dr n. farm. Ewa Adamek

Transkrypt

1 Zakład Chemii Ogólnej i Nieorganicznej Katedra Chemii Ogólnej i Analitycznej Wydział Farmaceutyczny z Oddziałem Medycyny Laboratoryjnej Śląski Uniwersytet Medyczny w Katowicach dr n. farm. Ewa Adamek Dokumentacja o wszczęcie postępowania habilitacyjnego w dziedzinie nauk farmaceutycznych Załącznik 2 Autoreferat Sosnowiec 2017

2 Spis treści 1. POSIADANE DYPLOMY I STOPNIE NAUKOWE INFORMACJE O DOTYCHCZASOWYM ZATRUDNIENIU W JEDNOSTKACH NAUKOWYCH PREZENTACJA OSIĄGNIĘĆ STANOWIĄCYCH PODSTAWĘ HABILITACJI TYTUŁ OSIĄGNIĘCIA NAUKOWEO WYKAZ PUBLIKACJI STANOWIĄCYCH PODSTAWĘ HABILITACJI OMÓWIENIE CELU NAUKOWEGO W/W PRAC I OSIĄGNIĘTYCH WYNIKÓW WSTĘP CEL BADAŃ SZCZEGÓŁOWE OMÓWIENIE WYNIKÓW BADAŃ PODSUMOWANIE OMÓWIENIE POZOSTAŁYCH OSIĄGNIĘĆ NAUKOWO-BADAWCZYCH ANALIZA BIBLIOMETRYCZNA OSIĄGNIĘCIA POZNAWCZE UDZIAŁ W PROJEKTACH BADAWCZYCH WSPÓŁPRACA NAUKOWA DZIAŁALNOŚĆ DYDAKTYCZNA I ORGANIZACYJNA NAGRODY I WYRÓŻNIENIA OTRZYMANE ZA DZIAŁALNOŚĆ NAUKOWĄ RECENZJE PRAC NAUKOWYCH

3 1. POSIADANE DYPLOMY I STOPNIE NAUKOWE a) Dyplom i tytuł magistra chemii Uzyskałam go w 1995 roku na Wydziale Matematyki, Fizyki i Chemii Uniwersytetu Śląskiego w Katowicach na podstawie pracy magisterskiej pt. Oznaczanie śladowych zawartości niklu i kobaltu metodą ICP-AES po zagęszczeniu na nośnikach nieorganicznych. Praca została wykonana w Zakładzie Chemii Analitycznej Uniwersytetu Śląskiego pod kierunkiem prof. dr hab. Franciszka Buhla. b) Dyplom i tytuł doktora nauk farmaceutycznych w specjalności biochemii farmaceutycznej (z wyróżnieniem) Uzyskałam go w 2003 roku na Wydziale Farmaceutycznym z Oddziałem Medycyny Laboratoryjnej Śląskiej Akademii Medycznej (obecnie Śląskiego Uniwersytetu Medycznego) w Katowicach, na podstawie rozprawy doktorskiej pt. Ocena in vitro zmian aktywności enzymów antyoksydacyjnych w hepatocytach szczurów w obecności jonów fluorkowych i kwasu askorbinowego. Praca została wykonana pod kierunkiem prof. dr hab. inż. Władysława Wardasa. 2. INFORMACJE O DOTYCHCZASOWYM ZATRUDNIENIU W JEDNOSTKACH NAUKOWYCH 1995r. Od 1 października rozpoczęłam pracę na stanowisku asystenta w Katedrze Chemii Ogólnej i Nieorganicznej Wydziału Farmaceutycznego z Oddziałem Medycyny Laboratoryjnej Śląskiej Akademii Medycznej (obecnie Śląskiego Uniwersytetu Medycznego) w Katowicach. 2009r. Uzyskałam awans na stanowisko adiunkta w Zakładzie Chemii Ogólnej i Nieorganicznej Katedry Chemii Ogólnej i Analitycznej Wydziału Farmaceutycznego z Oddziałem Medycyny Laboratoryjnej Śląskiego Uniwersytetu Medycznego w Katowicach. Na tym stanowisku pracuję do chwili obecnej. 3

4 3. OSIĄGNIĘCIA STANOWIĄCE PODSTAWĘ HABILITACJI (WYNIKAJĄCE Z ART.16, UST.2 USTAWY Z DNIA 14 MARCA 2003 R. O STOPNIACH NAUKOWYCH I TYTULE NAUKOWYM ORAZ O STOPNIACH I TYTULE W ZAKRESIE SZTUKI (DZ.U. NR 65, POZ.595, Z PÓŹN. ZM.) 3.1 TYTUŁ OSIĄGNIĘCIA NAUKOWEGO Usuwanie sulfonamidów ze środowiska wodnego metodami degradacji oraz oddziaływanie produktów ich rozkładu na środowisko. 3.2 WYKAZ PUBLIKACJI STANOWIĄCYCH PODSTAWĘ HABILITACJI Podstawę habilitacji stanowi cykl sześciu oryginalnych, pełnotekstowych prac naukowych opublikowanych w latach , o sumarycznym IF wynoszącym 21,473 (pkt. MNiI/MNiSW: 175). W pięciu z wybranych prac jestem pierwszym autorem. H 1. Adamek Ewa, Baran Wojciech, Szołtysek-Bołdys Izabela, Sobczak Andrzej: Efektywność procesów biodegradacji zastosowanych do usuwania leków przeciwbakteryjnych ze ścieków i wody rzecznej, Proc. ECOpole 2015, 9(1): (MNiI/MNiSW: 9) H 2. Adamek Ewa, Baran Wojciech, Sobczak Andrzej: Assessment of the biodegradability of selected sulfa drugs in two polluted rivers in Poland: Effects of seasonal variations, accidental contamination, turbidity and salinity. J. Hazard. Mater. 2016, 313: (IF: 4.836, MNiI/MNiSW: 45) H 3. Ziemiańska Justyna, Adamek Ewa, Sobczak Andrzej., Lipska Ilona, Makowski Andrzej, Baran Wojciech: The study of photocatalyctic degradation of sulfonamides applied to municipal wastewater. Physicochem. Probl. Mineral. Processing 2010, 45: (IF: 0.406, MNiI/MNiSW: 6) H 4. Adamek Ewa, Baran Wojciech, Ziemiańska Justyna, Sobczak Andrzej: Effect of FeCl 3 on sulfonamide removal and reduction of antimicrobial activity of wastewater in a photocatalytic process with TiO 2. Appl. Catal. B-Environ. 2012, 126: (IF: 5.825, MNiI/MNiSW: 40) 4

5 H 5. Adamek Ewa, Baran Wojciech, Sobczak Andrzej: Effect of FeCl 3 on the photocatalytic processes initiated by UVa and vis light in the presence of TiO 2 -P25. Appl. Catal. B-Environ. 2015, 172: (IF: 8.328, MNiI/MNiSW: 45) H 6. Adamek Ewa, Baran Wojciech, Sobczak Andrzej: Photocatalytic degradation of veterinary antibiotics: Biodegradability and antimicrobial activity of intermediates. Process Saf. Environ. Protect. 2016, 103(A): 1-9 (IF: 2.078, MNiI/MNiSW: 30) 3.3 OMÓWIENIE CELU NAUKOWEGO W/W PRAC I OSIĄGNIĘTYCH WYNIKÓW WSTĘP Stały wzrost ilości zanieczyszczeń pochodzenia antropogenicznego w środowisku jest jednym z negatywnych skutków rozwoju cywilizacyjnego. Dane udostępnione przez Europejskie Centrum ds. Zapobiegania i Kontroli Chorób (European Centre for Disease Prevention and Control, ECDC) a przedstawione m.in. w raporcie Podsumowanie danych nt. konsumpcji antybiotyków w krajach Unii Europejskiej jednoznacznie wskazują na stałą, wzrostową tendencję konsumpcji leków przeciwbakteryjnych w lecznictwie otwartym i zamkniętym, w krajach Unii Europejskiej 1. Ponadto, według najnowszego raportu opracowanego przez ECDC, Europejską Agencję Leków (European Medicines Agency, EMA) i Europejski Urząd ds. Bezpieczeństwa Żywności (European Food Safety Authority, EFSA) stale wzrastają ilości leków przeciwdrobnoustrojowych, wykorzystywanych nie tylko w celach leczniczych, ale także w hodowli zwierząt 2. Jednym ze skutków tego powszechnego zjawiska stało się rozprzestrzenianie antybiotykoodporności. Z tego m.in. powodu, od 1 stycznia 2006 roku, we wszystkich krajach Unii Europejskiej zabronione jest stosowanie antybiotykowych stymulatorów wzrostu. Pomimo obowiązującego zakazu prawnego, niektórzy producenci mięsa podają zwierzętom (poza kontrolą weterynaryjną) leki pochodzące z nielegalnych źródeł. Dodatkowo zaobserwowano stały wzrost użycia leków przeciwbakteryjnych, głównie makrolidów, tetracyklin, aminoglikozydów i sulfonamidów, 1 Consumption_ESAC-Net_Summary-2015_PL_ pdf, Dostępne na: 2 ECDC/EFSA/EMA first joint report on the integrated analysis of the consumption of antimicrobial agents and occurrence of antimicrobial resistance in bacteria from humans and food-producing animals. Stockholm/Parma/London: ECDC/EFSA/EMA, EFSA Journal 2015;13(1):4006, 114 pp. doi: /j.efsa

