Koleszterinszint szabályzó gyógyszerhatóanyagok és Triton X-100 nemionos detergens lebontása ionizáló sugárzással

Átírás

1 Tudományos Diákköri Dolgozat RÁCZ GERGELY Koleszterinszint szabályzó gyógyszerhatóanyagok és Triton X-100 nemionos detergens lebontása ionizáló sugárzással Dr. Csay Tamás a Dr. Takács Erzsébet a Dr. Homonnay Zoltán b a MTA Energiatudományi Kutatóközpont b Analitikai Kémia Tanszék Eötvös Loránd Tudományegyetem Természettudományi Kar Budapest, 2014

2 A természet az általa létrehozott anyagok lebontására ugyanolyan gondot fordít, mint előállításukra. A termelés örömétől elragadtatott ember még nem tart itt! /Frederic Vester/

3 Tartalmi összefoglaló A hagyományos szennyvízkezelési eljárások elsődlegesen kémiai-fizikai és biológiai folyamatokra épülnek. Az elterjedt technológiákkal nehezen tudják biológiai úton lebontani az olyan szennyező anyagokat, mint a felületaktív anyagok, vagy gyógyszer maradványok. Ezen szennyeződések viszonylag könnyen visszakerülnek a környezetbe és előre megjósolhatatlan hatásokat válthatnak ki. Ezért a szerves szennyeződések lebontása vagy eltávolítása nagyon fontos feladat mind a kutatók, mind a mérnökök számára, hogy megvédjük értékes vizeink tisztaságát. A víz kezelése ionizáló sugárzással egyike az ún. nagyhatékonyságú oxidációs módszereknek (advanced oxidation process = AOP), melyekkel képesek a szerves molekulákat lebontani. Munkám során a Triton X-100 (TX-100) nemionos detergens és szolubilizált, vízben rosszul oldódó fibrát típusú koleszterinszint szabályozó gyógyszerhatóanyagok (bezafibrát, gemfibrozil, és klofibrinsav) radiolízisét tanulmányoztam. A vízben viszonylag jól oldódó klofibrinsav degradációját nem micelláris közegben is lehetőségem nyílt tanulmányozni. A reaktív részecskék ( OH, H és e aq ) előállítására Co-60 sugárforrást alkalmaztam. A lebomlást UV-látható spektrofotométerrel követtük, a bomlástermékeket LC-MS/MS és GC-MS készülékekkel választottuk el és azonosítottuk, melyek segítségével javaslatot tettünk a TX-100 és a CFA bomlási mechanizmusaira. A mineralizáció, az oxidáltság és a savasodás mértékét kémiai oxigén igény (KOI), teljes szerves széntartalom (TOC) és ph mérésekkel határoztam meg. A detergens kritikus micellaképződési koncentrációjának (CMC) változását dinamikus felületi feszültség mérésekkel követtem. A lebontás hatékonyságát különböző koncentrációkon tanulmányozva az irodalmi CMC érték közelében töréspontot figyeltem meg, mely alapján eltérő bomlási mechanizmust feltételeztem a detergens esetén CMC alatti és fölötti koncentrációkon. Micelláris közegben oldott fibrátok lebontásának hatékonyságában eltéréseket tapasztaltam, melyet a különböző molekulaszerkezetekkel magyaráztam. Kutatási eredményeim igazolják, hogy az ionizáló sugárzás hatékonyan alkalmazható mind a TX-100 detergens, mind pedig a vízben rosszul oldódó, szolubilizált gyógyszerhatóanyagok lebontására vizes közegben, akár detergens jelenlétében is.

4 Köszönetnyilvánítás Szívből köszönöm Dr. Takács Erzsébetnek és Dr. Csay Tamásnak, hogy szakmai és emberi tanácsaikra mindig számíthattam, biztattak és támogattak, gyakran szétszórt gondolataimat egy mederbe terelték. Köszönetemet fejezem ki Dr. Homonnay Zoltán egyetemi konzulensemnek, amiért időt szakított rám és megosztotta velem az ELTE diplomaszerzés know how-ját. Köszönetet mondok Dr. Wojnárovits Lászlónak szakmai tanácsaiért, és hogy vicceivel, humoros megjegyzéseivel színesítette a napjaim. Külön köszönettel tartozom Papp Zoltánnak, a számos besugárzási művelet elvégzésében nyújtott munkálataiért. Megköszönöm Telegdi Lászlónénak (MTA TTK Anyag- és Környezetkémiai Intézet Határfelületek és Felületmódosítás Osztály), hogy lehetővé tette számomra a felületi feszültség méréseket és kollégáinak a mérésekhez nyújtott segítséget. Köszönöm a MTA EK Sugárkémia Labor minden tagjának, hogy munkámban segítettek, a bent töltött óráimat szebbé varázsolták. Köszönöm Édesapámnak, megboldogult Édesanyámnak, Testvéreimnek, Nagyszüleimnek, páromnak Annának, hogy bíztak bennem, mindvégig mellettem voltak és lesznek.

