Антибиотики в сточных водах: источники, определение токсичности, методы удаления

Проблема загрязнения водной среды лекарственными препаратами привлекает к себе повышенное внимание. Особое место в этом ряду занимают антибиотики, которые полностью не удаляются из сточных вод в процессе их очистки на канализационных очистных сооружениях и попадают в природные водоемы и питьевую воду. В связи с малой изученностью остаются открытыми все аспекты данной проблемы: мониторинг антибиотиков в водах, их взаимодействие с другими препаратами, оценка степени токсичности, определение эффективности методов удаления.

 Использование антибиотиков после открытия в 1928 году А. Флемингом структуры пенициллина стало общей терапевтической практикой и характеризовалось постоянным ростом потребления. Это же обстоятельство обусловило накопление антибиотиков в природной среде из-за их наличия в городских и промышленных сточных водах, в больничных стоках и фильтратах полигонов хранения твердых бытовых отходов.

В структуру антибиотиков входят циклические компоненты, представленные бензольными кольцами, пиперазиновыми и гексагидропиримидиновыми фрагментами, а также сульфонамидными, хинолоновыми и морфолиновыми группами. Для этих соединений характерно метастабильное состояние и образование после приема человеком или животными реакционноспособных метаболитов, коньюгатов и гидроксилированных форм, ведущее к широкому разнообразию в природной водной среде химических соединений с большим спектром свойств и в большой мере неизученным воздействием на нецелевые организмы.

В большинстве случаев в исследованиях, посвященных присутствию антибиотиков в различных водных средах, рассматривается поведение сульфонамидов (сульфадиазин, сульфапиридин, сульфаметазин, сульфаметоксазол), диаминопиримидинов (триметоприм), фторхинолонов (офлоксацин, норфлоксацин, ципрофлоксацин, ломефлоксацин, энрофлоксацин), тетрациклинов (тетрациклин, хлортетрациклин, окситетрациклин, доксициклин), макролидов (рокситромицин, олеандомицин, кларитромицин).

Первые данные о наличии в сточных водах, прошедших очистные сооружения, лекарственных препаратов (ЛП) относятся к середине 1960-х гг. Вскоре после этого в Европе, США и Японии в сточных водах были обнаружены психиатрические препараты, анальгетики, антибиотики, контрастные вещества. В настоящее время в разных странах в водной среде, в том числе в подземных водах, зафиксировано присутствие более 180 ЛП и их метаболитов, сохраняющих биологическую активность. Опубликованы данные о наличии ЛП в питьевой воде ряда столиц и крупнейших городов мира. Хотя выявленные концентрации существенно ниже уровня, характерного для медицинского применения, тем не менее установленный факт хронического воздействия ЛП (во многих случаях смеси препаратов) вызывает серьезную озабоченность специалистов.

Особое положение среди прочих ЛП в водной среде занимают антибиотики. В Италии проведена оценка рисков для природной среды, связанных с присутствием ЛП в сточных водах, прошедших очистные сооружения и сбрасываемых в водотоки-приемники [1]. Для 67 ЛП, упомянутых в данном исследовании, значение коэффициента риска (который выражается соотношением средней концентрации ЛП в сточных водах и концентрации этого препарата, не вызывающей токсического действия) находилось в широких пределах 1 от 0,0000068 до 37. К ЛП, с которыми связан высокий риск (коэффициент риска более 1,0), отнесены 14 препаратов, в том числе 7 антибиотиков (эритромицин, офлоксацин, сульфаметоксазол, кларитромицин, амоксициллин, тетрациклин и азитромицин). Большинство антибиотиков относят к загрязняющим веществам, нарушающим работу эндокринной системы.

Источники антибиотиков в сточных водах

Источниками антибиотиков в городских сточных водах являются жилищный сектор, лечебные учреждения, ветеринарные клиники и фармацевтические предприятия. В организме человека антибиотики подвергаются в разной мере метаболизму и затем выводятся наряду с не претерпевшими трансформацию исходными препаратами.

