Antimicrobianos, anti-infecciosos, antibióticos e quimioterápicos não têm conceitualmente o mesmo significado. Kümmerer (2009) considerou que a definição original de antibiótico é “um produto complexo produzido por um microrganismo capaz de inibir o crescimento de outro microrganismo”, o que excluiria os quimioterápicos como a sulfa e as quinolonas, por exemplo. O primeiro antibiótico, a
penicilina, de fato é produzida pelo Penicillinum chrysogeum e a estreptomicina é produzida pela bactéria Streptomyces erythreus. Mas, em função de se produzirem outras substâncias semissintéticas ou sintéticas com a mesma finalidade, foi necessário ampliar esse conceito: anti-infecciosos são “drogas capazes de inibir ou matar bactérias, fungos e vírus”. Aqui se considerou o termo antibiótico nesse conceito mais amplo.
Os antibióticos são provavelmente o grupo de drogas que mais contribuiu para a melhora ou recuperação da saúde humana (MARTINEZ, 2009). Mas, a preocupação com seu uso, destinação e persistência no ambiente hoje é relevante pelas consequências que sua disseminação e danos causam ao meio ambiente (COOPER, 2008).
No organismo humano, seus efeitos são bem conhecidos, pelas características da sua ação farmacológica. Geralmente um ou poucos fármacos são administrados ao mesmo tempo, suas propriedades físico-químicas possuem um nível estável, têm dose controlada, seus efeitos ativos e colaterais são conhecidos, sua indicação é para um tipo de microrganismo. Assim, suas ações e efeitos no organismo humano são razoavelmente previsíveis e controlados. Já no meio ambiente, é preciso buscar conhecimentos da ecofarmacologia: é desconhecida a ação da mistura de vários compostos. Pode haver rápida biodegradação, mas as emissões são difusas nas comunidades ambientais e, com isso, os “efeitos colaterais” são relevantes e vários tipos de microrganismos são afetados em diferentes níveis tróficos, gerando um perfil de eco-componentes de comportamento ainda desconhecido (KÜMMERER, 2004).
Brown et al. (2006) determinaram a ocorrência de antibióticos nos efluentes de hospitais, residências e fábricas de lacticínios na cidade do Novo México. Foram analisadas amostras de águas residuárias hospitalares onde identificaram antibióticos como sulfametoxazol, trimetoprim, ofloxacin, lincomicina, e alguns destes antibióticos também foram identificados em esgotos residenciais e em efluentes de estação de tratamento de esgoto municipais, em concentrações que variaram de 110 a 470 ngL-1. Esses pesquisadores detectaram, no Novo México, sulfametoxazol (300 ngL-1) no curso das águas que recebem os efluentes tratados da estação de esgoto, justamente daquela onde estudavam sua remoção. Os antibióticos, portanto, decorrentes do consumo humano e animal, têm destino definitivo nos efluentes.
Lin et al. (2009) nas águas de Taiwan, além de outras classes de fármacos, encontraram antibióticos nos rios: sulfametoxazol , ampicilina, eritromicina hidratada, cefalexina, metronidazol, trimetoprim (Tabela 03); penicilina G e azitromicina não foram detectadas. Investigaram também efluentes hospitalares e de ETEs e encontraram sulfametoxazol, cefalexina, eritromicina hidratada, ampicilina, cefalexina, metronidazol, trimetoprim (Tabela 03), mas a azitromicina e penicilina G não foram detectadas. Não menos importantes são os resíduos de antimicrobianos no entorno dos aterros sanitários e aqueles oriundos de lama de estações de tratamento (BILA, DEZOTTI, 2003; TAMBOSI et al., 2010).
A concentração de antibióticos encontrada no meio ambiente pode ser obtida em pontos de amostras aleatórios (MA), em afluentes e efluentes de ETEs. Estão listadas na Tabela 03 as concentrações relatadas em alguns países, sendo que os valores estão representados em ngL-1, outros em µgL-1 ou, ainda, pela concentração introduzida esperada (EIC), conforme relatadas nos trabalhos pesquisados.
