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UNIVERSIDADE ESTADUAL DE CAMPINAS
FACULDADE DE ENGENHARIA CIVIL, ARQUITETURA E URBANISMO
WILSON AUGUSTO LIMA VENANCIO
PROCESSOS FOTOCATALÍTICOS HETEROGÊNEOS
APLICADOS NA DEGRADAÇÃO DE
FLUOROQUINOLONAS: AVALIAÇÃO DA ATIVIDADE
ANTIMICROBIANA RESIDUAL
CAMPINAS
2017
FICHA CATALOGRÁFICA ELABORADA PELA BIBLIOTECA DA
ÁREA DE ENGENHARIA CIVIL – BAE – UNICAMP
FOLHA DE APROVAÇÃO
UNIVERSIDADE ESTADUAL DE CAMPINAS
FACULDADE DE ENGENHARIA CIVIL, ARQUITETURA E URBANISMO
Processos Fotocatalíticos Heterogêneos Aplicados na Degradação de
Fluoroquinolonas: Avaliação da Atividade Antimicrobiana Residual
Wilson Augusto Lima Venancio
Dissertação de Mestrado aprovada pela Banca Examinadora, constituída por:
Prof. Dr. (José Roberto Guimarães)
Presidente e Orientador(a)/ FEC/UNICAMP
Prof. Dr. (Rodnei Bertazzoli)
FEM/UNICAMP
Prof. Dr. (Alexandre Nunes Ponezi)
CPQBA/UNICAMP
A Ata da defesa com as respectivas assinaturas dos membros encontra-se
no processo de vida acadêmica do aluno.
Campinas, 23 de fevereiro de 2017
Dedico esse trabalho ao meu avô Benedito Venancio, que tanto torceu pela
minha formação in memoriam.
AGRADECIMENTOS
Agradeço à Deus incondicionalmente pelo ato da vida, por me dar forças e nunca me
deixar desistir dos meus objetivos, por sempre estar ao meu lado principalmente nos momentos
mais difíceis e por comemorar comigo minhas conquistas.
A todos os meus familiares pela paciência, e principalmente por acreditarem em mim,
agradeço em especial aos meus pais Nilson Venancio e Silvana Venancio, minha irmã Jakeline
Venancio, meus tios José Floriano Ditão e Nilda Venancio Ditão e meus primos/irmãos Eric e
Eron Ditão. Obrigado por sempre estarem ao meu lado, sempre me dando força para que eu
pudesse concluir essa etapa importante em minha vida e carreira.
Ao meu orientador, Prof. Dr. José Roberto Guimarães, o Tuca, por acreditar em mim
desde o início, pelas oportunidades concedidas, pelos incentivos, pela orientação, pelo
crescimento profissional, amadurecimento e confiança depositada ao longo dessa trajetória.
Ao Caio Rodrigues-Silva pela paciência, confiança concebida, apoio na execução dos
experimentos de laboratório e nos ensinamos desde o início do trabalho até o presente momento.
À Milena G. Maniero Ferreira pela atenção e ensinamentos adquirido.
Ao Marlon Cainelo que, quando entrei no curso de Pós-Graduação da FEC, se
disponibilizou ao máximo para me transmitir seus conhecimentos, suas experiências, e claro,
pelos bons momentos de descontração. Sua ajuda foi essencial para a conclusão desse trabalho.
A todos os integrantes do grupo de pesquisa Laboratório de Processos Oxidativos
(LabPox): Caio Rodrigues, Gabriela Mutter, Glenda, Marlon Caianelo, Milena Guedes, Mylena
Spina e Vanessa Urbano pela paciência e troca de experiências.
Agradeço aos técnicos Priscila (do laboratório de massas - IQ), Andreza Camilotti
(Laboratórios Paracelsus - IQ), Daniel Bueno, Fernando Candello e Thiago Neves (Laboratório
de Saneamento - FEC) pela dedicação e atenção nos momentos de dúvida, sempre a postos para
sanar qualquer problema e ajudando no desenvolvimento da minha pesquisa.
Aos professores Dr. Adriano Luiz Tonetti e Dra. Ana Paula Bortoleto pelas
oportunidades que me proporcionaram e confiança que me depositaram pelas atividades
conferidas.
À Profa. Dra. Susane Rath, por me permitir usar seu laboratório e pela sua colaboração
na execução desse trabalho.
Aos professores membros que compuseram a minha banca de qualificação e defesa,
professor Dr. Rodnei Bertazzoli, professor Dr. Adriano Luiz Tonetti e professor Dr. Alexandre
Nunes Ponezi.
Às minhas amigas Claudia Paltronieri, Mara Adlay, Mariana Adário e Mylena Spina,
um agradecimento mais que especial por toda a ajuda que me deram nesse período.
Ao João Azevedo, um amigo e irmão que surgiu em ótima hora na minha vida, obrigado
por me ouvir nos momentos de estresse, fortaleceu muita nossa amizade.
À Bianca Maselli, Davi Lucas, Fabricio Ferreira, Gabriella Santos, Jade Mourão, João
Evandro Manuel, Leonardo Justino, Mauver Sartóri, Neto Florenzano, Raissa Costa e Sara
Vaccaro por me verem crescer e concluir mais essa etapa.
À aqueles que convivi durante o desenvolvimento dos meus estudos de mestrado que
direta ou indiretamente me deram forças para desenvolver estes estudos, levarei vocês comigo
para sempre, mesmo ainda desfrutando um pequeno período de convívio, os considero como se
fossem amigos de infância.
À Coordenação de Aperfeiçoamento de Pessoal de Nível Superior – CAPES e a
Fundação de Amparo à Pesquisa do Estado de São Paulo – FAPESP pelo apoio financeiro.
À UNICAMP por ter me proporcionado a oportunidade de ganho de conhecimento e
crescimento profissional.
"...Às vezes, tem ciência de acertar, de atingir por momentos o ápice da narrativa. O raro
instante em que, ao atingir a corda sensível do enredo, não lhe cabe recuar ou abdicar dos
ingredientes que, apaixonadamente enlaçados, determinam seu desfecho."
[Nélida Piñon]
RESUMO
Neste estudo, uma solução contendo uma mistura de FQ (ciprofloxacina, lomefloxacina e
ofloxacina) foi submetida a oxidação fotocatalítica sob irradiação UV, empregando como
catalisador TiO2 comercial (P25 e PC500) e dopado/impregnado com nitrogênio (N-TiO2). Para
concentração e quantificação dos analitos foi utilizado um sistema de extração em fase sólida
em linha com um cromatógrafo de ultra-alta eficiência acoplado a um espectrômetro de massas
sequencial (on-line SPE-UHPLC-MS/MS). Empregando o TiO2 PC500, com composição
100% anatase, observou-se um ganho de 21% na oxidação fotocatalítica das FQ, quando
comparado aos resultados obtidos com o P25 (80% anatase). Reações em pH 4 e 9, ou com
adição de H2O2 não intensificaram o processo fotocatalítico. Variando a concentração das FQ
na faixa de 50 a 100 µg L-1, foi observado 95% de degradação dos antimicrobianos após 100
min de reação, e reações empregando concentrações dos antimicrobianos acima de 200 µg L-1
resultaram na diminuição da porcentagem de moléculas convertidas. Soluções com saturação
de O2 dissolvido, reduziu em 50% o tempo necessário para atingir 90% de degradação dos
fármacos. Os N-TiO2 sintetizados apresentaram maior absorção na banda do visível, e com o
emprego de luz solar observou-se degradação superior a ≥ 89% para FQ, enquanto que, as
amostras submetidas à radiação solar e TiO2 (P25 e PC500) apresentaram degradação inferior
a 50%. Após determinação das melhores condições de degradação para o P25 e PC500
(100 mg L-1, radiação UV-A, OD = 1,3 mg L-1 e pH próximo do neutro), foram realizados
ensaios variando a matriz (água simulada - AS, água mineral engarrafada - AE e água potável
de abastecimento público – AP). Os sais e minerais presentes nas diferentes matrizes atuaram
como sequestradores de HO•, diminuindo a eficiência do processo UV/TiO2 em comparação
aos ensaios realizados em água ultrapura. Ensaios com 50 mg L-1 de PC500 ou 100 mg L-1 de
P25 resultaram na redução da atividade antimicrobiana da solução de 92,4 e 95,4% para E. coli,
e 78,1 e 84,2% para B. subtilis, respectivamente, após 120 min de reação. Ensaios com radiação
solar mostraram que N-TiO2 foi mais eficaz na remoção da atividade antimicrobiana do que o
TiO2 comercial. Do monitoramento dos produtos de degradação identificados, conclui-se que
nos produtos de degradação ocorreu a perda de sítios ativos, e por consequência, perda da
atividade antimicrobiana.
Palavras chave: atividade antimicrobiana, ciprofloxacina, fotólise, lomefloxacina, ofloxacina,
TiO2, TiO2-N, UVA/TiO2
ABSTRACT
In this study, a solution containing a mixture of FQs (ciprofloxacin, lomefloxacin and
ofloxacin) was subjected to photocatalytic oxidation under UV irradiation, using as commercial
catalyst (P25 and PC500) and doped/impregnated with nitrogen (N-TiO2). For concentration
and quantification of the analytes, an in-line solid phase extraction system was used with an
ultra-high efficiency chromatograph coupled to a sequential mass spectrometer (SPE-UHPLC-
MS/MS online). Using TiO2 PC500, with 100% anatase composition, a gain of 21% in the
photocatalytic oxidation of CF was observed when compared to the results obtained with P25
(80% anatase). Reactions at pH 4 and 9, or with addition of H2O2 did not intensify the
photocatalytic process. Varying the FQs concentration in the 50 to 100 μg L-1 range, 95%
antimicrobial degradation was observed after 100 min of reaction, and reactions using
antimicrobial concentrations above 200 μg L-1 resulted in a decrease in the percentage of
molecules Converted. Solutions with dissolved O2 saturation, reduced by 50% the time required
to achieve 90% degradation of the drugs. The N-TiO2 synthesized presented higher absorption
in the visible band, and with the use of solar light degradation was observed superior to ≥ 89%
for FQs, whereas the samples submitted to solar radiation and TiO2 (P25 and PC500) presented
degradation Less than 50%. After the determination of the best degradation conditions for P25
and PC500 (100 mg L-1, UV-A radiation, OD = 1.3 mg L-1 and pH near the neutral), tests were
performed by varying the matrix (simulated water - AS, bottled mineral water - AE and public
drinking water - AP). The salts and minerals present in the different matrices acted as HO•
hinders, reducing the efficiency of the UV/TiO2 process compared to the tests carried out in
ultrapure water. Assays with 50 mg L-1 of PC500 or 100 mg L-1 of P25 resulted in the reduction
of the antimicrobial activity of the solution from 92.4 and 95.4% for E. coli, and 78.1 and 84.2%
for B. subtilis, Respectively, after 120 min of reaction. Assays with solar radiation showed that
N-TiO2 was more effective at removing antimicrobial activity than commercial TiO2. From the
monitoring of the degradation products identified, it was concluded that in the degradation
products the loss of active sites occurred, and therefore, loss of antimicrobial activity.
Keywords: antimicrobial activity, ciprofloxacin, photolysis, lomefloxacin, ofloxacin, TiO2,
N-TiO2, UVA/TiO2.
LISTA DE ILUSTRAÇÕES
Figura 1. Estrutura geral das fluoroquinolonas .................................................................................... 25
Figura 2. Rota das fluoroquinolonas no ambiente ................................................................................ 32
Figura 3. Mecanismo de geração dos radicais hidroxila ...................................................................... 34
Figura 4 - Estudos de toxicidade com fluoroquinolonas ...................................................................... 44
Figura 5. Sistema operacional: (A) reservatório 1 L; (B) tubo de quartzo; (C) lâmpada; (D) agitador
magnético; (E) bomba peristáltica ......................................................................................................... 46
Figura 6. Esquema ilustrativo do ensaio de actinometria ..................................................................... 48
Figura 7. Curva de saturação de oxigênio ............................................................................................ 49
Figura 8 –Impregnação do dióxido de titânio com ureia ..................................................................... 52
Figura 9 – Esquema simplificado do sol-gel empregando isopropóxido de titânio como precursor ... 53
Figura 10 – Esquema simplificado do sol-gel empregando butóxido de titânio como precursor ........ 54
Figura 11 - Procedimento dos ensaios fotocatalíticos empregando N-TiO2 e radiação solar ............... 55
Figura 12 - Quadro resumo do estudo de degradação das fluoroquinolonas ....................................... 57
Figura 13. Diagrama do sistema SPE on-line, posição das válvulas e direção do fluxo de solvente.
Posição da válvula: esquerda 1 e direita 1 – carregamento da amostra na coluna do SPE; Esquerda 1 e
direita 2 – eluição dos analitos. ............................................................................................................. 60
Figura 14. Cultivo de bactérias ............................................................................................................ 62
Figura 15. Esquema da diluição serial 2:1 realizada nos ensaios de AAM: (A) Adição de 100 µL de
tampão fosfato 1mmol L-1 pH 8,0, (B) Adição de 300 µL de amostra, (C) 200 µL é retirado de cada poço
da coluna anterior e transferido para os poços adjacentes da coluna seguinte e 200 µL é descartado de
cada um dos poços da penúltima coluna, (D) Leitura das absorbâncias e diluição da cultura bacteriana e
(E) Inoculação da placa com as culturas bacterianas. ........................................................................... 65
Figura 16. Curvas analíticas: A, B e C referem-se a ciprofloxacina, lomefloxacina e ofloxacina sem
adição de PI, respectivamente. D, E e F referem-se a ciprofloxacina, lomefloxacina e ofloxacina com a
adição do PI, respectivamente. .............................................................................................................. 68
Figura 17. Degradação da CIP, LOM e OFL por fotólise utilizando radiação UV-A365 nm e UV-C254 nm.
............................................................................................................................................................... 70
Figura 18. Adsorção das fluoroquinolonas no TiO2: (A) 200 mg L-1 P25 e (B) 200 mg L-1 PC500 ... 71
Figura 19. Degradação por UV-A/P25 para (A) CIP, (B) LOM, e (C) OFL, e por UV-A/PC500 para
(D) CIP, (E) LOM e (F) OFL, em 120 min de reação e ST = 100 µg L-1 FQ ....................................... 73
Figura 20. Variação da concentração do poluente por UV-A P25 (MC = 100 mg L-1) para (A) CIP, (B)
LOM e (C) OFL, e por UV-A PC500 (MC = 50 mg L-1) para (D) CIP, (E) LOM e (F) OFL, em 120 min
de reação. ............................................................................................................................................... 75
Figura 21 – Cinética de reação para degradação fotocatalítica variando a carga do catalisador: (A) P25
e (B) PC500, em 120 min de reação e ST = 100 µg L-1 FQ .................................................................. 77
Figura 22 - Cinética de reação para degradação fotocatalítica variando a concentração do fármaco: (A)
P25 (100 mg L-1) e (B) PC500 (50 mg L-1), em 120 min de reação ...................................................... 77
Figura 23. Degradação das fluoroquinolonas por UV/TiO2 empregando P25 (50 mg L-1) em pH 4, 6 e
9: (A) CIP, (B) LOM e (C) OFL e PC500 (25 mg L-1) em pH 4, 6 e 9: (D) CIP, (E) LOM e (F) OFL e
ST = 100 µg L-1 FQ ............................................................................................................................... 79
Figura 24. Intensificação do processo de degradação com adição de oxigênio: empregando P25 (50 mg
L-1): (A) CIP, (B) LOM e (C) OFL e PC500 (25 mg L-1): (D) CIP, (E) LOM e (F) OFL e ST = 100 µg
L-1 FQ .................................................................................................................................................... 82
Figura 25. Intensificação do processo de degradação com adição de H2O2: empregando P25 (50 mg L-
1): (A) CIP, (B) LOM e (C) OFL e PC500 (25 mg L-1): (D) CIP, (E) LOM e (F) OFL e ST = 100 µg L-1
FQ .......................................................................................................................................................... 83
Figura 26 – Degradação fotocatalítica variando a matriz aquosa, P25 (100 mg L-1): (A) CIP, (B) LOM
e (C) OFL e PC500 (50 mg L-1): (D) CIP, (E) LOM e (F) OFL ST = 100 µg L-1 FQ .......................... 85
Figura 27. Microscopia eletrônica de varredura das diferentes amostras sintetizadas ......................... 86
Figura 28 – Difratômetros de Raio-X das amostras sintetizadas: (A) Sol-Gel empregando Butóxido de
Titânio; (B) Sol-Gel empregando Isopropóxido de Titânio e (C) Impregnação com Ureia. ................. 87
Figura 29 – Espectro de reflectância difusa UV-visível das amostras sintetizadas (Função Kubelka-
Munk (F (R)). ........................................................................................................................................ 87
Figura 30 – Degradação fotocatalítica do N-TiO2 (100 mg L-1) (A) Ciprofloxacina, (B) Lomefloxacina
e (C) Ofloxacina e solução de trabalho (ST) = 1 mg L-1 FQ ................................................................. 91
Figura 31 -Variação da concentração do catalisador por UV-A N-TiO2: (A) CIP, (B) LOM e (C) OFL:
ST = 1 mg L-1 FQ. Variação da concentração do MIX de antimicrobianos por UV-A N-TiO2: (D) CIP,
(E) LOM e (F) OFL: N- TiO2 = 100 mg L-1 ......................................................................................... 92
Figura 32. Determinação do CE50 dos padrões de fluoroquinolonas: ciprofloxacina, lomefloxacina e
ofloxacina .............................................................................................................................................. 93
Figura 33. Atividade antimicrobiana residual das soluções de FQ submetidas UV/TiO2: (A) 25 mg L-1
P25 E. coli, (B) 50 mg L-1 P25 E. coli, (C) 100 mg L-1 P25 E.coli, (D) 25 mg L-1 P25 B. subtilis, (E) 50
mg L-1 P25 B. subtilis e (E) 100 mg L-1 P25 B. subtilis ........................................................................ 96
Figura 34. Atividade antimicrobiana residual das soluções de FQ submetidas ao processo UV/TiO2: (A)
25 mg L-1 PC500 E. coli, (B) 50 mg L-1 PC500 E. coli, (C) 100 mg L-1 PC500 E.coli, (D) 25 mg L-1
PC500 B. subtilis, (E) 50 mg L-1 PC500 B. subtilis e (E) 100 mg L-1 PC500 B. subtilis ..................... 97
Figura 35 - Atividade antimicrobiana residual das soluções de FQ submetidas ao processo de
degradação solar com E. coli: (A) AM03 (sol-gel empregando butóxido de titânio) 25 mg L-1, (B) AM03
50 mg L-1, (C) AM03 100 mg L-1, (D) AM04 (P25 impregnado com ureia) 25 mg L-1, (E) AM04 50 mg
L-1e (E) AM04 100 mg L-1 .................................................................................................................. 100
Figura 36 -Atividade antimicrobiana residual das soluções de FQ submetidas ao processo de degradação
solar com B. subtilis: (A) AM03 25 mg L-1, (B) AM03 50 mg L-1, (C) AM03 100 mg L-1i, (D) AM04
25 mg L-1, (E) AM04 50 mg L-1e (E) AM04 100 mg L-1 .................................................................... 101
Figura 37 - Espectro de massas obtido para as amostras submetidas a degradação fotocatalítica para
ciprofloxacina ...................................................................................................................................... 103
Figura 38 - Espectro de massas obtido para as amostras submetidas a degradação fotocatalítica para
lomefloxacina ...................................................................................................................................... 104
Figura 39 - Espectro de massas obtido para as amostras submetidas a degradação fotocatalítica para
ofloxacina. ........................................................................................................................................... 105
LISTA DE TABELAS
Tabela 1 - Propriedades físico-químicas das fluoroquinolonas ............................................... 27
Tabela 2 - Ocorrência das FQ no meio ambiente .................................................................... 28
Tabela 3 – Trabalhos empregando fotocatálise heterogênea ................................................... 37
Tabela 4- Estudos de aplicação de radiação solar em ensaios fotocatalíticos ......................... 40
Tabela 5 - Redução da atividade antimicrobiana aplicando POA ........................................... 42
Tabela 6 – Caracterização das matrizes utilizadas nos ensaios fotocatalíticos ....................... 50
Tabela 7 – Condições do espectrômetro de massas utilizado nas análises .............................. 58
Tabela 8 - Condições do UHPLC - MS/MS para as fluoroquinolonas ................................... 61
Tabela 9 - Parâmetros da metodologia analítica utilizada ....................................................... 69
Tabela 10 – Degradação das fluoroquinolonas com as diferentes concentrações de oxigênio
dissolvido, com 15 min de reação sob radiação UV-A e ST = 100 µg L-1 FQ......................... 81
Tabela 11. Energia de band gap das amostras sintetizadas ..................................................... 88
Tabela 12- Redução da atividade antimicrobiana das amostras (%) submetidas ao processo de
fotocatálise. ............................................................................................................................... 94
Tabela 13 - Redução da atividade antimicrobiana das amostras (%) submetidas ao processo
fotocatalítico com N-TiO2 ........................................................................................................ 98
Tabela 14 – Estrutura dos subprodutos da fotodegradação de CIP, LOM e OFL [M=H+] ... 106
LISTA DE ABREVIATURAS E SIGLAS
% Porcentagem
µg Micrograma
AAM Atividade antimicrobiana
ANVISA Agência Nacional de Vigilância Sanitária
B. subtilis Bacillus subtilis
BC Banda de Condução
BV Banda de Valência
CIP Ciprofloxacina
CE50 Concentração efetiva para causar dano a 50% da população de organismos
cm Centímetro
CO2 Dióxido de Carbono
dinternto Diâmetro Interno
DNA Ácido desoxirribonucleico
e- Elétron
E. coli Escherichia coli
ENR Enrofloxacina
ETA Estação de Tratamento de Água
ETAR Estação de Tratamento de Águas Residuárias
ETE Estação de Tratamento de Esgoto
eV Elétron-volt
FEC Faculdade de Engenharia Civil, Arquitetura e Urbanismo
F0 Fluxo de Fótons
FeII(SO4)3 Sulfato Férrico
FH Fotocatálise Heterogênea
FQ Fluoroquinolona
GAT Gatifloxacina
H2O Água
H2O2 Peróxido de Hidrogênio
HO• Radical Hidroxila
HPLC Cromatografia à Líquido de Alta Eficiência (high performance liquide
chromatography)
IBGE Instituto Brasileiro de Geografia e Estatística
J Joule
kg Quilograma
L-1 Litro
LOQ Limit of Quantification (Limite de Quantificação)
LOM Lomefloxacina
MAPA Ministério da Agricultura, Pecuária e Abastecimento
mg Miligrama
MOX Moxifloxacina
N Nitrogênio
nm Nanômetro
NOR Norfloxacina
O2 Oxigênio
O2•- Superóxido
O3 Ozônio
OFL Ofloxacina
on-line SPE-UHPLC-
MS/MS
Cromatógrafo de Ultra-alta Eficiência Acoplado a um Espectrômetro de
Massas Sequencial
PEQ Potency Equivalent Values (Potência Equivalente)
pH Potencial Hidrogeniônico
POA Processos Oxidativos Avançados
s Segundo
SAR Sarafloxacina
SPE Extração em Fase Sólida
TiO2 Dióxido de Titânio
UFC Unidades Formadoras de Colônia
UV Ultravioleta
UV/TiO2 Fotocatálise com TiO2 em Suspensão
V Volt
v/v Volume/Volume
W Watts
ZnO Óxido de Zinco
λ Comprimento de onda
SUMÁRIO
1. INTRODUÇÃO ........................................................................................................ 21
2. OBJETIVOS ............................................................................................................ 23
2.1. Geral ........................................................................................................................... 23
2.2. Específicos ................................................................................................................. 23
3. REVISÃO BIBLIOGRÁFICA .................................................................................. 24
3.1. Antimicrobianos ......................................................................................................... 24
3.2. Fluoroquinolonas ....................................................................................................... 25
3.3. Ocorrência no Ambiente ............................................................................................ 27
3.4. Risco das Fluoroquinolonas no Ambiente e Rotas de Contaminação ....................... 31
3.5. Processos Oxidativos Avançados .............................................................................. 33
3.6. Fotocatálise Heterogênea – FH .................................................................................. 33
3.6.1. Aplicação da Fotocatálise Heterogênea na Degradação de Antimicrobianos .... 36
3.6.2. Intensificação do Processo Fotocatalítico........................................................... 38
3.6.2.1. Influência do Oxigênio ................................................................................... 38
3.6.2.2. Dopagem e Impregnação TiO2........................................................................ 38
3.7. Ecotoxicidade – Atividade Antimicrobiana Residual e Toxicidade .......................... 41
4. MATERIAL E MÉTODOS ....................................................................................... 45
4.1. Reagentes e Micro-Organismos ................................................................................. 45
4.2. Solução Estoque ......................................................................................................... 45
4.3. Fotorreator ................................................................................................................. 46
4.4. Actinometria do Reator .............................................................................................. 46
4.5. Adsorção das Fluoroquinolonas da Superfície de TiO2 ............................................. 48
4.6. Influência do Oxigênio e Peroxido de Hidrogênio no Processo Fotocatalítico ......... 48
4.7. Aplicação do Processo Fotocatalítico em Diferentes Matrizes Aquosas ................... 50
4.8. Ensaios de Degradação Empregando N-TiO2 ............................................................ 51
4.8.1. Dopagem e impregnação do TiO2 ...................................................................... 51
4.8.1.1. Impregnação com Ureia .................................................................................. 51
4.8.1.2. Sol-Gel Empregando Isopropóxido de Titânio como Precursor ..................... 52
4.8.1.3. Sol-Gel Empregando Butóxido de Titânio como Precursor ........................... 53
4.8.2. Caracterização das Amostras N-TiO2 ................................................................. 54
4.8.3. Degradação sob Radiação Solar ......................................................................... 55
4.9. Estudo de Degradação Fotocatalítica das Fluoroquinolonas ..................................... 56
4.10. Metodologia Analítica ............................................................................................... 58
4.10.1. On-line SPE-UHPLC-MS/MS ............................................................................ 58
4.10.2. Monitoramento dos Produtos de Degradação ..................................................... 62
4.11. Avaliação da Atividade Antimicrobiana – AMM ...................................................... 62
5. DISCUSSÃO E RESULTADOS ............................................................................... 66
5.1. Validação do Método ................................................................................................. 66
5.2. Degradação por Fotólise (UV-C e UV-A) ................................................................. 69
5.3. Adsorção das Fluoroquinolonas na Superfície de TiO2 ............................................. 71
5.4. Degradação por Fotocatálise Heterogênea................................................................. 72
5.4.1. Influência do pH na Degradação das Fluoroquinolonas ..................................... 78
5.4.2. Intensificação do Processo Fotocatalítico: Efeito da Aeração e Adição de H2O2
80
5.4.3. Eficiência do Processo Fotocatalítico em Diferentes Matrizes Aquosa ............. 84
5.5. Caracterização N-TiO2 ............................................................................................... 86
5.5.1. Degradação Fotocatalítica Sob Irradiação Solar com N-TiO2............................ 88
5.6. Atividade Antimicrobiana Residual ........................................................................... 93
5.6.1. CE50 Padrão das Fluoroquinolonas ..................................................................... 93
5.6.2. Atividade Antimicrobiana Residual do Processo Fotocatalítico com N-TiO2 ... 98
5.7. Monitoramento dos Produtos de Degradação .......................................................... 102
6. CONCLUSÕES ...................................................................................................... 108
7. REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS .................................................................... 109
21
1. INTRODUÇÃO
As fluoroquinolonas (FQ) são uma classe de antimicrobianos sintéticos, pertencentes a
segunda geração das quinolonas. Essa classe de compostos apresenta amplo espectro de ação
contra micro-organismos Gram-positivos e Gram-negativos, podendo ser empregados tanto na
medicina humana como veterinária (GUO et al., 2016; RUSU; HANCU; UIVAROS, 2015)
A administração de antimicrobianos, incluindo as FQ, na alimentação de animais
confinados é uma prática amplamente adotada para fins profiláticos e/ou terapêuticos, visto a
baixa absorção pelo trato intestinal (20 a 80% da dose original) levando a liberação desses
compostos no ambiente por meio das fezes e urina in natura ( LIU et al., 2014; AMPARO,
2013;; ZANCHETA, 2012).
