Пресноводные организмы проявляют различную чувствительность к противомикробным препаратам в зависимости от типа, класса и вида. Можно легко заметить, что бактерии и цианобактерии являются наиболее чувствительными к антибиотикам, поскольку этот класс препаратов по своей сути является антибактериальным. Способ действия антибиотиков основан на специфических взаимодействиях с бактериальными клетками. Существует пять механизмов, которые различают действие антибиотиков: ингибирование синтеза клеточной стенки, ингибирование синтеза белка, изменение клеточных мембран, ингибирование синтеза нуклеиновых кислот и антиметаболитную активность. Рассмотрение основных экосистемных услуг, которые предоставляют микробные сообщества, включая очистку сточных вод,поддержание структуры почв и биогеохимического цикла и т.д. особое значение имеет защита нецелевых микробных сообществ от непреднамеренного загрязнения антибиотиками ( Kumar et al., 2019). Существует лишь несколько сообщений о влиянии антибиотиков на бактериальные сообщества, играющие важную роль в процессах ремедиации. Kümmerer et al. (2004) показано, что цефуроксим не был токсичен для популяции активного ила, так как 50% ингибирование дыхания наблюдалось при концентрации выше 100 мг/л. Shan et al. (2018) описали отрицательное влияние сульфаметазина и тетрациклина на диссимиляционное восстановление NO 3. Прямое воздействие антибиотиков на бактериальную популяцию может отрицательно сказываться на обилии и видовом богатстве. С другой стороны, в связи с длительной экспозицией антибиотикорезистентность может развиваться ( Grenni et al., 2018; Haller et al., 2002). Антибиотикорезистентность нецелевых бактерий подробно обсуждается в главе 4.
Организмы, которые очень чувствительны к различным антибиотикам, - это пресноводные водоросли и Ряска. Мозг и др. (2004) сообщили, что концентрация сульфаметоксазола, который не вызывал никакого неблагоприятного эффекта (NOEC) для Lemna gibba была 10 нг / л. высокая токсичность для водорослей была показана также для макролидов, фторхинолонов и тетрациклинов. Поскольку зеленые водоросли являются эукариотическими организмами, а хлоропласт относится к полуавтономной органелле, токсическое воздействие антибиотиков на зеленые водоросли связано с ингибированием и вмешательством метаболизма хлоропластов, таких как процедуры фотосинтеза и взаимосвязанного синтеза белка, которые нарушают функцию фотосинтетического аппарата и, наконец, влияют на рост клеток ( Fu et al., 2017; Magdaleno et al., 2015). Водоросли играют важную роль во всей водной экосистеме в качестве первичных производителей. Пагубное воздействие антибиотиков на водоросли может нарушить работу организмов более высокого трофического уровня. Eguchi et al. (2004) заявили, что смесь сульфаметоксазола и триметоприма (в молярном соотношении 20:3) вызывает синергическое ингибирование роста зеленых водорослей. Значение IC 50 в этом случае было рассчитано значение 0,28 мг / л, и оно было статистически значимо ниже, чем для одних только этих соединений. Для отдельных соединений это значение было равно 1,53 мг/л и 80,3 мг / л для сульфаметоксазола и триметоприма соответственно. Поэтому следует подчеркнуть, что воздействие, вызываемое смесью, может быть значительно большим, чем воздействие отдельных соединений. Остатки антимикробных препаратов в водной среде присутствуют в основном в виде смеси, поэтому конечный эффект является фактически результатом действия всех соединений, содержащихся в смеси, а не одного лекарственного средства. Поэтому можно предположить, что этот эффект будет значительно больше.
Процедуры оценки экологического риска в целом основаны на оценке концентрации no effect (PNEC) из стандартных тестов экотоксичности и сравнении этой величины с прогнозируемыми (PEC) или измеренными (MEC) концентрациями в окружающей среде. Методология этой оценки основана на "наихудшем сценарии", и поэтому для прогнозирования концентраций без эффекта используются коэффициенты безопасности в диапазоне 50-1000 (в зависимости от типа анализов) (EU, 2003 ; Hernando et al., 2006). Исходя из этого предположения, следует сделать вывод, что, за исключением бактерий и цианобактерий, коэффициент риска для поверхностных вод показывает, что на самом деле никакого острого риска от антибиотико-фармацевтических препаратов для нецелевых организмов не существует. Однако важно понимать, что в последние годы концентрация фармацевтических препаратов, обнаруженных в поверхностных водах, увеличивается. Существуют также так называемые горячие точки, такие как точки сброса больничных сточных вод, сточные воды с городских очистных сооружений и, наконец, сточные воды от производства лекарственных средств. Как показано в таблице 2 в этих точках были обнаружены значительно более высокие концентрации антибактериальных фармацевтических препаратов, что повышает риск для окружающей среды. Кроме того, в смеси присутствуют препараты из сточных вод. Наиболее часто бывает трудно оценить, какие фармацевтические ингредиенты входят в состав такой смеси. Как известно, между компонентами смесей могут существовать различные типы взаимодействий: синергические, антагонистические и аддитивные. Кроме того, эти взаимодействия зависят не только от вида фармацевтических препаратов, но и от типа и состава сточных вод. Длительное воздействие таких смесей на организмы в окружающей среде может привести к значительным изменениям в составе и типе популяций. Наличие фармацевтических препаратов в окружающей среде является серьезной угрозой, последствия которой в настоящее время трудно прогнозировать. Необходимо проводить долгосрочные экотоксикологические исследования, позволяющие лучше оценивать экологический риск.
