Dissertação de Mestrado – PPGQ/UFS Jaime Rodrigues da Silva

UNIVERSIDADE FEDERAL DE SERGIPE
PRÓ-REITORIA DE PÓS-GRADUAÇÃO E PESQUISA
PROGRAMA DE PÓS-GRADUAÇÃO EM QUÍMICA
JAIME RODRIGUES DA SILVA
DESENVOLVIMENTO DE METODOLOGIA PARA
ELETRODEGRADAÇÃO DE CIPROFLOXACINA POR AGENTES
OXIDANTES GERADOS IN SITU
São Cristóvão - SE
2012
JAIME RODRIGUES DA SILVA
DESENVOLVIMENTO DE METODOLOGIA PARA
ELETRODEGRADAÇÃO DE CIPROFLOXACINA POR AGENTES
OXIDANTES GERADOS IN SITU
Dissertação apresentada ao Programa
de Pós-Graduação em Química da
Universidade Federal de Sergipe como
um dos requisitos para obter o título
de Mestre em Química.
ORIENTADORA: Profª. Drª. Maria de Lara P. de M. Arguelho
São Cristóvão - SE
2012
FICHA CATALOGRÁFICA ELABORADA PELA BIBLIOTECA CENTRAL
UNIVERSIDADE FEDERAL DE SERGIPE
S586d
Silva, Jaime Rodrigues da
Desenvolvimento de metodologia para eletrodegradação de
ciprofloxacina por agentes oxidantes gerados in situ / Jaime
Rodrigues da Silva ; orientadora Maria de Lara Palmeira de
Macedo A. Beatriz . – São Cristóvão, 2012.
67 f. : il.
Dissertação (Mestrado em Química) – Universidade Federal de
Sergipe, 2012
1. Química ambiental. 2. Química analítica. 3. Processos
químicos. 4. Eletrodegradação. 5. Ciprofloxacina. I. Beatriz, Maria
de Lara Palmeira de Macedo A., orient. II.Título.
CDU 542.943-92
AGRADECIMENTOS
A Deus, por me deixar retornar e continuar evoluindo.
Aos meus amigos espirituais que, nos momentos difíceis, estiveram sempre presentes.
A meu pai Sebastião que por várias vezes me incentivou a estudar.
A minha mãe Néris que me apoiou e acreditou em mim.
A meus irmãos Rogério e Jairo... A meus sobrinhos, Leonardo, Letícia e ao meu
pequeno Nininho, que nos momentos longe da Bá, me brindaram com suas boas
energias. A Rosane, pelas conversas sobre Educação. A Madalena pela estabilidade de
meu irmão Jairo.
Aos meus inesquecíveis professores: Gilberto Freire Machado (in memorium), Vinicius
Nunes da Silva, Maura Ferreira Mattos, Ilton Jornada, Stela Guedes Caputo, Raimundo
Elito e Francisco Caruso, na Universidade do Estado do Rio de Janeiro (UERJ).
Aos professores Horácio e Ana Maria, no DAA da UERJ.
Aos meus alunos destes quase 25 anos de magistério... Pela energia que me renova a
cada dia.
Ao casal Marcia e Adriano Almeida.
A “menina” Cibelli Rivas.
Ao garoto José Sandro da Hora.
A minha tia Edna... A D.Élia, pela ajuda financeira.
A minha orientadora espiritual, Elisabeth... Sempre disposta a me ajudar.
Ao meu amigo Jorge Cardoso (in memorium).
A minha filha Bárbara Regina.
A minha companheira desta jornada, Claudia Regina, por tudo que tem feito nos últimos
23 anos... Pra sempre.
Ao funcionário da Supervia, que nos dias sem dinheiro me deixava passar pela “roleta”,
sem pagar na Estação de trem de Senador Camará... E, eu nem sei o seu nome.
A Luciana Distásio. Nina Lyra. Guilherme Amado.
E a todos aqueles, que de alguma forma atravessaram o meu caminho... Ajudando ou
impedindo esse plano. E, venci apesar de muitos não acreditarem...
Aos colegas de laboratório: Débora, Karine, Michel, Jéssica.
Ao “gordinho”que por várias vezes, com muita paciência, respondia as minhas
perguntas (nem sempre inteligentes) sobre Eletrodegradação. Além disso, tinha os
sábados em que almoçávamos biscoitos...
A minha orientadora, Prof(a). Dr(a). Maria de Lara P. M. Arguelho, por me fazer
acreditar, mesmo quando já não acreditava... Por ter realizado os experimentos iniciais
demonstrando passo a passo, mesmo quando podia ter pedido a outro para faze-los. Por
sacrificar suas folgas e férias e, principalmente, por ter sofrido junto...
Obrigado.
Algumas frases de Paulo Freire um educador que me inspira, mas que principalmente,
traduz de forma simples e real alguns momentos que passei neste mestrado na UFS.
"Educar e educar-se, na prática da liberdade, é tarefa daqueles que pouco sabem - por isto
sabem que sabem algo e podem assim chegar a saber mais - em diálogo com aqueles que, quase
sempre, pensam que nada sabem, para que estes, transformando seu pensar que nada sabem em
saber que pouco sabem, possam igualmente saber mais".
"Crescer como Profissional, significa ir localizando- se no tempo e nas circunstâncias em que
vivemos, para chegarmos a ser um ser verdadeiramente capaz de criar e transformar a realidade
em conjunto com os nossos semelhantes para o alcance de nosso objetivos como profissionais
da Educação".
"Sem a curiosidade que me move, que me inquieta, que me insere na busca, não aprendo nem
ensino".
"A educação necessita tanto de formação técnica e científica como de sonhos e utopias".
"Não nego a competência, por outro lado, de certos arrogantes, mas lamento neles a ausência de
simplicidade que, não diminuindo em nada seu saber, os faria gente melhor. Gente mais gente".
“Minha presença no mundo não é a de quem a ele se adapta, mas de quem a ele se insere. É a
presença de quem luta para não ser apenas objeto, mas sujeito da História.”
“Faz parte igualmente do pensar certo a rejeição mais decidida a qualquer forma de
discriminação. A prática preconceituosa de raça, de classe, de gênero ofende a substantividade
do ser humano e nega radicalmente a democracia. Quão longe dela nos achamos quando
vivemos a impunidade dos que matam meninos de rua, dos que assasinam camponeses que
lutam por seus diteiros, dos que discriminam negros e inferiorizam as mulheres…”
“O professor autoritário, o professor licencioso, o professor competente, sério; o professor
incompetente, o professor amoroso da vida e das gentes, o professor mal-amado, sempre com
raiva do mundo e das pessoas, frio, burocrático, racionalista; nenhum desses passa pelos alunos
sem deixar sua marca.”
Dissertação de Mestrado – PPGQ/UFS Jaime Rodrigues da Silva
SUMÁRIO
LISTA DE FIGURAS ................................................................................................ i
LISTA DE TABELAS E FLUXOGRAMAS ..............................................................ii
RESUMO ..................................................................................................................... iii
ABSTRACT ................................................................................................................ iv
Capítulo I. Introdução ................................................................................................ 1
I - INTRODUÇÃO ...................................................................................................... 1
I.1 Fármacos no Meio Ambiente ................................................................................ 1
II – REFERENCIAL TEÓRICO .............................................................................. 10
II. 1 A Descoberta e o Mecanismo de Ação dos Fármacos ...................................... 10
II. 2 A Classe dos Antibióticos e as Flourquinolonas ................................................ 13
II. 3 A Ciprofloxacina ................................................................................................. 18
II.4 A Biotransformação dos Xenobióticos ............................................................... 22
II.5 A Técnica Eletroquímica ..................................................................................... 24
II.6 Os Ânodos Dimensionalmente Estáveis ............................................................. 31
II.7 A Voltametria Cíclica .......................................................................................... 32
II.8 A Espectrofotometria .......................................................................................... 33
Capítulo II – Objetivos ............................................................................................... 36
II.1 – Geral ................................................................................................................ 36
II.2 – Específicos ........................................................................................................ 36
Dissertação de Mestrado – PPGQ/UFS Jaime Rodrigues da Silva
Capítulo III – Metodologia ........................................................................................ 36
III.1 – Reagentes ........................................................................................................ 36
III.2 – Equipamentos ................................................................................................. 37
III.3 – Preparo dos Eletrodos .................................................................................... 38
III.4 – Preparo das Soluções ..................................................................................... 38
III.5 – O Efeito do Eletrólito Suporte na Eletrodegradação ................................... 39
III.6 – Efeito das diferentes Densidades de Corrente .............................................. 39
III.7 – O efeito do pH ................................................................................................ 39
III.8 – O Preparo da Solução Tampão (Britton-Robinson) ................................... 40
III.9 – A Espectrofotometria no UV-vis .................................................................. 40
Capítulo IV. Resultados e Discussão ........................................................................ 41
IV.1 – Espectrofotometria ......................................................................................... 41
IV.2 – Estudo Analítico ............................................................................................. 42
IV.3 – Comportamento Eletródico ............................................................................ 44
IV.4 – Tipo de Eletrólito ............................................................................................ 45
IV.5 – Efeito da Densidade de Corrente .................................................................. 47
IV.6 – Efeito de pH .................................................................................................... 49
IV.7 – Efeito da Força Iônica ................................................................................... 50
IV.8 – Eletrodegradação da ciprofloxacina em água de abastecimento ................. 52
Capítulo V – Conclusão ............................................................................................ 53
REFERÊNCIAS ......................................................................................................... 55
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LISTA DE FIGURAS
Figura 1. Estrutura do Ácido Nalidíxico ...................................................................... 14
Figura 2. Estrutura da Flumequina ............................................................................... 15
Figura 3. Estrutura da Norfloxacina ............................................................................. 15
Figura 4. Estruturas Moleculares das flourquinolonas ................................................. 16
Figura 5. Núcleo quinolona e naftiridina: características da estrutura geral que
proporciona atividade antibacteriana ........................................................................... 16
Figura 6. O Anel Quinolônico e seus substituintes ...................................................... 17
Figura 7. Estrutura da ciprofloxacina ........................................................................... 18
Figura 8. Microespécies da ciprofloxacina em função do pH ...................................... 21
Figura 9. Equilíbrio de protonação da ciprofloxacina ................................................. 21
Figura 10. Espectrofotômetro de UV/VIS de arranjos de diodos ................................ 35
Figura 11. Potenciostato/Galvostato AutoLab PGTSTAT (Ecochemie) ..................... 37
Figura 12. Reator Eletroquímico .................................................................................. 38
Figura 13 . pHmetro digital Analion PM 680 pH meter .............................................. 40
Figura 14. Espectrofotômetro UV-Vis modelo Libra S12 ........................................... 40
Figura 15. Espectro de absorção da ciprofloxacina 0,1mol.L-1 em tampão pH 2,0 ..... 42
Figura 16. Curva de Calibração da ciprofloxacina em tampão BR/pH 2,0 ................. 43
Figura 17. Voltamogramas cíclicos de HCl 0,1 mol.L-1 a) em eletrodo de carbono vítreo,
b) em eletrodo de carbono vítreo com 1.10-4mol.L-1 de ciprofloxacina, c) em eletrodo
ADE com ciprofloxacina 1.10-4mol.L-1. Condição: v = 80mVs-1 ................................ 45
Figura 18. Variação da absorbância da ciprofloxacina (270nm) em diferentes eletrólitos
em função do pH. Condições: Dc: 80mAcm-2; concentração de ciprofloxacina de
10-4mol.L-1 .................................................................................................................... 46
Figura 19. Comportamento da absorbância em 270nm em função do tempo de
eletrodegradação da ciprofloxacina em eletrodo de Ti/TiO2. Condições: 2,5.10-5mol.L-1
de ciprofloxacina, pH = 2,0 e HCl 0,1 mol.L-1, Dc: 80mAcm-2 ................................... 48
Figura 20. Espectro de absorção da ciprofloxacina, 1.10-4mol.L-1, em diferentes valores
de pH (270 nm) ............................................................................................................. 50
Figura 21. Estudo da Força Iônica em HCl, pH=2,0 e Dc: 80mAcm-2 ........................ 51
Figura 22. Redução da absorbância da ciprofloxacina ( c = 1.10-4 mol.L-1 ), utilizando
como eletrólito suporte o HCl a 0,1mol.L-1 em água de abastecimento com pH=2,0
sobre eletrodos ADE em função do tempo de eletrólise a cada 5 min (270nm) ........... 52
i
Dissertação de Mestrado – PPGQ/UFS Jaime Rodrigues da Silva
LISTA DE TABELAS E FLUXOGRAMAS
Tabela 1. Eletrodegradação de Fármacos --------------------------------------------------- 29
Esquema 1: Fluxograma de Otimização do Método de Eletrodegradação da
Ciprofloxacina ----------------------------------------------------------------------------------- 41
ii
Dissertação de Mestrado – PPGQ/UFS Jaime Rodrigues da Silva
RESUMO
A contaminação ambiental por fármacos de ação antibiótica pode trazer como
consequência o desenvolvimento de bactérias mais resistentes, alterando a estrutura da
comunidade microbiana na natureza. Devido a sua ampla utilização, a ciprofloxacina
vem sendo identificada em concentrações-traço em estações de tratamento de esgotos
(ETEs) e águas superficiais, uma vez que os processos convencionais de tratamento de
efluentes usuais não removem os fármacos completamente, essas substâncias têm sido
detectadas em águas potáveis, o que caracteriza um risco direto para os seres humanos,
visto que a constante contaminação das fontes de água pode ser associada ao processo
contínuo e crescente de reutilização da água em todo o mundo. Neste estudo foi
desenvolvido um método de oxidação eletroquímica da ciprofloxacina, uma vez que na
transferência de elétrons, os fármacos podem ser transformados, biodegradados ou
mineralizados. A oxidação eletroquímica dos fármacos pode ocorrer de forma
satisfatória, na superfície de alguns ânodos de óxidos metálicos, em condições de
geração simultânea de oxigênio e com a formação de óxidos superiores ou superóxidos.
