Фармацевтические соединения на основе азотсодержащих гетероциклов - новый класс загрязнителей окружающей среды (обзор)

Фармацевтические вещества все чаще обнаруживаются в почве, донных осадках водоемов, поверхностных, сточных, грунтовых водах и даже питьевой воде [Celiz, Tso, Aga, 2009; Mompelat, Le Bot, Thomas, 2009; Monteiro, Boxall, 2009; A Re- view …, 2010; Singh, Rani, Maheshwari, 2011; Wu, Zhang, Chen, 2012; Гетьман, Наркевич, 2013; Pollution …, 2013; Chèvre, 2014].

Первое упоминание о присутствии лекарственных соединений в сточных водах приводится в 1965– 1976 гг. в статьях E. Stumm-Zollinger и G. Fair, C.H. Keith [цит. по Snyder, Benotti, 2010; Narvaez, Jimenez,

2012]. Вопрос о токсичности и биодеградабельности данных соединений впервые был поднят в работе M.L. Richardson, J. Bowron [1985]. С конца 1990-х гг. присутствие фармполлютантов в природных экосистемах начали рассматривать как новую экологическую проблему [Ternes, 1998; Biodegradation of bulk ..., 1999]. К данному вопросу проявляется пристальное внимание специалистов во многих странах, в том числе России [Pharmaceuticals, hormones …, 2002; Баренбойм, Чиганова, 2012; Гуринович, Житенёв, Воронович, 2012; Pharmaceuticals …, 2013; Pollution …, 2013].

Присутствие фармацевтических препаратов в экосистемах представляет токсикологический интерес ввиду мобильности данных веществ и их высокой биологической активности. Содержание некоторых фармполлютантов, детектируемых в природных объектах, превышает расчетные показатели максимально допустимого остаточного уровня [Review …, 2009; Snyder, Benotti, 2010; Баренбойм, Чиганова, 2012]. При этом большинство из них являются чрезвычайно опасными (I класс) и высоко опасными (II класс) для природной окружающей среды.

Аккумуляция фармполлютантов в экосистемах и их долговременное воздействие на живые организмы может сопровождаться развитием раковых клеток и нарушением функций работы почек у млекопитающих, снижением репродуктивной активности у рыб и другими патологическими изменениями [Bessems, Vermeulen, 2001; Preliminary …, 2004; Toxic effects …, 2004; Calisto, Esteves, 2009].

В связи с этим приоритетными остаются исследования, направленные на обнаружение и идентификацию лекарственных препаратов в окружающей среде, клинические испытания малых концентраций данных соединений в отношении человека и других живых организмов, в том числе экологически значимых групп микроорганизмов, при контакте с которыми осуществляется детоксикация фармполлютантов в экосистемах.

Пути загрязнения окружающей среды фармполлютантами

Основные причины попадания фармполлютан-тов в природные экосистемы - тотальное применение лекарственных средств не только населением, но и в различных отраслях хозяйственной деятельности человека (ветеринария, рыбоводческие фермы, птицефабрики и др.); выбросы и отходы фармацевтических предприятий, образующиеся в результате интенсивного развития фарминдустрии.

На мировом рынке зарегистрировано около 4000 активных фармацевтических субстанций [Degradation of 40 selected …, 2013]. Количество фармацевтических отходов в развитых странах мира составляет 3.2 кг/сутки, в России – до 5 кг/сутки, при этом их доля составляет 7% от обще- го числа отходов. Загрязнение объектов природной окружающей среды отходами фармацевтической промышленности обусловлено неэффективностью способов их утилизации (сжигание, слив в промышленную канализацию, размещение на санитарных полигонах) и несовершенством методов (озонирование, хлорирование, сорбирование углем и др.) очистки сточных вод от фармполлютантов. Так, использование метода хлорирования для нейтрализации фармполлютантов способствует образованию еще более токсичных продуктов, чем исходное соединение. Озонирование на сегодняшний день является дорогостоящим методом очистки. Более того, использование озона придает воде специфический запах и приводит к коррозии труб. Ультразвуковая обработка требует дорогостоящего оборудования и высоких энергетических затрат [Bedner, Maccrehan, 2006; Zweiner, 2007; Предозо-нирование …, 2013]. Перспективным является поиск альтернативных технологий, направленных на нейтрализацию фармацевтических соединений.