6 przeznaczonych do leczenia zwierząt hodowlanych 3. 4 W ostatnim dziesięcioleciu, w wyniku zwiększonego spożycia leków przeciwbakteryjnych w hodowli zwierząt dochodzi do zwiększonej częstości występowania oporności na te związki wśród bakterii zoonotycznych (Salmonella i Camphylobacter) oraz bakterii wskaźnikowych (m.in. Escherichia coli i Enterococcus spp.) wyizolowanych od zwierząt i z żywności. Zjawisko to jest niezmiernie ważne, ponieważ wiele z leków przeciwbakteryjnych wykorzystywanych w weterynarii ma również szerokie zastosowanie w medycynie. Wzrost oporności u wymienionych szczepów stwarza zagrożenie dla zdrowia ludzi (rozprzestrzenianie się genów oporności wśród bakterii chorobotwórczych skutkuje zwiększeniem częstości zachorowań).oprócz weterynarii, leki przeciwbakteryjne są często stosowane w nadmiernych ilościach w akwakulturze, tzn. w farmach hodowlanych ryb, małż i krewetek a także w celu ochrony upraw roślinnych (dotyczy to głównie tetracyklin i sulfonamidów). Do jednych z najczęściej stosowanych leków przeciwbakteryjnych w weterynarii i hodowli zwierząt należą sulfonamidy. Pochodne sulfanilamidu, czyli amidu kwasu 4- aminobenzenosulfonowego, które wprowadzono do lecznictwa w latach 30-tych XX wieku, były pierwszymi syntetycznymi chemioterapeutykami. Ich działanie bakteriostatyczne polega na inhibicji biosyntezy kwasu tetrahydrofoliowego niezbędnego do syntezy nukleozydów purynowych w komórkach bakteryjnych. Sulfonamidy wykazują aktywność, m.in. wobec enterobakterii, Gram(+) i Gram(-) ziarenkowców, pierwotniaków i grzybów natomiast nie działają na mykobakterie i riteksje. Obecnie, są stosowane głównie w weterynarii a także w mniejszym stopniu - w leczeniu ludzi (np. preparat skojarzony w połączeniu z trimetoprimem). Sulfonamidy są wydalane z organizmów w postaci metabolitów (głównie z moczem) oraz w formie niezmienionych, aktywnych związków. Biotransformacja tych leków w organizmach ssaków jest na poziomie 80%, jednak w niektórych przypadkach wynosi zaledwie 25%. Ich metabolity (głównie pochodne acylowane) nie posiadają właściwości bakteriostatycznych choć wykazano, że 3 DANMAP Use of antimicrobial agents and occurrence of antimicrobial resistance in bacteria from food animals, food and humans in Denmark; dostępne na 4 Przykładowo, w 2012 roku w krajach należących do Unii Europejskiej oraz w Islandii i Norwegii sprzedano prawie 8000 ton leków przeznaczonych dla zwierząt hodowlanych (rzeźnych) a w roku następnym już ponad 8100 ton. Dla porównania, w tym samym roku sprzedaż leków przeciwbakteryjnych przeznaczonych do leczenia ludzi była na poziomie 3400 ton (w przeliczeniu na substancję czynną). Źródło: ECDC/EFSA/EMA first joint report on the integrated analysis of the consumption of antimicrobial agents and occurrence of antimicrobial resistance in bacteria from humans and food-producing animals. Stockholm/Parma/London: ECDC/EFSA/EMA, EFSA Journal 2015;13(1):4006, 114 pp. doi: /j.efsa ; ; 6

7 możliwa jest ich ponowna transformacja w środowisku, przywracająca ich aktywność biologiczną 5. Sulfonamidy są związkami o charakterze amfoterycznym, posiadającymi dwie grupy funkcyjne zdolne do przyłączania i odłączania protonu w zależności od ph roztworu (Rys.1). + H H3 2 N O S O N H AR pk a1 H 2 N O S O N H AR + H + pk a2 H 2 N O S O N H AR Rys.1 Równowaga kwasowo zasadowa sulfonamidów. Obecność grupy aminowej (-NH 2 ) o pk a1 w zakresie 1,5-2,5 oraz grupy sulfonamidowej (-SO 2 NH-) o pk a2 w zakresie 5-11 powoduje, że związki te mogą występować jako kationy, cząsteczki obojętne lub aniony w zależności od ph środowiska. W większości, sulfonamidy charakteryzują się wysoką polarnością, dobrą rozpuszczalnością w wodzie, niską wartością współczynnika podziału oktanol/woda (K ow ) i niską stałą Henry ego. Ze względu na swe właściwości fizykochemiczne, ich pozostałości mogą łatwo i szybko rozprzestrzeniać się w środowisku wodnym. Sulfonamidy charakteryzują się wysoką frekwencją w wodzach powierzchniowych i gruntowych oraz w ściekach. Ich stężenie w próbkach środowiskowych są rzędu ng/l-μg/l, jednak uwzględniając ich często stałe wprowadzanie do ekosystemu trudno jest dokładnie oszacować skutki wieloletniego oddziaływania tych leków na organizmy żywe. Sulfonamidy są dosyć słabo wiązane z koloidami gleby przez co, są łatwo transportowane do wód gruntowych. Wyjątek stanowią gleby kwaśne, w których związki te ulegają silniejszej sorpcji. Oceny dotyczące toksyczności sulfonamidów wobec organizmów wyższych są zróżnicowane. Według opinii niektórych naukowców są uznawane jako nietoksyczne lub nieszkodliwe wobec kręgowców 6, a według innych powinny być traktowane jako związki wysoce toksyczne 7. W przypadku większości mikroorganizmów używanych w testach (m.in. Vibrio fischeri, Enterococcus faecalis, E. coli, Pseudomonas aeruginosa czy Staphylococcus aureus) wykazują niską toksyczność. Z drugiej strony, stwierdzano toksyczne działanie 5 Baran W., Adamek E., Ziemiańska J., Sobczak A.: Effects of the presence of sulfonamides in the environment and their influence on human health, J. Hazard. Mater., 2011;196: Technical guidance document in support of Commission Directive 93/67/EEC on risk assessment for new, Notified substances and commission. Regulation (ec) no. 1488/94 on risk, Assessment for existing substances. Part II, Brussels, Luxembourg, Environmentally Classified Pharmaceuticals, Stockholm County Council, Dostępne na: 7

8 sulfonamidów wobec niektórych biowskaźników zawierających chlorofil, np. Synechococcus leopoliensis, Pseudokirchneriella subcapitata i Lemna gibba. Niepokojącym może być fakt, że niektóre sulfonamidy wykazują synergiczne działanie toksyczne z innymi substancjami. Rozpowszechnienie w środowisku mikroorganizmów opornych na działanie sulfonamidów można ocenić na podstawie frekwencji genów sul zidentyfikowanych w matrycach środowiskowych. Liczby te mogą znacznie różnić się w zależności od pochodzenia próbek i typu badanych mikroorganizmów. Najwięcej prac badawczych dotyczy Enterobacteriaceae, zwłaszcza E.coli, Salmonella spp i Shigella spp izolowanych z wydalin zwierząt hodowlanych (obornik), z odcieków z gleby oraz ze ścieków. Dane z raportu EFSA 2 wskazują, że w krajach europejskich około 40% szczepów E.coli pochodzących od drobiu i od świń wykazywało oporność na sulfonamidy, natomiast w Polsce, szczepy Salmonella izolowane od zwierząt (indyków) wykazywały oporność na te leki na poziomie około 35%. Szybkiemu rozprzestrzenianiu się genów oporności wśród patogennych szczepów bakterii sprzyja istnienie tzw. hozryzontalnego transferu genów, pomiędzy mikroorganizmami niespokrewnionymi ze sobą. Transfer genów sul może zachodzić w organizmach różnych gatunków zwierząt (np. w przewodzie pokarmowym) a także w środowisku, np. w glebach nawożonych nawozem zwierzęcym, w ściekach z ferm hodowlanych czy też w osadach z dna zbiorników wodnych na terenach ferm ryb. Tym samym staje się ono rezerwuarem lekoopornych bakterii, które mogą być aktywne w zbiornikach wodnych, w glebie czy w oborniku przez nawet kilka miesięcy (zależnie od szczepu oraz od temperatury). Jak dotąd poznano trzy geny kodujące oporność na sulfonamidy: sul1, sul2 i sul3 przy czym, w ostatnich latach zaobserwowano wzrost liczby patogenów posiadających trzy geny oporności na te związki. Dane dotyczące biodegradacji sulfonamidów w środowisku są bardzo zróżnicowane, w zależności od pochodzenia użytego inokulum, matrycy jak również samej metody. Jednak na podstawie wyników standaryzowanych testów (ISO 11734:1995 czy OECD 301D) można przyjąć, że większość sulfonamidów nie ulega szybkim procesom biodegradacji. Czas ich połowicznego rozpadu (T 1/2 ) wynosi od kilku godzin (w osadzie czynnym) do nawet ponad 1 roku 8. W wyniku przemian biotycznych powstają mniejsze i prostsze produkty (cząsteczki) o mniejszej aktywności przeciwbakteryjnej. Sulfonamidy ulegają w środowisku wodnym również procesom abiotycznym, takim jak sorpcja, fotoliza i hydroliza. Ze względu na obecność w ich cząsteczkach pierścieni aromatycznych, heteroatomów oraz grup funkcyjnych możliwa jest fotoliza w wyniku absorpcji promieniowania słonecznego lub reakcji pośrednich, z udziałem reaktywnych form tlenu (tlen singletowy, rodniki hydroksylowe), 8

