ІНСТИТУТ ГІГІЄНИ ТА МЕДИЧНОЇ ЕКОЛОГІЇ ім. О.М. МАРЗЕЄВА

АМН УКРАЇНИ

КОВАЛЬ НАТАЛІЯ МИХАЙЛІВНА

УДК 614.75:615.45:628.474/475

ГІГІЄНІЧНА ОЦІНКА СУЧАСНИХ МЕТОДІВ ЗНЕШКОДЖЕННЯ ВІДХОДІВ ФАРМАЦЕВТИЧНОЇ ПРОМИСЛОВОСТІ ТА НЕПРИДАТНИХ МЕДИЧНИХ ПРЕПАРАТІВ

14.02.01 - гігієна

Автореферат дисертації на здобуття наукового ступеня

кандидата медичних наук

Київ - 2005

Дисертацією є рукопис

Робота виконана в Інституті гігієни та медичної екології ім. О.М. Марзеєва АМН України

Науковий керівник: | член-кореспондент АМН України, професор, доктор медичних наук Сердюк Андрій Михайлович, Інститут гігієни та медичної екології ім. О.М. Марзеєва АМН України, завідувач відділу екології людини

Офіційні опоненти: | член-кореспондент АМН України, професор, доктор медичних наук Бардов Василь Гаврилович, Національний медичний університет ім. О.О. Богомольця МОЗ України, завідувач кафедри пропедевтики гігієни та радіаційної гігієни

кандидат медичних наук Шевченко Олександр Анатолійович, доцент кафедри гігієни та екології Дніпропетровської державної медичної академії МОЗ України

Провідна установа: | Інститут медицини праці, лабораторія промислової токсикології та гігієни праці при використанні хімічних речовин, АМН України, м. Київ

Захист відбудеться “16” грудня 2005 р. о 10 годині на засіданні спеціалізованої вченої ради Д 26.604.01 в Інституті гігієни та медичної екології імені О.М.Марзеєва АМН України за адресою: 02094, м. Київ-94, вул. Попудренка, 50.

З дисертацією можна ознайомитись у бібліотеці Інституту гігієни та медичної екології імені О.М. Марзеєва АМН України за адресою: м. Київ-94, вул. Попудренка, 50.

Автореферат розісланий 15.11.2005 р.

Учений секретар

спеціалізованої вченої ради Б.Ю. Селезньов

ЗАГАЛЬНА ХАРАКТЕРИСТИКА РОБОТИ

Актуальність теми. Швидкий розвиток фармацевтичної галузі в останні роки, поставки медпрепаратів по лінії гуманітарної допомоги, фальсифікована продукція, недотримання та порушення умов зберігання ліків, невідповідність обладнання більшості фармпідприємств сучасним вимогам тощо створюють потенційну можливість та приводять до утворення і накопичення фармацевтичних відходів. Донедавна лікарські засоби не розглядалися як потенційні мікрополютанти довкілля, не вивчався їх можливий негативний вплив на людей та інші живі організми після надходження в навколишнє середовище (Daughton C.G., 2003). Проблема поводження з ними для України є новою і вирішена лише частково. На сьогодні не існує цілісної налагодженої системи, яка б передбачала і забезпечувала всі етапи поводження з цими відходами, а окремі положення законодавчо-нормативних документів ідуть у розріз із даними сучасних досліджень і потребують доопрацювання. Тому створення нової та розширення сучасної нормативної бази із зазначеної проблеми є важливою і вкрай необхідною потребою сьогодення. Особливо це стосується небезпечних фармацевтичних відходів, до складу яких входять антибіотики (Hirsch R., Ternes T., Haberer K., Kratz K.-L., 1999, Kummerer K., 2003), препарати з цитотоксичною (Steger-Hartmann T., Kummer K., Hartmann A., 1997), гормономодулюючою дією (Ternes T., Wilken R.-D., 1999, Hutchinson T.H., Brown R., Brugger K.E., 2000, Lathers C.M., 2002) та інші фізіологічно активні речовини, неправильне поводження з якими може спричинити негативний вплив на живі організми в довкіллі. Розміщення їх на звалищах побутових відходів та злив до комунального колектора без відповідної обробки недопустиме. Саме тому актуальним та вкрай важливим моментом при поводженні з даними відходами є використання найбільш екологічно безпечних методів знешкодження і проведення їх санітарно-гігієнічної оцінки.

Зв’язок роботи з науковими програмами, планами, темами.