Este mecanismo é observado na superfície dos ADE® revestidos e imobilizados por
óxidos metálicos. Para identificar e acompanhar a mudança de concentração da
ciprofloxacina foi analisado o seu espectro de absorção na região do ultravioleta e
visível (200-800 nm). A ciprofloxacina em solução aquosa apresenta dois picos de
absorção em bandas completamente distintas e com máximos em 270 nm e 315 nm. A
natureza do eletrólito e o pH apresentou grande influência na velocidade do processo de
degradação. Em meio a Cl- ocorreu uma maior eficiência na degradação. Nos estudos
com HCl, NaCl e KCl foi observado 100% de remoção da cor amarelada, característica
da presença do ânion Cl- e da posterior formação de hipoclorito (ClO-). Por sua vez, o
pH foi um dos fatores limitantes deste processo, onde foi possível observar que a reação
acontece de maneira mais satisfatória em valores de pH abaixo de 4,0. A corrente que
apresentou o melhor resultado foi de 80mA. A aplicação do método em água de
abastecimento indicou que em meio ácido contendo cloreto a ciprofloxacina pode ser
completamente degradada em apenas 5 min.
iii
Dissertação de Mestrado – PPGQ/UFS Jaime Rodrigues da Silva
ABSTRACT
Environmental contamination by drugs of antibiotic action can bring as a consequence
the development of more resistant bacteria, altering the microbial community structure
in nature. Due to its widespread use, ciprofloxacin has been identified in trace
concentrations in sewage treatment plants (STPs) and surface waters, since the
conventional processes of wastewater treatment does not remove the usual drugs
completely, these substances have been detected in drinking water, which represents a
direct risk to humans, since the constant contamination of water may be associated with
the continuous process and reuse of the water increasing worldwide. In this study, a
method of electrochemical oxidation of ciprofloxacin, since the transfer of electrons,
drugs can be processed, biodegraded or mineralized. The electrochemical oxidation of
the drugs can occur in a satisfactory manner, the surface of some anode metal oxide,
capable of generating oxygen and simultaneously with the formation of higher oxides or
superoxide. This mechanism is at the surface of ADE ® coated and immobilized metal
oxides. To identify and monitor the change in concentration of ciprofloxacin was
analyzed their absorption spectra in the ultraviolet and visible (200-800 nm).
Ciprofloxacin in aqueous solution shows two absorption peaks in completely different
bands and with maximum at 270 nm and 315 nm. The nature of the electrolyte and the
pH had great influence on the speed of the degradation process. In the midst of Cl - was
a more efficient degradation. In studies with HCl, NaCl and KCl was observed 100%
removal of the yellow color characteristic of the presence of Cl-anion and subsequent
formation of hypochlorite (ClO-). In turn, the pH was a limiting factor in this process,
where it was observed that the reaction proceeds in most satisfactorily at pH values
below 4.0. The current that showed the best result was 80 mA. The method of supplying
water to said acid chloride in ciprofloxacin can be completely degraded within 5 min.
iv
Dissertação de Mestrado – PPGQ/UFS Jaime Rodrigues da Silva
Capítulo I. Introdução
I – INTRODUÇÃO
I.1 Fármacos no Meio Ambiente
Os fármacos ou antibióticos podem ser definidos, resumidamente, como compostos
naturais ou sintéticos capazes de inibir o crescimento ou causar a morte de fungos ou
bactérias. Quando causam a morte da bactéria são ditos bactericidas e, quando promovem a
inibição do crescimento microbiano, são conhecidos como bacteriostáticos (RIBEIRO, 2009).
Os antibióticos têm a finalidade de eliminar ou impedir o crescimento da bactéria. No
entanto, a sua utilização indiscriminada, como em situações terapêuticas para as quais não
estão indicados, provoca um impacto negativo que acaba determinando no aparecimento de
bactérias resistentes (GUIMARAES, 2010).
Apesar do conhecimento das diversas características físico-químicas dos antibióticos e
a sua importância cada vez maior para a sociedade moderna, ainda não foi possível acumular
informações suficientes a respeito de seus efeitos ao meio ambiente. Como não existe
regulamentação para produtos farmacêuticos presentes em águas para consumo, em efluentes
industriais e ou domésticos, o descarte irracional pode afetar a flora e a fauna (ANVISA,
2012).
O modelo de desenvolvimento adotado atualmente leva o homem moderno a interferir
de forma intensa no meio ambiente. Tendo como pretexto a manutenção de altas taxas de
crescimento para a agricultura, pecuária e indústria, o descarte nos centros urbanos de
substâncias orgânicas sintéticas persistentes de grande toxicidade, como os fármacos e os
pesticidas, tem afetado, por exemplo, a vida aquática (SUNGPYO, 2007).
O monitoramento de fármacos residuais no meio ambiente ganhou um grande interesse
da comunidade científica, por estarem sendo encontrados em efluentes de Estações de
Tratamento de Esgoto (ETEs) e em águas naturais, em concentrações na faixa do μg L-1 e do
ng L-1 (BILLA, 2003).
1
Dissertação de Mestrado – PPGQ/UFS Jaime Rodrigues da Silva
Além disso, uma parte significativa dos fármacos é excretada por humanos no esgoto
doméstico sem tratamento, e por serem substâncias orgânicas persistentes não são
removidaspor processos convencionais de tratamento de água (KUMERER, 2001; BILLA,
2003; FARRÉ, 2008; SANDERSON, 2009).
Os fármacos são desenvolvidos para serem quimicamente persistentes, mantendo suas
propriedades químicas no intuito de servir a um propósito terapêutico. Quando um fármaco é
absorvido por um organismo vivo, uma quantidade significativa dessa substância, e de seus
metabólitos, é excretada pela urina ou fezes. Sendo assim, essas substâncias são encontradas,
frequentemente, no esgoto doméstico (SEIFRTOVÁ, 2009).
Existem três características que definem a presença dos fármacos no meio ambiente
(AMORIM, 2007):
1.- a biodegradabilidade, ou seja, a mineralização formando como produtos o CO2 e a H2O;
2.- a degradação ou metabolização parcial;
3.- a persistência.
A presença de resíduos farmacológicos no ambiente aquático tem como causa principal
o uso de esterco ou de lodo digestivo, provenientes das ETEs como adubo. Além disso, os
promotores do crescimento na produção de gado ou avícola, como aditivo alimentar para
peixes e na criação de porcos pode ser responsável por contaminar o solo, as águas do subsolo
e as superficiais. A disposição de resíduos provenientes de indústrias farmacêuticas em
aterros sanitários, também determina a contaminação das águas do subsolo e das
proximidades do aterro (SANTOS, 2010).
Vários métodos analíticos são reportados na literatura para a determinação de fármacos
em matrizes biológicas como sangue, tecido e urina, onde algumas modificações podem ser
feitas para o tratamento de amostras ambientais. No entanto, a análise de fármacos residuais
em efluentes de ETEs, em águas de rios, de subsolos e em água potável requer o
desenvolvimento de métodos mais sensíveis, para detectar concentrações na faixa do μg L-1 e
do ng L-1 (MASCOLO, 2010).
Em qualquer parte do mundo, os adventos tecnológicos e industriais superam às práticas
para regulamentar o lançamento de novos poluentes. A Agência de Regulamentação de
2
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Drogas e Alimentos dos EUA (FDA - U. S. Food and Drug Administration), por exemplo,
cobra somente ensaios ecológicos e de avaliação para fármacos, quando a concentração
ambiental for superior a 1 μg L-1. (BOLONG et al, 2009).
No Brasil, a resolução RDC 44, de 26/10/2010, da Agência Nacional de Vigilância
Sanitária (ANVISA, 2012), restringiu apenas a prescrição e venda de antibióticos, com
retenção e validade das receitas. De acordo, com a Organização Mundial da Saúde (OMS)
mais de 50% das prescrições de antibióticos no mundo são inadequadas.
Segundo o Ministério de Desenvolvimento, Indústria e Comércio o Brasil importou,
entre 2002 e 2007, cerca de 71 milhões de dólares de medicamentos tendo como princípio
ativo às penicilinas naturais e seus derivados e, cerca de 174,5 milhões de dólares em
compostos com o princípio ativo das cefalosporinas e cefamicinas naturais e semi-sintéticas
(MARQUES, 2010).
A indústria farmacêutica brasileira importa os princípios ativos de grandes centros de
produção, como Índia e China. (PALMEIRA FILHO e PAN, 2003). Essas indústrias geram
efluentes em concentrações residuais, junto a solventes e seus produtos intermediários, os
quais podem apresentar características de não biodegradabilidade e de alta toxicidade para o
meio ambiente (MASCOLO, 2010). Mesmo que tenham sido submetidas a estudos
farmacocinéticos, para obterem a liberação governamental para uso, existem pouquíssimas
informações sobre o seu destino e transtornos ao meio ambiente (FARRÉ, 2008).
Os antibióticos podem ser considerados compostos polares, não voláteis e que
ocasionam reações químicas de mecanismos pouco conhecidos. Possuem estruturas químicas
complexas, tendo um grande número de grupos funcionais, como ácido carboxílico, amida,
amina, álcool, cetona, enol, fenol, tiazol, nitro composto, derivados halogenados,
sulfonamida, caracterizando uma grande atividade química e biológica (PALMEIRA FILHO,
2003).
Na Ciprofloxacina a presença de grupos funcionais resume algumas interações que
ocorrem através de processos de adsorção ou complexação. Podemos citar: o pH, o potencial
redox e a presença de cátions e ânions.
3
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Em função disto, podemos encontrar essa substância permeando o solo e sendo carreada
para águas subterrâneas até atingir os rios, expondo tanto os organismos aquáticos como os
usuários a esse tipo de contaminação (CASTIGLIONI, et al., 2004).
Os efeitos causados por esses poluentes orgânicos persistentes dependem da
concentração, lipofilicidade, persistência, bioacumulação, tempo de exposição e dos
mecanismos de biotransformação e excreção. No entanto, através de biotransformações
algumas dessas substâncias presentes no meio ambiente podem formar subprodutos iguais ou
mais perigosos que os compostos originais (BOLONG, 2009).
A eliminação dos fármacos do meio ambiente ocorre pelos processos naturais de
biodegradação e de degradação abiótica. Muitas drogas não são biodegradadas sendo
lançadas, diretamente nos corpos hídricos. A degradação abiótica do fármaco, promovida pela
absorção da radiação solar ou pela reação com espécies reativas fotoquimicamente geradas,
como •OH ou •OOH, poderia ser o processo de eliminação dominante, no entanto, as
persistências destes resíduos no ambiente aquático indicam que esses processos naturais de
eliminação não tem sido eficientes para removê-los (ALVES, 2004).
A preocupação com a presença da Ciprofloxacina é decorrente de sua persistência
química, resistência microbiana cada vez maior e efeitos sinérgicos que levam às implicações
toxicológicas. Apesar das baixas concentrações presentes nos efluentes, o lançamento desses
sem tratamento pode provocar efeitos adversos na vida aquática com danos tanto à saúde
humana como à ecologia aquática (ONESIOS, et al., 2009).
O tratamento de resíduos dos efluentes gerados pela indústria farmacêutica é complexo
e dependente dos processos de produção. Efluentes com altas frações de carbono facilmente
biodegradáveis e quantidades baixas de compostos orgânicos recalcitrantes, levam a um
acúmulo no ambiente de compostos orgânicos não-biodegradáveis em baixas concentrações
(ROCHA, 2009).
Estuda-se bastante a utilização de processos oxidativos avançados (POA) aplicados na
remoção de fármacos dos efluentes industriais. Entretanto, a eficiência do processo em grande
escala é limitada devido aos altos custos (BEKER, 2010).
4
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Apesar da alta taxa de utilização dos fármacos, como a Ciprofloxacina, são escassas
informações que dizem respeito ao destino, mecanismo de transporte, efeitos a exposição,
ocorrência de metabólitos e produtos de degradação no meio ambiente. Esses fármacos podem
afetar, por exemplo, o crescimento, reprodução e o desenvolvimento dos organismos
presentes nos ecossistemas (SANDERSON, 2009).
O lançamento de efluentes contendo antibióticos pode proporcionar o desenvolvimento
de bactérias mais resistentes, alterando a estrutura da comunidade microbiana na natureza. A
maior rota de contaminação, por poluentes orgânicos persistentes, para os humanos e animais
consiste na ingestão pelos alimentos ou água, levando a uma bioacumulação e
biomagnificação, até ao topo da cadeia alimentar. Portanto, os fármacos não necessitam ser
persistentes para apresentarem toxicidade, visto que, são liberados de forma contínua para os
ecossistemas aquáticos, através do lançamento de efluentes das ETE nos cursos d’águas
(BAPTISTUCCI, 2012).
Os processos de tratamento de efluentes usuais não removem os fármacos
completamente, por isso, essas substâncias têm sido detectadas em águas potáveis, o que
caracteriza um risco direto para os seres humanos, visto que a constante contaminação das
fontes de água pode ser associada ao processo contínuo e crescente de reutilização da água em
todo o mundo (ONESIOS, 2009).
Existem vários processos de tratamento de efluentes e águas residuais que procuram
eliminar ou minimizar a presença dos poluentes orgânicos persistentes (fármacos) no meio
ambiente. São conhecidos como Processos Oxidativos Avançados (POA) e são vistos como
uma alternativa ou complemento, aos métodos convencionais de tratamento (COELHO,
2008).
Os métodos convencionais de remediação de efluentes mais utilizados estão baseados
em um pré-tratamento por sistemas físicos, químicos ou biológicos. A adsorção, coagulação
e/ou precipitação, seguido de tratamento biológico, principalmente pelo sistema de lodos
ativados é muito utilizado. Neste processo preliminar ocorre somente a depuração dos
efluentes, através da transferência de fase aquosa para a sólida, entretanto os poluentes não
são degradados persistindo o problema ambiental (ANDREOZZI, 2004).
