glatt Valley
Watershed, Switzerland, Environmental Science
& Technology, vol. 36, No 17, pp. 3645–3651.
GONZ´ALEZ O., SANS C., ESPLUGAS S.,
2007; Sulfamethoxazole abatement by photoFenton Toxicity, inhibition and biodegradability
assessment of intermediates, Journal of
Hazardous Materials, vol. 146, pp. 459–464.
HALLING-SORENSEN B., NORS NIELSEN
S., LANZKY P.F., INGERSLEV F., HOLTEN
LUTZHOFT H.C., JORGENSEN S.E., 1998;
Occurrence, fate and effects of pharmaceutical
substances in the environment, Chemosphere,
vol. 36, No 2, pp. 357–393.
HAO C., LISSEMORE L., NGUYEN B.,
KLEYWEGT S., YANG P., SOLOMON K.,
2006; Determination of pharmaceuticals in
environmental
waters
by
liquid
chromatography/electrospray ionization/tandem
mass spectrometry, Analytical and Bioanalytical
Chemistry, vol. 384, No 2, pp. 505–513.
HARTIG, C.; STORM, T.; JEKEL, M., 1999;
Detection and indentification of sulphonamide
drugs in municipal wastewater by liquid chro
matography
coupled
with
electrospray
ionisation tandem mass spectrometry. Journal
of Chromatography, vol. A 854, pp. 163−173.
HEIDLER J. i HALDEN R.U., 2008; Metaanalysis of mass balances examining chemical
fate
during
wastewater
treatment,
Environmental Science & Technology, vol. 42,
No 17, pp. 6324–6332.
HIGNITE C., AZARNOFF D.L., 1977; Drugs
and drug metabolites as environmental
contaminants: effluent, Life Sciences, vol. 20,
pp. 337-342,
HILTON, M. J.; THOMAS, K. V., 2003;
Determination
of
selected
human
pharmaceutical compounds in effluent and
surface water samples by high-performance
liquid chromatography-electrospray tandem
mass
spectrometry.
Journal
of
Chromatography, vol. A 1015, pp. 129−141.
HIRSCH R., TERNES T., HABERER K. I
KRATZ K.L., 1999; Occurrence of antibiotics
in the aquatic environment, Science of the Total
Environment, vol. 225, No 1–2, pp. 109–118.
HOLTEN-LÜTZHOFT
H.C.,
HALLINGSORENSEN B., JOBRGENSEN S.E., 1999;
Algal toxicity of antibacterial agents applied in
Danish fish farming, Archives of Environmental
Contamination and Toxicology, vol. 36, pp. 1–6.
http://pl.wikipedia.org/wiki/trimetoprim
HUA W.Y., BENNETT E.R., MAIO X.S.,
METCALFE C.D., LETCHER R.J., 2006;
Seasonality effects on pharmaceuticals and striazine herbicides in wastewater effluent and
surface water from the Canadian side of the
upper Detroit River, Environmental Toxicology
and Chemistry, vol. 25, No 9, pp. 2356–2365.
Indeks leków Medycyny Praktycznej, 2006,
Medycyna Praktyczna, ISBN 83-7430-060-4.
ISIDORI M., LAVORGNA M., NARDELLI
A., PASCARELLA L. and PARRELLA A.,
2005; Toxic and genotoxic evaluation of six
antibiotics on non-target organisms, Science of
the Total Environment, vol. 346, No 1–3, pp.
87–98.
JABŁECKA A., KRZEMIŃSKI T.F.; Podstawy
farmakologii klinicznej, alergie, interakcje
leków oraz wybrane problemy w stomatologii,
Czelej, Lublin 2005.
JUNG J., KIM Y., KIM J., JEONG D., CHOI
K., 2008; Environmental levels of ultraviolet
light potentiate the toxicity of sulfonamide
antibiotics in Daphnia magna, Ecotoxicology,
vol. 17, pp. 37–45.
JUNKER T., ALEXY R., KNACKER T.,
KUEMMERER K., 2006; Biodegradability of
14
C-labeled antibiotics in a modified laboratory
scale sewage treatment plant at environmentally
relevant concentrations, Environmental Science
& Technology, vol. 40, pp. 318−324.
KIM Y., CHOI K., JUNG J.Y., PARK S., KIM
P., PARK J., 2007; Aquatic toxicity of
acetaminophen, carbamazepine, cimetidine,
diltiazem and six major sulfonamides, and their
potential ecological risks in Korea. Environment
International, vol. 33, pp. 370–375.