Робота виконана в рамках НДР “Гігієнічна оцінка основних принципів поводження з неякісними лікарськими засобами та сировиною” (шифр теми АМН.29.02, № державної реєстрації 0102U002436).

Мета і задачі дослідження. Метою роботи було провести санітарно-гігієнічну оцінку сучасних методів знешкодження відходів фармацевтичної промисловості та непридатних медичних препаратів та науково обґрунтувати гігієнічні підходи до їх застосування.

Для досягнення поставленої мети вважали за необхідне вирішити наступні завдання:

-

-

-

-

-

-

Об’єкт дослідження. Об’єктами дослідження були вплив піролізного знешкодження відходів на якість повітряного середовища, придатність методу іммобілізації та інкапсуляції на основі портланд цементу з добавками і без них для знешкодження неякісних особливо небезпечних лікарських засобів.

Предмет дослідження. Предметом дослідження були непридатні медичні препарати та відходи фармацевтичного виробництва, процес піролізу відходів в натурних та експериментальних умовах, підприємство по знешкодженню неякісних лікарських засобів – ТОВ “Елга” (м. Шостка Сумської обл.), цементні зразки іммобілізованих та інкапсульованих непридатних медичних препаратів.

Методи дослідження. При виконанні роботи використовувались інформаційно-бібліографічний, санітарно-гігієнічні, фізико-хімічні, мікробіологічні, статистичні методи.

Наукова новизна одержаних результатів. В результаті проведених досліджень вперше:

- на основі експериментальних та натурних досліджень процесу піролізного знешкодження відходів фармацевтичної промисловості та непридатних медичних препаратів розроблені наукові засади безпечного поводження з ними;

-

-

Практичне значення одержаних результатів. На основі проведених натурних та експериментальних досліджень рекомендовано методи піролізу з наступним допаленням відхідних газів та іммобілізації з інкапсуляцією як технологій, які забезпечують достатньо високу безпечність для здоров’я населення та довкілля при знешкодженні відходів фармацевтичної промисловості та неякісних медичних препаратів. Розроблено Інструкцію по знищенню неякісних лікарських засобів у лабораторіях з аналізу якості лікарських засобів, яка затверджена у встановленому порядку МОЗ України; Правила проведення утилізації та знищення неякісних лікарських засобів, що затверджені Наказом МОЗ України від 08.07.2004 р. № 349. Цими документами керуються в своїй практичній діяльності щодо знешкодження неякісних ліків та відходів виробництва відповідні служби на фармпідприємствах, дистриб’юторські фармацевтичні фірми, санітарно-епідеміологічна служба та лабораторії з контролю якості лікарських засобів.

Особистий внесок здобувача полягає у визначенні актуальності проблеми, проведенні аналітичного огляду наукової літератури з проблеми дисертаційного дослідження. Автором обґрунтована програма виконання досліджень відповідно до мети та завдань роботи, поставлені конкретні експериментальні задачі. Матеріали дисертації отримані при безпосередній участі дисертанта в усіх натурних та лабораторних дослідженнях, зроблено експедиційні виїзди для вивчення стану проблеми поводження з фармацевтичними відходами на підприємствах. Здобувачем особисто проведено первинну обробку, аналіз та узагальнення одержаних результатів, а також виклад та написання всіх розділів роботи.

Апробація результатів дисертації. Основні результати та положення дисертаційної роботи доповідалися й обговорювалися на науково-практичній конференції “Відходи: нове бачення” (Київ, 2002), конференції з міжнародною участю “Сотрудничество для решения проблемы отходов” (Харків, 2004), конференції “Актуальні питання гігієни та екологічної безпеки України” (перші Марзеєвські читання) (Київ, 2005 р.).

Публікації. За темою дисертації опубліковано 13 робіт: 7 статей у фахових наукових виданнях, рекомендованих ВАК України, 6 – матеріали та тези наукових конференцій і з’їздів, інформаційний лист.

Структура та обсяг дисертації. Дисертаційна робота складається із вступу, огляду літератури, розділу, присвяченого опису матеріалів та методів дослідження, 5 розділів власних досліджень, аналізу та узагальнення отриманих результатів, висновків та списку використаних джерел, який включає 230 найменувань, з яких 168 іноземних. Дисертація викладена на 184 сторінках, ілюстрована 24 таблицями, 31 рисунком та 3 додатками.

ОСНОВНИЙ ЗМІСТ РОБОТИ

Розділ 1. Огляд літератури.

