Elektrooksydacja cefuroksymu aksetylu elektrodą BDD w wodach

Czy elektrooksydacja może rozwiązać problem skażenia wód antybiotykami?

Cefuroksym aksetyl, cefalosporyna drugiej generacji podawana doustnie jako prolek, stanowi istotne źródło zanieczyszczenia środowiska wodnego. Związek ten wykrywano w stężeniach do 1,7 μg L⁻¹ w rzece Yamuna w północnych Indiach, w ściekach oczyszczalni w Egipcie (2,1 ng L⁻¹) oraz w wodach szpitalnych w Chinach. Obecność antybiotyków w środowisku wodnym bezpośrednio przyczynia się do rozwoju i rozprzestrzeniania oporności bakteryjnej, co stanowi poważne zagrożenie dla zdrowia publicznego. Co więcej, produkty transformacji cefuroksymu aksetylu mogą wykazywać większą toksyczność niż związek wyjściowy – badania Żandarek i współpracowników wykazały, że produkty fotodegradacji tego antybiotyku są bardziej toksyczne, a toksyczność mieszaniny wzrasta wraz z czasem ekspozycji.

Metody elektrochemiczne stanowią obiecującą technologię usuwania zanieczyszczeń ze ścieków. Wykorzystując reakcje utleniania i redukcji, skutecznie rozkładają szeroki zakres związków organicznych. Kluczową zaletą elektrooksydacji jest jej przyjazne środowisku podejście – generuje wysoce reaktywne rodniki hydroksylowe (•OH) bezpośrednio na powierzchni elektrody, eliminując potrzebę stosowania zewnętrznych utleniaczy chemicznych. Wśród różnych materiałów elektrodowych, elektroda diamentowa domieszkowana borem (BDD) wyróżnia się jako najbardziej skuteczny materiał do utleniania cząsteczek organicznych w różnych matrycach wodnych, dzięki zdolności do generowania quasi-wolnych rodników hydroksylowych, wysokiemu przepięciu tlenu oraz wyjątkowej odporności na korozję.

Jak przebiegały eksperymenty elektrochemiczne?

Badania przeprowadzono w trybie galwanostatycznym z wykorzystaniem elektrody BDD o powierzchni 2 cm² jako elektrody roboczej oraz platynowej elektrody pomocniczej. Wszystkie eksperymenty wykonano w temperaturze pokojowej, używając roztworu cefuroksymu aksetylu o stężeniu 15 μg mL⁻¹ w 20 mM buforze fosforanowym. Elektrooksydację prowadzono przy natężeniu prądu 10 mA (5 mA cm⁻²), a próbki pobierano w odstępach czasowych: 0, 15, 30, 60, 90 i 120 minut dla analizy LC-MS i TOC.

Badano wpływ różnych parametrów na efektywność degradacji. Eksperymenty przeprowadzono przy trzech wartościach pH (3, 7 i 9), w naturalnych matrycach wodnych (woda rzeczna i jeziorna), przy różnych stężeniach chlorków (50 i 100 mg L⁻¹) oraz w obecności rozpuszczonej materii organicznej (DOM) – kwasu humusowego, fulwowego i naturalnej materii organicznej w stężeniach 10 i 20 mg L⁻¹. Wodę rzeczną pobrano z Wisły przed Puławami, a wodę jeziorną z jeziora dystroficznego na Pojezierzu Łęczyńsko-Włodawskim.

Analizę chromatograficzną przeprowadzono przy użyciu systemu Agilent Q-TOF 6520 z jonizacją elektrosprayową (ESI) oraz detektorem diodowym (DAD). Separację osiągnięto na kolumnie Zorbax RRHD Eclipse Plus-C18, monitorując absorbancję przy 280 nm. Stężenie całkowitego węgla organicznego (TOC) mierzono analizatorem TOC-L CPH (Shimadzu) metodą NPOC (nieulotny węgiel organiczny). Wszystkie analizy wykonano w duplikatach.

Jak pH wpływa na szybkość degradacji cefuroksymu?

