Wpływ niesteroidowych leków przeciwzapalnych (NLPZ) na środowisko wodne oraz metody ich usuwania z wód

Wraz z rozwojem cywilizacyjnym obserwuje się coraz większe zanieczyszczenie środowiska wodnego farmaceutykami. Długa ekspozycja organizmu na NLPZ może skutkować ryzykiem wystąpienia zmian patologicznych w tkankach narządów, przede wszystkim tych, które są odpowiedzialne za metabolizowanie leków. Diklofenak cechuje też duża toksyczność dla fitoplanktonu i zooplanktonu. Jednak najbardziej toksyczne są mieszaniny wszystkich NLPZ. Kwas acetylosalicylowy w połączeniu z diklofenakiem, naproksenem i ibuprofenem tworzą toksyczną mieszaninę, powodując zaburzenia rozrodczości wielu gatunków organizmów wodnych. Efekt oczyszczania ścieku z ibuprofenu, naproksenu i diklofenaku z zastosowaniem osadu czynnego w pierwszym etapie wynosił odpowiednio 25÷53%, 17÷55% i 9÷21%. Natomiast po etapie doczyszczenia wyniki wskazują na usunięcie ibuprofenu w 99%, naproksenu w 99% i dla diklofenaku w 92÷98%. Biologiczne metody oczyszczania ścieków są skuteczne w usuwaniu np. ibuprofenu i aspiryny w ponad 90%. Biotransformacja diklofenaku przebiegała w 100% w obecności Actinoplanes w ciągu 5 godz. Grzyby z gatunku Cunninghamella elegans, Beauveria bassiana i Cunninghamella echinulata przekształcały 100% diklofenaku w czasie 120 godz.

Słowa kluczowe: niesteroidowe leki przeciwzapalne, NLPZ, ścieki, zanieczyszczenia wód, metody oczyszczania wody

Wraz z rozwojem cywilizacyjnym obserwuje się coraz większe zanieczyszczenie środowiska wodnego farmaceutykami. Jednymi z najczęściej występujących leków wodach są niesteroidowe leki przeciwzapalne (NLPZ). Ich obecność stwierdza się na całym świecie, również w Polsce Na terytorium Polski wykazano stężenie diklofenaku dochodzące do 486 ng/l, naproksenu do 87 ng/l, ibuprofenu do 76 ng/l oraz ketoprofenu do 48 ng/l [1]. Sytuacja taka występuje głównie ze względu na powszechną dostępność tego typu leków, co związane jest z częstym ich nadużywaniem. Co istotne, na chwilę obecną nie ma określonych norm obecności NLPZ (i innych farmaceutyków) w wodach, jak również obowiązku monitorowania ich stężenia w ściekach oczyszczonych [2].

Wpływ NLPZ na środowisko wodne

Jeden  z  często  stosowanych NLPZ – diklofenak – cechuje duża toksyczność i trwałość w środowisku wodnym. Przeprowadzono badania wpływu diklofenaku na organizm pstrąga tęczowego (Oncorhynchus mykiss). Badanie polegało na hodowli ryby w akwarium w różnych stężeniach diklofenaku – od 1 do 500 µg/l.

Po upływie 28 dni przeprowadzono badania różnych tkanek i zaobserwowano brak zmian w tkankach żołądka, jelita, wątroby i śledziony, natomiast w nerkach stwierdzono zwyrodnienie kropelkowo-szkliste, martwicę pojedynczych komórek nabłonkowych kanalików nerkowych i nagromadzenie się białka w kanalikach. W skrzelach wystąpiły zmiany martwicowe i zwyrodnieniowe komórek podporowych oraz zaobserwowano zmiany w ścianach naczyń włosowatych. Wyżej wymienione zmiany stwierdzono już dla osobników hodowanych w stężeniu 5 µg/l. Wyżej opisane badania jednoznacznie wskazują bardzo duże ryzyko wystąpienia zmian patologicznych przy stałym kontakcie organizmu z lekami [3, 4].