Даний розділ містить аналітичний огляд літератури щодо надходження в навколишнє середовище лікарських засобів і фармацевтичних відходів та їх впливу на живі організми довкілля, законодавчо-нормативного забезпечення проблеми поводження з цією групою відходів та методів їх знешкодження.

Розділ 2. Матеріали та методи досліджень.

У цьому розділі представлено матеріали, методи та обсяг досліджень, які застосовувалися для вирішення поставлених завдань. Дослідження процесу піролізу в натурних умовах проводилося як при знешкодженні сумішей відходів фармпромисловості та неякісних лікарських засобів різного класу небезпеки, склад яких варіював, так і окремих медпрепаратів. Крім того, нами було розширено спектр досліджуваних речовин, а саме непридатних біоцидів, у тому числі хлормістких, та їх сумішей. Піроліз проводився на двох установках із санітарно-захисною зоною (СЗЗ) 50 м (для неякісних лікарських засобів) та СЗЗ 1000 м (для непридатних біоцидів). Спільно з Шосткінською міською санепідстанцією та промисловою санітарною лабораторією ВАТ “Шосткінський завод хімічних реактивів” проводили визначення забруднюючих речовин у повітряному середовищі робочої зони згідно “Методических указаний по измерению концентраций вредных веществ в воздухе рабочей зоны (МУ №№ 1461-76, 1492-79, 1637-77, 1638-77, 1642-77, 1645-77, 1648-77, 1689-77, 1696-77, 2905-88, 4167-86, 4592-88); відбір проб – згідно МВ № 3936, ГОСТ 12.1.005-88 “ССБТ. Общие санитарно-гигиенические требования к воздуху рабочей зоны”; у фактичних викидах від стаціонарних джерел піролізних установок (под ред. А.И. Верес, 1987, Руководство по аналитическому контролю газовых выбросов в атмосферу производств товаров бытовой химии. Сборник методик, 1985), в атмосферному повітрі на території проммайданчика, на межі та території СЗЗ, на сельбищній території до початку та в процесі піролізу за загальноприйнятими методиками (под ред. А.И. Верес, 1991, МВ № 4167-86). Оцінку отриманих даних проводили при порівнянні з гранично-допустимими концентраціями (ГДК) та гранично-допустимими викидами (ГДВ). Розрахунок сумарного показника забруднення (сПЗ) атмосферного повітря порівнювався з рівнем гранично допустимого забруднення (ГДЗ) згідно ДСП 201-97.

Визначення без(а)пірену (БП) проводили у пробах фактичних викидів від піролізних установок та атмосферного повітря методом Шпольського (Н.Я. Янышева, И.С. Киреева, И.А. Черниченко и др., 1985) з використанням спектрофлуориметра КСOУ-23.

В роботі також використовували матеріали щодо технологічних параметрів піролізних установок та характеристики підприємства ТОВ “Елга”.

Експериментальні дослідження піролізного розкладу неякісних лікарських засобів проводили на створеній нами модельній установці із системою допалення, основою якої були муфельна електропіч (максимальна температура 1000 °С) та стальна реторта. Для вловлювання утворених продуктів піролізу використовували скляні ємності з відповідними поглинальними середовищами та колбу для збору піроконденсату. Система допалення представлена реактором - кварцовою трубкою з підсмоктуванням повітря, де моделювався цей процес. Основна його частина знаходилася в трубчатій печі (максимальна температура 1250 °С). Спалення газової суміші забезпечувалося високою температурою в реакторі (900-1100 °С), яка підтримувалася за допомогою терморегулятора.

Для контролю кількості утворених продуктів піролізного розкладу проводили зважування ємностей із поглинальними середовищами, колби сепаратора-конденсатора та тигля з наважкою до та після кожного досліду. Похибка вимірювання приросту ваги ємностей була в межах 5-10%. З метою оцінки ступеню вигорання органічно зв’язаного вуглецю, твердий залишок допалювали в муфельній печі при температурі 700-900 °С протягом 40 хвилин. Визначення балансу кінцевих продуктів піролізного розкладу анальгіну й парацетамолу проводили методом титрування (Кульский Л.А., Гороновский И.Т., 1980).