5
Dissertação de Mestrado – PPGQ/UFS Jaime Rodrigues da Silva
Os processos biológicos são os mais utilizados porque permitem o tratamento de
grandes volumes, conseguem alcançar altas taxas de remoção de matéria orgânica e os custos
são relativamente baixos. Os resíduos são utilizados como substrato para o crescimento e
manutenção da quantidade de microrganismos.
Nos sistemas aeróbicos, utilizam-se bactérias e fungos que requerem oxigênio
molecular, formando gás carbônico (CO2) e água (H2O). Já os anaeróbicos, utilizam bactérias
que levam a formação de CO2 e gás metano (CH4) e cujo receptor de elétrons pode ser o
nitrato (NO3-) ou o sulfato (SO4-). No entanto, alguns compostos são recalcitrantes e podem
ser tóxicos aos microrganismos (ROCHA, 2009).
Nos estudos de biodegradação de fármacos, as taxas de remoção foram da ordem de
50% para sistemas convencionais de lodo ativado. A eficiência de remoção dos fármacos em
ETE, depende das propriedades físico-químicas de cada composto. Vários trabalhos relatam
que a eliminação destes compostos é incompleta, pois a taxa de remoção é varia muito
(MARQUES, 2010).
O tratamento de efluentes industriais por lodos ativados constitui um sistema biológico
de degradação de grande eficiência. Por ser versátil é capaz de remediar uma ampla gama de
compostos orgânicos poluentes. A característica principal é a recirculação da biomassa, onde
a maior parte dos microorganismos permanece por um longo tempo no meio facilitando o
processo de oxidação dos compostos orgânicos e reduzindo o tempo de retenção do efluente
(BAPTISTUCCI, 2009).
No entanto, à composição do efluente requer um acompanhamento rigoroso das
condições ótimas de pH, temperatura e nutrientes, produzindo grande volume de lodo e
necessitando de imensa área territorial para sua instalação. Além disso, muitos compostos não
são efetivamente degradados pelos microorganismos, principalmente os organoclorados e os
nitroaromáticos, ficando adsorvidos nos flocos de lodo, gerando um novo problema a respeito
da disposição final desta biomassa contaminada (DALMÁZIO, 2007).
Nos processos químicos a oxidação dos poluentes ocorre pela ação de oxidantes fortes,
como o peróxido de hidrogênio (H2O2), o cloro (Cl2), o hipoclorito (ClO-) e o permanganato
(MnO4-).
6
Dissertação de Mestrado – PPGQ/UFS Jaime Rodrigues da Silva
Na maioria dos casos, esse tratamento não promove a mineralização completa dos
contaminantes formando uma variedade de sub-produtos de degradação, como os ácidos
orgânicos: oxálico, tartárico, fórmico, acético. Ainda com a utilização de Cl2 ocorre a
formação de compostos organoclorados, que podem ser mais tóxicos que o contaminante
inicial (AMORIM, 2007).
Existe uma necessidade imediata de desenvolver e utilizar processos que possam
degradar ou mineralizar as espécies poluentes. Com o intuito de garantir uma maior qualidade
dos recursos hídricos a aplicação dos processos oxidativos avançados (POA), na remediação
de compostos poluentes, tem sido muito estudada.
Os POA são caracterizados pela geração de espécies fortemente oxidantes, como o
radical hidroxila (OH•), que é capaz de promover a rápida degradação de vários compostos
poluentes. De um modo geral, a matéria orgânica dissolvida na água é oxidada por uma
seqüência de reações em cadeia, onde a abstração de um átomo de hidrogênio do composto
poluente é alvo do radical hidroxila (VASCONCELOS, 2011).
Os POA são definidos como tecnologias que envolvem a geração e o uso de espécies
químicas de alto poder oxidante e que se movimentam buscando degradar a matéria orgânica.
Entre os mais empregados, na degradação de fármacos, podemos citar: a Fotólise do Peróxido
de Hidrogênio, a Ozonização, a Fotocatálise Heterogênea, o Fenton e o Foto-Fenton
(AMORIM, 2010).
A degradação de fármacos por POA envolve diferentes etapas e várias reações que
resultam em diferentes sub-produtos, que podem apresentar maior ou menor toxicidade em
comparação ao fármaco original. Estes intermediários podem manter ou não a atividade
funcional do composto original.
Uma vez que vários intermediários podem ser formados durante o tratamento, é
importante identificar uma rota de degradação bem como avaliar a toxicidade e o destino
destes no ambiente. Alguns trabalhos relatam o uso da técnica de cromatografia gasosa
acoplada à espectrometria de massas (CG-MS) para a identificação de intermediários de
degradação (VASCONCELOS, 2006).
7
Dissertação de Mestrado – PPGQ/UFS Jaime Rodrigues da Silva
Pequenas alterações na estrutura química dos fármacos ocasionam impactos
significativos no seu destino no ambiente.
Os mecanismos de troca iônica, sorção, complexação superficial e ligações de
hidrogênio podem influir na adsorção desses fármacos em solos, sedimentos e lodos
biológicos, causando um aumento em sua persistência (BOLONG, 2009).
Podemos destacar as principais fontes dos fármacos no meio ambiente:
 Indústria farmacêutica: com produção de pequenos volumes de matéria prima com baixa
biodegradabilidade e alta toxicidade atribuída, principalmente, aos ingredientes ativos em
suas fórmulas.
 Eliminação por organismos vivos: após a ingestão, que ocasiona reações metabólicas,
como a hidroxilação ou clivagem, parte da substância original pode ser eliminada pelos
organismos sem ser metabolizada, chegando às estações de tratamento de efluentes
(KUMMERER, 2009).
 Em Estações de tratamento de efluentes (ETE): onde são parcialmente eliminados durante
o processo de tratamento, passando através do sistema e chegando aos corpos receptores.
 Eliminação por excreção de animais: devido ao uso no tratamento e prevenção de doenças,
além da promoção do crescimento. O esterco obtido por ser rico em nitrogênio, fósforo,
potássio e apresentar alta concentração de matéria orgânica aporta os fármacos para os
solos, onde podem ser carreados para os cursos d’água ou adsorvidos por esses.
 Aplicação em aquicultura: através do descarte in natura e sem biotransformação, pode ser
adsorvido pelo sedimento ou ingerido pela comunidade aquática.
Muitos trabalhos abordam, apenas, a remoção do princípio ativo do antibiótico, não
considerando a extensão da biodegradação dos metabólitos e produtos intermediários de
degradação formados (ONESIOS, 2009; SANDERSON, 2009; GARCIA-GALÁN, 2008;
KUMMERER, 2009; SEIFRTOVÁ, 2009).
Neste trabalho estudou-se a eletrodegradação da ciprofloxacina aplicada em amostras
reais de água de abastecimento público coletadas da estação de tratamento de São CristóvãoSE.
Na eletrodegradação foram utilizados eletrodos de Ti/TiO2, em ADE cuja adesão do
óxido de titânio IV foi obtida com a calcinação de uma mistura precursora.
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Uma característica interessante destes eletrodos é seu comportamento pseudo
capacitivo, onde na superfície eletródica, o intervalo de potencial que vai da reação de
desprendimento de hidrogênio (RDH) à reação de desprendimento de oxigênio (RDO), além
do carregamento da dupla camada elétrica, ocorrem transições eletrônicas de estado sólido
que envolvem a entrada e saída (intercalação/deinserção) de prótons entre grupos superficiais
do óxido e a solução.
As reações de desprendimento de cloro e oxigênio em nos ADE, tanto em meio ácido
como em meio básico, envolvem um grande número de etapas consecutivas (TRASATTI,
1981).
As condições otimizadas como meio reacional, pH, intensidade de corrente e força
iônica foram acompanhadas pelos métodos de monitoramento espectrofotométrico e de
voltametria cíclica.
O grande consumo de ciprofloxacina, sua forma diversificada de apresentação e sua
fonte variada de geração de metabólitos no meio ambiente torna essencial o estudo da
degradação desse composto, devido ao impacto que esses compostos biologicamente ativos
causam no meio ambiente.
As dificuldades que são observadas em estações de tratamento de efluentes por métodos
convencionais de tratamento de águas e esgotos, abrem alguns precedentes para a utilização
de técnicas não convencionais, como as técnicas eletroquímicas, de tratamento de resíduos e
efluentes (DI BERNARDO, 2005).
Com o tratamento eletroquímico dos efluentes podemos remover ou destruir as
espécies poluentes, sem a adição de grandes quantidades de produtos químicos evitando,
assim, a possível formação de compostos organometálicos ou o aumento do volume de
efluente a ser tratado.
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II. REFERENCIAL TEÓRICO
II.1 A Descoberta e o Mecanismo de Ação dos Antibióticos
Os Antibióticos podem ser considerados como substâncias químicas ou metabólitos
produzidos por organismos vivos específicos, seja através de síntese ou semi-síntese, e que
em pequenas quantidades são capazes de inibir o desenvolvimento de patógenos e dos
processos vitais de várias espécies de microrganismos, como por exemplo, as bactérias. Sendo
assim, são usados no combate a infecções em seres humanos e animais. Além disso, são
drogas com capacidade de interagir com microorganismos mono ou pluricelulares (UNITED
STATES PHARMACOPEIA, 2008).
O termo antibiótico pode ser usado de modo restrito para indicar substâncias que
atingem bactérias, ou em sentido mais amplo para fungos, por exemplo. Atua como
bactericida, quando tem efeito letal sobre a bactéria ou bacteriostático, através da interrupção
da reprodução ou da inibição de seu metabolismo (SOUZA, 2006; REYNOLDS, 2007).
O primeiro antibiótico a ser isolado foi a piocianase, extraída de Pseudomonas
aeruginosa por Emmerich e Low (1899). Eles perceberam que bactérias patogênicas eram
habitualmente destruídas no meio onde crescia essa Gram-negativa. No entanto, essa
observação não teve nenhum desdobramento terapêutico.
Podemos dizer que a história dos antibióticos só teve início com Alexander Fleming,
que em 1929 isolou de um cogumelo da família Penicilium, um material bruto capaz de
destruir colônias de Staphylococcus aureus ao qual denominou de penicilina (SOUZA, 2006).
Este material continha, aproximadamente, 10% da substância pura e foi testado em animais
com infecções, apresentando excelentes efeitos. Entretanto, sua descoberta não teve aplicação
prática imediata, pois foi incapaz de produzir consideráveis rendimentos na sua produção.
Dez anos mais tarde, coube a Florey e Chain, proporcionar melhorias nos resultados
(NISHAMINY, 2006).
10
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Somente em 1943, a penicilina começou a ser produzida em larga escala e deu-se inicio
a era dos antibióticos. Com essa descoberta, Fleming foi premiado com o Nobel de Medicina
em 1945 (GUIMARAES, 2010).
No prosseguimento de suas pesquisas, Fleming observou que a penicilina não era eficaz
contra todos os tipos de bactérias e, em doses baixas ou durante um curto período de tempo,
fazia com que as bactérias adquirissem resistências. Por esta razão recomendou que a
penicilina deveria ser usada somente em razão evidente, com altas concentrações e em
períodos longos de tempo (VADE-MECUM, 2007). A partir daí o desenvolvimento dessas
substâncias, conhecidas também como fármacos e eficientes no combate às infecções
bacterianas, revolucionou o tratamento médico ocasionando uma redução considerável na
mortalidade causada por doenças microbianas (ANDREU, 2007).
Em 1961 existiam somente 513 antibióticos registrados, em 1772 cerca de 4076, em
1985 cerca de 7650 e, atualmente ao redor de 8.000. Portanto, podemos afirmar que depois de
algumas décadas o número destes compostos aumentou consideravelmente (BLONDEAU,
2004; EVSTIGNEEV, 2006).
Os antibióticos constituem uma das classes de substâncias mais importantes produzidas,
em larga escala, por processos microbianos (SUNGPYO, 2007; WANG, 2008).
Atualmente, o termo antibiótico engloba todas as substâncias naturais, semissintéticas e
fitobióticas.
Os antibióticos semissintéticos, cuja forma básica é produzida por um microrganismo,
são obtidos por sínteses e por modificação na estrutura de uma substância. Já os fitobióticos,
de ação antimicrobiana, resultam de vegetais superiores.
O mecanismo de ação de um antibiótico pode ser influenciado, pela anatomia e/ou
fisiologia do organismo receptor. Além disso, a característica da bactéria em ser Grampositiva ou Gram-negativa é um fator importante para a escolha do tipo de fármaco a ser
usado (TAKAHASHI, 2003).
As bactérias Gram-positivas possuem uma parede celular espessa, composta de 60%
de mucopolissacarídeos, com uma cobertura de ácido teicóico e ribonucleato de magnésio. Já
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os bacilos Gram-negativos, a parede celular é mais delgada e a camada de
mucopolissacarídeos ocupa somente 10% do total (APPELBAUM, 2000).
A separação das bactérias em Gram-positivas e Gram-negativas é feita através de um
método de coloração, conhecido como método de Gram e desenvolvido por H. Gram.
Neste método, as bactérias Gram-negativas adquirem cor avermelhada e, as Grampositivas adquirem cor arroxeada. Essa diferença deve-se a constituição distinta de suas
paredes celulares. Nas bactérias gram-negativas, a membrana externa que é constituída de
lipopolissacarídeos, promove uma impermeabilização aumentando a sensibilidade ao corante
violeta usado no método (RANG, 2003; NICOLAOU, 2008).
O lipopolissacarídeo constitui uma barreira eficaz para a penetração do fármaco e, a
dificuldade em atravessa-la é a provável razão para a perda de atividade contra bactérias
Gram-negativas em detrimento as Gram-positivas. Essa afirmação resume a discussão da falta
de suscetibilidade à maioria dos fármacos antibióticos apresentada pela Pseudomonas
aeruginosa, que pode provocar infecções letais em pacientes, como por exemplo,
queimaduras e ferimentos (KATZUNG, 2006).
