2. Przegląd literatury
2.4. Obecność farmaceutyków w oczyszczalniach ścieków
Jak wspomniano w rozdziale 2.3.1., głównym źródłem ładunku zanieczyszczeń farmaceutycznych są konsumenci indywidualni. W przypadku drobnych dolegliwości niewymagających konsultacji lekarskich, w niekontrolowany sposób nabywają oni łatwo dostępne produkty lekowe z grupy NLPZ. Część leków dostępnych bez recepty, po przekroczweniu terminu ważności usuwana jest w toalecie lub umywalce skąd systemem kanalizacyjnym przdostaje się do oczyszczalni ścieków. Szpitale, mimo dużego ładunku zanieczyszczeń farmaceutycznych, przed odprowadzaniem ścieków do oczyszczalni zobligowane są jedynie do neutralizowana patogenów chorobotwórczych, np. poprzez chlorowanie. Metody stosowane do usuwania drobnoustrojów nie wpływają jednak na rozkład substancji lekowych. Dodatkowe obciążenie związkami farmaceutycznymi dostarczają zakłady produkujące różnego rodzaju produkty lekowe. Nieuregulowana kwestia prawna w zakresie obowiązku zachowania odpowiednich poziomów stężeń leków wprowadzanych do kanalizacji miejskiej, powoduje często, że zakłady wytwórcze kierują ścieki poprodukcyjne bezpośrednio do przewodów kanalizacyjnych i oczyszczalni ścieków. Niekiedy nawet ścieki są odprowadzane bezpośrednio do wód powierzchniowych. Rosnąca świadomość i dostęp do powszechnej informacji na temat toksycznego działania na żywe organizmy substancji lekowych, spowodowały, że zakłady farmaceutyczne wyznaczają wewnątrzzakładowe normy w zakresie jakości i wielkości parametrów ścieków wprowadzanych do kanalizacji miejskiej.
Skonsumowane leki, przed dotarciem do oczyszczalni ścieków przechodzą wiele procesów. Określa się je akronimem LADME, które kolejno oznaczają: uwolnienie (z ang.
Liberation), wchłanianie (Absorption), dystrybucję (Distribution), metabolizm (Metabolism) oraz wydalenie (Excretion). Przemiany leku dokonujące się tuż po spożyciu w organizmie człowieka, w obrębie właściwości chemicznych i strukturalnych określa się mianem metabolizmu lub biotransformacji. Największy rozkład leku zachodzi w wątrobie (około 2/3 dawki), gdzie następuje zmiana formy z liofilowej na hydrofilową, która pozwala na jego wydalenie z organizmu. W procesie metabolizmu dominują dwie fazy. Faza pierwsza obejmuje procesy utleniania, redukcji oraz hydrolizy. W drugiej natomiast produkty fazy pierwszej są sprzęgane z kwasem glukuronowym i wydalane wraz z moczem lub żółcią. Leki nie ulegają całkowitej biotransformacji w organizmie, stąd leki wydalane są w formie metabolizowanej, jak i w postaci wolnej, wyjściowej [Szymonik A. i in., 2012].
Mimo, że stężenia związków farmaceutycznych zawartych w ściekach bytowo-gospodarczych są śladowe, konwencjonalne oczyszczalnie ścieków nie umożliwiają
29
ich całkowitego usunięcia. Niektóre substancje farmaceutyczne rozkładane są za pomocą metod biologicznych do prostych związków nieorganicznych, w postaci ditlenku węgla oraz wody. Niekiedy też usuwanie tych substancji możliwe jest za pomocą adsorpcji w osadach dennych. Skuteczność tej metody jest jednak zależna od oddziaływań elektrostatycznych leków z cząsteczkami stałymi oraz właściwości fizykochemicznych danego leku. Leki o charakterze liofilowym (np. estrogeny) znacznie lepiej adsorbują się na osadach dennych, w porównaniu z lekami hydrofilowymi. Innym parametrem decydującym o zajściu adsorpcji jest odczyn pH.
Leki o charakterze kwasowym, do których zalicza się większość NLPZ, jak np. kwas acetylosalicylowy, diklofenak, ketoprofen czy naproksen są słabo adsorbowane i krążą w fazie wodnej. Farmaceutyki z grupy antybiotyków, np. tetracykliny, makrolity czy sulfonamidy są dobrze adsorbowane na osadach dennych. Proces usuwania leków za pomocą adsorpcji na osadach dennych niesie ze sobą ryzyko zanieczyszczenia wód powierzchniowych i podziemnych. Wykorzystanie osadów do użyźnienia gruntów może spowodować przedostawanie się zaadsorbowanych farmaceutyków do gleb i stąd, w procesie infiltracji, przenikanie do wód gruntowych [Szymonik i in., 2012].