Uma vez dispersos no ambiente contaminam águas e solo e pouco se sabe quanto aos
efeitos agudos e/ou crônicos destas substâncias na biota (LEAL et al., 2012; VAN
DOORSLAER et al., 2011). Desse modo, os antimicrobianos podem atingir o meio ambiente,
por meio de efluentes municipais e solos. Dentre as FQ com maior ocorrência em matrizes
aquosas destacam-se: ciprofloxacina - CIP (máximo de 44 µg L-1), norfloxacina - NOR
(máximo de 17 µg L-1) e ofloxacina - OFL (35 µg L-1) (RODRIGUES-SILVA et al., 2014;
GONZÁLEZ-PLEITER et al., 2013; PRIETO et al., 2011)
Uma opção para o tratamento de águas contaminadas por contaminantes emergentes,
incluindo o grupo dos antimicrobianos FQ, é a utilização dos processos oxidativos avançados
(POA) (KUMAR, 2016). Os POA são baseados na formação do radical hidroxila (HO•) um
forte oxidante não seletivo, com a capacidade de mineralizar compostos orgânicos devido ao
seu elevado potencial de redução (2,73 eV), superior ao dos oxidantes convencionais
(RODRIGUES-SILVA et al., 2014).
A fotocatálise heterogênea (FH) tem se demonstrado um processo eficiente na
purificação de matrizes aquosas contaminadas com poluentes emergentes (MONTEIRO et al.,
2015) .Dentre os semicondutores fotoativos empregados na FH, destaca-se o dióxido de titânio
(TiO2) e óxido de zinco (ZnO), sendo o TiO2 o mais utilizado. Esses fotocatalisadores são
largamente empregados devido à ampla banda de foto-sensibilidade, natureza não tóxica, valor
de band-gap adequado para a utilização com radiação UV, elevada estabilidade química, baixo
custo e por dispensar o uso de reagentes coadjuvantes. Além disso, quando disperso no
ambiente, representa baixa impacto ambiental.
22
Dentre os semicondutores, o TiO2 é o mais empregado em estudos fotocatalíticos (
SALMA et al., 2016; WANG et al., 2015; KLAUSON et al., 2010), o qual pode ser adquirido
comercialmente. Dentre as diversas marcas disponíveis no mercado, esses produtos diferem
pela sua composição cristalina, tamanho da partícula, fotoestabilidade em ampla faixa de pH
(NOGUEIRA; JARDIM, 1998). O P25 (80% anatase) é o TiO2 mais utilizado em estudos
fotocatalíticos (WANG et al., 2015; NU et al., 2005) embora alguns trabalhos relatam o
emprego de PC500 (100% anatase) ( SALMA et al., 2016; MONTEIRO et al., 2015; WANG
et al., 2015; EGERTON; PURNAMA; MATTINSON, 2011; KLAUSON et al., 2010;
MALATO et al., 2009).
Com base no levantamento bibliográfico realizado, no período de 2005 a 2016, se
conclui que são escassas as informações sobre a atividade antimicrobiana residual de soluções
contendo FQ submetidas a processos fotocatalíticos. Dados que reportem a remoção da
atividade antimicrobiana de soluções contendo FQ são descritos por De Oliveira et al., 2016
(degradação lomefloxacina por O3 em pH 3, 7 e 11); CAIANELO et al., (2016) (degradação
de gatifloxacina por UV/H2O2); PERES et al., (2015) (degradação ofloxacina por UV/TiO2);
RODRIGUES-SILVA et al., (2013) (degradação flumequina por UV/TiO2); PAUL et al.,
(2010) (degradação da ciprofloxacina por (UV/TiO2) e DOOD et al., (2009) (degradação da
ciprofloxacina por O3). Além disso, desses trabalhos reportados na literatura, nenhum deles
avalia a degradação das FQ em misturas de fármacos.
Esse trabalho é justificado basicamente pela ocorrência de FQ no ambiente, pela
carência de trabalhos relacionados à degradação de FQ na ordem de concentração em que esses
compostos são detectados no ambiente (ou seja, µg L-1), bem como pela ausência de pesquisas
correlacionadas que monitoram a atividade antimicrobiana de soluções de antimicrobianos
submetidos a degradação. Os produtos de degradação formados podem apresentar atividade
biológica igual ou superior ao fármaco original, desse modo, nesse trabalho, os produtos de
degradação da CIP, OFL e LOM comumente reportados na literatura foram monitorados.
23
2. OBJETIVOS
2.1. Geral
Esse estudo tem como objetivo investigar o uso da fotocatálise heterogênea (UV/TiO2)
para a degradação de três fluoroquinolonas (ciprofloxacina (CIP), lomefloxacina (LOM) e
ofloxacina (OFL)) em níveis de concentração de µg L-1, avaliar a atividade antimicrobiana
residual e monitorar os produtos de degradação gerados nas soluções submetidas à degradação.
2.2. Específicos
Como objetivo específicos têm-se:
Desenvolver um método para quantificação das FQ na faixa de µg L-1 utilizando o SPE
on-line acoplado ao UHPLC-MS/MS;
Avaliar dois catalisadores de TiO2 comercial: o P25 da Evonik (80% anatase) e o PC500
da Cristal (100% anatase);
Avaliar um catalisador de TiO2 sintetizado, dopado e impregnado com nitrogênio (N-
TiO2);
Avaliar da influência da concentração do poluente, da concentração do catalisador, do
pH inicial e da adição de oxidantes (O2 e H2O2) e diferentes fontes de radiação na
eficiência do processo de fotocatálise heterogênea;
Avaliar a eficiência do processo fotocatalítico em diferentes matrizes aquosas: água
superficial simulada, água engarrafada e água potável destinada a abastecimento
público;
Avaliar a atividade antimicrobiana residual das soluções submetidas ao processo
fotocatalítico utilizando as bactérias Escherichia coli e Bacillus subtilis;
Monitorar os produtos de degradação formados e comparar com estudos disponíveis na
literatura especializada.
24
3. REVISÃO BIBLIOGRÁFICA
3.1. Antimicrobianos
Os antimicrobianos são definidos como compostos naturais, semi-sintéticos e sintéticos
com atividade antimicrobiana, podendo ser aplicados oralmente ou injetados, tanto em humanos
como animais, inibindo ou eliminando as bactérias. Os fármacos são divididos devido a sua
aplicação, alguns administrados na medicina veterinária e outros relacionados com os
medicamentos empregados para terapia humana (COLLIGNON et al., 2009).
Hoje existem 13 famílias de antimicrobianos, que se diferenciam por sua estrutura
química ou mecanismos de ação, com a finalidade de inibir ou eliminar bactérias, sendo
encontrados antimicrobianos específicos para o tratamento de doenças infecciosas causadas por
uma larga variedade de bactérias patogênicas (KEMPER, 2008). Vale ressaltar que não apenas
no Brasil, mas em todo o mundo, não são claros os dados a respeito do volume de produção e
consumo de antimicrobianos, sendo os dados sobre o consumo de antimicrobianos apenas
estimativas (KÜMMERER, 2009).
Segundo o Ministério da Agricultura, Pecuária e Abastecimento do Brasil – MAPA, a
produção de antimicrobianos no ano de 2014 teve um faturamento de aproximadamente 4,5
bilhões de reais (MAPA, 2015). O Brasil é um dos maiores produtores de proteína animal do
mundo, sendo a população de bovinos maior que o número de habitantes do país (IBGE, 2016).
Segundo o MAPA, a produção de frango representa 48,1% do mercado mundial, seguida pela
carne bovina com 44,1% e suínos com 14,2% (MAPA, 2015).
No ano de 2015 foram abatidos 30,64 milhões de cabeças de bovinos (aproximadamente
800 kg por cabeça) e 5,79 bilhões de cabeças de frangos (aproximadamente 2,5 kg por ave),
aumento de 5,4% comparado a 2014 (IBGE, 2016). Supondo que cada um desses animais
abatidos recebeu uma dose de um medicamento a base de ciprofloxacina (2,5 mg por kg de
massa animal – Fonte: MAPA, 2015) é possível supor que entre 2014 e 2015 foram consumidos
70.637,5 kg dessa fluoroquinolonas, levando-se em consideração que 70% do medicamento é
excretado in natura, pode-se supor que 49.446,25 kg de ciprofloxacina foram lançados no
ambiente. Além disso, estima-se que cada unidade de ciprofloxacina comercializada no Brasil
(17.579.357 unidades, 2016 - IMS) possui 500 mg/unidade, e 30% de metabolização pelo
organismo humano, significaria 6.152,78 kg de ciprofloxacina lançados nos sistemas de
25
esgotamento sanitário, fossas sépticas, e, consequentemente, atingem os sistemas de tratamento
de esgoto e de água para abastecimento público e solos.
3.2. Fluoroquinolonas
As fluoroquinolonas (FQ) são antimicrobianos sintéticos. A primeira quinolona
desenvolvida em 1962 foi o ácido nalídixico por George Lesher; a partir desta, modificações
na estrutura das quinolonas produziram compostos com maior espectro de ação (RODRIGUES-
SILVA et al., 2014), dando origem as FQ. A presença do átomo de flúor deu origem as FQ, o
qual confere maior atividade biológica e estabilidade a estes compostos (OWENS; AMBROSE,
2000). Na Figura 1 é apresentada a estrutura base das quinolonas, onde a inserção de um átomo
de flúor em sua estrutura base originou as FQ; desde então, alterações nas posições N-1, C-4,
C-6, C-7 e C-8 da sua estrutura base das quinolonas deram origem às diferentes FQ conhecidas
e utilizadas.
Figura 1. Estrutura geral das fluoroquinolonas
Alguns autores ( HE et al., 2015; VAN DOORSLAER et al., 2014; BABIC et al., 2013;
LIU et al., 2012) reportam a ciprofloxacina (CIP), enrofloxacina (ENR), norfloxacina (NOR),
moxifloxacina (MO), sarafloxacina (SAR) e ofloxacina (OFL) como as FQ mais produzidas e
comercializadas no mercado da Europa, América do Sul, China, Estados Unidos e Índia; porém,
dados sobre o volume de produção desses fármacos não estão disponíveis na literatura. Sabe-
se que as fluoroquinolonas estão entre as classes de medicamento mais vendidas no mundo,
ocupando o terceiro lugar nesse ranking (VAN BOECKEL et al., 2014). No Brasil, sabe-se que
esses antimicrobianos são prescritos tanto na medicina humana (doses entre 200 e 600 mg:
ANVISA, 2015) como na medicina veterinária (2,5 mg por kg de peso animal; Ministério da
26
Agricultura, Pecuária e Abastecimento – MAPA, 2015). VAN BOECKEL et al. (2014)
reportaram, com base no banco de dados da IMS Health MIDAS, que as FQ são a quarta família
de antimicrobianos mais vendidos no mundo, superando as tetraciclinas (sexta colocada).
Segundo a IMS Health MIDAS (2016), num panorama entre 2011 (15.950.013 unidades) até
2016 (17.579.357 unidades), o uso de ciprofloxacina no Brasil para tratamento de infecções em
humanos cresceu aproximadamente 10% em unidades vendidas. Em 2016 a comercialização de
ciprofloxacina representou um mercado de R$ 533 milhões para a indústria farmacêutica.
Além disso, é importante ressaltar que, no Brasil ainda não existem limites máximos de
resíduo para estes compostos em estações de tratamento de água e esgoto, não sendo, deste
modo, ainda legislados.
As FQ utilizadas nesse estudo foram, ciprofloxacina, ofloxacina e lomefloxacina
pertencentes a segunda geração das quinolonas (ou a primeira geração das FQ), esses
antimicrobianos foram selecionados a partir de uma busca na literatura em relação à
aplicação/consumo, ou seja, a ciprofloxacina e a ofloxacina são as mais consumidas no mercado
de antimicrobiano (conforme dados de ocorrência no capítulo 3.3., Tabela 2), já a lomefloxacina
apresenta modificações em sua estrutura que lhe garante atividade antimicrobiana superior a
ciprofloxacina e ofloxacina. Esses compostos possuem espectro de ação contra organismos
Gram-negativos (inclusive pseudômonas), organismos Gram-positivos e pneumococci (não
incluído streptococcus pneumoniae) (RODRIGUES-SILVA et al., 2014). Por este motivo estes
antimicrobianos são empregados para o tratamento de infecções gastrointestinais, infecções
pulmonares, urinárias, bem como para a prevenção de infecção em paciente
imunocomprometido. Após administração, até 80% da dose administrada pode ser eliminada in
natura pela urina e fezes (ALDER et al., 2001; SCHOLAR & PRATT, 2000).
A atividade antimicrobiana das quinolonas está relacionada com a formação de ligações
de hidrogênio entre os grupos aceptores (COOH, C=O e F) desses compostos com o DNA-
girase das bactérias, resultando na inibição da duplicação dos micro-organismos. O DNA-girase
é uma enzima que evita o emaranhamento da fita de DNA da bactéria durante e após sua
duplicação. Ao inibir a atuação dessa enzima, ocorre uma síntese descontrolada de RNA
mensageiro e de proteínas, determinando a morte das bactérias (SHEN et al., 1989).
Na Tabela 1 são apresentadas as propriedades importantes das fluoroquinolonas
utilizadas nesse estudo, formula química e estrutural, massa molar, solubilidade e os valores de
pka que indicam a ionização da molécula quando em solução com um determinado pH. Em
27
meio ácido as moléculas estarão protonadas (carregadas positivamente) e em meio básico
desprotonadas.
Tabela 1 - Propriedades físico-químicas das fluoroquinolonas
FQ CIP OFL LOM
Fórmula química
Fórmula estrutural C17H18FN3O3 C18H20FN3O4 C17H19F2N3O3
Massa molar 331,340 g mol-1 361,367 g mol-1 351,348 g mol-1
pKa1 5,86 5,60 6,05
pKa2 8,24 8,70 8,22
Solubilidade (127ºC) 1 mg mL-1 1 mg mL-1 1 mg mL-1
FONTE: ChemSpider, 2016.
3.3. Ocorrência no Ambiente
Levando em consideração os contaminantes emergentes, estudos relatam que as FQ são
constantemente detectadas em efluentes hospitalares na faixa de concentração de 8,0 ng L-1 até
66,0 µg L-1, já em águas superficiais as concentrações variam de 0,5 ng L-1 a 9,7 µg L-1 estas
variações da concentração oscilam conforme sazonalidade no qual o monitoramento foi
realizado. RODRIGUES-SILVA et al., (2014) destacaram em seus estudos de revisão sobre a
ocorrência de fluoroquinolonas que a ciprofloxacina - CIP (44 µg L-1), norfloxacina – NOR
(17 µg L-1), LOM (0,32 µg L-1) e ofloxacina - OFL (35 µg L-1), são as FQ identificadas em
maior concentração em matrizes aquosas. Em instalações farmacêuticas, esses níveis podem
ultrapassar esses limites, chegando a concentrações de mg L-1 (AMORIM et al., 2014). Na
Tabela 2 são apresentados dados de ocorrência das fluoroquinolonas detectadas nas diversas
matrizes aquosas (água subterrânea, água superficial, água para abastecimento público, afluente
de ETE, efluente de ETE, amostra de ETE, efluente hospitalar, ETAR, efluente bruto e efluente
pecuário), esses dados correspondem a atualização dos dados publicados por RODRIGUES-
SILVA et al., (2014), em seus estudo de revisão sobre a ocorrência de fluoroquinolonas em
matrizes aquosas e estudos de degradação de antimicrobianos por processos oxidativo
avançados.
28
Tabela 2 - Ocorrência das FQ no meio ambiente
Concentração
(µg L-1)
Matriz
Região
Referência
0,007-0,009 Água subterrânea de região pecuária China TONG et al., 2009
0,0318-0,0425 Água subterrânea de região pecuária China GARCIA-LOR et al., 2011
0,02-0,3 Água subterrânea de região pecuária China TONG et al., 2009
700 Água Subterrânea Índia VAN DOORSLAER, et al., 2015
<0,01 Água superficial França TAMTAM et al., 2008
0,007-0,02 Água superficial China XIAO et al., 2008
9,66 Água superficial França FEITOSA-FELIZZOLA et al.,
2009
5,117 Água superficial Estados
Unidos/Arkansas
MASSEY et al., 2010
0,74 Água superficial Espanha/Castellon-
Valencia
GARCIA-LOR et al., 2011
0,1-0,3 Água superficial China WANG et al.,2016
0,19-0,32 Água superficial China ZHANG et al., 2016
0,00762 Água superficial China XIAO et al., 2016
0,009-0,112 Água superficial Espanha/Girona FERNANDO-CLIMENT et al.,
2014
0,0603 Água superficial China/Baiyangdian LI et al., 2011
0,02 Água superficial Estados Unidos BILA & DEZOTTI, 2003
0,00045-0,106 Água superficial Brasil/ Rio Atibaia LOCATELLI et al., 2011
7,49 Águas residuárias China WEI et al., 2012
3,1 Águas residuárias Estados Unidos HUANG et al., 2011
0,002-0,008 Água para abastecimento público China/Macao VIRUHAN et al., 2010
0,006 Água para abastecimento público China/ Guangzhou VIRUHAN et al., 2010
0,099 Afluente ETE China/Pequim JIA et al., 2012
1,1 Afluente ETE Austrália WATKISON et al., 2009
0,039-0,458 Afluente ETE China/Chongqing CHANG et al., 2010
1,9 Afluente ETE Estados Unidos HE, et al., 2015
0,03 Amostra ETE Estados Unidos KOLPIN et al., 2002
0,2-2 Amostra ETE Espanha/Granada DORIVAL-GARCIA et al., 2013
0,78 Efluente de ETE Espanha/Madrid MUÑOZ et al., 2008
0,045-0,4 Efluente de ETE Suíça GOLET et al., 2001
0,03-0,07 Efluente de ETE França, Grécia,
Itália
ANDREOZZI et al., 2003
<0,019 Efluente de ETE Estados Unidos NAKATA et al., 2005
0,31 Efluente de ETE Estados Unidos KARTHIKEYAN et al., 2006
Cip
rofl
oxaci
na
29
Concentração
(µg L-1)
Matriz
Região
Referência
0,22-0,45 Efluente de ETE Estados Unidos BATT et al., 2007
0,027 Efluente de ETE China XIAO et al., 2008
0,1-0,7 Efluente de ETE Portugal FERREIRA et al., 2016
0,78 Efluente de ETE Espanha/Madrid MUÑOZ et al., 2008
2,292 Efluente de ETE Espanha/Catellon-
Valencia
GARCIA-LOR et al., 2011
0,005-2,610 Efluente ETE Croácia/Zegrab SENTE et al., 2013
0,85-2
Efluente hospitalar
Estados
Unidos/Novo
México
BRAWN et al., 2006
1,1-44 Efluente hospitalar Vietnã/Hanói BRAWN et al., 2006
15 Efluente hospitalar Austrália WATKISON et al., 2009
0,008-13,8 Efluente hospitalar Espanha/Girona MOZAZ et al., 2015
18 Efluente hospitalar Paquistão ASHFAQ at el., 2016
7,763-17,086 Efluente hospitalar Espanha/Girona FERNANDO-CLIMENT et al.,
2014
1,1-1,3 Efluente industrial Espanha/Girona FERNANDO-CLIMENT et al.,
2014
0,05-0,07 ETAR Espanha/Barcelona MARTI et al., 2014
0,017-0,61 ETAR Espanha/ Celrà COLLADO et al., 2014
0,008-13,8 ETAR Espanha/Girona MOZAZ et al., 2015
17-25 ETAR Itália STURINE et al., 2015
0,063-0,58 ETAR Reino Unido DOORSLAER, et al., 2014
31 ETAR Coréia DOORSLAER, et al., 2014
0,025 ETAR Espanha ALFARTOVÁ et al., 2017
1,44 ETAR Estados Unidos BHANDARI et al., 2016
0,064-0,147 ETAR Espanha/Girona FERNANDO-CLIMENT et al.,
2014
0,21 ETAR Espanha BERNABEU et al., 2011
0,6 Efluente Bruto Estados Unidos HE, et al., 2015
0,063-0,585 ETAR Reino Unido DOORSLAER, et al., 2014
0,017-0,182 Água superficial Estados Unidos MASSEY et al., 2010
0,1-0,3 Água superficial China WANG et al.,2016
0,032 Água superficial China LI et al., 2012
0,925 ETE Espanha GRACIA-LOR et al., 2011
0,002-0,0025 Água subterrânea de região pecuária China TONGET et al., 2009
0,01-0,055 Água superficial França TAMTAM et al., 2008
Ofl
oxaci
na
C
ipro
floxaci
na
Tabela 2. Continuação
30
Concentração
(µg L-1)
Matriz
Região
Referência
0,149-0,535 Água superficial China XIAO et al., 2008
0,017-0,182 Água superficial Estados Unidos MASSEY et al., 2010
0,074 Água superficial China/Chongqing CHAG et al., 2010
0,4 Água superficial Espanha GARCIA-LOR et al., 2011
0,032 Água superficial China/Baiyangdian LI et al., 2012
1,287 Afluente de ETE China/Pequim JIA et al., 2012
0,2-1,7 Amostra de ETE Espanha/Granada DORIVAL-GARCIA et al., 2013
1,8 Efluente de ETE Espanha/Madri MUÑOZ et al., 2008
0,110 Efluente de ETE Estados Unidos
/Novo México
BRAWN et al., 2006
0,503 Efluente de ETE China TONG et al., 2009
0,1-0,7 Efluente de ETE Portugal FERREIRA et al., 2016
0,053-0,991 Efluente de ETE Taiwan LIN et al., 2009
0,12-0,58 Efluente de ETE França, Grécia,
Itália
ANDREOZZI et al., 2013
0,925 Efluente de ETE Espanha GARCIA-LOR et al., 2011
25,5-35,5 Efluente hospitalar EUA/Novo México BRAWN et al., 2006
66 Efluente hospitalar Paquistão ASHFAQ et al., 2016
0,11-5 Efluente pecuário China TONG et al., 2009
0,022-0,26 ETAR Espanha COLLADO et al., 2014
0,06-14,8 Efluente hospitalar Espanha MOZAZ et al., 2015
< 0,041 Esgoto Doméstico Estados Unidos NAKATA et al., 2005
0,059 Água Superficial China YIRUHAN et al., 2010
0,1-0,3 Água superficial China WANG et al.,2016
0,0013-0,0049 Água superficial China XIAO et al., 2008
0,008-0,037 Água para abastecimento China/Macao VIRUHAN et al., 2010
0,179 Água para abastecimento China VIRUHAN et al., 2010
0,143 Afluente de ETE China CHANG et al., 2010
0,162 Afluente de ETE China/Pequim JIA et al., 2012
0,130-0,320 Efluente de ETE França, Grécia,
Itália
ANDREOZZI et al., 2003
0,017 Efluente de ETE China XIAO et al., 2008
FONTE: Adaptado de RODRIGUES-SILVA et al., 2014. LEGENDA: ETE: estação de tratamento de esgoto;
ETAR: estação de tratamento de águas residuárias.
Ofl
oxaci
na
L
om
eflo
xaci
na
Tabela 2. Continuação
31
Avaliando os dados de ocorrência apresentados na Tabela 2, verifica-se a existência e
disseminação das FQ no meio ambiente na faixa de concentração de μg L-1. Deste modo,
estudos de degradação envolvendo antimicrobianos nessa faixa de concentração são
importantes para que se possa avaliar possíveis tecnologias de tratamento para um futuro
próximo.
3.4. Risco das Fluoroquinolonas no Ambiente e Rotas de
Contaminação
Dentre os riscos reais de periculosidade que os antimicrobianos representam para o
ambiente, pode se destacar a preocupação com o aumento da resistência bacteriana. O
crescimento da resistência bacteriana a medicamentos torna necessário o uso de fármacos cada
vez mais fortes no tratamento antimicrobiano em seres humanos. Essas bactérias resistentes
podem ainda se espalhar pelos animais ou para o ambiente, via material excretado (fezes ou
urina). As FQ presentes no meio ambiente possuem, portanto, potencial para afetar a
comunidade microbiana, como por exemplo, em estações de tratamento de esgoto (AQUINO
et al., 2013; TAMBOSI, 2008).