Встречаемость фармацевтических соединений в экосистемах и их токсическое воздействие на живые организмы

При анализе природных водных образцов, полученных в 22 странах мира, найдено 178 наименований лекарственных препаратов и их метаболитов [Гетьман, Наркевич, 2013]. Фармакологически активным (действующим) веществом многих детектируемых лекарственных средств являются разнообразные азотсодержащие гетероциклические соединения (таблица). При этом большинство из них по терапевтическому воздействию представлены противомикробными препаратами широкого спектра действия (линкомицин, офлоксацин сульфаметоксазол и др.), противоэпилептическими и психотропными препаратами (диазепам, карбамазепин, оксазепам и др.), а также препаратами анальгезирующего спектра действия (дротаверина гидрохлорид, папаверина гидрохлорид, кодеин и др.).

Как видно из таблицы, противомикробное средство сульфаметоксазол (из группы сульфамидов) детектировано в образцах речных вод, отобранных из нескольких стран мира – Швеции (р. Хойе) (20–70 нг/л), Кении (р. Найроби) (10000– 30000 нг/л), а также пробах морской воды (Желтое море) из Китая (8,3 нг/л) и сточных водах (2000 нг/л) больничных учреждений США [Occurrence …, 2005; Gorsalitz, 2012; From multi …, 2012; Antibiotics …, 2013]. Исследование образцов сточных вод Южной Кореи выявило присутствие (7.4– 8092 нг/л) как самого сульфаметоксазола, так и его метаболита N-ацетил-сульфаметоксазола. При этом концентрация исходного («родительского») препарата на порядок превышала уровень содержания продукта разложения [Lee et al., 2013]. Ус- тановлено, что сульфаметоксазол в микроколичествах представляет различные уровни экологического риска для цианобактерий Synechococcus leopoliensis и микроводорослей Pseudokirchneriella subcapitata, а в относительно высоких (300 мг/л) концентрациях оказывает ингибирующее воздействие в отношении высших растений – гороха Pisum sativum L., кукурузы Zea mays L., проса Panicum miliaceum L., ячменя Hordeum vulgare L., подавляя развитие их корневой системы, стебля и листьев [Du, Liu, 2012; Antibiotics …, 2013]. Исследование образцов сточных вод о. Тайвань позволило определить наличие в них цефалексина – антибиотика из группы цефалоспоринов. При этом значения концентраций данного соединения варьировали от 1536 до 28889 нг/л [Fate …, 2010]. Антибиотик линкомицин, принадлежащий к группе линкозамидов, обнаружен в диапазоне концентраций от 3.13 до 248.90 нг/л в р. По и р. Ламбро (Италия).

Гетероциклические азотсодержащие фармацевтические препараты, детектируемые в экосистемах

Фармпрепарат

Страна

Источник обнаружения

ФП, нг/л

Литературный источник

Фармацевтические препараты антимикробного спектра действия

Линкомицин	Италия	Речные воды	3.13 – 248.90	Strategic …, 2003
Офлоксацин	Италия	Сточные воды	600.0	Pharmaceuticals …, 2006
	США	Осадок сточных вод	0.3*	Presence …, 2010
	Эстония	Осадок сточных вод	38.0*	Presence …, 2010
Норфлоксацин	США	Осадок сточных вод	0.12*	Presence …, 2010
	Эстония	Осадок сточных вод	162.0*	Presence …, 2010
Сульфадимидин	Китай	Морские воды	0.01 – 0.16	Antibiotics …, 2013
Сульфаметазин	Китай	Сточные воды	0.5 – 22.0	Fate ..., 2010
Сульфаметоксазол	Кения	Речные воды	100000 – 300000	From multi …, 2012
	Китай	Морские воды	1.0 – 8.3	Antibiotics …, 2013
	Китай	Сточные воды	405.0 – 1760.0	Fate ...,, 2010
	Южная Корея	Сточные воды	7.4 – 8092.9	Removal …, 2013
	США	Сточные воды	2000.0	Gorsalitz, 2012
	США	Грунтовые воды	170.0	Bennet, Fram, Belitz, 2014
	США	Питьевая вода	8.1 – 44.0	Snyder, Benotti, 2010
	Швеция	Речные воды	20.0 – 70.0	Occurrence …, 2005
Триметоприм	Китай	Морские воды	1.4 – 16.6	Antibiotics …, 2013
	США	Сточные воды	700.0	Gorsalitz, 2012
Цефалексин	Китай	Сточные воды	1536.0 – 28889.0	Fate ...,, 2010
Ципрофлоксацин	Эстония	Осадок сточных вод	426.0*	Presence …, 2010