A ação dos antibióticos pode ser caracterizada por quatro maneiras distintas:
a)
Através da inibição da Síntese da Parede Celular Bacteriana – como a parede
celular é um envoltório de proteção, os antibióticos agem sobre a síntese da parede
celular produzindo uma parede com defeitos e, que implica no descontrole sobre o
processo de replicação da célula;
b)
Através da alteração da Membrana Celular – sendo a membrana celular constituída
de lipídios, proteínas e enzimas importantes para o metabolismo celular. Uma
interrupção nestas funções causa danos à célula;
c)
Através do bloqueio na Síntese Proteica – a reprodução bacteriana deve ocorrer de
modo repetitivo, com a união de aminoácidos que constituem as moléculas de
proteínas microbianas. A interrupção, em qualquer ponto desta cadeia, com
consequente bloqueio de alguma função, cessa o crescimento e elimina a célula
bacteriana.
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d)
Através da inibição da Replicação Cromossômica – atuam inibindo a síntese dos
ácidos nucleicos. Podem atuar no DNA parasitário. Inibem a síntese do RNA ou a do
ácido tetrahidrofólico. Reduzem também a formação dos nucleotídeos (RANG, 2003).
II.2 A Classe dos Antibióticos e as Flourquinolonas
Os antibióticos ativos contra infecções podem ser separados em classes:
a) Penicilinas – derivadas do ácido 6-aminopenicilânico, com junção entre o anel betalactâmico e o anel tiazolidínico. Inibem a enzima de formação da parede celular;
b) Cefalosporinas – o mecanismo de ação é análogo ao das penicilinas, com a inibição da
síntese da parede celular das bactérias. Dividem-se em agentes de primeira, segunda,
terceira e quarta gerações. Na progressão da primeira para a quarta geração, ampliouse o espectro contra os organismos Gram-negativos, entretanto ocorreu a perda da
eficácia para os microrganismos Gram-positivos;
c) Beta-Lactâmicos não clássicos – são os que contêm anel beta-lactâmico com o mesmo
mecanismo de ação para inibir a síntese da parede celular bacteriana;
d) Anfenicóis – a característica é a difusão através da membrana celular bacteriana com
posterior união, de forma reversível a uma subunidade de seus ribossomos. Evitam a
transferência de aminoácidos às cadeias peptídicas em formação, o que impede a
biossíntese proteica. São tóxicos, não devendo ser utilizados para tratamentos simples;
e) Tetraciclinas – inibem a síntese das proteínas, bloqueando a união do RNA de
transferência ao complexo ribossômico do RNA mensageiro. Porém, diversas espécies
de bactérias são resistentes às tetraciclinas;
f) Glicopeptídeos – agem de forma a inibir a formação de cadeias (lineares) dos
peptideglicanos, que compõem a parede celular da bactéria;
g) Macrolídeos – o mecanismo de ação análogo é idêntico aos dos anfenicóis;
h) Aminoglicosídeos – transportam-se através da membrana celular bacteriana, unindo-se,
irreversivelmente, a proteínas receptoras com uma subunidade ribossômica bacteriana.
Interferem com o complexo de iniciação do RNA mensageiro, causando erro na leitura
do DNA impossibilitando a síntese correta das proteínas. Seu uso indiscriminado
resultou no surgimento de organismos mais resistentes;
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i) Quinolonas – são inibidoras da DNA-girase, que é uma enzima essencial à atividade
metabólica das bactérias. O cromossomo de uma bactéria tem cerca de 1000 μm de
comprimento e, para que ele possa caber dentro de uma célula bacteriana de 1-2 μm de
diâmetro é necessário estar extremamente compactado e enrolado. Durante a fase
metabólica da bactéria, ocorre o enrolamento e o desenrolamento de certos segmentos
do cromossomo. A DNA-girase, que é a enzima que promove o espiralamento do
DNA, quando inibida, interrompe as mensagens vitais que não podem ser mais
originadas ao cromossomo bacteriano.
Segundo ANDERSSON e MACGOWAN, entre os antibióticos citados, as Quinolonas
(QN) se destacam, pois desde a sua descoberta, na década de 60, despertaram interesse
científico e clínico por possuírem características de um antibiótico ideal, combinando um
amplo espectro de atividade com boa biodisponibilidade oral.
A primeira QN que apresentou atividade antibacteriana foi o ácido nalidíxico (Figura 1),
sintetizado e patenteado por Lescher e colaboradores em 1962, entretanto, como não
alcançava a concentração adequada na maioria dos tecidos e órgãos a sua indicação passou a
ser restrita ao tratamento de infecções urinárias simples (HEEB e cols., 2001).
Figura 1. Estrutura do Ácido Nalidíxico.
Por outro lado, a Flumequina que apresenta um átomo de flúor na posição 6 ou carbono
6 (C-6) (Figura 2), foi patenteada em 1973, e apresentou indicações de que poderia ser
utilizada no combate a infecções bacterianas (APPELBAUM, 2000).
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Figura 2. Estrutura da Flumequina.
No entanto, o grande avanço nesses compostos ocorreu no final da década de 70,
quando além do átomo de flúor, adicionou-se um grupo piperazila na posição 7(C-7). A
Norfloxacina (Figura 3), com patente requerida em 1978, caracteriza a primeira
Flourquinolona (FQN) com potente atividade antibacteriana (SOUZA e cols., 2006;
APPELBAUM, 2000).
Figura 3. Estrutura da Norfloxacina.
Essa mudança significativa, na estrutura da Norfloxacina, além de melhorar a sua
distribuição no organismo, intensificou a capacidade de debelar infecções no trato
respiratório, na pele, ossos, entre outras (HEEB, 2001). Já os compostos, com flúor (F) na
posição 6, são conhecidos por Fluorquinolonas (FQN), (Figura 4), e apresentam melhorias
significativas na atividade contra Streptococcus pneumoniae.
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CH 3
HN
N
N
O
Norfloxacina
CH 3
HN
OH
F
N
N
OH
F
O
Ciprofloxacina
CH 3
O
N
N
O
O
N
OH
F
O
Levofloxacina
O
Figura 4. Estruturas moleculares das Fluorquinonas (FQN).
Simplificadamente, podemos dizer, que as QN possuem um anel heteroaromático
bicíclico, que pode conter um carbono ou um nitrogênio na posição 8. A presença do carbono
caracteriza uma quinolona verdadeira. Já o nitrogênio é oriundo de um sistema anelar
chamado naftiridina (Figura 5). Na prática, ambos os núcleos (quinolona e naftiridina), fazem
parte da classe descrita como “agentes antibacterianos quinolônicos” e a atividade
antibacteriana requer a presença do anel piridínico. No entanto, o ácido carboxílico na posição
3 e a carbonila na 4 são essenciais para a atividade antimicrobiana, além da substituição de R1
do nitrogênio na posição 1. Compostos sem grupamentos ligados ao nitrogênio na posição 1
apresentam pouca ou nenhuma atividade antimicrobiana, possivelmente devido à formação de
tautômeros (APPELBAUM, 2000).
R
N
quinolona
O
X
N
OH
F
R
N
R1
R2
R3
N
O
O
naftiridina
O
Figura 5. Núcleo quinolona e naftiridina: características da estrutura geral que proporciona
atividade antibacteriana.
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Foi observado que no geral, a presença de substituintes volumosos na posição 5
diminui a atividade contra Gram-positivos, provavelmente devido à interferência com sítios
de ligação enzimática da molécula nas posições 3 e 4. Entretanto, na posição 8, se X for um
carbono, os pequenos substituintes, tais como flúor, cloro e metoxila, têm sido responsáveis
pela melhoria na atividade. Além disso, alterações nesta posição afetam as propriedades
antibacterianas contra organismos anaeróbios e a estabilidade frente à luz ultravioleta.
Compostos de núcleo naftiridina com um grupo metoxila ligado ao nitrogênio apresentam
também baixa toxicidade e boa atividade contra aeróbios (TAKAHASHI, 2003).
Destacando-se as posições dos substituintes (Figura 6) e as relações entre a estrutura e a
atividade para cada grupamento no anel quinolônico, é possível encontrar as características
estruturais que influenciam na atividade nas bactérias Gram positivas e negativas (VIEIRA,
2007).
R1
R2
X
N
OH
F
R3
O
O
Figura 6. O Anel Quinolônico e seus substituintes.
• Posição 1 – quando R1 está ligado a átomos de carbono ou oxigênio a atividade biológica
diminui. No entanto, ligando-se o nitrogênio a grupos como ciclopropila, terc-butila ou etila, a
atividade aumenta;
• Posição 3 – o radical carboxila acentua a atividade biológica;
• Posição 4 – o radical carbonila ao ser substituído por grupamentos C=S ou oxigênio
proporciona diminuição na atividade biológica;
• Posição 5 – o radical R3 ao ser substituído por NH2 ou F aumenta a atividade biológica;
• Posição 6 – radicais como NO2, NH2 e F, principalmente, confere atividade biológica;
• Posição 7 – em R2 com a presença de grupos piperazila ou pirrolidinas conferindo atividade
biológica;
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• Posição 8 – um átomo de nitrogênio confere atividade e quando R1 são átomos como H, Cl,
F ou OMe (metoxila) a atividade aumenta.
II.3 A Ciprofloxacina
A Ciprofloxacina possui fórmula molecular C17H18FN3O3, sendo considerado um
antibiótico pertencente à classe das fluorquinolonas (FN) (Figura 7), com massa molar de
331,4 g.mol-1. Apresenta-se com o aspecto de um pó, com coloração variando entre o branco e
o amarelo claro. É bastante solúvel em água, pouco solúvel em metanol e etanol, sendo
praticamente insolúvel em acetona, diclorometano e acetato de etila (BAPTISTUCCI, 2012).
Apresenta nome químico IUPAC de ácido 1-ciclopropil-6-flúor-1,4-diidro-4-oxo-7-(1piperazinil)-3-quinolona carboxílico onde também pode ser conhecida pela sigla BAY-O9867. Foi aprovada por volta de 1987, pela “Food and Drug Administration” (FDA-EUA),
como um antibiótico oral. Sua formulação intravenosa foi aprovada somente em 1991. Tratase de uma droga potente e com largo espectro de ação antimicrobiana, sendo eficaz em
infecções bacterianas causadas por bactérias gram-positivas e gram-negativas.
HN
N
N
OH
F
O
O
Figura 7. Estrutura da ciprofloxacina.
A ciprofloxacina é considerada um antibiótico de primeira escolha na terapia de
infecções urinárias e de diarréias bacterianas. É usada também como agente alternativo no
tratamento de várias doenças sexualmente transmissíveis, assim como a osteomielite e alguns
casos de feridas (ROSS, 1992; BLONDEAU, 2004; ANDREU, 2007; VASCONCELOS,
2006).
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O combate das infecções bacterianas através das FQNs consiste em inibir duas enzimas
envolvidas na síntese do DNA bacteriano, a DNA-girase e a topoisomerase IV (BLONDEAU,
2004; EVSTIGNEEV, 2006). A DNA-girase é essencial na replicação, transcrição e reparação
do DNA bacteriano.
A ciprofloxacina interage com o complexo DNA-girase e DNA-bacteriano ou no
complexo formado entre a topoisomerase IV com o DNA bacteriano, para criar modificações
na conformação e resultar na inibição de suas atividades enzimáticas.
O novo complexo formado entre FQN-enzima-ADN bloqueia a replicação, inibindo a
síntese normal do DNA da bactéria e resultando na sua morte. Em Gram-negativos, a DNAgirase tende a ser o alvo inicial das FQN, enquanto que nos organismos Gram-positivos o alvo
é a topoisomerase IV (EVSTIGNEEV, 2006).
Na forma de cloridrato de ciprofloxacina é uma importante arma contra o bioterrorismo,
sendo a única droga aprovada pelo FDA para o tratamento após exposição ao antraz inalado
(SOUZA, 2004).
Assim como em outras fluorquinolonas, os alimentos não interferem na absorção oral da
ciprofloxacina, mas o uso concomitante de antiácidos contendo alumínio, cálcio e magnésio
reduz, acentuadamente, a absorção deste medicamento. O comportamento in vivo destes
fármacos é afetado fortemente por suas propriedades físico-químicas, em particular, as de
ionização em função do pH e de sua capacidade em formar complexos com íons metálicos
(tais como Al+3, Mg+2, Fe+2, Ca+2, Cu+2) (CHATTAN, 2007; VIEIRA, 2007).
A ciprofloxacina, sintetizada em 1983 pela Bayer alemã, mostrou ser de 4 a 8 vezes
mais ativa, contra enterobactérias e pseudômonas.
Com meia vida de cerca de 4 horas, liga-se às proteínas séricas com taxa entre 20 e 40%. A
distribuição no organismo humano é feita em diferentes líquidos e tecidos orgânicos,
destacando-se a concentração terapêutica, por exemplo, nas amídalas, gânglios linfáticos,
secreção brônquica, pulmões, saliva, pele e tecido cutâneo, fígado, pâncreas, músculos, ossos,
próstata, etc. Pela presença dos grupos amina e ácido carboxílico pode ser coordenada a íons
metálicos como rutênio e cobre (VIEIRA, 2007).
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Além disso, esses grupamentos podem ser protonados e desprotonados causando efeitos
eletrônicos que interferem no modo de coordenação ciprofloxacina-íon metálico.
Esses efeitos têm sido estudados, como alternativa a crescente resistência de alguns
microorganismos a esse fármaco (WANG, 2008).
A ciprofloxacina tem sido extensivamente estudada e documentada e, mesmo após cerca
de quatorze anos de uso nos Estados Unidos, tem-se mantido eficaz contra um amplo número
de infecções bacterianas. Por sua importância, é produzida e comercializada por laboratórios
distintos e em diferentes formulações. No entanto, o seu uso é contra-indicado na gravidez e
não são recomendadas nas crianças e adolescentes, embora esteja licenciada na Dinamarca
para a profilaxia de dose única para doença meningocócica das crianças.