KINNEY C.A., FURLONG E.T., KOLPIN
D.W., BURKHARDT M.R., ZAUGG S.D.,
WERNER S.L., BOSSIO J.P. I BENOTTI M.J.,
2008; Bioaccumulation of Pharmaceuticals and
Other Anthropogenic Waste Indicators in
Earthworms from Agricultural Soil Amended
With Biosolid or Swine Manure, Environmental
Science & Technology, vol. 42, No 6, pp. 1863–
1870.
KOLPIN D.W., FURLONG E.T., MEYER
M.T., THURMAN E.M., ZAUGG S.D.,
BARBER L.B., 2002; Pharmaceuticals,
hormones, and other organic wastewater
contaminants in U.S. streams, 1999–2000: a
national reconnaissance, Environmental Science
& Technology, vol. 36, No 6, pp. 1202–1211.
154
KOLPIN D.W., SKOPEC M., MEYER M.T.,
FURLONG E.T., ZAUGG S.D., 2004; Urban
contribution of pharmaceuticals and other
organic wastewater contaminants to streams
during differing flow conditions, Science of the
Total Environment, vol. 328, No 1–3, pp. 119–
130.
KOWSZYK-GINDIFER Z., SOBICZEWSKI
W.; Antybiotyki. Współczesny stan wiedzy,
Przedsiębiorstwo Wydawnictw i Wystaw
Przemysłu Chemicznego i Lekkiego „Chemil”,
Warszawa 1990.
KUMMERER K., AL-AHMAD A., MERSCHSUNDERMANN V. 2000; Biodegradability of
some antibiotics, elimination of the genotoxicity
and affection of wastewater bacteria in a simple
test, Chemosphere, vol. 40, No 7, pp 701–710.
KUMMERER K. and HENNINGER A., 2003;
Promoting resistance by the emission of
antibiotics from hospitals and households into
effluent, Clinical Microbiology and Infection,
vol. 9, No 12, pp. 1203–1214.
LACAILLE F.; Toksyczne uszkodzenia wątroby
(Toxic hepatitis), Standardy Medyczne, Hopital
Necker_Enfants malades, ParyŜ 2004.
LINDBERG R.H., OLOFSSON U., RENDAHL
P., JOHANSSON M.I., TYSKLIND M.,
ANDERSSON A.V. 2006; Behavior of
fluoroquinolones and trimethoprim during
mechanical, chemi cal, and active sludge
treatment of sewage water and digestion of
sludge, Environmental Science & Technology,
vol. 40, pp. 1042−1048.
LINDSEY M.E., MEYER M., THURMAN
E.M., 2001; Analysis of trace levels of
sulfonamide and tetracycline antimicrobials in
groundwater and surface water using solidphase
extraction
and
liquid
chromatography/mass spectrometry, Analytical
Chemistry, vol. 73, No 19, pp. 4640–4646.
MARKIEWICZ Z., KWIATKOWSKI Z.;
Bakterie,
antybiotyki,
lekooporność,
Wydawnictwo Naukowe PWN, Warszawa
2008.
MESZAROS
J.,
HRYNIEWICZ
W.;
Antybiotyki w profilaktyce i leczeniu zakaŜeń,
PZWL, Warszawa 2002.
METCALFE C.D., KOENIG B.G., BENNIE
D.T., SERVOS M., TERNES T.A., HIRSCH
R., 2003; Occurrence of neutral and acidic drugs
in the effluents of canadian sewage treatment
plants.
Environmental
Toxicology
and
Chemistry,. vol. 22, No 12, pp. 2872−2880.
MIAO X.S., BISHAY F., CHEN M.,
METCALFE C.D., 2004; Occurrence of
antimicrobials in the final effluents of
wastewater treatment plants in Canada,
Environmental Science & Technology, vol. 38,
pp. 3533–3541.
MICHAEL C.D., BUFFLE M.O.,
von
GUNTEN U., 2006; Oxidation of antibacterial
molecules by aqueous Ozone: Moiety-specific
reaction kinetics and application to ozone-based
wastewater treatment, Environmental Science &
Technology, vol. 40, No 6, pp 1969–1977.