5 Rövidítésjegyzék AOPs = nagyhatékonyságú oxidációs eljárások BF = bezafibrát CFA = klofibrinsav CMC = kritikus micellaképződési koncentráció EI = elektronütközéses ionforrás EO = etoxilát-csoport (-CH 2 -CH 2 -O-) GC-MS = gázkormatográf tömegspektrométer GF = gemfibrozil HLB = hidrofil-lipofil egyensúly HPLC-MS/MS= nagynyomású folyadékkromatográf tandem tömegspektrométer IC = szervetlen szén KOI = kémiai oxigénigény MALDI-TOF = mátrix által segített lézer deszorpció ionizáció - repülési idő analizátor tömegspektrométer mtsai. = munkatársai NDIR = nem diszperzív infravörös detektor OC = szerves szén PTFE = politetrafluoretilén (Teflon ) RC = regenerált cellulóz TC = teljes széntartalom TOC = teljes szerves széntartalom TX-100 = Triton X-100 UV-Vis = UV-látható spektrofotométer

6 Tartalomjegyzék 1 Bevezetés Irodalmi áttekintés Sugárkémia Víz radiolízise Felületaktív anyagok CMC- és HLB-értékek Szolubilizáció, micellák szerkezete és mérete Triton X Fibrátok Fibrátok a felszíni vizekben TX-100 és fibrátok lebontása nagyhatékonyságú oxidációs módszerekkel Célkitűzések Mérések leírása Felhasznált vegyszerek Folyamatos γ-besugárzás Spektrofotometria Végtermékek azonosítása HPLC-MS GC-MS Kémiai oxigénigény meghatározása Teljes szerves széntartalom mérése Felületi feszültség mérése Eredmények, értékelések és következtetések TX-100 UV-látható spektrofotometriai mérések KOI, TOC és ph mérések Felületi feszültség mérések HPLC-MS mérések eredményei GC-MS mérések eredményei CFA lebontása vizes közegben [42] Fibrátok lebontása micelláris közegben Összefoglalás Irodalomjegyzék... 39

7 1 Bevezetés A növekvő népesség és környezeti szennyezettség miatt napjainkban egyre inkább kitüntetett szerepet kap a tisztított vizek újrahasznosítása. A szennyvízkezelés során a legfontosabb elvárások közzé tartozik, hogy nem bűzlő, nem habzó, úszó iszapfoltoktól, toxikus és egyéb káros szerves anyagoktól mentes tisztított szennyvíz kerüljön ki a környezetbe. Sajnos ezek az igények a hagyományos szennyvízkezelési technológiákkal, minimális anyag- és energiaráfordítások mellet csak részlegesen teljesíthetők. Ennek egyik bizonyítéka, hogy gyakran találkozhatunk habzó vízfolyásokkal (pl. a Rába néhány évvel ezelőtti szennyezése), melyek a kifolyó szennyvízben maradt felületaktív anyagoknak köszönhetők. A felületaktív anyagok tulajdonságukból fakadóan képesek a nem, vagy nehezen oldható anyagok koncentrációját megnövelni a vizes oldatokban, így fokozva a víz szervesanyag tartalmát, esetleg toxicitását. Ezt az oldódási folyamatot nevezzük szolubilizációnak. A tisztítószerekkel, kozmetikumok előállításából és felhasználásából származó tenzidekkel szennyezett szennyvíz megfelelő tisztítása nem egyszerű feladat, speciális eljárást igényel. Ilyen speciális módszerek lehetnek a nagyhatékonyságú oxidációs eljárások (Advanced Oxidation Processes = AOPs). Az eljárások során kezelőanyagok, reaktív vegyületek (pl. hidrogén-peroxid, ózon), illetve egyéb úton (fotolízis, gamma-sugárzás, elektron-sugárzás) előállított reaktív köztitermékek, szabadgyökök ( OH, H, HO 2 ) reakcióba lépnek a szerves vegyületekkel, és különböző termékekre bontják azokat. Napjainkban főképp a könnyebb kezelhetőség miatt egyre nagyobb mennyiségben használunk folyékony tisztítószereket, melyek nagy mennyiségben tartalmaznak nemionos és természetesen, ionos felületaktív anyagokat, detergenseket is. A nemionos detergensek jó szolubilizációs tulajdonsággal rendelkeznek, kisebb koncentráción is oldatban tudják tartani a nem, vagy kevéssé vízoldható szerves molekulákat. Ilyen molekulák lehetnek például a nagy mennyiségben felhasznált, de kis mértékben vízoldható koleszterinszint szabályzók is. Munkám során egy olyan összetett rendszer γ-sugárzással történő lebonthatóságát tanulmányoztam, melyet egy nemionos detergens és különböző szolubilizált fibrát típusú gyógyszerhatóanyagok alkotnak. A rendszer modellezésére a Triton X-100 (TX-100) nemionos detergenst, valamint a fibrátok csoportjába tartozó bezafibrát (BF), gemfibrozil (GF), és klofibrinsav (CFA) koleszterinszint szabályzókat választottam. A CFA degradációját viszonylag jó vízoldhatóságának köszönhetően detergens jelenléte nélkül is vizsgálhattam, így lehetőségem nyílt tanulmányozni a szolubilizáció hatását a lebonthatóságra. 1