Существенным фактором загрязнения водной среды ЛП является их использование в животноводстве и птицеводстве для лечения, профилактики и в качестве стимуляторов роста. При общем росте потребления антибиотиков в последние годы были отмечены противоположные тенденции. По данным Европейского агентства лекарственных средств (European Medicines Agency, EMA) в 2005-2009 гг. в девяти странах Евросоюза на 11% снизилось потребление ветеринарных противомикробных препаратов, что связывают с уменьшением применения тетрациклиновых препаратов, терапевтические дозы которых обычно выше, чем у других средств. На этом фоне Европейский центр профилактики и контроля заболеваний приводит данные, свидетельствующие об отсутствии роста потребления антибиотиков населением в 2010 году в сравнении с 2001-2009 гг. Тем не менее, по сообщению Европейского агентства лекарственных средств, в 2010 году в Евросоюзе было продано 4802 т ветеринарных антибиотиков без учета потребления этих препаратов в рыборазведении. С учетом сложившегося соотношения потребления антибиотиков населением и в ветеринарии 2:1 можно считать, что суммарное потребление антибиотиков в Евросоюзе в 2010 году составило порядка 15000 т [2]. В США потребление антибиотиков в 2000 году достигало 16200 т, из которых 70% приходилось на животноводство [3]. Объем мирового потребления антибиотиков, по различным сообщениям, с трудом поддается учету и оценивается в пределах 100 000-200 000 т/год [3].

Большинство антибиотиков водорастворимы, слабо адсорбируются в пищеварительном тракте животных, и в результате на 30-90% выводятся из организма в составе фекалий или мочи. При этом, хотя отмечена деградация антибиотиков при компостировании навоза и анаэробной ферментации, значительная их часть аккумулируется на сельскохозяйственных полях и прилегающих территориях и впоследствии в результате растворения попадает в поверхностные и подземные воды.

Наиболее важными по объему применения в ветеринарии являются тетрациклиновые, сульфонамидные и фторхинолоновые препараты. Их содержание в экскрементах и жидком навозе может достигать 46, 91 и 8,3 мг/кг соответственно. Многократное удобрение сельскохозяйственных почв навозом ведет к загрязнению окружающей среды этими веществами и аккумулированию в почвах. Максимальные выявленные концентрации данных антибиотиков в почвах составляют 0,3, 0,015 и 0,37 мг/кг соответственно [4]. В 1998 году Европейская комиссия рекомендовала прекратить использование антибиотиков в качестве пищевых добавок с 2006 года Вместе с тем в КНР быстрый рост производства продуктов животноводства во многом обусловлен значительным увеличением (по некоторым сообщениям, до 97000 т в 2010 году) ветеринарного потребления антибиотиков. В результате животноводство и птицеводство, где ежегодно образуется 2,17 млрд. т навоза и птичьего помета, стало в настоящее время в КНР основным источником загрязнения окружающей среды антибиотиками [5].

Концентрации антибиотиков в сточных водах

Проведенные в США в 2006 году исследования выявили высокие концентрации сульфаметоксазола, триметоприма, ципрофлоксацина, тетрациклина и клиндамицина в сточных водах на уровне 0,09016,0 мкг/л. Важно отметить, что данные концентрации были выявлено на достаточном расстоянии от места сброса сточных вод, что свидетельствует об их устойчивости в природной водной среде [6]. По другим данным, ципрофлоксацин, офлоксацин, сульфаметоксазол И триметоприм в сточных водах трех штатов США были выявлены на уровне 100-160, 205-305, 395-575 и 40-705 нг/л соответственно, причем офлоксацин, ципрофлоксацин и триметоприм присутствовали в сточных водах как после вторичной, так и третичной обработки.

Сообщается о большем снижении уровня антибиотиков в сточных водах при хлорировании в сравнении с ультрафиолетовым облучением. В составе разных антибиотиков присутствуют различные функциональные группы, что исключает возможность разработки универсального метода их удаления, тем более при различном исходном составе сточных вод. Концентрации антибиотиков в сточных водах могут достигать исключительно высоких величин, - вплоть до 27 мкг/л триметоприма, сульфаметоксазола, сульфаметазина и линкомицина, а также метаболита эритромицина было зафиксировано в сточных водах в США, что в 25 раз выше усредненных данных [7].

