• Nenhum resultado encontrado

Degradação da lomefloxacina por processos oxidativos avançados

N/A
N/A
Protected

Academic year: 2021

Share "Degradação da lomefloxacina por processos oxidativos avançados"

Copied!
131
0
0

Texto

(1)

i

AMANDA MARCHI DUARTE DE OLIVEIRA

DEGRADAÇÃO DA LOMEFLOXACINA POR

PROCESSOS OXIDATIVOS AVANÇADOS

CAMPINAS 2015

(2)

ii

(3)

iii

UNIVERSIDADE ESTADUAL DE CAMPINAS

FACULDADE DE ENGENHARIA CIVIL, ARQUITETURA E

URBANISMO

AMANDA MARCHI DUARTE DE OLIVEIRA

DEGRADAÇÃO DA LOMEFLOXACINA POR

PROCESSOS OXIDATIVOS AVANÇADOS

Orientador: Prof. Dr.José Roberto Guimarães

Dissertação de Mestrado apresentada a Faculdade de Engenharia Civil, Arquitetura e Urbanismo da Unicamp, para obtenção do título de Mestra em Engenharia Civil, na área de Saneamento e Ambiente.

ESTE EXEMPLAR CORRESPONDE À VERSÃO FINAL DA DISSERTAÇÃO DEFENDIDA PELA ALUNA AMANDA MARCHI DUARTE DE OLIVEIRA E ORIENTADA PELO PROF. DR. JOSÉ ROBERTO GUIMARÃES

ASSINATURA DO ORIENTADOR ______________________________________

CAMPINAS 2015

(4)

iv

FICHA CATALOGRÁFICA ELABORADA PELA BIBLIOTECA DA ÁREA DE ENGENHARIA CIVIL – BAE - UNICAMP

(5)

v

(6)
(7)

vii

RESUMO

O antimicrobiano lomefloxacina (LOM) foi detectado em matrizes aquosas em vários países. Sua introdução contínua no ambiente pode apresentar risco potencial para organismos aquáticos e terrestres, devido à presença de atividade antimicrobiana. A fim de degradar a LOM e outros contaminantes emergentes, utiliza-se os processos oxidativos avançados (UV/H2O2, O3 em pH 11) devido à geração de radicais hidroxila altamente reativos e não seletivos. O objetivo deste estudo foi avaliar a degradação da LOM por fotólise, peroxidação, peroxidação assistida por radiação ultravioleta e ozonização em diferentes valores de pH, além de avaliar a atividade antimicrobiana residual, a toxicidade aguda e também identificar e sugerir os produtos formados durante os processos de degradação. Soluções de 500 μg L-1 de LOM foram submetidas aos processos fotolítico (= 254 nm), peroxidação (CH2O2 = 0,335; 1,675 e 6,77 mmol L-1); UV/H2O2

(CH2O2 de 0,067 a 6,77 mmol L-1) e ozonização (Dose O3 = 5,5 a 54,34 mg L-1) em diferentes

valores de pH (3, 7 e 11). Após ensaio de degradação em escala laboratorial, realizou-se a extração em fase sólida e injeção em HPLC para avaliar o percentual de degradação. Foram avaliadas também a remoção da atividade antimicrobiana, com o organismo-teste Escherichia

coli K12 (ATCC 23716), e a toxicidade com o organismo-teste Vibrio fischeri (Microtox). Com

os resultados do presente trabalho foi possível sugerir que a peroxidação foi ineficaz para a degradação da lomefloxacina: menos que 15% da concentração do fármaco foi reduzida, mesmo após rtempo de ensaio (60 minutos); esse processo também foi ineficaz na redução da atividade antimicrobiana. Ambos os processos de fotólise e UV/H2O2 foram capazes de degradar mais de 95% de LOM em 60 minutos (Dose de radiação = 5267 mJ cm-2). Em relação à degradação da LOM, não se observou diferença quando utilizado UV (95,7%) ou UV/H2O2 (concentração de H2O2 variando de 0,067 a 6,77 mmol L-1) (96,9%). No entanto, o processo UV/H2O2 com 6,77 mmol L-1 de H2O2 foi o mais eficaz na redução da atividade antimicrobiana (96,3%). Em todos os processos avaliados, não foi verificado a remoção completa da atividade antimicrobiana. A ozonização em pH 3 apresentou eficiência quanto à degradação, redução da atividade antimicrobiana e, principalmente da toxicidade aguda, sendo a inibição da V. fischeri de 12,8%. Em todos os processos observou-se incremento na toxicidade, sugerindo a formação de produtos intermediários de degradação mais tóxicos que o composto original. Os processos avaliados demonstraram alto potencial para serem incorporados ou utilizados em estações de tratamento de água que contenham a LOM e/ou compostos químicos emergentes.

Palavras-chave: fluoroquinolona; atividade antimicrobiana; ozonização; toxicidade; produto de degradação.

(8)
(9)

ix

ABSTRACT

The antimicrobial drug lomefloxacin (LOM) has been detected in the aqueous matrices in several countries. Its continuous introduction into the environment is a potential risk to aquatic and terrestrial organisms due to the presence of antimicrobial activity. Advanced oxidation processes (UV/H2O2, O3 pH 11) due to hydroxyl radicals that were highly reactive and non-selective were used to degrade emerging contaminants and were evaluated to degraded LOM aqueous solutions. The aim of this study was to evaluate the degradation of LOM by photolysis, peroxidation, peroxidation assisted by ultraviolet radiation and ozonation at different pH values; moreover, the residual antimicrobial activity, the acute toxicity, and the degradation byproducts formed during degradation processes were evaluated. Aqueous solutions of 500 μg L-1 LOM were underwent to UV radiation (= 254 nm), peroxidation (CH2O2 = 0.335; 1.675 e 6.77 mmol L-1), UV/H2O2 (CH2O2 0.067 to 6.77 mmol L-1) and the ozonation (Dose O3 = 5.5 to 54.34 mg L-1) at different pH values (3, 7 and 11). LOM degradation was evaluated by high performance liquid chromatography (HPLC) with UV detection. Samples were prepared prior to measurements by solid phase extraction (SPE). Antimicrobial activity was determined by evaluating growth inhibition of Escherichia coli K12 (ATCC 23716) and the acute toxicity of Vibrio fischeri test organism (Microtox). Peroxidation did not effectively degrade LOM, reducing less than 15% of the initial drug concentration (500 μg L-1) after 60 min of testing; this process was also ineffective to reduce antimicrobial activity. Both photolysis and UV/H2O2 (6.7 10-2 mmol L-1 H2O2) were able to degrade more than 95% of LOM in 60 min of testing (radiation dose = 5267 mJ cm-2). However, the UV/ H2O2 (CH2O2 = 6.77 mmol L-1) was more effective to reduce the antimicrobial activity (96.3%). Antimicrobial activity of the solutions was not totally eliminated in any of the processes evaluated. The ozonation at pH 3 was efficient to degradation, reduction of antimicrobial activity and, especially of acute toxicity, with an inhibition of 12.8% of V.

fischeri. In all cases there was an increase in toxicity, suggesting the formation of toxic

intermediates more degradation than the parent compound. The evaluated processes showed high potential to be incorporated or used in water treatment plants that contain the LOM and/or emerging contaminants.

(10)
(11)

xi

Sumário

RESUMO ... vii ABSTRACT ... ix DEDICATÓRIA ... xv AGRADECIMENTOS ... xvii

Lista de Ilustrações ... xxi

Lista de Tabelas ... xxiii

1. INTRODUÇÃO ... 1

2. OBJETIVOS ... 3

3. REVISÃO DA LITERATURA ... 5

3.1. Fármacos: consumo mundial ... 5

3.2. Ocorrência e rota no ambiente ... 6

3.3. Quinolonas e fluoroquilononas: antimicrobianos de uso veterinário ... 10

3.4. Lomefloxacina ... 17

3.4.1. Propriedades ... 18

3.4.2. Ocorrência da lomefloxacina no ambiente ... 20

3.4.3. Degradação da Lomefloxacina por diversos processos... 21

3.5. Processos Oxidativos Avançados ... 23

3.5.1. Peroxidação assistida por radiação ultravioleta (UV/H2O2) ... 25

3.5.2. Ozonização ... 27

(12)

xii

4. MATERIAL E MÉTODOS ... 31

4.1. Reagentes ... 31

4.2. Preparo das soluções estoques ... 31

4.3. Método analítico ... 31

4.3.1. Extração em fase sólida (EFS) ... 32

4.3.2. Método cromatográfico – Cromatografia líquida de alta eficiência (HPLC)... 33

4.4. Ensaios de degradação ... 34

4.4.1. Reator foto-químico com recirculação ... 34

4.4.1.1. Medida da intensidade e cálculo da dose de radiação ... 35

4.4.1.2. Hidrodinâmica do reator ... 36

4.4.1.3. Degradação de lomefloxacina por peroxidação ... 39

4.4.1.3.1. Determinação de peróxido de hidrogênio residual ... 40

4.4.2. Reator para ensaios de ozonização ... 40

4.4.2.1. Quantificação do ozônio na fase gasosa ... 42

4.5. Espectrometria de massas ... 44

4.6. Ensaios de toxicidade e de atividade antimicrobiana ... 46

4.6.1. Avaliação da toxicidade ... 46

4.6.2. Avaliação da atividade antimicrobiana ... 47

5. RESULTADOS E DISCUSSÃO... 51

5.1. Conformidade do sistema cromatográfico ... 51

(13)

xiii

5.2. Degradação por fotólise, peroxidação e por peroxidação assistida por radiação

ultravioleta (UV/H2O2) ... 55

5.3. Degradação por ozônio ... 60

5.4. Atividade Antimicrobiana ... 64 5.5. Toxicidade aguda ... 71 5.6. Identificação de intermediários ... 76 5.6.1. Fotólise e UV/H2O2 ... 76 5.6.2. Ozonização ... 80 6. CONSIDERAÇÕES FINAIS... 87 7. CONCLUSÕES ... 89 8. PERSPECTIVAS FUTURAS ... 91 9. REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS ... 93