Dentre as diversas classes de antibióticos de maior relevância ambiental, a
ciprofloxacina tem demonstrado ser a mais problemática. Isto se deve aos efeitos tóxicos mais
acentuados que ela exerce sobre bactérias, assim como a sua biorrecalcitrância (HALLINGSORENSEN, 2000; DIAS, 2009).
Devido a sua ampla utilização, a CIP vem sendo identificada em concentrações-traço
em estações de tratamento de esgotos (ETEs), águas superficiais e efluentes hospitalares,
sendo que estudos visando avaliar a carga ambiental da CIP demonstram a sua alta taxa de
adsorção a partículas sólidas como aquelas de lodos ativados, solos e sedimentos
(HERNANDEZ,2002).
A ciprofloxacina apresenta em sua estrutura dois sítios protonados, o que determina
duas constantes de dissociação. O primeiro sítio resulta da presença do grupo acídico do ácido
carboxílico e, o segundo sítio, corresponde a um grupo básico oriundo de uma amina terciária
(LANGLOIS, 2005).
A desprotonação do grupo carboxila e do nitrogênio do anel piperazinila, atribui ao
fármaco uma propriedade anfotérica. Consequentemente, em solução aquosa a ciprofloxacina
pode ser encontrada sob a forma de quatro microespécies: a espécie positiva (1), a espécie
anfotérica (3), a espécie neutra (2) e a espécie negativa (4). Este fenômeno depende,
exclusivamente, do pH no meio reacional (BAPTISTUCCI, 2012).
20
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Em valores de pH ácidos a concentração das microespécies anfotérica (zwitteriônica) e
neutra diminui, predominando a catiónica. No entanto, em pH básicos predomina a aniónica.
Figura 8. Microespécies da ciprofloxacina em função do pH
O esquema ilustrado acima que sintetiza o comportamento das microespécies da
ciprofloxacina (Figura 8), permite definir o estado de ionização do fármaco para um
determinado valor de pH, o que pode ajudar a compreender as diferenças existentes na
absorção biológica deste composto (BAPTISTUCCI, 2012).
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Figura 9. Equilíbrio de protonação da ciprofloxacina.
II.4 A Biotransformação dos Xenobióticos
No Brasil e ao redor do mundo, a preservação do meio ambiente tem causado um
enorme debate. Um dos pontos mais discutidos consiste no destino dos Xenobióticos em
Estações de Tratamento de Água e Esgotos, com isso a presença, o efeito e o risco destas
espécies tem sido amplamente reportados na literatura (KUMMERER, 2004). A discussão, no
entanto, está voltada na capacidade de destruição ou remoção por sistemas convencionais ou
não-convencionais de tratamento de efluentes (HUBER, 2003; JOSS, 2005).
Os xenobióticos, que podem ser encontrados no organismo humano, são oriundos de
diversas fontes naturais ou sintéticas de exposição. Entre essas fontes podem-se destacar os
fármacos, os aditivos alimentares, os pesticidas, as toxinas, as substâncias químicas de uso
industrial e os poluentes ambientais de diversos tipos (FARRÉ, 2008).
Os fármacos por serem substâncias de estrutura química bem definida possuem a
capacidade de modificar, explorar ou alterar o sistema fisiológico e patológico em benefício
do organismo receptor. Essas estruturas, que se encontram presentes em seres humanos e em
animais, após o uso para determinado tratamento, são removidos de seus organismos através
do metabolismo e excretados pela urina, fezes, ar expirado e transpiração, leite materno e ou
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Dissertação de Mestrado – PPGQ/UFS Jaime Rodrigues da Silva
suor. Posteriormente, essas substâncias podem ser encontradas no solo e em mananciais
(COELHO, 2008).
O metabolismo dos fármacos, em seres humanos, envolve quatro etapas: absorção,
distribuição, biotransformação e excreção. A absorção ocorre após a inalação e, a menos que
o fármaco atue em seu próprio local de aplicação, ele deve percorrer a corrente sanguínea até
o local de ação. No entanto, a resposta do fármaco só ocorre após a penetração nos espaços
intracelulares. Já a biotransformação consiste na modificação do fármaco, pela a ação de uma
enzima, em metabólitos com melhores características hidrofílicas no intuito de facilitar a sua
excreção (ONESIOS, 2009). Com isso, podemos dizer que a biotransformação nada mais é
que um processo bioquímico, catalisado por uma ampla diversidade de enzimas com
distribuição em diferentes tecidos e, encontradas dentro e fora das células.
A excreção de compostos não voláteis, como os fármacos, depende em grande parte da
sua solubilidade em meio aquoso. A princípio, as moléculas mais lipofílicas exibem um alto
coeficiente de partição lipídio:água, tendendo a se acumular e permanecer no organismo. De
um modo geral, o processo de biotransformação de xenobióticos lipofílicos dá origem a
metabólitos finais mais hidrossolúveis que se encontram em meios da excreção humana
como: a urina e as fezes. Se não houvesse esse processo, as substâncias lipofílicas seriam
excretadas lentamente. E, em função da exposição prolongada poderia haver uma acumulação
destas moléculas, que com o passar do tempo comprometeria a própria sobrevivência do
organismo (ONESIOS, 2009).
A modificação química de um Xenobiótico através da biotransformação também pode
alterar o seu efeito biológico. Além disso, muitos fármacos precisam ser inicialmente
biotransformados para exercerem efeito terapêutico. Da mesma forma, muitos destes
compostos só apresentam efeitos tóxicos após sofrerem esse efeito. A biotransformação pode
dar origem a metabólitos intermediários altamente reativos que, diferentemente das moléculas
parentais às quais o organismo foi originalmente exposto, são capazes de se ligar a proteínas e
ácidos nucléicos causando citotoxicidade e genotoxicidade (MASCOLO, 2010).
Os fármacos, na sua maioria, são xenobióticos utilizados para modular funções no corpo
humano e apresentar fins terapêuticos. Essas e outras substâncias químicas ambientais
persistentes penetram no organismo, modificando uma enorme variedade de enzimas. As
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transformações biológicas efetuadas por essas enzimas podem alterar o composto, tornando-o
benéfico, prejudicial ou simplesmente ineficiente. Os processos pelos quais os fármacos são
alterados por reações bioquímicas no corpo são designados, em seu conjunto, como
metabolismo ou biotransformação dos fármacos.
O metabolismo inicia com várias reações bioquímicas incluindo hidroxilação,
epoxidação, redução e hidrólise, onde grupos funcionais são introduzidos ou transformados
(fase I). Após, moléculas endógenas altamente polares, são unidas ao fármaco ou a seus
metabólitos, oriundos da fase I, para gerar conjugados (fase II), que são solúveis em água e
podem ser prontamente excretados na urina.
Certas drogas, agentes médicos não-terapêuticos e xenobióticos, não são metabolizados
e podem ser eliminados lentamente do corpo sem biotransformação.
II.5 A Técnica Eletroquímica
A eletrólise tem sido empregada com sucesso na eletrodegradação de fármacos, uma
vez que no processo de transferência de elétrons, os poluentes orgânicos persistentes, como os
fármacos, podem ser transformados, biodegradados ou mineralizados. A eletrólise pode ser
conduzida para reações catódicas e anódicas. No entanto, na oxidação de compostos
orgânicos usa-se à reação anódica. Nesse processo os poluentes de baixa massa molar, como a
maioria dos fármacos, são degradados. Portanto, trata-se de um caminho promissor para o
tratamento de águas residuais em abastecimento público (SILVA, 2006).
A medida da corrente elétrica que circula entre os eletrodos, resume a taxa das
transformações químicas em sua superfície. E, a corrente elétrica que atravessa o circuito
relaciona-se com a magnitude destas transformações. Podemos afirmar que à quantidade de
material depositado (em gramas) é obtido a partir das Leis de Faraday da eletrólise (SKOOG,
2006):
mdepositada = M.q = M.I.t
n. F
n.F
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Temos:
M = massa molar da espécie reativa, (g.mol-1);
q = carga elétrica consumida no processo (Coulombs);
F = constante de Faraday (96500 C.mol-1);
n = número de elétrons transferidos na reação;
I = corrente aplicada pela fonte (A);
t = tempo (s).
A quantidade de material depositado ou dissolvido nos eletrodos é diretamente
proporcional a corrente aplicada a cada eletrodo. No entanto nem todas as reações que
ocorrem nos eletrodos são desejáveis, visto que a corrente aplicada também gera reações
secundárias. Sendo assim, o conceito de Eficiência de Corrente (EC) torna-se importante na
medição da performance do sistema eletroquímico.
A Eficiência de Corrente (EC) mostra o rendimento do processo e é definido como:
EC = q reação desejada
q total
A Eficiência de Corrente (EC) é obtida experimentalmente através da relação entre a
quantidade de reagente consumido ou produto formado (m depositada) em relação à
quantidade teórica de produto formado (mtotal), onde:
EC = m depositada
m total
25
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Substituindo-se a mdepositada, calculada pelas Leis de Faraday na expressão da
Eficiência de Corrente, temos:
EC = m depositada . n . F
M.q
O valor do potencial num processo eletroquímico pode ser relacionado com a energia
livre global para uma reação eletroquímica, através da equação:
ΔG = - n . F . E0celula = - n . F. (E0cátodo – E0 ânodo)
Onde:
ΔG = energia livre de Gibbs eletroquímica (J.mol-1);
n = número de elétrons transferidos na reação;
F = constante de Faraday (96500 C.mol-1);
E0celula = potencial de equilíbrio da célula;
E0cátodo = potencial de equilíbrio no cátodo;
E0 ânodo = potencial de equilíbrio no ânodo.
Essa relação termodinâmica demonstra como se desenvolve o processo redox na
superfície do eletrodo e indica se o processo é favorável termodinamicamente, ou seja,
quando ΔG > 0 o processo é dito não espontâneo e se ΔG < 0 o processo é dito espontâneo.
Ao se tratar um processo eletroquímico com bases na termodinâmica, as reações
químicas que ocorrem em cada eletrodo durante a sua conexão a um circuito elétrico externo
são caracterizados por dois fenômenos:
(1) se a reação global da célula possuir uma variação de energia livre negativa, neste
caso a reação global da célula é espontânea;
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(2) se a reação da célula possuir uma variação de energia livre positiva, nesse caso devese aplicar uma voltagem maior que o potencial de equilíbrio da célula para produzir uma
reação química não espontânea.
O uso de processos eletroquímicos, para o tratamento de efluentes contaminados por
fármacos, apresenta vantagens, como: versatilidade, onde o mesmo reator pode ser usado para
diferentes reações químicas; segurança, devido à pequena quantidade e a natureza das
substâncias usadas; compatibilidade, pelo fato do elétron ser o único reagente presente e,
principalmente, a facilidade de manuseio.
Na eletrólise, a oxidação pode ocorrer através de vários mecanismos diferentes,
formando produtos menos tóxicos à saúde, menos agressivos ao meio ambiente ou com maior
grau de biodegradabilidade (SEIFRTOVÁ, 2009).
Quando o substrato é oxidado por via direta na superfície do eletrodo, a reação envolve
a transferência de elétrons por atuação de radicais adsorvidos na superfície do eletrodo. Nessa
transferência é necessário um elevado sobrepotencial para reação de desprendimento de
oxigênio. Já pela via indireta, a reação ocorre com espécies que são geradas
eletroquimicamente no meio, como o peróxido de hidrogênio ou o ânion hipoclorito, que são
capazes de oxidar os poluentes orgânicos em solução (MALPASS, 2006).
Na literatura é possível encontrar vários artigos sobre a degradação de diferentes tipos
de contaminantes como os pesticidas, os corantes e os efluentes industriais e domésticos por
Processos Oxidativos Avançados (POA), incluindo a eletrodegradação residual de fármacos
(AMORIM, 2007; COELHO, 2008; GARCÍA-GALÁN, 2008). Esses processos baseiam-se
na geração do radical hidroxila (•OH), que é um agente oxidante extremamente forte, sendo
capaz de oxidar uma variedade de compostos orgânicos e inorgânicos.
O radical •OH apresenta um alto potencial padrão de redução (E° = +2,73 V), estima-se
que seja capaz de promover a oxidação de compostos a CO2, H2O e ácidos inorgânicos.
Ainda nestes processos químicos, a oxidação dos contaminantes por oxidantes fortes,
como peróxido de hidrogênio (H2O2), o cloro (Cl2), o dióxido de cloro (ClO2) e o
permanganato (MnO4-), promove a mineralização completa dos contaminantes a CO2.
27
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No caso da utilização de Cl2, os compostos organoclorados formados podem ser mais
tóxicos que o contaminante inicial, sendo este o principal problema do seu uso (SANTOS,
2010).
A oxidação dos fármacos, durante os processos de degradação, pode ser verificada, por
exemplo, através do decaimento de sua concentração por Cromatografia Líquida acoplada à
espectrometria de massas. Essa técnica é útil para identificar intermediários de degradação.
A identificação destes intermediários permite propor a rota de degradação do
contaminante no ambiente. Para a identificação dos intermediários formados devem ser feitos
experimentos de degradação em uma condição não otimizada.
Já o monitoramento da eficiência do processo de degradação pode ser feito por meio da
análise das amostras retiradas durante os experimentos, em tempos previamente estabelecidos.
Umas das técnicas aplicadas nessa etapa é a espectrofotometria na região UV/Vis (SOUZA,
2011).
Os fármacos polares tendem a permanecer na fase aquosa, o que favorece sua entrada
no ambiente aquático e os pouco polares, são removidos por adsorção no lodo. Contudo, a
presença desses poluentes em efluentes de ETE resulta da baixa eficiência de remoção por
processos convencionais de tratamento, o que pode levar à contaminação de águas
superficiais.