В експериментальних дослідженнях методу іммобілізації з інкапсуляцією використовували цементні зразки іммобілізованих антибіотиків класів тетрациклінів, фторхінолонів, макролідів. Фізико-хімічний аналіз проводили в звичайних лабораторних умовах при кімнатній температурі через 1 годину, на 1, 3, 5, 7, 10, 15, 20, 30 добу контакту іммобілізованих зразків із водою; інкапсульованих зразків - додатково на 60, 90 та 120 добу. У водних витяжках визначали окислюваність за Кубелем (Унифицированные методы исследования качества вод, 1977), як непрямий показник вмісту суміші органічних речовин. Міграцію активних інгредієнтів іммобілізованих тетрацикліну та ципрофлоксацину гідрохлориду у водних витяжках визначали методом абсорбційної спектрофотометрії в інтервалі від 200 до 400 нм (ДФ України, 2001); еритроміцину стеарат - лунковим методом дифузії в агар на чашках Петрі (Лабинская А.С., 1978).

Визначення рН проводили у 5 мл водної витяжки кожної проби за допомогою приладу рН-метра Mettler Toledo, MP 220 (Швейцарія).

Визначення сили міцності при стисненні цементних зразків іммобілізованих препаратів проводили у випробувальній лабораторії Броварського заводу бетонних конструкцій (м. Бровари Київської обл.) згідно ГОСТ 5802-86 “Растворы строительные. Методы испытаний”.

Для статистичної обробки даних використовувалися наступні сучасні методи: розрахунок первинних статистичних показникiв; виявлення вiдмiнностей мiж групами за статистичними ознаками; встановлення взаємозв'язку мiж змiнними за допомогою параметричного та непараметричного кореляцiйного аналiзу; встановлення виду залежностей (показникiв вiд дослiджуваних факторiв) за допомогою регресiйного аналiзу. Основна частина математичної обробки виконувалась на персональному комп’ютері з використанням стандартного статистичного пакету STATISTICA 5.5 (Боровиков В.П., 2002).

Натурні дослідження включали:

- визначення фактичних викидів забруднюючих речовин (водню хлорид, кислота оцтова, сажа, спирт метиловий, формальдегід, фенол, аміак, бензин, азоту діоксид, ангідрид сірчистий, вуглецю оксид, бензол, толуол, ксилол, ацетон) із стаціонарного джерела піролізної установки - 40 досліджень;

-

-

-

-

Експериментальні дослідження включали:

-

-

-

-

-

Розділ 3. Санітарно-гігієнічна оцінка знешкодження неякісних лікарських засобів методом піролізу.

Нами вивчалася можливість застосування технології середньотемпературного піролізу (рис. 1) для знешкодження відходів фармацевтичної промисловості та непридатних медичних препаратів та її вплив на якість повітряного середовища.

Умовні позначення:

1 – реторта;

2 – піч;

3 – топка печі; | 4 – адсорбер з комовим вапном;

5 – газоочисна установка з 30% р-ном NaOH; | 6 – аварійна система відведення та очистки пірогазу;

7 – стаціонарне джерело викидів;

Рис. 1. Принципова схема промислової піролізної установки

Результати проведених досліджень фактичних викидів полютантів в атмосферу від піролізної установки (стаціонарне джерело) та в повітря робочої зони, їх вмісту в атмосферному повітрі до початку та під час знешкодження суміші неякісних ліків не виявили перевищення ГДВ та ГДК, крім формальдегіду. До початку піролізу його концентрація на відстані 300 м була 2,2 ГДК, а фактичний вміст в атмосферному повітрі під час знешкодження на межі СЗЗ (50 м) і сельбищної зони (100 м) - 1,9 ГДК та 1,4 ГДК відповідно, що обумовлено в більшій мірі високим рівнем забруднювача до початку роботи установки, аніж процесом піролізу. З основних полютантів у викидах (сажа, формальдегід, аміак, бензин, бензол, толуол, ксилол) формальдегід був виділений як лімітуючий показник забруднення атмосферного повітря. До початку піролізу сПЗ атмосферного повітря в сельбищній зоні був 1,2 ГДЗ; під час піролізу на межі СЗЗ (50 м) - 1,5 ГДЗ (р<0,05), в сельбищній зоні – 1,1 ГДЗ (р<0,05), що забезпечувалося наднормативним вмістом формальдегіду.

На основі аналізу даних, отриманих після двохтижневої перерви в роботі установки, було виявлено вплив інших джерел забруднення на якість повітряного середовища в зоні розміщення підприємства, зокрема хлоридом водню, фактичний вміст якого становив на відстані 100 м - 1,7 ГДК, на 300 м - 1,1 ГДК, на 50 та 200 м – був на порядок нижче ГДК. Перевищення ГДЗ атмосферного повітря не відмічалося.