(14)
(15)

xv

DEDICATÓRIA

Aos meus pais Edenice Costa de Marchi Duarte Oliveira e Valdemar Duarte de Oliveira que me deram uma ótima educação e sempre me incentivaram na busca de meus sonhos e objetivos. A minha irmã e melhor amiga Bruna Marchi Duarte de Oliveira pelo apoio e incentivo.

(16)
(17)

xvii

AGRADECIMENTOS

À Deus por me sustentar durante toda minha vida e me dar saúde e força para trilhar meu caminho.

À minha família pela cumplicidade, muita compreensão, paciência e amor.

Ao professor Dr. José Roberto Guimarães e a Dra Milena Guedes Manieiro, pela orientação e pela oportunidade do mestrado.

Aos professores Dr. Adriano Luiz Tonetti e Dra Anne Hélène Fostier pelas grandes contribuições na minha banca de qualificação.

Aos professores Dr. Adriano Luiz Tonetti e Alám Gustavo Trovó pela disponibilidade em participar da banca examinadora de defesa e pelas observações pertinentes que auxiliaram na melhor elaboração do trabalho final.

Aos docentes da FEC – Faculdade de Engenharia Civil, Arquitetura e Urbanismo e da FT – Faculdade de Tecnologia que auxiliaram no meu processo de aprendizagem.

Aos técnicos do Laboratório de Saneamento - FEC, Fernando Pena Candello e Daniel Augusto Camargo, as técnicas do IQ – Fernanda, Priscila e Andreza, ao técnico da FEAGRI – Giovani e aos funcionários da vidraria do IQ - Márcio e Cláudio.

Aos colegas de pós-graduação, em especial, Alessandra, Bianca, Denise, Liane e Renata pela amizade e companheirismo no decorrer do mestrado.

Às amigas Juliana Zebiani, Mariana Barbieri e Raissa Costa, que sempre me incentivaram. Ao Juliano, por acreditar em mim e me auxiliar nessa etapa da minha vida.

Ao grupo de pesquisa de processos oxidativos avançados, em especial ao Caio Rodrigues pela ajuda, paciência e ensinamentos.

(18)
(19)

xix

Há três caminhos para o sucesso: ensinar o que se sabe, praticar o que se ensina e, perguntar o que se ignora. (Anônimo)

(20)
(21)

xxi

Lista de Ilustrações

Figura 1. Rota dos fármacos no ambiente. ... 8

Figura 2. Estrutura representativa das quinolonas ... 11

Figura 3. Estrutura representativa da lomefloxacina com as respectivas alterações na molécula original do ácido naxílico... 17

Figura 4. Comportamento da molécula de LOM de acordo com o pKa e pH. ... 19

Figura 5. Fotólise da lomefloxacina com perda do flúor e geração do fluoreto. ... 22

Figura 6. Gerador de ozônio pelo método corona. Modificado de: EPA, 1999. ... 28

Figura 7. Sistema operacional utilizado: 1-agitador magnético; 2- reservatório; 3-bomba peristáltica; 4- reator fotoquímico com recirculação. ... 34

Figura 8. Variação da concentração normalizada do traçador em função do tempo na vazão de 100 mL min-1, sem recirculação... 37

Figura 9. Curva de resposta da concentração do traçador em função do tempo com os termos mais utilizados no estudo hidráulico de reatores (TCHOBANOGLOUS; BURTON e STENSEL, 2003). ... 37

Figura 10. Sistema de ozonização em escala laboratorial ... 41

Figura 11. Titulação do iodeto de potássio ozonizado: (a) amostra acidificada, (b) primeiro ponto de viragem em amarelo-palha e; (c) amostra final... 42

Figura 12. Relação da vazão de O2 com a produção de O3 nas potências de 10, 20, 30 e 50%. .. 43

Figura 13. Diluição serial da amostra para ensaio de atividade antimicrobiana. ... 48

Figura 14. Metodologia empregada. ... 49

Figura 15. Pico cromatográfico da lomefloxacina. ... 52

Figura 16. Curva analitica da lomefloxacina. ... 52

Figura 17. Porcentagem de recuperação nos cartuchos Varian e Oasis em pH 3 e 5,6. ... 54

Figura 18. Degradação de 500 µg L-1 de lomefloxacina por fotólise, peroxidação (CH2O2 = 0,335; 1,675 e 6,77 mmol L-1) e UV/H2O2 em diferentes concentrações de H2O2. ... 56

(22)

xxii

Figura 20. Monitoramento do consumo de H2O2 durante o processo UV/H2O2. ... 58 Figura 21. Degradação de 500 µg L-1 de lomefloxacina por ozonização em pH diferentes (3, 7 e 11). ... 61 Figura 22. Porcentagem de consumo de O3 em pH 3, 7 e 11. ... 62 Figura 23. Curvas dose-resposta obtidas durante a degradação da lomefloxacina por fotólise, peroxidação (CH2O2 =1,675 mmol L-1) e UV/H2O2 (CH2O2 = 0,335; 0,677; 1,675 e 6,77 mmol L-1). ... 66 Figura 24. Correlação entre a concentração residual de lomefloxacina e o PEQ das soluções submetidas à fotólise e UV/H2O2 (CH2O2 = 6,77 mmol L-1)... 67 Figura 25. Curvas dose-resposta obtidas durante a degradação da lomefloxacina por ozonização em diferentes doses de O3 e em diferentes valores de pH (3, 7 e 11). ... 68 Figura 26. Correlação entre a concentração residual de lomefloxacina e a PEQ das soluções submetidas à ozonização em pH 3, 7 e 11. ... 69 Figura 27 – Sítios de atuação da atividade antimicrobiana da LOM. ... 70 Figura 28. Inibição da luminescência da bactéria Vibrio fischeri durante o processo de fotólise. 71 Figura 29. Inibição da luminescência da bactéria Vibrio fischeri pelo H2O2 (CH2O2 = 0 a 7 mmol L-1)... 72 Figura 30. Inibição da luminescência bactéria Vibrio fischeri durante o processo de peroxidação (CH2O2 = 1,675 mmol L-1). ... 73 Figura 31. Inibição da luminescência bactéria Vibrio fischeri durante o processo de UV/H2O2 (CH2O2 = (A) 0,335; (B) 1,675 e (C) 6,77 mmol L-1). ... 74 Figura 32. Inibição da luminescência bactéria Vibrio fischeri durante a ozonização da LOM em diferentes valores de pH... 75 Figura 33. Espectro de massas obtido para (A) fotólise e para o processo (B) UV/H2O2 (6,77 mmol L-1). ... 77 Figura 34. Espectro de massas obtido para a ozonização em pH 3. ... 81 Figura 35. Espectro de massas obtido para a ozonização em pH 7. ... 81 Figura 36. Espectro de massas obtido para a ozonização em pH 11. ... 82 Figura 37. Rota de ozonização para a LOM em solução em pH 3, 7 e 11. ... 83

(23)

xxiii

Lista de Tabelas

Tabela 1. Consumo de fármacos. ... 5 Tabela 2. Diferentes gerações de quinolonas e suas atuações antimicrobianas. ... 11 Tabela 3. Ocorrência de quilononas e fluoroquilononas no ambiente. ... 13 Tabela 4. Propriedades físico-químicas da lomefloxacina (adaptado de SCHOLAR, 2007). ... 18 Tabela 5. Ocorrência da lomefloxacina no ambiente. ... 20 Tabela 6. Toxicidade da lomefloxacina para alguns organismos em CE50... 21 Tabela 7. Condições de degradação da LOM por processos oxidativos... 23 Tabela 8. Potencial padrão de redução para algumas espécies oxidantes. ... 24 Tabela 9. POA aplicados a fluoroquilononas. ... 29 Tabela 10. Extração da LOM com cartucho Oasis® HLB (Waters). ... 32 Tabela 11. Tempos de irradiação e dose de radiação para os tempos totais de ensaio. ... 35 Tabela 12. Paramêtros avaliados no estudo hidrodinâmico e suas definições, de acordo com Tchobanoglous; Burton e Stensel (2003); Rebhun e Argaman (1965). ... 38 Tabela 13. Resultados dos parâmetros hidrodinâmicos avaliados. ... 38 Tabela 14. Concentrações de H2O2 em diferentes proporções com a LOM. ... 39 Tabela 15. Dosagens de ozônio (mg L-1) referentes ao tempo de ozonização. ... 44 Tabela 16. Fragmentos de quantificação e identificação da LOM. ... 46 Tabela 17. Parâmetros avaliados para validação do método cromatográfico. ... 53 Tabela 18. Constantes de velocidade da reação de degradação da LOM (k) para os