9 utworzonych w wodach powierzchniowych. Dodatkowo, możliwy jest proces fotolizy pośredniej zainicjowany przez fotosensybilatory, takie jak kwasy humusowe czy azotany. Produktami fotolizy sulfonamidów mogą być związki charakteryzujące się wyższą trwałością a niekiedy nawet bardziej toksyczne niż wyjściowe 8. Przyjmuje się, że na szybkość fotodegradacji tych związków, oprócz natężenia promieniowania, pory roku i szerokości geograficznej, wpływ ma ph a tym samym zależna od pk a2 ilość form w jakich występują sulfonamidy. Wyniki standaryzowanych testów OECD 111 wskazują, że sulfonamidy najłatwiej ulegają hydrolizie w środowisku kwaśnym w podwyższonej temperaturze. Produktami rozkładu mogą być wówczas kwas sulfanilowy, sulfanilamid lub anilina 9. Pozostałości leków sulfonamidowych trafiają do wód powierzchniowych również ze ściekami bytowo-gospodarskimi, szpitalnymi oraz ze zrzutami z oczyszczalni ścieków. Dane literaturowe wskazują, że średni stopień ich usunięcia w biologicznych oczyszczalniach, stosujących typowe układy technologiczne (tzn. komory z osadem czynnym) jest rzędu 20%. Niejednokrotnie, można znaleźć informacje o tym, że stężenie sulfonamidów w ściekach wypływających z oczyszczalni były wyższe niż w ściekach wpływających 10. Te z pozoru zaskakujące wyniki tłumaczy się m.in. hydrolizą ich metabolitów, prowadzącą do odtworzenia wyjściowych związków. Po wprowadzeniu pozostałości sulfonamidów do wód powierzchniowych (rzek) są one przenoszone nawet na bardzo duże odległości. W przypadku, gdy miejscowe stężenia tych leków osiągają wartość stężenia hamującego wzrost mikroorganizmów zasiedlających daną biocenozę może dojść do zmiany jej składu. Zaburzenia równowagi biologicznej mogą doprowadzić do ograniczenia i/lub zmiany tempa procesów samooczyszczania, zwłaszcza w częściowo już zdegradowanych rzekach. Jednak nawet niskie stężenia sulfonamidów występujące w mikrobiocenozach (niższe od stężeń hamujących wzrost mikroorganizmów) mogą oddziaływać na zasiedlające je drobnoustroje. Związki te działają wówczas, jako tzw. modulatory aktywności genów, poprzez bardzo silną indukcję transkrypcji m-rna lub przeciwnie przez jej inhibicję. Skutkiem tego jest 8 Trovo A.G., Nogueira R.F.P., Aguera A., Sirtori C., Fernandez-Alba A.R.: Photodegradation of sulfamethoxazole in various aqueous media: persistence, toxicity and photoproducts assessment, Chemosphere, 2009; 77: Białk-Bielińska A., Stolte S., Matzke M., Fabiańska A., Maszkowska J., Kołodziejska M., Liberek B., Stepnowski P., Kumirska J.: Hydrolysis of sulphonamides in aqueous solutions, J. Hazard. Mater., 2012; : Clara M., Strenn B., Gans O., Martinez E., Kreuzinger N., Kroiss H.: Removal of selected pharmaceuticals, fragrances and endocrine disrupting compounds in a membrane bioreactor and conventional wastewater treatment plants, Water Res., 2005; 39:

10 zaburzenie homeostazy w komórkach bakteryjnych i generowanie w nich odpowiedzi na działanie stresu środowiskowego 11. Powszechnie stosowane technologie oczyszczania ścieków i utylizacji odpadów stałych opierają się na procesach biodegradacji tlenowej i beztlenowej, jednak nie są one wystarczająco skuteczne do usuwania pozostałości sulfonamidów gdyż nie były projektowane z takim przeznaczeniem. W metodzie oczyszczania biologicznego za pomocą osadu czynnego, mikroorganizmy wchodzące w jego skład (głównie bakterie heterotroficzne, pierwotniaki, wrotki i nicienie) pobierają ze ścieków substancje organiczne a następnie zużywają je jako składniki odżywcze i/lub źródło energii. Tylko te sulfonamidy, które występują przy ph 7 (optymalne ph dla mikroorganizmów osadu czynnego) w postaci cząstek obojętnych mogą ulegać sorpcji na powierzchni osadu czynnego. Ponieważ przy ph około 7 większość tych leków występuje w postaci anionów to skutkiem elektrostatycznego odpychania od powierzchni osadu czynnego (obdarzonego ładunkiem ujemnym 12 ) jest dosyć niska ich adsorpcja na powierzchni kłaczków. W związku z powyższym można zauważyć, że już pierwszy etap oczyszczania biologicznego, czyli biosorpcja na osadzie czynnym, ogranicza efektywność całego procesu 13. Podczas kolejnego etapu, czyli wstępnego rozkładu enzymatycznego złożonych substancji organicznych, degradacja sulfonamidów może być hamowana wskutek inhibicji kompetycyjnej przez związki łatwobiodegradowalne. Sulfonamidy charakteryzują się różną podatnością na rozkład biologiczny. Niektóre, jak sulfametoksazol są trwałe podczas procesów tlenowej degradacji w osadzie czynnym natomiast rozkładają się w warunkach beztlenowych. Inne, jak sulfapirydyna, są odporne na rozkład zarówno w warunkach tlenowych jak i beztlenowych. Rozwiązaniem problemu usuwania pozostałości zanieczyszczeń organicznych, w tym farmaceutyków ze ścieków są technologie zaawansowanego oczyszczania. Zalicza się do nich zarówno techniki biologiczne (np. bioreaktory membranowe) jak i fizyczne (np. ultrai nanofiltracja, odwrócona osmoza czy adsorpcja na węglu aktywnym). Skuteczność tych metod do usuwania pozostałości sulfonamidów jest dość wysoka jednak w ich trakcie dochodzi jedynie do usunięcia związków ze środowiska wodnego (ścieki) a następnie do przeniesienia ich do fazy stałej (osady). Tym samym nie dochodzi do degradacji 11 Bruchmann J., Kirchen S., Schwartz T.: Sub-inhibitory concentrations of antibiotics and wastewater influencing biofilm formation and gene expression of multi-resistant Pseudomonas aeruginosa wastewater isolates, Environ. Sci. Pollut. Res. Int., 2013; 20: Mikkelsen L.H., Keiding K.: Physico-chemical characteristics of full scale sewage sludges with implications to dewatering, Water Res., 2002; 36(10): Nieto A., Borrull F., Pocurull E., Marce R.M.: Occurrence of pharmaceuticals and hormones in sewage sludge, Environ. Toxicol. Chem., 2010; 29 (7):

11 farmaceutyków, co można traktować jako istotne ograniczenie wymienionych powyżej technik. Alternatywnym rozwiązaniem tego problemu wydają się być tzw. technologie zaawansowanego utleniania (Advanced Oxidation Processes, AOPs), umożliwiające rozkład zanieczyszczeń organicznych, niszczenie patogenów a także usuwanie specyficznej barwy ścieków. Ich wszechstronność wiąże się z różnymi sposobami generowania rodników hydroksylowych (HO ), które mogą powstawać: ze związków chemicznych (np. H 2 O 2, O 3, tlenki metali) na skutek inicjacji przez zewnętrzne źródła energii (np. promieniowanie UV-VIS, gamma, ultradźwięki), Fentona. w reakcji Fentona (Fe 2+ /H 2 O 2 ) i jej modyfikacjach, tzn. reakcjach foto- i elektro- Rodniki HO charakteryzują się wyjątkowo wysoką reaktywnością (stałe szybkości reakcji z większością związków organicznych są rzędu l mol -1 s -1 ). Dzięki temu mogą utleniać praktycznie wszystkie związki organiczne i nieorganiczne tworząc sole nieorganiczne, CO 2 i H 2 O. Ten brak selektywności można uznać za zaletę w sytuacji gdy stosuje się AOPs do degradacji zanieczyszczeń organicznych obecnych w ściekach. Procesy AOP przebiegają w temperaturze pokojowej (lub nieco wyższej) a dodatkowo do zainicjowania reakcji można w nich efektywne wykorzystać światło słoneczne lub promieniowanie z zakresu bliskiego UV. W przypadku procesów prowadzonych w dużej skali wiąże się to ze znacznymi oszczędnościami ekonomicznymi. Oczywiście, użycie dosyć kosztownych reagentów (np. H 2 O 2, O 3 ) powoduje, że AOPs nie mogą zastąpić oczyszczania biologicznego ale mogą ten system uzupełnić. Przykładowo, AOPs mogą być zainstalowane jako kolejny po biologicznym etap oczyszczania ścieków lub jako wstępny, w przypadku oczyszczania ścieków zawierających niewielki ładunek substancji organicznej (w celu zwiększenia biodegradowalności niektórych zanieczyszczeń). W ciągu ostatnich 30 lat przedmiotem stałego zainteresowania badaczy jest fotokatalityczna degradacja zanieczyszczeń organicznych w obecności półprzewodników jako katalizatorów. Co roku pojawia się kilka tysięcy prac naukowych opisujących wykorzystanie fotokatalizy. Najczęściej opisywane są reakcje z udziałem tlenków metali, siarczków i selenków. Naświetlanie fotokatalizatora promieniowaniem o energii równej (lub większej) jego energii wzbudzenia powoduje przeniesienie elektronów (e ) z pasma walencyjnego (valence band, VB) do pasma przewodnictwa (conduction band, CB). Równocześnie w paśmie walencyjnym powstaje nieobsadzony poziom energetyczny, tzw. dziura elektronowa (hole, h + VB ), która posiada silne właściwości utleniające: 11

12 + fotokatalizator + hν h VB - + e CB + - Wygenerowane w ten sposób nośniki ładunków, czyli h VB i e CB ulegają migracji do powierzchni fotokatalizatora gdzie mogą uczestniczyć w reakcjach, odpowiednio utleniania i redukcji, z zaadsorbowanymi cząstkami związków organicznych lub nieorganicznych. Możliwa jest również konkurencyjna reakcja rekombinacji nośników ładunków, która skutkuje zmniejszeniem efektywności całego procesu. W przypadku reakcji przebiegających + w roztworach wodnych, h VB powierzchni fotokatalizatora 14 mogą utleniać cząsteczki wody lub jony OH zaadsorbowane na natomiast obecne w roztworach wodnych cząsteczki tlenu mogą być zredukowane do anionorodnika ponadtlenkowego (O 2 - ) 15 (Rys.2). Rys.2. Schemat reakcji utleniania cząsteczek H 2 O i jonów OH oraz redukcji cząsteczek O 2, na powierzchni fotokatalizatora. Dostępność, niska toksyczność, odporność na fotokorozję, stabilność w szerokim zakresie ph, możliwość wielokrotnego użycia oraz uzyskania pełnej mineralizacji większości związków organicznych sprawiły, że jednym z najpowszechniej badanych i stosowanych fotokatalizatorów jest TiO 2. Jednak kataliza heterogeniczna z udziałem tego związku ma także pewne wady. Przykładowo, oczyszczane ścieki muszą być na tyle transparentne aby 14 + H 2 O + h VB OH + + h VB 15 - O 2 + e CB HO + H + HO O 2-12