В сточные воды антибиотики попадают наряду со своими метаболитами, поведение, трансформация и токсичность которых в водной среде являются еще менее изученными. Установлено, что концентрации некоторых метаболитов в ряде случаев значительно превышают содержание исходных препаратов. Соотношение концентраций попадающих в сточные воды неметаболизированных антибиотиков и метаболизированных форм может достигать 1:50 [8].

Деградация антибиотиков на традиционных очистных сооружениях

Проблема, связанная с загрязнением сточных вод ЛП, впервые была обобщена только в 1998 году [9] и до сих пор считается недостаточно изученной. Вместе с тем 2000-е гг. характеризуются стремительным ростом активности исследований в данной области, обусловленным серьезной озабоченностью по поводу роста производства и потребления антибиотиков в странах мира, низкой степени удаления этих загрязняющих веществ на традиционных очистных сооружениях, продолжающегося сброса больших объемов неочищенных сточных вод в развивающихся странах. При этом исследования ведутся как в области повышения эффективности существующих очистных сооружений, так и создания принципиально новых в этой области подходов.

В США в штате Нью1Йорк на очистных сооружениях концентрации антибиотиков в сточных водах после обработки в зависимости от использующихся технологических схем находились в диапазоне 0,211,4, 0,21 1,8, 0,0611,1 и 0,217,9 мкг/л для ципрофлоксацина, сульфаметоксазола, тетрациклина и триметоприма соответственно [10]. Большая часть антибиотиков, исходное содержание которых находилось на уровне мкг/л, было удалено после вторичной обработки, при этом наиболее эффективным оказался двухступенчатый процесс с активным илом. Суммарная степень удаления триметоприма повышалась с 70 до 95% на стадии нитрификации (при ее наличии). В то же время эффективность деградации ципрофлоксацина и тетрациклина была небольшой.

В обзоре, посвященном обобщению результатов работы 262 очистных сооружений, находящихся в странах Европы (Испания, Германия, Италия, Швейцария, Швеция, Австрия, Великобритания, Финляндия, Франция, Греция, Дания), Америки (США, Канада, Бразилия), Азии (КНР, Япония, Израиль, Южная Корея, КНДР) и Австралии, среди прочих ЛП проанализировано поведение на очистных сооружениях антибиотиков [11]. Усредненная исходная концентрация антибиотиков в сточных водах составляла (в мкг/л): сульфаметоксазол - 0,92, триметоприм - 0,76, эритромицин - 1,8, цип1рофлоксацин - 1,6, норфлоксацин - 0,23, офлоксацин - 5,1, рокситромицин - 1,5, кларитромицин - 1,3, тетрациклин - 0,33, сульфаметазин - 0,16.

Схема обработки в большинстве случаев предусматривала механическую очистку, первичное отстаивание, биологическую обработку (традиционный процесс с активным илом). На заключительном этапе проводились нитрификация и удаление фосфора. В традиционном процессе с активным илом продолжительность обработки и возраст активного ила составляли 2-24 час. и 2-20 сут. соответственно. В ходе механической очистки и первичного отстаивания удаление ЛП происходило в весьма незначительной мере. В некоторых случаях концентрация ЛП в ходе биологической обработки возрастала. Это может происходить в результате присутствия в сточных водах метаболитов, способных трансформироваться с образованием исходных веществ. Отмечены случаи увеличения концентрации ЛП, которое может быть связано с растворением взвешенных веществ, на которых они были адсорбированы.

Усредненные показатели эффективности удаления антибиотиков после вторичной обработки составляют (в %): сульфаметоксазол - 52, триметоприм - 40, эритромицин - 28, ципрофлоксацин - 70, норфлоксацин - 68, офлоксацин - 60, рокситромицин - 32, кларитромицин - 40, тетрациклин - 56, сульфаметазин - 83. На целом ряде предприятий (в рамках данного исследования) обработка сточных вод проводилась в пилотных мембранных биореакторах. Здесь эффективность деградации антибиотиков была заметно выше.