O consumo de antimicrobianos, tanto na medicina humana como veterinária, tem
aumentado através dos anos (IBGE, 2016). Visto à falta de etapas de tratamento das estações
de água e esgoto para remover esses compostos ( STURINI et al., 2012; MALATO et al., 2009)
estimasse que a concentração de antimicrobianos em matrizes aquosas tende a aumentar.
Vários trabalhos envolvendo a presença de antimicrobianos em matrizes ambientais
foram publicados nos últimos anos. LOCATELLI et al., (2011) avaliaram amostras de água da
Bacia Hidrográfica do rio Atibaia, sendo 55% das amostras avaliadas no período de chuvas e
em 88% das amostras no período de 0,45 ng L-1 a 106 ng L-1, onde detectaram a presença de
oito antimicrobianos de uso humano (amoxicilina, ampicilina, cefalexina, ciprofloxacina,
norfloxacina, sulfametoxazol, tetraciclina e trimetoprim).
LI et al., (2011) investigaram 30 antimicrobianos, incluindo as fluoroquinolonas, em
solos de fazendas no sudeste da China onde foram encontrados resíduos desses fármacos em
mais de 94% das amostras analisadas na faixa de µg kg-1. Muitos mecanismos têm sido
propostos com o objetivo de elucidar as interações que ocorrem entre as FQ e os solos. As FQ
podem se ligar as partículas do solo por particionamento hidrofóbico, interações entre doadores
32
e receptores de elétrons, troca iônica, complexação, pontes catiônicas em sítios específicos
(MACKAY & VASUDEVAN, 2012). Além disso, visto a forte interação entre as FQ e o solo
(PERUCHI; FOSTIER; RATH, 2015) é possível propor que a lixiviação não é uma rota de
contaminação de matrizes aquosas. As principais vias de introdução e exposição das FQ no
ambiente propostas são apresentadas na Figura 2.
Na água as formas mais prováveis de introdução desses antimicrobianos são por meio
de efluentes de processo de fabricação de medicamentos, excreção humana e animal, esgoto
doméstico e hospitalar, disposição inadequada de medicamento vencidos ou não utilizados
(KEMPER, 2008).
Figura 2. Rota das fluoroquinolonas no ambiente
Desse modo, os antimicrobianos podem atingir o meio ambiente, por meio de efluentes
municipais. Uma vez dispersos no ambiente, pouco se sabe quanto aos efeitos agudos e/ou
crônicos desta substância na biota (LEAL et al., 2012; VAN DOORSLAER et al., 2011). É
importante destacar ainda que a presença de FQ no ambiente pode, inclusive, favorecer a perda
da atividade antimicrobiana de moléculas de diferentes classes de antimicrobianos, devido à
resistência cruzada (RUSU; HANCU; UIVAROS, 2015; FENT; WESTON; CAMINADA,
2006).
33
3.5. Processos Oxidativos Avançados
Visto que os processos convencionais de tratamento de água e esgoto não são capazes
de remover totalmente, ou até mesmo uma porcentagem significativa desses compostos
presentes em matrizes aquosas (HUBICKA et al., 2013). Os processos oxidativos avançados
(POA) tem sido apontado como uma possibilidade para o tratamento de efluentes contaminados
com fármacos, dentre eles antimicrobianos do grupo das fluoroquinolonas (De OLIVEIRA;
MANIERO; GUIMARÃES, 2015; PERES; MANIERO; GUIMARÃES, 2015; RODRIGUES-
SILVA et al., 2013). Os POA são baseados na formação do radical hidroxila (HO•) um forte
oxidante não seletivo, com a capacidade de mineralizar compostos orgânicos devido ao seu
elevado potencial de redução (2,73 V), superior ao dos oxidantes convencionais
(RODRIGUES-SILVA et al., 2014).
Os POA podem ser classificados como sistemas homogêneos ou heterogêneos, podem
ser destacados os processos de ozonização em meio básico (O3/OH-), reagentes de Fenton
(H2O2/Fe(II)), foto-Fenton (H2O2/Fe(II)/UV) e fotocatálise heterogênea (FH) empregando
TiO2.
3.6. Fotocatálise Heterogênea – FH
A fotocatálise heterogênea ou oxidação fotocatalítica é o processo no qual um
semicondutor (ex. TiO2, ZnO, SnO2, entre outros) é irradiado por luz ultravioleta, a qual emite
fótons/energia igual ou superior a energia da lacuna (“band gap”) (Figura 3). Quando irradiado,
um elétron (e-) é transferido da banda de valência (BV) para a banda de condução (BC),
deixando uma lacuna, (h+) na banda de valência. O h+ de banda de valência pode reagir
diretamente com a molécula poluente ou pode produzir radicais hidroxila, enquanto que o e- na
BC vai reagir com a água (H2O) e oxigênio dissolvido (O2), gerando os radicais hidroxila (HO•)
e superóxidos (O2•-) (KLAUSON et al., 2010).
34
Figura 3. Mecanismo de geração dos radicais hidroxila
Existem diversos semicondutores que podem ser utilizados em processos fotocatalíticos.
Os quais devem apresentar algumas características para serem considerado eficientes:
Capaz de ser ativado pela luz solar (radiação visível ou UVA);
Biológica e quimicamente inerte;
Insolúvel em água;
Baixa toxicidade;
Disponível no mercado e baixo custo.
A fotocatálise heterogênea é um processo eficiente na purificação de matrizes aquosas
contaminadas com poluentes emergentes (MONTEIRO et al., 2015). Dentre os semicondutores
fotoativos empregados na fotocatálise heterogênea, destaca-se o dióxido de titânio (TiO2) (
LIMA et al., 2014; HEWER et al., 2011; NU et al., 2005; NOGUEIRA & JARDIM, 1998),
óxido de zinco (ZnO) ( CHOI et al., 2016; LIMA et al., 2014), trióxido de tungsténio (WO3)
(LIU et al., 2016), sulfeto de zinco (ZnS) (CHOI et al., 2016) e óxido de ferro (Fe2O3) (YAO
et al., 2016), sendo o TiO2 o mais utilizado.
O mecanismo de geração de radicais hidroxila na superfície do TiO2 tem sido estudado
e apresentado por vários autores na literatura ( MONTEIRO et al., 2015; MALATO et al.,
2009). As principais reações, que ocorrem na superfície do TiO2, que conduzem a formação de
pares de elétrons (BC) – lacuna (BV), conduzindo a geração dos HO• e O2•-, são apresentados
nas Equações 1 a 6. A energia necessária para superar o band gap do TiO2 deve ser superior a
3,2 eV. A reação de espécies de oxigênio reativo e/ou lacunas fotogeradas (altos potenciais de
UV
TiO2
Eg = 3,2 eV
e-
h+
e-
Banda de
Valência
Banda de
Condução
hv > Eg
λ < 380 nm
O2
O2
−
H2O
HO
CO2 e H
2O
35
oxidação) com o poluente orgânico (RH) (Equação 7, 8 e 9), leva à decomposição estrutural da
molécula até sua completa mineralização ( MONTEIRO et al., 2015; KLAUSON et al., 2010).
222 TiOhTiOehTiO VBCB
(Equação 1)
HHOOH2 (Equação 2)
HOHOTiOhVB
2 (Equação 3)
222 OOTiOeCB (Equação 4)
HOOHO
2 (Equação 5)
OOHHOOHO
222 (Equação 6)
RHRHHO (Equação 7)
RHRHTiOhVB 2 (Equação 8)
HRRH (Equação 9)
As três formas mais conhecidas e abundantes do TiO2 são a anatase, rutilo e brookite.
Sendo a anatase e rutilo mais fotoativas, com band gap de 3,0 e 3,2 eV respectivamente
(MALATO et al., 2009). TiO2 100% anatase, ou misturas entre anatase e rutilo tem se
demonstrado eficazes na oxidação fotocatalítica de compostos orgânicos recalcitrantes
(MALATO et al., 2009). O TiO2 pode ser adquirido comercialmente ou por métodos de síntese
como por exemplo sol-gel. O TiO2 comercialmente disponível mais comumente empregado é o
TiO2 P25 da Evonik, que possui uma fase cristalina constituída por 80% anatase e 20% rutilo
(NU et al., 2005).
O TiO2 apresenta uma área superficial variando de 9 a 350 m2/g, sendo área superficial
do TiO2 comercial P25 de 35 a 65 m2/g e o TiO2 PC500 uma área superficial de 350 m2/g, vale
salientar que ambos os catalisadores apresentam um grau de pureza igual a 99% e 85%,
respectivamente (MALATO et al., 2009).
36
3.6.1. Aplicação da Fotocatálise Heterogênea na Degradação de
Antimicrobianos
Estudos realizados por RODRIGUES-SILVA et al., (2013) demonstraram que a
fotocatálise, empregando TiO2, foi eficaz na degradação de flumequina em solução aquosa,
removendo 99% desse antimicrobiano após 30 min de radiação UVC. BERNABEU et al.,
(2011) reportaram a aplicação do processo fotocatálise (200 mg L-1 de TiO2) em efluentes de
ETE, onde observaram a remoção de compostos orgânicos persistentes, dentre eles duas
fluoroquinolonas, enrofloxacina e ofloxacina. Os autores observaram uma eficiência de
degradação de aproximadamente 90% da enrofloxacina presente no efluente e, mesmo não
alcançando a total remoção das FQ, foi possível observar que esse processo foi eficaz na
desinfecção e remoção de coliformes fecais (99%). PERES et al., (2015) observaram que o
processo UVC/TiO2 foi eficaz em degradar 91% da concentração da ofloxacina presente em
solução aquosa submetida a FH por 60 min de reação, empregando 128 mg L-1 de P25 na
suspensão.
VASQUEZ et al., (2013) estudaram a aplicação de 150 mg L-1 de TiO2 na suspensão
para degradar ofloxacina, sendo observada total degradação do antimicrobiano após 30 min.
MICHAEL et al., (2013), relataram que o emprego de 3 g L-1 de TiO2 resultou em 60% da
concentração da ofloxacina presente na suspensão, após 120 min de irradiação solar. PRIETO-
RODRIGUEZ et al., (2012) avaliaram a degradação de 1,61 x 10-3 mg L-1 de lomefloxacina, 20
mg L-1 de TiO2 irradiado por luz UV por 300 min resultou em aproximadamente 90% de
degradação.
Estudos disponíveis na literatura especializada demonstram que os processos
fotocatalíticos são eficientes em degradar poluentes recalcitrantes ( PERES; MANIERO;
GUIMARÃES, 2015; RODRIGUES-SILVA et al., 2014; VASQUEZ et al., 2013; MICHAEL
et al., 2013;)PRIETO-RODRIGUEZ et al., 2012). No entanto, estes mesmos estudos
demonstram que os produtos de degradação gerados na oxidação fotocatalítica desses
antimicrobianos podem apresentar uma toxicidade mais elevada do que o composto original.
Dos estudos reportados na literatura especializada, são escassos os trabalhos que
avaliem a aplicação da FH na degradação de fluoroquinolonas na faixa de concentração em que
ocorrem no ambiente (ou seja, µg L-1). Desenvolver estudos de degradação na faixa de µg L-1
exigem a aplicação de técnicas analíticas que possibilitem a quantificação dos compostos a
serem estudados. Dos trabalhos reportados na literatura as técnicas mais comuns para avaliar a
37
degradação de fármacos na faixa de µg L-1 são a extração em fase solida (SPE) e espectrometria
de massas sequencial (MS/MS) ( De OLIVEIRA; MANIERO; GUIMARÃES, 2015; PERES;
MANIERO; GUIMARÃES, 2015; KLAMERTH et al., 2010). Porém a SPE é uma técnica que
demanda tempo de preparo de amostras e custos elevados.
Na Tabela 3 são apresentados alguns trabalhos disponíveis na literatura especializada
sobre a aplicação de FH na degradação de FQ. Nesses trabalhos a avaliação da degradação
desses antimicrobianos é sempre realizada de forma unitária, sem a presença de outros
compostos. Além disso, a faixa de concentração do poluente está fora da faixa em que são
identificados em matrizes ambientais, ou seja, abaixo de 100 µg L-1 (Tabela 2). Sendo
necessário a investigação da degradação desses compostos em concentrações inferiores a estes
estudos e na presença de misturas de poluentes.
Tabela 3 – Trabalhos empregando fotocatálise heterogênea
Antimicrobiano Concentração
inicial
poluente
Catalisador
Empregado
Degradação Toxicidade AAM Referências
Ofloxacina 500 µg L-1 TiO2 P25 (128
mg L-1)
89,3%
-
91%
remoção em
60min
PERES et al., 2015
Flumequina 500 µg L-1 TiO2 P25 (50
mg L-1)
98 e 99% em 45 e
60min
-
90%
remoção em
15min
RODRIGUES-SILVA et
al., 2013
Ofloxacina
Enrofloxacina
5 mg L-1 TiO2 P25 (300
mg L-1)
90% em 200min
-
-
BERNABEU et al., 2011
Ofloxacina 20 mg L-1 TiO2 P25 (50 -
1500 mg L-1)
90% 90% em
30min
-
VASQUEZ et al., 2013
Ofloxacina 10 mg L-1 TiO2 P25
(3000 mg L-1)
60% em 120min 33% inibição - MICHAEL et al., 2013
Vale salientar que, com base nos dados apresentados na Tabela 3, a concentração inicial
dos fármacos empregados nos estudos fotocatalíticos são concentrações elevadas quando
comparado aos valores de ocorrência apresentados na Tabela 2. Além disso, dos estudos
avaliados nessa revisão, o TiO2 comercial P25 é o catalisador mais comumente empregado em
estudos fotocatalíticos para degradação de fluoroquinolonas.
38
3.6.2. Intensificação do Processo Fotocatalítico
3.6.2.1. Influência do Oxigênio
Estudos enfatizam a necessidade do uso do oxigênio para a mineralização de compostos
orgânicos, constatando que o mesmo não apresenta ser competitivo com outros reagentes
durante a adsorção sobre o TiO2 (MALATO et al., 2009). O oxigênio serve como o receptor de
elétrons no processo fotocatalítico (Equação 10 e 11). Uma concentração mais elevada de
oxigênio na água pode aumentar a oxidação fotocatalítica, devido a uma maior produção de
radicais hidroxila e outros oxidantes na presença de oxigênio, tais como superóxido, radicais
hidroperoxilas e peróxido de hidrogênio (BILAL et al., 2016).
e- + O2 → O2•- (Equação 10)
O2•- + H+ → HO2
• (Equação 11)
3.6.2.2. Dopagem e Impregnação TiO2
Apesar dos resultados promissores obtidos através da fotocatálise heterogênea
utilizando o TiO2 comercial P25 (Tabela 3), a eficiência deste processo oxidativo avançado está
limitada pela recombinação de cargas, ou seja, a recombinação do par e-/h+, com dissipação de
energia como calor. A recombinação restringe o rendimento quântico que poderia ser atingido
neste processo, limitando, assim, a eficiência da decomposição do poluente. Devido ao seu
valor de band gap, esse semicondutor apresenta ainda a desvantagem de sua foto-atividade
ocorrer apenas sob irradiação UV (λ < 400 nm) o que representa aproximadamente de 4% a 8%
da energia solar. Essas deficiências podem ser contornadas pela modificação da morfologia do
semicondutor e/ou pela sua combinação de diferentes materiais (PASTRANA-MARTÍNEZ et
al., 2012) (obtenção de catalisadores dopados e/ou impregnados). A dopagem ou impregnação
do TiO2 com nitrogênio pode ampliar o aproveitamento da radiação solar. N-TiO2 pode
absorver mais de 50% do espectro completo da radiação solar (SOARES, 2013). A exemplo,
adição de nitrogênio ao P25 pode aumentar a sua faixa de absorção na região do visível podendo
absorver em mais de 50% do espectro completo, e, dessa forma, pode-se aumentar o
aproveitamento da luz solar para a ativação do catalisador (MONTEIRO; MIRANDA; VILAR;
LUISA; et al., 2015)(MONTEIRO et al., 2015).
39
A utilização da fotocatálise heterogênea combinada com a irradiação solar e
catalisadores semicondutores para a mineralização de compostos orgânicos em água têm
recebido grande atenção nas últimas décadas, apresentando forte potencial para aplicação
industrial na destruição de compostos orgânicos tóxicos em água, como demonstrado nos
trabalhos de alguns pesquisadores (BYZYNSKI; RIBEIRO; LONGO, 2015; DAWSON;
SOARES; RIBEIRO, 2014; SOARES et al., 2011; BERANEK et al., 2007).
Conforme apresentado na Tabela 4, estudos de degradação fotocatalítica de poluentes
por exposição à irradiação solar têm sido reportado na literatura como uma solução aos custos
energéticos envolvidos nos processos fotocatalíticos. É importante destacar que os estudos de
catalisadores dopados e impregnados com algum metal refere-se apenas aplicação destes na
degradação de moléculas modelo, sem a apresentação de estudos reais visando a aplicação de
poluentes de estrutura complexas como as FQ.
40
Tabela 4- Estudos de aplicação de radiação solar em ensaios fotocatalíticos
Catalisador Método Reator Poluente Ccatalisador Cpoluente Fonte de luz Principais conclusões Referência
[1] N-TiO2
[2] TiO2 – P25
[1] Sol-gel
[2] Fotólise
100 mL a
100 rpm
Direct Black
38
75-150 mg
L-1
0,5-1,5 g
L-1
Fluorescente
comercial – 34W
As estações climáticas influenciaram nos
resultados fotodegradação. A Cpoluente e
Ccatalisador (parâmetros que influenciaram)
PAZ, 2012
TiO2 – P25 Impregnação
com ureia
Reator vidro Difenidrami
na
1 g L-1 10 mg L-1 Lâmpada vapor TQ
150
Maior fotoatividade N-TiO2, síntese do
P25, fácil e de baixo custo
MONTEIRO
et al., 2015
GR-TiO2
Sistema refluxo
PTA
precursor
-
Azul
metileno
50 mg L-1
-
UVA – 8W Aumento da área superficial do
catalisador, maior fotoatividade luz
visível
LOW;
BOONAMNUAYVITAYA, 2013
Fe:TiO2 Sol-gel Célula foto-
eletroquími-
ca
Rodamina B
-
2,5 mg L-1 UVC-15W e visível Fe como dopante podem dificultar o
transporte de e- resultando menor
fotoatividade
SOARES et al., 2011
N-TiO2
Sol-gel - Rodamina B 2 mg L-1 2,5 mg L-1 UVC-15W Adição de N melhora as propriedades
fotocatalíticas
DAWSON; SOARES; RIBEIRO,
2014
N-TiO2
Sol-gel - Rodamina B 5 mg L-1 2,5 mg L-1 UVC-15W (TUV) Amostras dopadas degradaram mais que
amostras sob UVC
BYZYNSKI; RIBEIRO;
LONGO, 2015
41
Algumas técnicas podem ser aplicadas para a síntese de N-TiO2, conforme apresentado
na Tabela 4, pode-se observar que a adição de nitrogênio na estrutura do TiO2 promoveu a
degradação dos poluentes 33% a mais do que quando empregado um TiO2 sintetizado sem a
dopagem com nitrogênio (BYZYNSKI; RIBEIRO; LONGO, 2015). LOW;
BOONAMNUAYVITAYA, (2013) observaram que o método Hummer’s (GR-TiO2) propiciou
maior deslocamento da faixa de absorção do material para o visível quando comparado ao
material comercial, obtendo-se consequentemente, maiores ganhos na degradação
fotocatalítica, cerca de 40,3%.
3.7. Ecotoxicidade – Atividade Antimicrobiana Residual e
Toxicidade
Ensaios de atividade antimicrobiana residual com E. coli (CAIANELO et al., 2016;
PERES; MANIERO; GUIMARÃES, 2015; GONZÁLEZ-PLEITER et al., 2013; HE et al.,
2015; RODRIGUES-SILVA et al., 2013; WAMMER et al., 2013), teste de toxicidade aguda
com a bactéria luminescente Vibrio fischeri (CAIANELO et al., 2016; STURINE et al., 2015;
RODRIGUES-SILVA et al., 2013; LI et al., 2011), testes de toxicidade aguda com alga verde
Raphidocelis subcapitata (GONZÁLEZ-PLEITER et al., 2013) e testes de toxicidade aguda
com microcrustáceos Daphnia magna ( HAPESHI; FOTIOU; FATTA-KASSINOS, 2013;
ESCHER et al., 2011) são os mais utilizados para avaliar a toxicidade residual de uma solução,
contendo um antimicrobiano, submetida a processo avançado. HE et al., (2015); GONZÁLEZ-
PLEITER et al., (2013); WAMMER et al., (2013) e ESCHER et al., (2011) destacam a
importância da avaliação da atividade antimicrobiana residual em soluções de antimicrobianos
submetidos a degradação por processos oxidativos e oxidativos avançados.
Na literatura são escassos dados de redução da atividade antimicrobiana (AAM) de
soluções submetidas aos processos oxidativos avançados. Dessa forma, na Tabela 5 são
apresentados alguns estudos já realizados que enfatizam a remoção da atividade antimicrobiana
aplicando POA. Observa-se uma remoção de até 98% da atividade do antimicrobiano estudado
quando empregado o processo UV/TiO2. É importante destacar que a maior concentração sobre
o monitoramento da atividade antimicrobiana em soluções submetidas a degradação refere-se
a dados do grupo de pesquisa “Química Sanitária e Ambiental” do Laboratório de Processos
Oxidativos, da Faculdade de Engenharia Civil, Arquitetura e Urbanismo (LABPOX/FEC),
42
coordenado pelo Prof. Dr. José Roberto Guimarães. Com base na revisão bibliográfica
apresentada pode-se destacar que a inexistência de trabalhos na literatura que avalie a
degradação de uma mistura de antimicrobianos e monitore a atividade antimicrobiana da
solução, tanto para organismo Gram-negativo como Gram-positivo.
Tabela 5 - Redução da atividade antimicrobiana aplicando POA
A ocorrência das FQ desperta a preocupação quanto à presença de atividade
antimicrobiana em matrizes aquosas (Tabela 2), o que poderia causar a resistência de micro-
Fluoroquinolona Processo aplicado Remoção
AAM (%)
Referência
Ciprofloxacina
Fotólise
Tempo: [1] 60 e [2] 90 min
[1] 67%, [2] 56%, LI; NIU; WANG, 2011
[1] Fotólise; [2] Vis. TiO2
[3] UVA/TiO2
[1] 55%, [2] 60%,
[3] 96%,
PAUL; DODD;
STRATHMANN, 2010
Ofloxacina
[1] Fotólise
UV/TiO2/H2O2 (1,68 mmol L-1 H2O2 e CTiO2 – 32[2],
128[3] mg L-1); UV/TiO2 (CTiO2 – 32[4], 128[5] mg L-1)
Tempo: 60 min
[1] 42%, [2] 95%,
[3] 98%, [4] 77%,
[5] 91%
PERES; MANIERO;
GUIMARÃES, 2015
Flumequina
[1] Fotólise
[2] UV/H2O2 (1,0 mmol L-1)
[1] 95%, [2] 89%,
RODRIGUES-SILVA et
al., 2011
[1] UV/TiO2 (15min) – 0,31 mmol TiO2
[2] UV/TiO2/H2O2 (0,5 mmol L-1)
[1] 55%, [2]
81,6%,
RODRIGUES-SILVA et
al., 2013
Gatifloxacina [1] Fotólise
[2] UV/H2O2 (2,4 mmol L-1)
[3] Peroxidação (1,6 mmol L-1)
[2], [3] em 20 min
[1] 80%, [2] 86%,
[3] 86%,
CAIANELO et al., 2016
Lomefloxacina
[1] Fotólise
UV/H2O2 (0,33[2]; 0,67[3]; 1,67[4] mmol L-1 H2O2)
Tempo: 60 min
[1] 89%, [2] 91%,
[3] 94%, [4] 95%,
De OLIVEIRA;
MANIERO;
GUIMARÃES, 2015
O3 (54 mg L-1)em pH [1] 3, [2] 7 e [3] 11 [1] 80,4%, [2]
74,3%,
[3] 92,8%,
De OLIVEIRA et al.,
2016
43
organismos a classe das FQ. Na literatura estudos reportam as concentrações efetivas
responsáveis pela mortalidade de 50% da população de micro-organismos empregado no ensaio
de toxicidade (CE50) para avaliação da toxicidade de FQ (DORNE et al., 2007). Na Figura 4
são apresentados estudos sobre a toxicidade da CIP, LOM e OFL com alguns organismos
padronizados internacionalmente, como por exemplo: alga verde (Raphidocelis subcapitata) (
GONZÁLEZ-PLEITER et al., 2013; ESCHER et al., 2011) e (Lemna minor) (LI; NIU; WANG,
2011), microcrustáceo (Daphnia magna) (HAPESHI; FOTIOU; FATTA-KASSINOS, 2013;
ESCHER et al., 2011), bactéria luminescente (Vibrio fischeri) (STURINE et al., 2015;
MARTINS et al., 2012; LI et al., 2011; HERNANDO et al., 2007; BACKHAUS et al. 2000) e
bactérias Gram-negativas (Escherichia coli) (De OLIVEIRA; MANIERO; GUIMARÃES,
2015; PERES; MANIERO; GUIMARÃES, 2015; WAMMER et al., 2013) que são utilizados
em ensaios agudos e/ou crônicos para indicar a toxicidade dos fármacos. A partir do
agrupamento dos valores de CE50 pode-se observar que a toxicidade desses antimicrobianos é
maior para algas e bactérias do que para microcrustáceos. Além disso, de um modo geral, a
lomefloxacina apresenta toxicidade superior a ciprofloxacina e ofloxacina, visto que é
necessária uma menor concentração do fármaco em solução para se atingir a toxicidade
reportada (Figura 4).