При знешкодженні окремих неякісних ліків не спостерігалося перевищення допустимих рівнів у повітряному середовищі для всіх забруднювачів. Серед основних полютантів (кислота оцтова, формальдегід, спирт метиловий, фенол, аміак, бензин, ангідрид сірчистий, бензол, толуол, ксилол, сажа) під час піролізу зазначених препаратів в атмосферному повітрі на межі СЗЗ (50 м) формальдегід був виділений як лімітуючий показник забруднення повітряного середовища. На основі отриманих даних вважали за доцільне віднести до лімітуючих показників також водню хлорид, як сполуку 2 класу небезпеки, вміст якої в атмосферному повітрі збільшувався під час проведення піролізу, хоча у викидах від стаціонарного джерела забруднення вона не була виявлена. Цей факт, на нашу думку, потребує проведення додаткових досліджень. Як свідчать отримані результати, технологія знешкодження не спричиняла суттєвого внеску в сумарне забруднення атмосферного повітря, яке складало 15-28% від допустимого, що є свідченням достатньо високої ефективності методу середньотемпературного піролізу.

Розділ 4. Санітарно-гігієнічна оцінка піролізного знешкодження непридатних до застосування біоцидів.

Порівняльний аналіз проектних та власних розрахункових показників впливу підприємства по знешкодженню відходів на атмосферне повітря виявив, що запропоновані ГДВ створюватимуть наднормативне навантаження на довкілля. У цьому зв’язку необхідно переглянути та скорегувати встановлені нормативи викидів, провести можливі ефективні санітарно-технічні й технологічні заходи з метою попередження та зменшення негативного впливу процесу знешкодження відходів на якість атмосферного повітря.

При піролізі суміші непридатних біоцидів не виявлено перевищення регламентованих рівнів, а також показника ГДЗ для забруднюючих речовин у повітряному середовищі. Вміст полютантів у повітрі робочої зони по завершенні процесу піролізу хоча і не перевищував нормативні рівні, проте для окремих речовин складав суттєву частку від ГДК: ангідриду сірчистого - 0,56-0,94; вуглецю оксид - 0,72-0,84; формальдегіду – 0,14-0,64; водню хлорид - 0,23-0,35.

До пріоритетних були віднесені всі забруднювачі, з яких лімітуючими показниками забруднення атмосферного повітря на межі СЗЗ (1000 м) були аміак (0,74 ГДК), азоту діоксид (0,27 ГДК) та водню хлорид (0,41 ГДК). Незалежно від хімічного складу відходів утворювалася значна кількість аміаку та оцтової кислоти, що, на нашу думку, пов’язано з використанням деревини в якості палива. Цей факт підтверджує необхідність у його заміні на природний газ та введення додаткового ступеню очистки пірогазів чи вдосконалення існуючої газоочисної установки.

При розкладі хлормістких відходів фактичні викиди від піролізної установки в атмосферне повітря деяких основних забруднювачів (водню хлорид, вуглецю оксид, аміаку та кислоти оцтової) знаходилися близько або на рівні ГДВ. Проте, їх концентрації в повітрі на межі СЗЗ не перевищували допустимі величини і становили для водню хлорид – 0,16 ГДК, вуглецю оксид – 0,02 ГДК, аміаку - 0,08 ГДК (ТХАН); аміаку - 0,12 ГДК (феновалерат).

До основних забруднювачів при піролізі цих відходів були віднесені: вуглецю оксид, аміак, кислота оцтова, водню хлорид, азоту діоксид, ангідрид сірчистий, ацетон, бензин, бензол, сажа. Водню хлорид (0,16 ГДК) був лімітуючим показником забруднення атмосферного повітря на межі СЗЗ (1000 м) для ТХАНу. Аміак (0,12-0,15 ГДК) та формальдегід (0,26-0,3 ГДК) були лімітуючими забруднювачами в атмосферному повітрі на межі СЗЗ (50 м) і на території житлової забудови; бензол (0,19 ГДК) - на межі СЗЗ (50 м) - для феновалерату.

При знешкодженні хлормістких сполук сПЗ атмосферного повітря на межі СЗЗ (50 і 1000 м) становив 10-32%; на території житлової забудови – 30% від ГДЗ, що характеризує рівень забруднення повітря антропогенними домішками як допустимий, а ступінь небезпечності - як безпечний.