8 2 Irodalmi áttekintés 2.1 Sugárkémia A sugárkémia az anyagban ionizáló sugárzások elnyelésének kémiai következményeivel foglalkozik. Ionizáló sugárzás lehet elektromágneses sugárzás (ultraibolya-, röntgen-, gammasugarak) vagy részecskesugárzás (proton-, elektron-, alfa-sugárzás vagy egyéb töltött részecskék). Az ionizáló kölcsönhatás feltétele, hogy a sugárzás energiája elegendően nagy legyen a molekulák ionizációjához, kisebb energiájú sugárzás még nagyobb fluxus mellett sem képes ionizációra. Az ionizáció során egy elektront teljesen eltávolítunk a külső elektronhéjról, így párosítatlan elektront tartalmazó molekula más néven szabad gyök keletkezik. A gyakorlatban azokat a sugárzásokat sorolják az ionizáló sugárzások közé, melyek energiája sokszorosan, általában nagyságrendekkel meghaladja a molekula első ionizációs energiaszintjét. Ezért gyakran a nagyenergiájú ionizáló sugárzások elnevezést alkalmazzák. Elektromágneses sugárzás esetén az E fotonenergia, a ν rezgési frekvencia és a λ hullámhossz között az alábbi összefüggés áll fent: E = hν = hc λ Az egyenletben h a Planck-állandó, 6, J s, c a fénysebesség vákuumban, 2, m s -1. A különféle elektromágneses sugárzásokat legegyszerűbben a hullámhosszuk (energiájuk) szerint csoportosíthatjuk, azonban az egymáshoz közeli energiatartományok között nem lehet éles határt vonni. Például az ultraibolya sugárzás nm (310 3 ev) tartományban definiálható a röntgen-sugárzás 0,01 10 nm (100 kev 150 ev), a gammasugárzás 50 kev nél nagyobb energiájú elektromágneses sugárzást nevezzük [1]. Nagyenergiájú sugárzás hatására a molekulában lévő elektronok gerjesztődhetnek (nagyobb energiaszintre kerülhet), kilökődhetnek (ionizáció következhet be). A molekula geometriája is megváltozik az elektron gerjesztésével, torzulnak a kötések és elegendő energia felvétel hatására kötésfelhasadás is bekövetkezhet. Az ionizációt, a közeg jellemzőitől függően, rekombináció követheti, melyben szintén gerjesztett molekula jön létre. Abban az esetben, ha egy molekulában lévő kötés disszociációs energiája kisebb, mint a legkisebb gerjesztési szint, akkor a sugárzás hatására a molekula nagy része elbomlik, ellenkező esetben a bomlás kismértékű. A különböző sugárzások hatását az egységnyi tömegben elnyelődött energiával lehet összehasonlítani. A hatás mennyiségi jellemzője az elnyelt dózis, vagy röviden dózis. 2

9 D = de dm Ahol D a dózis, mértékegysége a Gray (Gy), és az 1 kg (m) anyag által elnyelt energiát adja meg, SI egységben a J kg -1 mértékegység használatos. A dózis meghatározására alkalmasak a doziméterek, melyek két csoportba sorolhatóak, a fizikai változások mérésén alapuló fizikai doziméterek, illetve a kémiai változások mérésén alapuló kémiai doziméterek (pl.: etanolklórbenzol doziméter, ld. 4.2 fejezet). 2.2 Víz radiolízise A mindennapi életből számos példát vehetünk a sugárzásos technológiák alkalmazására (röntgen fotográfia, komputertomográfia, pozitronemissziós tomográfia, stb.). Ilyen például a víz radiolízisén (radiolízis = sugárzás hatására történő vegyi átalakulás) alapuló sugárterápia, az élelmiszerek sugárkezelése, gyógyszerek sterilezése, vagy a szennyvízkezelés is [2]. A víz radiolízisének reaktív köztitermékei, a hidratált elektron (e aq ), a hidroxil gyök ( OH) és a hidrogénatom (H ). Ezek a köztitermékek a vízmolekulák ionizációjával (1), vagy gerjesztésével (2) jönnek létre. (1) (2) (3) (4) (5) (6) (7) Az (1) reakcióban keletkező H 2 O + néhány molekulaméretnek megfelelő elmozdulás után, a (3) reakció szerint nagyon rövid s idő alatt protont ad át valamelyik környező molekulának. Szintén az (1) reakcióban keletkező ún. száraz elektron a nagy töltéssűrűség következtében a környező vízmolekulákat maga felé fordítva lokalizálódik a (4) reakció szerint, így jön létre a hidratált elektron (e aq ). A (2) reakcióban keletkező gerjesztett vízmolekulák energiaátadással relaxálódhanak, vagy kötésfelhasadással az (5) reakció szerint hidroxil gyökre ( OH) és hidrogén atomra (H ) bomlanak [3]. Levegővel (vagy oxigénnel) 3