44
Figura 4 - Estudos de toxicidade com fluoroquinolonas
FONTE: Adaptado de GONZÁLES-PLEITER et al., 2013; MARTINS et al., 2012; ESCHER et al.,
2011; ROBINSON et al., 2005; HALLING-SORENSEN et al., 2000; ROBINSON et al. 2005; LI et al. 2014;
MARTINS et al., 2012; ESCHER et al., 2011; HAPESHI et al., 2010; ROBINSON et al., 2005; STURINE et al.,
2015; MARTINS et al., 2012; LI et al., 2011; HERNANDO et al., 2007; BACKHAUS et al. 2000; OLIVEIRA et
al., 2015; PERES et al., 2015; WAMMER et al., 2013.
1
10
100
1000
10000
100000R
. su
bca
pta
ta (
72
h)
R. su
bca
pta
ta (
96
h)
R. su
bca
pta
ta (
96
h)
V.
fisc
her
i (1
5 m
in)
V.
fisc
her
i (1
5 m
in)
V.
fisc
her
i (1
5 m
in)
V.
fisc
her
i (1
5 m
in)
D.
mag
na
(48
h)
D.
mag
na
(48
h)
D.
mag
na
(48
h)
E.
coli
(8
h)
E.
coli
(8
h)
D.
mag
na
(48
h)
D.
mag
na
(48
h)
D.
mag
na
(48
h)
R. su
bca
pta
ta (
72
h)
R. su
bca
pta
ta (
96
h)
V.
fisc
her
i (1
5 m
in)
L.
min
or
(48
h)
E.
coli
(8
h)
CE
50
-(u
g/L
)
Ciprofloxacina Ofloxacina Lomefloxacina
45
4. MATERIAL E MÉTODOS
4.1. Reagentes e Micro-Organismos
Ciprofloxacina (99%, C17H18FN3O2, 331,4 g mol-1), ofloxacina (99%, C17H19F2N3O3,
361,4 g mol-1), lomefloxacina (98%, C17H19F2N3O3, 351,4 g mol-1), gatifloxacina (GAT) (98%,
C19H22FN3O4, 375,42 g mol-1), Isopropóxido de titânio (IV) (97%, C12H20O4Ti, 284,22 g mol-
1), titanium (IV) butoxide (97%, C16H36O4Ti, 340,32, g mol-1), ácido acético (98%, CH3COOH,
60,05 g mol-1) e ureia (99,5%, CH4N2O, 60,06 g mol-1), foram adquiridos da Sigma- Aldrich®
(USA). Metanol grau HPLC (CH3OH) foi adquirido pela J. T. Baker (México). O ácido oxálico
99,5% foi adquirido pela Merck (Darmstadt, Alemanha). O peróxido de hidrogênio (30 v/v) foi
adquirido da Synth (Brasil). O ácido cítrico monohidratado (98%, C6H8O7.H2O,
210,14 g mol-1) foi adquirido da Synth (Brasil), etileno glicol (95%, HOCH2-CH2OH,
62,07 g mol-1) foi adquirido da Ecibra®. Meio de cultura Mueller-Hinton e Mueller-Hilton-Agar
foram fornecidos por Himidia (India). Água ultrapura obtida a partir de um sistema de
purificação Milli-Q (Millipore). Os catalisadores de dióxido de titânio P25 e PC500 foram
adquiridos da Evonik Degussa Brasil, Ltda e Cristal do Brasil, respectivamente. Os ensaios
antimicrobianos foram executados com os organismos Gram-negativos Escherichia coli
(ATCC® 23716) e Gram-positivos Bacillus subtilis (ATCC® 168). Essas cepas foram obtidas a
partir da ATCC (EUA) e CBMAI/CPQBA/UNICAMP (Brasil), respectivamente.
4.2. Solução Estoque
Uma solução estoque (SE) de cada analito (1,000 g L-1) foi preparada em metanol
(MeOH) com 0,1% de ácido acético e armazenada a 4ºC em frasco âmbar. A partir da solução
estoque, foi preparada uma solução fortificada com três antimicrobianos em estudo
(MIX – CCIP = 100 µg L-1, COFL = 100 µg L-1, CLOM = 100 µg L-1) em água ultrapura. As
suspensões (5,00 g L-1) de TiO2 (P25 e PC500) foram preparadas em água ultrapura e foram
deixados 10 min no banho de ultrassom antes de serem utilizados.
46
4.3. Fotorreator
Os estudos de degradação das FQ foram realizados no sistema operacional apresentado
na Figura 5. O reator é composto por um reservatório (h = 39 cm, dinterno = 10 cm e
Vútil = 1,0 L) encamisado para manter a temperatura da solução constante durante as reações,
um tubo de quartzo (h = 32,5 cm e dexterno = 2,5 cm) com a base fechada, instalado ao
reservatório para servir como suporte para uma lâmpada UV (UV-C254nm ecolume, ZW, 8W e
UV-A365 nm Nards®, BLB - negra T5,8W). Nos ensaios de fotocatalíticos, os catalisadores de
TiO2 foram mantidos em suspensão por agitação.
Figura 5. Sistema operacional: (A) reservatório 1 L; (B) tubo de quartzo; (C) lâmpada; (D)
agitador magnético; (E) bomba peristáltica
4.4. Actinometria do Reator
A metodologia empregada para a medição do fluxo de fótons pela lâmpada UVA e UVC
foi baseada nos estudos de MOREIRA et al., (2014) e CHEVREMONT et al., (2012), os quais
empregaram o Reagente de Parker.
O fluxo de fótons (fração de radiação absorvida pelo actinômetro) emitido pela fonte de
radiação utilizada no reator foi determinada utilizando o actinômetro de Parker. Em um reator
47
de borossilicato foi adicionado 1 L de água ultrapura com pH 3 (ajustado com ácido sulfúrico
(H2SO4)), o reagente foi preparado in situ, com o pH ajustado adicionou-se 0,006 mol de
Fe2(SO4)3 na solução, deixando sob agitação por 1 h. Após esse período foi adicionado
0,030 mol de ácido oxálico, conforme Figura 6. Sendo, a partir do momento da adição do ácido
oxálico o experimento foi realizado sob ausência de luz. Posteriormente a solução de sulfato
férrico foi irradiada para cada lâmpada (UVC e UVA de 8 W) nos tempos de 0; 0,5; 1,0; 1,5;
2,0; 2,5 e 3,0 min.
Para cada tempo foi coletada uma alíquota e adicionada em um balão de 50 mL com
2 mL de tampão acetato e 3 mL de 1,1 fenantrolina e completando o menisco com água
ultrapura.
Os íons produzidos durante a irradiação da amostra quando em contato com a
fenantrolina formam uma solução avermelhada, onde essa solução foi analisada num
espectrofotômetro num comprimento de onda de 510 nm.
O monitoramento das concentrações de ferro ao longo do ensaio foi realizado segundo
a norma ISO 6685. A concentração molar de Fe(II) foi preparada em função do tempo (s) de
radiação, gerando uma curva com cinética de ordem zero. O fluxo fotônico (F0, in Einstein s-1)
foi calculado usando a Equação 12.
𝐹0 = 𝑑[𝐹𝑒(𝐼𝐼)]
𝑑𝑡×
1
𝜙× 𝑉 (Equação 12)
Sendo, d[Fe(II)]/dt é a constante cinética de ordem zero, (mol L-1 s-1), Φ é o rendimento
quântico de produção de íons ferrosos no comprimento de onda de radiação, t é o tempo de
radiação e V é o volume de solução (1L).
O fluxo fotônico foi convertido em J s-1 utilizando a equação 13.
𝐹0 (𝐽 𝑠−1) = 𝐹0 (𝐸 𝑠−1) × 𝐸 × 𝑁𝐴 (Equação13)
Sendo, E é a energia em (J) calculada a partir da equação de Planks’s (h*c/ (m)), e NA
é o número de Avogadro.
Para as fontes de radiação empregadas nos experimentos de degradação UVC8W e
UVA8W observou um fluxo de fótons respectivaente de 45,92 e 2,68 J s-1.
48
Figura 6. Esquema ilustrativo do ensaio de actinometria
4.5. Adsorção das Fluoroquinolonas da Superfície de TiO2
Os ensaios de adsorção foram realizados ao longo de 30 min, na ausência de luz. Uma
solução de trabalho foi fortificada com o MIX das FQ (CCIP = 100 µg L-1, CLOM = 100 µg L-1 e
COFL = 100 µg L-1) mantida sob agitação, na presença de diferentes cargas de TiO2, sendo para
o P25 (5, 15, 25, 50, 100, 150 e 200 mg L-1) e para o PC500 (5, 10, 25, 50, 100 e 200 mg L-1).
4.6. Influência do Oxigênio e Peroxido de Hidrogênio no Processo
Fotocatalítico
A concentração de oxigênio foi aumentada fazendo borbulhar ar através das suspensões.
As soluções de trabalho continham aproximadamente 1,3 mg L-1 de oxigênio dissolvido, que
ficou saturado a cerca de 8 mg L-1 após 10 min de aeração e a temperatura foi medida
constantemente, não apresentando uma oscilação considerável (Figura 7).
Essa medição foi possível com o auxílio de um oxímetro (Orion/modelo 810) de
bancada, calibrado com precisão 0,6 mg L-1. Foi inserido dentro do reator o eletrodo do
oxímetro para realizar a medição do O2 dissolvido inicial da amostra; em seguida iniciou-se a
adição de O2 através do borbulhamento da amostra com o auxílio de um compressor de ar (Big
Air/A420) conectado a uma mangueira interligado a uma pedra porosa para melhor distribuição
do oxigênio no interior do reator. Em paralelo a adição de O2 no reator foi realizado o
49
monitoramento da concentração do mesmo dissolvido até a sua saturação, como apresentado
na Figura 7.
Os ensaios com ausência de O2 foram realizados com o borbulhamento de nitrogênio
por 10 min, tempo o qual não se observou mais O2 na solução. Dessa forma ensaios
fotocatalíticos foram realizados na presença e ausência de O2 para verificar a influência do O2
na oxidação fotocatalítica das FQ. A Figura 7 ilustra o esquema montado para aumentar a
concentração e/ou remover O2 dissolvido do reator.
Figura 7. Curva de saturação de oxigênio
A adição de outro oxidante (H2O2) à suspensão foi testada para avaliar o efeito sobre a
eficiência do processo. O peróxido de hidrogênio pode ser empregado na fotocatálise para
aumentar a eficiência do processo; as moléculas de H2O2 reagem com os elétrons excitados, que
são agentes redutores, conduzindo a formação de radicais hidroxilas (HO•).
Nos experimentos de UV/TiO2/H2O2, as concentrações de oxidante foram baseadas nas
estequiometrias de reação de mineralização entre o H2O2 e CIP (Equação 14), LOM (Equação
15) e OFL (Equação 16).
C17H18FN3O2 + 48 H2O2 → 17 CO2 + 55 H2O + 3 HNO3 + HF (Equação 14)
C17H19F2N3O3 + 47 H2O2 → 17 CO2 + 54 H2O + 3 HNO3 + 2HF (Equação 15)
C18H20FN3O4 + 49 H2O2 → 18 CO2 + 57 H2O + 3 HNO3 + HF (Equação 16)
Pelas Equações 14, 15 e 16 é possível observar que, para se obter a conversão total de
1 mol de ciprofloxacina, lomefloxacina e ofloxacina são necessários 48, 47 e 49 mols de
50
peróxido de hidrogênio, respectivamente. Sendo assim, para a concentração inicial de CIP,
LOM e OFL de 1,45x10-3; 1,33x10-3 e 2,77x10-3 mmol L-1 (100 µg L-1) foram avaliadas três
diferentes concentrações de peróxido de hidrogênio iguais a 0,43; 0,87 e 1,30 mmol L-1.
O monitoramento da concentração de peróxido de hidrogênio residual foi determinado
pelo método colorimétrico da reação de óxido-redução do peróxido de hidrogênio e o íon
metavanadato de amônio (coloração amarela) formando o cátion peroxovanádio, de cor
vermelho-alaranjada, com máxima absorção a 450 nm, em meio aquoso acidificado com ácido
sulfúrico, com algumas ‘1modificações (NOGUEIRA et al. 2005).
O objetivo da determinação do peróxido de hidrogênio ao longo do processo de
degradação foi avaliar o consumo desse oxidante e verificar se havia ou não excesso do mesmo,
o que poderia prejudicar a eficiência do processo.
4.7. Aplicação do Processo Fotocatalítico em Diferentes Matrizes
Aquosas
Foram realizados ensaios fotocatalíticos em diversas a matrizes para verificar o
comportamento da eficiência do processo fotocatalítico. Além da água ultrapura utilizada em
todos os ensaios, foi utilizada também uma água simulada (microcosmo) padronizada pela
USEPA, água engarrafada (água mineral, marca Bonafont) e água de torneira fornecida pelo
sistema de distribuição da cidade de Campinas-SP, a caracterização de cada matriz é
apresentada na Tabela 6.
Tabela 6 – Caracterização das matrizes utilizadas nos ensaios fotocatalíticos
Composição Água Engarrafada (mg L-1) Água Potável (mg L-1) Água Simulada (mg L-1)
HCO3 29,23 - -
K+ 1,93 - -
Na+ 3,12 13,0 -
NO3 0,85 1,29 -
Cl- 0,13 - -
SO42- 0,09 8,3 -
F- 0,08 0,6 -
CaCO3 - 124,0 -
PO43- - 0,25 -
51
Composição Água Engarrafada (mg L-1) Água Potável (mg L-1) Água Simulada (mg L-1)
NO2 - 0,1 -
NH2Cl - 2,0 -
Sólidos Totais - 156,0 -
NaNO3 - - 42,5
NaCl - - 87,85
CaCl2 - - 147
Na2SiO3 - - 227,7
Al2SO4 - - 3,19
MgSO4 - - 24,6
KHPO4 - - 2,72
pH 7,6 7,6 7,0
FONTE: Adaptado de CAIANELO et al., 2016
4.8. Ensaios de Degradação Empregando N-TiO2
4.8.1. Dopagem e impregnação do TiO2
Com o intuito de ampliar o aproveitamento da radiação solar, e dessa forma, ampliar a
possibilidade de real aplicação dos processos fotocatalíticos na degradação de antimicrobianos
em meio aquoso, N-TiO2, (sintetizado/preparado por três métodos reportados na literatura) foi
aplicado na degradação de fluoroquinolonas em meio aquoso empregando luz solar. Os três
métodos de dopagem utilizados são descritos nos tópicos 4.8.1.1 a 4.8.1.3.
4.8.1.1. Impregnação com Ureia
MONTEIRO et al., (2015) destacam em seu estudo sobre impregnação de TiO2 com
nitrogênio, que a impregnação com ureia pode ser considerada um dos métodos mais simples e
clássicos para ampliar o espectro de absorção de luz visível. O método consiste na mistura de
ureia: TiO2, na proporção 1:2 (Figura 8), mantendo a mistura sob agitação até a evaporação
total do solvente. A pasta resultante é seca a temperatura ambiente e por fim calcinada a 450 oC
por 2 h. O material resultante foi pulverizado em almofariz de ágata por 30 min. Na Figura 8 é
exemplificado as etapas para preparo do catalisador conforme descrito no método de
(MONTEIRO et al., 2015).
Tabela 6. Continuação
52
Figura 8 –Impregnação do dióxido de titânio com ureia
FONTE: Adaptado de MONTEIRO et al., 2015
4.8.1.2. Sol-Gel Empregando Isopropóxido de Titânio como
Precursor
A dopagem do TiO2 pelo método sol-gel empregando o isopropóxido (Figura 9) de
titânio como precursor foi baseada realizada pelo método descrito por SOARES, (2013).O
N-TiO2 foi preparado através da obtenção do citrato de titânio por meio da reação do ácido
cítrico com o isopropóxido de titânio, numa proporção 3:1 em mol. Em seguida, a mistura foi
aquecida a 70ºC, resultando em uma solução límpida e estável. Após a síntese do citrato de
titânio, foi adicionado etileno glicol na solução de isopropóxido numa proporção de 2:1 em
mol, para promover a polimerização entre o citrato de titânio e o etileno glicol (em refluxo por
24 h). Após a polimerização formou-se uma resina límpida e bastante viscosa. A resina foi
levada para mufla a uma temperatura de 150 ºC por 2 h onde ocorreu a pirolise do material e
liberação de parte da matéria orgânica. Por fim, o material foi calcinado a 450 oC e pulverizado.
Na Figura 9 são detalhadas as etapas de preparação do N-TiO2 conforme metodologia descrita
por SOARES, (2013).
53
Figura 9 – Esquema simplificado do sol-gel empregando isopropóxido de titânio como
precursor
FONTE: Adaptado de SOARES, 2013.
4.8.1.3. Sol-Gel Empregando Butóxido de Titânio como
Precursor
A dopagem do TiO2 pelo método sol-gel empregando o butóxido de titânio como
precursor foi baseada realizada pelo método descrito por (SUN et al., 2012) .Uma solução de
butóxido de titânio (Figura 10) foi diluída em etanol na proporção 1:4 (v/v, Ti4+:etanol). Essa
solução foi gotejada numa mistura de mesmo volume contendo água: etanol: ácido acético na
proporção 85:9:6 (v/v/v) e contendo 2% de ureia em relação a concentração de Ti4+, sob forte
agitação. Após a homogeneização a mesma foi mantida em repouso para promover a
polimerização por 48 h, após a formação de um sol-gel esbranquiçado a amostra foi seca em
estufa a 80 oC, em seguida calcinada a 480 ºC por 3 h, pulverizada, e empregada nos ensaios de
degradação. A Figura 10 ilustra o esquema de preparo do sol-gel empregando butóxido de
titânio.
54
Figura 10 – Esquema simplificado do sol-gel empregando butóxido de titânio como precursor
FONTE: Adaptado de SUN et al., 2012
4.8.2. Caracterização das Amostras N-TiO2
Posteriormente, com as amostras preparadas, foram analisadas as propriedades opticas
por espectroscopia de reflectância difusa UV-Vis, utilizando um espectrômetro Agilent Cary
5000. Os espectros coletados foram alterados para o modo de reflectância difusa (R) e
transformados em magnitudes proporcionais ao coeficiente de extinção (K) através do método
de Kubelka-Munk (Equação 17), como referência (amostra branco), foi utilizado o dióxido de
titânio comercial. Análise de raio-X foi utilizada para verificação da forma cristalina do material
sintetizado.
(Equação 17)
55
4.8.3. Degradação sob Radiação Solar
As degradações fotocatalíticas empregando radiação solar foi realizada em períodos de
incidência de radiação UV-A em torno de 28 WUV m2. Uma degradação referência (controle)
com TiO2 comercial PC500 foi realizada em paralelo em todos os ensaios de modo a corrigir
as possíveis interferências e incertezas nos resultados coletados empregando radiação solar.
Desse modo, é importante salientar que as degradações empregando PC500 foram reprodutivas.
Na Figura 11 é apresentado o esquema do processo de degradação solar, a degradação
foi realizada em placas de Petri de borossilicato com 20 mL (1ª etapa) de solução com
concentração das FQ e do TiO2 conhecidas. Foram coletadas alíquotas em linha e a cada
alíquota coletada era anotado o valor de incidência da irradiação da luz solar no momento.
Para os experimentos utilizando a radiação solar, a solução contendo o MIX das FQ, foi
preparada numa concentração mais elevada (solução de trabalho = 1,00 mg L-1). Alíquotas de
300 µL da amostra foram colhidas em linha (2ª etapa) nos tempos 0, 5, 10, 20, 40 min. É
importante salientar que o volume retirado em cada alíquota foi considerado para calcular a
degradação da amostra. Antes da quantificação e ensaios de atividade antimicrobiana a amostra
foi diluída 10x (3ª etapa). Para a quantificação foi adicionado padrão interno visando a
concentração final de 20 µg L-1.
Figura 11 - Procedimento dos ensaios fotocatalíticos empregando N-TiO2 e radiação solar
56
4.9. Estudo de Degradação Fotocatalítica das Fluoroquinolonas
Os parâmetros e variações do processo fotocatalítico empregado na degradação das FQ
são apresentados na Figura 12, dentre alas:
1. Ensaio de actinometria;
2. Ensaios de fotólise;
3. Ensaios de adsorção;
4. Ensaios de fotocatálise heterogênea;
5. Variação da concentração da solução de trabalho (CST), realizados com a melhor
condição (1ª MC);
6. Influência no pH foi realizando utilizando uma concentração abaixo do ótimo
(2ª melhor condição – MC);
7. Borbulhamento de oxigênio e nitrogênio;
8. Intensificação do processo com adição de peróxido de hidrogênio;
9. Variação da matriz aquosa;
10. Degradação fotocatalítica empregando o N-TiO2;
11. Degradação solar a partir da impregnação com ureia e sol-gel com isopropóxido
e butóxido de titânio;
12. Ensaio s de atividade antimicrobiana com as amostras submetidas aos processos
de degradação;
13. Monitoramento dos produtos de degradação gerados na degradação
fotocatalítica.
57
Figura 12 - Quadro resumo do estudo de degradação das fluoroquinolonas
58
4.10. Metodologia Analítica
4.10.1. On-line SPE-UHPLC-MS/MS
As condições cromatográficas foram definidas empregando uma coluna ACQUITY
UPLC® BEH C18 (50 x 3,0 mm, 1,7 μm) a 40 oC, com vazão de 0,35 mL min-1, temperatura do
amostrador de 20 oC e volume de injeção de 30 μL. Foi utilizado um detector de massas triplo
quadrupolo (Xevo TQD Zspray), com uma interface de ionização por eletropulverização (ESI)
operando no modo positivo. Na Tabela 7 são apresentadas as condições utilizadas no UHPLC-
MS/MS.
Tabela 7 – Condições do espectrômetro de massas utilizado nas análises
SPE Gerenciado de colunas
(Posição válvula)
Injeção Bomba Quaternária
(BQ)
Bomba Binária
(BB)
Steps VE VD Tempo
(min.)
Fluxo
(mL min -1)
H2O
(%)
MeOH
(%)
Fluxo
(mL min-1)
H2O
(%)
MeOH
(%)
Injeção/
carregamento
1 1 0 0,95 95 5 0,35 50 50
Eluição 1 2 0,5 0,95 95 5 0,35 50 50
lavagem/
Equilíbrio
1 1 1,5 0,95 95 5 0,35 50 50
LEGENDA: VE – válvula esquerda, VD – válvula direita, BQ – bomba quaternária, BB – bomba
binária, H2O – água, MeOH – metanol.
O método SPE on-line HPLC-MS/MS foi utilizado para pré-concentrar e quantificar os
analitos na faixa linear de 0.5 a 160 µg L-1 para cada FQ em 1,90 min.
As soluções dos padrões analíticos foram injetadas com uma fase móvel inicial
composta por ácido fórmico 0,1% v/v com uma fase orgânica (30%) composta de MeOH:ACN,
(73:27 v/v), onde o modo de eluição e a composição da fase móvel foram determinados, a fim
de obter a melhor separação dos compostos.
O sistema de extração em fase sólida acoplado a um cromatógrafo de ultra-alta
eficiência com espectrômetro de massas sequencial (on-line SPE-UHPLC-MS/MS) em linha
59
foi adquirido da Waters (EUA). O sistema consiste em um amostrador automático e um
gerenciador de coluna para controlar a direção do fluxo da fase móvel. A eluição dos analitos
na coluna de SPE foi realizada com a passagem da fase móvel e a separação das FQ se deu na
coluna de analítica. Uma bomba quaternária foi utilizada para carregar a amostra na coluna do
SPE, uma bomba binária foi utilizada para eluir os analitos e posterior detecção no
espectrômetro de massas. Vale salientar que não consta na literatura especializada, métodos que
empreguem o SPE on-line para o monitoramento de ensaio de degradação.
Na Figura 13 está ilustrado o esquema de carregamento e eluição dos analitos no SPE
on-line, que consiste em duas válvulas, a da esquerda (E) e da direita (D). Para que o solvente
seja direcionado para a coluna do SPE ou para a coluna analítica, é necessário a mudança das
válvulas. Se ambas as válvulas estão na posição 1, a coluna de SPE é carregada; porém se a
válvula da E está na posição 1 e a válvula da D na posição 2 os analitos retidos na coluna do
SPE vão para a coluna analítica.
60
Figura 13. Diagrama do sistema SPE on-line, posição das válvulas e direção do fluxo de
solvente. Posição da válvula: esquerda 1 e direita 1 – carregamento da amostra na coluna do
SPE; Esquerda 1 e direita 2 – eluição dos analitos.
FONTE: Adaptado de (FERREIRA; RODRIGUES-SILVA; RATH, 2016)
As melhores condições de fragmentação (voltagem do cone e energia de colisão) dos
íons monitorados na determinação das FQ foram estabelecidas por meio da infusão direta de
soluções padrão na concentração de 1 mg L-1. Empregando a fonte de ionização por
eletronebulização (ESI) no modo positivo, monitoramento no modo SRM, com vazão do gás
de dessolvatação (nitrogênio) de 1000 L h-1, temperatura de dessolvatação de 600 oC e voltagem
no capilar de 0,5 kV. O gás argônio foi utilizado como um gás de dissociação para induzir a
colisão das moléculas. A quantificação foi realizada na monitorização da reação de seleção
(MRM) e a GAT foi utilizada como padrão interno. Os valores para cone e energia de colisão
Posição
Posição
61
são apresentados na Tabela 8. A aquisição de dados foi feita pelo programa MassLynx (versão
4.1).
Tabela 8 - Condições do UHPLC - MS/MS para as fluoroquinolonas
Fluoroquinolonas
Condições Ciprofloxacina
(CIP)
Lomefloxacina
(LOM)
Ofloxacina
(OFL)
Dados dos
Fármacos
MM (gmol-1) 331 351 361
Adição de íon [M+H] + [M+H] + [M+H] +
Método
MS
Íon precursor (m/z) 332 352,0 332
Íon de
quantificação
(m/z)
MRM1 288,1 265,0 318,3
MRM2 314,1 308,0 261,3
Dwell (s) 0,025 0,025 0,025
Cone (V) MRM1 40 39 40
MRM2 40 39 40
Colisão
MRM1 18 22 20
MRM2 22 16 30
Modo do íon ESI + ESI + ESI +
MS
Tune
Capilar 0,34 0,34 0,34
Temp. Dessolvatação (ºC) 600 600 600
Gás de dessolvatação 800 800 800
Gás de dessolvatação no
cone
30 30 30
Legenda: MM – Massa Molar; m/z – massa/carga.