Tal situação tem incentivado a busca de métodos mais eficientes, capazes de promover a
mineralização desses contaminantes, ou pelo menos sua transformação em produtos que não
apresentem efeitos adversos ao ambiente (AMARAL, 2009).
O tratamento oxidativo com radicais hidroxil (•OH) ou ozônio (O3), por exemplo, não
devem levar ao desaparecimento dos compostos originais, mas também destruir seus efeitos
biológicos.
Não está claro se esses processos oxidam completamente os compostos farmacêuticos a
produtos finais, como CO2 e H2O, ou transformam esses novos compostos para novos
produtos intermediários, possivelmente causando maiores efeitos negativos sobre os humanos
e sistemas ecológicos.
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Na tabela 1, é possível observar alguns trabalhos sobre a eletrodegradação de diferentes
fármacos desenvolvidos nos últimos anos.
Tabela 1. Eletrodegradação de Fármacos
Fármaco
Método
Matriz
Ciprofloxacina
O3
Água de rio
Ciprofloxacina
O3/H2O2
Referência
BAPTISTUCCI, C. B.,
2012
Efluente
VASCONCELOS,T.G.,
hospitalar
2006
VASCONCELOS, O.
Amoxicilina
Fenton/H2O2
Efluente industrial
Rifampicina
Eletroquímico
Água de rio
Metronidazol
Fenton/H2O2
Efluente sintético
BECKER, J.F.O., 2010
Fenton/H2O2
Água de rio
BAUTITZ, I.R., 2010
Diclofenaco
Fenton/H2O2
Efluente industrial ROCHA, R. S., 2009
Paracetamol
Fenton/H2O2
Água de rio
M. S. R., 2011
SANTOS, R. H. T.,
2010
Diazepam,
Propranolol,
Lincomicina
DALMAZIO, I., 2008
A reação direta de compostos orgânicos pode ocorrer por três passos principais em um
mecanismo no qual a primeira etapa é a oxidação de moléculas de água sobre a superfície do
eletrodo (MOx) de acordo com a equação 1:
MOx + H2O → MOx [•OH] + H+ + e-
(1)
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Os radicais hidroxila que são adsorvidos podem interagir com o oxigênio presente no
ânodo oxidado, com possível transição do •OH para a estrutura do óxido anódico, formando
um óxido superior de acordo com a equação 2:
MOx [•OH] → MO [O] + H+ + e-
(2)
O óxido superior formado oxida os compostos orgânicos (R) sem promover a sua total
mineralização (equação 3):
MOx [O] + R → RO + MOx
(3)
Também é possível que os radicais hidroxilas eletrogerados oxidem diretamente os
compostos orgânicos a dióxido de carbono e água, como indicado na equação 4:
MOx [•OH] + R → MOx + m CO2 + n H2O + H+ + e-
(4)
Por esse mecanismo e, variando o material do eletrodo, é possível obter espécies
oxidantes diferentes modificando a forma da oxidação. Eletrodos nos quais ocorrem oxidação
de compostos orgânicos, sem mineralizá-los totalmente, são chamados de eletrodos ativos
para o desprendimento de oxigênio, tal como o eletrodo Ti/TiRuO2. E eletrodos onde não
ocorrem transições, atuando apenas como “poços” de elétrons, são chamados de não-ativos,
apresentando alto sobrepotencial para a reação de desprendimento de O2. Um exemplo é o
Ti/PbO2 (MALPASS, 2006b).
Na oxidação eletroquímica indireta espécies catalíticas de alto poder oxidante são
geradas in situ (MALPASS, 2006a). O cloreto de sódio (NaCl) e o ácido clorídrico (HCl) são
usados, frequentemente, no tratamento de efluentes aquosos como eletrólito suporte devido a
formação de gás cloro (Cl2) e consequentemente, das espécies como OCl- e/ou HOCl.
A obtenção de Cl2 ocorre através da eletrólise de NaCl ou HCl aquoso, como indicado
nas equações 5 e 6:
2 Cl- → Cl2 + 2e- ( ânodo)
(5)
2 H2O + 2e- → H2 + OH- (cátodo)
(6)
Na produção do ânion hipoclorito (ClO-) o cloro gerado no ânodo reage com o
hidróxido formado no cátodo (equação 7):
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Cl2 + 2 OH- → H2O + ClO- + Cl-
(7)
O Cl2 e o ClO- reagem oxidando a substância orgânica na solução, resultando num
mecanismo de oxidação indireta. A degradação e a mineralização da ciprofloxacina ocorre
mais facilmente na presença de Cl-, pois neste caso tanto a oxidação direta quanto a indireta
está ocorrendo (BAPTISTUCCI, 2012).
II.6 Os Ânodos Dimensionalmente Estáveis
Para a confecção de eletrodos tem se pesquisado novos materiais, principalmente,
aquele com revestimentos finos e que apresentem: uma alta estabilidade eletroquímica, um
forte poder catalítico, uma boa seletividade e que tenham boa resistência mecânica a altos
valores de sobrepotencial.
Os ânodos dimensionalmente estáveis (ADE, Descoberto por Henry Beer em 1964 e
patenteado pela Diamond Shamrock Technologies S.A. em Genebra – Suíça em 1965 com o
nome de Dimensionally Stable Anodes, DSA®), apresentam ótimos resultados, uma vez que
os mesmos são constituídos de um suporte metálico de baixo custo, frequentemente de titânio,
onde deposita-se por decomposição térmica, misturas de óxidos de metais nobres (SANTOS,
2010).
A adesão da mistura de óxidos ao suporte metálico é assegurada pela formação, de uma
camada de óxido de titânio IV a partir do elemento metálico e com a calcinação da mistura
precursora. Os óxidos industriais mais comuns são formados por RuO2 e TiO2
(Ti/Ru0,3Ti0,7O2) onde o rutênio é o agente catalítico e o titânio permite a estabilidade
mecânica. Além desses metais podemos encontrar combinações de IrO2, Ta2O5, PbO2, SnO2 e
Sb2O5 em diferentes concentrações (MALPASS, 2006b).
Os irmãos Vittorio e Oronzio De Nora adquiriram as patentes dos ADE® e a partir de
1968 desenvolveram células eletroquímicas utilizando estes eletrodos aplicados na indústria
de cloro-álcali sendo até hoje a sua principal aplicação. No Brasil os eletrodos são
comercializados pela De Nora Do Brasil Ltda. com duas composições contendo 70% de TiO2,
30% de RuO2 ou 45% de IrO2 combinado a 55% de Ta2O5. Estes eletrodos são aplicados
também na produção de gases especiais.
31
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A eletrodegradação de fármacos é favorecida pela alta reatividade do radical hidroxila
•
OH, adsorvido na superfície do óxido de rutênio (SOUZA, 2011) ou sobre a superfície de
eletrodos formados por óxidos de chumbo IV, estanho IV e arsênio V. Entretanto, a oxidação
eletroquímica dos fármacos pode ocorrer de forma satisfatória, na superfície de alguns ânodos
de óxidos metálicos, em condições de geração simultânea de oxigênio e com a formação de
óxidos superiores ou superóxidos. Esse mecanismo pode ser observado na superfície de
ânodos dimensionalmente estáveis, com revestimento e imobilização feita por óxidos
metálicos.
II.7 Voltametria Cíclica
A Voltametria Cíclica (VC) é uma técnica eletroanalítica de grande aplicação no estudo
das reações redox, na detecção de seus intermediários, como também no acompanhamento
dos produtos formados nos eletrodos (ARGUELHO, 2005). Além disso, como é uma técnica
simples pode ser usada para obter respostas rápidas. É aplicada na investigação da reatividade
química de espécies eletrogeradas, identificando as formas presentes em solução, bem como
auxiliando na elucidação do mecanismo eletródico estudado.
A eficiência da leitura observada pode ser avaliada pela termodinâmica dos processos
redox, pela cinética da transferência de elétrons em reações heterogêneas ou por processos
adsortivos com reações químicas acopladas.
Na voltametria cíclica, a varredura de potencial é feita em uma direção e,
posteriormente na outra, enquanto a corrente é medida. O potencial do eletrodo de trabalho
varia linearmente com o tempo. Inicialmente, parte-se de potenciais onde não há reação no
eletrodo até aqueles em que ocorrem processos de oxidação ou redução da espécie a ser
investigada. Posteriormente, o potencial retorna a origem com a inversão da varredura linear,
onde são analisadas as reações intermediárias e os possíveis produtos formados (PITANGA,
2009).
Alguns parâmetros importantes podem ser caracterizados, tais como: o potencial de pico
anódico (Epa) e catódico (Epc), correntes de pico anódico (ipa) e catódico (ipc), potencial de
meio pico anódico (Ep/2) e potencial de meia onda (E1/2).
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A definição do E1/2 origina-se da polarografia clássica, onde podemos escrever:
E1/2= E0 + (RT/nF)ln(DR/DO)1/2
Para reações reversíveis, os produtos gerados no sentido direto, e que ainda se localizam
próximos à superfície do eletrodo, serão oxidados e irão gerar um pico simétrico ao de
redução. O voltamograma formado depende do processo redox que o analito sofre no
eletrodo, fazendo da voltametria cíclica uma ferramenta importante nos estudos dos
mecanismos eletródicos.
A transferência difusional de massa do analito em solução para a superfície do eletrodo
e a transferência heterogênea de carga entre o analito e o eletrodo são os componentes que
determinam a ocorrência das reações. Ainda podem ocorrer reações acopladas a alguns desses
processos (ALVES, 2004).
Em uma reação reversível a equação da cinética eletroquímica pode ser resumida
através da Equação de Nernst:
E = E0 + 2,3 RT . log [Espécie Oxidada]
nF
[Espécie Reduzida]
Temos :
E0 : potencial padrão da reação
R: constante dos gases (4,18 J mol-1 K-1)
F: constante de Faraday
T: temperatura absoluta (K)
II.8 Espectrofotometria
A espectrofotometria na região do UV/Vis é uma das técnicas analíticas mais
empregadas devido, principalmente, a robustez e baixo custo, além do grande número de
aplicações desenvolvidas. É fundamentada na aplicação da lei de Lambert-Beer, cuja base
matemática permite obter medidas de absorção de radiação por amostras em diferentes
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estados físicos, nas regiões do ultravioleta, visível e infravermelho (AMORIM, 2007;
DALMÁZIO, 2007; AMARAL, 2009).
Em medidas de absorção de radiação em determinado comprimento de onda, tem-se:
A= log(Io/I) = εbc, onde A é a absorvância, Io é a intensidade da radiação monocromática que
incide na amostra e I é a intensidade da radiação que emerge da amostra. A absortividade
molar (ε) é uma grandeza característica da espécie absorvente, e sua magnitude depende do
comprimento de onda da radiação incidente. O termo c é a concentração, em mol L-1, da
espécie absorvente e b é a distância, em cm, percorrida pelo feixe através da amostra
(DALMÁZIO, 2007).
Para identificar e ou acompanhar a mudança na concentração de um fármaco, em um
determinado meio, podemos fazer uso da análise de seu espectro de absorção na região do
ultravioleta e visível (200-800 nm). A utilização de diferentes solventes permite não apenas a
observação das bandas de absorção máxima como também a influência do pH em suas
características de absorção (GÁRCIA-GALÁN, 2008).
Alguns métodos especrofotométricos de análise são mais econômicos e simples, em
comparação com técnicas de cromatografia e de eletroforese. A espectrofotometria constitui
uma ferramenta para análises quantitativas e de controle da qualidade seja na agricultura,
farmácia e na análise ambiental. (OJEDA e ROJAS, 2009).
A luz natural é composta de radiações eletromagnéticas de todos os comprimentos de
onda do espectro visível, que abrange um intervalo entre 400 a 760nm. A percepção da cor é
dada através da absorção da luz incidente em um objeto. Os comprimentos de onda são
refletidos ou transmitidos até a percepção pela vista humana, caracterizando a cor do objeto
(PITANGA, 2009).
A variação na intensidade da cor, através da modificação da concentração de um certo
componente, constitui a base da análise espectrofotométrica. A cor resulta da formação de um
cromóforo, seja pela adição de um reagente apropriado ou pela propriedade do analito.
O instrumento usado para medir a quantidade de luz absorvida em cada comprimento de
onda, nas regiões do visível e do UV, é denominado espectrofotômetro.
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Figura 10. Esquema de um espectrofotômetro de UV/VIS de arranjos de diodos (COSTA,
2006b).
Na maioria desses instrumentos o feixe de luz é único e passa pela amostra através de
um arranjo de diodos. Em instrumentos com feixe duplo, uma das metades do feixe passa
através de uma célula transparente que contém a solução do analito. A outra metade passa
através de outra célula idêntica à primeira contendo o solvente da solução sem o composto,
que é comumente conhecido como branco (PITANGA, 2009).
De acordo com a literatura, a espectrofotometria na região do ultravioleta tem sido
usada com sucesso na determinação de ciprofloxacina em sua forma farmacêutica simples e
em associações com outros fármacos (VASCONCELOS, 2011). Mais recentemente foram
descritos dois métodos espectrofotométricos, um utilizando o sistema FIA (análise por injeção
em fluxo) e o outro a espectrofotometria em fase sólida para a determinação da
ciprofloxacina.
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Capítulo II – OBJETIVOS
II.1 – Geral
Desenvolver uma metodologia para oxidação eletroquímica da ciprofloxacina através do uso
de ânodos dimensionalmente estáveis e aplicá-la em amostras de água de abastecimento
público.
II.2 – Específicos
• Estabelecer valores ótimos para os parâmetros de eficiência em processos eletródicos, tais
como: tipo de eletrólito, pH, força iônica e densidade de corrente;
• Avaliar a aplicabilidade dos eletrodos de Ti/TiO2 para degradação da ciprofloxacina;
• Desenvolver um protocolo de análise que permita caracterizar os principais produtos da
eletrodegradação da ciprofloxacina;
• Aplicar a metodologia ao tratamento de água de abastecimento observando a eficácia do
método em uma matriz real.
