Minęło już sto lat od kiedy Alexander Fleming odkrył pierwszy antybiotyk. Od tego czasu wyprodukowano i zaaplikowano tysiące ton tych leków, zarówno ludziom jak i zwierzętom (Kuemmerer, 2009 a, b).  Są one używane do leczenia infekcji bakteryjnych ale także jako promotory wzrostu, dodawane do paszy w celu zwiększania wagi zwierząt. Od kiedy Unia Europejska zakazała używania antybiotyków jako dodatku do pasz  zwiększyło się ich użycie w leczeniu. To ogromne i często nieracjonalne natężenie ich użytkowania doprowadziło do rozwoju lekooporności wśród bakterii.

Antybiotyki są metabolizowane w organizmach tylko częściowo i w związku z tym zostają wydalane razem z kałem np. do ścieków (Hirsch i in., 1999, Brown i in., 2006, Gulkowska i in., 2008) lub też wód poprodukcyjnych z gospodarstw rybackich  (Zou i in., 2011, Buschmann i in., 2012, Gao i in., 2012) jako leki macierzyste bądź też ich metabolity. Te rozpuszczalne komponenty są w niewielkim stopniu usuwane w procesie oczyszczania ścieków (Brown i in., 2006, Batt i in., 2006) i mogą przedostawać się do wód powierzchniowych stanowiących odbiorniki ścieków oczyszczonych. Ich stężenie w wodach jest najczęściej niewielkie [Jiang i in., 2011, Zou i in., 2011, Harnisz, 2013] jednak w długiej perspektywie także dawki podprogowe leków mogą powodować nabieranie oporności na nie. Ponadto, antybiotyki wkraczając do środowiska mogą zmieniać struktury zbiorowisk bakteryjnych (Schmitt i in., 2004, Aminov i Mackie, 2007) co ma ścisły związek z funkcjami ekosystemu [Baran i in., 2011, Costanzo i in., 2005, Thiele-Bruhn i Beck, 2005]. Ze względu na to, że antybiotyki zostały stworzone z myślą o leczeniu infekcji bakteryjnych u ludzi i zwierząt, ich pozostałości w środowisku mogą stanowić większe zagrożenie  niż np.  pozostałości pestycydów, których głównym celem działania są chwasty, grzyby i bezkręgowe szkodniki.

Głównym źródłem zanieczyszczenia lekami są ścieki komunalne i szpitalne. Zawarte w nich substancje, mimo że obecne w niewielkich stężeniach rzędu ng - µg/l, utrzymują się trwale w środowisku wodnym ze względu na ich ciągłe dostarczanie, działając na wiele pokoleń organizmów wodnych. W wodach powierzchniowych często można wykryć wiele substancji leczniczych, w tym leków przeciwbólowych i przeciwzapalnych, regulujących poziom lipidów, β-blokerów, β-sympatykomimetyków, antybiotyków, hormonów oraz leków przeciwpadaczkowych.

Dodatkowym źródłem antybiotyków w środowisku są gospodarstwa chowu i hodowli zwierząt, produkujące obornik stosowany powszechnie jako nawóz na pola uprawne. Zawarte w nim antybiotyki przedostają się nie tylko do gleby i wód gruntowych ale są także pobierane przez rośliny rosnące na polach. Antybiotyki są także powszechnie stosowane w hodowlach ryb. Nieprzyswojone przez ryby leki i ich metabolity dostają się wraz z ekskrementami do wód powierzchniowych, gdzie mogą odkładać się w osadach dennych.  

Antybiotyki przedostające się do środowiska ulegają biotycznej bądź abiotycznej degradacji na drodze hydrolizy lub fotolizy. Ponieważ leki te są bardzo często podawane doustnie, najczęściej są niewrażliwe na hydrolizę, podczas gdy bezpośrednia lub pośrednia fotoliza  jest rozpatrywana jako główna przyczyna ich degradacji w środowisku, zwłaszcza w ekosystemach wodnych.

Antybiotyki i ich produkty transformacji (TPs) wkraczając do środowiska mogą zmieniać struktury zbiorowisk bakteryjnych [Aminov i Mackie, 2007, Baran i in., 2011] co ma ścisły związek z funkcjonowaniem ekosystemu [Schmitt i in., 2004, Costanzo i in., 2005, Thiele-Bruhn i Beck, 2005].  Ich obecność w środowisku, nawet w dawkach podprogowych, może się wiązać z chroniczną toksycznością. Dodatkowo, produkty fototransformacji antybiotyków mogą być bardziej toksyczne dla mieszkańców środowisk naturalnych niż leki macierzyste [Jiao i in., 2008]. Wiele antybiotyków ulega bezpośredniej fotolizie w środowisku, wśród nich można wymienić także penicyliny i tetracykliny. Możliwość synergistycznego wzrostu toksyczności mieszaniny leków i ich TPs nie powinna być ignorowana i należy ją intensywnie badać.