62
4.10.2. Monitoramento dos Produtos de Degradação
Para o monitoramento dos produtos de degradação formados no processo fotocatalítico,
foram preparadas soluções com 2 mg L-1 de cada FQ, com uma carga de catalisador de
150 mg L-1, as amostras foram coletadas em linhas nos seguintes tempos: -10, 15, 30, 60 e
80 min. As amostras foram analisadas a partir da espectrometria de massas, comparando os
cromatogramas das soluções inicias com as submetidas a degradação e não foram monitorados
os produtos de degradação menores que três vezes o sinal ruído, pois dessa forma não era
possível a detecção.
4.11. Avaliação da Atividade Antimicrobiana – AMM
O monitoramento da atividade antimicrobiana foi realizado utilizando a bactéria Gram-
negativa (Escherichia coli K12 – ATCC 23716) e Gram-positiva (Bacillus subtillis – ATCC
168) como organismo-teste, conforme metodologia descrita por CAIANELO et al., (2016).
Estas bactérias foram cultivadas em meios líquidos e sólidos. Para isso, foi utilizado meio de
cultura Mueller-Hinton-agar (M-H: meio sólido) e caldo de cultura Mueller-Hinton Broth (M-
H-B: meio líquido). Os ensaios de atividade antimicrobiana das soluções de FQ submetidas aos
processos de degradação foram realizados com uma população de bactérias E. coli e B. subtillis
de 1,0x106 UFC mL-1. Para atingir essa densidade, foi realizado o repique das bactérias em
meio sólido e líquido durante quatro dias antes do teste, sendo a última replicação do cultivo
feita 24 h antes do início do ensaio, conforme Figura 14.
Figura 14. Cultivo de bactérias
63
Nos ensaios foram utilizadas placas de 96 poços, e nessas foram adicionados 100 µL de
solução tampão fosfato de potássio em todos os poços, exceto no primeiro poço de cada fileira
(Figura 15.A). Nestes, foram adicionados 300 µL da solução submetida ao processo de
degradação, nos diferentes tempos de radiação UV (Figura 15.B). Em seguida, foi realizada
uma diluição serial da amostra (Figura 15.C), transferindo e homogeneizando 200 µL da
solução desde o primeiro poço, de um poço para o outro, até o penúltimo poço, permanecendo
assim o último (12o poço) somente com tampão fosfato.
Após a diluição serial das amostras, foram colocados em uma nova placa 200 μL da
cultura das bactérias (E. coli e B. subtillis) (Figura 15. D. A1/B1 e A2/B2, respectivamente), do
caldo M-H (Figura 15. D. A3 e B3), do padrão Mc-Farland (Figura 15. D. A4 e B4) e do tampão
(Figura 15. D. A5 e B5) e lidas as absorbâncias desses poços em uma leitora Molecular Devices
em 620 nm. Após a leitura da placa, o valor da absorbância do tampão foi descontado dos
valores das absorbâncias dos demais elementos e em seguida o valor da absorbância do caldo
M-H foi descontado do valor da absorbância da cultura das bactérias. A absorbância então
corrigida da cultura das bactérias foi comparada com aquela corrigida do padrão Mc Farland
(absorbância da cultura de bactéria será n vezes maior que do padrão Mc Farland). Portanto, a
cultura deverá ser diluída n vezes em tubo Falcon de 10 mL estéril. Após a diluição, a solução
apresentará 1,0x108 UFC mL-1 (unidades formadoras de colônias por mililitro). Na sequência
foi necessário a diluição dessa cultura 100 vezes com caldo de cultura Mueller-Hinton estéril
em um tubo Falcon para que a mesma apresentasse uma população de cultura de bactéria
desejada (1,0x106 UFC mL-1), para o ensaio de atividade antimicrobiana.
Por fim, foram inoculados todos os poços da placa com 100 µL da suspensão da cultura
da bactéria, E. coli ou B. subtillis (Figura 15.E). Deste modo, foi possível avaliar o
comportamento da bactéria em um meio onde há maior concentração da solução degradada até
sua concentração zero. A placa foi vedada e armazenada em estufa bacteriológica com
temperatura controlada em 37˚C por 8 h.
As medidas de absorbância foram convertidas em inibição do crescimento em
porcentagem, I, de acordo com a Equação 18:
100xA
AA=I
controle
controle (Equação 18)
64
Sendo, Acontrole a absorbância correspondente ao crescimento da cultura não-inibida,
obtida pela média das absorbâncias registradas no Controle 1 de cada microplaca (Coluna 12)
e A é absorbância a 620 nm registrada nos poços contendo as amostras.
As curvas concentração-resposta foram obtidas por meio do gráfico de inibição (%)
versus a diluição da amostra e os dados ajustados a uma regressão logística de 4 parâmetros,
como descrito na Equação 19:
(Equação 19)
Sendo, CE50: concentração “in vitro” do antimicrobiano que causa 50% de inibição do
crescimento, min e max: valores mínimo e máximo da inibição do crescimento, H: inclinação
adimensional de Hill e a razão 1/mn representa o fator de diluição.
O fator de diluição foi calculado conforme a Equação 20:
(Equação 20)
Sendo, o n o número de diluições realizadas e o m o fator de diluição serial. Portanto,
para uma única diluição (n = 1), o fator de diluição (Volumeinicial/Volumefinal = 100 μL /200 μL
= 0,5), e o valor de m foi 2. Somente o valor de n varia, conforme ocorrem as diluições.
65
Figura 15. Esquema da diluição serial 2:1 realizada nos ensaios de AAM: (A) Adição de
100 µL de tampão fosfato 1mmol L-1 pH 8,0, (B) Adição de 300 µL de amostra, (C) 200 µL é
retirado de cada poço da coluna anterior e transferido para os poços adjacentes da coluna
seguinte e 200 µL é descartado de cada um dos poços da penúltima coluna, (D) Leitura das
absorbâncias e diluição da cultura bacteriana e (E) Inoculação da placa com as culturas
bacterianas.
300 µL amostra
Duplicata
(B)
200 µ
L
Descartad
o
Maior concentração
2:1 diluição serial Menor
(C)
100 µL (Tampão Fosfato)
(A)
100 µL de 1,0x106
UFC mL-1
(E)
(D)
200 µL: 1.E. coli; 2.B. subtillis; 3.caldo M-H; 4.padrão Mc-Farland; 5.tampão
1 2 3 4 5
66
5. DISCUSSÃO E RESULTADOS
5.1. Validação do Método
O procedimento do SPE on-line foi otimizado de modo atingir o máximo de recuperação
dos analitos de interesse (CIP, OFL e LOM). Foi feita a avaliação de diferentes sorventes,
diferentes volumes de amostra carregados na coluna de extração e solventes de eluição. Após a
otimização de todos os parâmetros do SPE, o método foi validado para determinação dos
resíduos de CIP, LOM e OFL em água.
Dois diferentes sorventes foram testados como coluna do SPE: um o C8 XBridge e um
segundo o polímero hidrofílico-lipofílico equilibrado (Oasis HLB, Waters). Os componentes
alvo foram fortemente retidos por ambos os materiais, sem diferenças na recuperação em área
de cada analito em estudo. A coluna Oasis HLB (2,1 x 30 mm x 10 µm) foi selecionada com
base na comum utilização de cartuchos Oasis em estudos que empregam off-line SPE. Além
disso, a temperatura da coluna foi mantida constante no gerenciamento de colunas a 40ºC,
durante sua utilização.
A configuração do sistema SPE-UHPLC-MS/MS permite um volume máximo de
250 µL por injeção, não registrando perda do analito na coluna do SPE quando os volumes de
injeção que variaram entre 5 – 250 µL, representando os fatores de pré-concentração entre 1 e
50 vezes. Outro parâmetro importante otimizado foi o solvente utilizado para carregar a
amostra na coluna do SPE, uma vez que o uso excessivo de um solvente polar poderia resultar
na perda dos analitos. A avaliação foi feita, portanto, com diferentes proporções de
água:metanol com 0,1% de ácido fórmico (100:0, 95:5, 90:10, e 80:20, v/v). Verificou-se que
na proporção de 95:5 (v/v) água: metanol (com 0,1% ácido fórmico) não foi observado perda
do analito durante o processo de carregamento. A utilização do ácido fórmico manteve as
fluoroquinolonas protonadas (visto o pKa dessas moléculas; Tabela 1) na etapa de carregamento
do SPE on-line, promovendo a interação entre fase estacionária e os analitos.
Conforme descrito no capítulo 4.10.1, os analitos foram eluidos no sentido contrário ao
de carregamento, ou seja, “back flush” e separados em uma coluna analítica para posterior
quantificação por MS sequencial. Para todos os analitos, a melhor proporção para eluição foi
50:36:14 (v/v/v) água:metanol:acetonitrila com o aditivo 0,1% de ácido fórmico. Nessa etapa a
67
adição do ácido fórmico foi importante para que as fluoroquinolonas estejam protonadas para
posterior ionização e quantificação no MS/MS.
Esse sistema de SPE on-line permitiu a quantificação de uma amostra em 1,9 min
(0,5 min para extração dos analitos no on-line SPE e 1,4 min para separação e quantificação no
UHPLC-MS/MS). Para todos os analitos obteve-se curvas analíticas com uma linearidade (r)
maior que 0,99 para o intervalo de concentração avaliada (1 a 160 µg L-1). O limite de
quantificação (LQ) determinando utilizando uma relação sinal-ruído de 10, a precisão intra-dia
e a precisão inter-dia do método (valores obtidos para a análise das amostras foram realizados
em quintuplicata) encontram-se na Tabela 9. A exatidão do método ficou na faixa entre 83,3 a
119,0%.
A adição de um padrão interno em análises quantitativas empregando um espectrômetro
de massas, permite minimizar os erros resultantes de alterações nas variáveis instrumentais e/ou
operacionais, melhorando o desempenho analítico. O princípio baseia-se na comparação de um
ou mais sinais analíticos (analito) com um ou mais sinais de referência de elementos
previamente selecionados (padrão interno - PI). O PI deve ser adicionado as amostras em uma
concentração conhecida e constante. O PI geralmente possui características estruturais similares
aos analitos de interesse. Dessa forma, a gatifloxacina, uma fluoroquinolona, foi selecionada
como PI e adicionada a todas as soluções que foram quantificadas (inclusive nas curvas
analíticas) no on-line SPE-UHPLC-MS/MS.
Na Figura 16 são apresentadas as curvas sem padrão interno (Figura 16 A, B e C) e com
padrão interno (Figura 16 D, E e F), sendo razão das áreas igual a área do analito dividido pela
área do PI.
68
Figura 16. Curvas analíticas: A, B e C referem-se a ciprofloxacina, lomefloxacina e ofloxacina
sem adição de PI, respectivamente. D, E e F referem-se a ciprofloxacina, lomefloxacina e
ofloxacina com a adição do PI, respectivamente.
-50000000
0
50000000
100000000
150000000
-40 10 60 110 160
Áre
a
Concentração (ug L-1)
Curva CIP (A)
0
0,5
1
1,5
2
2,5
3
-40 10 60 110 160
Raz
ão
Concentração (ug L-1)
Curva CIP/GAT (D)
-50000000
0
50000000
100000000
150000000
200000000
250000000
-40 10 60 110 160
Áre
a
Concentração (ug L-1)
Curva LOM (B)
0
1
2
3
4
5
6
-40 10 60 110 160
Raz
ão
Concentração (ug L-1)
Curva LOM/GAT (E)
-20000000
0
20000000
40000000
60000000
80000000
100000000
-40 10 60 110 160
Áre
a
Concentração (ug L-1)
Curva OFL (C)
0
0,5
1
1,5
2
2,5
3
-40 10 60 110 160
Raz
ão
Concentração (ug L-1)
Curva OFL/GAT (F)
69
Tabela 9 - Parâmetros da metodologia analítica utilizada
Ciprofloxacina Lomefloxacina Ofloxacina
Equação da reta– sem PI y = 2x106.C + 2x107 y = 1x106.C + 1x106 y = 698647.C + 1x106
Equação da reta– com PI y = 0,0234.C + 0,3218 y = 0,0116.C + 0,0358 y = 0,0077.C + 0,0262
Linearidade (r) – sem PI 0,9764 0,9986 0,9952
Linearidade (r) – com PI 0,9925 0,9998 0,9995
LOQ 250 ng L-1 250 ng L-1 250 ng L-1
Precisão (n=5) 83,3 e 119,0% 83,3 e 119,0% 83,3 e 119,0%
Intra-dias (n=5) 0,2-1,1% 0,2-1,1% 0,2-1,1%
Inter-dias (n=5) 3,7-7,4% 3,7-7,4% 3,7-7,4%
Legenda: PI – Padrão Interno. O PI utilizado foi a gatifloxacina com concentração de 250 µg L-1
5.2. Degradação por Fotólise (UV-C e UV-A)
A degradação das três FQ por fotólise foi avaliada utilizando duas fontes de radiação,
com fluxo de fótons (F0) de 2,68 e 45,92 J s-1 para as lâmpadas UV-A e UV-C, respectivamente.
Dessa forma, a fonte de radiação UV-A, necessita emitir dezessete (17) vezes mais energia para
ser equivalente e compatível a energia emitida pela fonte de radiação UV-C. Deste modo, os
experimentos com lâmpada UV-A foram realizados em tempos de radiação 17 vezes maiores
que os ensaios realizados com a lâmpada UV-C.
Os resultados dos experimentos de fotólise mostraram que as FQ apresentam diferentes
comportamentos de fotodegradação. Na Figura 17 são apresentados os resultados de degradação
da CIP, LOM e OFL por fotólise, empregando radiação UV-A e UV-C. Em termos de energia,
a luz UV-C necessita de 2,3 e 4,3 vezes mais energia do que a lâmpada UV-A para atingir a
mesma eficiência na degradação da CIP e OFL, respectivamente. Por outro lado, avaliando a
eficiência da fotólise em questão de tempo, observou-se que a CIP e a OFL apresentam uma
melhor eficiência na degradação pela radiação UV-C do que com a UV-A, pois nos primeiros
15 min foi observado uma degradação 80 e 40% para CIP e OFL, respectivamente, enquanto
que para UV-A apresentam degradação de 20% em 15 min. A LOM, por outro lado, apresentou
perfil de degradação similar, independente da fonte de radiação empregada.
70
Figura 17. Degradação da CIP, LOM e OFL por fotólise utilizando radiação UV-A365 nm e UV-
C254 nm.
Quando a radiação UV-A foi empregada, os valores máximos de degradação foram de
62, 88 e 57% para CIP, LOM e OFL, respectivamente, em 120 min, enquanto a radiação
UV-C foi capaz de degradar 85, 97 e 54%, respectivamente, em 30 min. As constantes de
velocidade de reação para a degradação das FQ por fotólise foram determinadas a partir da
cinética de pseudo-primeira ordem. A taxa de degradação mais elevada foi obtida para a LOM
usando a lâmpada UV-C (k = 0,114 kg m-1 min -1) que foi 23 mais rápido do que o obtido
utilizando a radiação UV-A. A CIP foi degradada 10 vezes mais rapidamente por UV-C, em
comparação com a UV-A. No caso da OFL, houve uma diferença menor entre as constantes de
velocidade de pseudo-primeira ordem para a fotólise utilizando a UV-C (0,01 kg m-1 min -1) e
UV-A (0,047 kg m-1 min -1).
Comparando-se a eficiência de degradação da OFL por fotólise obtida nesse estudo com
os valores relatados na literatura, é possível concluir que a fotólise não é um processo altamente
eficiente para a degradação do presente composto em solução aquosa. Essas constatações estão
de acordo com os trabalhos publicados por PERES et al., (2015). A fotólise também foi avaliada
por SALMA et al., (2016) para a degradação de uma solução aquosa de CIP, obtendo uma
degradação de 85% ao longo de 120 min de irradiação com luz UV-C.
Q (k J L-1
)
Ln
[F
Q]
0 1 0 2 0 3 0 4 0 5 0 6 0 7 0 8 0 9 0
-3
-2
-1
0
C IP /U V A : k = 0 ,0 5 4 k g m- 1
m in- 1
O F L /U V A : k = 0 ,0 4 7 k g m- 1
m in- 1
L O M /U V A : k = 0 ,1 0 7 k g m- 1
m in- 1
O F L /U V C : k = 0 ,0 1 k g m- 1
m in- 1
C IP /U V C : k = 0 ,0 3 9 k g m- 1
m in- 1
L O M /U V C : k = 0 ,1 1 4 k g m- 1
m in- 1
71
A fonte de radiação UV-A, ao contrário da UV-C, está dentro do espectro de emissão
de luz solar, o que poderia permitir a ampliação do trabalho para uma escala piloto. Dessa
forma, essa lâmpada foi empregada nos ensaios de oxidação fotocatalítica das fluoroquinolonas
estudadas.
5.3. Adsorção das Fluoroquinolonas na Superfície de TiO2
O equilíbrio da adsorção foi alcançado após 10 min de contato sob agitação, de modo
que os ensaios de fotocatálise heterogênea foram realizados somente após esse período
agitação. Para a maior carga de catalisador utilizada, ou seja, 200 mg L-1, as adsorções máximas
de CIP, LOM e OFL na superfície do TiO2 foram de 11%, 19% e 21% para o P25 e 18%, 25%
e 13% para o PC500. Os resultados de adsorção são apresentados na Figura 18.
Figura 18. Adsorção das fluoroquinolonas no TiO2: (A) 200 mg L-1 P25 e (B) 200 mg L-1
PC500
t (m in )
C/C
0
0 5 1 0 1 5 2 0 2 5 3 0
0 .0
0 .2
0 .4
0 .6
0 .8
1 .0
O F L : C T iO 2 P 2 5 - 2 0 0 m g L- 1
L O M : C T iO 2 P 2 5 - 2 0 0 m g L- 1
C IP : C T iO 2 P 2 5 - 2 0 0 m g L- 1
t (m in )
C/C
0
0 5 1 0 1 5 2 0 2 5 3 0
0 .0
0 .2
0 .4
0 .6
0 .8
1 .0
O F L : C T iO 2 P C 5 0 0 - 2 0 0 m g L- 1
L O M : C T iO 2 P C 5 0 0 - 2 0 0 m g L- 1
C IP : C T iO 2 P C 5 0 0 - 2 0 0 m g L- 1
(A) (B)
72
5.4. Degradação por Fotocatálise Heterogênea
A degradação das FQ por oxidação fotocatalítica utilizando os dois catalisadores com
distintas composições cristalinas são apresentados na Figura 19. Foi observada uma degradação
máxima para as três FQ de 94,5%, 97,8% e 96% respectivamente quando empregando P25 e
PC500. Para a CIP e OFL, usando todas as concentrações avaliadas de P25 (15 a 200 mg L-1),
esse processo foi mais eficiente do que a fotólise, com ganho de 30% (CIP) e 43% (OFL) nas
condições com 100 mg L-1 P25. Foi observado um comportamento semelhante quando utilizado
o catalisador PC500, porém os ganhos foram observados em concentrações menores (50 mg L-
1) de PC500. Para a LOM, o processo fotocatalítico apresentou eficiência superior à fotólise
quando as concentrações de TiO2 foram maiores que 50 e 25 mg L-1 para o P25 e PC500,
respectivamente. A fotocatálise com TiO2 resultou numa degradação substancial das três FQ,
independente da composição cristalina empregada, com depleção quase completa após 120 min
de radiação.
A degradação das FQ foi favorecida com o aumento da concentração do catalisador.
Usando o catalisador P25, esse comportamento foi observado até uma suspensão de
100 mg L-1 (a melhor condição), obtendo-se uma degradação superior a 96% para CIP, LOM e
OFL. A correlação entre a eficácia do processo e a concentração de catalisador na suspensão
pode ser explicada pelo maior número de sítios ativos de TiO2 disponíveis para a reação
fotocatalítica (BHATIA et al., 2016). Acima de 100 mg L-1 de P25 na suspensão, observou-se
uma menor eficiência da oxidação fotocatalítica das FQ. Este fato pode ser explicado pelo
aumento da turbidez da suspensão, o que reduziu a penetração da luz no meio e por
consequência a radiação. Este mesmo comportamento, ou seja, altas cargas de catalisador na
suspensão e uma menor penetração de luz e diminuição da radiação absorvida, foi também
reportada por BHATIA et al., (2016) e PERES et al., (2015).
Observando-se os ensaios com o PC500 (Figura 19 D, E e F), nota-se que a maior
degradação foi obtida utilizando uma carga de 50 mg L-1 (melhor condição) do catalisador, com
uma degradação superior a 94% das FQ em 120 min. Quando utilizado o PC500, foi necessária
metade da carga em relação ao P25, para se obter o mesmo resultado em relação a eficiência de
degradação. O fato pode ser justificado visto a maior concentração de anatase na composição
do PC500.
73
Figura 19. Degradação por UV-A/P25 para (A) CIP, (B) LOM, e (C) OFL, e por UV-A/PC500
para (D) CIP, (E) LOM e (F) OFL, em 120 min de reação e ST = 100 µg L-1 FQ
t (m in )
C/C
0
0 2 0 4 0 6 0 8 0 1 0 0 1 2 0
0 .0
0 .2
0 .4
0 .6
0 .8
1 .0
2 5 m g L- 1
1 5 m g L- 1
1 00 m g L- 1
5 0 m g L- 1
2 00 m g L- 1
U V A 0 5 m g L- 1
,
C IP R O F L O X A C IN A - U V A /P 2 5
R A D -O N
t (m in )
C/C
0
0 2 0 4 0 6 0 8 0 1 0 0 1 2 0
0 .0
0 .2
0 .4
0 .6
0 .8
1 .0
1 0 m g L- 1
5 0 m g L- 1
2 5 m g L- 1
2 00 m g L- 1
U V A
1 00 m g L- 1
0 5 m g L- 1
C IP R O F L O X A C IN A - U V A /P C 5 0 0
R A D -O N
t (m in )
C/C
0
0 2 0 4 0 6 0 8 0 1 0 0 1 2 0
0 .0
0 .2
0 .4
0 .6
0 .8
1 .0
2 5 m g L- 1
1 5 m g L- 1
1 00 m g L- 1
5 0 m g L- 1
2 00 m g L- 1
U V A 0 5 m g L- 1
L O M E F L O X A C IN A - U V A /P 2 5
R A D -O N
t (m in )
C/C
0
0 2 0 4 0 6 0 8 0 1 0 0 1 2 0
0 .0
0 .2
0 .4
0 .6
0 .8
1 .0
1 0 m g L- 1
5 0 m g L- 1
2 5 m g L- 1
2 00 m g L- 1
U V A
1 00 m g L- 1
0 5 m g L- 1
R A D -O N
L O M E F L O X A C IN A - U V A /P C 5 0 0
t (m in )
C/C
0
0 2 0 4 0 6 0 8 0 1 0 0 1 2 0
0 .0
0 .2
0 .4
0 .6
0 .8
1 .0
2 5 m g L- 1
1 5 m g L- 1
1 00 m g L- 1
5 0 m g L- 1
2 00 m g L- 1
U V A 0 5 m g L- 1
R A D -O N
O F L O X A C IN A - U V A /P 2 5
t (m in )
C/C
0
0 2 0 4 0 6 0 8 0 1 0 0 1 2 0
0 .0
0 .2
0 .4
0 .6
0 .8
1 .0
1 0 m g L- 1
5 0 m g L- 1
2 5 m g L- 1
2 00 m g L- 1
U V A
1 00 m g L- 1
0 5 m g L- 1
O F L O X A C IN A - U V A /P C 5 0 0
R A D -O N
(A) (D)
(B) (E)
(C) (F)
74
Após avaliada a condição ótima da suspensão de TiO2, foi variada a concentração inicial
dos antimicrobianos para avaliar a concentração máxima de poluente a ser convertida pela carga
de TiO2 na suspensão.
Esses ensaios foram realizados fixando a carga ótima de TiO2 na suspensão (ou seja, 50
e 100 mg L-1 de TiO2 para PC500 e P25, respectivamente) e variando a concentração dos
poluentes na solução entre 25 à 400 µg L-1 (Figura 20). Um aumento na concentração das FQ
de 100 à 400 µg L-1 resultou em diminuições na conversão de 48,3% para CIP, 30,3% para
LOM e 70,3% para OFL. Não foi observada nenhuma mudança significativa na eficiência do
processo nos ensaios onde utilizou-se concentrações das FQ abaixo de 100 µg L-1. Dessa forma,
constata-se que a máxima eficiência de conversão das fluoroquinolonas pelo reator empregado
foi atingida quando empregado 100 µg L-1 de cada poluente e 50 mg L-1 de PC500 ou
100 mg L-1 de P25, sob irradiação UV-A.