Основными процессами, приводящими к удалению ЛП при биологической обработке, являются биодеградация/биотрансформация и адсорбция. Адсорбция активным илом зависит от рН, окислительно-восстановительного потенциала, стереохимических факторов и химической структуры ЛП и молекул сорбента. По имеющимся данным, вклад адсорбции в суммарную степень удаления ЛП при биологической обработке в большинстве случаев не превышает 20%. Только для антибиотиков ципрофлоксацина, норфлоксацина, офлоксацина эти показатели составили 60-100%. Эффективность биодеградации связана с характеристиками биомассы, свойствами ЛП, со схемой обработки и параметрами технологического процесса.

Среди факторов, влияющих на удаление лекарственных препаратов в процессе с активным илом, отмечают концентрацию биомассы и возраст активного ила, время гидравлического задержания в биореакторе, рН, температуру и конфигурацию технологического процесса (в этом исследовании также отмечается роль нитрифицирующих бактерий в повышении эфективности деградации триметоприма).

Антибиотики в подземных, поверхностных водах и питьевой воде

Из-за неполного удаления на очистных сооружениях в результате сброса сточных вод ЛП попадают в поверхностные воды. Молекулы ЛП и их метаболитов в основном характеризуются полярной структурой и в этой связи не адсорбируются подпочвенными слоями грунта, что позволяет им достигать подземных вод, которые во многих случаях используются для питьевого водоснабжения. Геологической службой США проведено обследование состава подземных вод в 18 штатах [12]. Среди прочих ЛП выявлены линкомицин (в 5,4% проб), сульфаметазин (в 2,7%), сульфаметоксазол (в 23,4% проб). Их средние концентрации составили (мкг/л): линкомицин - 0,32), сульфаметазин - 0,36,
сульфаметоксазол - 1,11. Отмечено наличие в некоторых пробах одновременно 10 и более ЛП.

По данным различных источников в разных регионах мира, в период 2007-2012 гг. в поверхностных водах и питьевой воде (в скобках) были выявлены следующие максимальные концентрации антибиотиков (нг/л): ципрофлоксацин - 30 (10), энрофлоксацин - 40 (20), эритромицин - 40 (10), линкомицин - 10 (10), ломефлоксацин - 35 (10), норфлоксацин - 31 (10), офлоксацин - 480 (10), рокситромицин - 66 (5), сульфаметазин 1- 40 (10), сульфаметоксазол - 60 (10), тетрацинклин - 35 (5) [13].

 Исследования по удалению антибиотиков из сточных вод

Результаты мониторинга, проводившегося на протяжении нескольких лет Геологической службой США, засвидетельствовали увеличение загрязнения питьевой воды галогенированными углеводородами, ароматическими соединениями, пентахлорфенолом, пестицидами, гербицидами и ЛП практически в той же мере, в какой возросло загрязнение этими веществами природных вод в данном регионе. Это свидетельствует о том, что традиционные схемы очистки сточных вод и водоподготовки уже сейчас не обеспечивают надлежащего уровня удаления загрязняющих веществ. В европейских странах, несмотря на недостаточность современных токсикологических данных, распространено мнение о необходимости решения в близкой перспективе проблемы загрязнения природных вод ЛП [11]. Считается, что достижение необходимых результатов возможно только при широкомасштабном применении инновационных технологических схем, а именно так называемых усовершенствованных окислительных процессов (англ. Advanced оxidation рrocess, AOP), к которым относят гомогенные и гетергенные фотокаталитические процессы, озонирование, варианты процесса Фентона, электрохимические процессы, ферратную технологию и др. С привлечением именно этих процессов, а также адсорбции и мембранных технологий ведутся исследования по удалению ЛП из воды и сточных вод.

