Биодеградация цефтриаксона в процессе биологической очистки сточных вод

В конце 1990-ых годов в зарубежной литературе большое внимание уделялось проблеме обнаружения фармацевтических препаратов в окружающей среде. Во многих странах мира лекарственные вещества были найдены в сточных водах, поступающих на городские очистные сооружения [5, 7]. В процессе очистки сточных вод лекарственные средства удаляются неэффективно и при поступлении в природные водоисточники могут негативно влиять на состояние живых организмов [8]. В этой связи в последние годы проводится много исследований, связанных с изучением деструкции фармацевтических препаратов под действием различных факторов. В качестве способов воздействия применяют физико-химические методы (хлорирование, ультроз-вук, УФ-облучение, озонирование), а также методы биологической очистки [9, 11]. Установлено, что многие виды микроорганизмов способны переработать лекарственные вещества. Диклофенак, напроксен и карбамазепин были полностью удалены из опытных образцов двумя видами грибов Bjerkandera sp. R1 and Phanerochaete chrysosporiu, а актинобактерии рода Rhodococcus утилизировали лекарственные средства, производные ароматических углеводородов и гетероциклических азотсодержащих соединений [1, 10]. Однако не все группы лекарственных веществ могут быть удалены в процессе биологической очистки.

Особую проблему представляют антибиотики, фармакологическое действие которых проявляется как противомикробное. Так, в процессе биологической очистки содержание макролидов

уменьшилось на 90%, а тетрациклинов – на 75% [4, 6].

Цель исследования: определение возможности биодеструкции цефтриаксона микроорганизмами активного ила в процессе биологической очистке сточных вод.

Материалы и методы исследования. Объектом исследования служил антибиотик группы цефалоспоринов – цефтриаксон. Выбранный антибиотик является цефалоспорином третьего поколения широкого спектра действия, химическое строение которого представлено на рисунке 1.

Рис. 1. Химическая структура цефтриаксона

В экспериментах использовали активный ил регенератора первой секции аэраторов городской станции МП «Самараводоканал». Инкубацию осуществляли в течение трех часов при температуре 200С в аэробно-анаэробных условиях; отбор проб проводили через каждый час. Концентрацию цефтриаксона варьировали в количестве 10, 30, 50 и 70 мг/г биомассы. Содержание цефтриаксона устанавливали методом обращено-фазовой высокоэффективной жидкостной хроматографии на «Милихром -1» с УФ-детектором с рабочей длиной волны 254 нм. Использовали колонку Ultrasep ES 100 RР18 (длина 120 мм), заполненную сорбентом С18 с размером частиц 4 мкм. В качестве подвижной фазы применяли ацетонитрил/вода/ацетат аммония в соотношении 10/88/2 об.%. Для обработки результатов использовали программу «МультиХром» 3,0v (Ampersand LTd). В качестве контроля применяли водные растворы антибиотика с такими же концентрациями. Контрольные образцы служили для того, чтобы подтвердить отсутствие пассивного гидролиза или фотолиза цефтриаксона. Изменение содержания цефтриаксона и его примеси рассчитывали как процентное отношение площади пиков определяемых изомеров на хроматограмме опытной пробы к площади пиков на хроматограме контрольной пробы.

Результаты и их обсуждение. Примеры ВЭЖХ-хроматограмм образцов активного ила с различными концентрациями антибиотика через определенные промежутки времени представлены на рис. 2. На полученных хроматограммах были идентифицированы 2 пика: 1 – Е-изомер цефриаксона (примесь), 2 – цефтриаксон (Z-изомер).

А (1 час)

А (2 часа)

mV

10 2

5 1

ch1 i I i h i i i i i i i i i i i i i

0ch11 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14 15 16 17 18 19     min

А (3 часа)

Рис. 2. Хроматограммы ВЭЖХ-анализа образцов активного ила с концентрацией цефтриаксона 10 мг/г (А) и 70 мг/г биомассы (Б)

Динамика изменения содержания Z- и Е-изомеров цефтриаксона в процессе биологической очистки приведена в таблице 1 и 2 соответственно. В течение первого часа инкубации отмечали уменьшение содержания цефтриаксона во всех исследуемых пробах в среднем на 30%. Двухчасовая экспозиция образцов с концентрацией 30, 50 и 70 мг/г биомассы приводила к усилению процессов биодеструкции антибиотика. Продолжение инкубации сопровождалось устойчивым снижением содержания исследуемого вещества во всех опытных пробах. Во всех пробах наблюдали повышение содержания Е-изомера в течение всего времени инкубации. Значительное увеличение концентрации оказалось в образцах с содержанием цефтриаксона 10 мг/г биомассы.

Таблица 1. Изменение содержания Z-изомера, в %

Концентрация антибиотика, мг/г биомассы	Время инкубации, час
	1	2	3
10	-37,96	-34,82	-53,62
30	-29,11	-39,59	-41,53
50	-27,85	-32,03	-43,00
70	-34,22	-35,97	-41,51

Таблица 2. Изменение содержания Е-изомера, в %

Концентрация антибиотика, мг/г биомассы	Время инкубации, час
	1	2	3
10	598,78	797,08	968,32
30	123,76	317,11	319,26
50	208,35	345,32	495,33
70	244,67	329,62	407,37

В соответствии с требованиями нормативной документации на фармацевтическую субстанцию содержание Е-изомера не должно превышать 0,5% [3]. В контрольных образцах при различных концентрациях на протяжении всего времени инкубации содержание Е-изомера варьировало 0,25-0,55%, тогда как в пробе (10 мг/г) количество Е-изомера увеличивалось от 6,27% (1 час) до 7,17% (2 часа) и 10,37% (3 часа), а в пробе (70 мг/г) – от 1,86% (1 час) до 1,70% (2 часа) и 2,54% (3 часа).

Выводы. Проведенные эксперименты показали положительную динамику биодеструкции цефтриаксона водными микроорганизмами. Одним из механизмов биологической очистки является изомеризация – трансформация Z-изомера в менее активную форму (Е-изомер). При увеличении концентрации антибиотика процесс изомеризации замедляется, на это также свидетельствует уменьшение активности ферментов микроорганизмов активного ила [2]. Полученные результаты указывают на возможность и целесообразность биологической очистки воды, содержащей цефтриаксон, на городских станциях аэрации.