POA-UV/H2O2 avaliados. ... 60 Tabela 19. Comparação da degradação e da redução da atividade antimicrobiana nos processos de fotólise, peroxidação (CH2O2 =1,675 mmol L-1) e UV/H2O2 (CH2O2 = 6,7 10-2; 3,35 10-1; 6,7 10 -1

, 1,675 e 6,7 mmol L-1). ... 65 Tabela 20. Comparação da degradação e da redução da atividade antimicrobiana da ozonização em diferentes valores de pH (3, 7 e 11). ... 69

(24)

xxiv

Tabela 21. Estruturas dos intermediários identificados na fotólise e UV/H2O2. ... 78 Tabela 22. Intermediários de degradação identificados na ozonização de soluções de LOM, em diferentes pH. ... 82 Tabela 23. Evolução de todos os parâmetros analisados para os melhores processos de

(25)

1

1. INTRODUÇÃO

Os fármacos são considerados compostos químicos emergentes e são utilizados na medicina humana e veterinária. Os compostos originais, seus metabólitos, ou ambos, se encontram presentes no ambiente, em águas superficiais, subterrâneas ou residuárias e também adsorvidos no solo, em baixas concentrações.

A presença desses compostos no ambiente ocorre devido à administração terapêutica, em que compostos originais são parcialmente metabolizados e excretados por meio de fezes e urina dos seres humanos ou dos outros animais (MITANI, KATAOKA, 2006).

A preocupação com relação a estes compostos no ambiente se deve à presença da atividade antimicrobiana, o que levaria ao aumento da resistência antimicrobiana das bactérias e outros organismos expostos a estes compostos químicos (STURINI et al. 2012; VAN DER GRITEN et al. 2010; KÜMMERER, HENNINGER, 2003).

Dentre os antimicrobianos com grande número de agentes quimioterapêuticos sintetizados na última década, destacam-se as famílias das quinolonas e fluoroquilononas. Dentre estas, a lomefloxacina, uma fluoroquinolona de segunda geração, comumente utilizada no tratamento de infecções bacterianas, como bronquites e infecções do trato urinário de animais, incluindo os seres humanos.

Na China, o maior consumidor de fármacos, já foi relatada a ocorrência da lomefloxacina em águas superficiais, águas de abastecimento público, em afluentes e lodo de estações de tratamento de esgoto (ETE) em concentrações de ng L-1 e μg kg-1 (GAO et al. 2012; JIA et al. 2012; YIRUHAN et al. 2010; XIAO et al. 2008). Foi registrada, também, a sua ocorrência em rios e estuários do Japão, em efluentes domésticos e águas superficiais nos Estados Unidos da América e no Canadá (NAKATA et al. 2005), e em efluentes de ETE em alguns países da Europa (ANDREOZZI et al. 2003). Dessa forma, o fármaco lomefloxacina desperta atenção quanto à sua presença no ambiente. No Brasil, ainda não há pesquisas relacionadas a este escopo.

(26)

2

A maioria das estações de tratamento de água, por utilizarem a cloração, processo oxidativo convencional, e as estações de tratamento de esgoto, por utilizarem processos biológicos, não são capazes de remover totalmente compostos como os fármacos, e tornam-se as principais rotas de introdução destes no ambiente (DORIVAL-GARCÍA et al. 2013; VAN DOORSLAER et al. 2014b). Com isso, surge a necessidade de realizar pesquisas com novas tecnologias que possam degradar os fármacos e outros compostos recalcitrantes.

A fim de degradar compostos orgânicos, incluindo os contaminantes emergentes, são empregados os Processos Oxidativos Avançados (POA). A tecnologia de POA refere-se à combinação de processos físicos e químicos gerando radicais hidroxila, altamente reativos e não seletivos, capazes de degradar e mineralizar compostos complexos e recalcitrantes, devido ao seu alto potencial de redução (E = 2,80 V) (GUIMARÃES, 2013).

Diante do exposto, nesse trabalho foram utilizados POA e processos oxidativos convencionais a fim de avaliar a eficiência do radical hidroxila na degradação da LOM em escala de bancada. Além disso, foi avaliada a remoção da atividade antimicrobiana e a toxicidade aguda. Dessa forma, foi possível correlacionar a eficiência do processo com os resultados dos testes biológicos realizados.

(27)

3

2. OBJETIVOS

O objetivo principal desta pesquisa foi avaliar a degradação do antimicrobiano lomefloxacina em solução aquosa pelos processos fotolítico, peroxidação, peroxidação assistida por radiação ultravioleta e ozonização em diferentes valores de pH.

Dentre os objetivos específicos incluiram-se:

 Avaliar a influência da concentração de peróxido de hidrogênio na peroxidação e na peroxidação assistida por radiação UV;

 Avaliar a influência do pH na ozonização;

 Monitorar a evolução da atividade antimicrobiana e da toxicidade das soluções submetidas aos processos de degradação;

(28)
(29)

5

3. REVISÃO DA LITERATURA

3.1. Fármacos: consumo mundial

Os fármacos são considerados agentes quimioterapêuticos utilizados para inibir ou anular totalmente o crescimento de microrganismos causadores de doenças infecciosas em seres humanos, outros animais e plantas (MAPA, 2009).

Devido ao grande consumo de fármacos nos últimos anos (Tabela 1), tanto na medicina humana quanto na veterinária, e por serem encontrados na sua forma bioativa no ambiente (KÜMMERER, 2009c), e ainda não possuirem regulamentação legal específica que limite a quantidade de fármacos introduzidos no ambiente que não seja capaz de impactar a qualidade do ecosistema e da saúde humana (RIVERA-UTRILLA et al. 2013), esses são considerados contaminantes emergentes.

Tabela 1. Consumo de fármacos.

Consumo de fármacos na medicina humana e veterinária (toneladas/ano)

Local Ano Referência

13.000 União Europeia e Suiça 1999 FEDESA, 2001.

22.700 Estados Unidos 2000 UNION OF CONCERNED SCIENTISTS, 2001.

210.000 China 2005 SHAO et al. 2009.

As quantidades de fármacos aplicados na medicina veterinária são significativas. Na União Europeia e na Suíça, por exemplo, 3770 toneladas de fármacos foram utilizadas na medicina veterinária tendo como finalidade uso terapêutico ou não (KEMPER, 2008).

Na China, das 210.000 toneladas de fármacos consumidos em 2009, 90.000 toneladas foram utilizadas na produção animal, tanto para fins terapêuticos quanto como aditivos na alimentação (SHAO et al. 2009).

(30)

6

Nos Estados Unidos, estimou-se o consumo de antibióticos em 51 toneladas/dia, sendo o consumo para a produção animal estimado em 13.540 toneladas, ultrapassando a quantidade de 3.290 toneladas utilizadas na medicina humana (HOLLIS, AHMED, 2013).

A estimativa do consumo mundial de antibióticos anual feita por Wise (2002), seria de 100.000 a 200.000 toneladas, havendo crescimento a cada ano; porém, devido ao intenso consumo principalmente na China, esse valor nos dias atuais seria bem mais elevado, o que desperta maior atenção quanto ao uso irrestrito dos antibióticos e suas rotas de entrada no ambiente, o que pode justificar o aumento da resistência microbiana (ECDC, 2014; COGLIANI et al. 2011).

Vale ressaltar que, no Brasil, tanto os órgãos responsáveis pelo controle do consumo de fármacos, quanto as indústrias farmacêuticas responsáveis pela produção, não disponibilizam valores legais sobre a produção ou consumo desses compostos.

3.2. Ocorrência e rota no ambiente

A ocorrência de fármacos e seus metabólitos no ambiente têm aumentado nos últimos anos, devido ao uso intensivo de produtos farmacêuticos tanto em seres humanos como em outros animais, a fim de diminuir a incidência de doenças e combater infecções, tornando-se uma preocupação de âmbito mundial (VAN DOORSLAER et al. 2014b; GAO et al. 2012; KÜMMERER, 2009c; ANDREOZZI et al. 2003).