Исследована деградация в пробах городских сточных вод 32 ЛП, ингибиторов коррозии, биоцидов и пестицидов в результате ультрафиолетового облучения в присутствии Н2О2 и в ходе процесса фото-Фентон [14]. Исходная концентрация антибиотиков после вторичной обработки составляла (нг/л): ацитромицин - 295, ципрофлоксацин - 129, кларитромицин - 518, метронидазол - 456, норфлоксацин - 27, офлоксацин - 41, сульфаметоксазол - 578, триметоприм - 131. При ультрафиолетовом облучении (30 мин) в присутствии Н2О2 (50 мг/л) достигалась полная деградация антибиотиков. В нейтральном процессе фото-Фентон при ультрафиолетовом облучении (расход Fe2+ и H2O2 5 и 25 мг/л соответственно, продолжительность - 30 мин.) получены аналогичные результаты.

Представлены результаты, достигнутые в электрохимических процессах выделения и деградации ЛП [15]: электрокоагуляция, внутренний микроэлектролиз, анодное окисление, электроокисление в присутствии активного хлора, электро-Фентон, фотоэлектро-Фентон, фотоэлектрокатализ. Опыты с антибиотиками сульфаметоксазолом и тетрациклином проведены при исходной концентрации 50-500 мг/л в модельных растворах. Окисление сульфаметоксазола на допированном бором алмазном аноде (в присутствии NaClO4) приводило к удалению 78% общего органического углерода. Окисление тетрациклина на (Ti/RuO21IrO2)- аноде обеспечивало удаление 90% общего органического углерода.

Исследована эффективность удаления в результате обработки ферратами (FeO4 ) 68 веществ, нарушающих работу эндокринной системы, ЛП и средств личной гигиены из проб сточных вод после вторичной обработки [16]. В оптимальных условиях средняя эффективность удаления антибиотиков составила (в%): сульфадиазин - 95,3, сульфапиридин - 99,8, триметоприм - 83,5, офлоксацин - 99,7, норфлоксацин - 93,8, ципрофлоксацин - 90,4, тетрациклин - 99,9, хлортетрациклин - 96,1, рокситромицин - 89,6, олеандомицин - 84,2, сульфаметазин - 95,4, сульфаметоксазол - 74,1, ломефлоксацин - 93,7, энрофлоксацин - 78,9, окситетрациклин - 93,3 и доксициклин - 92,6.

В опытах на реальных сточных водах рассмотрена эффективность различных вариантов озонирования в комбинации с аэробным биологическим процессом. На примере различных ЛП, в том числе антибиотиков (сульфаметоксазол), исследовано озонирование до и после биологической обработки в комбинации с фотокаталитическим процессом в присутствии Fe(III) или Fe3O4 [17, 18].

Адсорбция активированным углем в целом ряде случаев дает хорошие результаты удаления ЛП без образования побочных продуктов. Исследования здесь направлены на изучение влияния на процесс структуры пор угля и химической структуры ЛП. Для отделения активированного угля применяют систему мембранной фильтрации [19].

Можно отметить исследования, ставящие целью повысить эффективность биодеградации антибиотиков. Здесь работы ведутся в области биоаугментации, заключающейяся в акклиматизации микроорганизмов и/или введении ферментов и различных добавок, обуславливающих повышение эффективности существующих технологических процессов [20]. Другим направлением является поиск микроорганизмов, способных деградировать антибиотики. Таковые, в частности, выявлены в озерной воде в КНР (Verrucomicrobia, Actinobacteria, Proteobacteria, Nitrospirae) [21].

Мониторинг антибиотиков в водных средах

Разработка новых и совершенствование существующих методик качественного и количественного определения ЛП в водных средах являются весьма трудной задачей из-за низких концентраций аналитов и чрезвычайно сложного состава анализируемой матрицы. Многие авторы предлагают различные в этой области подходы [22], но до сих пор отсутствует информация об официально утвержденных методиках.

В исследовательских целях для анализа ЛП (полярных нелетучих веществ) распространено использование высокоэффективной жидкостной хроматографии [23] чаще всего в комбинации с тандемной масс-спектрометрией, поскольку в этом случае появляется возможность селективного и высокочувствительного определения аналитов при минимальной интерференции сопутствующих веществ [24, 25, 26]. Предел определения некоторых антибиотиков при использовании данного метода составляет (нг/л): ацитромицин - 40, ципрофлоксацин - 15, кларитромицин - 3, метронидазол - 50, норфлоксацин - 15, офлоксацин - 15, сульфаметоксазол - 5, триметоприм - 5 [14].