13 można wykorzystać promieniowanie z zakresu UV do aktywacji fotokatalizatora. Dodatkowo, konieczność aktywacji TiO 2 promieniowaniem o długości fali λ<388 nm wymusza użycie odpowiednich źródeł energii. Odpowiednie modyfikacje powierzchni fotokatalizatora (np. domieszkowanie metalami lub niemetalami) umożliwiają wykorzystanie światła słonecznego, co wpływa na zmniejszenie kosztów związanych z poborem energii elektrycznej do pracy lamp emitujących promieniowanie UV. Z kolei, problem związany z koniecznością oddzielenia zawiesiny TiO 2 po zakończeniu procesu można rozwiązać przez jego immobilizację na nośnikach. W ostatnich latach obserwuje się również zainteresowanie właściwościami fotokatalitycznymi jakie wykazują sole Fe 3+, szczególnie w obecności TiO W roztworach silnie kwaśnych jony Fe 3+ występują w postaci akwakompleksów [Fe(H 2 O) 6 ] 3+, które przy ph>2 przekształcają się w akwahydroksokompleksy [Fe(H 2 O) 5 OH] 2+ (w postaci uproszczonej [Fe(OH)] 2+ ). Pod wpływem promieniowania o długości fali λ nm, w tych kompleksach dochodzi do przeniesienia elektronu z ligandu (grupy OH - ) do jonu Fe 3+ : [Fe(OH)] 2+ + hν {[Fe(OH)] 2+ } * Fe 2+ + HO Powstałe w tej reakcji rodniki HO mogą uczestniczyć w procesach wolnorodnikowych prowadzących do degradacji zanieczyszczeń organicznych i nieorganicznych. Efektywność procesów usuwania zanieczyszczeń ze ścieków, opiera się głównie na osiągnięciu założonego stopnia eliminacji i mineralizacji tych związków. W przypadku degradacji zanieczyszczeń organicznych za pomocą metod AOPs, możliwe jest powstawanie (pół)produktów posiadających wysoką aktywność biologiczną a nawet znaczną toksyczność. Wprowadzenie takich związków do kolejnego etapu oczyszczania (biologicznego) może skutkować inhibicją metabolizmu mikroorganizmów osadu czynnego. Z tego względu dokonanie oceny aktywności przeciwdrobnoustrojowej (pół)produktów powstałych podczas AOPs może wpłynąć na dobór optymalnej metody degradacyjnej użytej do eliminacji zanieczyszczeń organicznych ze środowiska wodnego. Do oceny aktywności biologicznej (pół)produktów powstałych w procesach AOPs mogą służyć testy ekotoksykologiczne. Opierają się one na założeniu, że odpowiedź wybranych organizmów wskaźnikowych narażonych na działanie szkodliwych substancji jest analogiczna do reakcji jakiej można się spodziewać ze strony innych organizmów zasiedlających dany ekosystem. Ze względów 16 Mestankova H., Krysa J., Jirkovsky J., Mailhot G., Bolte M.: Mechanistic approach of the combined (iron TiO 2 ) photocatalytic system for the degradation of pollutants in aqueous solution: an attempt of rationalisation, Appl. Catal. B:Environ., 2005; 57 :

14 praktycznych (m.in. krótkie cykle rozwojowe) ale także i etycznych, jako biowskaźniki stosuje się głównie mikroorganizmy (V. fisheri, E.coli, Staphylococcus aureus), rośliny: zielenice (Scenedesmus subspicatus, Pseudokirchneriella subcapitata, Chlorella vulgaris), wodne rośliny naczyniowe (Lemna minor, Lemna gibba), orzęski (Tetrahymena thermophila), wrotki (Brachionus calyciflorus), drobne skorupiaki (Artemia franciscana, Daphnia magna) i kręgowce: ryby (Brachydanio rerio, Cypriunus Carpio, Salmo trutta, Oncorhynchus mykiss). Do oceny toksyczności produktów degradacji najczęściej stosowane są testy z bakteriami V. fischeri. Jednak wydaje się, że użycie ich w badaniach wód powierzchniowych i ścieków może spowodować nieprawidłową interpretację wyników, ponieważ stosowane w nich bakterie luminescencyjne pochodzą ze środowiska morskiego. Z tego względu, bardziej wiarygodnym źródłem informacji na temat oddziaływania (pół)produktów powstałych w procesach AOPs na biosferę może być grupa mikroorganizmów powszechnie występujących w środowisku, do którego wprowadzane są zanieczyszczenia. Przykładem takiego testu jest wielogatunkowy test MARA (Microbial Assay for Risk Assessment). Opiera się on na obserwacji jednoczesnych zmian wzrostu jedenastu mikroorganizmów (dziesięciu różnych pod względem taksonomicznym szczepów bakterii i jednego drożdży) pod wpływem substancji toksycznych obecnych w wodzie lub próbkach środowiskowych. Mikroorganizmy testowe umieszczone na jednej płytce są inkubowane przez określony czas. Zmiana metabolizmu drobnoustrojów przez substancje toksyczne skutkuje barwną reakcją (dodawana do pożywki czerwień tetrazolinowa jest redukowana przez żywe bakterie do czerwonego barwnika, a w nieobecności żywych mikroorganizmów pozostaje bezbarwna). Uzyskane rezultaty umożliwiają wyznaczenie wartości tzw. mikrobiologicznego stężenia toksycznego (Microbial Toxic Concentration, MTC) dla analizowanych związków. Szczegółowa procedura wykonania tego testu została opisana, m.in. przez Wadhia ZAŁOŻENIA I CELE PRAC WCHODZĄCYCH W SKŁAD OSIĄGNIĘCIA NAUKOWEGO Dotychczasowy stan wiedzy na temat degradacji sulfonamidów w procesach biologicznych oraz metodami zaawansowanego utleniania nie wyjaśnił wielu pytań 17 Wadhia K.: ISTA13 International Interlaboratory ComparativeEvaluation of Microbial Assay for Risk Assessment (MARA), Environ. Toxicol., 2008; 23:

15 powstających w trakcie badań. Skutkuje to próbami ich wyjaśnienia jak również powstawaniem kolejnych zagadnień i problemów badawczych. Celem prac wybranych przeze mnie jako podstawa do habilitacji była: ocena skuteczności biodegradacji zastosowanej do usuwania leków przeciwbakteryjnych (w tym sulfatiazolu) za pomocą osadów czynnych pochodzących z oczyszczalni ścieków oraz przy udziale saprobiontów z wody z rzeki, ocena tlenowej biodegradacji wybranych sulfonamidów z wykorzystaniem próbek wody pobieranej z wysoce zanieczyszczonych rzek oraz ustalenie czynników, które mają istotny wpływ na efektywność tego procesu, ocena możliwości wykorzystania procesu fotokatalitycznego prowadzonego w obecności komercyjnego fotokatalizatora TiO 2 (TiO 2 -P25), FeCl 3 oraz ich mieszaniny (TiO 2 /FeCl 3 ) do degradacji wybranych sulfonamidów dodanych do różnego typu ścieków, określenie wpływu różnych parametrów procesu fotokatalitycznego na efektywność degradacji sulfonamidów w ściekach, określenie wpływu jonów Fe 3+ na fotoaktywność TiO 2 oraz na mechanizm fotokatalitycznej degradacji sulfonamidów pod wpływem promieniowania UVa i VIS ocena zmian biodegradowalności oraz aktywności przeciwbakteryjnej próbek zawierających sulfonamidy i produkty ich fotokatalitycznej degradacji (w obecności TiO 2 jako fotokatalizatora) za pomocą testu MARA SZCZEGÓŁOWE OMÓWIENIE WYNIKÓW BADAŃ Pierwszy etap badań [H1] dotyczył porównania biodegradacji aerobowej i anaerobowej sulfonamidu (sulfatiazolu, STZ) oraz antybiotyków, ampicyliny (AMP), doksycykliny (DOX) i tylozyny (TYL) w osadzie czynnym. Próbki osadu pochodziły z komory tlenowej i z komory denitryfikacyjnej oczyszczalni ścieków Radocha II w Sosnowcu. Jako środowisko odniesienia wykorzystałam wodę pobraną z rzeki Brynicy oraz wodę destylowaną. We wstępnych badaniach za pomocą testu płytkowego analogicznego do testu MARA wyznaczyłam wartości MTC dla STZ względem mikroorganizmów osadu czynnego i wody z rzeki. Ustalone na tej podstawie graniczne ilości STZ aplikowałam do obu rodzajów próbek osadu czynnego oraz do obu roztworów odniesienia W przypadku prowadzenia doświadczeń w warunkach aerobowych, badane próbki były stale napowietrzane sterylnym powietrzem natomiast reaktory z próbkami anaerobowymi były okresowo mieszane 15

16 za pomocą wytrząsarki. Eksperyment prowadziłam przez 28 dni. Stopień biodegradacji STZ oceniałam na podstawie obniżenia jego stężenia w poszczególnych próbkach metodą HPLC. Zaobserwowałam, że w czasie trwania doświadczenia STZ nie uległ degradacji ani w wodzie destylowanej ani w wodzie z Brynicy. W osadzie czynnym, w warunkach aerobowych badany związek uległ całkowitemu rozkładowi w ciągu 23 dni natomiast w warunkach anaerobowych jego stężenie obniżyło się po 28 dniach o około 20% (Rys.3). Pozostałe antybiotyki szybko uległy rozkładowi zarówno w osadzie czynnym w warunkach aerobowych i anaerobowych (AMP. DOX, TYL - rozkład w ciągu 24 godzin) jak i w próbkach referencyjnych (AMP- całkowity rozkład, DOX i TYL-częściowy). Rys.3. Dynamika zmian stężenia STZ w osadzie czynnym, wodzie z rzeki oraz w wodzie destylowanej. Wyniki tych doświadczeń wskazują, że użycie technologii biologicznego oczyszczania ścieków jest zasadne tylko w przypadku znajomości składu jakościowego ścieków ponieważ niektóre leki, jak np. sulfonamidy nie będą usunięte w tym procesie. Dodatkowo potwierdziłam, że STZ jest odporny na procesy biodegradacji i w związku z tym jego wprowadzenie do środowiska może skutkować długim oddziaływaniem na jego elementy. Rezultaty powyżej przedstawionych badań skłoniły mnie do przeprowadzenia kolejnego eksperymentu [H2] dotyczącego oceny podatności na biodegradację czterech sulfonamidów (sulfadiazyny-sdz, sulfametoksazolu-smx, sulfanilamidu SA i STZ) w matrycach środowiskowych (w wodzie z dwóch zanieczyszczonych rzek: Czarnej Przemszy i Brynicy). Zamierzałam w nim ustalić, jaki wpływ na biodegradację mają warunki 16