Początkowe pH odgrywa kluczową rolę w procesie elektrochemicznego utleniania, wpływając na strukturę materii organicznej, generację i stabilność reaktywnych form tlenu oraz zachowanie elektrochemiczne współistniejących jonów. Różne wartości pH buforu wykazały wyraźny wpływ na szybkość degradacji cefuroksymu aksetylu. Zarówno warunki kwaśne, jak i zasadowe skutkowały bardziej efektywną degradacją niż warunki neutralne.

W warunkach zasadowych degradacja była początkowo bardziej efektywna niż w środowisku kwaśnym, jednak po 90 minutach szybkość reakcji zwolniła, a końcowa efektywność degradacji stała się porównywalna z obserwowaną w warunkach kwaśnych. Pod koniec eksperymentu osiągnięto około 91% degradacji w środowisku zasadowym i kwaśnym, w porównaniu z 84% przy pH 7. Degradacja w warunkach neutralnych przebiegała według kinetyki pseudo-zerowego rzędu z t½ wynoszącym 68,88 min, podczas gdy w warunkach kwaśnych i zasadowych następowała według kinetyki pseudo-pierwszego rzędu z t½ odpowiednio 49,03 i 38,32 min.

Czy naturalne wody wpływają na efektywność procesu?

Aby ocenić szybkość degradacji cefuroksymu aksetylu w naturalnej matrycy wodnej zawierającej mieszaninę jonów nieorganicznych i materii organicznej, przeprowadzono eksperymenty z użyciem wody rzecznej i jeziornej. Woda jeziorna znacząco zwiększyła degradację cefuroksymu aksetylu, ale efekt był jeszcze bardziej wyraźny w wodzie rzecznej, gdzie substancja uległa całkowitej degradacji w czasie krótszym niż 30 minut. W wodzie jeziornej około połowa substancji uległa degradacji w tym samym czasie.

Okresy półtrwania dla tych reakcji wynosiły 5,13 min dla wody rzecznej i 30,05 min dla wody jeziornej, obie przebiegając według kinetyki pseudo-pierwszego rzędu. Woda rzeczna, w porównaniu z jeziorną, charakteryzowała się wyższym stężeniem jonów nieorganicznych, szczególnie jonów chlorkowych, oraz niższą zawartością TOC, wskazującą na zmniejszone poziomy materii organicznej. Obecność tych składników mogła mieć znaczący wpływ zarówno na przewodnictwo roztworu, jak i na generację reaktywnych form, które pośredniczyły w elektrochemicznej degradacji cefuroksymu aksetylu.

Jaką rolę odgrywają jony chlorkowe w degradacji?

Ze względu na wysokie stężenie jonów chlorkowych w wodzie rzecznej, istotne było ocenienie ich roli w degradacji cefuroksymu aksetylu. Wysokie stężenia chlorków są powszechnie spotykane w wielu ściekach. W roztworach zawierających jony chlorkowe, utlenianie zazwyczaj prowadzi do wydzielania chloru. Podczas obróbki elektrochemicznej jony chlorkowe mogą ulegać utlenieniu na anodzie BDD, tworząc gatunki oksychlorowe, takie jak chloran lub nadchloran.

Aby ocenić wpływ jonów chlorkowych na kinetykę degradacji i efektywność mineralizacji wodnych roztworów cefuroksymu aksetylu, przeprowadzono eksperymenty w środowisku neutralnym (pH 7) przy stężeniach chlorków 50 i 100 mg L⁻¹. Efektywność degradacji cefuroksymu aksetylu znacząco wzrosła przy dodaniu 50 mg L⁻¹ chlorków i dodatkowo poprawiła się przy zwiększeniu stężenia do 100 mg L⁻¹, chociaż ten wzrost był mniej znaczący.

Niemal całkowita degradacja cefuroksymu aksetylu została osiągnięta w ciągu 120 minut przy stężeniu chlorków 50 mg L⁻¹ i w ciągu 60 minut przy stężeniu 100 mg L⁻¹. Wyniki wykazały, że degradacja elektrochemiczna przebiegała według kinetyki pseudo-pierwszego rzędu dla obu stężeń chlorków. Przy 100 mg L⁻¹ chlorków degradacja była ponad 11 razy szybsza w porównaniu z procesem bez dodatku chlorków. Te wyniki można wyjaśnić wzrostem przewodnictwa roztworu oraz wzmożoną degradacją zanieczyszczeń poprzez udział aktywnego chloru.