10 telített oldatban a H és a e aq reakciója az oldott O 2 -nel perhidroxilgyököt (HO 2 ), illetve szuperoxid gyökaniont (O 2 ) eredményez az (6) és (7) reakciók szerint, azonban ezek elhanyagolhatóan kis mennyiségben keletkeznek. A köztitermékek egymás közti reakcióiban végtermékként H 2 O 2 és H 2 keletkezik. A reakciókat az 1. ábrán foglalom össze: 1. ábra A víz radiolízésének alapfolyamatai [3] A sugárkémiai gyakorlatban a hozamok mennyiségi jellemzésére a G érték (mértékegysége: mol J -1 ) használatos, amely 1 J energiájú besugárzás hatására bomló vagy átalakuló részecskék mólban kifejezett mennyisége: G i = n i E ahol n i az anyagmennyiség (mol), E pedig az elnyelt energia (J). Mivel 1 J energia hatására tipikusan mol nagyságrendű reaktív részecske képződik, kedvezőbb a μmol J -1 mértékegység használata [4, 5]. A víz radiolízise során homogén eloszlásúnak tekinthetők a e aq, a OH, és a H köztitermékek hozamai γ-, vagy nagyenergiájú elektron besugárzás esetén, semleges, vagy enyhén lúgos oldatokban ezek értékei rendre 0,287, 0,270 illetve 0,061 μmol J -1, míg az egymás között lejátszódó reakciókban képződő H 2 O 2 és H 2 hozamai 0,061 és 0,043 μmol J -1. Az egymásba átalakulni képes HO 2 és O 2 (pka = 4,8 ± 0,1) hozamai elhanyagolhatóan kicsik, összesen 0,003 μmol J -1 tesznek ki [6]. A radiolízis során keletkező különböző köztitermékek reaktivitása nagyon eltérő (függ például a rekciópartnertől és a közegtől is), a vízben található szennyeződésekkel végbemenő reakcióik általában kevesebb, mint 1 µs alatt lejátszódnak. 4

11 2.3 Felületaktív anyagok A felületaktív anyagok, vagy más néven tenzidek nagy mennyiségben kerülnek felhasználásra emulgeáló-, diszpergáló-, nedvesítő- és tisztítószerként. A világon összesen 12 millió tonna felületaktív anyagot gyártanak évente. Ennek hozzávetőleg 52%-a egyenes szénláncú alkilbenzol-szulfonátok, 18%-a alkohol etoxiszulfátok, 16%-a alkil etoxilátok, és 9%-a alkilfenol-etoxilátok különböző formája [7]. A nagy mennyiségű felhasználás következménye, hogy a tenzidek a kommunális és ipari szennyvizek állandó összetevőinek tekinthetők. A lassú aerob és anoxikus lebonthatóságnak köszönhetően kijutnak a környezetbe és akár komoly károkat is okozhatnak a vízi élővilágban. A vízfelszínen habréteget képezve gátolják az oxigén beoldódását a vízbe, így csökkentik az oldott oxigén mennyiségét. A felületaktív anyagok viszonylag közvetlen káros hatásai nem ismertek az emberre nézve. Azonban fontos megemlíteni, hogy egereken végzett kísérletek során az immunrendszer gyengülését [8] és rákos daganat kialakulását is összefüggésbe lehetett hozni a detergensek jelenlétével [9]. Annak ellenére, hogy a detergensek hatással vannak az oldódásra és diszperziók stabilitására, a vírusok és baktériumok bejutását a szervezetbe nem segítik. Továbbá különböző szerves vagy szervetlen anyagok felszívódását az emésztőrendszeren keresztül csak nagy koncentráció esetén növelik [10]. A tenzid molekulákban általánosan apoláris (hidrofób vagy lipofil) szénhidrogénlánchoz kapcsolódik egy poláris (hidrofil vagy lipofób) rész (2. ábra). Ezt a kettős oldhatósági tulajdonságot amfipatikus (= amfifil) tulajdonságnak is szokták nevezni. A poláris fejrész alapján anionos, kationos, amfoter, és nemionos tenzideket különböztethetünk meg (2. ábra). Az anionos felületaktív molekulában egy hosszú szénhidrogénlánchoz kapcsolódik egy negatív töltésű csoport melyhez ellenionként egy kation kötődik, ezek lehetnek karbonsavak (szappanok), szulfátok, szulfonsavak, vagy foszfátok sói. A kationos tenzidekben a szénhidrogén lánc végén pozitív töltésű csoport található, melyhez negatív töltésű ellenion tartozik, ezek lehetnek pl. ammóniumsók, kvaterner ammóniumsók, vagy N-alkil-piridiniumsók. Az amfoter tenzidek ph-tól függően lehetnek anionosak és kationosak vagy akár semlegesek is, mivel az apoláris szénhidrogén lánc ikerionos csoportban végződik, ide sorolhatók a hidroxil-ammin és betain típusú származékok. Nemionos tenzidek esetén a hidrofób részhez nem disszociáló hidrofil rész kapcsolódik, ilyenek lehetnek a többértékű alkoholok zsírsav észterei, vagy az etilén-oxid adduktok. Előnyös tulajdonságuk az ionos tenzidekkel szemben, hogy stabilabbak és kémiai tulajdonságuk nem befolyásolható az oldat kémhatásának vagy az elektrolit koncentrációjának változtatásával. 5