75
Figura 20. Variação da concentração do poluente por UV-A P25 (MC = 100 mg L-1) para (A)
CIP, (B) LOM e (C) OFL, e por UV-A PC500 (MC = 50 mg L-1) para (D) CIP, (E) LOM e (F)
OFL, em 120 min de reação.
t (m in )
C/C
0
0 2 0 4 0 6 0 8 0 1 0 0 1 2 0
0 .0
0 .2
0 .4
0 .6
0 .8
1 .0
25 g L- 1
50 g L- 1
200 g L- 1
400 g L- 1
100 g L- 1
C IP R O F L O X A C IN A - U V A /P 2 5
R A D -O N
t (m in )C
/C0
0 2 0 4 0 6 0 8 0 1 0 0 1 2 0
0 .0
0 .2
0 .4
0 .6
0 .8
1 .0
25 g L- 1
50 g L- 1
200 g L- 1
400 g L- 1
100 g L- 1
C IP R O F L O X A C IN A - U V A /P C 5 0 0
R A D -O N
t (m in )
C/C
0
0 2 0 4 0 6 0 8 0 1 0 0 1 2 0
0 .0
0 .2
0 .4
0 .6
0 .8
1 .0
25 g L- 1
50 g L- 1
200 g L- 1
400 g L- 1
100 g L- 1
R A D -O N
L O M E F L O X A C IN A - U V A /P 2 5
t (m in )
C/C
0
0 2 0 4 0 6 0 8 0 1 0 0 1 2 0
0 .0
0 .2
0 .4
0 .6
0 .8
1 .0
25 g L- 1
50 g L- 1
200 g L- 1
400 g L- 1
100 g L- 1
L O M E F L O X A C IN A - U V A /P C 5 0 0
R A D -O N
t (m in )
C/C
0
0 2 0 4 0 6 0 8 0 1 0 0 1 2 0
0 .0
0 .2
0 .4
0 .6
0 .8
1 .0
25 g L- 1
50 g L- 1
200 g L- 1
400 g L- 1
100 g L- 1
R A D -O N
O F L O X A C IN A - U V A /P 2 5
t (m in )
C/C
0
0 2 0 4 0 6 0 8 0 1 0 0 1 2 0
0 .0
0 .2
0 .4
0 .6
0 .8
1 .0
25 g L- 1
50 g L- 1
200 g L- 1
400 g L- 1
100 g L- 1
O F L O X A C IN A - U V A /P C 5 0 0
R A D -O N
(A)
(B)
(E)
(C) (F)
76
Para avaliar a cinética de reação da degradação das FQ pelos processos fotocatalíticos
foram realizados cálculos levando-se em consideração a ordem de reação um (1) e dois (2),
conforme Equações 21 e 22, respectivamente.
ln[𝐴]=ln[𝐴]0 –𝑘𝑡 (Equação 21)
1/[A] = 1/[A]0 + 𝑘𝑡 (Equação 22)
Avaliando os coeficientes de linearidade para ordem de reação 1 e 2, pode ser assumido
que as reações de degradação são de pseudo-primeira ordem. A Figura 21 apresenta a constante
k (min-1) para cada condição estudada. O cálculo da constante k demonstra que a degradação
das fluoroquinolonas seguem um mesmo perfil. A constante de degradação k aumenta com o
aumento da carga de TiO2 na suspensão até 100 mg L-1 para P25 e até 50 mg L-1 para PC500.
Aumento subsequente na carga de TiO2 promove a queda do valor da constante k,
possivelmente devido a diminuição da área disponível para absorção de luz devido a elevada
carga de catalisador. O número de sites ativos aumenta conforme a carga de catalisador aumenta
na solução, porém após uma certa concentração, a penetração da luz na solução é afetada devido
a concentração do catalisador. Empregando o TiO2 P25 foi observada uma leve queda na
constante k, mesmo quando empregada elevadas concentrações de catalisador.
kTiO2 50 mg L-1 = 0,026 min-1, kTiO2 100 mg L-1 = 0,041 min-1 e kTiO2 200 mg L-1 = 0,032 min-1 (degradação
de 90%, 98% e 92%, respectivamente). Para o TiO2 PC500 observou-se um comportamento
diferente, concentrações acima de 50 mg L-1 de TiO2 na suspensão promoveu a
inibição do processo reduzindo a constante kTiO2 PC500 50 mg L-1 = 0,046 min-1,
kTiO2 PC500 100 mg L-1 = 0041 min-1 e kTiO2 PC500 200 mg L-1 = 0,032 min-1 (degradação de 94%, 82% e
78%, respectivamente).
Variando a concentração do poluente observa-se que quando empregado à carga ideal
dos catalisadores (P25 = 100 mg L-1 e PC500 = 50 mg L-1), definida em ensaios empregando
uma mistura de fluoroquinolonas com 100 µg L-1 de cada poluente, a suspenção de P25 é eficaz
em degradar até 200 µg L-1 de cada poluente sem que ocorra diminuição da constante k, por
outro lado, mesmo que o PC500 converta elevadas concentrações do poluente na solução, as
reações fotocatalíticas ficam mais lentas conforme a concentração do poluente aumenta na
solução (Figura 22).
77
Figura 21 – Cinética de reação para degradação fotocatalítica variando a carga do catalisador:
(A) P25 e (B) PC500, em 120 min de reação e ST = 100 µg L-1 FQ
Figura 22 - Cinética de reação para degradação fotocatalítica variando a concentração do
fármaco: (A) P25 (100 mg L-1) e (B) PC500 (50 mg L-1), em 120 min de reação
(A) (B)
(A) (B)
P 2 5 (m g L- 1
)
Co
ns
tan
te k
(m
in-
1)
0 2 5 5 0 7 5 1 0 0 1 2 5 1 5 0 1 7 5 2 0 0
0 .0 0 0
0 .0 0 5
0 .0 1 0
0 .0 1 5
0 .0 2 0
0 .0 2 5
0 .0 3 0
0 .0 3 5
0 .0 4 0
0 .0 4 5
0 .0 5 0
C ipro flo x ac ina L om efloxacina O floxacina
P C 5 0 0 (m g L- 1
)
Co
ns
tan
te k
(m
in-
1)
0 2 0 4 0 6 0 8 0 1 0 0 1 2 0 1 4 0 1 6 0 1 8 0 2 0 0
0 .0 0 0
0 .0 0 5
0 .0 1 0
0 .0 1 5
0 .0 2 0
0 .0 2 5
0 .0 3 0
0 .0 3 5
0 .0 4 0
0 .0 4 5
0 .0 5 0
C ipro flo x ac ina L om efloxacina O floxacina
P 2 5 - V a r ia ç ã o C F Q (u g L- 1
)
Co
ns
tan
te k
(m
in-
1)
0 5 0 1 0 0 1 5 0 2 0 0 2 5 0 3 0 0 3 5 0 4 0 0
0 .0 0
0 .0 1
0 .0 2
0 .0 3
0 .0 4
0 .0 5
0 .0 6
0 .0 7
0 .0 8
0 .0 9
0 .1 0
C ipro flo x ac ina L om efloxacina O floxacina
P C 5 0 0 - V a r ia ç ã o C F Q (u g L- 1
)
Co
ns
tan
te k
(m
in-
1)
0 5 0 1 0 0 1 5 0 2 0 0 2 5 0 3 0 0 3 5 0 4 0 0
0 .0 1
0 .0 2
0 .0 3
0 .0 4
0 .0 5
0 .0 6
0 .0 7
0 .0 8
0 .0 9
0 .1 0
C ipro flo x ac ina L om efloxacina O floxacina
78
5.4.1. Influência do pH na Degradação das Fluoroquinolonas
O pH da solução pode influenciar a eficiência do processo, devido alterações na
interação entre a superfície do catalisador (em que os radicais são formados e as reações de
redução acontecem) e o composto alvo (MALATO et al., 2009). Sob condições ácidas
(pH < 4), a superfície do TiO2 está carregada positivamente, enquanto que sob condições
básicas (pH ˃ 8) está carregado negativamente. Em um pH entre 4 e 8, as espécies neutras de
TiO2 predominam na suspensão (PERES et al., 2015). O estudo fotocatalítico foi realizado sob
três condições de pH diferentes: ácido (pH 4), básico (pH 9) e com pH natural da solução FQ
(aproximadamente pH 6). Os valores de pH das soluções (pH 4 e pH 9) foram selecionados
com base nas características dos efluentes reais (BUDIMAN & WU, 2016; ARAUJO et al.,
2009; ALMEIDA et al., 2004; KIMURA et al., 1999).
Para todas as FQ os ensaios realizados com P25 em pH 4 e 9 apresentaram menor
eficiência fotocatalítica, quando comparado com os ensaios realizados em próximo do neutro
(Figura 19). A concentração da CIP diminuiu 13,6% e 31,6% para os pH 4 e 9, respectivamente,
quando empregado 100 mg L-1 de P25 e radiação UVA; em comparação com a eficácia
alcançada em pH próximo do neutro. A CIP possui dois principais valores de pKa (5,9 e 8,2).
Em pH 4, 98,3% das moléculas estão na forma protonada e podem ser repelidas pela superfície
do TiO2 carregadas positivamente, o que diminui devido à força de Van der Walls, resultando
numa menor degradação. Comportamentos de degradação similares foram observados para
LOM (pKa1 5,6 e pKa2 8,7) e para OFL (pKa1 6,5 e pKa2 8,1). Os resultados do estudo da
oxidação fotocatalítica das FQ são apresentados na Figura 23.
Nos experimentos com TiO2 PC500, a fotocatálise foi positivamente influenciada pela
alteração do pH da suspensão, provavelmente devido a uma menor recombinação de elétrons
lacuna e maior concentração da fase anatase. O aumento da degradação das FQ foi observado
quando os ensaios fotocatalíticos foram realizados em condições básicas, a exemplo, a
degradação da CIP aumentou 45%, em comparação com os resultados obtidos em pH próximo
do neutro (pH ~ 6).
79
Figura 23. Degradação das fluoroquinolonas por UV/TiO2 empregando P25 (50 mg L-1) em
pH 4, 6 e 9: (A) CIP, (B) LOM e (C) OFL e PC500 (25 mg L-1) em pH 4, 6 e 9: (D) CIP,
(E) LOM e (F) OFL e ST = 100 µg L-1 FQ
t (m in )
C/C
0
0 2 0 4 0 6 0 8 0 1 0 0 1 2 0
0 .0
0 .2
0 .4
0 .6
0 .8
1 .0
C P 2 5 - 5 0 m g L- 1
, p H 4 C P 2 5 - 5 0 m g L- 1
, p H 9C P 2 5 - 5 0 m g L- 1
, p H 6
R A D -O N
C IP R O F L O X A C IN A - U V A /P 2 5
t (m in )
C/C
0
0 2 0 4 0 6 0 8 0 1 0 0 1 2 0
0 .0
0 .2
0 .4
0 .6
0 .8
1 .0
C P C 5 0 0 - 2 5 m g L- 1
, p H 4 C P C 5 0 0 - 2 5 m g L- 1
, p H 6 C P C 5 0 0 - 2 5 m g L- 1
, p H 9
R A D -O N
C IP R O F L O X A C IN A - U V A /P C 5 0 0
t (m in )
C/C
0
0 2 0 4 0 6 0 8 0 1 0 0 1 2 0
0 .0
0 .2
0 .4
0 .6
0 .8
1 .0
C P 2 5 - 5 0 m g L- 1
, p H 4 C P 2 5 - 5 0 m g L- 1
, p H 6 C P 2 5 - 5 0 m g L- 1
, p H 9
R A D -O N
L O M E F L O X A C IN A - U V A /P 2 5
t (m in )
C/C
0
0 2 0 4 0 6 0 8 0 1 0 0 1 2 0
0 .0
0 .2
0 .4
0 .6
0 .8
1 .0
C P C 5 0 0 - 2 5 m g L- 1
, p H 4 C P C 5 0 0 - 2 5 m g L- 1
, p H 6 C P C 5 0 0 - 2 5 m g L- 1
, p H 9
R A D -O N
L O M E F L O X A C IN A - U V A /P C 5 0 0
t (m in )
C/C
0
0 2 0 4 0 6 0 8 0 1 0 0 1 2 0
0 .0
0 .2
0 .4
0 .6
0 .8
1 .0
C P 2 5 - 5 0 m g L- 1
, p H 4 C P 2 5 - 5 0 m g L- 1
, p H 6 C P 2 5 - 5 0 m g L- 1
, p H 9
R A D -O N
O F L O X A C IN A - U V A /P 2 5
t (m in )
C/C
0
0 2 0 4 0 6 0 8 0 1 0 0 1 2 0
0 .0
0 .2
0 .4
0 .6
0 .8
1 .0
C P C 5 0 0 - 2 5m g L- 1
, p H 4 C P C 5 0 0 - 2 5m g L- 1
, p H 6 C P C 5 0 0 - 2 5m g L- 1
, p H 9
R A D -O N
O L O X A C IN A - U V A /P C 5 0 0
(A) (D)
(B) (E)
(C) (F)
80
5.4.2. Intensificação do Processo Fotocatalítico: Efeito da Aeração
e Adição de H2O2
Foram realizados ensaios para avaliar a influência da aeração na degradação das FQ.
Ensaios de aeração (30 min de aeração, na ausência de luz e TiO2) não resultou na degradação
das FQ.
Conforme demonstrado nas Equações 11 e 12 o oxigênio dissolvido é importante para
reações fotocatalíticas. Ensaios com a saturação de oxigênio na solução, por meio de
borbulhamento de ar, resultou no aumento da oxidação fotocatalítica das FQ,
independentemente do tipo de TiO2 utilizado.
As reações utilizando o P25 e 1,3 mg L-1 de oxigênio dissolvido resultaram numa
degradação das FQ superior a 70% após 30 min de reação, enquanto que ensaios com saturação
do oxigênio dissolvido (8 mg L-1) resultou numa degradação semelhante das FQ após 15 min
de reação (Figura 24). Menos tempo de reação implica diretamente em menores custos para
uma possível aplicação desse processo em efluentes reais, possibilitando resultados mais
satisfatórios no tratamento das águas que contenham FQ.
Ensaios na ausência de oxigênio (borbulhando nitrogênio na solução) resultaram numa
redução da degradação fotocatalítica (Figura 24). Enquanto reações com 8 mg L-1 de oxigênio
dissolvido em 15 min de reação para CIP observou-se uma degradação de aproximadamente
75%, já com 0 mg L-1 de oxigênio dissolvido com mesmo tempo de reação, observou-se uma
degradação de aproximadamente 50%. Comportamentos similares foram observados para o
LOM e OFL como apresentado na Tabela 10.
81
Tabela 10 – Degradação das fluoroquinolonas com as diferentes concentrações de oxigênio
dissolvido, com 15 min de reação sob radiação UV-A e ST = 100 µg L-1 FQ
P25 - % Degradação
(50 mg L-1 TiO2)
PC500 - % Degradação
(25 mg L-1 TiO2)
Fluoroquinolonas 0 mg L-1
OD
1,3 mg L-1
OD
8 mg L-1
OD
0 mg L-1
OD
1,3 mg L-1
OD
8 mg L-1
OD
Ciprofloxacina 13 56 93 07 44 75
Lomefloxacina 39 53 75 18 48 61
Ofloxacina 26 64 79 28 37 51
Como pode ser observado na Tabela 10, tanto para o P25 como para o PC500 foram
utilizadas concentrações distintas de TiO2, aplicando cargas de catalisador abaixo do ótimo
(determinado no tópico 5.4.) para se observar possíveis ganhos no processo com o aumento da
concentração de oxigênio dissolvido. Empregou-se 50 mg L-1 e 25 mg L-1, respectivamente,
para o TiO2 P25 e PC500. Foram utilizadas as cargas da 2ª melhor condição de degradação, a
fim de observar maiores ganhos no processo, já que com as melhores condições (100 mg L-1 e
50 mg L-1 do P25 e PC500, respectivamente) já foi alcançado o máximo de eficiência do
processo. Os resultados alcançados por esse trabalho estão de acordo com o trabalho prévio de
MALATO et al., (2009), onde estes autores reportam, em seu estudo de revisão sobre processos
fotocatalíticos, que, mesmo que oxigênio seja fundamental para ensaios fotocatalíticos, a
saturação de oxigênio na solução promove pequenos ganhos ao processo.
Outro oxidante que pode ser empregado para intensificar um processo fotocatalítico é o
peroxido de hidrogênio. RODRIGUES-SILVA et al., (2013) e PERES et al., (2015)
demostraram que a adição de peróxido pode intensificar as reações fotocatalíticas para a
degradação de FQ. Ensaios com adição de H2O2 foram realizados para observar possíveis
ganhos na eficiência do processo fotocatalítico. Para isso foram empregadas três concentrações
distintas de H2O2 (0,43; 0,87 e 1,30 mmol L-1). Diferente dos estudos realizados por
RODRIGUES-SILVA et al., (2013) e PERES et al., (2015), o presente estudo realizou
degradação de uma mistura de fluoroquinolonas, nesse trabalho foi observado um
comportamento diferente dos estudos previamente publicados na literatura especializada, onde
não foram observados ganhos de eficiência, como mostra a Figura 25. Provavelmente, os
radicais gerados pela adição desse oxidante podem ter agido com sequestrador de radicais.
82
Figura 24. Intensificação do processo de degradação com adição de oxigênio: empregando P25
(50 mg L-1): (A) CIP, (B) LOM e (C) OFL e PC500 (25 mg L-1): (D) CIP, (E) LOM e (F) OFL
e ST = 100 µg L-1 FQ
t (m in )
C/C
0
0 2 0 4 0 6 0 8 0 1 0 0 1 2 0
0 .0
0 .2
0 .4
0 .6
0 .8
1 .0
8 m g L- 1
O D1 ,3 m g L- 1
O D
R A D -O N
0 m g L- 1
O D
C IP R O F L O X A C IN A - U V A /P 2 5
t (m in )
C/C
0
0 2 0 4 0 6 0 8 0 1 0 0 1 2 0
0 .0
0 .2
0 .4
0 .6
0 .8
1 .0
8 m g L- 1
O D1 ,3 m g L- 1
O D0 m g L- 1
O D
R A D -O N
C IP R O F L O X A C IN A - U V A /P C 5 0 0
t (m in )
C/C
0
0 2 0 4 0 6 0 8 0 1 0 0 1 2 0
0 .0
0 .2
0 .4
0 .6
0 .8
1 .0
8 m g L- 1
O D1 ,3 m g L- 1
O D
R A D -O N
0 m g L- 1
O D
L O M E F L O X A C IN A - U V A /P 2 5
t (m in )
C/C
0
0 2 0 4 0 6 0 8 0 1 0 0 1 2 0
0 .0
0 .2
0 .4
0 .6
0 .8
1 .0
8 m g L- 1
O D1 ,3 m g L- 1
O D0 m g L- 1
O D
R A D -O N
L O M E F L O X A C IN A - U V A /P C 5 0 0
t (m in )
C/C
0
0 2 0 4 0 6 0 8 0 1 0 0 1 2 0
0 .0
0 .2
0 .4
0 .6
0 .8
1 .0
8 m g L- 1
O D1 ,3 m g L- 1
O D0 m g L- 1
O D
R A D -O N
O F L O X A C IN A - U V A /P 2 5
t (m in )
C/C
0
0 2 0 4 0 6 0 8 0 1 0 0 1 2 0
0 .0
0 .2
0 .4
0 .6
0 .8
1 .0
8 m g L- 1
O D1 ,3 m g L- 1
O D0 m g L- 1
O D
R A D -O N
O F L O X A C IN A - U V A /P C 5 0 0
(A) (D)
(E)
(C) (F)
(B)
83
Figura 25. Intensificação do processo de degradação com adição de H2O2: empregando P25
(50 mg L-1): (A) CIP, (B) LOM e (C) OFL e PC500 (25 mg L-1): (D) CIP, (E) LOM e (F) OFL
e ST = 100 µg L-1 FQ
t (m in )
C/C
0
0 2 0 4 0 6 0 8 0 1 0 0 1 2 0
0 .0
0 .2
0 .4
0 .6
0 .8
1 .0
0 ,43 m m ol L- 1
H 2 O 2 1 ,30 m m ol L- 1
H 2 O 20 ,87 m m ol L- 1
H 2 O 2
U V /T iO 2
R A D -O N
C IP R O F L O X A C IN A - U V A /P 2 5
t (m in )C
/C0
0 2 0 4 0 6 0 8 0 1 0 0 1 2 0
0 .0
0 .2
0 .4
0 .6
0 .8
1 .0
0 ,43 m m ol L- 1
H 2 O 2 0 ,87 m m ol L- 1
H 2 O 21 ,30 m m ol L
- 1H 2 O 2
U V /T iO 2
R A D -O N
C IP R O F L O X A C IN A - U V A /P C 5 0 0
t (m in )
C/C
0
0 2 0 4 0 6 0 8 0 1 0 0 1 2 0
0 .0
0 .2
0 .4
0 .6
0 .8
1 .0
0 , 4 3 m m o l L- 1
H 2 O 2 0 ,87 m m ol L- 1
H 2 O 2 1 ,30 m m ol L- 1
H 2 O 2
U V /T iO 2
L O M E F L O X A C IN A - U V A /P 2 5
R A D -O N
t (m in )
C/C
0
0 2 0 4 0 6 0 8 0 1 0 0 1 2 0
0 .0
0 .2
0 .4
0 .6
0 .8
1 .0
0 , 4 3 m m o l L- 1
H 2 O 2 0 ,87 m m ol L- 1
H 2 O 21 ,30 m m ol L
- 1H 2 O 2
U V /T iO 2
L O M E F L O X A C IN A - U V A /P C 5 0 0
R A D -O N
t (m in )
C/C
0
0 2 0 4 0 6 0 8 0 1 0 0 1 2 0
0 .0
0 .2
0 .4
0 .6
0 .8
1 .0
0 ,43 m m ol L- 1
H 2 O 2 0 ,87 m m ol L- 1
H 2 O 2 1 ,30 m m ol L- 1
H 2 O 2
U V /T iO 2
O F L O X A C IN A - U V A /P 2 5
R A D -O N
t (m in )
C/C
0
0 2 0 4 0 6 0 8 0 1 0 0 1 2 0
0 .0
0 .2
0 .4
0 .6
0 .8
1 .0
0 ,43 m m ol L- 1
H 2 O 2 0 ,87 m m ol L- 1
H 2 O 21 ,30 m m ol L
- 1H 2 O 2
U V /T iO 2
O F L O X A C IN A - U V A /P C 5 0 0
R A D -O N
(A) (D)
(E) (B)
(C) (F)
84
5.4.3. Eficiência do Processo Fotocatalítico em Diferentes Matrizes
Aquosa
Após determinação das melhores condições de degradação para o P25 (100 mg L-1,
radiação UV-A, OD = 1,3 mg L-1 e pH próximo do neutro) e para o PC500 (50 mg L-1, radiação
UV-A, OD = 1,3 mg L-1 e pH próximo do neutro) e variação de alguns parâmetros como carga
do catalisador e concentração das FQ, foram realizados ensaios variando a matriz do processo,
sendo utilizadas água simulada - AS, água engarrafada - AE e água potável - AP. Observou-se
que os sais e minerais presentes nas matrizes atuaram como sequestradores de HO•, diminuindo
a eficiência do processo em comparação com a água ultrapura (Figura 26). Esses resultados
estão de acordo com os resultados previamente publicados por Cainelo et al., (2016). Caianelo
et al., (2016) estudaram a degradação de gatifloxacina, uma fluoroquinolona de quarta geração,
e observaram que a matriz influencia a eficácia do processo de degradação aplicado
As matrizes utilizadas nos ensaios de degradação, foram caracterizadas, conforme
descrito no item 4.7. e comparadas com caracterizações já publicadas, podendo afirmar que as
mesmas se enquadram com os limites exigidos pela legislação (portaria nº 2914/2011) e
publicação de Caianelo et al., (2016). A água potável apresentou maior teor de cloro
(0,13 mg L-1) e sólidos totais (156 mg L-1) (matéria orgânica) do que a água engarrafada e água
simulada (tópico 4.7. Tabela 6), parâmetros os quais afetam diretamente na formação de HO• e
na penetração de luz na solução.
Segundo Khan et al., (2015), os íons bicarbonatos (compostos responsáveis pela
alcalinidade da solução), cloretos, nitratos e sulfatos, são interferentes responsáveis por
sequestrarem HO•, além da grande carga de carbonos orgânicos totais que afetam diretamente
a penetração de radiação na solução. Além disso, a água de torneira fornecida para
abastecimento público é uma matriz complexa, com maior concentração de interferentes que
afetam a irradiação, devido a absorção da radiação ou mesmo por bloqueá-la. É importante
destacar que, devido à elevada concentração de Cl na matriz AP, o processo fotocatalítico foi
totalmente inibido. Para a eliminação do Cl a água foi aquecida até 100 oC e deixada em repouso
por 24 h. Por fim a mesma foi aerada para recompro a concentração de oxigênio dissolvido
(entre 4 e 5 mg L-1), fortificada com os analitos e então submetida ao processo de degradação.
85
Figura 26 – Degradação fotocatalítica variando a matriz aquosa, P25 (100 mg L-1): (A) CIP,
(B) LOM e (C) OFL e PC500 (50 mg L-1): (D) CIP, (E) LOM e (F) OFL ST = 100 µg L-1 FQ
t (m in )
C/C
0
0 2 0 4 0 6 0 8 0 1 0 0 1 2 0
0 .0
0 .2
0 .4
0 .6
0 .8
1 .0
P otáv elU ltrapura S im ulada E ngarra fada
R A D -O N
C IP R O F L O X A C IN A - U V A /P 2 5
t (m in )
C/C
0
0 2 0 4 0 6 0 8 0 1 0 0 1 2 0
0 .0
0 .2
0 .4
0 .6
0 .8
1 .0
U ltrapura E ngarra fada P o táv elS im ulada
R A D -O N
C IP R O F L O X A C IN A - U V A /P C 5 0 0
t (m in )
C/C
0
0 2 0 4 0 6 0 8 0 1 0 0 1 2 0
0 .0
0 .2
0 .4
0 .6
0 .8
1 .0
U ltrapura E ngarra fada P o táv elS im ulada
R A D -O N
L O M E F L O X A C IN A - U V A /P 2 5
t (m in )
C/C
0
0 2 0 4 0 6 0 8 0 1 0 0 1 2 0
0 .0
0 .2
0 .4
0 .6
0 .8
1 .0
E ngarra fadaU ltrapura P o táv elS im u la d a
R A D -O N
L O M E F L O X A C IN A - U V A /P C 5 0 0
t (m in )
C/C
0
0 2 0 4 0 6 0 8 0 1 0 0 1 2 0
0 .0
0 .2
0 .4
0 .6
0 .8
1 .0
P otáv elU ltrapura E ngarra fadaS im ulada
R A D -O N
O F L O X A C IN A - U V A /P 2 5
t (m in )
C/C
0
0 2 0 4 0 6 0 8 0 1 0 0 1 2 0
0 .0
0 .2
0 .4
0 .6
0 .8
1 .0
E ngarra fadaU ltrapura P o táv elS im ulada
R A D -O N
O F L O X A C IN A - U V A /P C 5 0 0
(A) (D)
(E)
(F)
(C)
86
5.5. Caracterização N-TiO2
Nas Figuras 27, 28 e 29 são apresentadas a caracterização das amostras de N-TiO2
produzidos a partir do método precursor polimérico utilizando a ureia. A Figura 27 apresenta a
microscopia eletrônica de varredura (MEV) para as amostras sintetizadas. Nas imagens de
MEV são observados aglomerados de partículas semelhantes a esferas e também o tamanho das
partículas para cada amostra, ou seja, o P25 puro e as amostras sintetizadas: Para o P25 TiO2
puro o tamanho da partícula foi de 30 nm e uma área superficial igual a 50 m2 g-1, para o PC500
TiO2 puro o tamanho da partícula foi de 15 nm e uma área superficial igual a 350 m2 g-1, para
N0,5 – TiO2 o tamanho da partícula foi de 10 nm e uma área superficial igual a 65 m2 g-1 (Figura
27.A), para o N2% - TiO2 – But. o tamanho da partícula foi de 12 nm e uma área superficial
igual a 47 m2 g-1 (Figura 27.B) e para o N2% - TiO2 – Isop. o tamanho da partícula foi de 11 nm
e uma área superficial igual a 39 m2 g-1 (Figura 27.C). Sendo que as amostras que apresentam
menos tamanho da partícula observa-se uma maior área superficial.