Podczas badań zbadano też współczynnik biokoncentacji (BCF), lub inaczej bioakumulacji, czyli zdolności do zatrzymywania związków trujących lub innych w tkankach. Stężenie tych związków w tkankach może być wyższe niż w otaczającym je środowisku, w tym przypadku akwarium z wodą wzbogaconą w diklofenak. Wyniki są nieco zaskakujące, gdyż współczynniki bioakumulacji dla osobnika, który przebywał w stężeniu 1 µg/l są wyższe niż u osobników przebywających w wodzie o wyższym stężeniu diklofenaku, ale może to wynikać z tego, że BCF koresponduje ze zmianami histopatologicznymi tkanek.

Przeprowadzone obserwacje wskazują, że najwyższy współczynnik koncentracji występuje w wątrobie, gdzie zachodzi metabolizm diklofenaku.

Z przeprowadzonych badań wynika, że ciągła ekspozycja organizmu na NLPZ może skutkować ryzykiem wystąpienia zmian patologicznych w tkankach narządów, które są odpowiedzialne za metabolizm leków [4].

Diklofenak cechuje też duża toksyczność dla fitoplanktonu i zooplanktonu. Jednak najbardziej toksyczne są mieszaniny wszystkich NLPZ. Kwas acetylosalicylowy w połączeniu z diklofenakiem, naproksenem i ibuprofenem tworzą toksyczną mieszaninę powodując zaburzenia rozrodczości dla gatunków rozwielitki (D. magna) i wioślarki (D. longispina).

Mieszaniny leków z grupy NLPZ, szczególnie w dużych stężeniach, wpływają toksycznie na organizmy wodne i mogą zaburzać ekosystem [5].

Fizyczno-chemiczne metody oczyszczania wody

W organizmach żywych NLPZ ulegają niewielkim  reakcjom  biotransformaji, natomiast nie ulegają degradacji w 100%. Leki te w formie pierwotnej i częściowo zmetabolizowanej trafiają do oczyszczalni ścieków, gdzie powinny być poddane procesowi degradacji. Niestety, część z nich trafia z oczyszczonymi ściekami z powrotem do wód powierzchniowych. Oczyszczalnie ścieków nie mają obowiązku sprawdzania skuteczności procesu usuwania farmaceutyków ze ścieku.

W oczyszczalni ścieków rozkład leków następuje częściowo w reakcji biodegradacji leków i ich metabolitów do H₂O i CO₂, rozkład wielu związków jest znikomy i niektóre cząsteczki zostają w formie pierwotnej. Z danych w tab. 2 można wywnioskować, że najtrudniej ulega procesowi degradacji diklofenak.

Prowadzonych jest wiele badań dotyczących prób całkowitej biodegradacji, niestety leki z grupy NLPZ często ulegają biotransformacji do form o dużej trwałości [3, 4].

Słabo rozpuszczalne niesteroidowe leki przeciwzapalne są zatrzymywane w szlamie ściekowym, lecz jako nawóz mogą wrócić do środowiska i powodować ponownie skażenie wód gruntowych i gleby.

Ścieki zawierające środki farmaceutyczne poddawane są tradycyjnemu oczyszczeniu, które polega na następujących przemianach:

• leki i ich metabolity mogą ulec mineralizacji dzięki mikroorganizmom do CO₂ oraz H₂O, jak np. kwas acetylosalicylowy;
• leki i ich metabolity mogą stać się bardziej lub mniej podatne na degradację, co jest zależne od wiązań jonowych i zdolności adsorpcji rozpuszczalnika;
• leki i ich prostsze formy, które są trwałe, nie są zatrzymywane ani nie ulegają degradacji w oczyszczalni ścieków, a tym samym przedostają się do środowiska wodnego.

Oczyszczalnie ścieków posiadające tradycyjne biologiczne rozwiązania technologiczne, składające się z reaktora biologicznego, zawierającego trzy komory: denitryfikacji, pozbawioną tlenu, komorę niedotlenioną o zawartości tlenu ok. 0,5 mg O₂/l oraz komory napowietrzania, gdzie ciągle dostarczana jest stała wartość tlenu w ilości co najmniej 2 mg O₂/l.