A preocupação deve-se a presença da atividade antimicrobiana nas frações excretadas e/ou não metabolizadas de antimicrobianos administrados para fins terapêuticos (STURINI et al. 2012a; KÜMMERER , HENNINGER, 2003), o que poderia aumentar a resistência dos microganismos expostos a estes agentes quimioterapêuticos, representando um

reservatório potencial de resistência antimicrobiana (ADACHI et al. 2013;

VAN DER GRITEN et al. 2010; KEMPER, 2008; MITANI , KATAOKA, 2006).

Os microrganismos resistentes, principalmente as bactérias, podem ser transferidos aos

seres humanos e animais via ingestão de água ou alimentos contaminados

(31)

7

depende diretamente da substância, da quantidade administrada, do tipo de aplicação, do metabolismo do animal a ser tratado e do tempo após administração.

Parte do fármaco ou alguns de seus metabólitos são excretados principalmente via urina (90% da fração excretada), devido à solubilidade da maioria dos fármacos em água e o restante em fezes (KEMPER, 2008). Fármacos utilizados em humanos, depois de excretados, são carreados ao sistema de esgoto (KÜMMERER, 2009a) até as ETE.

Nas ETE que utilizam tecnologias de tratamento biológicos e físico-químicos convencionais, ocorre somente remoção parcial dos compostos emergentes, não apresentando eficaz remoção e degradação (VAN DOORSLAER et al. 2014b; AN et al. 2010a; KÜMMERER, 2009a).

Os fármacos não removidos durante o tratamento são eliminados no efluente tratado e despejado nos mananciais em quantidades residuais. Mesmo em baixas concentrações podem atingir as águas superficiais e subterrâneas, podendo também ficar adsorvidos em solos, sedimentos, e em lodos de ETE (CARBALLA et al. 2005; ANDREOZZI et al. 2003).

Por esse motivo, as ETE são consideradas a principal rota de introdução dos fármacos utilizados na medicina humana no ambiente (GAO et al. 2012; ANDREOZZI et al. 2003) e a administração humana como principal origem da presença de fármacos excretados (KEMPER, 2008).

Há também outras rotas de introdução de fármacos no ambiente, como o descarte de efluentes hospitalares e resíduos e efluentes de indústrias farmacêuticas sem devido tratamento. Áreas de criação de animais de grande porte, em que se utilizam altas concentrações de fármacos, também são consideradas fontes de introdução dos mesmos no ambiente. Os estercos destes animais, que são utilizados como fertilizantes, podem contaminar o solo, serem lixiviados para as águas superficiais, serem absorvidos por plantas ou microrganismos expostos no ambiente, atingindo a cadeia alimentar (FRADE et al. 2014; RIVERA-UTRILLA et al. 2013; BIŃ , SOBERA-MADEJ, 2012; HAQUE , MUNNER, 2007).

As principais rotas de introdução dos fármacos no ambiente podem ser observadas na Figura 1.

(32)

8

Figura 1. Rota dos fármacos no ambiente.

Fonte: Adaptado de: BILA , DEZOTTI, 2003; HOMEM , SANTOS, 2011; RODRIGUES-SILVA et al. 2014.

Uma forma de minimizar a introdução de compostos emergentes no ambiente é adotar tecnologias capazes de desativá-los bioquimicamente nas estações de tratamento de água e esgoto, como os POA.

Esses processos são baseados na combinação de processos físicos e químicos gerando radicais hidroxila, altamente reativos e não seletivos, capazes de degradar e mineralizar compostos complexos e recalcitrantes, devido ao seu alto potencial de redução (E = 2,80 V) (GUIMARÃES, 2013; HUANG et al. 1993). Assim, de acordo com Bobu et al. (2013), os riscos toxicológicos causados pela presença desses contaminantes no ambiente poderia diminuir devido a mineralização completa do contaminante.

Outras formas para minimizar a disseminação dos compostos é o estabelecimento de legislações ambientais mais rígidas, com limites máximos em todas matrizes (água, solo e alimentos), e monitorar os níveis de concentrações dos fármacos de uso humano e veterinário e seus metabólitos no ambiente, e também, avaliar a atividade antimicrobiana destes compostos químicos.

(33)

9

A Agência Europeia de Medicamentos (European Medicines Agency - EMEA, 2008) estabeleceu alguns valores para resíduos veterinários em diferentes matrizes e também em alimentos de origem animal (EC, 1999a;b).

No Brasil, de acordo com o CONAMA 358 (2005), resíduos antimicrobianos podem ser lançados no corpo receptor ou na rede pública de esgoto, desde que atenda as diretrizes estabelecidas pelos órgãos ambientais. Porém, não há limites máximos de concentração para fármacos tanto em água, alimentos ou solos.

Quanto aos padrões de potabilidade da água destinada ao consumo humano, Umbuzeiro (2012) afirma que para garantir a proteção da saúde da população, tem-se que fazer uma análise abrangente do processo de regulamentação de substâncias químicas na água de consumo, o que implica em dificuldades analíticas, tecnológicas e econômicas. Esse processo é complexo, interdisciplinar e está em constante construção. Porém, no Brasil observa-se uma carência muito grande de dados de ocorrência de substâncias químicas nos mananciais, o que dificultaria na realização de uma regulamentação com limites máximos de concentrações de contaminantes emergentes em águas de consumo humano.

Conforme Lei 9782 (1999), cabe a ANVISA (Agência Nacional de Vigilância Sanitária) normatizar, controlar e fiscalizar produtos, substâncias e serviços de interesse para a saúde, e também, estabelecer normas e padrões sobre limites destes contaminantes. Dessa forma, foram criados o PNCR (Plano Nacional de Controle de Resíduos em Produtos de Origem Animal, para carnes, mel, leite e pescado) e o PAMVet (Programas de Análise de Resíduos de Medicamentos Veterinários em Alimentos Expostos ao Consumo), a fim de controlar os resíduos de medicamentos veterinários em alimentos (BRASIL, 1999; 2009). Contudo, nem todos os fármacos foram avaliados e faltam legislações referentes a determinar os limites máximos de fármacos em todas matrizes.

Em relação aos limites máximos de alguns resíduos em medicamentos veterinários em alimentos de origem animal, há também a Resolução Mercosul nº 54 de 2000 ou Codex Alimetarius Commission (2012), a lista do Health Canada (2013), o guia de limites máximos de fármacos veterinários em alimentos de origem animal na China (KFDA, 2012), o Regulamento 1.4.2 (Austrália, 2014) e o Regulamento 2377/1990 da Comissão Europeia que também

(34)

10

estabelece planos de alerta e controle de fármacos e alguns de seus resíduos potencialmente tóxicos aos consumidores e aos animais (EC, 1999b).

Nos Estados Unidos, também há limites máximos de concentração de alguns fármacos veterinários em alimentos de origem animal, estabelecido pelo Food and Drug Administration (FDA, 2006); porém, ainda faltam legislações quanto ao estabelecimento máximo de limites de resíduos de fármacos veterinários em outras matrizes (água, solo, alimentos), sendo a organização responsável para o estabelecimento destes valores o próprio FDA (UNION OF CONCERNED SCIENTISTS, 2001).

Portanto, como não há legislação nos países que determine concentrações máximas de todos os fármacos e seus metabólitos em matrizes aquosas, solos e alimentos, a ocorrência destes contaminantes emergentes no ambiente tem aumentado, já que seu descarte é feito sem preocupação.

3.3. Quinolonas e fluoroquilononas: antimicrobianos de uso veterinário

A fim de reduzir a mortalidade de animais por doenças e infecções, os fármacos foram introduzidos na área veterinária. Os insumos farmacêuticos utilizados para este fim são substâncias químicas derivadas ou não de microrganismos, classificados em antibióticos ou antimicrobianos, e que, mesmo em baixas concentrações, inviabilizam ou inibem o crescimento dos microrganismos causadores de doenças ou exerça toxicidade seletiva (MAPA, 2009).

Os antimicrobianos podem ser agrupados quanto a sua estrutura química ou mecanismo de ação, sendo os principais grupos: quinolonas, tetraciclinas, macrolídeos, sulfonamidas e ß-lactâmicos.

Destaca-se a família das quinolonas (Figura 2), que compreendem as fluoroquinolonas (FQ) e as quinolonas de primeira, segunda, terceira e quarta geração, sendo que a cada geração há um aumento no espectro de atividade antimicrobiana (Tabela 2), melhora na absorção e melhora na farmacocinética.

(35)

11

Figura 2. Estrutura representativa das quinolonas

Fonte: OWENS , AMBROSE, 2000.

Tabela 2. Diferentes gerações de quinolonas e suas atuações antimicrobianas.

Geração Fármacos Atuação Primeira Ácido nalidíxico, ácido oxolínico, ácido pipemídico,

ácido piromídico e cinoxacina.

Organismos Gram-negativos aeróbios (não incluído pseudômonas).

Segunda Lomefloxacina, flumequina, norfloxacina, enoxacina, ofloxacina, ciprofloxacina, pefloxacina, difloxacina, martifloxacina, sarafloxacina e fleroxacina.