TABELA 03 – Concentração de antibióticos em µgL-1
, ngL-1, EIC encontrada no meio ambiente (MA) e em ETEs, locais e referências.
ANTIBIÓTICOS Concentração M.A. Concentração ETEs Local Referência
Amoxicilina
12,64 µgL-1 (EIC) - Coreia a - 0,19 µgL-1 (afluente) Austrália b
200 ngL-1 - Austrália b
- 0,12 µgL-1 (efluente) Itália c nc 1000 ngL-1 (afluente e efluente) Taiwan d
Ampicilina 0,70 µgL -1 (EIC) - Coreia a 42 ngL-1 7 ngL-1 Taiwan d Benzil penicilina 250 ngL-1 - Austrália b - nd (afluente) Austrália b nd nd Taiwan d Cefalexina 1.º 0,82 µgL-1 (EIC) - Coreia a 100 ngL-1 - Austrália b - 4,6 µg.L-1 (influente) Austrália b 610 ngL-1 283 ngL-1 Taiwan d Cefuroxima 2.º nc nc
Ceftriaxona 3.º 0,52 µgL-1 (EIC) - Coreia a
Azitromicina 53 ngL
-1
(afluente) 20 ngL-1 (efluente) EUA g
15 ngL-1 Taiwan d Eritromicina 1,09 µgL-1 (EIC) - Coreia a 0,01 µgL-1 - EUA f 705 ngL-1 695 ngL-1 Taiwan d Sulfametoxazol 2000 ngL-1 - Austrália b 128 ngL-1 - EUA f 0,057 µgL-1 - Coreia h - 0,36 µgL-1 (afluente) Austrália b - 1,09 µgL-1 - i 523 ngL-1 26,9 ngL-1 (efluente) Coreia j 0,05 µgL-1 - EUA f 282 ngL-1 Taiwan d Nitrofurantoína nc nc - - Metronidazol 314 ngL-1 100 ngL-1 Taiwan d Trimetoprim 150 ngL-1 - Austrália b - 0,040 µgL-1 (efluente) Suécia k - 0,34 µgL-1 (afluente) Austrália b 803 ngL-1 321 ngL-1 Taiwan d - 0,18 µgL-1 (afluente) México l - 500 ngL-1 (afl. e efluente) - d
a - Lee et al. (2008) | b - Watkinson et al. (2007) | c - Andreozzi et al. (2004) | d - Leung et al. (2011) | e - Lin et al. (2008) | f - Stackelberg et al. (2007) | g – Loganathan et al. (2008) | h - Kim (2006) | i - Yang et al. (2005) | j - Choi et al. (2008) | k - Bendz et al. (2005) | l - Brown et al. (2006) | nd: não detectada | nc: não consta.
2.2.1 Classificação e mecanismos de ação dos antibióticos
Os antibióticos são classificados e agrupados por estruturas químicas ou por mecanismos de ação que, segundo Korolkovas e França (2010), podem ser:
1. β lactâmicos:
a. Penicilinas: benzil penicilina - natural; ampicilina e amoxicilina – semissintéticas. Cefalosporinas. A amoxicilina com clavulanato é um β lactâmico não convencional.
b. Macrolídeos: eritromocina – natural; azitromicina – semissintética. 2. Quimioterápicos:
a. Nitrofuranos: nitrofurantoína - sintético.
b. Quinolonas: ácido nalidíxico, ácido pipemídico, grupo dos floxacim; 3. Sulfa: quimioterápico que surgiu na Alemanha pouco antes das penicilinas
serem descobertas nos EUA.
4. Outras classes, entre elas os compostos imidazólicos, como metronidazol – sintético.
São diversos os mecanismos de ação dos antibióticos contra as bactérias: penicilinas, cefalosporinas, carbapenicos causam dano ou inibem a síntese da parede celular. Outros interferem no RNA ou DNA bacteriano como as quinolonas. Já aminoglicosídeos, cloranfenicol, tetraciclina e os macrolídeos atuam nas proteínas plasmáticas (KASPRZYK-HORDERN et al., 2009). A Tabela 04 mostra os antibióticos distribuídos em classes e apresenta seus mecanimos de ação.