Фармацевтическ и е препараты анальгезир ующего спектра действия

Фармацевти ческие препараты противоэпилептическо го и психостимулирующего действия

Диазепам	Испания	Речные воды	19.0	Pollution ..., 2013
Карбамазепин	Южная Корея	Сточные воды	108.3 – 2085.4	Removal …, 2013
	США	Питьевая вода	2.8 – 39.0	Snyder, Benotti, 2010
	США	Грунтовые воды	420.0	Bennet, Fram, Belitz, 2014
	Испания	Речные воды	19.0 – 249.0	Pollution ..., 2013
	Германия	Речные воды	25.0 – 1075.0	Heberer, 2002
	Япония	Сточные воды	15.0 – 270.0	Pharmaceutical chemicals …, 2006
	Румыния	Сточные воды	192.8 – 774.1	Pharmaceutical and personal …, 2008
Кофеин	США	Сточные воды	1000000	Gorsalitz, 2012
	США	Питьевая вода	14.0 – 87.0	Snyder, Benotti, 2010
	Китай	Сточные воды	5173.0 – 23345.0	Fate ...,, 2010

Примечание. * - приведены данные в мкг/кг. Лекарственные средства антимикробного спектра действия.

Установлено, что линкомицин вызывает снижение репродуктивной активности веслоногих рачков Daphnia magna , а также способен ингибировать нитрифицирующую активность микроорганизмов, входящих в состав активного ила [Strategic …, 2003; Carucci, Coppai, Piredda, 2006].

Среди антибактериальных препаратов, детектируемых в окружающей среде, широко представлены соединения группы хинолонов и фторхино-лонов. Офлоксацин, норфлоксацин и ципрофлоксацин обнаружены в образцах сточных вод Италии, осадке сточных вод Эстонии и США [Pharmaceuticals …, 2006; Presence …, 2010]. Их концентрации составляли от 0.12 до 426 мкг/кг. Токсичность антибиотиков группы фторхинолонов (левофлоксацина, ломефлоксацина офлоксацина, цинофлоксацина, ципрофлоксацина, энрофлокса-цина и флумекина) исследована в отношении различных групп живых организмов сообщества поверхностных вод. Цианобактерии Microcystis aeruginosa чувствительны к данным соединениям в концентрации 1 мкг/л. Среди растений наиболее чувствительными оказались ряска Lemna minor и микроводоросли Pseudokirchneriella subcapitata . При этом токсичными концентрациями антибиотиков для ряски являлись показатели от 53 до 2470 мкг/л, зеленых водорослей – от 1100 до 22700 мкг/л. В отношении беспозвоночных организмов (рачков Daphnia magna ) и позвоночных (рыб Pimephales promelas ) токсичная концентрация антибиотиков превышала значения 10 мг/л [Robinson, Belden, Lydy, 2005].

Токсическое воздействие антибиотиков группы нитроимидазола (метронидазол) и хинолинов (хлорохин) изучено в отношении соевых бобов Glycine max L. По данным P.K. Jiemba [2006], последствием токсических эффектов является увядание или гибель отдельных растений. Антибактериальные препараты разнообразной химической структуры детектированы в концентрации от 2 до 17 нг/г в ряде сельскохозяйственных культур – кукурузе Zea mays L . , капусте Brassica oleracea L . , зеленом луке Allium cepa L. и др. При этом отмечена зависимость частоты использования того или иного антибиотика в различных отраслях хозяйственной деятельности человека от его концентрации, детектированной в овощах [Antibiotic …, 2005]. Нерешенной остается проблема изменения генетического пула микроорганизмов под действием антибиотических веществ и развития антибио-тикорезистентности. Резистентность микроорганизмов к данным соединениям не только затрудняет борьбу с инфекциями, но и приводит к нарушению биоразнообразия в экосистемах [Narvaez, Jimenez, 2012].

Лекарственные средства противоэпилептического и психотропного спектра действия

Соединения противоэпилептического и психотропного действия – диазепам, оксазепам, примидон, карбамазепин детектированы в поверхностных и сточных водах муниципальных очистных сооружений Германии, Италии, Румынии и Японии (см. таблицу). Концентрации одного и того же вещества в разных странах существенно различались. Например, концентрация карбамазепина в водных образцах из Германии составляла 1075 нг/л, в то время как в водах Японии не превышала 270 нг/л [Heberer, 2002; Pharmaceutical …, 2006]. Среди основных причин, обусловливающих частоту встречаемости и разный уровень обнаружения фармполлютантов в природной окружающей среде разных стран мира, можно выделить особенности производства лекарственных средств, их маркетинг, употребление, а также устройство очистных сооружений, направленных на нейтрализацию токсического действия данных соединений [Duca, Boldescu, 2009].