Результати дослідження піролізного розкладу хлормістких сполук дають підставу вважати запропоновану технологію піролізу достатньо ефективною для знешкодження небезпечних відходів.

Розділ 5. Дослідження повітряного середовища на вміст бенз(а)пірену при знешкодженні методом піролізу неякісних медичних препаратів та непридатних до застосування біоцидів.

Відомо, що викиди та відходи промислових підприємств, які займаються високотемпературною переробкою горючих матеріалів (у тому числі відходів), є основними джерелами забруднення навколишнього середовища БП.

Виявлено, що вміст БП у викидах в атмосферу при знешкодженні медпрепаратів був на порядок нижчий, ніж при спалюванні деревини, і майже в 50 раз менший, ніж у викидах двигуна внутрішнього згорання (табл. 1).

Таблиця 1

Вміст БП у викидах в атмосферу

Місце відбору | БП, нг/м3

Викиди в атмосферу від стаціонарного джерела піролізної установки | при згоранні дров без очистки викидів | 1325,6±424,7

при знешкодженні суміші медпрепаратів | 136,9±32,9

при знешкодженні суміші біоцидів | 162,6±20,9

від двигуна внутрішнього згорання | 6390,3±1649,2

Отримані дані (табл. 1) свідчили про залежність рівня БП від якості сировини, зокрема питомої ваги органічних сполук у ній, що узгоджувалось із загальними особливостями утворення БП у процесі спалювання та термічної переробки органічних відходів.

Проведені дослідження фактичного вмісту БП в атмосферному повітрі на межі СЗЗ показали, що на прилеглій до установок території спостерігалося суттєве забруднення повітряного середовища БП (на рівні 3,8-4,1 нг/м3), яке в 4 рази перевищувало ГДК у повітрі населених місць (1 нг/м3). Під час піролізу суміші медпрепаратів концентрація полютанта складала 4,2 нг/м3, що практично не впливало на рівень забруднення повітря.

Розділ 6. Вивчення процесу піролізного розкладу неякісних лікарських засобів в експериментальних умовах.

Закономірності та особливості піролізного розкладу різних груп неякісних лікарських засобів у залежності від їх хімічного складу вивчалися на розробленій та створеній нами експериментальній установці. Дослідження проводили при температурі 550-650 °С, яка забезпечує достатньо ефективний розклад відходів, з допаленням та без допалення піролізних газів.

Встановлено (на прикладі анальгіну та парацетамолу), що склад утворених кінцевих газоподібних сполук залежав від хімічної будови ліків.

Аналіз результатів експериментальних досліджень продуктів піролізу препаратів при різних температурних режимах дозволив виявити залежність їх утворення від зміни умов проведення процесу. Показано, що з підвищенням температури процесу від 550 °С до 650 °С збільшувався вихід газоподібних продуктів піролізу анальгіну в середньому з 57,8 до 65,2% мас. (r=0,45, p<0,1) і парацетамолу – з 55,2 до 58,65% мас. (r=0,89, p<0,05), а утворення конденсованих сполук (смоли і вуглецю) зменшувалося від 37,0%мас. до 28,6% мас. (r=-0,46, p<0,1) і від 27,7 до 24,35% мас. (r=-0,89, p<0,04) відповідно.

Встановлена також залежність між утворенням продуктів піролізу та масою зразка: з її збільшенням спостерігалася тенденція до підвищення утворення конденсованих продуктів (r=0,43, p<0,1) та зменшення газоподібних сполук (r=-0,45, p<0,1). Для оцінки впливу маси наважки та температури проведення процесу на утворення продуктів піролізного розкладу була розроблена математична модель.

Встановлено, що піролізний розклад анальгіну та парацетамолу при температурі 650 °С найкраще задовольняє оптимальним умовам проведення процесу піролізу: малий вихід високомолекулярних сполук, незначна кількість твердого залишку та максимальна кількість низькомолекулярних сполук.

Виявлена тенденція збільшення вмісту сірчистих та карбонатних сполук (табл. 2) в пірогазі з підвищенням температури піролізу анальгіну.