Dentre as preocupações com a presença de antimicrobianos no ambiente está a possível geração de bactérias multirresistentes. Ainda não se tem certeza de qual ou quais mecanismos os microrganismos estão usando para aumentar sua resistência ou, se elas estão chegando ao ambiente com a multirresistência já estabelecida. Vários autores têm relatado o surgimento de microrganismos multirresistentes no ambiente (DEPIZZOL, 2007, ROSENBLATT et al., 2010, SILVA et al., 2010).
TABELA 04 – Mecanismos de ação dos antibióticos, segundo Korolkovas e França (2010).
Classes Medicamentos Mecanismos de ação
"ANTIBIÓTICOS" todos são β-lactâmicos
Penicilinas
Amoxicilina
Disrupção da síntese da parede celular bacteriana.
Ação na enzima transpeptidase que catalisa a última etapa da formação da parede celular; significa que agem apenas em bactérias em crescimento.
Ampicilina Benzil penicilina
Cefalosporinas
Cefalexina 1.º
Cefuroxima 2.º O mesmo das penicilinas. Ceftriaxona 3.º
Macrolídeo
Azitromicina Disrupção da síntese protéica bacteriana.
Ação bacteriostática por ligação ao ribossomo bacteriano inibindo a síntese protéica subsequente; eficaz em bactérias em divisão ativa.
Eritromicina
SULFAS Sulfametoxazol Disrupção da síntese do ácido folínico dentro da bactéria ou parasita.
QUIMIOTERÁPICOS Nitrofurantoína Dano ao DNA bacteriano por produtos reativos.
OUTROS Imida-zólico Metronidazol Disrupção do DNA bacteriano por mudança na sua estrutura helicoidal.
Rohden et al. (2007), nos anos de 2005 e 2006, no Estado de Santa Catarina, estudaram amostras de águas profundas e encontraram contaminação por coliformes termorresistentes já em níveis superiores a 55% nos anos de 2005 e 2006.
Em Passo Fundo, no Rio Grande do Sul, Fuentefria et al. (2008) pesquisaram amostras de Pseudomonas aeruginosa (patógeno hospitalar) colhendo amostras em vários lugares ao longo do rio que banha a cidade, em pontos mais próximos e mais distantes da cidade com o objetivo de inferir a presença de contaminação de origem hospitalar em água superficial. Não houve diferenças significativas das amostras examinadas ao longo do curso do rio.
Em Vitória, no estado do Espírito Santo, Depizzol (2007) identificou maior resistência à penicilina (100% das bactérias isoladas) nas amostras em esgoto hospitalar do que no esgoto sanitário e aumento de E. coli resistentes à eritomicina e sulfametoxazol, pós-tratamento da ETE.
Em Curitiba, estado do Paraná, Silva et al. (2011) analisaram amostras em 5 pontos da bacia do Passaúna, identificando e testando a resistência a antibióticos das cepas dos coliformes isolados. O estudo indicou o aumento dos coliformes termorresistentes e resistentes a amoxicilina e ampicilina e apontou para a influência antropogênica, pois os pontos críticos dessa influência coincidiram com áreas de descargas irregulares de esgoto doméstico.
Entre as penicilinas, a amoxicilina é uma penicilina semissintética de amplo espectro de ação, sua biotransformação é parcial, apenas 10%, em ácido peniciloico que é inativo (20%); é excretada pela urina entre 50 a 70% de forma inalterada. A
amoxicilina clavulanato (de potássio) apresenta estrutura semelhante à penicilina,
de espectro de ação ampliado para bactérias resistentes a antibióticos β-lactâmicos, sendo excretados de forma inalterada, de 50 a 70% da amoxicilina e de 25 a 40 % do ácido clavulânico (KOROLKOVAS; FRANÇA, 2010). No meio ambiente, a amoxicilina foi detectada na ordem de 0,1 µgL-1 por Leung et al. (2011) na China. Na Austrália, Watkinson et al. (2009) detectaram concentrações médias de 1,400 µgL-1 em afluentes de ETEs e 0,090 µgL-1 em efluentes de hospitais, no entanto não foi detectada em águas no meio ambiente, nem em efluentes de ETEs, nem em águas potáveis.