В работе V. Calisto и I. Esteves [2009] отмечено, что препараты психотропного действия (диазепам, в частности) приводят к нарушениям регенерации полипов гидры Hudra vulgaris . При этом концентрация вещества, вызывающего токсический эффект, не превышает 10 мкг/л. В работе С.G. Daughton [2011] указано, что диазепам детектируют в печени рыб в концентрации от 23 до 110 нг/г. Это свидетельствует о потенциальной опасности диазепама для животных и человека, которые подвергаются его нетерапевтическому воздействию в результате потребления рыбы и прочих организмов, в тканях которых данное соединение аккумулируется [de Lorenzo, Fleming, 2008; Daughton, 2011].

Лекарственные средства анальгезирующего спектра действия

Присутствие в природной окружающей среде препаратов анальгезирующего действия регистрируется практически повсеместно. Для стран Западной Европы (Германии, Греции, Швеции), а также для Северной Америки (США, Канады) и некоторых азиатских стран (Южная Корея, Япония) большинство анальгезирующих препаратов, детектируемых в экосистемах, являются производными пропионовой и фенилуксусной кислот [Pharmaceuticals …, 2003; Determination …, 2003; Quintana, Reemtsma, 2004; Occurrence …, 2005]. В России и некоторых странах Восточной Европы среди наиболее часто назначаемых и используемых анальгезирующих препаратов являются соединения, представляющие собой по химической структуре производные изохинолинового ряда. Это такие фармацевтические препараты, действующими веществами которых являются дротаверина гидрохлорид, папаверина гидрохлорид и кодеин. Следует особо отметить, что вопросы токсического воздействия наиболее полно изучены лишь в отношении соединений изохинолинового и хинолинового ряда, которые не являются лекарственными препаратами. По данным J.J. Liccione с соавт. [Toxicological …, 2001], соединения изохинолиновой и хинолиновой структуры обладают канцерогенным эффектом и способствуют ранней смертности млекопитающих из-за разрыва сосудов и пролиферации желчных протоков. Сведения о судьбе фармпрепаратов данной группы в окружающей среде малочисленны. Так, дротаверина гидрохлорид имеет эмбриотоксическое и нейротоксическое воздействие на млекопитающих [Демушкин, Жаворонкова, Хаспеков, 2011; Endreffy, Boda, 1983]; папаверин как алкалоид способен вызвать острое отравление и провоцировать нарушение кровообращения [Biodegradation of papaverine …, 2011]. Также выявлено токсичное воздействие папаверина гидрохлорида в отношении клеток печени крыс [Toxicity …, 1990].

Таким образом, вопросы воздействия фармпол-лютантов на человека, позвоночных животных и растения изучаются достаточно интенсивно, при этом практически отсутствуют данные в отношении экологически значимых групп микроорганизмов, при контакте с которыми происходит детоксикация фармацевтических соединений. Знания об устойчивости фармацевтических соединений, их бактериальных метаболитах необходимы для оценки «поведения» и изучения «экологической судьбы» фармполлютантов в окружающей среде.

Биологическая деструкция фармацевтических поллютантов

Фармполлютанты антимикробного спектра действия характеризуются низкой биодеградабель-ностью в экосистемах [Баренбойм, Чиганова, 2012; Гетьман, Наркевич, 2013]. Согласно литературным данным [Ingerslev, Halling-Sørensen, 2001; Inger-slev, Halling - Sørensen, 2001], период полураспада молекулы метронидазола в поверхностных водах составлял от 14 до 104 сут., в почве – от 13.1 до 26.9 сут. Уровень биологической деструкции офлоксацина, сульфаметоксазола, триметоприма с помощью активного ила не являлся высоким (0.5– 18% через 4 сут.) [Vaňková, 2010; Gorsalitz, 2012].