Tabela 1. Maksymalne koncentracje antybiotyków (ng/L) w środowisku wodnym (za: Kuemmerer K., 2009. Antibiotics in the aquatic environment - A review - Part I. Chemosphere 75, 417-434)

Tabela 2. Koncentracja antybiotyków (μg/kg) w glebie nawożonej obornikiem( za: De La Torre, A. Iglesias, I., Carballo, M., Ramírez, P., Muñoz, M.J. (2012). An approach for mapping the vulnerability of European Union Soils to Antibiotic Contamination. Science of the Total Environment. 414: 672-679)

Literatura

Aminov, R.I., Mackie, R.I., 2007. Evolution and ecology of antibiotic resistance genes. Fems Microbiology Letters 271, 147-161.

Baran, W., Adamek, E., Ziemianska, J., Sobczak, A., 2011. Effects of the presence of sulfonamides in the environment and their influence on human health. Journal of Hazardous Materials 196, 1-15.

Batt, A.L., Kim, S., Aga, D.S., 2006. Enhanced biodegradation of iopromide and trimethoprim in nitrifying activated sludge. Environmental Science & Technology 40, 7367-7373.

Brown, K.D., Kulis, J., Thomson, B., Chapman, T.H., Mawhinney, D.B., 2006. Occurrence of antibiotics in hospital, residential, and dairy, effluent, municipal wastewater, and the Rio Grande in New Mexico. Science of the Total Environment 366, 772-783.

Costanzo, S.D., Murby, J., Bates, J., 2005. Ecosystem response to antibiotics entering the aquatic environment. Marine Pollution Bulletin 51, 218-223.

Gao, P., Munir, M., Xagoraraki, I., 2012. Correlation of tetracycline and sulfonamide antibiotics with corresponding resistance genes and resistant bacteria in a conventional municipal wastewater treatment plant. The Science of the total environment 421-422, 173-183.

Gulkowska, A., Leung, H.W., So, M.K., Taniyasu, S., Yamashita, N., Yeunq, L.W.Y., Richardson, B.J., Lei, A.P., Giesy, J.P., Lam, P.K.S., 2008. Removal of antibiotics from wastewater by sewage treatment facilities in Hong Kong and Shenzhen, China. Water Research 42, 395-403.

Harnisz, M., 2013. Total resistance of native bacteria as an indicator of changes in the water environment. Environmental pollution (Barking, Essex : 1987) 174, 85-92.

Hirsch, R., Ternes, T., Haberer, K., Kratz, K.L., 1999. Occurrence of antibiotics in the aquatic environment. Science of the Total Environment 225.

Jiang, L., Hu, X., Yin, D., Zhang, H., Yu, Z., 2011. Occurrence, distribution and seasonal variation of antibiotics in the Huangpu River, Shanghai, China. Chemosphere 82, 822-828.

 Jiao, S., Zheng, S., Yin, D., Wang, L., Chen, L., 2008. Aqueous photolysis of tetracycline and toxicity of photolytic products to luminescent bacteria. Chemosphere 73, 377-382.

Kuemmerer, K., 2009a. Antibiotics in the aquatic environment - A review - Part I. Chemosphere 75, 417-434.

Kuemmerer, K., 2009b. Antibiotics in the aquatic environment - A review - Part II. Chemosphere 75, 435-441.

Schmitt, H., Van Beelen, P., Tolls, J., Van Leeuwen, C.L., 2004. Pollution-induced community tolerance of soil microbial communities caused by the antibiotic sulfachloropyridazine. Environmental Science & Technology 38, 1148-1153.

Thiele-Bruhn, S., Beck, I.C., 2005. Effects of sulfonamide and tetracycline antibiotics on soil microbial activity and microbial biomass. Chemosphere 59, 457-465.

Zou, S., Xu, W., Zhang, R., Tang, J., Chen, Y., Zhang, G., 2011. Occurrence and distribution of antibiotics in coastal water of the Bohai Bay, China: Impacts of river discharge and aquaculture activities. Environmental Pollution 159, 2913-2920.