Organismos Gram-negativos (inclusive

pseudômonas), alguns organismos

Gram-positivos e pneumococci (não incluído

streptococcus pneumoniae).

Terceira Levofloxacina, balofloxacina, tmafloxacina, danofloxacina, tosufloxacina, grepafloxacina, pazufloxacina e sparfloxacina.

Organismos Gram-positivos, inclusive

streptococcus pneumoniae, e alguns

patogênicos atípicos.

Quarta Moxifloxacina, gatifloxacina, trovafloxacina, clinafloxacina, enrofloxacina, sitafloxacina, plurifloxacina e gemifloxacina.

Organismos Gram-positivos, inclusive

streptococcus pneumoniae, alguns

patogênicos atípicos e ampliação do espectro dos organismos anaeróbios.

Fonte: adaptado de RODRIGUES-SILVA et al. 2014, OWENS, AMBROSE, 2000).

A primeira quinolona gerada em 1962 foi o ácido nalidíxico, e com o intuito de ampliar o espectro antimicrobiano, os fármacos posteriormente gerados tiveram adição de substituintes como a piperazina, flúor, entre outros, nas diferentes posições dos carbonos presentes na molécula básica da quinolona.

As FQ são caracterizadas por apresentarem flúor na posição R6 e anel piperazínico na posição R7 e são extensamente utilizadas devido ao seu amplo espectro de atividade antimicrobiana (MITANI , KATAOKA, 2006). As FQ são recomendadas para o tratamento de

(36)

12

infecções bacterianas em animais, aves e peixes em vários países do mundo (World Health Organization - WHO, 1998), e também, para prevenir infecções, quando utilizada em baixas doses (DORIVAL-GARCÍA et al. 2013b).

As fluoroquinolonas são inibidores potentes do DNA girase e da enzima topoisomerase tipo II e IV, que são enzimas essenciais no processo celular de replicação do DNA, inibindo o superenrolamento no interior da célula, podendo resultar na diminuição da replicação do DNA (em concentrações mais baixas) e/ou a morte celular (em concentrações letais). Em geral, o alvo das FQ em bactérias negativas é o DNA girase, enquanto que em microrganismos gram-positivos é a enzima topoisomerase IV (REDGRAVE et al. 2014).

A maior parte das FQ não é totalmente metabolizada no organismo (taxa de metabolização < 25%); por isso, são excretadas principalmente na sua forma original, farmacologicamente ativa. Dessa forma, as FQ são introduzidas no sistema aquático na sua forma inalterada, além dos seus metabólitos (VAN DOORSLAER et al. 2011; HAQUE, MUNNER, 2007).

3.3.1. Consumo mundial e ocorrência no ambiente

O consumo anual de quinolonas no âmbito mundial é grande; no entanto, devido a falta de fiscalização, os dados sobre o consumo de fluoroquinolonas são escassos.

A China, maior produtor mundial de antibióticos, consome anualmente 470 toneladas de quinolonas na medicina veterinária e 1350 toneladas na medicina humana (WHO, 1998).

O Brasil, considerado líder mundial pelo Departamento de Agricultura dos Estados Unidos (USDA, 2013) na produção e exportação de animais, tais como aves e bovinos, não fornece estatísticas gerais sobre as quantidades de fármacos utilizadas e vendidas no país, bem como a ocorrência e potenciais riscos no ambiente. Como exceção, pode-se citar o estado do Paraná, que apresentou relatório da PAM-vet (2005), em que foram relatadas informações sobre o uso e comercialização de medicamentos veterinários em frango de corte. O grupo farmacológico mais utilizado com a função preventiva na fase de desenvolvimento final da produção de frango de corte foram as FQ. Os resultados do levantamento sugerem a necessidade

(37)

13

de uma revisão do processo de registro de medicamentos veterinários, por parte do Ministério da Agricultura, Pecuária e Abastecimento - MAPA, e também, a instituição de um projeto que avalie o risco toxicológico desses medicamentos.

O aumento no consumo das quinolonas, tanto na medicina humana quanto na veterinária, provocou também um aumento na sua ocorrência no ambiente. Concentrações de FQ podem ser encontradas em diversas matrizes ambientais e em diversos países, principalmente em águas, na faixa entre µg L-1 a ng L-1 (Tabela 3).

Tabela 3. Ocorrência de quilononas e fluoroquilononas no ambiente.

Fármacos Matriz Concentração média (ng L-1) País Referência Ciprofloxacina, enoxacina, enfloxacina, lomefloxacina, norfloxacina e ofloxacina. Rios e estuários 99 Japão (Osaka) ADACHI et al. 2013 Ciprofloxacina, fleroxacina, lomefloxacina, norfloxacina e ofloxacina. Afluentes e Efluentes de ETE

150 China ZHOU et al. 2013

Ofloxacina, norfloxacina, ciprofloxacina, fleroxacina e lomefloxacina. Efluentes e afluentes de ETE 290 China (Beijing) GAO et al. 2012

Fleroxacina, lomefloxacina, ácido pipemídico, ofloxacina, enrofloxacina, ciprofloxacina, sarafloxacina, moxifloxacina, norfloxacina, sparfloxacina e gatifloxacina. Efluente de ETE 234 China (Beijing) JIA et al. 2012 Norfloxacina, ciprofloxacina, sarafloxacina, ofloxacina, fleroxacina, lomefloxacina, difloxacina e enrofloxacina. Efluente de ETE 614 China (Beijing) LI et al. 2013 Norfloxacina, ciprofloxacina, sarafloxacina, ofloxacina, fleroxacina, lomefloxacina, difloxacina e enrofloxacina. Água superficial 6,28 a 212 China (Região do rio Baiyangdian) LI et al. 2012 Ofloxacina, norfloxacina, ciprofloxacina e enrofloxacina. Afluentes de ETE 2029 China (Hangzhou) TONG et al. 2009 Efluentes de ETE 778 Águas superficiais 83,5

(38)

14

Continuação - Tabela 3. Ocorrência de quilononas e fluoroquilononas no ambiente.

Fármacos Matriz Concentração média (ng L-1)

País Referência

Ácido pipemídico, ofloxacina, ciprofloxacina, flerofloxacina, norfloxacina, moxifloxacina, e gatifloxacina. Efluente de ETE 245 China (Beijing) XIAO et al. 2008 Afluente de ETE 90 Águas superficiais 56 Ofloxacina Efluentes de hospitais 0,039 Japão (Tóquio) MITANI , KATAOKA, 2006 Efluente de ETE 0,16 Ofloxacina, lomefloxacina, norfloxacina e ciprofloxacina. Efluentes de ETE e águas superficiais 63 Estados Unidos e Canadá NAKATA et al. 2005 Ofloxacina, lomefloxacina, norfloxacina e ciprofloxacina. Efluentes de ETE 173 Países Europeus ANDREOZZI et al. 2003 Ciprofloxacina e ofloxacina. Efluentes de

ETE 192 Geórgia, Califórnia e Arizona RENEW, HUANG, 2004

As taxas de biodegradabilidade das quinolonas e fluoroquinolonas são baixas (KÜMMERER et al. 2000), com um tempo de meia-vida de 10,6 dias em águas superficiais (ANDREOZZI et al. 2003), e por serem solúveis em água e excretadas mais facilmente pela urina, são encontradas mais facilmente em matrizes aquosas.

As FQ são detectadas principalmente em efluentes domésticos de entrada de ETE, devido ao alto consumo na medicina humana, e em concentrações maiores do que outras classes de antimicrobianos como sulfonamidas e macrolídeos (VAN DOORSLAER et al. 2014b).

Redução nas concentrações de FQ nos efluentes finais de ETE que utilizaram o processo físico-químico-biológico de lodos ativados foi observada nos estudos de Gao et al. (2012) e LI et al. (2013), sugerindo que este tratamento seria eficaz na remoção das FQ. No entanto, com a análise do lodo final do sistema de tratamento, foi constatada maiores concentrações deste grupo de antimicrobianos, o que corrobora com o estudo de Lindberg et al. (2007), que indicaram a presença no lodo de, aproximadamente, 70% das quinolonas e seus metabólitos que entram em uma ETE. Sendo assim, um dos principais motivos para a remoção destes fármacos

(39)

15

durante tratamento convencional é a adsorção no lodo. Este fato pode ser explicado pelas propriedades físico-químicas das FQ, como alto valor do Kd, coeficiente de partição ou distribuição solo/água, o que indica sua alta capacidade de adsorção (KÜMMERER, 2009c; JIA

et al. 2012; LI et al. 2013) ao lodo.

A presença das quinolonas e FQ em lodos de ETE destinados à utilização na agricultura, por exemplo, pode aumentar a ocorrência destes fármacos no ambiente. Após o lodo ser aplicado no solo como fertilizante, os fármacos adsorvidos nele podem ser transportados para o solo, carreados aos mananciais por escoamento superficial, serem lixiviados para águas subterrâneas

e/ou assimilados pela vegetação e outros organismos presentes no ambiente

(DORIVAL-GARCÍA et al. 2013b).