Таблиця 2

Вміст карбонатних та сірковмісних сполук в летких продуктах піролізу анальгіну

Температура процесу, °С | Вміст карбонатних сполук

(у перерахунку на вуглець),

% мас | Вміст сірковмісних сполук

(в перерахунку на сірку),

% мас

без допалення | з допаленням | без допалення | з допаленням

650 | 1,060±0,003 | 1,010±0,190 | 0,039±0,006 | 0,054±0,003

600 | 1,040±0,030 | 0,880±0,090 | 0,028±0,006 | 0,041±0,004

550 | 0,930±0,080 | 1,070±0,160 | 0,016±0,001 | 0,031±0,005

Після допалення їх кількість була вищою, ніж без допалення, що пов’язано з утворенням більшої кількості SO2- в процесі окислення при високій температурі: 550 °С – у 1,9 (t=-0,5 p<0,07), 600 °С – у 1,5 (t=-1,9, p<0,1), 650 °С – у 1,4 рази (t=-2,4, p<0,7). На нашу думку, при нижчій температурі (550 °С) піролізу анальгіну без допалення можливе утворення переважно сполук ароматичного ряду, які є високотоксичними, в тому числі сірковмісних.

Показано (табл. 3), що вміст карбонатів у летких продуктах піролізу парацетамолу без допалення був значно меншим, ніж з допаленням: при температурі 550 °С - у 19,3 (t=-38,03, p<0,001), 600 °С – в 5,8 (t=-11,05, p<0,01), 650 °С – в 2,6 рази (t=-5,45, p<0,05).

Таблиця 3

Вміст карбонатних сполук в летких продуктах піролізу парацетамолу

Температура процесу, °С | Вміст карбонатних сполук (у перерахунку на вуглець), % мас | Без допалення | З допаленням

650 | 1,37±0,27 | 3,54±0,29

600 | 1,30±0,21 | 7,47±0,52

550 | 0,96±0,15 | 18,56±0,44

Різниця у їх визначенні в газовій фазі без допалення та з допаленням підтверджує утворення летких органічних сполук у реторті під час піролізу. Аналіз експериментальних даних підтвердив необхідність включення до конструкції пілотної установки системи допалення піролізних газів.

Розділ 7. Вивчення ефективності видалення непридатних медичних препаратів методом іммобілізації.

7.1. Дослідження міграції небезпечних інгредієнтів іммобілізованих неякісних лікарських засобів із цементних зразків та визначення рН водних витяжок.

Нами досліджувався метод іммобілізації як один із сучасних методів поводження з небезпечними відходами, у тому числі фармацевтичними, який розглядається як альтернативний термічним методам і застосовується, як правило, для невеликої кількості відходів (до 50 кг).

На основі отриманих даних щодо окислюваності та рН водних витяжок із цементних зразків іммобілізованого еритроміцину була показана перевага застосування хлорного вапна в порівнянні зі звичайним, яка знижувала й стабілізувала рН, що сприятиме більшій міцності утворених цементних блоків при подальшому їх розміщенні в умовах полігону. Міграція основних небезпечних органічних складових лікарського засобу оцінювалася за рівнем окислюваності у водному середовищі. Проведеними дослідженнями (рис. 2) була спростована можливість застосовування рецептури з 65% відходу для іммобілізації неякісних медпрепаратів через високий рівень міграції із зразків специфічних органічних речовин.

Показано, що на ефективність іммобілізації впливає співвідношення між іммобілізуючим розчином і відходом, обробленим за цією технологією.

Рис. 2. Динаміка окислюваності водної витяжки із цементного зразка з 65% іммобілізованого відходу

Максимальний ефект спостерігався при іммобілізації 5% відходу від загальної маси зразка при співвідношенні цементу до піску 1:2 та добавок (% від загальної маси зразка): хлорного вапна – 2,0% з активованим вугіллям – 0,7-1,0% (для тетрацикліну); бентоніту 1,5% або тільки цементу (для ципрофлоксацину); активованого вугілля – 0,7-1,0% або тільки цементу (для еритроміцину) (рис. 3-5).

Рис. 3. Динаміка міграції іммобілізованого тетрацикліну із цементних зразків у водне середовище

Рис. 4. Динаміка міграції іммобілізованого ципрофлоксацину із цементних зразків у водні витяжки

Рис. 5. Динаміка окислюванності водних витяжок із цементних зразків іммобілізованого еритроміцину

Після зміни водного середовища була виявлена міграція іммобілізованого еритроміцину лише із зразків із бентонітом та сумішшю бентоніту з цеолітом на рівні менше 3,33% від кількості активного компоненту іммобілізованого препарату; для решти зразків міграція еритроміцину була на рівні або нижче 1,67%. На основі даних окислюваності водних витяжок у статичних умовах та результатів виділення еритроміцину в динамічних умовах досліду були визначені найефективніші рецептури з добавкою активованого вугілля та тільки з портланд цементом.