Открытым вопросом остается пробоподготовка. Обычно она предполагает выделение ЛП и их предварительное концентрирование методом твердофазной экстракции в режиме офлайн, который требует времени и связан с расходом реагентов. В этой связи в ряде работ сообщается о проведении твердофазной экстракции в режиме онлайн, когда предварительная подготовка пробы ограничивается фильтрацией. Таким путем достигается автоматизация процесса и устраняется источник ошибок, обусловленных пробоподготовкой [27, 28].

Проблема токсичности антибиотиков, присутствующих в водной среде, для водных организмов и человека

Масштаб и достоверность рисков для водных организмов, связанных с наличием в природной водной среде ЛП, в настоящее время является предметом дискуссий. Для некоторых из них отрицательное воздействие на водные организмы считается установленным, но во многих случаях причинно-следственную связь нельзя считать достоверной. Кроме этого, в водных системах присутствуют множество различных соединений, которые могут взаимодействовать между собой с изменением их токсичности. Безопасные концентрации ЛП сообщены для весьма ограниченного набора препаратов и только в случае их индивидуального воздействия на определенные водные организмы. Данные о воздействии смеси препаратов крайне редки. В отношении большого количества ЛП данных нет или имеется информация только по поводу острой (а не хронической) токсичности. При этом важно отметить, что многие ЛП, с которыми связан низкий риск для водных организмов, характеризуются высоким уровнем потребления населением и в этой связи, соответственно, поступают в водную среду в заметных количествах. В отношении них необходимы исследования хронической токсичности и токсичности смеси препаратов.

Водные организмы в результате сброса сточных вод постоянно подвергаются комплексному воздействию смеси ЛП, присутствующих в очень низких концентрациях (от нг/л до пг/л). Эта ситуация сохраняется на протяжении многих десятилетий и будет лишь усугубляться, поскольку с каждым годом в обиход вводятся все новые и новые ЛП. При этом уровень экспозиции водных организмов в разных регионах отличен и определяется плотностью населения и предпочтением и масштабом потребления определенных ЛП. Также имеют значения гидродинамические параметры водных потоков, определяющих степень разбавления ЛП, попадающих в реки со сточными водами. Весьма ограниченны сообщения о токсичности по отношению к водным организмам характерных для природной водной среды концентраций ЛП.

В рамках исследовательского проекта KNAPPE (www.knappe1eu.org) оценены риски для водных организмов, связанные с экспозицией максимальных выявленных в природной водной среде концентраций ЛП. За исключением семи препаратов, в числе которых антибиотики сульфаметоксазол ацетаминофен, при индивидуальном воздействии ЛП такого рода риски не прогнозируются [29].

С другой стороны, важно отметить, что в водной среде присутствует широкий спектр микрозагрязнений. В целом ряде исследований показано, что токсическое действие смеси токсикантов выше, чем действие индивидуальных компонентов. Это продемонстрировано и для ЛП, когда токсическое действие смеси проявлялось даже при низких нетоксичных концентрациях отдельных составляющих. Кроме этого, отмечается, что в целом ряде случаев для определения хронического токсического действия ЛП могут оказаться непригодными стандартные тесты.

Сообщений, удостоверяющих или опровергающих риски, связанные с воздействием выявленных концентраций ЛП в питьевой воде на человека, до сих пор нет. Отсутствуют и методики определения соответствующих рисков для населения, связанных с присутствием ЛП в питьевой воде. Некоторые авторы применили подход, в соответствии с которым данные по фармакологии и токсикологии активных лекарственных ингредиентов использованы для определения допустимого уровня суточного потребления, не приводящего к фармакологическому и токсикологическому действию. На основании этих данных спрогнозированы концентрации ЛП, не вызывающие токсического действия. Эти показатели сопоставлены с потенциальной экспозицией в результате присутствия ЛП в питьевой воде и тканях рыб. Оценки проведены для 44 наиболее распространенных ЛП, принадлежащих к 22 терапевтическим классам. В результате сделан вывод об отсутствии для человека рисков, связанных с потреблением рыбы и питьевой воды, содержащих выявленные в настоящее время концентрации ЛП. Сообщается об аналогичных результатах, полученных с использованием ряда других методик [29].