Capítulo III. METODOLOGIA
III.1 – Reagentes
• Ácido Acético Glacial – Synth
• Ácido Bórico suprapur – Quimex
• Ácido orto-fosfórico suprapur – Vetec
• Ácido Clorídrico – Quimex
• Ácido Sulfúrico – Vetec
• Nitrato de Sódio – Vetec
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• Sulfato de Sódio – Vetec
• Cloreto de Sódio – Vetec
• Água destilada e deionizada (18MW obtida em Milli-Q)
• Hidróxido de Sódio – Quimex
• Ciprofloxacina (Biofarma, MM = 882,95 g mol-1)
Todos os reagentes são de grau analítico não tendo sido detectada interferências devido
a contaminantes eletroativos.
III.2 – Equipamentos
Os experimentos de oxidação eletroquímica foram conduzidos utilizando a técnica de
eletrólise a corrente constante empregando um Potenciostato/Galvostato AutoLab PGTSTAT30 (Ecochemie) interfaciado com um microcomputador e controlado pelo software GPES
versão 4.8 e conectado a uma célula eletroquímica com capacidade para 50 mL, um eletrodo
de Ag/AgCl foi empregado como eletrodo de referência e os eletrodos de placa de Ti/TiO 2
foram empregados como catodo e anodo.
Figura 11. Potenciostato/Galvostato AutoLab PGTSTAT-30 (Ecochemie).
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As medidas de pH foram realizadas pelo uso de pHmetro digital Analion PM 680 pH
meter. E nas medidas espectrofotométricas foi utilizado um espectrofotômetro da marca
Biochrom, modelo Libra S12 em célula de quartzo com comprimento ótico de 1,0 cm.
III.3 – Preparo dos Eletrodos
Para esse estudo foi usado um reator eletroquímico com capacidade de 250 mL e
equipado com um sistema de agitação.
Foram empregados como eletrodo auxiliar e eletrodo de trabalho dois eletrodos
compostos por Ti/Ru0,34 e Ti0,66O2 obtido comercialmente (De Nora do Brasil) e
confeccionados nas dimensões: 4 x 4 cm, com área ativa de 16 cm-2. O eletrodo de referência
foi de Ag/AgCl. A oxidação eletroquímica foi realizada utilizando como fonte geradora de
corrente um Potenciostato/Galvostato AutoLab PGTSTAT-30 (Ecochemie) conectado a um
microcomputador controlado pelo software GPES de versão 4.8.
Figura 12. Reator Eletroquímico, adaptado de SANTOS, 2010.
III.4 – Preparo de Soluções
A solução de ciprofloxacina foi preparada a partir da dissolução de 0,0331g em 1 L de
água deionizada.
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As soluções de tampão foram preparadas a partir da neutralização de uma solução
contendo 0,04 mol L-1 de ácido acético; 0,04 mol L-1 de ácido bórico e 0,04 mol L-1 de ácido
fosfórico, com volume de NaOH 0,2 mol L-1, de acordo com Britton & Robinson (Britton,
1952).
O pH final de cada solução tampão no intervalo de 2 a 12 foi medido com pHmetro
Analion, modelo PM 608 calibrado com soluções de tampão universal nos valores de pH de
4,00; 7,00 e 10,00.
III.5 – O Efeito do Eletrólito Suporte na Eletrodegradação
Para análise da influência do eletrólito suporte na eletrodegradação da ciprofloxacina
foram utilizados como eletrólito, ácido sulfúrico (H2SO4), ácido clorídrico (HCl), cloreto de
sódio (NaCl), nitrato de sódio (NaNO3), cloreto de potássio (KCl) e sulfato de sódio
(Na2SO4), mantendo-se a mesma densidade de corrente e concentração do fármaco em todos
os experimentos.
III.6 – Efeito das Densidades de Corrente
Foram aplicadas sobre eletrodos ADE® intensidades de corrente no intervalo entre 20 e
160 mA.
III.7 – Efeito do pH
Nessa etapa do trabalho foi estudada a influência do pH na oxidação eletroquímica da
ciprofloxacina mantendo-se a densidade de corrente constante e variando o pH de 2 a 12 na
eletrólise com adição de NaOH 0,1 mol L-1 ou HCl 0,1 mol L-1.
39
Dissertação de Mestrado – PPGQ/UFS Jaime Rodrigues da Silva
III.8 – Preparo da Solução Tampão (Britton-Robinson)
Por neutralização de uma solução contendo 0,04 mol L-1 de ácido acético; 0,04 mol L-1
de ácido bórico e 0,04 mol L-1 de ácido fosfórico, com volume suficiente de NaOH 0,2 mol L1
, de acordo com Britton & Robinson (Britton, 1952).
O pH final de cada solução tampão no intervalo de 2 a 12 foi medido com pHmetro
Analion, modelo PM 608 calibrado com soluções de tampão universal nos pHs 4,00; 7,00 e
10,00.
Figura 13. pHmetro digital Analion PM 680 pH meter.
III.9 – Espectrofotometria no UV-Vis
Os estudos de espectrofotometria foram realizados em espectrofotômetro Libra S12
(Figura 13) com o comprimento de onda analisado variando entre de 200 – 800 nm.
Figura 14. Espectrofotômetro UV-Vis modelo Libra S 12.
Para os experimentos, as soluções estoque foram preparadas e as medidas foram
efetuadas utilizando-se o tampão BR como branco para quantificar a absorção da
ciprofloxacina em meio tamponado.
40
Dissertação de Mestrado – PPGQ/UFS Jaime Rodrigues da Silva
Esquema 1. Fluxograma de Otimização do Método de Eletrodegradação da Ciprofloxacina
A metodologia empregada e simplificada no fluxograma do esquema 1 foi desenvolvida
segundo SANTOS, 2010.
Os parâmetros pH, intensidade de corrente, força iônica e meio reacional possibilitam
uma maior confiabilidade no método e são parâmetros importantes em uma rotina de
validação.
Capítulo IV. RESULTADOS E DISCUSSÃO
IV.1 Espectrofotometria
Para identificar e acompanhar a mudança da concentração da ciprofloxacina foi
analisado seu espectro de absorção na região do ultravioleta e vísivel (200-800 nm), onde
foram caracterizadas as bandas de absorção máxima e a influência do pH. Recentemente,
foram descritos dois métodos espectrofotométricos, um utilizando o sistema FIA (análise por
injeção em fluxo) e o outro a espectrofotometria em fase sólida para a determinação da
ciprofloxacina (SANDERSON, 2009; ONESIOS, 2009).
41
Dissertação de Mestrado – PPGQ/UFS Jaime Rodrigues da Silva
A ciprofloxacina em solução aquosa apresenta um pico de absorção bem definido e
com banda completamente distinta em 270 nm. De acordo com a literatura, a absorção da
radiação eletromagnética na região do ultravioleta e visível (UV/Vis) é característica de
moléculas que sofrem transições eletrônicas nos orbitais de baixa energia (BOLONG, 2009).
O espectro no UV-Vis da ciprofloxacina (Figura 15) apresenta duas bandas de
absorção referentes aos grupos cromóforos presentes na molécula, uma amina e um grupo
carboxílico (VIEIRA, 2007).
3,0
Absorbância
2,5
2,0
1,5
1,0
0,5
0,0
200
300
400
500
600
 (nm)
Figura 15. Espectro de absorção molecular da ciprofloxacina a 10-1 mol L-1 em tampão pH
2,0.
IV.2 Estudo analítico
Para desenvolver, adptar ou implementar um método analítico devemos avaliar a
eficiência de um método conhecido aplicado na rotina do laboratorio. Esse procedimento é
chamado, simplificadamente, de validação. O objetivo principal é desenvolver alterações em
metodologias já validadas, uso de novos equipamentos ou técnicas.
42
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No Brasil, os parâmetros de validação são verificados de acordo com as orientações da
Agencia Nacional de Vigilância Sanitária (ANVISA) e o Instituto Nacional de Metrologia,
Normalização e Qualidade Industrial (INMETRO).
Segundo critério descrito na norma RE n0 899 de 2003 da ANVISA, os parâmetros
analíticos exigidos para o desenvolvimento do método são: Linearidade, Limite de Detecção
(LD), Limite de Quantificação (LQ), Precisão e Exatidão, sempre observando as condições
experimentais do estudo (PITANGA, 2009).
A curva analítica da ciprofloxacina teve um comportamento linear na faixa de
concentração entre 1 10-5 e 9 10-5 mol.L-1, podendo ser descrita pela equação linear: i = 2,7
10-2 + 3,4 104, com r = 0,9998, n=6, cujo desvio padrão foi da ordem de 0,012 (Figura 16).
3,0
2,5
Abs
2,0
1,5
1,0
0,5
0,0
0
10
20
30
40
50
con. de ciprofloxacina
60
70
80
90
(mol/L)
Figura 16. Curva de calibração da ciprofloxacina em solução tampão BR/pH 2,0
Segundo a ANVISA, 2012, o Limite de Detecção (LD) é a menor quantidade do analito
presente em uma amostra que pode ser detectado, porém não necessariamente quantificado. É
estabelecido por meio da análise de soluções de concentrações conhecidas e decrescentes do
analito até o menor nível detectável. Em métodos instrumentais a estimativa do limite de
detecção pode ser feita com base na relação de 3 vezes o ruído da linha de base.
43
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Pode ser determinado pela equação:
LD = 3Sb/coeficiente angular da curva analítica padrão
Onde: Sb é o desvio padrão que intercepta o eixo y de, no mínimo, 3 curvas de
calibração construídas contendo concentrações do fármaco próximas ao suposto limite de
quantificação.
O Limite de Quantificação (LQ) é estabelecido por meio da análise de soluções
contendo concentrações decrescentes do fármaco até o menor nível determinável com
precisão e exatidão aceitáveis.
Pode ser expresso pela equação:
LQ = 10Sb/coeficiente angular da curva analítica padrão
O Limite de Detecção encontrado foi de 2,9 10-6 mol L-1 e o de quantificação obtido foi
de 9,6 10-6 mol L-1.
IV.3 Comportamento eletródico
A figura 17 apresenta o voltamograma cíclico típico da ciprofloxacina em eletrodo de
carbono vítreo, constata-se a presença de um processo de oxidação irreversível em 0,83 V vs
Ag/AgCl. No entanto, esse processo eletródico não pode ser facilmente observado em
eletrodos de Ti/TiO2 devido a elevada corrente capacitiva. A atividade eletroquímica desses
eletrodos é evidenciada pela liberação de gases, mudança da coloração da solução e o
consumo de corrente durante a eletrólise.
Para garantir uma superfície eletródica estável e uniforme, no final de cada experimento
eletrolítico foi efetuada a limpeza nos eletrodos ADE®, através do enxague vigoroso com
água deionizada e álcool etílico (P.A.). Um outro enxague com água deionizada foi realizado.
Após a limpeza foi obtido o voltamograma cíclico do item c da figura 17.
A comparação entre os voltamogramas permitiu acompanhar a eficiência da limpeza e a
estabilidade da superfície do eletrodo.
44
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Figura 17. Voltamogramas cíclicos de HCl 0,1 mol L-1 a) em eletrodo de carbono vítreo, b)
em eletrodo de carbono vítreo com 1 10-4 mol L-1 de ciprofloxacina, c) em eletrodo ADE®
com ciprofloxacina 1 10-4 mol L-1. Condição: =80 mVs-1.
IV.4 Tipo de eletrólito
A escolha do eletrólito suporte foi considerada uma etapa importante na descrição do
modelo da cinética eletroquímica e, das propriedades elétricas da solução aquosa de
ciprofloxacina. Apesar de serem escassas as informações a respeito, algumas abordagens
termodinâmicas podem ser deduzidas através do estudo do tipo de eletrólito. Podemos relatar
que um eletrólito é uma substância que ao ser dissolvido num dado solvente, produz uma
solução com uma condutividade elétrica maior que a do solvente.
Considerando a água como solvente, os eletrólitos suporte testados foram os sais: NaCl,
KCl, NaNO3 e Na2SO4 e os ácidos HCl e H2SO4.
Nos sistemas eletroquímicos o eletrólito suporte é adicionado em altas concentrações
onde confere à solução e à interface metal-solução uma série de propriedades, como por
exemplo, a força iônica.
A ciprofloxacina em solução aquosa de sulfato de sódio (Na2SO4) apresentou baixa
solubilidade, provavelemente em função da presença dos íons Na+ e SO4-2 que dificultam a
45
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interação dos sítios ácidos e básicos na molécula da ciprofloxacina com os íons H+ e OHresultantes da auto-ionização da água. Portanto, não houve análise do comportamento
eletródico neste meio. Já nos estudos com HCl, NaCl e KCl foi observado 100% de remoção
da cor amarelada, característica da presença do ânion Cl- e da posterior
formação de
hipoclorito (ClO-), que é mais eficiente para a eletrodegradação das substâncias orgânicas.
Os eletrólitos de HCl e KCl apresentaram o melhor desempenho em pH 2 (Figura 18), o
que pode ser observado através da maior quantidade de ciprofloxacina degradada. Para o pH
4, o melhor desempenho foi observado para o NaCl.
O comportamento de eletrólitos contendo cloreto em processos de corrosão é bem
conhecido. A adsorção do íon cloreto na superfície do eletrodo afeta a cinética do processo ou
muda o produto da oxidação. O efeito do eletrólito suporte sobre a reação H+/H2 vem sendo
estudado por diversos autores (MARQUES, 2010).
Eletrolitos 0,1 mol L
H2SO4
1,0
0,8
NaCl
HCl
KCl
NaNO3
0,6
0,4
A(nm)
-1
0,2
0,0
-0,2
-0,4
-0,6
2
4
6
8
10
12
pH
Figura 18. Variação da absorbância da ciprofloxacina (270 nm) em diferentes eletrólitos em
função do pH. Condições: i: 80 mA; concentração de ciprofloxacina de 10-4 mol L-1.