NEUMANN N.J., BLOTZ A., WASINSKAKEMPKA
G.,
ROSENBRUCH
M.,
LEHMANN P., AHR H.J., 2005; Evaluation of
phototoxic and photoallergic potentials of 13
compounds by different in vitro and in vivo
methods, Journal of Photochemistry and
Photobiology, vol. B 79, 1, pp. 25–34.
NUNES B., CARVALHO F., GUILHERMINO
L., 2005; Acute toxicity of widely used
pharmaceuticals in aquatic species, Gambusia
holbrooki, Artemia parthenogenetica and
Tetraselmis
chuii,
Ecotoxicology
and
Environmental Safety, vol. 61, pp. 413–419.
OBST U., SCHWARTZ T., VOLKMANN H.
2006; Antibiotic resistant pathogenic bacteria
and their resistance genes in bacterial biofilms,
International Jurnal of Artificial Organs, vol.
29, No 4, pp. 387–394.
PARK S., CHOI K., 2008; Hazard assessment
of commonly used agricultural antibiotics on
aquatic ecosystems, Ecotoxicology, vol. 17, No
6, pp. 526-538.
PATRICK G.; Chemia leków. Krótkie wykłady
(original title: Medicinal Chemistry. Instant
Notes),
Wydawnictwo
Naukowe
PWN,
Warszawa 2004.
PAXEUS N., 2004; Removal of selected nonsteroidal anti-inflammatory drugs (NSAIDS),
gemfibrozil,
carbamazepine,
β-blockers,
trimethoprim and triclosan in conventional
wastewater treatment plants in five EU
countries and their discharge to the aquatic
environment, Water Science and Technology,
vol. 50, pp. 253−260.
PERA-TITUS M., GARC´IA-MOLINA V.,
BA˜NOS M.A., GIM´ENEZ J., ESPLUGAS S.,
2004; Degradation of chlorophenols by means
of advanced oxidation processes: a general
review, Applied Catalysis, vol. B 47, pp. 219–
256.
PÉREZ-TRALLERO E., IGLESIAS L., (2003);
Tetracyclines, sulfonamides and metronidazole,
Enferm Infecc Microbiol, vol. 21, No 9, pp. 520
– 529 + 533.
155
PÉREZ S., EICHHORN P. AGA D.S., 2005;
Evaluating
the
biodegradability
of
sulfamethazine, sulfamethoxazole, sulfathiazole,
and trimethoprim at different stages of sewage
treatment, Environmental Toxicology and
Chemistry, vol. 24, No 6, pp. 1361–1367.
POMATI F., CASTIGLIONI S., ZUCCATO E.,
FANELLI R., VIGETTI D., ROSSETTI C.,
2006; Effects of a complex mixture of
therapeutic drugs at environmental levels on
human embryonic cells, Environmental Science
& Technology, vol. 40, No 7, pp. 2442–2447.
ROBERTS P.H., THOMAS K.V., 2006; The
occurrence of selected pharmaceuticals in
wastewater effluent and surface waters of the
lower Tyne catchment, Science of the Total
Environment, vol. 356, No 1–3, pp. 143–153.
RYCHTA U., WOŹNIAK E., MIKSCH K.,
2001; Obecność farmaceutyków w środowisku.
VII Ogólnopolskie Sympozjum NaukowoTechniczne „Biotechnologia Środowiska”,
Wisła Jarzębata, 4-7.12.
SACHER F., LANGE F.T., BRAUCH H.J.,
BLANKENHORN I., 2001; Pharmaceuticals in
groundwaters: analytical methods and results of
a monitoring program in Baden-Wurttemberg,
Germany, Journal of Chromatography, vol. A
938, No 1–2, pp. 199–210.
SANDERSON H., JOHNSON D.J., REITSMA
T., BRAIN R.A., WILSON C.J., SOLOMON
K.R., 2004; Ranking and prioritization of
environmental risks of pharmaceuticals in
surface waters, Regulatory Toxicology and
Pharmacology, vol. 39, pp. 158–183.
SAVES
M,
VANDENTORREN
S,
DAUCOURT V i wsp., 1999; Severe hepatic
cytolysis: incidence and risk factors in patients
treated with antiretroviral combinations, AIDS,
vol. No 17, pp. 115-21.
SCHARF S., GANS O., SATTELBERGER R.;
Arzneimittelwirkstoffe im Zu- und Ablauf von
Kläranlagen; Report of the Umweltbundesamt,
ISBN 3-85457-624-2, Wien 2002.