Отримані результати дозволили встановити, що введення добавок і проведення попередньої обробки хлорним вапном відходів зменшувало виділення інгредієнтів іммобілізованих ліків у водне середовище: для тетрацикліну - на 94,4%; для ципрофлоксацину - на 94,7-95,2%; для еритроміцину - на 98%.

7.2. Дослідження впливу іммобілізованих неякісних лікарських засобів на стійкість цементованого кінцевого матеріалу до дії механічних чинників.

Проведені дослідження виявили, що не тільки кількість, а й хімічний склад та фізико-хімічні властивості небезпечного компоненту відходу впливають на міцність кінцевого матеріалу. Показано (рис. 6), що введення неякісного лікарського засобу до цементної суміші негативно впливало на силу міцності дослідного зразка – із збільшенням кількості препарату цей показник суттєво зменшувався (р<0,05).

Встановлено, що введення добавок до іммобілізуючого розчину збільшувало міцність цементних блоків у порівнянні з мінімально рекомендованою величиною (0,34 МПа): хлорне вапно збільшувало (р<0,05) силу міцності при стисненні в порівнянні з аналогічними зразками, які не містили його; добавки сорбентів окремо та з хлорним вапном - підвищували (р<0,05) міцність у середньому в 1,5 рази відносно зразків без них (рис. 7).

Рис. 6. Сила міцності при стисненні цементних зразків із різним вмістом іммобілізованого відходу на 14 добу твердіння

На основі отриманих даних експериментальних досліджень вважаємо за доцільне використання хлорного вапна в якості окислювача неякісних медпрепаратів для запобігання негативних процесів під час цементної гідратації, що може призводити до зменшення міцності цементних зразків іммобілізованих відходів, а в подальшому - до їх передчасного руйнування.

Цементні зразки з добавками:

1 – бентоніту;

2 – цеоліту;

3 - бентоніту+цеоліту;4 - хл.вапна+акт. вугілля;

5 - хл.вапна+бентоніту+цеоліту;

6 - акт. вугілля; | 7 – контроль.

Рис. 7. Вплив сорбуючих добавок на силу міцності при стисненні цементних зразків іммобілізованих відходів на 14 добу твердіння

Забезпечення необхідної міцності цементного блоку іммобілізованих фармацевтичних відходів, що визначає їх здатність витримувати значні механічні навантаження – одна з головних передумов для безпечного та тривалого їх зберігання в довкіллі.

Однією з основних проблем іммобілізованих на основі портланд цементу органічних відходів (особливо високо розчинних, до яких належить багато лікарських препаратів та відходів фармацевтичного виробництва) - це ймовірність постійного виділення небезпечних органічних речовин. Для них був застосований метод інкапсуляції у двох варіантах - тільки з використанням цементних контейнерів та додатково поліетиленової плівки.

За результатами експерименту протягом 4-х місяців динаміка окислюваності водних витяжок із цементних зразків інкапсульованих препаратів залишалася практично незмінною і мало відрізнялася від контрольних значень.

Проведені випробування цементних зразків не виявили залежності показників сили міцності від будови та фізико-хімічних властивостей інкапсульованих препаратів. Принциповим був лише тип інкапсуляції (рис. 8).

Рис. 8. Вплив типу інкапсуляції на силу міцності при стисненні цементних зразків іммобілізованих препаратів на 14 добу твердіння

Отримані дані досліджень показали достатньо високий рівень сили міцності при стисненні в обох варіантах інкапсульованих цементних зразків, навіть не дивлячись на її зниження при додатковому застосуванні поліетиленової плівки. Виходячи з аналізу результатів експерименту, вважаємо за доцільне використання поліетиленової плівки для більш надійної ізоляції відходів з метою запобігання їх негативного впливу на довкілля.

Запропоноване технологічне рішення слід розглядати як ефективний та універсальний метод для іммобілізації небезпечних фармацевтичних відходів. Проте, у разі його застосування, все-таки необхідно проводити аналіз фізико-хімічних властивостей відходу, щоб на стадії формування рецептури усунути можливу несприятливу взаємодію з іншими складовими рецептури.

ВИСНОВКИ

1.

2.

3.

4.

5.

6.

7.

8.

9.

10.

11.

СПИСОК ОСНОВНИХ ПРАЦЬ, ОПУБЛІКОВАНИХ

ЗА ТЕМОЮ ДИСЕРТАЦІЇ

1.

2.

3.

4.

5.

6.

7.

8.