Stan i stopień toksyczności analizowanej substancji może być zależny od czynników fizycznych jak np. pH, temperatura czy promieniowanie. Szwajcarscy naukowcy Tauxe-Wuersch A. i in. w 2005r. przeprowadzili badania usuwania farmaceutyków poddanych procesom występującym w konwencjonalnych oczyszczalniach ścieków takich jak:
mineralizacja, transformacja oraz adsorpcja związków na powierzchni materiału osadu.
Uzyskane wyniki wskazały, że zmiana temperatury przy zachowaniu stałych pozostałych parametrów otoczenia znacznie wpływa na redukcję ibuprofenu. W okresie zimowym stopień redukcji wynosił około 10%, w porze letniej natomiast skuteczność usuwania wzrosła do ponad 80%. Tendencja ta jest podobna zarówno w odniesieniu do leków występujących w ściekach jak i w wodzie [Tauxe-Wuersch A. i in., 2005]
2.4.2. Stopień redukcji
W skład struktury leku wchodzą aktywne składniki farmaceutyczne, substancje pomocnicze oraz dodatkowe związki takie jak cukry, sole, pigmenty czy substancje zapachowe [Kummerer K., 2010].
Aktywne postaci leków, po przedostaniu się do środowiska naturalnego ulegają transformacjom do prostszych form. Szybkość rozkładu zależy od środowiska występowania, budowy oraz właściwości substancji farmaceutycznych. Związki farmaceutyczne zawarte w mieszaninie metabolitów oraz substancji macierzystych mogą zostać poddane procesom:
30
biotycznym (np. biotransformacja, biodegradacja)
abiotycznym (np. fotodegradacja, fototransformacja - zachodzące przy dostępie promieni słonecznych, głównie w górnych warstwach zbiorników wodnych).
Do najczęściej obserwowanych procesów umożliwiających rozkład związków farmaceutycznych, zachodzących w środowisku wodnym należą:
biodegradacja (tlenowa i beztlenowa), metaboliczny rozkład oraz transformacja, na które w sposób bezpośredni lub pośredni wpływa konsumpcja substancji farmaceutycznych przez organizmy wodne,
adsorpcja na strukturze cząstek zawieszonych w wodzie,
sedymentacja farmaceutyków na dnie zbiornika wodnego
fotodegradacja oraz fototransformacja w strefie fototropowej zbiornika wodnego [Rosenberg E., 2009]
Farmaceutyki transportowane do miejskich oczyszczalni ścieków mogą ulegać biodegradacji podczas tlenowego i beztlenowego oczyszczania ścieków. Zarówno diklofenak jak i ibuprofen są podatne na oczyszczanie metodami wykorzystującymi osad czynny a skuteczność usuwania jest zależna od zmiennych warunków otoczenia. Można zaobserwować, że przy dłuższym czasie zatrzymania ścieków, niektóre związki, jak np.
diklofenak usuwają się nawet w 70% (tabela 2). Ibuprofen natomiast ulega rozkładowi do hydroksy- i karboksypochodnych. Badania dowodzą, że pod względem stężenia tlenu najwyższy stopień redukcji ibuprofen uzyskuje w warunkach tlenowych (> 95 % w ciągu dwóch dni następuje biodegradacja ibuprofenu do stężenia o wartości poniżej detekcji urządzenia) [Kujawa-Roeleveld K. i in., 2008]. W warunkach beztlenowych natomiast, skuteczność usuwania ibuprofenu, niezależnie od temperatury wynosiła maksymalnie ok. 40%
[Suarez S. i in., 2010]. Metabolity mogą wskazywać większą lub mniejszą odporność na rozkład w stosunku do postaci wyjściowych leków. W większości przypadków jednak (tabela 3) skuteczność usuwania ibuprofenu za pomocą tradycyjnych metod oczyszczania ścieków utrzymuje się na poziomie > 90%.
Efektywność usuwania zanieczyszczeń za pomocą biologicznych metod oczyszczania jest zależna od wielu zmiennych, m.in. temperatury otoczenia, odczynu pH, wieku osadu (SRT) bądź czasu przetrzymania ścieków.