Jak rozpuszczona materia organiczna wpływa na proces?

Rozpuszczona materia organiczna (DOM) stanowi istotny składnik naturalnej materii organicznej w glebie i wodzie. Jej wpływ na elektrochemiczną degradację zanieczyszczeń jest złożony. DOM może znacząco zwiększać rozpuszczalność substancji względnie nierozpuszczalnych w wodzie. Z drugiej strony, podatność tych substancji na mineralizację przez utlenianie anodowe oznacza potencjalne zajmowanie miejsc aktywnych na powierzchni anody, utrudniając tym samym reakcje zanieczyszczeń z reaktywnymi formami.

Dodanie różnych frakcji DOM do roztworu cefuroksymu aksetylu miało zauważalny wpływ na reakcję, chociaż różnice nie były znaczące. Co ciekawe, niezależnie od użytej frakcji – kwasu humusowego (HA), fulwowego (FA) czy naturalnej materii organicznej (NOM) – profil reakcji pozostał podobny. Podobnie zwiększenie stężenia z 10 do 20 mg L⁻¹ nie prowadziło do znaczących zmian w przebiegu reakcji. We wszystkich eksperymentach dodanie DOM początkowo przyspieszało reakcję, jednak efekt był bardziej wyraźny w przypadku FA i NOM w porównaniu z HA. Z czasem reakcja zwalniała, skutkując gorszym wynikiem po 2 godzinach niż w eksperymencie bez dodatku DOM.

Najlepsze wyniki uzyskano przy użyciu 10 mg L⁻¹ HA lub 20 mg L⁻¹ FA, osiągając niemal 84% degradacji, zbliżając się do wyniku obserwowanego w roztworze bez dodatku DOM. Warto zauważyć, że ponieważ mierzono całkowity NPOC, trudno określić na podstawie powyższych wyników, czy spadek mineralizacji cefuroksymu wynikał ze zwiększonej konkurencji o reaktywne formy z DOM, czy też składniki DOM same w sobie były mniej podatne na całkowitą mineralizację.

Jaki stopień mineralizacji osiągnięto w badaniach?

Biorąc pod uwagę, że nie tylko cefuroksym aksetyl, ale również powstające produkty transformacji mogą wykazywać znaczącą aktywność farmakologiczną lub być toksyczne dla organizmów żywych, całkowita mineralizacja jest najbardziej pożądanym wynikiem procesu elektrodegradacji. Rozkład złożonych cząsteczek organicznych, takich jak cefuroksym aksetyl, obejmuje wiele etapów i może prowadzić do powstania różnych produktów pośrednich przed całkowitą mineralizacją do CO₂, H₂O lub azotanów i siarczanów.

W tym badaniu mineralizację podczas eksperymentów z elektrodą BDD oceniano poprzez monitorowanie redukcji stężenia NPOC w punktach czasowych 15, 30, 60, 90 i 120 minut. Nawet w eksperymentach, które szybko prowadziły do całkowitej degradacji cefuroksymu aksetylu (np. w obecności chlorków lub wody rzecznej), eliminacja NPOC nie przekroczyła 70%. W eksperymentach z różnymi wartościami pH zaobserwowano, że mimo wyższej szybkości degradacji przy pH 3 w porównaniu z pH 7, redukcja w warunkach neutralnych była porównywalna, a nawet nieco lepsza niż w środowisku kwaśnym. Jednak pH 9 okazało się najbardziej efektywne dla mineralizacji testowanej substancji.