12 2. ábra Tenzidek általános szerkezete és típusai, példákkal CMC- és HLB-értékek Az önszerveződő felületaktív anyagok vizes oldatainak fizikai-kémiai tulajdonságai más oldatokétól eltérő koncentrációfüggést mutatnak. Kellően kis koncentráción a felületi feszültség, ekvivalens vezetőképesség, mágneses rezonancia, ozmózisnyomás, stb. a koncentrációval arányos változást mutatnak [11]. A vizsgált tulajdonságokban azonban nagyobb koncentrációknál jelentős eltérések tapasztalhatók. Ha az említett fizikai mennyiségeket a koncentráció függvényében ábrázoljuk, jellegzetesen többé-kevésbé éles töréspontot mutató görbék adódnak, ahol a töréspontok közel azonos koncentrációnál találhatók. Ezt a töréspontot nevezzük kritikus micellaképződési koncentrációnak (critical micellization concentration = CMC), mely az asszociációs kolloidok egyik legfontosabb jellemzője. A CMC alatti koncentráción identikus molekulákat különböztethetünk meg, melyek a CMC környékén ún. micellákat képeznek (3/a ábra). Nem vizes közegben is hasonló önszerveződés figyelhető meg, ebben az esetben inverz micellák képződnek (3/b ábra). 6

13 Nagyobb koncentráción henger alakú micellák, többrétegű lamellák vagy többrétegű vezikulák is képződhetnek (3/c,d,e ábra). A habok külön kiemelendők (3/f ábra), mivel a tenzid ebben a formában lényegesen nagyobb koncentrációban van jelen. 3. ábra Asszociációk szemléltető ábrái: (a) micella, (b) inverz micella, (c) henger alakú micella, (d) kettősrétegű lamella, (e) többrétegű vezikula, (f) hab [12] Minél nagyobb egy tenzid asszociációs hajlama, annál kisebb koncentráción következik be a micellaképződés. A nemionos tezidek CMC-jét legnagyobb mértékben a kémiai szerkezet határozza meg, vagyis az apoláris lánc hossza és szerkezete (pl. kettőskötések, elágazások, aromás gyűrűk), és a poláris rész hossza (pl. etilén-oxid egységek száma). Az asszociációs hajlamot kis mértékben befolyásolhatja a hőmérséklet, a nyomás és a szerves szennyeződések jelenléte is [13]. Ha az amfipatikus molekulákban a hidrofil rész elég nagy, akkor a molekula vízoldhatóvá válik. Ha a lipofil rész dominál, akkor az apoláris rész kiszorul a vizes közegből, vízben nem oldódik. Ezt a kettős egyensúly a HLB-értékkel (hydrophile-lipophile balance = hidrofillipofil egyensúly) szokás jellemezni. A HLB-érték a hidrofil és a lipofil molekularészek hányadával, végső soron a molekula polaritásával kapcsolatos. A gyakorlatban elterjedt az ún. HLB-skála, amelyben minden tenzidet 0 és 20 közötti szám jellemez. Ez alapján különböző alkalmazási területeket különíthetünk el egymástól (1. táblázat). Minél nagyobb a HLB-érték, annál polárisabb a molekula, a kis HLB-érétékű tenzidek nem oldódnak vízben. A gyakorlatban inkább csak a nemionos tenzidek jellemzésére használják a HLB-értékeket [14], azonban létezik egy ionos tenzidekre kiterjesztett 0-tól 60-ig terjedő HLB skála is. 7