Concentrações de fluoroquinolonas foram detectadas no sul da China em solo agrícola, na faixa de 27,8 a 1527,4 µg kg-1 (LI et al. 2011); em sedimentos na faixa de 65,5 a 1166 μg kg-1 e em plantas na faixa de8,37 a 6532 μg kg-1, na Região do rio Baiyangdian, o maior reservatório de água doce do Norte da China, que encontra-se muito poluído (LI et al. 2012) e em lodo de estações de ETE na China 0,16 mg kg-1, mesmo após tratamento aeróbio, anóxico e anaeróbio do efluente (JIA et al. 2012), estas concentrações muito elevadas poderiam afetar comunidades microbianas presentes no ambiente.

3.3.1.1. Toxicidade e resistência antimicrobiana

A ocorrência das FQ no ambiente pode apresentar prejuízo aos humanos e a outros organismos vivos, já que a parte do fármaco não metabolizada e excretada apresenta atividade antimicrobiana, podendo diminuir a suscetibilidade das bactérias a estes antimicrobianos

(FRADE et al. 2014; ADACHI et al. 2013; STURINI et al. 2012a;

VAN DOORSLAER et al. 2011). A World Health Organization – WHO (2011) já relatou preocupação quanto a correlação entre o aumento do consumo de fármacos e o desenvolvimento da resistência antimicrobiana em humanos e animais.

A incidência de resistência de bactérias (Escherichia coli, Salmonella, Campylobacter) às FQ já foi comprovada na Grécia, e também, em alguns países europeus, desde a década de 90, conforme descrito pelo Centro Europeu de Prevenção e Controle de Doenças (ECDC, 2014). Sendo assim, na Europa, o uso de antibióticos e antimicrobianos para fins não

(40)

16

terapêuticos/profiláxia foi banido, a fim de reduzir o consumo e diminuir a incidência de resistência de outros organismos (COGLIANI et al. 2011).

De acordo com a literatura, as FQ são consideradas altamente tóxicas para bactérias, algas, plantas e organismos aquáticos como peixes e crustáceos (AN et al. 2010a); portanto, há preocupação quanto à toxicidade das FQ à biota exposta.

Testes de toxicidade com cinco organismos diferentes (cianobactéria Microcystis

aeruginosa, lentilha d’água Lemna minor, alga verde Pseudokirchneriella subcapitata, crustáceo Daphnia magna e vairão Pimephales promela) foram realizados por Robinson et al. (2005) para

sete FQ: ciprofloxacina, lomefloxacina, ofloxacina, levofloxacina, clinafloxacina, enrofloxacina e flumequina. Os valores de concentração efetiva por inibir 50% da população do microrganismo variaram entre 7,9 a 23 103μg L-1, sendo o organismo mais sensível a cianobactéria Microcystis

aeruginosa, cujas concentrações efetivas (CE50) variaram de 7,9 a 1960 μg L-1. Este fato pode ser explicado pelas características estruturais das cianobactérias procariotas, semelhantes a bactérias, que são alvos de ação dos antimicrobianos. Contudo, concluiu-se que a toxicidade seletiva das FQ estudadas podem apresentar implicações à comunidade aquática e a biota expostas a estes antimicrobianos.

As FQ também apresentam fototoxicidade devido à capacidade da molécula em gerar radicais livres após reagirem com a radiação UV. Os radicais livres gerados são capazes de atacar as membranas lipídicas celulares, causando danos no DNA (BEBEROK et al., 2013; ALBINI e MONTI, 2003). Portanto, a presença das FQ no ambiente apresenta risco ecotoxicológico aos organismos presentes, principalmente aos fotossintetizadores, como plantas e algas. Esse fato se deve a fotoatividade do anel quinolona e do grupo amino pertencentes à estrutura molecular das FQ. Eles atuam como inibidores nos mecanismos de fotossintetização realizados pelas plantas e algas, exercendo toxicidade, alterando no desenvolvimento morfológico e no crescimento (ARISTILDE et al. 2010).

Algumas fluoroquinolonas, mesmo em baixas concentrações de μg L-1, também podem apresentar genotoxicidade, causando danos genéticos principalmente em bactérias suscetíveis ao espectro destes antimicrobianos (TAMTAM et al. 2008). Dessa forma, sua presença em matrizes

(41)

17

ambientais é de extremo risco toxicológico a biota exposta, principalmente aos microrganismos responsáveis pela degradação da matéria orgânica presente em sedimentos e água.

3.4. Lomefloxacina

O antimicrobiano lomefloxacina (LOM) é uma fluoroquinolona de segunda geração com um espectro de atividade antimicrobiano limitado, quando comparado a outras fluoroquinolonas sintetizadas recentemente. É a quarta fluoroquinolona mais prescrita no mundo (RUSU et al. 2014).

Sua atividade antimicrobiana é similar à das outras quinolonas, como a norfloxacina, enoxacina e fleroxacina. Atua em cepas de bactérias Gram-positivas e Gram-negativas, incluindo as espécies Streptococcal e Staphylococcal; porém, é menos ativa do que a ciprofloxacina (SCHOLAR, 2007).

A LOM é composta por uma amida na posição R1, flúor na posição R6 e R8, anel piperazínico na posição R7, e ácido carboxílico na posição R3, de acordo com a Figura 3.

Figura 3. Estrutura representativa da lomefloxacina com as respectivas alterações na molécula original do ácido naxílico.

Fonte: modificado de Owens e Ambrose, 2000.

De acordo com Owens , Ambrose (2000) e De Vries , Van Henegouwen (2000), estas modificações aumentam a potência e ação bactericida do fármaco e também permitem melhora na adsorção e no espectro de atividade antimicrobiana, melhorando as propriedades farmacêuticas. Porém, segundo Sturini et al. (2012a), a atividade antimicrobiana da LOM se deve principalmente ao núcleo quinolona (Figura 3).

(42)

18

Alguns pesquisadores apontaram que a lomefloxacina é uma das fluoroquinolonas que apresenta maior fotossensibilidade, fotomutagenicidade e fotocarcinogenicidade (SHIMODA, 1998, MARTINEZ et al. 1997 e FASANI et al. 1997). Essa característica deve-se principalmente a perda do íon fluoreto (R8), quando a molécula sofre fotólise (ƛ > 320 nm). Contudo, na posição R8, pode ou não haver substituições por outros átomos diferentes do flúor, originando espécies altamente reativas responsáveis pela clivagem do DNA, sendo fotomutagênicas e/ou fotocarcinogênicas e também podem induzir o aparecimento de alergias na pele de seres humanos.

3.4.1. Propriedades

As características físico-químicas da LOM podem ser observadas na Tabela 4. Parâmetros como solubilidade, hidrofobilidade e hidrofilicidade determinam sua funcionalidade e se alteram devido ao pH do meio (KÜMMERER, 2009).

Tabela 4. Propriedades físico-químicas da lomefloxacina (adaptado de SCHOLAR, 2007).

Fórmula estrutural C17H19F2N3O3

Nome IUPAC 1-etil-6,8-difluoro-7-(3-metilpiperazin-1-il)-4-oxo-1,4-dihidroquinolina-3-ácido carboxílico

CAS 98079-51-7

Massa molar 351,353 g/mol

Ponto de fusão 239-240 °C Solubilidade 27,2 mg/mL (água) pKa1 (ácido) 5,6a pKa2 (básico) 8,7 a Temperatura de estocagem - 20°C a: HE et al. 2014

As propriedades físico-químicas e biológicas das fluoroquinolonas são influenciadas diretamente pelo grau de ionização da molécula (ROSS , RILEY, 1994); portanto, é importante entender como a molécula se comporta em diferentes valores de pH.

Em geral, os fármacos possuem grupos ácidos e básicos na mesma molécula, como no caso da LOM. Assim, em condições ambientais, a molécula pode apresentar três diferentes formas: neutra, catiônica, aniônica ou zwiteriônica, sendo esta última denominada desta forma por poder apresentar cargas negativas e positivas (KÜMMERER, 2009c).

(43)

19

A LOM também apresenta esta característica, possuindo dois valores de pKa, sendo 5,6 e 8,7 (Tabela 4). O primeiro pKa refere-se ao próton do grupo carboxílico (posição 3) e o segundo pKa ao nitrogênio do grupo do anel piperazínico (posição 7). Portanto, a molécula se comporta da seguinte forma: catiônica em pH < pKa1, aniônica em pH > pKa2, e em pKa1 < pH < pKa2, a maioria das moléculas apresentam cargas positiva e negativa, resultando num caráter mais neutro (VAN DOORSLAER et al. 2014a; WAMMER et al. 2013) (Figura 4).

Figura 4. Comportamento da molécula de LOM de acordo com o pKa e pH.

Fonte: modificado de Chemicalize (2015).