17 pogodowe oraz jakość wody w tych rzekach (m.in. zasolenie i mętność). Dodatkowo, porównałam efektywność biodegradacji sulfonamidów bezpośrednio w rzeczywistych próbkach środowiskowych z efektywnością tego procesu zachodzącego w ściekach syntetycznych, przygotowanych zgodnie z normą ISO 9887:1992E. Do oznaczenia pozostałości sulfonamidów w badanych próbkach wykorzystałam metodę HPLC. W trakcie 18-miesięcznych badań, 19-krotnie pobierałam próbki wody z obu rzek, do których po przeprowadzeniu podstawowych analiz aplikowałam mieszaninę. Aerobowy proces biodegradacji (ciągłe napowietrzanie sterylnym powietrzem, temp. ~21 o C, natężenie oświetlenia <10 Wm -2 i <1 % UVa) trwał każdorazowo 28 dni. W przypadku niektórych próbek nie zaobserwowałam zmniejszenia stężenia badanych sulfonamidów, czyli szybkość ich biodegradacji była bliska zeru. W takich przypadkach niemożliwe było bezpośrednie wyznaczenie wartości czasu ich połowicznego rozkładu (T 1/2 ). Z tego względu, do opisu procesu biodegradacji zastosowałam średnią szybkość połowicznego rozkładu sulfonamidów (r 50 ). Na podstawie testu płytkowego wyznaczyłam wartości MTC poszczególnych sulfonamidów względem inokulum po 18- i 48 godzinnej inkubacji. Zaobserwowałam, że wydłużenie czasu inkubacji do 48 godzin powodowało zmniejszenie inhibicji metabolizmu mikroorganizmów pochodzących z rzek co wskazywało na ich szybką adaptację. Wykonałam również doświadczenia mające na celu ocenę trwałości badanych związków w wodzie destylowanej i wodociągowej. Potwierdziły one, że sulfonamidy nie ulegają hydrolizie w tych warunkach. Ponadto stwierdziłam, że sorpcja sulfonamidów na zawieszonych cząstkach osadów oraz na powierzchni mikroorganizmów wodnych jest nieznaczna. Wyniki opisanych w pracy doświadczeń wykazały, że najbardziej odpornym na biodegradację był SMX (T 1/2 ~72 dni) a najbardziej podatnym STZ (T 1/2 ~24 dni). Zaobserwowane różnice w podatności poszczególnych sulfonamidów na biodegradację uznałam podobnie jak ich aktywność chemiczną jako ich cechę charakterystyczną. Korelacje liniowe pomiędzy szybkością biodegradacji każdego sulfonamidu a wyznaczonymi parametrami jakości wody i temperatury powietrza potwierdziły przypuszczenia, że największy wpływ na szybkość tego procesu ma temperatura (Rys.4). Związane jest to ze zwiększoną bioróżnorodnością i aktywnością mikroorganizmów w ciepłym okresie wiosenno-jesiennym. Jednocześnie obserwacja ta świadczy o tym, że pozostałości sulfonamidów trafiające do wód powierzchniowych w okresie zimowym praktycznie nie ulegają biodegradacji i mogą być rozprzestrzeniane na znaczne odległości, co może mieć negatywny wpływ na środowisko. W próbkach pochodzących z Czarnej Przemszy stwierdziłam niewielką pozytywną korelację pomiędzy ph 17

18 a szybkością biodegradacji sulfonamidów. Kolejnym istotnym wnioskiem było to, że większe przewodnictwo właściwe wody z Brynicy (spowodowane wprowadzaniem do niej zasolonych wód pokopalnianych) powoduje zmniejszenie lub w niektórych przypadkach szczególnie wysokiego zasolenia zahamowanie biodegradacji sulfonamidów. Rys. 4. Korelacja pomiędzy temperaturą powietrza i średnimi szybkościami biodegradacji wszystkich badanych sulfonamidów (r 50 ) w próbkach pobranych z Czarnej Przemszy i w ściekach syntetycznych szczepionych wodą z tej rzeki Zmniejszenie mętności niektórych próbek z Czarnej Przemszy pobranych zimą (CP-1 oraz CP-11,12 i 13) także negatywnie wpłynęło na proces biodegradacji badanych sulfonamidów. Uznałam, że zawieszone cząstki nieorganiczne w wodzie rzek służą jako nośniki dla mikroorganizmów i tym samym spadek mętności wody wpłynął na zmniejszenie liczby drobnoustrojów w próbkach. Ponadto, korzystając z udostępnionych danych z monitoringu 18 stwierdziłam, że zaskakująca inhibicja biodegradacji wszystkich sulfonamidów w próbce pobranej latem 2013 roku z Czarnej Przemszy (CP-18) była skorelowana z obecnością w niej wysokich stężeń metali ciężkich (Pb i Cd). Wypadkowa szybkość biodegradacji sulfonamidów w ściekach syntetycznych szczepionych wodą z obu rzek była zbliżona do obserwowanej bezpośrednio w próbkach z Czarnej Przemszy i Brynicy. Jednak incydentalne, silne zanieczyszczenia rzek w mniejszym stopniu wpływały na szybkość biodegradacji w ściekach. Wyniki doświadczeń opisanych w pracach [H1] i [H2] a dotyczących odporności sulfonamidów na procesy biodegradacji skłoniły mnie do podjęcia badań nad zastosowaniem

19 procesu fotokatalitycznego do degradacji tych związków [H3]. W eksperymencie użyłam trzech sulfonamidów (SMX, SDZ i STZ) charakteryzujących się niską biodegradowalnością. Proces prowadziłam w ściekach (nieoczyszczonych i po oczyszczeniu) i w ściekach syntetycznych, przygotowanych zgodnie z normą ISO 9887:1992E. Próbki ścieków nieoczyszczonych - podzielone na części - poddałam: kondycjonowaniu (7-dniowe, ciągłe napowietrzanie w temp. 20 o C), wstępnemu oczyszczaniu metodami: mikrofiltracji (filtracja próżniowa), koagulacji (jako koagulanta użyłam FeCl 3 ). Wykonanie tych doświadczeń miało to na celu porównanie efektywności procesu fotokatalitycznego prowadzonego w ściekach nieoczyszczonych oraz w ściekach wstępnie oczyszczonych (Rys.5). Opierając się na wynikach opublikowanych prac dotyczących fotokatalitycznej degradacji sulfonamidów oraz na podstawie wyników badań przeprowadzonych wraz ze współpracownikami stwierdziłam, że mieszanina komercyjnego TiO 2 -P25 (Evonik, Degussa) oraz soli FeCl 3 wykazuje większą aktywność fotokatalityczną niż sam TiO 2 -P W związku z tym, w niniejszym doświadczeniu zastosowałam m.in. ten dwuskładnikowy układ katalityczny, do którego dodałam roztworu + HCl do ph=3,0 w celu zapewnienia optymalnego ph dla fotoaktywnych jonów Fe(OH) 2 (w dalszym tekście układ ten oznaczyłam jako TiO 2 /FeCl 3 /HCl). Dodatkowo, w celu porównania, użyłam następujących układów katalitycznych: TiO 2 -P25 bez korekty ph (w dalszym tekście jest oznaczony jako TiO 2 ), TiO 2 /HCl (ph=3,0) oraz FeCl 3 /HCl (ph=3,0). Składniki tych układów katalitycznych aplikowałam do ścieków nieoczyszczonych a następnie poddałam naświetlaniu promieniowaniem UVa przez 60 minut. Zmiany stężenia każdego sulfonamidu przed, w trakcie i po naświetlaniu wyznaczałam metodą HPLC. Zaobserwowałam, że przed rozpoczęciem naświetlania w każdej badanej próbce o ph=3 zachodziła sorpcja sulfonamidów na cząstkach zawiesiny ścieków, na poziomie około 10%. Dalsze obniżenie stężenia badanych związków w trakcie naświetlania było wyłącznie skutkiem procesu fotokatalitycznego. Najwyższą aktywność wykazały dwa układy: TiO 2 /HCl oraz TiO 2 /FeCl 3 /HCl. Zaskakujące były wyniki początkowych szybkości fotokatalitycznej degradacji sulfonamidów, które wyznaczyłam w układzie: TiO 2 /FeCl 3 /HCl. O ile rozkład 19 Baran W., Adamek E., Sobczak A., Makowski A.: Photocatalytic degradation of sulfa drugs with TiO 2, Fe salts and TiO 2 /FeCl 3 in aquatic environment - Kinetics and degradation pathway, Appl. Catal. B: Environ., 2009; 90(3-4):