Reaktory typu SBR (sekwencyjne reaktory biologiczne), to najczęściej zbiornik betonowy, który umożliwia przeprowadzenie procesu napowietrzania oraz mieszania ścieków. Ścieki oczyszczone spływają znad osadu korytami odpływowymi zabezpieczonymi przed przedostawaniem się do odpływu ścieków z osadem czynnym.

Proces oczyszczania działa w sposób ciągły z mechanicznym napowietrzaniem ścieków za pomocą turbiny napowietrzająco-cyrkulacyjnej. Procesy cząstkowe, właściwe dla osadu czynnego, rozdzielone są jako odrębne fazy cyklu. Oczyszczanie w SBR przebiega w odpowiednim cyklu – napełnianie reaktora, reakcja, osadzanie, powolna dekantacja, z których każda trwa określony okres czasu. Proces oparty jest o technologię niskoobciążonego osadu czynnego.

W tych rozwiązaniach funkcjonują jeden lub dwa zbiorniki, w których następuje biochemiczna reakcja utleniania związków organicznych i azotu amonowego oraz denitryfikacja. Ponadto zachodzą procesy związane z uwalnianiem fosforu na drodze biologicznej oraz chemiczne strącanie fosforu. Mocną stroną zastosowania reaktorów SBR jest łatwa zmiana  warunków  pracy  z  tlenowych na beztlenowe. Reaktory SBR to układy technologiczne stosowane w oczyszczalniach ścieków, ale także coraz częściej wykorzystywane do analiz występowania i usuwania leków w warunkach laboratoryjnych.

Efekt oczyszczenia ścieku z ibuprofenu, naproksenu i diklofenaku z zastosowaniem osadu czynnego w pierwszym etapie wynosił odpowiednio 25÷53%, 17÷55% i 9÷21%. Natomiast po etapie doczyszczenia wyniki wskazują na usunięcie ibuprofenu w 99%, naproksenu w 99%, a diklofenaku w 92÷98% [7, 8].

Tadkaew i wsp. przedstawili wyniki na wysoką efektywność zastosowania bioreaktora membranowego [9]. Wykorzystanie bioreaktorów membranowych jest obecnie uważane za najbardziej efektywną technologię usuwania zanieczyszczeń i bakterii, charakteryzująca się lepszą jakością odcieku w stosunku do reaktorów biologicznych oraz niższym zużyciem energii. Prowadzone są badania w kierunku oszacowania skuteczności w oczyszczaniu wody i ścieków. Moduł membranowy, to zintegrowany aparat, składający się z odpowiednio sprzężonych strumieni mediów klasycznego bioreaktora oraz węzła separacji membranowej.

W technologiach uzdatniania wody najczęściej wykorzystuje się ciśnieniowe techniki separacji membranowej, takie jak mikrofiltracja, ultrafiltracja, a także elektrodializę z wykorzystaniem energii elektrycznej. Istotą procesu jest oddzielenie rozpuszczalnika (wody lub ścieków) od analizowanych substancji. Strumień wody lub ścieków podawany jest na membranę półprzepuszczalną, gdzie następuje rozszczepienie rozpuszczalnika od badanego zanieczyszczenia.

W latach 2011–2012 przeprowadzono badania w kierunku wydajności procesów oczyszczania i stwierdzono, że skuteczność jest zależna od warunków klimatycznych. Badania wykazały niższą skuteczność w miesiącach zimowych.

Stale prowadzone są  badania w celu znalezienia najbardziej skutecznych metod, np. nad degradacją naproksenu i diklofenaku z użyciem ultradźwięków w obecności nanorurek węglowych oraz testy, które mają na celu zwiększenia sorpcji nanorurek węglowych przy użyciu UV i H₂O₂ [9-12].