Figura 27. Microscopia eletrônica de varredura das diferentes amostras sintetizadas
Os difratogramas das amostras sintetizadas são apresentados na Figura 28. Como pode
ser observado, os três métodos adotados para a síntese do catalisador apresentaram picos de
Anatase e Rutilo em sua composição, o que está de acordo com os resultados previamente
descritos na literatura (MONTEIRO et al., 2015; SUN et al., 2012; SOARES et al., 2011).
Todas as amostras sintetizadas, tanto pelo método de dopagem como impregnação,
apresentaram uma coloração amarelada, parâmetro o qual sugere a habilidade de absorção de
luz na região do visível (SOARES et al., 2011). Os espectros de reflectância difusa apresentam
diferenças entre o TiO2 e o N-TiO2, como pode ser observado na Figura 29. Os espectros de
reflectância difusa UV-vis das amostras sintetizadas estão alustrados na Figura 29.
87
Figura 28 – Difratômetros de Raio-X das amostras sintetizadas: (A) Sol-Gel empregando
Butóxido de Titânio; (B) Sol-Gel empregando Isopropóxido de Titânio e (C) Impregnação com
Ureia.
Figura 29 – Espectro de reflectância difusa UV-visível das amostras sintetizadas (Função
Kubelka-Munk (F (R)).
2
Inte
ns
ida
de
(a
.u.)
2 0 4 0 6 0 8 0
0
N -T iO 2 P 2 5
N -T iO 2 B u t
N -T iO 2 P ro p
A AA AR R R R R RA AA A
(A)
(B)
(C)
(n m )
Ku
be
lka
-Mu
nk
[a
.u]
3 2 0 3 4 0 3 6 0 3 8 0 4 0 0 4 2 0 4 4 00 .0
1 .5
3 .0
A M 0 1 _ P 2 5
A M 05 _T iO 2 _ N _ P R O P
A M 03 _T iO 2 _N _B U T
A M 04 _T iO 2 _ N _ P 2 5
88
A incorporação de nitrogênio nas amostras sintetizadas, desloca a banda de absorção
para energias mais baixas, estreitando o intervalo do band gap. Segundo Monteiro et al., (2015),
o N-TiO2 apresenta um único átomo de N2 no centro de sua molécula, o qual promove a
absorção na região do visível e a transferência do elétron da banda de valência para a banda de
condução. Dessa forma, na Tabela 11 são ilustrados os valores de band gap para cada amostra,
calculados a partir dos espectros de reflectância difusa.
Tabela 11. Energia de band gap das amostras sintetizadas
REFERÊNCIAS
TiO2 Puro N0,5 – TiO2 N2% – TiO2 –
But.
N2% – TiO2 –
Isop
MONTEIRO
et al., 2015
SOARES,
2013
SUN et al.,
2012
3,19 eV 2,96 eV 2,89 eV 2,90 eV 2,99 eV 3,00 eV 3,02 eV
5.5.1. Degradação Fotocatalítica Sob Irradiação Solar com N-TiO2
Os catalisadores N-TiO2 preparados pelos métodos descritos no tópico 4.8.1. foram
empregados no estudo de degradação fotocatalítica empregando a luz solar. Os catalisadores
sintetizados foram comparados aos comercialmente disponíveis com a finalidade de se
comprovar o ganho da eficiência com o processo de impregnação e dopagem do TiO2 (Figura
29). As proporções dos reagentes, tempo e temperatura de calcinação e as demais condições
empregadas tanto nos processos de impregnação do P25, como no de dopagem do TiO2 pelo
procedimento sol-gel, foram as mesmas ótimas reportadas por Monteiro et al. (2015), Sousa
(2013) e Sun et al. (2012), conforme capitulo de métodos.
Dopar ou impregnar TiO2 com nitrogênio não é um trabalho fácil, mesmo que os
processos de impregnação e dopagem sejam simples, cuidados (temperatura de calcinação,
proporção molar dos reagentes, tempo de polimerização, entre outros) devem ser tomados para
garantir que o procedimento seja bem sucedido. Para se dominar o processo foram realizadas
15 sínteses, para que se acertasse o método de síntese comprovado pelo deslocamento da banda
de absorção (Figura 29). Todas as amostras sintetizadas foram comparadas com a amostra do
TiO2 comercial P25 (AM01-BrancoP25), o qual foi utilizado na degradação da mistura das
89
fluoroquinolonas nas mesmas condições em que os TiO2 sintetizados para efeitos de
comparação de eficiência fotocatalítica.
A carga do TiO2 P25 empregada foi a de 100 mg L-1, ou seja, a carga ótima determinada
no tópico 5.4. Em uma primeira etapa para se avaliar a eficiência fotocatalítica dos catalisadores
sintetizados empregou-se uma carga inicial de 100 mg L-1 de N-TiO2. Dos métodos propostos
de síntese, o método de impregnação do P25 com ureia e a síntese do TiO2 dopado com
nitrogênio empregando isopropóxido de titânio geraram catalisadores com maior deslocamento
da faixa de absorção na direção do visível e maior eficiência de degradação das FQ (Figura 29
e Figura 30). Na Figura 30 são apresentados os dados de degradação fotocatalítica para as
amostras AM01 a AM05, sendo que AM01-BrancoP25 representa a amostra pura de P25;
AM02-BrancoPC500 representa amostra pura de PC500; AM03-N2%-TiO2 a amostra
sintetizada pelo método sol-gel empregando butóxido de titânio; AM04-N0,5-TiO2 representa a
amostra de P25 impregnado com ureia; AM05-N2%-TiO2 representa a amostra sintetizada pelo
método sol-gel empregando isopropóxido de titânio.
Nos resultados de degradação, pôde-se observar que as amostras que apresentaram
maior deslocamento de absorção para a faixa do visível alcançaram maior porcentagem de
degradação das FQ, ou seja, AM03 e AM04 (Figura 30), para a AM03 pôde-se observar uma
degradação de 93%, 90% e 83% para CIP, LOM e OFL (Figura 30.A.B.C), respectivamente, já
para a AM04 observou-se uma degradação de 97%, 95% e 98% para CIP, LOM e OFL (Figura
30.A.B.C), respectivamente. As demais amostras apresentaram resultados com degradação
>70%, quando comparado com as amostras de TiO2 comercial (P25 e PC500 – AM01-
BrancoP25 e AM02-BrancoPC500, respectivamente) que apresentaram degradações ≤ 50%.
Visto que, comparando os diferentes catalisadores sintetizados, os que apresentaram
maior eficiência de degradação das FQ foram AM03 e AM04, esses catalisadores foram
selecionados para aprofundamento do estudo, onde em uma segunda etapa, foram realizados
ensaios variando da concentração do catalisador (Figura 31.A.B.C) e variando a concentração
dos antimicrobianos (Figura 31.D.E.F) na mistura de poluentes.
A carga ótima da concentração do catalisador foi estudada com o intuito de se evitar o
excesso do mesmo na solução, conforme discutido no tópico 5.4. A concentração do N-TiO2
foi variada entre 25 e 50 mgL-1 (Figura 31 A.(CIP), B.(LOM) e C.(OFL)).
90
Tanto para a AM03 como para AM04, quando comparado aos resultados de degradação
com o branco (TiO2 comercial P25 e PC500), observou-se um ganho de 58% e 42% na
degradação fotocatalítica quando empregado a radiação solar.
A carga do catalisador empregado, influencia na degradação dos antimicrobianos,
observou-se que em 40 min de reação cerca de 73%, 72% e 63% de degradação respectivamente
para CIP, LOM e OFL, quando empregado 25 mg L-1 da AM03. Quando elevada a carga para
50 mg L-1 e 40 min de reação observou-se uma degradação superior, respectivamente 90%,
88% e 80% para CIP, LOM e OFL. Comportamento similar foi observado para a amostra
AM04, com 25 mg L-1 para CIP, LOM e OFL, alcançou uma degradação de 78%, 79% e 75%,
respectivamente; já para a carga de 50 mg L-1, a degradação foi de 95%, 91% e 94% de CIP,
LOM e OFL, respectivamente. A carga de 100 mg L-1 foi a melhor para ambos os catalisadores.
A influência da concentração inicial das FQ foi avaliada utilizando concentrações
iniciais de 25 e 400 µg L-1. Fixando a carga de 100 mg L-1 do catalisador AM03 ou AM04
observou-se que não ouve perda na degradação fotocatalítica dos poluentes até 100 µg L-1.
91
Figura 30 – Degradação fotocatalítica do N-TiO2 (100 mg L-1) (A) Ciprofloxacina, (B)
Lomefloxacina e (C) Ofloxacina e solução de trabalho (ST) = 1 mg L-1 FQ
t (m in )
C/C
0
0 2 0 4 0
0 .0
0 .2
0 .4
0 .6
0 .8
1 .0
N 2 % -T iO 2 (B u tó x id o T itân io )
N 2 % -T iO 2 ( Is o p ro p ó x id o T itâ n io )N 0 ,5 -T iO 2 (Im p reg nad o U re ia )
B ra n c o P 2 5 B ra n c o P C 5 0 0
R A D -O N
C IP R O F L O X A C IN A / N -T iO 2
t (m in )
C/C
0
-1 0 0 1 0 2 0 3 0 4 0
0 .0
0 .2
0 .4
0 .6
0 .8
1 .0
N 2 % -T iO 2 (B u tó x id o T itân io )
N 2 % -T iO 2 ( Is o p ro p ó x id o T itâ n io )N 0 ,5 -T iO 2 (Im p reg nad o U re ia )
B ra n c o P 2 5 B ra n c o P C 5 0 0
R A D -O N
L O M E F L O X A C IN A / N -T iO 2
t (m in )
C/C
0
-1 0 0 1 0 2 0 3 0 4 0
0 .0
0 .2
0 .4
0 .6
0 .8
1 .0
N 2 % -T iO 2 (B u tó x id o T itân io )
N 2 % -T iO 2 ( Is o p ro p ó x id o T itâ n io )N 0 ,5 -T iO 2 (Im p reg nad o U re ia )
B ra n c o P 2 5 B ra n c o P C 5 0 0
R A D -O N
O F L O X A C IN A / N -T iO 2
(A)
(B)
(C)
92
Figura 31 -Variação da concentração do catalisador por UV-A N-TiO2: (A) CIP, (B) LOM e
(C) OFL: ST = 1 mg L-1 FQ. Variação da concentração do MIX de antimicrobianos por UV-A
N-TiO2: (D) CIP, (E) LOM e (F) OFL: N- TiO2 = 100 mg L-1
t (m in )
C/C
0
0 2 0 4 0
0 .0
0 .2
0 .4
0 .6
0 .8
1 .0
A M 0 3 - 2 5m g T iO 2 A M 0 3 - 5 0 m g T iO 2
A M 0 4 - 2 5m g T iO 2
R A D -O N
A M 0 4 - 5 0m g T iO 2
C IP R O F L O X A C IN A
t (m in )
C/C
0
0 2 0 4 0
0 .0
0 .2
0 .4
0 .6
0 .8
1 .0
A M 0 3 - 25 g F Q A M 0 3 - 4 0 0 u g F Q
A M 0 4 - 400 g F Q
R A D -O N
A M 0 4 - 100 g F Q
A M 0 3 - 100 g F Q
A M 0 4 - 25 g F Q
C IP R O F L O X A C IN A
t (m in )
C/C
0
-1 0 0 1 0 2 0 3 0 4 0
0 .0
0 .2
0 .4
0 .6
0 .8
1 .0
A M 0 3 - 2 5m g T iO 2A M 0 3 - 5 0 m g T iO 2
A M 0 4 - 2 5m g T iO 2 A M 0 4 - 5 0m g T iO 2
R A D -O N
L O M E F L O X A C IN A
t (m in )
C/C
0
-1 0 0 1 0 2 0 3 0 4 0
0 .0
0 .2
0 .4
0 .6
0 .8
1 .0
A M 0 3 - 25 g F Q A M 03- 400 g F Q
A M 0 4 - 25 g F Q A M 0 4 - 400 g F Q
A M 0 3 - 100 g F Q
A M 0 4 - 100 g F Q
R A D -O N
L O M E F L O X A C IN A
t (m in )
C/C
0
-1 0 0 1 0 2 0 3 0 4 0
0 .0
0 .2
0 .4
0 .6
0 .8
1 .0
A M 0 3 - 2 5m g T iO 2 A M 0 3 - 5 0 m g T iO 2
A M 0 4 - 2 5m g T iO 2 A M 0 4 - 5 0m g T iO 2
R A D -O N
O F L O X A C IN A
t (m in )
C/C
0
-1 0 0 1 0 2 0 3 0 4 0
0 .0
0 .2
0 .4
0 .6
0 .8
1 .0
A M 0 3 - 25 g F Q A M 0 3 - 400 g F Q
A M 04 - 25 g F Q A M 04 - 4 00 g F Q
A M 0 3 - 100 g F Q
A M 0 4 - 100 g F Q
R A D -O N
O F L O X A C IN A
(A) (D)
(B) (E)
(C) (F)
93
5.6. Atividade Antimicrobiana Residual
Para os ensaios de atividade antimicrobiana foram observadas as curvas de dose
respostas das amostras tratadas e não tratadas (t = 0 e controle), sendo a atividade quantificada
em termos de inibição do crescimento. Micro-organismos Gram-positivos (B. subtilis) e Gram-
negativos (E. coli) foram expostos às amostras do processo fotocatalítico contendo o MIX de
FQ e diluídas em série e os valores de CE50 foram calculados a partir das curvas dose-resposta.
A medida que a atividade antimicrobiana diminuía, foi necessária uma menor diluição das
soluções para se obter uma inibição de crescimento de 50% (CE50).
5.6.1. CE50 Padrão das Fluoroquinolonas
O CE50 do padrão das FQ (CIP, LOM e OFL) nas culturas de E. coli e B. subtilis, foi
determinado pela exposição das FQ às bactérias Gram-positivas (B. subtilis) e Gram-negativas
(E. coli) em 8h, conforme mostrado na Figura 32.
Figura 32. Determinação do CE50 dos padrões de fluoroquinolonas: ciprofloxacina,
lomefloxacina e ofloxacina
-1 .5 -1 .0 -0 .5 0 .0
0
5 0
1 0 0
L o g [F lu o ro q u in o lo n a s ]
I (I
nib
içã
o d
e C
re
sc
ime
nto
, %
)
C IP
E.
co
li
O F L
L O M
C E 5 0
-2 .0 -1 .5 -1 .0 -0 .5 0 .0
0
5 0
1 0 0
L o g [F lu o ro q u in o lo n a s ]
I (I
nib
içã
o d
e C
re
sc
ime
nto
, %
)
C IP
B.s
ub
tili
s
O F L
L O M
C E 5 0
Em relação aos estudos com E. coli, foi observado os seguintes CE50: 7,88μg L-1 para
CIP, 7,96μg L-1 para LOM e 8,90μg L-1 para OFL. Estudos relacionados a inibição de
crescimento de E. coli demostram que a concentração de 1 a
94
10 μg L-1 de FQ são capazes de inibir o crescimento microbiano (HE et al., 2014). Portanto,
quando comparado com outros estudos presentes na literatura que também avaliaram a
atividade antimicrobiana da E. coli exposta a soluções contendo FQ como gatifloxacina:
3,60 μg L-1 (CAIANELO et al., 2016), lomefloxacina: 10,05 μg L-1 (De OLIVEIRA et al.,
2015), ofloxacina: 8,22 μg L-1 (PERES et al. 2014). RODRIGUES-SILVA et al., (2013)
avaliaram o CE50 da flumequina, onde concluíram que 146,5 μg L-1 é a concentração necessária
dessa FQ para inibir o crescimento de 50% da concentração de bactéria presente (1 x 106 UFC
de E. coli). Desse modo, a CIP, LOM e OFL apresentaram atividade antimicrobiana contra essa
bactéria aproximadamente 17 vezes maior que a flumequina. Além disso, é importante destacar
que os resultados de CE50 obtidos para a CIP, LOM e OFL estão de acordo com os resultados
previamente publicados na literatura.
Já para a bactéria B. subtilis os CE50 foram os seguintes: 5,64 μg L-1 para CIP, 6,92 μg
L-1 para LOM e 10,91 μg L-1 para OFL. Caianelo et al., (2016) também avaliaram a atividade
antimicrobiana da gatifloxacina utilizando a bactéria B. subtilis e observaram um CE50 de 1,1
μg L-1. É importante enfatizar que são escassos os trabalhos que avaliam a atividade
antimicrobiana de FQ utilizando a bactéria Gram-positiva.
A mudança nos valores de CE50 das amostras submetidas ao processo de degradação foi
avaliada por meio do cálculo dos valores de PEQ conforme mostrado na Tabela 12. O potencial
equivalente (PEQ) representam valores da correlação entre o fator de diluição necessário para
alcançar o CE50 da solução não tratada (DFCE50 solução tratada) e a diluição necessária para alcançar
a inibição de crescimento de 50% de uma amostra submetida a um processo de degradação
(DFCE50 solução tratada) (PEQ = DFCE50 solução tratada/ DFCE50 solução controle).
Tabela 12- Redução da atividade antimicrobiana das amostras (%) submetidas ao processo de
fotocatálise.
E. coli B. subtilis
P25 (mg L-1) PC500 (mg L-1) P25 (mg L-1) PC500 (mg L-1)
t (min) 25 50 100 25 50 100 25 50 100 25 50 100
0 03,94 03,10 03,66 5,12 4,94 03,57 04,85 02,53 01,67 02,44 06,28 01,38
17 45,36 61,17 63,37 71,66 77,43 87,23 42,92 59,07 71,08 20,57 26,04 38,23
50 81,36 89,15 90,94 82,08 84,62 88,50 50,62 73,03 82,38 32,71 44,90 72,21
100 92,03 92,88 93,54 90,23 85,77 91,96 59,10 81,83 85,03 48,32 76,07 89,14
120 92,87 93,44 98,89 92,14 92,93 93,57 63,86 83,68 88,12 66,97 82,53 96,16
95
Conforme observado na Tabela 12, a atividade antimicrobiana das soluções submetidas
ao processo fotocatalítico diminuiu ao longo do tempo de reação. A diminuição da atividade
antimicrobiana da solução está relacionada com a degradação das FQ presentes na mistura
submetida a degradação (Figura 19). Como apresentado na Figura 33 (TiO2 P25) e 34 (TiO2
PC500), a medida que a atividade antimicrobiana diminuiu as curvas de dose-resposta
deslocaram-se na direção a log de diluição igual a zero. Nenhuma atividade antimicrobiana foi
observada quando a reação foi realizada com UV-A/P25 (100 mg L-1 TiO2).
Os resultados apresentados na Figura 34 mostram que a suspensão com 50 mg L-1 de
PC500 proporcionou a melhor degradação das FQ, sendo necessário 2 vezes mais carga do P25
para atingir uma eficiência de degradação semelhante. A utilização de 50 mg L-1 de PC500
proporcionou uma degradação quase que completa das FQ após 120 min de irradiação. No
entanto, a remoção quase total da atividade antimicrobiana só foi alcançada nas reações com
100 mg L-1 de PC500 (Figura 34 C e F), com valores de remoção de 93 e 97% para as bactérias
B. subtilis e E. coli, respectivamente. O uso de 100 mg L-1 P25 diminuiu a atividade
antimicrobiana das soluções em um tempo de reação mais curto (Figura 33 C e F), em
comparação com as reações realizadas com 100 mg L-1 de PC500 (Figura 34 C e F). É provável
que os produtos de degradação gerados pelas reações fotocatalíticas com PC500 possua os sítios
ativos responsáveis pela atividade antimicrobiana. A remoção da atividade antimicrobiana foi
mais lenta para as reações com PC500 do que com P25 (Figura 34 e 33, respectivamente).
Utilizando o catalisador P25, os sítios ligantes das moléculas das FQ provavelmente foram
removidos, resultando na diminuição da atividade antimicrobiana.
96
Figura 33. Atividade antimicrobiana residual das soluções de FQ submetidas UV/TiO2: (A) 25
mg L-1 P25 E. coli, (B) 50 mg L-1 P25 E. coli, (C) 100 mg L-1 P25 E.coli, (D) 25 mg L-1 P25 B.
subtilis, (E) 50 mg L-1 P25 B. subtilis e (E) 100 mg L-1 P25 B. subtilis
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(A) (D)
(B) (E)
(C) (F)
97
Figura 34. Atividade antimicrobiana residual das soluções de FQ submetidas ao processo
UV/TiO2: (A) 25 mg L-1 PC500 E. coli, (B) 50 mg L-1 PC500 E. coli, (C) 100 mg L-1 PC500
E.coli, (D) 25 mg L-1 PC500 B. subtilis, (E) 50 mg L-1 PC500 B. subtilis e (E) 100 mg L-1 PC500
B. subtilis
-1 .5 -1 .0 -0 .5 0 .0
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U V A /P C 5 0 0 (1 0 0 m g L- 1
)
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t = 1 7 m in
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U V A /P C 5 0 0 (1 0 0 m g L- 1
)
(A) (D)
(B) (E)
(C) (F)
98
5.6.2. Atividade Antimicrobiana Residual do Processo
Fotocatalítico com N-TiO2
A mudança nos valores de CE50 das amostras submetidas ao processo de degradação
com as amostras sintetizadas (N-TiO2) foram avaliadas por meio do cálculo dos valores de PEQ
conforme mostrado na Tabela 13.
Tabela 13 - Redução da atividade antimicrobiana das amostras (%) submetidas ao processo
fotocatalítico com N-TiO2
E. coli B. subtilis
AM03 (mg L-1) AM04 (mg L-1) AM03 (mg L-1) AM04 (mg L-1)
t (min) 25 50 100 25 50 100 25 50 100 25 50 100
0 08,93 10,30 11,89 04,58 15,82 04,94 11,97 14,16 14,97 09,42 12,51 08,51
10 15,82 67,66 77,20 86,28 80,41 91,63 42,00 46,52 53,79 26,04 46,78 43,34
20 72,38 87,42 91,41 87,87 85,64 93,72 60,95 68,08 76,04 58,49 76,70 81,35
40 85,37 93,28 95,03 89,27 93,75 95,81 76,53 82,33 90,37 75,14 80,69 88,79
O perfil apresentado para remoção da atividade antimicrobiana com as amostras
submetidas a degradação fotocatalítica com N-TiO2 apresentaram comportamentos similares
com as amostras utilizando o TiO2 comercial (P25 e PC500) conforme apresentado na Tabela
12.
Avaliando os resultados para E. coli, ao longo do processo fotocatalítico com as
amostras AM03 e AM04, observou-se uma diminuição da atividade antimicrobiana conforme
o aumentado da carga do N-TiO2 na suspensão, essa diminuição da AAM está diretamente
relacionada a degradação da mistura de FQ como apresentado na Figura 35. Pode-se observar
que a redução da atividade antimicrobiana aplicando uma carga de 25 e 50 mg L-1 de N-TiO2
começa a apresentar resultados superiores a 50% de remoção após 20 min de degradação, sendo
que, a suspensão com 100 mg L-1 de N-TiO2 em 10 min de reação, foi possível observar uma
redução da atividade antimicrobiana ≥ 80% para a amostra AM04 e
≥ 70% para a amostra AM03. Ou seja, maior carga de catalisador, mais rápida a degradação do
fármaco e remoção da atividade antimicrobiana.
99
Já para B. subtilis, as curvas de dose-resposta são apresentadas na Figura 36. Observa-
se que ambas as amostras (ou seja, amostra AM03 e AM04) apresentam comportamentos
similares na remoção da atividade antimicrobiana. O uso de 100 mg L-1 de N-TiO2
proporcionou uma redução de 88% da atividade antimicrobiana das soluções após 40 min de
reação.
Foi observado, quando empregado uma carga de catalisador entre 25 e 50 mg L-1 (AM03
e AM04) uma remoção menor da atividade antimicrobiana para a bactéria E.coli do que para a
bactéria B. subtilis, mesmo após longos períodos de reação (40 min). Quando empregado uma
carga mais elevada (100 mg L-1) foi observado uma redução de 90% da AAM para ambas as
bactérias utilizadas (Figura 35 e 36 C e F, respectivamente).