A ampicilina, penicilina semissintética, tem espectro maior que a benzil penicilina, ativa contra certas bactérias G negativas aeróbias e microrganismos
sensíveis como estreptococos, estafilococos e pneumococos sensíveis à penicilina. Sofre inativação por efeito de β-lactamases produzidas por algumas bactérias; sofre biotransformação hepática de 12 a 50%, é excretada na urina de forma inalterada de 25 a 60%, quando da administração via oral, de forma inalterada na urina e também excretada no leite. Lin et al. (2008), em Taiwan , obtiveram uma concentração máxima de 5,8 µgL-1, investigaram também em efluentes hospitalares e de ETEs e foram aferidos respectivamente para a ampicilina 0,053 µgL-1 e 0,007 µgL-1.
A benzil penicilina é natural, produzida pelo Penicillium chrysogeunum, usada nas formas livres de sais sódicos ou potássicos ou nas formas benzatina ou procaína, de depósito, para administração a intervalos maiores. Tem biotransformação parcial, gerando metabólitos inativos do ácido penicilóico, é excretada na bile e no leite; pequena parte é excretada nas fezes e de 60 a 90% na urina, onde apenas 20% do fármaco são recuperados íntegros (bactericidas de amplo espectro com alto índice quimioterápico) (KOROLKOVAS; FRANÇA, 2010). A benzil penicilina não foi detectada em efluentes hospitalares nem em efluentes de ETEs, apenas em 0,055 µgL-1 em águas de agropecuária por Lin et al. (2009). Na Austrália, Watkinson et al. (2009) não detectaram a benzilpenicilina em efluentes hospitalares, nem em águas potáveis, 0,25 µgL-1 em meio ambiente e 0,30 µgL-1 em efluente ETEs.
As cefalosporinas são antibióticos indicados para infecções mais graves: a
cefalexina é uma cefalosporina de primeira geração, a mais consumida delas,
amplamente distribuída pelo organismo, 95% de biodisponibilidade, mas não sofre biotransformação e é excretada em até 90% na forma íntegra pela urina e uma pequena parte pela bile (KOROLKOVAS; FRANÇA, 2010). Lin et al. (2008) obtiveram uma concentração máxima de 31,43 µgL-1 nos efluentes hospitalares e de ETEs, 0,246 µgL-1 e 0,283 µgL-1 (Taiwan). Leung et al.(2011) mediram nos afluentes de 429-2910 µg/dia/pessoa e nos efluentes de estações de tratamento de 88-2820 µg/dia/pessoa. É um dos antibióticos mais prescritos na Austrália onde se encontrou 64 µgL-1 nos afluentes (WATKINSON et al., 2007). Lin et al. (2009), em efluentes hospitalares e de ETEs, encontraram cefalexina em 0,2547 µgL-1 e 0,007 µgL-1.
A cefuroxima é uma cefalosporina de segunda geração, a única que penetra no liquor, tendo sua excreção depois de 24 horas de 90 a 95% pela urina (KOROLKOVAS; FRANÇA, 2010).
A ceftriaxona é uma cefalosporina de terceira geração, de vida longa, permitindo uma dose diária e não sofre biotransformação; é secretada em parte na bile sendo eliminada nas fezes como metabólito inativo e excretada na forma íntegra pela urina de 33 a 67% em 24 horas (KOROLKOVAS; FRANÇA, 2010).