20 SDZ i SMX był zgodny z kinetyką reakcji pierwszego rzędu to w przypadku STZ, jego rozkład opisywało równanie reakcji drugiego rzędu. Najbardziej prawdopodobną przyczyną stwierdzonych rozbieżności w przebiegu procesu fotokatalitycznego dla STZ oraz dla SDZ i SMX były różnice mające miejsce we wstępnym etapie inicjacji. Porównanie stałych szybkości dla reakcji każdego z badanych sulfonamidów z rodnikami HO nie tłumaczyło jednak obserwowanych rozbieżności. Przyjęłam zatem, że za efekt ten odpowiadają wartości pk a1 dla STZ, SDZ i SMX. Przy ph=3,0 najwyższym stężeniem formy kationowej charakteryzował się STZ (najwyższe pk a1 ). Nie jest więc wykluczone, że proces fotokatalitycznej degradacji limituje adsorpcja cząstek kationowych na powierzchni TiO 2 20 a następnie ich udział w bezpośrednim procesie fotokatalitycznym, jako akceptorów wzbudzonych elektronów 15 : + TiO 2 (h VB - + e CB ) + STZH + HO + STZH + H + W wyniku dokonanej oceny wpływu procesów wstępnego oczyszczania ścieków na efektywność procesu degradacji sulfonamidów w układzie TiO 2 /FeCl 3 /HCl stwierdziłam, że zarówno wcześniejszy proces mikrofiltracji jak i koagulacji nie wpłynęły na zwiększenie jego szybkości (Rys.5, C,D). Najprawdopodobniej oznacza to, że niewielkie ilości zawieszonych cząstek i koloidów w ściekach nie powodują zahamowania badanego procesu. Zaobserwowałam, że wcześniejsze napowietrzanie ścieków (kondycjonowanie) korzystnie wpłynęło na efektywność badanego procesu. Przyczyną może być utlenienie obecnych w ściekach jonów nieorganicznych o właściwościach redukujących (Rys.5, B). 20 Fujishima A., Zhang X., Tryk D.A.: TiO 2 photocatalysis and related surface phenomena, Surf. Sci. Rep., 2008; 63(12):

21 Rys. 5. r o (mmol l -1 min -1 ) x ,67 4,06 3,3 3,02 3,44 3,34 A B C D E F G Szybkość początkowa (r o ) fotodegradacji sulfonamidów aplikowanych do: A - ścieków wpływających do oczyszczalni, B - ścieków wpływających oraz po kondycjonowaniu (napowietrzanie) C - ścieków wpływających oraz po koagulacji D - ścieków wpływających oraz po mikrofiltracji E - ścieków wypływających z oczyszczalni F - ścieków syntetycznych G - wody destylowanej W kolumnie G nie jest zachowana skala Oznacza to, że usunięcie takich jonów, np. za pomocą dodatkowego napowietrzania i biodegradacji podczas długotrwałego kondycjonowania ścieków w oczyszczalni, może przyczynić się do zwiększenia efektywności fotokatalitycznej degradacji sulfonamidów w obecności TiO 2 /FeCl 3 /HCl. Przypuszczenia te potwierdziły wyniki degradacji STZ, SDZ i SMX w ściekach wypływających z oczyszczalni (Rys.5, E); początkowe szybkości tego procesu były 2-krotnie wyższe w porównaniu do analogicznych reakcji zachodzących w ściekach nieoczyszczonych (Rys.5, A). Kolejne badania [H4] był kontynuacją doświadczeń opisanych w pracy [H3] i również dotyczyły kinetyki fotokatalitycznej degradacji sulfonamidów w rzeczywistych próbkach ścieków. Dodatkowo, za pomocą testu MARA, dokonałam oceny ekotoksyczności (pół)produktów powstałych po procesie fotokatalitycznym. Substratami były trzy związki: SDZ, SMX i STZ. Doświadczenia prowadziłam w: wodzie destylowanej, ściekach syntetycznych przygotowanych z normą ISO 988: 1992E oraz w próbkach środowiskowych, tzn.: ściekach komunalnych (nieoczyszczonych i oczyszczonych), odciekach ze składowiska odpadów oraz w ściekach z komory fermentacyjnej (szamba). 21

22 Do każdej z wymienionych próbek dodawałam mieszaninę trzech sulfonamidów oraz mieszaninę TiO 2 /FeCl 3 lub jej pojedyncze składniki, tzn. TiO 2 lub FeCl 3. Po ustaleniu ph=3,0 próbki (mieszane w sposób ciągły) naświetlałam promieniowaniem UVa. Stężenie nierozłożonych substratów oznaczałam metodą HPLC. Zaobserwowałam, że szybkość degradacji SDZ i STZ w wodzie destylowanej jest największa w obecności TiO 2 /FeCl 3 (Rys. 6). degradacja (%) TiO2 FeCl3 TiO2/FeCl3 Rys. 6 Kinetyka średniej ważonej sulfonamidów (SDZ, SMX i STZ) podczas fotokatalitycznej degradacji w wodzie destylowanej czas naświetlania (min) Przyjęłam, że procesowi temu sprzyja tworzenie silniejszych wiązań koordynacyjnych pomiędzy SDZ i STZ a jonami Fe 3+ zaadsorbowanymi na powierzchni TiO 2. Dzięki nim ułatwione są bezpośrednie reakcje charge-transfer oraz reakcje wolnorodnikowe na powierzchni TiO 2. Brak możliwości utworzenia tych wiązań w przypadku SMX tłumaczy mniejszy wpływ działania FeCl 3 na fotokatalityczną degradację tego związku. Zaproponowałam możliwy schemat tworzenia takich wiązań (Rys.7). Rys.7. Schemat tworzenia wiązań pomiędzy cząsteczkami sulfonamidów a jonami Fe 3+ w obecności TiO 2 a) sulfadiazyna b) sulfametoksazol 22

23 Z uwagi na fakt, że jednym z najważniejszych celów oczyszczania ścieków zawierających pozostałości leków przeciwbakteryjnych jest zmniejszenie ich aktywności przeciwdrobnoustrojowej, kolejny etap badań dotyczył oceny zmiany tej aktywności wskutek procesu fotokatalitycznego. Roztwór jednego z sulfonamidów (SMX) poddałam naświetlaniu promieniowaniem UVa w obecności TiO 2, FeCl 3 lub TiO 2 /FeCl 3 a pobierane w trakcie eksperymentu próbki były analizowane za pomocą testu MARA. Stwierdziłam, że zmiany w metabolizmie testowych mikroorganizmów a tym samym zmiany aktywności przeciwdrobnoustrojowej roztworu SMX przed, w trakcie i po jego naświetlaniu były niewielkie (na poziomie około 10%). Wykazałam również, że w przypadku najbardziej wrażliwego szczepu (C. freundii) aktywność przeciwdrobnoustrojowa roztworów zawierających SMX zmniejszała się wraz z wydłużeniem czasu naświetlania próbek. Na tej podstawie uznałam, że związki powstałe w tym procesie nie powodują efektu toksycznego wobec drobnoustrojów środowiskowych czyli charakteryzują się mniejszą aktywnością przeciwdrobnoustrojową niż substraty. Podczas dalszych badań wyjaśniłam wpływ innych zanieczyszczeń obecnych w ściekach na spowolnienie procesu fotokatalitycznej degradacji SMX, STZ i SDZ. Stwierdziłam, zgodnie z przypuszczeniem, że wysoki stopień zanieczyszczenia (wyrażony jako wysokie wartości Chemiczego Zapotrzebowania Tlenu, ChZT) powoduje większe zahamowanie procesu i to niezależnie od rodzaju użytego układu katalitycznego. Praktycznie całkowitą inhibicję degradacji sulfonamidów zaobserwowałam w silnie zanieczyszczonych próbkach odcieków ze składowiska odpadów. Wyznaczone w trakcie badań wartości czasu połowicznego rozkładu sulfonamidów były nawet kilkanaście razy większe w porównaniu do tych wartości wyznaczonych w wodzie destylowanej (Rys.8). W przypadku próbek pozostałych ścieków ustaliłam, że pomimo spowolnienia degradacji sulfonamidów (w porównaniu do ich rozkładu zachodzącego w wodzie destylowanej), proces ten zachodził z największą szybkością w obecności TiO 2 /FeCl 3 jako układu katalitycznego. 23

24 A B C D E F G Rys. 8 Czasy połowicznego rozpadu (T 1/2 ) poszczególnych sulfonamidów podczas ich naświetlania w obecności TiO 2 /Fe 3+ w : A odcieku ze składowiska odpadów B ściekach z szamba C ściekach komunalnych D ściekach komunalnych po koagulacji E ściekach wypływających z oczyszczalni F ściekach syntetycznych G wodzie destylowanej W kolumnie (A) nie ma zachowanej wysokości Kolejne doświadczenia miały na celu ustalenie wpływu parametrów prowadzonego procesu na efektywność degradacji sulfonamidów w próbkach ścieków komunalnych, w obecności TiO 2 /FeCl 3. Stwierdziłam, że o ile degradacja SMX przebiega najszybciej przy ph=3,0 to w przypadku SDZ i STZ najbardziej optymalnym jest ph<3,0. Uwzględniając powyższe oraz biorąc pod uwagę fakt, że w każdej badanej próbce środowiskowej oraz w wodzie destylowanej podatność badanych sulfonamidów na degradację wzrasta w szeregu SMX<<SDZ<STZ uznałam, że przyczyną tego są najprawdopodobniej różne mechanizmy reakcji SMX oraz SDZ i STZ ze składnikami badanego układu katalitycznego. Dokładne wyjaśnienie tego efektu opisałam w pracy [H5]. Istotnym wnioskiem wynikających z tych doświadczeń jest to, że w ściekach o naturalnym ph (6-8) proces degradacji sulfonamidów przebiega bardzo powoli. Jest to zjawisko bardzo niekorzystne ponieważ w przypadku praktycznego zastosowania tego procesu niezbędne jest zakwaszenie ścieków. Wykazałam, że przy stałej ilości TiO 2 wzrost stężenia FeCl 3 powyżej wartości optymalnej powodował zaskakująco spowolnienie degradacji w ściekach. Najprawdopodobniej jest to skutkiem tworzenia mniej aktywnych fotochemicznie dimerów Fe 2 (OH) Stwierdziłam też, że wzrost stężenia TiO 2 wpłynął na zwiększenie absorpcji promieniowania UVa i tym samym na przyspieszenie degradacji. W związku z tym przyjęłam, że podczas fotokatalitycznej degradacji sulfonamidów w ściekach w obecności 24