Eksperymenty przeprowadzone w wodzie rzecznej lub jeziornej znacząco zwiększyły szybkość mineralizacji w porównaniu z warunkami neutralnymi. Jednak różnica między eksperymentami w wodzie rzecznej a jeziornej była znikoma. Pomimo znacznie szybszej degradacji cefuroksymu aksetylu w wodzie rzecznej niż w jeziornej, redukcja NPOC następowała w bardzo podobny sposób w obu środowiskach. Dodatek chlorków przyniósł podobne rezultaty – chociaż stężenie chlorków 50 mg L⁻¹ prowadziło do większego usunięcia NPOC, zwiększenie stężenia do 100 mg L⁻¹ nie skutkowało lepszym usunięciem NPOC.

Jakie produkty powstają podczas degradacji?

Niepełna mineralizacja roztworu, pomimo wysokiej efektywności degradacji związku docelowego, może wynikać z tworzenia produktów pośrednich lub akumulacji niskocząsteczkowych kwasów organicznych. Takie częściowe ścieżki utleniania są powszechne w procesach zaawansowanego utleniania i elektrochemicznych, i niekoniecznie wskazują na niekorzystny wynik obróbki. Transformacja złożonych zanieczyszczeń w krótkołańcuchowe kwasy organiczne i inne niskocząsteczkowe produkty utlenione jest generalnie uważana za akceptowalną środowiskowo, ponieważ związki te są mniej trwałe i często bardziej biodegradowalne.

Łącznie zidentyfikowano dziesięć produktów elektrooksydacji cefuroksymu aksetylu, a ich struktury molekularne scharakteryzowano za pomocą wysokorozdzielczej spektrometrii mas (MS). Dwa diastereoizomery cefuroksymu aksetylu są rozdzielane opracowaną metodą chromatograficzną. Elektrochemiczne produkty transformacji, które zachowały ten centrum stereogeniczne, były również widoczne na chromatogramach jako dwa piki.

Główne produkty transformacji to dwa produkty monoutlenione. W przypadku TP1 hydroksylacja nastąpiła w pozycji 6 pierścienia β-laktamowego, podczas gdy TP2 to sulfotlenek. Oba produkty powstawały szczególnie w wodach naturalnych i środowiskach bogatych w chlorki, gdzie stanowiły główne produkty, natomiast obecność DOM miała negatywny wpływ na efektywność ich powstawania. Środowisko zasadowe nie sprzyjało tworzeniu żadnego z tych produktów utleniania.

Utlenianie w warunkach neutralnych i zasadowych prowadziło do powstania TP3, który w tych eksperymentach był głównym produktem degradacji. TP3 powstał w wyniku podwójnego utlenienia pierścienia β-laktamowego, a dwie grupy hydroksylowe znajdują się w pozycjach 2 i 3, gdzie pierwotnie znajdowało się wiązanie podwójne. Ten produkt był również generowany w znacznych ilościach w eksperymentach z dodatkiem DOM, podczas gdy obecność chlorków znacząco hamowała jego tworzenie.

TP4 (2-(furan-2-yl)-2-(metoksyimino)acetamid) jest produktem degradacji powstałym w wyniku rozerwania pierścienia β-laktamowego. Tworzenie tego produktu było zależne od pH; był on najefektywniej tworzony w warunkach zasadowych, podczas gdy nie obserwowano jego powstawania przy pH 3. Znaczący wzrost jego tworzenia zaobserwowano w obecności jonów chlorkowych oraz w matrycy wody rzecznej w porównaniu z wodą jeziorną.

TP5 i TP6 to chlorowane produkty organiczne powstałe z mono-utleniania i dodania pojedynczego atomu chloru w strukturze β-laktamu. Oba produkty powstały w eksperymencie z dodatkiem chlorków, podczas gdy w matrycy wody rzecznej wykryto tylko TP5. W matrycy wody jeziornej żaden z tych produktów nie powstał, pomimo obecności chlorków w tej matrycy.

Czy produkty transformacji są bardziej toksyczne?

Szczególną uwagę należy zwrócić na gatunki pośrednie wykazujące nowo utworzone lub wcześniej niecharakteryzowane struktury molekularne, ponieważ nie można z góry zakładać ich profili toksykologicznych. Dlatego w tym badaniu oceniono ostrą i przewlekłą toksyczność zidentyfikowanych produktów pośrednich przy użyciu pięciu modeli in silico: trzech dotyczących ryb (w tym jednego zaprojektowanego specjalnie dla Pimephales promelas) oraz dwóch dotyczących glonów.