Тем не менее неопределенность остается. Во всех случаях группа населения, в отношении которой выполнялись исследования, была представлена взрослыми здоровыми людьми. Предполагается, что иная ситуация может возникнуть в случае детей, беременных женщин, лиц, страдающих аллергией, т.е. для определения потенциальных рисков необходимо учитывать худший сценарий. Кроме этого, как указывалось выше, повышенные риски связаны с воздействием смеси токсикантов, а это новая область токсикологии, находящаяся на начальном этапе развития.

В настоящее время нет ответа на вопрос, какие ЛП наиболее опасны и какие организмы наиболее чувствительны к их воздействию. Нельзя исключать и существование дополнительного неизвестного токсического действия ЛП на нецелевые организмы, которые могут оставаться незафиксированными в случае отдельных ЛП из-за очень низких концентраций.

Литература:
1. Castiglioni S., Bagnati R., Fanelli R. Removal of pharmaceuticals in sewage treatment plants in Italy/ Environmental Science and Technology. 2006, 40, 357-363.
2. EMA, 2012. Sales of veterinary antimicrobial agents in 19 EU/EFA countries in 2010 (EMA/88728/2012).
3. Kummerer K. Significance of antibiotics in the environnment. Journal of Antimicrobial Chemotherapy. 2003, 52 (1), 5-7.
4. Karci A., Balcioglu I.A. Investigation of the tetracycline, sulfonamide, and fluoroquinolone antimicrobial compounds in animal manure and agricultural soils in Turkey. Science of the Total Environment. 2009. 407, 4652-4664.
5. Ben W., Pan X., Qiang Z. Occurence and partition of antibiotics in the liquid and solid phas- es of swine wastewater from concentrated animal feeding operations in Shandong Province, China. Environmental Science. Processes & Impacts. 2013, 15, 870-875.
6. Batt A.L., Bruce I.B. et al. Evaluating the vulnerability of surface waters to antibiotic con- tamination from varying wastewater treatment plant discharges. Environmental Pollution. 2006, 142 (2), 295-302.
7. Kolpin D.W., Furlong E.T. et al. Pharmaceuticals, hormones, and other organic wastewater contaminants in US streams/ 1999- 2000: А national reconnaissance. Environmental Science and Technology. 2002, 36 (6), 1202-1211.
8. Haller M.Y., Muller S.R. et al. Quantification of veterinary antibiotics (sulfon- amides and trimetoprim) in animal manure by liq- uid chromatography-mass spectrometry. Journal of Chromatography A. 2002, 952 (1), 111-120.
9. Halling-Sorensen B., Nors-Nielsen S. et al. Occurence, fate and effects of pharmaceutical sub- stances in the environment - A review. Chemosphere. 1998, 36 (2), 357-393.
10. Batt A.L., Kim S. Comparison of occurence of antibiotics in four full-scale waste- water treatment plants with varying designs and operations. Chemosphere. 2007, 68 (3), 428-435.
11. Verlicchi P., Al Aukidy M., Zambello E. Occurence of pharmaceutical compounds in urban wastewater: Removal, mass load and envi- ronmental risk after a secondary treatment - A review. Science of the Total Environment. 2012, 429, 123-155.
12. Barnes K.K., Kolpin D.W., Furlong E.T. et al. A national reconnaissance of pharmaceuti- cals and other organic wastewater contaminants in the United States - 1. Groundwater. Science of the Total Environment. 2008. 402, 192-200.
13. Benner J., Helbling D.E., Kohler H.-P.E. et al. Is biological treatment a viable alternative for micropollutant removal in drinking water treat- ment processes? Water Research. 2013, 47, 5955- 5976.
14. De la Cruz N., Gimenez J., Esplugas S. et al. Degradation of 32 emergent contaminants by UV and neutral photo-Fenton in domestic waste- water effluent previously treated by activated sludge. Water Research. 2012, 46, 1947-1957.
15. Sires I., Brillas E. Remediation of water pollution caused by pharmaceutical residues based on electrochemical separation and degradation technologies: A review. Environment International. 2012, 40, 212-229.