Macrolídeos: a azitromicina é um macrolídeo, obtido por semissíntese onde
a inserção de um átomo de nitrogênio possibilita a passagem pela membrana, favorecendo sua difusão tecidual e aumentando sua meia vida possibilitando encurtamento do tratamento para três dias e é mais efetiva contra Gram-negativos. É excretada na bile de forma íntegra e de metabólitos e apenas 6% da dose oral é eliminada pela urina (KOROLKOVAS; FRANÇA, 2010). Lin et al. (2008) identificaram uma concentração máxima de 1,07 µgL-1, acima dos valores médios de 0,09-0,38 µgL-1 obtidos por Gobel et al. (2007). Lin et al. (2009) em efluente hospitalares e de ETEs obtiveram 0,227 µgL-1 e 0,015 µgL-1, mas não foi detectada nos rios.
A eritromicina é um quimioterápico obtido pela fermentação de cultura de
Streptomyces erythreus, bacteriostático de amplo espectro, mas bactericida em altas
doses, indicado quando as penicilinas ou tetraciclinas não são toleradas ou são contraindicadas. Na forma de sal (estearato e etilsuccinato) sofre biotransformação hepática parcial em metabólitos inativos, sendo excretada na bile e no leite; excretada na urina de 2 a 5% quando da administração oral, na forma íntegra, e tem baixa excreção, 8,5% (KOROLKOVAS; FRANÇA, 2010). Lin et al. (2008) identificaram 5,18 µgL-1 de concentração máxima em Taiwan e em efluentes hospitalares e de ETEs (eritromicina hidratada) 0,676 µgL-1 e 0,695 µgL-1. Stalkberg et al. (2007) detectaram 0,01µgL-1 em águas nos EUA. Gobel et al. (2007), na Suíça, obtiveram concentrações de 0,06 a 0,19 µgL-1.
A nitrofurantoína, um nitrofurano hidantoínico, é antibacteriano de amplo espectro, bactericida em níveis terapêuticos apenas na urina, muito indicada para a prevenção de infecções recorrentes. Pode ser excretada na bile e é eliminada de forma inalterada de 30 a 40% na urina, com excreção média de 22,5% (KOROLKOVAS; FRANÇA, 2010).
Metronidazol, imidazólico, de escolha em infecções bacterianas aeróbicas
graves, ativo também em algumas bactérias anaeróbias; seu metabolismo hepático gera 1-(2-hidroxietil)-2-hidroximetil-5-nitroimidazol (ativo), ácido 2-metil-5-nitroimidazol-1-ilacético e conjugados glicuronídios. Sua excreção média é de 70%, sendo 20% destes inalterado e de 6 a 15% pelas fezes (KOROLKOVAS; FRANÇA,
2010). Em Taiwan, a concentração máxima encontrada foi de 7,85 µgL-1 nos rios e em efluentes hospitalares e de ETEs; foram aferidos 1,591 µgL-1 e 0,100 µgL-1 (LIN et al., 2008).
Das sulfas, o sulfametoxazol é um quimioterápico de efeito bactericida, utilizado também para profilaxia, prescrito em associação com o trimetoprim na proporção 5:1. O sinergismo de ação dos dois componentes diminui a resistência bacteriana devido à menor permeabilidade da célula ao trimetoprim e por sua lipofilicidade que leva a maior concentração em vários tecidos. São bem absorvidos, de 20 a 30% do sulfametoxazol é eliminado na urina na sua forma ativa e de metabólitos acetilados e conjugados glicorunídeos e de 50 a 60 % do trimetoprim é recuperado na urina, sendo 80% de forma inalterada, e o restante eliminado de forma inativa (KOROLKOVAS; FRANÇA, 2010). Brown et al. (2006) detectaram sulfametoxazol (0,3 µgL-1) no curso das águas que receberam os efluentes da estação de esgotos, justamente onde estudavam a sua remoção. Lin et al. (2009) nas águas de Taiwan, detectaram 5,82 µgL-1 de sulfametoxazol e 2,99 µgL-1 de trimetoprim. Já em efluentes hospitalares e de ETEs encontraram 0,647 µgL-1 e 0,226 µgL-1 do sulfametoxazol e para o trimetoprim 0,1040 µgL-1 e 0,321 µgL-1. Watkinson et al. (2009) obtiveram para o sulfametoxazol as concentrações de 0,100 µg.L-1 em efluentes hospitalares, 0,250 µg.L-1 em afluentes e 0,050 µgL-1 em efluentes de ETES, 0,008 µgL-1 em águas superficiais no meio ambiente e não foi detectado em água potável.