14 1. táblázat: Különböző HLB-értékű tenzidek alkalmazási területei [15] HLB Alkalazási terület 1-3 habzásgátló 3 8 víz/olaj emulgeátor 7 9 nedvesítőszer 8 16 olaj/víz emulgeátor mosószer (detergens) 15 < szolubilizátor Szolubilizáció, micellák szerkezete és mérete A micellaképződés dinamikus folyamat, ahhoz, hogy egy tenzid molekula kicserélődjön egy micellát alkotó monomerre 1-10 µs idő szükséges [16]. Ennek a gyors kicserélődési folyamatnak köszönhetően, a micellák alakja folyamatosan változik, gömb vagy ellipszoid alakot vesznek fel. Az adott körülményeken képződött micellák szerkezete, alakja nagymértékben függ a tenzidek molekulaszerkezetétől, az oldószertől, a koncentrációtól, a hőmérséklettől, az oldott idegen anyagoktól. Ezek a paraméterek a micella méretére is hatással vannak, vagyis az aggregációsszámára és az átlagos micellatömegre. A detergens koncentrációjának megváltozásával a CMC környékén a micellák mérete és alakja alig változik, szolubilizált szerves anyag jelenléte esetén azonban ezek a tulajdonságok jelentősen megváltozhatnak. A szolubilizáció hajtóereje valójában a hidrofil-lipofil kölcsönhatásokkal magyarázható, vagyis a hidrofób, kevésbé vízoldható molekuláknak a micella hidrofób magjában kisebb a szabadenergiája. A szolubilizáció során a micella nagyobb lesz, a micellát alkotó monomerek száma, tehát az aggregációsszám és az átlagos micellatömeg megnő [18]. Patel és mtsai megfigyelték, hogy az 5%-os TX-100 oldat 10,6 nm hidrodinamikai átmérőjű micellái 50 mmol dm -3 koncentrációjú fehéjsav szolubilizációja során 73,7 nm-re nőttek. Továbbá azt is észrevették, hogy a szolubilizáció után az oldat kémhatása is befolyásolhatja a micella szerkezetét (4. ábra), mely csak abban az esetben lehetséges, ha a szolubilizált anyagból vízoldható sót lehet képezni [19]. 8

15 4. ábra TX-100 micella méretének változása szolubilizáció, majd lúgosítás hatására Triton X-100 A TX-100 az alkilfenol-polietoxilát nemionos felületaktív anyagok családjába tartozó polidiszperz vegyület, mely átlagosan 9,5 etilén-oxid egységet (n) tartalmazó hidrofil polietilén-oxid láncból, valamint egy hidrofób p-(1,1,3,3-tetrametilbutil)-fenil csoportból álló molekula (5. ábra). 5. ábra TX-100 molekula szerkezeti képlete (n = 9,5) Jó vízoldható tulajdonsága a hosszú etoxi-láncnak köszönhető. A kevés (n < 5) etilén-oxid egységet tartalmazó vegyületek alig vízoldhatók. A TX-100 különböző etilén-oxid lánchosszúságú molekulák keveréke, átlagos molekulatömege 625 g mol -1, abszorpciós maximuma 270 nm-en található, kritikus micellaképződési koncentrációja 0,22 0,24 mmol dm 3, számított HLB-értéke 13,5 [20]. Főbb felhasználási területei: háztartási és ipari tisztítószerek textil ipar agrokémia fémmegmunkáló folyadék cellulóz és papírgyártás influenza vakcina egyik összetevője laboratóriumi alkalmazás (DNS extrakció része, mikrobiológiai sejttenyésztés, membránprotein szolubilizáció, decellularizáció) A sokféle felhasználási formája annak köszönhető, hogy kiváló mosóhatással rendelkezik, a víz/olaj rendszerekben jól alkalmazható diszpergáló és emulgeáló szerként, valamint nagyon jó nedvesítő tulajdonságú [21]. 9

16 Biológiai bonthatóságát Chen és mtsai. vizsgálták 5 különböző Pseudomonas törzzsel különféle körülmények között. A baktériumok növekedését spektrofotometriával, a tenzid koncentrációjának változását HPLC-MS méréssel követték. A kutatás során kiderült, hogy a legtöbb törzs képes a tenzidet oldott szénforrásként hasznosítani, valamint a lebontás a hosszabb etoxilát láncot tartalmazó vegyületekkel kezdődik [22]. Okpokwasili és Olisa különböző tenzidek, köztük a TX-100 biológiai lebomlását is tanulmányozták folyóvízben. Megállapították, hogy a TX-100 jelenlétében egyrészt nagyon alacsony a mikrobiális növekedés, és a lebomlás mértéke is (12 nap után 63%) [23]. Mohan és mtsai. szintén arra az eredményre jutottak, hogy a TX-100 aerob körülmények között csak részlegesen biodegradálható. A kutatásuk során tanulmányozták az anaerob és anoxikus biodegradálhatóságot és megállapították, hogy ilyen körülmények között a TX-100 nem biodegradálható [24]. Városi, ipari, és korházi szennyvízkezelő üzem tisztított vizének oktilfenol típusú tenzidek (OP) és származékainak koncentrációját Rubíban (Spanyolország) Petrovic és mtsai. mérték, és utókezelték. Az egy etoxi-csoportot tartalmazó OP 2,29, a kettőt 1,17, a 3-15 etoxicsoportot tartalmazó oktilfenolok összesen 0,78 µg L -1, valamint az egy és két etoxi-csoportot tartalmazó OP származékok összesen 124,6 µg L -1 koncentrációban voltak jelen. A tisztítási műveletet hatékonyabbá téve a szennyvíz utókezelését nagyenergiájú ionizáló sugárzással végezték. Az 500 kev energiájú gyorsított elektronokkal utókezelt kifolyó víz alkilfenoletoxilátok és származékainak mennyisége 2-3 kgy besugárzás hatására kevesebb, mint 0,1 µg L -1 koncentrációra csökkent [25]. 2.4 Fibrátok Genetikai okok miatt, vagy nem megfelelő étkezésre visszavezethetően egyre több ember küzd magas koleszterinszinttel, mely közvetlen kiváltója lehet infarktusnak, szélütésnek és végtagi trombózisnak is. A betegségek kockázata jelentős mértékben csökkenthető a koleszterinszint normalizálásával. A megfelelő érték különböző koleszterinszint szabályzó gyógyszerekkel és speciális diétával érhető el. A leggyakrabban alkalmazott koleszterinszint szabályzó gyógyszerek a fibrátok és a sztatinok családjába tartozó gyógyszermolekulák. A fibrátok elsősorban a triglicerid értékeket csökkentik, a HDL ( jó koleszterin) szintet emelik és mérsékelten csökkentik az LDL ( rossz koleszterin) szintet is, továbbá gátolják az érelmeszesedés kialakulását. Azonban a számos mellékhatás miatt ma már inkább a sztatinok alkalmazását ajánlják. A fibrátok csoportjába tartozó gyógyszerhatóanyagok [26]: 10