46
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IV.5 Efeito da densidade de corrente
O consumo de energia em processos eletroquímicos é de suma importância para
verificar a sua viabilidade. A eficiência da corrente aplicada é maior para menores densidades
de corrente. Aumentando-se a densidade de corrente, diminui-se a eficiência do processo, uma
vez que altos valores favorecem a reação de desprendimento de oxigênio. Além disso, em
menores densidades de corrente, o consumo de energia é menor. Esse comportamento é
explicado pelo fato de que em menores correntes a reação de desprendimento de oxigênio não
interfere na oxidação do composto orgânico, assim a maior parte da corrente aplicada se
concentra na oxidação da ciprofloxacina.
Maiores densidades de corrente apresentam maior consumo de energia, uma vez que
uma parte da corrente aplicada não é utilizada para a reação de interesse que é a oxidação do
fármaco.
O consumo de energia, em kWhm-3, pode ser calculado por UIt/1000V, onde U é o
potencial médio da célula durante a eletrólise (V), I é a corrente aplicada em ampére (A), t é o
tempo da eletrólise em horas e V, o volume do efluente em m3.
Para verificar a influência da densidade de corrente na eletrodegradação da
ciprofloxacina foram testados os valores de corrente de 20, 40, 80 120 e 160 mA cm-2, que
estima-se corresponder a potenciais entre 0,8 e 2,6 V. Foram retiradas e analisadas amostras
da solução por espectrofotometria no intuito de monitorar o clareamento da solução de
ciprofloxacina. Observou-se, uma diminuição na intensidade da cor a partir da densidade de
corrente de 40 mA cm-2.
O aumento da eficiência da oxidação eletroquímica da ciprofloxacina, com o aumento
da densidade de corrente, é atribuído ao acréscimo de transporte iônico que propicia um
aumento na velocidade das reações no eletrodo. Com cerca de 120 segundos, todas as
densidades de corrente foram eficientes no rompimento dos grupos cromóforos da
ciprofloxacina, visto que os radicais hidroxilas OH• produzidos nos processos eletroquímicos
reagem rapidamente, com compostos orgânicos que contém anéis aromáticos, como a
ciprofloxacina.
Aplicando-se os valores de densidade de corrente de 20 e 40 mA foi possível notar, em
47
Dissertação de Mestrado – PPGQ/UFS Jaime Rodrigues da Silva
torno de 300 s, uma baixa porcentagem de remoção de ciprofloxacina, no entanto
ao
aumentarmos a densidade de corrente até 120 mA o percentual de remoção subiu para 100%.
Além disso, em densidades de corrente superiores a 120 mA e, na ausência de compostos
orgânicos oxidáveis, os radicais O- ativos e dissolvidos formam gás oxigênio de forma mais
rápida que a oxidação eletroquímica da ciprofloxacina.
Na Figura 19, observa-se o comportamento do sistema quando da aplicação de
diferentes intensidades de corrente. A corrente ótima está abaixo de 120 mA, sendo o melhor
resultado obtido em 80 mA. Acima deste valor a energia disponível tende a ser consumida em
reações paralelas, como pode ser observado pelo aumento da corrente após um tempo de 1000
minutos. Por sua vez, valores de corrente muito baixo como 20 mA não permitem que a
reação se propague na velocidade ideal como numa reação homogênea em regime de pseudoprimeira ordem.
2
20mA/cm
2
40mA/cm
2
80mA/cm
2
120mA/cm
2
180mA/cm
2.6
2.4
2.2
Absorvância(270nm)
2.0
1.8
1.6
1.4
1.2
1.0
0.8
0.6
0.4
0
500
1000
1500
2000
2500
3000
Tempo(s)
Figura 19. Comportamento da absorbância em 270 nm em função do tempo de
eletrodegradação da ciprofloxacina em eletrodo de Ti/TiO2. Condições: 2,5 10-5 mol L-1 de
ciprofloxacina,
pH = 2,0 e HCl 0,1 mol L-1 e i: 80 mA.
48
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IV.6 Efeito de pH
A natureza do eletrólito e o pH apresentam grande influência na velocidade do
processo de degradação. Em meio a Cl- ocorre uma maior eficiência na degradação, que pode
ser caracterizada pela acentuação na inclinação das curvas de absorbância. Entretanto, o pH é
um dos fatores limitantes deste processo, a reação acontece de maneira mais adequada em
valores de pH ácidos abaixo de 4,0.
Como já foi comentado anteriormente, o espectro no UV-Vis da ciprofloxacina é
composto de duas bandas de absorção. Para diferentes valores de pH há uma mudança no
espectro referente a cada banda e, a medida que o pH da solução aumenta ocorre o
favorecimento do processo de protonamento/desprotonamento, que corresponde aos grupos
amina e ácido carboxílico, respectivamente.
O efeito do pH na absorção da ciprofloxacina, pode ser notado pela mudança nos
valores de corrente cujo comportamento adequa-se a uma curva sigmoidal típica de equilíbrio
ácido-base. Os valores a 20% e 80% correspondem aos pHs 6,0 e 7,9, estes valores são
atribuídos ao pKa1 e ao pKa2 da ciprofloxacina que segundo a literatura encontram-se
próximos a 6,2 e 8,8, respectivamente (Figura 20).
Na medida em que diminuímos a acidez do meio, favorecemos o deslocamento do
equilíbrio no sentido da desprotonação da molécula. O primeiro equilíbrio corresponde a
desprotonação do grupo amina e o segundo a desprotonação do grupo carboxílico que é
influenciado pelo pH da solução. Consequentemente, podemos encontrar em solução quatro
espécies: a espécie mais protonada (1), a espécie neutra (2), a espécie anfotérica (3) e a
espécie com carga negativa (4). A alteração do pH promove alteração desse equilíbrio,
favorecendo a formação de uma ou duas dessas formas.
49
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Figura 20. Espectro de absorção da ciprofloxacina, 10-4 mol L-1, em diferentes valores de pH
(λ = 270 nm).
IV.7 Efeito da Força Iônica
De acordo com a teoria de P. Debye e E. Hückel, 1923, em soluções de eletrólitos fortes
como o HCl, os íons estão sujeitos a ação da Lei de Coulomb. Portanto, quanto maior a carga
desses íons e maior a concentração da solução, maior será à força de atração interiônica. Para
soluções diluídas a probabilidade de formação de aglomerados iônicos é muito pequena ou
quase nula, nesse caso a atividade se aproxima ou até se iguala à concentração analítica. Já a
intensidade do campo elétrico gerado pela presença de íons em solução é quantificada através
do parâmetro força iônica, introduzida por Lewis em 1921.
Para avaliar o efeito da força iônica foram realizados experimentos em diferentes
concentrações do eletrólito suporte na faixa de 0,1 a 0,0001 mol L-1.
A figura 21 mostra a influência da força iônica no processo de eletrólise da
ciprofloxacina, onde para as soluções diluídas houve um comportamento semelhante para a
eletrodegradação. Este fenômeno pode ser explicado pela natureza do eletrólito, onde sais
50
Dissertação de Mestrado – PPGQ/UFS Jaime Rodrigues da Silva
que apresentam valências para os íons formados na mesma proporção, por exemplo, na
relação de 1:1 do HCl, a força iônica consiste na própria concentração do eletrólito.
3.4
3.2
3.0
2.8
Absorbância(nm)
2.6
2.4
-1
-1
10 mols.L HCl
-2
-1
10 mols.L HCl
-3
-1
10 mols.L HCl
-4
-1
10 mols.L HCl
2.2
2.0
1.8
1.6
1.4
1.2
1.0
0.8
0.6
0.4
0s
300s 600s 900s 1200s 1500s 1800s 2100s 2400s 2700s
Tempo(s)
Figura 21. Estudo da Força iônica em HCl, pH=2,0 e i: 80 mA cm-2
Com o estudo da força iônica foi possível perceber que o aumento na concentração do
eletrólito interfere diretamente na taxa de degradação da ciprofloxacina. Nos experimentos
com HCl foi observado que, para uma mesma densidade de corrente e em concentrações
maiores, ocorre uma maior velocidade de remoção da cor. Com o HCl, provavelmente
ocorreu a eletrólise indireta, ou seja, a oxidação da ciprofloxacina devido a formação das
espécies ClO- e o –OH. Não obstante, o excesso de H+ no meio pode interferir na reação de
protonação/desprotonação da ciprofloxacina, onde o excesso desta espécie estabiliza a
molécula orgânica encobrindo possíveis sinais de reações redox que possam vir a ocorrer. A
saída para evitar esse comportamento é trabalhar com a concentração intermediária, ou seja, a
concentração de HCl de 0,01 mol.L-1.
51
Dissertação de Mestrado – PPGQ/UFS Jaime Rodrigues da Silva
IV.8 Aplicação da eletrodegradação da ciprofloxacina em água de abastecimento
público
A eletrodegradação da ciprofloxacina (BOLONG, 2009; MARQUES, 2010) foi
acompanhada por voltametria cíclica. Esta técnica foi escolhida pela versatilidade em adquirir
informações qualitativas no estudo dos processos eletroquímicos, além de ser mais indicada
quando se trata da investigação de processos eletródicos.
Com o auxílio da espectrofotometria, que é uma técnica menos seletiva que a
voltametria cíclica, foram monitoradas as moléculas de ciprofloxacina, seus compostos
intermediários e os metabólitos resultantes da sua eletrodegradação.
Os resultados da aplicação da eletrodegradação da ciprofloxacina (COELHO, 2008;
ONESIOS, 2009) em água de rio utilizando HCl como eletrólito suporte em meio reacional de
pH 2,0 encontra-se no gráfico da figura 22, onde a cada 5 minutos com aplicação de uma
intensidade de corrente de 80 mA é possível perceber a viabilidade técnica do método.
Atualmente, usa-se para o monitoramento das técnicas de degradação eletroquímica o
teor de carbono orgânico total (TOC), no entanto, esta técnica foi considerada inviável em
função da quantidade traço de ciprofloxacina usada nos experimentos que estão abaixo do
limite de detecção, que encontram-se na faixa de 50 ppm a 10.000 ppm.
Figura 22. Redução da absorbância da ciprofloxacina (c = 1 10-4 mol L-1), utilizando como
52
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eletrólito suporte o HCl a 0,1 mol L-1 em água de abastecimento no meio reacional pH 2,0
sobre eletrodos ADE® em função do tempo de eletrólise a cada 5 min. (λ = 270 nm).
No acompanhamento da eletrodegradação da ciprofloxacina em água de rio, observouse um decréscimo acentuado da absorbância em torno de 500s de eletrólise. Nas diferentes
amostras coletadas e corrigindo-se o pH até próximo de 2,0, com a adição de HCl 0,1 mol.L-1,
foi possível observar que em torno de 1000s a degradação tornou-se efetiva confirmando a
viabilidade do uso desta técnica (figura 22).
Capítulo V - CONCLUSÃO
V.1 Considerações Finais
Nesse trabalho estudou-se a eletrodegradação do antibiótico ciprofloxacina em meio
aquoso com Ânodos Dimensionalmente Estáveis, onde a eficiência do processo foi avaliada
através da eletroatividade da ciprofloxacina nesses eletrodos.
Na otimização do método de eletrodegradação, a intensidade de corrente mais adequada
foi encontrada a 80mA.
Observou-se, que o uso de HCl e NaCl como eletrólitos suporte favoreceram o processo
de eletrodegradação, sendo que a diferença nos resultados obtidos usando-se essas substâncias
é muito pequena. Optou-se pelo uso de HCl por não haver necessidade de correção do pH do
meio.
Em estudos na presença de cloreto houve a remoção de 100% da cor amarelo claro,
característica da degradação da solução aquosa de ciprofloxacina.
Em ambos os eletrólitos a presença do ânion Cl- determinou a formação de ácido
hipocloroso (HOCl) que contribuiu para uma melhor eficiência na eletrodegradação. Nos
estudos com variação de pH, foi possível perceber que este é um fator limitante, uma vez que
a reação acontece com maior eficácia em pH abaixo de 4,0.
Por espectrofotometria foi possível determinar as formas presentes em cada ambiente
53
Dissertação de Mestrado – PPGQ/UFS Jaime Rodrigues da Silva
protônico, dois valores de pKa. O primeiro em 6,0 atribuído ao equilíbrio de protonação do
grupo amina e o segundo atribuído ao equilíbrio do grupo carboxílico.
A molécula de ciprofloxacina foi degradada após 5 min., aproximadamente, após este
tempo e até 33 min. de eletrólise foi possível acompanhar a degradação dos seus subprodutos.
Já a degradação em água de abastecimento público ocorreu em um tempo maior, cerca de
500s aproximadamente.
Esse fato demonstra que o tratamento com eletrodos do tipo Ânodos Dimensionalmente
Estáveis são efetivos para a degradação e remoção da ciprofloxacina no ambiente aquático,
mesmo em concentrações em nível de traço.
Uma etapa importante que não foi desenvolvida neste trabalho consiste na
determinação do mecanismo de degradação do fármaco. Além disso, a identificação dos
metabólitos formados e a influencia que cada estrutura exerce em decorrência do pH do meio
reacional, não pode ser descartada também.
A identificação das etapas e em quais moléculas menores a ciprofloxacina é
convertida, até chegar a formação de gás carbônico e água, pode ser útil nos estudos dos
tratamentos combinados, como a associação ao tratamento biológico, por exemplo.
Outra sugestão de trabalho futuro é utilizar a eletrodegradação com ADE para
fármacos de classes diferentes, testando assim a viabilidade do método para aplicação em
estações de tratamento de águas e esgotos.
54
Dissertação de Mestrado – PPGQ/UFS Jaime Rodrigues da Silva
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