25 TiO 2 /FeCl 3, udział procesów zachodzących na powierzchni TiO 2 jest większy niż tych z udziałem jonów Fe(OH) 2+. Wykazałam również, że wzrost początkowego stężenia sulfonamidów (przy ustalonych, optymalnych stężeniach TiO 2 /FeCl 3 ) spowodował nieznaczne spowolnienie procesu degradacji. Wyznaczona zależność była zgodna z teorią Langmuira-Hinshelwooda 21 (Rys.9, górny rysunek). T 1/2 (min) ,00 0,02 0,04 0,06 0,08 0,10 C o (mmol l -1 ) SDZ SMX STZ średnia ważona sulfonamidów Rys. 9 Wpływ początkowego stężenia sulfonamidów na ich fotokatalityczną degradację w ściekach komunalnych, w obec ności TiO 2 /Fe 3+ Dokonałam również oceny wpływu ogólnego stopnia zanieczyszczenia ścieków (matrycy) na efektywność fotodegradacji sulfonamidów w obecności mieszaniny TiO 2 /FeCl 3. Stwierdziłam, że wstępna koagulacja ścieków praktycznie nie wpłynęła na zmianę szybkości fotokatalitycznej degradacji leków. Inhibicję powodują głównie rozpuszczalne składniki ścieków (Rys.8, D). Związki organiczne, m.in. węglowodany i białka, mogą brać udział w konkurencyjnych reakcjach wolnorodnikowych, tworzyć duże aglomeraty z TiO 2 i/lub wiązać się z jonami Fe 3+ z utworzeniem trwałych kompleksów lub nierozpuszczalnych soli. Z kolei jony nieorganiczne, których obecność była potwierdzona przez pomiar przewodnictwa ścieków, mogą na zasadzie konkurencji - uczestniczyć w reakcjach wolnorodnikowych a także zmniejszyć sorpcję związków organicznych na powierzchni TiO liniowa postać równania: 1 = C 0 1 +, k k * k * K gdzie: k- stała szybkości reakcji, k* - wewnętrzna stała szybkości reakcji, C 0 - stężenie początkowe (tu: sulfonamidów), K- stała adsorpcji Langmuira-Hinshelwooda 25

26 Wiedząc, że aktywność fotokatalityczną TiO 2 można zwiększyć poprzez dodatek FeCl 3 (Rys.6) w kolejnym etapie badań planowałam ustalić w jaki sposób ta sól wpływa na mechanizm reakcji fotokatalitycznej inicjowanej promieniowaniem z zakresu UVa i VIS oraz jakie właściwości substratu mogą wpłynąć na zwiększenie szybkości tego procesu [H5]. Doświadczenia przeprowadziłam w roztworach wodnych jedenastu sulfonamidów (pochodnych sulfanilamidu). Charakterystykę badanych związków przedstawiłam w Tabeli 1. Reakcje prowadziłam w obecności stałego TiO 2 -P25, roztworu FeCl 3 lub mieszaniny TiO 2 /FeCl 3 przy ph=3,0 (w przypadku samego TiO 2, użyłam także roztworów o naturalnym ph). Próbki poddawałam naświetlaniu oddzielnie - promieniowaniem UVa i VIS. Dodatkowo wykonałam doświadczenia mające na celu uwzględnienie procesów fotolizy, hydrolizy kwasowej (21 dni) i adsorpcji badanych sulfonamidów na powierzchni TiO 2. Zmianę stężenia każdego sulfonamidu rejestrowałam metodą HPLC. Do porównania wyników degradacji użyłam wartości stałej szybkości reakcji (k) która jest wprost proporcjonalna do szybkości reakcji 22. Stwierdziłam, że warunkach doświadczalnych tylko jeden badany związek (SCT) uległ hydrolizie oraz tylko jeden (SMR) uległ częściowemu rozkładowi (< 9%) wskutek naświetlania promieniowaniem UVa bez obecności fotokatalizatora. W obecności TiO 2 /FeCl 3 dwa sulfonamidy (SMR i SDM) uległy sorpcji w stopniu większym niż 10%. W tych próbkach potwierdziłam (spektrofotometrycznie) obecność kompleksów, utworzonych przez wymienione związki z jonami Fe 3+. Wykazałam, że wszystkie badane sulfonamidy ulegały degradacji w obecności TiO 2, FeCl 3 i TiO 2 /FeCl 3 pod wpływem promieniowania UVa, przy czym najwyższą aktywnością katalityczną charakteryzowała się TiO 2 /FeCl 3. Stwierdziłam, że badana mieszanina praktycznie nie katalizuje degradacji sulfonamidów przy długości fali promieniowania > 400 nm. Oznaczało to, że podczas naświetlania promieniowaniem VIS, jony Fe 3+ i/lub związki kompleksowe zawierające te jony nie były fotoaktywne. Ponieważ szybkość procesu fotokatalitycznej degradacji sulfonamidów w obecności mieszaniny TiO 2 /FeCl 3 i pod wpływem promieniowania UVa była nawet do 25- razy większa niż suma algebraiczna szybkości wyznaczonych oddzielnie dla reakcji prowadzonych z TiO 2 i z FeCl 3 to przyjęłam, że przyczyną tego zjawiska nie było wyłącznie zwiększenie ilości rodników HO generowanych w badanym układzie katalitycznym. Nie zaobserwowałam żadnej korelacji pomiędzy szybkością reakcji a podatnością na adsorpcję, fotolizę czy też hydrolizę kwasową sulfonamidów. 22 Procesy fotokatalitycznej degradacji w obecności TiO 2 i FeCl 3 przebiegają zgodnie z kinetyką (pseudo) pierwszego rzędu więc r o =k C o 26

27 Tabela 1. Charakterystyka wszystkich sulfonamidów stosowanych w doświadczeniach opisanych w pracach [H1] [H6]. Nazwa Akronim - R a) pk a1 b) pk a2 b) Sulfanilamid SAD -H 2,46 ± 0,12 10,35 ± 0,21 Przewidywany ładunek na atomie węgla (N 1 - R) c) - Polaryzowalność (Å) d) 16,25 Sulfacetamid SCT O CH 3 1,96 ± 0,28 5,42 ± 0,31 +0, ,49 Sufatiazol STZ N S 2,22 ± 0,27 7,15 ± 0,12 +0, ,96 Sulfafurazol (sulfisoksazol) SSZ CH 3 CH 3 1,69 ± 0,27 5,0 ± 0,0 +0, ,93 O N Sulfametoksazol SMX N O CH 3 1,86 ±0,32 5,73 ± 0,20 +0, ,99 N N Sulfametizol SFZ 2,01 ± 0,14 5,36 ± 0,08 +0, ,26 S CH 3 Sulfadiazyna SDZ N 2,15 ± 0,20 6,41 ± 0,14 +0, ,39 N Sulfamerazyna SMR N N CH 3 2,21 ± 0,15 6,92 ± 0,14 +0, ,51 Sulfametazyna (sulfadimidyna) SMT CH 3 N 2,40 ± 0,18 7,56 ± 0,26 +0, ,80 N CH 3 Sulfapirydyna SPY N 2,69 ± 0,08 8,42 ± 0,14 +0, ,97 OCH 3 Sulfadimetoksyna SDT N N 2,14 ± 0,44 6,16 ± 0,29 +0, ,60 OCH 3 4 a) H 2 N O S O 1 N H AR b) dla reakcji z Rys.1 c) źródło program ChemBio 3D Ultra 2014, metoda MMFF94 d) źródło baza danych DrugBank 27

28 Dodatkowo stwierdziłam, że wysoka aktywność mieszaniny TiO 2 /FeCl 3 nie była skutkiem zmniejszenia zakresu wzbronionego w TiO 2 (wskutek wbudowania jonów Fe 3+ w strukturę krystaliczną fotokatalizatora), tworzenia fotoaktywnych związków kompleksowych sulfonamidów z jonami Fe 3+ ani też polaryzowalności badanych sulfonamidów (Tabela 1). W eksperymentach z izopropanolem (tzw. zmiataczem rodników HO ) wykazałam, że o ile w obecności samego TiO 2 stałe szybkości fotodegradacji sulfonamidów zmniejszyły się o około 90% to w przypadku procesów przebiegających w obecności TiO 2 /FeCl 3 wartości stałych szybkości reakcji zmniejszyły się zaledwie o 40%. Wskazuje to jednoznacznie na fakt, że udział rodników HO w drugim z wymienionych procesów jest mniejszy. Na tej podstawie przyjęłam, że najważniejszymi czynnikami wpływającymi na szybkość fotokatalitycznej degradacji sulfonamidów w mieszaninie TiO 2 /FeCl 3 są przede + wszystkim bezpośrednie reakcje z udziałem h VB + do h VB (transfer elektronów z cząstek substratów przy udziale jonów Fe 3+ zaadsorbowanych na powierzchni TiO 2 ). Dodatkowo, obecne w badanej mieszaninie jony Fe 3+ - mogą reagować z wygenerowanymi e CB co zapobiega + niepożądanemu procesowi rekombinacji pomiędzy h VB szybkości fotodegradacji. - i e CB i może wpłynąć na zwiększenie Wykazałam również istnienie korelacji pomiędzy stężeniem kationowej formy sulfonamidów (przy ph=3,0) a stałą szybkości ich fotokatalitycznej degradacji w mieszaninie TiO 2 /FeCl 3 (Rys.10, ). Korelacja ta była dodatnia a więc zwiększenie stężenia tej postaci substratów intensyfikowało omawiany proces degradacji. 28