Em relação à farmacocinética humana, a administração ocorre via oral, sendo biodisponível de 95 a 98% da dose administrada. Concentrações terapêuticas podem aparecer em diversos tecidos corpóreos. A metabolização de LOM é mínima, sendo possível identificar 5 metabólitos diferentes na urina humana. A excreção do antimicrobiano e seus metabólitos é feita pela urina, já que são solúveis em água (SCHOLAR, 2007), sendo possível encontrar 65% do fármaco na forma original e 9% como metabólito glucoronido.

Em relação à farmacodinâmica, sua ação é semelhante às outras quinolonas, inibindo a atividade das enzimas DNA girase (topoisomerase II) e topoisomerase IV que desempenham papéis vitais no desenrolar da molécula de DNA, durante a mitose, e impedindo a transcrição e a replicação do DNA bacteriano. Segundo Scholar (2007), a enzima DNA girase

(44)

20

(topoisomerase II) é o alvo primário da fluorquinolona para as bactérias gram-negativas e a topoisomerase IV para organismos gram-positivos.

3.4.2. Ocorrência da lomefloxacina no ambiente

Na Tabela 5 encontram-se os dados de ocorrência da lomefloxacina em matrizes aquosas, como águas superficiais, rios e estuários e afluentes e efluentes de ETE, em concentrações na faixa entre µg L-1 a ng L-1.

Tabela 5. Ocorrência da lomefloxacina no ambiente.

Matrizes Concentração Média (ng L-1)

Local Referência

Águas superficiais 3

China (Beijing) XIAO et al. 2008

Efluentes de ETE 98

Afluentes de ETE 17

Águas superficiais 42 China (Macau e

Gangzou)

YIRUHAN et al. 2010

Afluentes de ETE 162 China (Beijing) JIA et al. 2012

Afluentes de ETE 69 China (Beijing) GAO et al. 2012

Efluentes de ETE 40

Rios e estuários 3 Japão (Osaka) ADACHI et al. 2013

Efluentes e águas superficiais < 41 Estados Unidos e Canadá

NAKATA et al. 2005

Efluentes de hospitais 555 China (Reserva Three Gorge)

CHANG et al. 2010

Efluente de ETE 143

Águas residuárias de abate 2 China (Beijing) SHAO et al. 2009

Águas residuárias de indústrias farmacêuticas

880 India (Hyderabab) FICK et al. 2009

Efluente de ETE 220 Países Europeus (França, Grécia, Itália e Suécia).

ANDREOZZI et al. 2003

(45)

21

A LOM também foi detectada em concentrações traço de 13,7 µg kg-1 em solos de área

agrícola no sul da China (LI et al. 2011) e também adsorvida em lodos de ETE em concentrações de 0,06 mg kg-1 (JIA et al. 2012).

A ocorrência da LOM em águas, solo e lodo de ETE desperta a preocupação quanto à presença de atividade antimicrobiana nessas frações, como também a toxicidade, o que poderia causar aumento na resistência de microrganismos a este fármaco. Dessa forma, alguns organismos foram estudados e as concentrações efetivas responsáveis por 50% de inibição de crescimento (CE50) de organismos (Tabela 6) foram estabelecidas.

Tabela 6. Toxicidade da lomefloxacina para alguns organismos em CE50.

Organismo CE50 Referência

Alga Pseudokirchneriella subcapitata 22,7 mg L-1 ROBINSON et al. 2005

Cianobactéria Microcystis aeruginosa 186 μg L-1 ROBINSON et al. 2005

Bactérica luminescente Vibrio Fischeri 22,35 μg L-1 BACKHAUS et al. 2000

Lentilha d’água Lemna minor 106 μg L-1 ROBINSON et al. 2005; LI et al. 2014

Vale ressaltar que o valor de CE50 correspondente a alga P. Subcapitata, a cianobactéria

M. aeruginosa e a bactérica luminescente V. Fischeri é referente a toxicidade crônica, sendo o

tempo de ensaio 3 dias, 5 dias e 24 horas, respectivamente. Já o valor de CE50 da lentilha d’água

L. minor é referente à toxicidade aguda (7 dias).

3.4.3. Degradação da Lomefloxacina por diversos processos

Estudos relacionados à fotólise foram realizados por De Vries , Van Henegouwen (2000), em que 10 mg L-1 de lomefloxacina foi exposta à radiação UV-A (310–360 nm) em solução tampão fosfato, em meio neutro. A degradação foi de 50% da concentração inicial da LOM, em menos de 10 minutos, em pH 7,4. De Vries , Van Henegouwen (2000) observaram perda do átomo de flúor da posição 8 e a quebra parcial do anel de piperazínico quando o fármaco foi irradiado. Esse fato deve-se a protonação do nitrogênio do anel piperazínico (ALBINI, MONTI, 2003, MARTINEZ et al. 1997; FASANI et al. 1997), conforme ilustrado na Figura 5.

(46)

22

Figura 5. Fotólise da lomefloxacina com perda do flúor e geração do fluoreto.

Quanto à formação dos produtos de degradação, somente duas estruturas moleculares foram sugeridas: o AEA, 1-etil-6-fluoro-1,4-dihidro-7-(2-aminoetil-amino)-ácido-4-oxo quinolinocarboxílico, e o APA, 1-etil-6-fluoro-1,4-dihidro-7-(2-aminopropil-amino)-4-oxo-3-quinolinocarboxílico, abreviados conforme fórmula molecular.

Estudos referentes à ozonização em águas residuárias em pH 7,5 foram realizados por Liu et al. (2012). Com aplicação de 1 mg L-1 de ozônio, estes pesquisadores verificaram degradação de 40% de 100 μg L-1 LOM em águas residuárias. Além disso, estes pesquisadores observaram que aumentando a dosagem de ozônio para 3 mg L-1, ocorria completa degradação do antimicrobiano em efluentes domésticos fortificados com 100 μg L-1.

An et al. (2010b) estudaram a degradação da LOM em água ultra pura por fotocatálise heterogênea com TiO2 e observaram a perda do íon fluoreto. Eles também sugeriram a mineralização da LOM após 180 minutos de reação, apresentando apenas 6,2% do carbono orgânico total inicial. An et al. (2010b) concluiram que este POA mostrou-se como uma tecnologia eficiente para a degradação da LOM, devido a formação de intermedíarios mais susceptivéis a biodegradação e mais fáceis de serem mineralizados.

Wang et al. (2010) estudaram a oxidação da LOM em águas superficiais e efluentes domésticos utilizando dióxido de cloro (ClO2). Eles indicaram que o anel piperazina das FQ é o alvo primário do ClO2; no entanto, esse oxidante não é capaz de destruí-lo. Assim, os intermédiarios formados ainda apresentam atividade antimicrobiana, já que o anel piperaziníco está fortemente relacionado com as propriedades antimicrobianas de fluoroquinolonas.

(47)

23

Na Tabela 7 estão listadas as condições destes quatro estudos relacionados à degradação da LOM por processos oxidativos.

Tabela 7. Condições de degradação da LOM por processos oxidativos.

Concentração inicial

Processo Condições Degradação Referência

10 mg L-1 UV-A (310–360 nm) Solução em tampão fosfato; Tempo: 10 minutos;

pH 7,4.

50% De Vries , Van Henegouwen, 2000

100 μg L-1 Ozonização Água residuária fortificada;

Concentração de O3 = 1 mg L-1; Tempo: 30 minutos; pH 7,5. 40% Liu et al. 2012 100 mmol L-1 Fotocatálise heterogênea com TiO2 Concentração de TiO2 = 2 g L-1;

Tempo: 30 minutos de irradiação; pH 7.

98% An et al. 2010b

1 mmol L-1 Cloração (ClO2) Água superficial e residuária;

Concentração de ClO2 = 1 mg L-1;

pH 6,85 e 7,35, respectivamente. Tempo: 30 minutos

30% Wang et al. 2010

3.5. Processos Oxidativos Avançados

Processos oxidativos avançados são tecnologias baseadas na combinação de processos físicos e químicos capazes de alterar as estruturas químicas dos contaminantes, compostos orgânicos e/ou inorgânicos, e inativar os microrganismos. Nesses processos ocorre, principalmente, a geração de radicais hidroxilas, que se caracterizam por serem altamente oxidantes e não seletivos (GUIMARÃES, 2013; HUANG et al. 1993).

Os radicais hidroxila podem reagir por meio de três mecanismos distintos com compostos orgânicos (RH ou RX, sendo X = átomo pertencente ao grupo dos halogênios): abstração de hidrogênio (Reação 1), transferência de elétrons (Reação 2), ou adição radicalar (Reação 3) (HUANG et al. 1993; LEGRINI et al. 1993), formando radicais orgânicos.

HO• + RH  R• + H2O (Reação 1) HO• + RX  RX•++ HO- (Reação 2) HO• + RX  HORX• (Reação 3)

(48)

24

O elevado potencial padrão de redução dos radicais hidroxilas (E= 2,80 V), menor apenas que o do flúor, como mostrado na Tabela 8, representa uma reatividade extremamente elevada com moléculas orgânicas e inorgânicas, a altas velocidades de reação.