Gobel et al. (2007) nos efluentes de ETEs identificaram concentrações que variaram de 0,23 - 0,57 µgL-1 de sulfametoxazol e 0,21 - 0,44 µgL-1 de trimetoprim na Suíça. Para o trimetoprim, Watkinson et al. (2009) citaram 0,300 µgL-1 em efluentes hospitalares, 0,430 µgL-1 em afluentes e 0,010 µgL-1 em efluentes de ETES; 0,003 µgL-1 em águas superficiais no meio ambiente e não foi detectado em água potável.
2.2.2 Comportamento dos antibióticos no meio ambiente
No meio ambiente, os fármacos sofrem diferentes transformações por reações que resultam em degradação parcial ou completa (BILA, DEZZOTI, 2003, KÜMMERER, 2009, PONEZI, 2006). A degradação dos antibióticos pode ser dividida em:
antibióticos e metabólitos que são mineralizados por microrganismos e completamente eliminados;
antibióticos que são parcialmente degradados;
antibióticos não degradados que persistem no ambiente.
Esses processos de degradação podem ser bióticos ou abióticos. Na biodegradação enquanto alguns antibióticos são bem degradáveis, outros nem tanto. No meio ambiente, a biodegradação é mais lenta que nos sistemas de esgoto. Na biodegradação, o fármaco pode gerar água e gás carbônico e outros subprodutos, sugerindo que os antibióticos produzidos por processos naturais são mais facilmente degradados. A biodegradação tem um papel chave no ambiente quando consegue remover grandes concentrações de matéria orgânica, variando as taxas de remoção de 12% a 90% (BILA, DEZZOTI, 2003).
A biodegradação parcial ou a não degradação dos fármacos corresponde àqueles cuja estrutura e características químicas lhe conferem baixa biodegrabilidade, sendo baixa sua remoção, apesar do maior tempo de retenção, como foi observado para a carbamazepina, taxa menor que 10% (PONEZI, 2006). Drillia et al. (2005) estudaram a biodegradação do sulfametaxazol através do sistema de lodo ativado e como o antibiótico é fonte de carbono e nitrogênio, em ambientes com depleção destes, ele é degradado, mas onde há fontes de C e N, o antibiótico fica intacto.
Na hidrólise abiótica, a fotodegradação ocorre quando a substancia é sensível à luz, ocorrendo a foto decomposição em águas superficiais. São suscetíveis à fotodegradação os aminoglicosídeos e tetraciclinas, sendo as fluorquinolonas insensíveis à hidrólise e ao aumento de temperatura, mas por outro lado, degradadas pela luz UV. O anel β-lactâmicos dos antibióticos β-lactâmicos pode ser aberto pela betalactamase de bactérias ou por hidrólise química. Isto significa que as penicilinas, muito utilizadas, por sofrerem esse processo, podem ser pouco detectadas no ambiente. Substancias que são prontamente biodegradáveis podem ter vida longa em outro local em função de fatores ambientais, dependendo das condições de temperatura, composição de matriz e luminosidade (ALEXY et al., 2004). As quinolonas são sensíveis à fotodegradação e hidrólise (KÜMMERER, 2009).
As propriedades físico-químicas de cada fármaco determinam seu comportamento no meio ambiente e a eficiência de remoção em ETEs. Tanto nos processos que ocorrem no meio ambiente como nas ETEs, um dos principais fatores que influenciam sua remoção é sua capacidade de interagir com as partículas sólidas (ROBERTS et al., 2006).