Фармацевтические соединения противоэпилеп-тического и психостимулирующего действия также имеют высокую стабильность химической структуры молекулы. Убыль диазепама и оксазепама при использовании активного ила через 60 сут. не превышала 10 и 80%, соответственно. При этом среди продуктов биодеструкции выявлялись соединения 1,4-бензодиазепин, 2-енол или 3-енол нордиазепам, труднодоступные для микроорганизмов [Radjenovic, Petrovic, Barcelo, 2007; Low …, 2008]. Эффективная биодеструкция карбамазепина (до 94% через 6 сут.) возможна с использованием грибов Trametes versicolor с образованием таких соединений как акридон, акридин, 10,11-дигидро-10,11-дигидроксикарбамазепин и 10,11-эпоксикарбамазепин [Degradation of carbamazepine …, 2012]. В то же время есть данные, свидетельствующие о том, что использование базидиомицет-ных грибов обеспечивало только 42%-ную эффективность биодеструкции карбамазепина в присутствии глюкозы через 28 сут. [Degradation of the recalcitrant …, 2012]. Биодеструкция карбамазепина бактериальными клетками Pseudomonas sp. составляла 46.6% через 6 сут. [Characterization …, 2013].

Необходимо отметить, что вопросы биодеструкции азотсодержащих гетероциклических фарм-поллютантов анальгезирующего спектра действия, имеющих в составе молекулы изохинолиновый цикл, изучены незначительно. В этом отношении наиболее исследованным фармацевтическим соединением является кодеин. Установлена возможность биотрансформации кодеина клетками Pseudomonas putida [Bioconversion …, 2010]. Однако его биоразложение протекало с образованием еще более токсичных для окружающей среды продуктов ацетилкодеина, оксикодона, норкодеина и морфина. Аналогичная ситуация описана в статьях D.A. Kunz с соавт. [Kunz, Reddy, Vatvrars, 1985] и K.M. Madyastha с соавт. [Madyastha, Reddy, Sridhar, 1998]; биодеструкцию кодеина вышеназванные авторы проводили с использованием бактерий родов Bacillus и Streptomyces. Среди продуктов биодеструкции идентифицированы 14-гидроксикодеинон и 14-гидроксикодеин. Ряд научных публикаций посвящен биодеструкции папаверина гидрохлорида [Haase-Aschoff, Lingens, 1979; Hauer, Haase-Ashoff, Lingens, 1982; Biodegradation …, 2011]. Биодеструкцию папаверина в качестве единственного источника углерода и энергии проводили с использованием бактерий рода Nocardia, грибов родов Aspergillus и Cuningamella. В данных работах отсутствуют сведения, подтверждающие факт раскрытия изохинолинового цикла папаверина. Использование грибов рода Phanerochaete позволило в течение 4 сут. полностью деструктиро-вать папаверина гидрохлорид в присутствии в среде дополнительного источника азота. Продукты биодеструкции папаверина с использованием клеток Phanerochaete chrysosporium ATCC 34541 не описаны [Biodegradation …, 2011]. Полное расщепление молекулы дротаверина гидрохлорида возможно с использованием в качестве деструкторов актинобактерий рода Rhodococcus, при этом конечными продуктами биологического распада являются менее токсичные соединения – производные протокатеховой кислоты [Biodegradation …, 2012; Drotaverine …, 2015].

Как видно из представленных литературных данных, азотсодержащие гетероциклические фармпрепараты являются устойчивыми микрозагрязнителями окружающей среды. В большинстве описанных случаев в результате их биологического разложения полного разрушения химической структуры не происходит. Это требует проведения дальнейших исследований, направленных на поиск штаммов – активных биодеструкторов фармпол-лютантов с целью детоксикации данных соединений.

Заключение

Фармацевтические соединения, детектируемые в природной окружающей среде, можно отнести к новому классу экополлютантов ввиду их тотального использования, аккумулятивной способности и высокой биологической активности. Имеющиеся в настоящее время данные о последствиях воздействий часто используемых фармацевтических препаратов на организмы разного уровня (от бактерий до человека), а также способности бактерий к биодеструкции фармполлютантов, представляют фундаментальный интерес и имеют большое практическое значение, поскольку затрагивают актуальные проблемы не только экологии микроорганизмов и оценки поведения фармпрепаратов в открытых экосистемах, но и ставят вопросы необходимости эффективного уничтожения фармотходов.

Работа выполнена при поддержке гранта Президиума РАН № 15-12-4-10 «Живая природа: современное состояние и проблемы развития»; программы «Участник молодежного научноинновационного конкурса – УМНИК», № 685 ГУ/2013.