SCHWARTZ K., KOHNEN W., JANSEN B.,
OBST U., 2003; Detection of antibiotic-resistant
bacteria and their resistance genes in
wastewater, surface water, and drinking water
biofilms, FEMS Microbiology, vol. 43, pp. 325–
335.
SENDZIK J., SHAKIBAEI M., SCHAFERKORTING M., STAHLMANN R., 2005;
Fluoroquinolones cause changes in extracellular
matrix, signalling proteins, metalloproteinases
and caspase-3 in cultured human tendon cells,
Toxicology, vol. 212, No 1, pp. 24–36.
SPENGLER
U,
LICHTERFELD
M,
ROCKSTROH JK., 2002; Antiretroviral drug
toxicity- a challenge for the hepatologist, Jurnal
of Hepatology, vol. 36, pp. 283-94.
STOLKER A., NIESING W., HOGENDOORN
E.A., VERSTEEGH J.F.M., FUCHS R.,
BRINKMAN
U.A.T.,
2004;
Liquid
chromatography with triple–quadrupole or
quadrupole-time of flight mass spectrometry for
screening and confirmation of residues of
pharmaceuticals in water, Analytical and
Bioanalytical Chemistry, vol. 378, No 4, pp.
955–963.
STRASSBURG C.P., STRASSBURG A.,
KNEIP S. i wsp., 2002; Developmental aspects
of human hepatic drug glucuronidation in young
children and adults, Gut, vol. 50, pp. 259-65.
SUCHORZEWSKA J., LAMMEK J., KOT J.,
BUCHOWIECKA A., BUCZKOWSKI J.,
KARPEL
E.,
KOŚCIELNIAK
W.,
MIŁKOWSKA B., MOTUK A., RYBICKI Z.,
SAŁADAJCZYK G., SKOCZYLAS-STOBA
B.,
SZULC
R.,
WOŁOWICKA
L.,
ZŁOTOROWICZ M., 2003; Wieloośrodkowe
prospektywne badania zakaŜeń i stosowanej
antybiotykoterapii w wybranych oddziałach
intensywnej terapii, Anestezjologia Intensywna
Terapia, vol. 36, pp. 101-106.
TAMTAM F., MERCIER F., BOT B.L.,
EURIN J., DINH Q.T., CLÉMENT M.,
CHEVREUIL M., 2008; Occurrence and fate of
antibiotics in the Seine River in various
hydrological conditions, Science of The Total
Environment, vol. 393, No 1, pp. 84-95.
TERNES T., 1998; Occurrence of drugs in
German sewage treatment plants and rivers,
Water Research, vol. 32, No 11, pp. 3245–3260.
TERNES
T.A.,
MEISENHEIMER
M.,
MCDOWELL D., SACHER F., BRAUCH H.J.,
HAIST-GULDE B., PREUSS G., WILME U.,I
ZULEI-SEIBERT N., 2002; Removal of
Pharmaceuticals during Drinking Water
Treatment,
Environmental
Science
&
Technology, vol. 36, No 17, pp. 3855–3863.
YANG S., CARLSON K., 2003; Evolution of
antibiotic occurrence in a river through pristine,
urban and agricultural landscapes. Water
Research, vol. 37, No 19, pp. 4645−4656.
YANG S., CARLSON K.H., 2004; Solid-phase
extraction–high-performance
liquid
chromatography–ion trap mass spectrometry for
analysis of trace concentrations of macrolide
antibiotics in natural and waste water matrices,
Journal of Chromatography, vol. A 1038, No
1–2, pp. 141–155.
156
VREE T.B., SCHOONDERMARK-VAN DE
VEN
E.,
VERWEY-VAN
WISSEN
C.P.W.G.M., BAARS A.M., SWOLFS A.,
VAN GALEN P.M., AMATDJAIS-GROENEN
H., 1995; Isolation, identification and
determination of sulfadiazine and its hydroxy
metabolites and conjugates from man and
Rhesus monkey by high-performance liquid
chromatography, Journal of Chromatography,
vol. B 670, pp. 111 – 123.
VOLKMANN H., SCHWARTZ T., BISCHOFF
P., KIRCHEN S., OBST U., 2004; Detection of
clinically relevant antibiotic-resistance genes in
municipal wastewater using real-time PCR
(taqman), Journal Microbiol Methods, vol. 56,
277–286.