W celu ułatwienia interpretacji i wizualizacji obliczonych wartości toksyczności wykonano analizę głównych składowych (PCA). Modele przewidujące toksyczność w stosunku do ryb dały raczej skorelowane wyniki. Najbardziej odstającym (i jednocześnie najmniej toksycznym dla ryb) związkiem był TP4, co odpowiada surowym danym przedstawionym w materiale uzupełniającym. Wśród pozostałych produktów transformacji względnie nisko toksyczne dla ryb były TP2 i TP9 (sulfotlenki). Z drugiej strony, TP10 (cefuroksym z odłączonym fragmentem aksetylowym) okazał się stosunkowo szkodliwy dla ryb.

Modele przewidujące toksyczność w stosunku do glonów dały różniące się wyniki, dzieląc wykryte produkty na dwie grupy. Pierwsza grupa to związki posiadające względnie niską ostrą i wysoką przewlekłą toksyczność: TP5, TP6 (chloro-utlenione), TP2, TP9 (sulfotlenki) oraz TP10 (cefuroksym). Druga grupa składa się z produktów posiadających względnie niską przewlekłą i wysoką ostrą toksyczność dla glonów: związek wyjściowy wraz z TP7 (jego izomerem strukturalnym), TP1 z TP8 (pochodne hydroksylowane) oraz TP3 (podwójnie hydroksylowany i uwodorniony produkt).

Na podstawie uzyskanych danych można stwierdzić, że w przypadku badanego leku sulfooksydacja zmniejsza toksyczność dla ryb i ostrą toksyczność dla glonów (ale zwiększa przewlekłą toksyczność dla glonów). Chlorowanie połączone z utlenianiem obniża ostrą i zwiększa przewlekłą toksyczność dla glonów. Odwrotną zależność obserwuje się w przypadku hydroksylacji i podwójnej hydroksylacji. Odłączenie fragmentu aksetylowego skutkuje ogólnie wyższą toksycznością wodną według zastosowanych modeli. Ogólnie należy zauważyć, że różnice w toksyczności między związkiem wyjściowym a jego produktami transformacji są raczej niewielkie. Jedynym wyjątkiem jest TP4, posiadający znacznie niższą toksyczność, prawdopodobnie ze względu na znacznie wyższą polarność i niższą masę cząsteczkową.

Co to oznacza dla praktyki oczyszczania ścieków?

Przeprowadzone badania wykazały, że cefuroksym aksetyl jest podatny na elektrooksydację z wykorzystaniem elektrody BDD. Wykazana efektywność w zmiennych warunkach pH oraz w naturalnych matrycach wodnych podkreśla potencjał elektrochemicznych zaawansowanych procesów utleniania z elektrodami BDD dla zastosowań w rzeczywistych warunkach, oferując szybką, skuteczną, energooszczędną i przyjazną środowisku wydajność. Analiza TOC okazała się kluczowa dla dokładnej oceny efektywności procesu, ponieważ wyniki wskazują, że szybkość degradacji związku nie zawsze bezpośrednio koreluje ze stopniem mineralizacji. Najwyższe wartości eliminacji NPOC zaobserwowano w eksperymentach przeprowadzonych w matrycach wody rzecznej i jeziornej, gdzie usunięcie NPOC osiągnęło niemal 70%. Wykonane przewidywania in silico wykazały, że produkty transformacji powstałe w wyniku badanych procesów elektrochemicznych nie różnią się znacząco od cząsteczki wyjściowej pod względem toksyczności wodnej, a jedynym odstającym związkiem jest znacznie mniej szkodliwy produkt rozpadu cefuroksymu aksetylu. Chociaż to podejście jest wysoce skuteczne w degradacji zanieczyszczeń i rozkładaniu ich na mniejsze związki pośrednie, nie zawsze można osiągnąć całkowitą mineralizację, dlatego jego skuteczność mogłaby zostać dodatkowo zwiększona przez połączenie go z komplementarnymi technikami oczyszczania w oczyszczalniach ścieków.