16. Yang B., Ying G.-G., Zhao J.-L. et al. Removal of selected endocrine disrupting chemicals (EDCs) and pharmaceuticals and personal care products (PPCPs) during ferrate (VI) treatment of secondary wastewater effluents. Water Research. 2012, 46, 2194-2204.
17. Espejo A., Aguinaco A., Amat A.M., Beltran F.J. Some ozone advanced oxidation processes to improve the biological removal of selected pharmaceutical contaminants from urban wastewater. Journal of Environmental Science and Health, Part A: Toxic/ Hazardous Substances and Environmental Engineering. 2014, 49, № 4, c. 410-421.
18. Espejo A., Aguinaco A., Garcia-Araya J.F., Beltran F.J. Sequential ozone advanced oxidation and biological oxidation processes to remove selected pharmaceutical contaminants from an urban wastewater. Journal of Environmental Science and Health, Part A: Toxic/ Hazardous Substances and Environmental Engineering. 2014, 49, № 9, c. 1015-1022.
19. Delgado L., Charles P., Glucina K., Morlay C. The removal of endocrine disrupting compounds, pharmaceutically activated compounds and cyanobacterial toxins during drinking water preparation using activated carbon - A review. 2012, 435-436, c. 509-525.
20. Basile T., Petrella A., Petrella M. et al. Review of endocrine-disrupting compound removal technology in water and wastewater treatment plants: An EU perspective. Industrial & Engineering Chemistry Research. 2011. 50. 8389- 8401.
21. Jiang M., Wang L. et al. Biotic and abiotic degradation of four cephalosporin antibiotics in a lake surface water and sediment. Chemosphere. 2010, 80 (11), 1399-1405.
22. Fatta D., Nikolaou A., Achilleos A., Meric S. Analytical methods for tracing pharmaceuticals residue in water and wastewater. TrAC. Trends in Analytical Chemistry. 2007, 26 (6), 515-533.
23. Unceta N., Sampedro M.C., Abu Bakar N.K. et al. Multi-residue analysis of pharmaceutical compounds in wastewater by dual soliphase microextraction coupled to liquid chromatography electrospray ionization ion trap mass spectrometry. Journal of Chromatography A. 2010, 1217, 3392- 3399.
24. Berna M.J., Ackermann B.L., Murphy A.T. High-throughput chromatographic approaches to liquid chromatographic/tandem mass spectrometric bioanalysis to support drug discovery and development. Analytica Chimica Acta. 2004, 509, 1-9.
25. Ferrer I., Zweigenbaum J.A., Thurman Analysis of 70 Environmental Protection Agensy priority pharmaceuticals in water by EPA method 1694. Journal of Chromatography A, 2010, 1217, 5674-5686.
26. Schroder H.F., Gebhardt W., Thevis M. Anabolic, doping, and lifestyle drugs and selected metabolites in wastewater detection, quantification and behaviour monitored by high-resolution MS and MS(n) before and after sewage treatment. Analytical and Bioanalytical Chemistry. 2010, 398, 1207-1229.
27. Fontanals N., Marce R.M., Borrul F. Online solid-phase extraction coupled to hydrophilic interaction chromatography- mass spectrometry for the determination of polar drugs. Journal of Chromatography A. 2011, 1218, 5975-5980.
28. Lopez-Serna R, Perez S., Ginebreda A. et al. Fully automated determination of 74 pharmaceuticals in environmental and wastewaters by online solid phase extraction-liquid chromatogra- phyelectrospray tandem mass spectrometry (MS/MS). Chemosphere, 2011, 85, 1390-1399.
29. Touraud E., Roig B., Sumpter J.P., Coetsier C. Drug residues and endocrine disruptors in drinking water; Risk for humans? International Journal of Hygiene and Environmental Health. 2011, 214, 437-441.

Владимир Кофман, старший научный сотрудник Всероссийского института научной и технической информации Российской
академии наук

Журнал «Вода Magazine», №4 (92), 2015 г.