Mikrobiologiczne metody oczyszczania wody

Naukowcy z Katedry Biochemii Wydziału Biologii i Ochrony Środowiska Uniwersytetu Śląskiego pod kierunkiem dr hab. Danuty Wojcieszyńskiej w warunkach  laboratoryjnych prowadzą testy biodegradacyjne w celu wyselekcjonowania konkretnych szczepów bakterii, które są w stanie rozkładać leki przeciwzapalne obecne w ściekach. Naukowcy przygotowują biopreparat dla oczyszczalni ścieków, czyli taki nośnik bakterii, który rozkłada ibuprofen i paracetamol. Biologiczne metody oczyszczania ścieków są skuteczne w usuwaniu np. ibuprofenu lub aspiryny w ponad 90%.

Mikrobiologiczny rozkład ibuprofenu następuje przez szczep Sphingomonas, w którym bierze udział dioksygenaza, czyli enzym odpowiedzialny za degradację organicznych związków aromatycznych, syntetaza acylo-CoA (acylokoenzym A) oraz ligaza-CoA [4].

Na lepszą wydajność procesu mikrobiologicznego rozkładu może wpłynąć zastosowanie immobilizacji, czyli częściowego ograniczenia ruchu drobnoustrojów przy jednoczesnym dostępie do substancji odżywczych. Metoda ta stymuluje metabolizm bakterii i może zwiększać ich degradacyjne możliwości. Adsorpcja jest najczęściej stosowana do immobilizacji, ale jest uzależniona od zdolności wytworzenia biofilmu przez konkretny szczep bakterii. Dlatego bardzo ważne jest badanie wpływu NLPZ na wytworzenie biofilmu.

Biofilm, inaczej błona biologiczna złożona z bakterii, to wielokomórkowa struktura otoczona substancjami organicznymi i nieorganicznymi, produkowanymi przez te bakterie.

Błona biologiczna wykazuje właściwości adhezyjne. Skuteczność degradacji NLPZ przez szczepy bakterii o większych możliwościach rozkładu jest uzależniona od ich reakcji na poszczególne stężenia leków. Bakterie, rozkładając cząsteczkę NLPZ na atomy, traktują je jako budulec biomasy. Zhang i wsp. prowadzili badania nad rozkładem paracetamolu jako źródła węgla i azotu dla szczepów z rodzaju Stenotrophomonas i Pseudomonas. Dzięki współpracy tych dwóch szczepów degradacja paracetamolu przebiegała w 100% w ciągu 37 godz., niestety przy podaniu wyższych dawek paracetamolu zaobserwowano zahamowanie wzrostu bakterii w pojedynczych szczepach [13].

Badając  wpływ  ibuprofenu w stężeniu 10 µg/l na biofilm również stwierdzono zahamowanie wzrostu biomasy bakteryjnej. Badając tolerancję biofilmu na ibuprofen i diklofenak potwierdzono duże odporności. Ibuprofen i diklofenak, ponieważ mają zdolność do akumulacji, powodują zmiany w błonie komórkowej bakterii, a ciągłe narażenie bakterii na nawet niewielkie stężenia NLPZ prowadzi do zmian strukturalnych i metabolicznych. Tylko szczepy bakterii o wyższym potencjale degradacyjnym tolerowały wyższe stężenia NLPZ.

Wartości MIC (minimal inhibitory concentration) czyli najmniejsze stężenie hamujące porównano w tab. 3, z której wynika, że ketoprofen i diklofenak charakteryzują się bardzo silnym działaniem antymikrobiologicznym [3, 4, 13, 14].

Naukowcy badają również degradacyjne możliwości grzybów na biotransformację NLPZ, głównie diklofenaku, który cechuje duża trwałość i toksyczność. Prowadzący badania odkryli dwa szczepy bakterii i cztery szczepy grzybów, które były w stanie rozkładać diklofenak. Biotransformacja diklofenaku przebiegała w 100% w obecności Actinoplanes w ciągu 5 godz. Natomiast grzyby z gatunku Cunninghamella elegans, Beauveria bassiana i Cunninghamella echinulata potrzebowały 120 godz. na przekształcenie 100% diklofenaku. Analizowano również transformację z grzybami białej zgnilizny drewna Phanerochaete chrysosporium i w odpowiednich warunkach efektywność tego procesu dla diklofenaku oceniono na 65÷99% w ciągu doby.