Os resíduos são levados através do sistema de coleta de esgotos domésticos até as ETEs para o tratamento. No processo de lodo ativado convencional, inicialmente, o esgoto passa pelo gradeamento mecânico e desarenador, onde os materiais sólidos e grosseiros são retirados. Depois o esgoto é enviado ao tratamento primário formado, geralmente, por decantador primário. Leung et al. (2011) citam remoção de 0% a 29% no tratamento preliminar (gradeamento, caixa de areia e calha Parshall) de ETEs para antibióticos como cefalexina, amoxicilina, eritromicina, o que já não ocorre com o sulfametoxazol. Na continuação do tratamento, a massa líquida do esgoto segue para os tanques de aeração onde recebe oxigênio que favorece o processo de biodegradação da matéria orgânica pelos microrganismos aeróbios. O processo continua nos decantadores, onde o lodo sedimenta e parte desse lodo depositado volta ao tanque de aeração, mantendo e alimentando o processo (VON SPERLING, 2009).
Segundo Roberts et al. (2006), os processos biológicos (biodegradação) possibilitam o tratamento de grandes volumes, com alta taxa de remoção de matéria orgânica e custos relativamente baixos. Quando o tratamento inclui o lodo ativado o principal mecanismo é adsorção, principalmente das substâncias lipofílicas (estrógenos, por exemplo). A taxa de remoção para sistemas de lodo ativado convencionais é em torno de 50% (MELO et al., 2009).
Nos processos químicos, a oxidação dos contaminantes ocorre pela reação com oxidantes fortes. Todos estes processos não são suficientes para a remoção completa dos antibióticos. Mesmo na degradação biológica, os antimicrobianos podem interferir nas bactérias envolvidas no processo de biodegradação, seja por sua estrutura química ou pela sua ação bactericida. Os processos químicos , quando a degradação é parcial, além de não promover a mineralização completa da substancia, geram subprodutos (STACKELBERG et al., 2007).
Watkinson et al. (2007), considerando a escassez dos recursos hídricos da Austrália que, no entanto, tem um alto consumo per capita de água, pesquisaram a possibilidade do reuso da água e a remoção de antibióticos e compostos
farmacêuticos ativos em estações de tratamento, utilizando o processo de lodo ativado convencional de tratamento e processos avançados (microfiltração e osmose reversa). Identificaram que a concentração de antibióticos durante a fase líquida do tratamento do lodo ativado é reduzida em até 87%, sendo a maior redução para os β-lactâmicos e quinolonas; a eritromicina é transformada em eritomicina-H20 que pode ser detectada em altas concentrações nos efluentes indicando que não é removida através do tratamento convencional. Apenas a penicilina G, penicilina V, doxiciclina e bacitracina não são detectadas nos efluentes.
Na China, Leung et al. (2011) investigaram 16 antibióticos, sua distribuição e o risco ambiental, em ETEs de Hong Kong com diferentes tratamentos. A eficiência de remoção foi geralmente alta, maior que 70% para cefalexina, amoxicilina, cefotaxima, sulfametoxazol e cloranfenicol durante tratamento secundário. Os β-lactâmicos foram suscetíveis à remoção por lodo ativado; nos macrolídeos a remoção foi recalcitrante, menor que 20% na fase dissolvida. A avaliação de risco mostrou que as algas são susceptíveis a concentrações ambientais de amoxicilina, bem como a mistura de nove antibióticos detectados em águas superficiais.
Kasprzyk-Horden et al. (2009), em um artigo sobre as aplicações legais de dados de contaminação (marcadores fecais), pontuaram que programas de monitoramento dos fármacos podem ser duvidosos se não considerarem o destino, especialmente a biodegrabilidade e adsorção destes em sedimentos.
Devido ao fato de vários fármacos e antibióticos não serem totalmente removidos nos processos tradicionais de tratamento de esgoto sanitário (BILA, DEZOTTI, 2003; MELO et al., 2009), novas metodologias, conhecidas como Processos Oxidativos Avançados (POA), estão sendo desenvolvidas associadas a estes tratamentos.
Os processos químicos – oxidação – dependem das características de cada composto e do agente oxidante. Seus subprodutos podem ser tão ou mais tóxicos