17 Bezafibrát (BF) Ciprofibrát Szimfibrát Gemfibrozil (GF) Klofibrát (CF) Etofibrát Fenofibrát Alumínium klofibrát Klofibrid Kolin fenofibrát Ronifibrát Klofibrin sav (CFA) A klofibrát (CF), alumínium klofibrát, rinofibrát, szimfibrát, etofibrát és klofibrid gyógyszermolekulák aktív metabolitja is a klofibrinsav (CFA). A szennyvizekbe és ez által az élővizekbe kizárólag ez a metabolit kerül ki, mivel a szervezetbe jutva az említett molekulák hidrolizálódnak és a hatást kifejtő gyógyszer valójában a CFA lesz. A kutatásaim során a klofibrinsav, a bezafibrát és a gemfibrozil gyógyszerhatóanyagok lebontását tanulmányoztam. A molekulaszerkezeteket és moláris tömegeket a 6. ábrában tüntettem fel. 6. ábra Vizsgált fribrátok molekulaszerkezetei, és moláris tömegei A fibrátok oldhatósága erősen ph-függő, ebből kifolyólag az irodalomban talált adatok meglehetősen eltérőek, azonban elméleti számításokkal közelítőleg megadhatók: a GF elméleti vízoldhatósága 27,8 mg L -1, a BF-é 1,6 mg L -1, míg a CFA-é 583 mg L -1 [27]. A rossz vízoldhatóság ellenére a GF és BF is viszonylag jól detektálható mennyiségben fordul elő a felszíni vizekben. 2.5 Fibrátok a felszíni vizekben Számos tanulmány számol be gyógyszermolekulák jelenlétéről a környezetben. A nem hasznosított gyógyszermolekulák és aktív metabolitjaik az anyagcseretermékekkel együtt a csatornarendszeren keresztül a szennyvíztisztítóba jutnak. A részleges eltávolításuk/ártalmatlanításuk után a kezelt szennyvízzel történő öntözéssel, szennyvíziszap mezőgazdasági hasznosításával, a hulladéklerakók csurgalékvizével, vagy a szennyvíztisztító telepek kifolyó vizével juthatnak ki a környezetbe. A vízi élővilágra vagy az emberre egyelőre még nem kimutatható, vagy jelentéktelen hatásuk van, azonban biokoncentrációval, 11

18 bioakkumulációval és a stabil felhalmozódó vegyületek esetleges biomagnifikációjával előre nem megjósolható következményeket válthatnak ki [28]. Jelenleg az ilyen irányú kutatások száma meglehetősen kevés, viszont Mimeault és mtsai GF esetén a környezetben előforduló koncentráció 113 faktoros biokoncentrációját mutatta ki aranyhal vérplazmában, mely endokrin működési zavart okozott [29]. A szennyvíztisztító telepek a bejövő szennyvíz gyógyszerhatóanyag tartalmát csak részben tudják csökkenteni. Az általam vizsgált vegyületek esetén: a BF %-át, a GF %-át, a CFA %-át tudják mindössze eltávolítani [30]. Ennek következményeként a rossz oldhatóság ellenére is a felszíni vizekben világszerte viszonylag magas koncentrációban vannak jelen (2. táblázat). 2. táblázat: Vizsgált gyógyszerhatóanyagok előfordulása a környezetben [31] Bezafibrát (BF) Gemfibrozil (GF) Klofibrinsav (CFA) Szennyvízben /ng L -1 Természetes vizekben /ng L -1 Koncentráció Átlagos konc. Koncentráció Átlagos konc (tó) 0, (folyó) <LOD <LOD (folyó) (folyó) 1,6-12,5 (folyó) ,6-202, <LOD ,84-4, (folyó) <LOD <LOD ,9-35,3 (folyó) (tó) 0,5-82 n.d n.d (folyó) <LOD