Wyższa temperatura przyspiesza proces rozkładu zarówno diklofenaku jak i ibuprofenu (w temperaturze 10oC rozkład następował znacznie wolniej niż przy temp. 20oC). Istotnymi parametrami wpływającymi na poprawę i ilość usuwanych zanieczyszczeń są SRT (solid retention time) - czas retencji osadu oraz HRT (hydraulic retention time) czas przepływu
31
Tabela 2. Skuteczność usuwania diklofenaku za pomocą wybranch metod biologicznych wykorzystujących osad czynny wg danych literaturowych
Diklofenak
Metoda oczyszczania Literatura
stopień redukcji [%]
75% osad czynny, warunku mezofilowe, SRT: 10d
Zhou H. i in., 2013 72% osad czynny, warunki termofilowe, SRT 6d
17% odpływ z komunalnej oczyszczalni ścieków Heberer T., 2002 23-30% odpływ z komunalnej oczyszczalni ścieków Quintana J.B. i in., 2005
71% odpływ z komunalnej oczyszczalni ścieków Roberts P.H., ThomasK.V., 2006 75% konwencjonalny osad czynny, HRT: 3h Kimura K. i in., 2005 65% konwencjonalne biologiczne oczyszczanie
0-87,4% bioreaktory membranowe Tadkaew N. i in., 2011
22% konwencjonalne biologiczne oczyszczanie
ścieków z chemicznym usuwaniem fosforu Bendz D. i in., 2005 9-21% / 92-98% oczyszczanie wstępne / konwencjonalne
biologiczne oczyszczanie Larsson E. i in., 2014
45,6% osad czynny Pereira A.M. i in., 2015
Tabela 3. Skuteczność usuwania ibuprofenu za pomocą wybranch metod biologicznych wykorzystujących osad czynny
Ibuprofen
Metoda oczyszczania Literatura
stopień redukcji [%]
25-53% / 99% oczyszczanie wstępne / konwencjonalne
biologiczne oczyszczanie Larsson E. i in., 2014 99% odpływ z komunalnej oczyszczalni ścieków Thomas P.M., Foster G.D., 2004 53-79% odpływ z komunalnej oczyszczalni ścieków Tauxe-Wuersch A. i in., 2005
97% odpływ z komunalnej oczyszczalni ścieków Quintana J.B. i in., 2005 98% odpływ z komunalnej oczyszczalni ścieków Roberts P.H. i in., 2006 37% ściek oczyszczony Hajdów, Lublin Czerwiński J. i in., 2015 59% ściek oczyszczony Gdańsk, Wschód Czerwiński J. i in., 2015 42% ściek oczyszczony, Szczecin, Pomorzany Czerwiński J. i in., 2015
> 90 bioreaktory membranowe Tadkaew N. i in., 2011
32
ścieków przez układ. Wydłużenie wieku osadu może przyczynić się do zwiększenia ilości usuwanych zanieczyszczeń Warunki te są szczególnie korzystne dla bakterii nitryfikacyjnych, bowiem ich namnażanie następuje powoli. Badania dowodzą, że bakterie nitryfikacyjne skutecznie usuwają m.in. niektóre rodzaje leków, jak np. ibuprofen, naproksen, trimetoprim, erytromycynę, a także bisfenol A i nonylofenol [Luo Y. i in., 2012]. Badania prowadzone przez Clara i in., 2005 wykazały, że usuwanie azotu przy SRT > 10 dni może poprawić skuteczność usuwania biodegradowalnych związków farmaceutycznych, takich jak np. ibuprofen, bezafibrat, bisfenol A lub naturalne estrogeny. Wartość hydraulicznnego czasu retencji natomiast, zakładana dla skutecznego efektu oczyszczania leków ze ścieków komunalnych waha się w przedziale od 0,5 do 3,0 d [Jenicek P. i in. 1996, Falas P. i in., 2012]. W badaniach przeprowadzonych przez Prasertkulsak S. i in., 2016 dotyczących usuwania pozostałości farmaceutyków w ściekach pochodzących ze szpitala metodą MBR, uznano, że przy HRT wynoszącym 3,0h większość pozostałości farmaceutyków może być efektywnie usunięta.
W przypadku usuwania kwaśnych faramaceutyków, do których zaliczane są również ibuprofen i diklofenak, kluczowym parametrem decydującym o obniżeniu stężenia leku w ściekach jest odczyn pH. Kimura K. i in., 2010 przedstawiają, że obniżenie pH z 7,0 do 6,0 pozwala zredukować prawie dwukronie stężenie tych związków [Kimura K. i in., 2010].
W wyniku badań przeprowadzonych przez Falas P. i in., 2012 wykazano, że proces nitryfikacji przebiegł w pełnym wymiarze, niezależnie od analizowanego rodzaju prowadzonej metodyki badawczej dla usuwania wybranych rodzajów leków ze ścieków komunalnych. Uzyskując jednocześnie zmienne wartości usuwania farmaceutyków można wysnuć wniosek, że bakterie utleniajace amoniak lub azotyny nie odpowiadają w całości za rozkład związków farmaceutycznych, a mogą to być inne grupy mikroorganizmów autotroficznych.
33
2.5. Diklofenak i ibuprofen