Tabela 8. Potencial padrão de redução para algumas espécies oxidantes.

Espécie Potencial Padrão de Redução (V) Flúor 3,03 Radical Hidroxila 2,80 Oxigênio atômico 2,42 Ozônio 2,07 Peróxido de hidrogênio 1,78 Permanganato 1,68 Dióxido de cloro 1,57 Cloro 1,36 Iodo 0,54

Fonte: TEIXEIRA, JARDIM (2004).

A taxa de reação dos radicais hidroxilas com compostos orgânicos ou inorgânicos depende de alguns fatores, como: temperatura, pH, a presença de íons e o tipo do poluente (PARSONS, BYRNE, 2004).

Todos os POA têm em comum a geração do radical hidroxila como um forte agente oxidante. Porém as reações de geração ocorrem de maneiras diferentes e alguns processos se apresentam mais eficientes que outros, devido a maior geração destes radicais.

Os POA apresentam vantangens e desvantagens quanto a sua utilização. De acordo com Teixeira, Jardim (2004) e Oller et al. (2011), algumas das vantagens dos POA são:

 Mineralização de micropoluentes em baixas concentrações;

 Tendência a não formação de produtos de degradação se utilizado oxidante suficiente, ou a formação desses compostos em baixas concentrações;

 Degradação de compostos a fim de transformá-los em biodegradáveis, ou reduzir a toxicidade;

 Possuir um forte poder oxidante;

(49)

25

Algumas das desvantagens são o custo da implantação, operação e manutenção do processo e também a possível geração de produtos de degradação ainda desconhecidos, podendo apresentar maior toxicidade que os produtos gerados na cloração, por exemplo.

Para compreender alguns dos processos oxidativos avançados mais disseminados, é necessário especificar cada reação que ocorre nestes processos. Dessa forma, serão exemplificadas as reações ocorridas nos processos de: peroxidação assistida por radiação UV, e ozonização em pH básico. Com o entendimento de cada mecanismo de reação nesses processos, é possível escolher o processo específico para o tratamento da água na qual este será executado, obtendo melhores resultados de acordo com o objetivo proposto.

3.5.1. Peroxidação assistida por radiação ultravioleta (UV/H2O2)

Desde 1996, a peroxidação assistida com radiação UV é uma tecnologia já aplicada em escala real em estações de tratamento de água para abastecimento público e águas residuárias em alguns países. Considerado um processo importante para a oxidação de vários contaminantes emergentes tais como: tricloroetano, triclorietileno, hidrazina, tetracloroetileno, benzeno, trinitrotolueno (TNT), fenóis, tolueno, xileno, pentaclorofenol, hidrocarbonetos de petróleo, hidrocarbonetos aromáticos policíclicos (PAH), entre outros (SIEVERS, 2011).

O processo da utilização da radiação ultravioleta em conjunto com um agente oxidante forte, como o peróxido de hidrogênio (H2O2), torna-se mais eficiente do que a utilização desses processos isoladamente (TEIXEIRA, JARDIM, 2004). Isso ocorre devido à geração de dois radicais hidroxila responsáveis pela clivagem das estruturas químicas do peróxido de hidrogênio. A produção de radicais hidroxilas ocorre a partir da combinação da radiação ultravioleta (200 > λ > 400 nm), com o H2O2 (GUIMARÃES, 2013). Estes radicais gerados são responsáveis pela desinfecção das águas, remoção de cor e oxidação de poluentes orgânicos e microrganismos devido a sua capacidade de oxidação e não seletividade (HUANG et al. 1993; SIEVERS, 2011).

A interação de uma luz artificial ou natural com moléculas e compostos específicos induz a uma série de reações fotoquímicas. Essas reações dependem da capacidade do oxidante em

(50)

26

absorver a luz emitida (MATILAINEN e SILLANPÄÄ, 2013), formando dois radicais hidroxila, conforme a Reação 4.

H2O2 + hv  2 HO Reação (4)

Essa reação é dependente do pH do meio, sendo que em condições básicas, há um aumento na velocidade da reação. Este fato é importante, pois em reações de fotooxidação, o pH do meio diminui devido à degradação dos compostos em espécies ácidas, tornando-se necessário controlar o pH para uma melhor eficiência do processo (ANDREOZZI et al., 1999). Porém, é necessário salientar que pode ocorrer a recombinação de dois radicais hidroxila para a formação do H2O2, conforme Reação 5. No entanto, essa reação ocorre em baixa taxa quando comparada as outras reações que ocorrem durante o processo.

2 HO•  H2O2 Reação (5)

Algumas das vantagens da peroxidação assistida pela radiação ultravioleta quando comparada a outros processos físico-químicos de tratamento de água, descritas por Legrini et al. (1993), são: viabilidade comercial do peróxido de hidrogênio, estocagem in situ, alta solubilidade do H2O2 em água, geração de dois radicais hidroxila pela fotólise do oxidante, baixo custo de operação e manutenção.

Quanto a eficiência deste processo para a degradação de fármacos, diversos estudos (WOLS et al. 2013; 2014; ROSARIO-ORTIZ et al. 2010; YUAN et al. 2009; KIM et al. 2009) relatam degradação superior a 90%, mostrando que esse processo é bastante eficaz para este fim.

Devido a poucas pesquisas relacionadas aos produtos de degradação gerados neste processo, há grande preocupação de que estes produtos possam interagir com outros compostos e formar compostos com maior toxicidade ou que causem danos à saúde humana. Portanto, para utilizar esse processo em escala real é necessário aumentar o número de pesquisas relacionadas à identificação dos produtos de degradação. Dessa forma, haverá maior certeza de que o processo de peroxidação assistida por radiação UV será eficiente e não potencializará a geração de produtos tóxicos.

(51)

27

Para a aplicação do processo, deve ser levado em consideração as características do efluente a ser tratado (pH; concentração dos contaminantes; presença ou não de seqüestradores de radicais hidroxila (por exemplo: íons carbonato); cor e; turbidez), as condições operacionais (dosagem de H2O2; comprimento de onda da lâmpada de UV e intensidade; adição ou não de de catalisadores; objetivos do tratamento) e também o modo de operação (fluxo contínuo; fluxo contínuo com recirculação; batelada; ou batelada com recirculação). Todos estes parâmentros inteferem na eficiência e no custo do tratamento.

3.5.2. Ozonização

O ozônio é um oxidante que há muito tempo vem sendo usado em tratamentos de água de abastecimento e residuárias, sendo responsável pela redução de cor e odor na água, desinfecção e também pela oxidação de compostos recalcitrantes (PANTELIC´A et al. 2013).

A atuação do ozônio pode ocorrer via reação direta ou indireta, de acordo com o pH do meio. Dessa forma, o pH é um importante parâmetro para a eficiência do processo de ozonização, já que os radicais hidroxila formados em meio básico aumentam sua eficiência por apresentarem elevado potencial de redução, alterando a cinética e as reações de degradação que irão ocorrer (WANG , XU, 2011).

A ozonização não é considerada uma tecnologia POA; porém se as reações ocorrerem em meio básico, há a formação de radicais hidroxila, devido à transferência de um par de elétron, conforme Reações 6 e 7, sendo portanto tal processo considerado um POA (IKEHATA et al. 2007).

O3 + OH-  HO2- + O2 Reação (6) O3+ HO2-  OH• + O2-•+ O2 Reação (7)

Essas reações ocorrem via indireta onde o anion hidroxila (OH-), em concentração considerável, desencadeia a decomposição do ozônio, levando a formação dos radicais hidroxila. Essa reação é não seletiva e extremamente energética, o que possibilita a oxidação de diversos compostos até a sua mineralização (ASSALIN , DÚRAN, 2006).

Referências

Documentos relacionados

Com essas redes é possível utilizar um conjunto de dados de tamanho moderado para treinar algumas de suas camadas e com isso obter um modelo que possui uma acurácia relevante.

Quanto aos objetivos específicos, também foram atingidos, através do levantamento bibliográfico, demontração de tipos de análises de índices, da análise do capital da

venhaÕ cinco Caftelhanos, que fe lhes naõfará nada O Padre., que he o d?s índios, ef.be a fua lín- gua , ha de fer o que firva de In- terprete , e entaÕ fe fará tudo; porque de

Portanto, além de con- siderações sobre aspectos estruturais, entre os quais o caráter de obra “aberta” e polifônica, também serão comentados os pontos de vista mais

Psoriasis has a deleterious effect on the overall quality of life and on the sexual life of individuals, alt- hough there is no consensus whether it constitutes an independent

Posição extrema, oposta a esta concepção, defende, em di­ mensões globais, o evangelista Billy Graham. Segundo êle, o even­ to primordial e unicamente decisivo

Devido a todas essas circunstâncias, todas essas possibilidades de violência, ignorando a pouca idade, e a falta de respeito que se tinha com as crianças e com os adolescentes,