19 2.6 TX-100 és fibrátok lebontása nagyhatékonyságú oxidációs módszerekkel A nagyhatékonyságú oxidációs módszerek (AOP) olyan oxidatív reakciók alkalmazásán alapulnak, melyekben reaktív gyökök, főleg OH gyökök reagálnak a szerves szennyezőkkel (3. táblázat). A kis szelektivitásnak és nagy reakciókészségnek köszönhetően sikeresen alkalmazhatók a szennyvízkezelés során. A módszerek célja a nagyobb hatékonyság elérése és a perzisztens anyagok biodegradálhatóságának javítása. 3. táblázat: Nagyhatékonyságú oxidációs módszerek és a keletkező reaktív részecskék AOP módszer Reaktív részecskék O 3, O 3 /UV, O 3 /H 2 O 2 OH, HO 2 /O 2, O 3 Fenton, H 2 O 2 /Fe 2+ OH, HO 2 /O 2 Foto-Fenton, H 2 O 2 /Fe 2+ /UV OH UV fotolízis OH, H Fotokatalízis, TiO 2 /hν, illetve TiO 2 /hν/o 2 TiO 2 * Elektrokémia OH, HO 2 /O 2 Ultrahang OH, H Radiolízis OH, HO 2 /O 2 (e aq, H ) Az AOP technikák alkalmazhatóságát az alkifenol-polietoxilát típusú tenzidek és fibrát típusú koleszterinszint szabályzók lebontására már több tanulmány vizsgálta, a módszerek bomlási mechanizmusában (végtermékekben) azonban lényeges különbségek vannak. Nonilfenol-polietoxilát TX-100 analóg nemionos felületaktív anyag lebontásával és bomlástermékeinek azonosításával Karci és mtsai. foglalkoztak részletesebben [32]. A tenzidet H 2 O 2 /UV-C és foto-fenton AOP módszerrel kezelték, a bomlástermékeket HPLC és HPLC-MS készülékkel azonosították. Elsősorban a tenzid polietoxilát láncának feldarabolódását, vagyis az átlagos polimerizációs fok csökkenését tapasztalták. Ezen kívül polietiléngliol és monokarboxil-polietilénglikol homológ sorok, formaldehid, ecetsav, hangyasav és oxálsav képződését figyelték meg (7. ábra). A Triton X-45 (átlagos etilénoxid szám: ~5) lebontását S 2 O 2 8 /UV-C és H 2 O 2 /UV-C oxidatív módszerekkel Olmez-Hanci és mtsai. [33] vizsgálták, a bomlástermékeket szilárdfázisú mintaelőkészítés után GC-MS mérésekkel azonosították. Hasonló módon a polietoxilát lánc feldarabolódását és oktilfenol képződését figyelték meg, valamint polietilénglikol, mono- és dikarboxil-polietilénglikol homológsorokat azonosítottak (8. ábra). 13

20 7. ábra Karci és mtsai. által javasolt bomlási mechnaizmus [32] Valdés-Díaz és mtsai. [34] a TX-100 bontását gammasugárzással végezték jóval a CMC fölötti koncentráción (16,0 mmol dm -3 ). Ezt a viszonylag tömény törzsoldatot sugárzással kezelték, majd ebből hígításokkal CMC méréshez megfelelő oldatsorozatot készítettek. Megfigyelték, hogy a CMC besugázás hatására a kezdeti érték ¼-ére csökken. A jelenséget dimerizálódással magyarázták, melyet MALDI-TOF méréssel támasztottak alá. Megfigyelték továbbá az etoxilát-lánc átlagos polimerizációfokának csökkenését is. Fibrátok (BF, CFA, GF) lebontását vizes közegben Razavi és mtsai. részletesen tanulmányozták [35]. Az oldatok ph-ját 5 mol dm -3 foszfát pufferel ph 7-re állították, impulzus radiolízissel a kinetikai méréseket, Cs-137 gamma-sugárforrással a degradációt, LC-MS mérésekkel pedig a keletkező termékek azonosítását végezték. A bomlástermékek között sikeresen azonosítottak ciklizált molekulákat is, azonban a fő termékek az aromás gyűrű egy vagy többszörösen hidroxilezett származékai voltak. A hidroxil gyök fibrátokkal való reakciójának sebességi állandói (k) összevethetőek a lebontások hatékonyságával. A hatékonyság a GF (k = 10,0 ± 0, dm 3 mol -1 s -1 ), BF (k = 8,0 ± 0, dm 3 mol -1 s -1 ), CFA (k = 6,98 ± 0, dm 3 mol -1 s -1 ) sorrendben csökken. 14