Dane wskazują na antybakteryjne działanie diklofenaku oraz ibuprofenu na poszczególne szczepy. Największe działanie antybakteryjne wykazują diklofenak i ketoprofen, co wynika z ich wpływu na procesy zachodzące w błonie komórkowej i hamowanie syntezy DNA bakterii [3].

Z przedstawionych wyżej informacji można wywnioskować, że niesteroidowe leki przeciwzapalne nie ulegają, ani w organizmach żywych, ani w środowisku wodnym, całkowitej degradacji. Potrzebne są dalsze badania w celu całkowitego usunięcia leków ze ścieków, szczególnie tych trudno degradowanych, np. diklofenaku [7].

Literatura

[1] Wanot B., Domagała M.: Zanieczyszczenia wody niesteroidowymi lekami przeciwzapalnymi (NLPZ). Technologia Wody, 2018, 6 (62): 52-57.

[2] Wanot B.: Kontrola jakości wody. Technologia Wody, 2018, 2 (58): 52-55.

[3] Żur J., Wojcieszyńska D., Guzik U.: Wpływ wybranych niesteroidowych leków przeciwzapalnych na formowanie i strukturę biofilmu.

[4] Guzik U. i wsp.: Biotransformacja wybranych niesteroidowych leków przeciwzapalnych w środowisku. Bromatologia i Chemia Toksykologiczna, 2013, 1.46. s. 105-112.

[5] Szymonik A., Lach J.: Zagrożenie środowiska wodnego obecnością środków farmaceutycznych. Inżynieria i Ochrona Środowiska, 2012, 15(3), s. 249-263.

[6] Czech B.: Usuwanie farmaceutyków z wód i ścieków z wykorzystaniem metod adsorpcyjnych i fotokatalitycznych. Adsorbenty i katalizatory: wybrane technologie a środowisko, Uniwersytet Rzeszowski 2012, 443-452.

[7] Dębska J., Kot-Wasik A., Namieśnik J.: Pozostałości środków farmaceutycznych w środowisku − przemiany, stężenia, oznaczanie. Chemia i Inżynieria Ekologiczna, 2003, 10.8: 723-750.

[8] Larsson E., Al-Hamimi S., Jönsson Jan Åke: Behaviour of nonsteroidal anti-inflammatory drugs and eight of their metabolites during wastewater treatment studied by hollow fibre liquid phase microextraction and liquid chromatography mass spectrometry. Science of the Total Environment, 2014, 485: 300-308.

[9] Tadkaew N. et al.: Removal of trace organics by MBR treatment: the role of molecular properties. Water Research, 2011, 45.8: 2439-2451.

[10] Rezka P., Balcerzak W.: The occurrence of nonsteroidal anti-inflammatory drugs in wastewater and water environment and methods of their removalselected issues. Archives of Waste Management and Environmental Protection, 2015, 17.1: 33-38.

[11] Czech B.: The sorption of the nonsteroidal anti-inflammatory drugs diclofenac and naproxen onto UV and/or H2O2 treated MWCNT-COOH and MWCNT-OH. RSC Advances, 2016, 6.111: 110383-110392.

[12] Koszowska A., Ebisz M., KrzyśkoŁupicka T.: Obecność farmaceutyków i środków kosmetycznych w środowisku wodnym jako nowy problem zdrowia środowiskowego. Environ Med, 2015, 18: 62-69.

[13] Zhang L. et al.: Degradation of paracetamol by pure bacterial cultures and their microbial consortium. Applied microbiology and biotechnology, 2013, 97.8:

3687-3698.

[14] Wanot B.: Obecność antybiotyków w wodach jako jedna z przyczyn lekooporności. Technologia Wody, 2017, 5 (55): 14-19.

mgr Marta Domagała

dr n. med. Bartosz Wanot

Akademia Polonijna,

Instytut Zdrowia i Pielęgniarstwa

…

Źródło: Technologia Wody nr 1/2019

…

Jako uzupełnienie artykułu polecamy publikacje wydawnictwa Seidel-Przywecki