29 Rys. 10. Wpływ stężenia kationowej formy sulfonamidu na szybkość fotokatalitycznej degradacji (naświetlanie promieniowaniem UVa przy ph=3) Opierając się na budowie krystalograficznej obu postaci TiO 2 wchodzących w skład TiO 2 -P25 czyli anatazu i rutylu 23 przyjęłam, że może również istnieć oddziaływanie elektrostatyczne pomiędzy powierzchniowymi jonami tlenu a kationowymi grupami substratu + (grupa NH 3 w przypadku sulfonamidów) (Rys.11). Wniosek ten jest także zbieżny z wynikami, które przedstawiłam w pracy [H4] (Rys.7). Większa niż zakładałam szybkość fotokatalitycznej degradacji SDZ, STZ i SSZ (Rys.10, ) była najprawdopodobniej skutkiem korzystnego efektu sterycznego (horyzontalne ułożenie pierścienia heterocyklicznego zwiększa możliwość skoordynowania tych sulfonamidów z powierzchnią TiO 2 ). Przedstawioną hipotezę potwierdziłam metodami MMFF94 i HF użytymi do obliczenia, m.in. minimalnej energii i optymalnej geometrii cząsteczek sulfonamidów 24 jak też wynikami otrzymanymi przez innych naukowców jony Ti 4+ są otoczone sześcioma jonami O 2-24 metody obliczeniowe MMFF94 and HF są dostępne w ChemBio3D Ultra wersja (PerkinElmer) oraz Gaussian 09 software. 25 Mondelli M., Pavan F., de Souza P.C., Leite C.Q., Ellena J., Nascimento O.R., Facchin G., Torre M.H.: Study of a series of cobalt(ii) sulfonamide complexes: Synthesis, spectroscopic characterization, and microbiological evaluation against M. tuberculosis. Crystal structure of [Co(sulfamethoxazole) 2 (H 2 O) 2 ] H 2 O, J. Mol. Struct., 2013; 1036:

30 Rys. 11 Prawdopodobny sposób wiązania sulfonamidów z cząstkami TiO 2 w obecności jonów Fe 3+. Przestrzenne ułożenie atomów w cząsteczce: a) STZ (analogicznie dla SSZ i SFZ); b) SDZ (analogicznie dla SMX, SMR, SDM, SPY i SDT). Dla większej czytelności na rysunku nie zaznaczyłam cząsteczek wody. Zaobserwowałam również pewne właściwości SSZ, całkowicie różniące go od pozostałych badanych sulfonamidów, m.in. jego wyjątkowo wysoką stałą szybkości fotodegradacji w mieszaninie TiO 2 /FeCl 3 (około 85 razy większą w porównaniu do stałej szybkości w obecności TiO 2 ), izopropanolu, wzrost szybkości rozkładu w obecności samego TiO 2 pomimo dodania powstawanie SAD jako jedynego produktu fotodegradacji (pozostałe sulfonamidy tworzą głównie kwas sulfanilowy, aminy aromatyczne i pochodne kwasu benzoesowego). Uznałam, że wynikają one najprawdopodobniej z innego mechanizmu degradacji SSZ, tzn. wskutek rozpadu wyjątkowo nietrwałego wiązania N 1 -R. Do inicjacji tego rozpadu (w obecności TiO 2 i izopropanolu) wystarcza energia rodnika izopropylowego. W SSZ, grupa R- charakteryzuje się wysokim powinowactwem elektronowym, a tym samym najniższym ładunkiem atomu węgla połączonego z N 1 spośród badanych sulfonamidów (Tabela 1). Wskutek tego grupa sulfonamidowa w SSZ jest mniej podatna na protonowanie 9. Przyjęłam, że energia promieniowania UVa nie jest przekazywana do tego związku za pośrednictwem rodników HO czy O lecz przeniesienie energii h VB z tym jony Fe 3+ działają początkowo jako donory elektronów: a następnie jako ich akceptory: Fe h VB Fe 4+ zachodzi poprzez jon Fe 3+. Zgodnie 30

31 Fe 4+ + N 1 -R Fe 3+ (lub Fe 2+ ) + [-N 1.. R] + Ze względu na wysoki potencjał układu Fe 4+ /Fe 3+, jony Fe 4+ są niestabilne i nie są wykrywane w procesie fotokatalitycznym. Nie jest jednak wykluczone ich miejscowe + generowanie poprzez przeniesienie elektronu z substratu do h 26 VB. Tym samym energia tego procesu może być wystarczająca do destabilizacji słabego wiązania N 1 -R w cząsteczce SSZ, choć z drugiej strony będzie zbyt niska do inicjacji innych procesów (np. z cząsteczkami H 2 O). Wyjaśnienie szczególnie wysokiej podatności na degradację SSZ może być wykorzystane praktycznie podczas projektowania nowych leków. Ich cząsteczki będą mogły być łatwo i selektywnie eliminowane ze ścieków podczas procesu fotokatalitycznego użytego jako etap wstępnego oczyszczania. Celem kolejnych badań [H6] było ustalenie czy półprodukty fotokatalitycznej degradacji leków przeciwbakteryjnych, w tym sulfonamidów są faktycznie łatwiej biodegradowalne i mniej toksyczne niż wyjściowe związki. Potwierdzenie tej hipotezy może być argumentem świadczącym o zasadności zastosowania fotokatalizy jako wstępnego podczas oczyszczania procesu degradacji farmaceutyków, poprzedzającego biodegradację powstałych półproduktów. Doświadczenia przeprowadziłam w roztworach wodnych STZ stosując jako katalizator TiO 2 (TiO 2 -P25). Procesy fotokatalitycznej degradacji były inicjowane promieniowaniem UVa a analizę ilościową pozostałości nierozłożonych leków przeprowadzono metodą HPLC. Przed, w trakcie i po naświetlaniu pobierałam próbki w których oznaczałam ChZT, rozpuszczony węgiel organiczny (RWO) oraz pięciodobowe biochemiczne zapotrzebowanie na tlen (BZT 5 ). W celu wyznaczenia mikrobiologicznego stężenia toksycznego (MTC, mg l -1 ) STZ wobec drobnoustrojów środowiskowych wykorzystałam test MARA. Z jego pomocą dokonałam również oceny ekotoksyczności (pół)produktów fotokatalitycznej degradacji. Podczas analizy wyników przyjęłam, że miarą aktywności przeciwdrobnoustrojowej roztworów po naświetlaniu jest zahamowanie pod ich wpływem wzrostu mikroorganizmów testowych. Zgodnie z przypuszczeniami zaobserwowałam, że proces całkowitej mineralizacji STZ zachodził znacznie wolniej niż jego fotokatalityczna degradacja (Rys.12). Produktami fotodegradacji są inne związki organiczne, charakteryzujących się pewną odpornością na procesy zaawansowanego utleniania. Ich dalsza degradacja była stopniowo coraz wolniejsza wskutek, m.in. tworzenia się związków inaktywujących katalizator. Opierając się na normach 26 Menendez-Flores V.M., Bahnemann D.W., Ohno T.: Visible light photocatalytic activities of S-doped TiO 2 - Fe 3+ in aqueous and gas phase, Appl. Catal. B: Environ., 2011; 103:

32 OECD dokonałam oceny biodegradowalności (BZT 5 /ChZT) związków powstających podczas procesu fotokatalitycznej degradacji. 1 0,5 0 C/Co ChZT/ChZTo RWO/RWOo BZT5/ChZT czas naświetlania (min) Rys. 12 0,35 Dynamika: - degradacji (C/C 0 ), - mineralizacji (ChZT/ChZT 0 0,15i RWO/RWO 0 ) oraz - zmian w biodegradowalności (BZT 5 /ChZT) podczas fotokatalitycznej -0,05 degradacji roztworu STZ w obecności TiO 2 Stwierdziłam, że przed zainicjowaniem procesu fotokatalitycznego (przed naświetlaniem UVa), wodny roztwór STZ był praktycznie odporny na biodegradację. Podczas fotodegradacji tego leku początkowo powstawały produkty charakteryzujące się wyższą biodegradowalnością (Rys.12). Zaskakujące było natomiast powstawanie trudnobiodegradowalnych produktów po długim czasie naświetlania. Spośród jedenastu badanych mikroorganizmów środowiskowych w teście MARA najbardziej wrażliwymi na STZ były B.diminuta, D. acidovorans i Microbacterium spp (Rys.13). Wykazałam, że aktywność przeciwdrobnoustrojowa roztworów STZ poddanych procesowi fotokatalitycznemu w obecności TiO 2 zmniejsza się wraz z wydłużaniem czasu naświetlania. Na tej podstawie przyjęłam, że toksyczność roztworów zawierających produkty degradacji STZ była niższa niż wyjściowego roztworu tego leku. Istnieje możliwość powstawania toksycznych związków pośrednich jednak są one najprawdopodobniej szybko przekształcane w mniej toksyczne 27. Najistotniejszym wnioskiem jest to, że w trakcie oczyszczania ścieków z pozostałości sulfonamidów a także innych antybiotyków nie jest konieczna ich pełna mineralizacja. Wystarczające jest przeprowadzenie wstępnego procesu fotokatalitycznego, ograniczonego wyłącznie do wstępnej degradacji. 27 Maroga Mboula V., Hequet V., Gru Y., Colin R., Andres Y.: Assessment of the efficiency of photocatalysis on tetracycline biodegradation, J. Hazard. Mater., 2012; :

33 wzrost względem kontroli (%) stopień fotodegradacji (%) ,5 >99,9 B. diminuta (kolumna 2) C. freundii (3) D. acidovorans (6) K. gibsonii (7) S. warneri (8) P. aurantiaca (9) stopień mineralizacji (%) Rys.13 Zmiana aktywności przeciwdrobnoustrojow ej roztworu STZ podczas jego fotokatalitycznej degradacji w obecności TiO 2 w dolnej częściskan płytki MARA po 48 godzinnej inkubacji Powstające produkty, które charakteryzują się znacznie wyższą podatnością na biodegradację, mogą być łatwo usuwane w kolejnych etapach oczyszczania biologicznego. Z uwagi na fakt, że nie wykazują one działania przeciwdrobnoustrojowego wobec mikroorganizmów środowiskowych nie są również szkodliwe wobec mikroorganizmów osadu czynnego PODSUMOWANIE Najistotniejsze efekty poznawcze ustalone na podstawie opisanych badań można przedstawić w postaci czterech zagadnień: I. Biodegradacja sulfonamidów w matrycach środowiskowych 1. Sulfonamidy są odporne na hydrolizę oraz częściowo - na procesy biodegradacji. Spośród badanych sulfonamidów, najbardziej odpornym na rozkład był sulfametoksazol. 2. Biodegradacja sulfonamidów w osadzie czynnym w warunkach aerobowych zachodzi z małą szybkością. W tych samych warunkach, antybiotyki z grupy penicylin, tetracyklin i makrolidów rozkładały się w ciągu jednej doby. 33