100
Figura 35 - Atividade antimicrobiana residual das soluções de FQ submetidas ao processo de
degradação solar com E. coli: (A) AM03 (sol-gel empregando butóxido de titânio) 25 mg L-1,
(B) AM03 50 mg L-1, (C) AM03 100 mg L-1, (D) AM04 (P25 impregnado com ureia)
25 mg L-1, (E) AM04 50 mg L-1e (E) AM04 100 mg L-1
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(A) (D)
(B) (E)
(C) (F)
101
Figura 36 -Atividade antimicrobiana residual das soluções de FQ submetidas ao processo de
degradação solar com B. subtilis: (A) AM03 25 mg L-1, (B) AM03 50 mg L-1, (C) AM03
100 mg L-1i, (D) AM04 25 mg L-1, (E) AM04 50 mg L-1e (E) AM04 100 mg L-1
(A) (D)
(B) (E)
(C) (F)
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102
5.7. Monitoramento dos Produtos de Degradação
Os produtos de degradação foram investigados nas amostras submetidas a degradação
por fotocatálise. Na primeira etapa foram identificados os produtos de degradação para cada
fluoroquinolona e na segunda etapa os produtos de degradação da mistura das FQ. Para isso,
foram preparadas soluções individuais de cada poluente na concentração de 2 mg L-1 para CIP,
LOM e OFL e também uma mistura de CIP, LOM e OFL sob as mesmas condições. Empregou-
se 100 mg L-1 de catalisador e radiação UVA, por fim foram coletadas amostras nos tempos de
reação: -10, 15, 30, 60 e 80 min e injetadas no MS por infusão direta. As m/z identificadas foram
comparadas aos estudos prévios já publicados na literatura (YAHYA et al., 2014; HUBCKA et
al., 2013; LIU et al., 2012; PAUL et al., 2010 e CALZA et al., 2008). Visto a não identificação
de produtos de degradação diferentes daqueles já reportados na literatura, um estudo de
monitoramento das m/z identificadas foi realizado em uma segunda etapa.
Utilizando a técnica de espectrometria de massas por infusão direta, foram observados
diferentes sinais nos cromatogramas das amostras submetidas ao processo de degradação
fotocatalítica conforme apresentado nas Figuras 37, 38 e 39.
103
Figura 37 - Espectro de massas obtido para as amostras submetidas a degradação fotocatalítica
para ciprofloxacina
CIP_t_0 min
CIP_t_15 min
CIP_t_30 min
CIP_t_60 min
CIP_t_80 min
104
Figura 38 - Espectro de massas obtido para as amostras submetidas a degradação fotocatalítica
para lomefloxacina
LOM_t_15 min
LOM_t_0 min
LOM_t_30 min
LOM_t_60 min
LOM_t_80 min
105
Figura 39 - Espectro de massas obtido para as amostras submetidas a degradação fotocatalítica
para ofloxacina.
OFL_t_0 min
OFL_t_15 min
OFL_t_30 min
OFL_t_60 min
OFL_t_80 min
106
Na Tabela 14, são descritas algumas estruturas das quais foram monitoradas nos
espectros de massa e comparadas com as identificadas na literatura especializada.
Tabela 14 – Estrutura dos subprodutos da fotodegradação de CIP, LOM e OFL [M=H+]
CIPROFLOXACINA
ESI (+) MS m/z
Identificada
Estrutura proposta pela referência Referência
305
PAUL et al., 2010,
PRIETO et al., 2011,
LIU et al., 2012, AN et
al., 2010
362
PAUL et al., 2010,
PRIETO et al., 2011,
LIU et al., 2012, AN et
al., 2010, YAHYA et al.,
2014
LOMEFLOXACINA
ESI (+) MS/MS m/z
Identificada
Estrutura Proposta Referência
301
LIU et al., 2012
363
HUBCKA et al., 2013
OFLOXACINA
ESI (+) MS m/z Estrutura Proposta pela referência Referência
107
Identificada
249
CALZA et al., 2008,
HUBCKA et al., 2013
348
HUBCKA et al., 2013
Conforme estudos relatados na literatura por diversos autores, é possível observar que
as fluoroquinolonas apresentam características susceptíveis a transformações fotoquímicas pela
exposição à radiação ultravioleta (UV) (ALBINI e MONTI, 2003; SUNDERLAND et al. 2001),
evidenciando que tais processos podem diminuir a atividade antimicrobiana das soluções.
Segundo estudo realizado por PAUL et al., (2010), acredita-se que o núcleo da estrutura
das fluoroquinolonas é responsável pela ligação do fármaco ao DNA das bactérias. Portanto,
quando alguma FQ sofre algum tipo de processo de degradação, espera-se que a atividade do
fármaco se reduza. Os resultados obtidos no presente estudo estão de acordo com os
apresentados por PAUL et al., (2010) pois estes demonstram que houve uma diminuição
significativa (superior a 90%) da atividade antimicrobiana das soluções de ciprofloxacina
submetidas à fotocatálise heterogênea. Alguns estudos apontam que as principais reações
fotocatalíticas que ocorrem com as fluoroquinolonas são a perda do flúor seguido pelo grupo
carboxila (HAPESHI et al., 2013; SIRTOTI et al., 2009; CALZA et al., 2008). VASQUEZ et
al., (2013) afirma que para a ofloxacina, em reações fotocatalíticas, a geração dos subprodutos
acontece pela perda do anel piperazínico, ouse já, a eliminação do grupo carboxila – COOH.
É possível propor, após o monitoramento que todos os produtos identificados e
reportados nesse trabalho apresentaram perda de sitos ativos da molécula. Provavelmente esses
produtos apresentam atividade antimicrobiana inferior a molécula original.
108
6. CONCLUSÕES
O método SPE on-line acoplado a um UHPLC-MS/MS foi validado e mostrou ser
adequado para monitorar a degradação fotocatalítica das FQ.
A degradação da LOM e OFL por fotólise foi semelhante para ambas as fontes de
radiação UV testadas. Foi observado que a lâmpada UV-A necessita de menos energia para
atingir o máximo de degradação. A LOM foi mais suscetível à fotodegradação do que a CIP e
a OFL.
Quando comparado a fotólise, o processo UV-A/TiO2 foi mais eficiente para a
degradação das três FQ. Mais de 94% das FQ foi degradada utilizando 100 mg L-1 de TiO2 em
100 min de irradiação. Foi observado um ganho na degradação do PC500 quando comparado
com o P25 devido ao fato de que para o P25 era necessário o dobro da carga do PC500. No
entanto, o catalisador P25 foi mais eficaz na redução da atividade antimicrobiana da solução,
em comparação com o catalisador 100% anatase (PC500). A degradação das FQ foi
acompanhada pela diminuição da atividade biológica das soluções quando utilizados micro-
organismos Gram-positivos (B. subtilis) e Gram-negativos (E. coli).
Os ensaios fotocatalíticos com saturação de oxigênio dissolvido, ou seja 8,0 mg L-1,
apresentaram uma degradação superior do que quando empregado 1,3 mg L-1. Ensaios na
ausência de oxigênio reduziram a eficácia do processo.
Variando a composição da matriz aquosa, em que foram realizados os ensaios de
degradação fotocatalítica das FQ, observou-se a influência dos sais presentes, os quais atuaram
como sequestradores de radicais hidroxila afetando a eficiência do processo.
Dentre os três processos utilizados para o preparo do catalisador sintetizado N-TiO2, a
impregnação com ureia se demonstrou ser mais eficaz, devido ao maior deslocamento da banda
de absorção para o visível, logo, quando submetido ao processo fotocatalítico utilizando a luz
solar apresentou degradação superior a 90% das FQ e a remoção da atividade antimicrobiana
das soluções foi > 80%.
Finalmente, pode-se concluir que o processo fotocatalítico proporcionou uma remoção
eficiente (≥ 80%) das FQ em todas as matrizes analisadas. A técnica pode ser considerada
adequada para o tratamento de águas que contenham esta classe de agentes antimicrobianos,
pois reduz as concentrações do poluente e elimina a atividade antimicrobiana.
109
7. REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS
ALDER, A. C.; MCARDELL, C. S.; GOLET, E. M.; IBRIC, S.; MOLNAR, E.; MIPALES, N.
S.; GIGER, W. Occurrence and fate of fluoroquinolone, macrolide, and sulfonamide
antibiotics during wastewater treatment and in ambient waters in Switzerland. ACS
Symposium Series v. 791, n. Pharmaceuticals and Personal Care Products in the
Environment, p. 56–69 , 2001.
ALMEIDA, E; ASSALIN, M. R.; ROSA, M. A. Trataento de Efluentes Industriais por
Processos Oxidativos Avançados na Presença de Ozônio. Química Nova. v. 27, n. 5, p.
818–824 , 2004.
AMORIM, C. L.; MAIA, A. S.; MESQUITA, R. B. R.; RANGEL, A. O. S. S.; VAN
LOODRECHT, M. C. M.; TIRITAN, M. E.; CASTRO, P. M. L. Performance of aerobic
granular sludge in a sequencing batch bioreactor exposed to ofloxacin, norfloxacin and
ciprofloxacin. Water Research v. 50, p. 101–113 , 2014.
AMPARO, M. R. Desenvolvimento e validação de métodos SPE-LC-MS e MEPS-LC-MS para
quantificação de fluoroquinolonas em matrizes aquosas. Instituto de Química de São
Carlos - IQSC/USP, 2013.
ANVISA - Agência Nacional de Vigilância Sanitária. Fármacos Utilzados em Infecções, 2015.
AQUINO, S. F.; BRANDT, E. M. F.; CHERCICHARO, C. A. L. Remoção de Fármacos e
Desreguladores Endócrinos em Estação de Tratamento de Esgoto: Revisão da
Literatura. Engenharia Sanitária Ambiental. v.18, p.187 - 204, 2013.
ARAUJO, A. L. P; COSSICH, E. S; TAVARES, C. R. G. Remoção de DQO de Efluente de
Indústria de Celulose e Papel empregando Reagente Fenton. Scientia Plena. v. 5, n. 1,
p. 1–9 , 2009.
AUFARTOVÁ, J.; BRABCOVÁ, I.; TORRES-PADRÓNA, M. E.; SOLICHB, P.; SOSA-
FERRERAA, Z.; SANTANA-RODRÍGUEZA, J. J. Determination of fluoroquinolones
in fishes using microwave-assisted extraction combined with ultra-high performance
liquid chromatography and fluorescence detection. Journal of Food Composition and
Analysis. v. 56, p. 140–146, 2017.
110
BABIC, S.; PERIŠA, M.; ŠKORIC, I. Photolytic Degradation of Norfloxacin , Enrofloxacin and
Ciprofloxacin in Various Aqueous Media. Chemosphere, v. 91, p. 1635–1642 , 2013.
BARAKAT, M. A. & KUMAR, R. Photocatalytic Activity Enhancement of Titanium Dioxide
Nanoparticles Degradation of Pollutants in Wastewater. Springer Briefs in Molecular
Science, 2016.
BERANEK, Radim et al. Exploring the electronic structure of nitrogen-modified TiO2 photocatalysts
through photocurrent and surface photovoltage studies. Chemical Physics v. 339, n. 1–3, p.
11–19 , 2007.
BERNABEU, A. et al. Solar photocatalysis as a tertiary treatment to remove emerging pollutants from
wastewater treatment plant effluents. Catalysis Today v. 161, n. 1, p. 235–240 , 2011.
Disponível em: <http://dx.doi.org/10.1016/j.cattod.2010.09.025>.0920-5861.
BHATIA, Vibhu; RAY, Ajay K.; DHIR, Amit. Enhanced photocatalytic degradation of ofloxacin by
co-doped titanium dioxide under solar irradiation. Separation and Purification Technology
v. 161, p. 1–7 , 2016. Disponível em: <http://dx.doi.org/10.1016/j.seppur.2016.01.028>.
BILAL, Muhammad et al. International Journal of Biological Macromolecules Chitosan beads
immobilized manganese peroxidase catalytic potential for detoxification and decolorization of
textile effluent. International Journal of Biological Macromolecules v. 89, p. 181–189 ,
2016. Disponível em: <http://dx.doi.org/10.1016/j.ijbiomac.2016.04.075>.
BOECKEL, T. P. V.; GANDRA, S.; ASHOK, A.; CAUDRON, Q.; GRENFELL, B. T.; LEVIN, A.
S.; LAXMINARAYAN, R. Global antibiotic consumption 2000 to 2010: an analysis of national
pharmaceutical sales data, 2014.
BUDIMAN, Pretty Mori; WU, Ta Yeong. Ultrasonication pre-treatment of combined effluents from
palm oil, pulp and paper mills for improving photofermentative biohydrogen production.
Energy Conversion and Management v. 119, p. 142–150 , 2016. Disponível em:
<http://dx.doi.org/10.1016/j.enconman.2016.03.060>.
BYZYNSKI, Gabriela; RIBEIRO, Caue; LONGO, Elson. Blue to Yellow Photoluminescence
Emission and Photocatalytic Activity of Nitrogen Doping in TiO2 Powders. International
Journal of Photoenergy v. 2015 , 2015.
CAIANELO, Marlon et al. Antimicrobial activity against Gram-positive and Gram-negative bacteria
during gatifloxacin degradation by hydroxyl radicals. Environmental Science and Pollution
Research , 2016. Disponível em: <http://dx.doi.org/10.1007/s11356-016-6972-y>.
111
CALZA, P.; MEDANA, C.; CARBONE, F.; GIANCOTTI, V.; BAIOCCHI, C. Characterization of
intermediate compounds formed upon photoinduced degradation of quinolones by high-
performance liquid chromatography/ high-resolution multiple-stage mass spectrometry. Rapid
communications in mass spectrometr. v. 22, p.1533–1552, 2008.
COLLIGNON, P.; POWERS, J. H.; CHILLER, T. M.; AIDARA-KANE, A.; AARESTRUP, F. M.
World Health Organization ranking of antimicrobials according to their importance in human
medicine: A critical step for developing risk management strategies for the use of antimicrobials
in food production animals. Clinical infectious diseases : an official publication of the
Infectious Diseases Society of America v. 49, n. 1, p. 132–41 , 2009.
COSTA, A. C. F. M. A.; VILAR, M. A.; LIRA, H. L.; KIMINAMI, R. H. G. A.; GAMA, L. Synthesis
and characterization of TiO2 nanoparticles. Cerâmica. v. 52, p. 255-259, 2006.
ChemSpider – Search and Share Chemistry. Fluoroquinolones, 2016. Disponível em:
http://www.chemspider.com/Chemical-Structure.2662.html?rid=9d60e27a-4de4-4058-9a9f-
8381909e2c5b>.
CHEVREMONT, A. C. et al. Effect of coupled UV-A and UV-C LEDs on both microbiological and
chemical pollution of urban wastewaters. Science of the Total Environment v. 426, p. 304–
310 , 2012. Disponível em: <http://dx.doi.org/10.1016/j.scitotenv.2012.03.043>.1879-1026
(Electronic)r0048-9697 (Linking).
CHOI, Y. I.; LEE, S.; KIM, S. K.; KIM, Y. I.; CHO, D. W.; KHAN, M. M.; SOHN, Y. Fabrication of
ZnO, ZnS, Ag-ZnS, and Au-ZnS microspheres for photocatalytic activities, CO oxidation and
2-hydroxyterephthalic acid synthesis. Journal of Alloys and Compounds, v. 675, p. 46-57,
2016.
COLLIGNON, Peter et al. World Health Organization ranking of antimicrobials according to their
importance in human medicine: A critical step for developing risk management strategies for
the use of antimicrobials in food production animals. Clinical infectious diseases : an official
publication of the Infectious Diseases Society of America v. 49, n. 1, p. 132–41 , 2009.
Disponível em: <http://www.ncbi.nlm.nih.gov/pubmed/19489713>.1058-4838.
DAWSON, Margaret; SOARES, Gabriela Byzynski; RIBEIRO, Caue. Influence of calcination
parameters on the synthesis of N-doped TiO 2 by the polymeric precursors method. Journal of
Solid State Chemistry v. 215, p. 211–218 , 2014.0022-4596.
112
FERREIRA, F; RODRIGUES-SILVA, Caio; RATH, Susanne. On-line solid-phase extraction-ultra
high performance liquid chromatography-tandem mass spectrometry for the determination of
avermectins and milbemycin in soils. Journal of Chromatography A v. 1471, p. 118–125 ,
2016. Disponível em: <http://linkinghub.elsevier.com/retrieve/pii/S0021967316313528>.
DODD, Michael C.; KOHLER, Hans Peter E; GUNTEN, Urs Von. Oxidation of antibacterial
compounds by ozone and hydroxyl radical: Elimination of biological activity during aqueous
ozonation processes. Environmental Science and Technology v. 43, n. 7, p. 2498–2504 ,
2009.0013-936X.
DOORSLAER, Xander Van et al. Science of the Total Environment Fluoroquinolone antibiotics : An
emerging class of environmental micropollutants. Science of the Total Environment, The v.
500–501, p. 250–269 , 2014. Disponível em:
<http://dx.doi.org/10.1016/j.scitotenv.2014.08.075>.
DORNE, J. L C M et al. Human and environmental risk assessment of pharmaceuticals: Differences,
similarities, lessons from toxicology. Analytical and Bioanalytical Chemistry v. 387, n. 4, p.
1259–1268 , 2007.1618-2642.
EGERTON, Terry A; PURNAMA, Herry; MATTINSON, John A. Journal of Photochemistry and
Photobiology A : Chemistry The influence of platinum ( II ) on TiO 2 photocatalyzed dye
decolourization by. “Journal of Photochemistry & Photobiology, A: Chemistry” v. 224, n.
1, p. 31–37 , 2011. Disponível em: <http://dx.doi.org/10.1016/j.jphotochem.2011.09.003>.
ERIC M SCHOLAR; WILLIAN B. PRATT. The Antimicrobial Drugs. , 2000.
ESCHER, Beate I. et al. Environmental toxicology and risk assessment of pharmaceuticals from
hospital wastewater. Water Research v. 45, n. 1, p. 75–92 , 2011. Disponível em:
<http://dx.doi.org/10.1016/j.watres.2010.08.019>.1879-2448 (Electronic)r0043-1354
(Linking).
FENT, Karl; WESTON, Anna A; CAMINADA, Daniel. Ecotoxicology of human pharmaceuticals. v.
76, p. 122–159 , 2006.
GINEBREDA, A. et al. Environmental Risk Assessment of Pharmaceuticals in River: relationships
Between Hazen Indexes and Aquatic Macroinvertebrate Diversity Indexes in the Llobregat
River (NE Spain). Environmet International, Ney York, vol.36, pag.153-162, 2009.
113
GONZÁLEZ-PLEITER, Miguel et al. Toxicity of five antibiotics and their mixtures towards
photosynthetic aquatic organisms: Implications for environmental risk assessment. Water
Research v. 47, n. 6, p. 2050–2064 , 2013.0043-1354.
GUO, Hongguang et al. Kinetics and transformation pathways on oxidation of fluoroquinolones with
thermally activated persulfate. CHEMICAL ENGINEERING JOURNAL v. 292, p. 82–91 ,
2016. Disponível em: <http://dx.doi.org/10.1016/j.cej.2016.01.009>.
HAPESHI, Evroula; FOTIOU, Ioulia; FATTA-KASSINOS, Despo. Sonophotocatalytic treatment of
ofloxacin in secondary treated effluent and elucidation of its transformation products.
Chemical Engineering Journal v. 224, n. 1, p. 96–105 , 2013. Disponível em:
<http://dx.doi.org/10.1016/j.cej.2012.11.048>.1385-8947.
HE, Ke; SOARES, Ana Dulce; et al. Detection of a wide variety of human and veterinary
fluoroquinolone antibiotics in municipal wastewater and wastewater-impacted surface water.
Journal of Pharmaceutical and Biomedical Analysis v. 106, p. 136–143 , 2015.
HEWER, T L R et al. Influence of neodymium ions on photocatalytic activity of TiO 2 synthesized by
sol – gel and precipitation methods. Journal of Molecular Catalysis A : Chemical v. 336, p.
58–63 , 2011.
HUBCKA, U.; ZMUDZKI, P.; ZUROMSKA-WITER, B.; ZAJDEL, P.; PAWOLWSKI, M.
Separation and characterization of ciprofloxacin, difloxacin, lomefloxacin, norfloxacin, and
ofloxacin oxidation products under potassium permanganate treatment in acidic medium by
UPLC-MS/MS. Talanta, v. 109, p.91-100, 2013.
IBGE - Instituto Brasileiro de Geografia e Estatística. Produção Pecuária. Indicadores IBGE. , 2016.
KEMPER, Nicole. Veterinary antibiotics in the aquatic and terrestrial environment. v. 8, p. 1–13 ,
2008.
KIMURA, Irene Y. et al. Efeito do ph e do tempo de contato na adsorção de corantes reativos por
microesferas de quitosana. Polímeros v. 9, n. 3, p. 51–57 , 1999. Disponível em:
<http://www.scielo.br/pdf/po/v9n3/6170.pdf>.
KLAMERTH, N et al. Degradation of fifteen emerging contaminants at m g L L 1 initial concentrations
by mild solar photo-Fenton in MWTP effluents. Water Reserarch. v. 44, p. 545–554 , 2010.
KLAUSON, D. et al. Aqueous photocatalytic oxidation of amoxicillin. Catalysis Today v. 151, n. 1–
2, p. 39–45 , 2010.0920-5861.
114
KUMAR, M. A. BARAKAT and R. Photocatalytic Activity Enhancement of Titanium Dioxide
Nanoparticles Degradation of Pollutants in Wastewater. [S.l: s.n.], 2016. 2016 p. 1 v.
.9788578110796.
KÜMMERER, Klaus. Chemosphere Antibiotics in the aquatic environment – A review – Part I.
Chemosphere v. 75, n. 4, p. 417–434 , 2009. Disponível em:
<http://dx.doi.org/10.1016/j.chemosphere.2008.11.086>.
LEAL, Rafael Marques Pereira et al. Occurrence and sorption of fluoroquinolones in poultry litters
and soils from S??o Paulo State, Brazil. Science of the Total Environment v. 432, p. 344–349
, 2012. Disponível em: <http://dx.doi.org/10.1016/j.scitotenv.2012.06.002>.0048-9697.
LEE, J. Y. & JO, W, K. Heterojunction-based two-dimensional N-doped TiO2/WO3composite
architectures for photocatalytic treatment of hazardousorganic vapor. Journal of Hazardous
Materials, v. 314, p. 22-31, 2016.
LI, Yang; NIU, Junfeng; WANG, Wenlong. Photolysis of Enrofloxacin in aqueous systems under
simulated sunlight irradiation: Kinetics, mechanism and toxicity of photolysis products.
Chemosphere v. 85, n. 5, p. 892–897 , 2011. Disponível em:
<http://dx.doi.org/10.1016/j.chemosphere.2011.07.008>.0045-6535.
LIMA, G G C et al. Estudo comparativo da aplicação de nanopartículas de TiO 2 e ZnO na
descoloração fotocatalítica de uma solução de corante empregando radiação UV artificial. v. 1,
p. 22–27 , 2014.
LINUS L. SHEN, LESTER A. MITSCHER, PADAM N. SHARMA, T. J. O’DONNELL DANIEL W.
T. CHU, CURT S. COOPER, Terry Rosen and Andre G. Pernet. Mechanism of Inhibition of
DNA Gyrase by Quinolone Antibacterials: A Cooperative Drug-DNA Binding Model.
Biochemistry v. 28, p. 3886–3894 , 1989.
LIU, Chen; KORSHIN, Gregory V; JIANG, Wenju. Spectroscopic study of degradation products of
ciprofloxacin , norfloxacin and lomefloxacin formed in ozonated wastewater. n. July , 2012.
LIU, Pengxiao et al. Removal of trace antibiotics from wastewater: A systematic study of nanofiltration
combined with ozone-based advanced oxidation processes. Chemical Engineering Journal v.
240, p. 211–220 , 2014.1385-8947.
115
LIU, Yang et al. Electrochimica Acta Electrochemical Doping Induced In Situ Homo-species for
Enhanced Photoelectrochemical Performance on WO 3 Nanoparticles Film Photoelectrodes.
Electrochimica Acta v. 210, p. 251–260 , 2016. Disponível em:
<http://dx.doi.org/10.1016/j.electacta.2016.05.165>.
LOCATELLI, Marco Antonio F.; SODRE, Fernando F.; JARDIM, Wilson F. Determination of
Antibiotics in Brazilian Surface Waters Using Liquid Chromatography – Electrospray Tandem
Mass Spectrometry. arch environ contam toxicol v. 60, p. 385–393 , 2011.
LOW, Wasu; BOONAMNUAYVITAYA, Virote. A study of photocatalytic graphene-TiO2 synthesis
via peroxo titanic acid refluxed sol. Materials Research Bulletin v. 48, n. 8, p. 2809–2816 ,
2013.0025-5408.
M.I. VASQUEZ, M. GARCIA-KÄUFER, E. HAPESHI, J. MENZ, K. KOSTARELOS, D. FATTA-
KASSINOS, K. Kümmerer. Chronic ecotoxic effects to Pseudomonas putida and Vibrio
fischeri , and cytostatic and genotoxic effects to the hepatoma cell line ( HepG2 ) of ofloxacin
photo ( cata ) lytically treated ... v. 450–451, n. July, p. 356–365 , 2013.
MACKAY, Allison A; VASUDEVAN, Dharni. Polyfunctional Ionogenic Compound Sorption:
Challenges and New Approaches To Advance Predictive Models. n. Figure 1 , 2012.
MALATO, S. et al. Decontamination and disinfection of water by solar photocatalysis: Recent
overview and trends. Catalysis Today v. 147, n. 1, p. 1–59 , 2009.0920-5861.
MAPA, Ministério da Agricultura, Pecuária e Abastecimento. Exportação brasileira. 2015.
Disponível em: < http://www.agricultura.gov.br/animal/exportacao >
MARQUES, Rafael et al. Science of the Total Environment Occurrence and sorption of fl
uoroquinolones in poultry litters and soils from São Paulo State , Brazil. v. 432, p. 344–349 ,
2012.
MICHAEL, I et al. Science of the Total Environment Light-induced catalytic transformation of o fl
oxacin by solar Fenton in various water matrices at a pilot plant : Mineralization and
characterization of major intermediate products. v. 462, p. 39–48 , 2013.
MONTEIRO, Ricardo A R; MIRANDA, Sandra M; VILAR, Vítor J P; LUISA, M; et al. Applied
Catalysis B : Environmental N-modified TiO2 photocatalytic activity towards diphenhydramine
degradation and Escherichia coli inactivation in aqueous solutions. Applied Catalysis B:
Environmental v. 162, p. 66–74 , 2015.
116
MOREIRA, Francisca C. et al. Degradation of the antibiotic trimethoprim by electrochemical
advanced oxidation processes using a carbon-PTFE air-diffusion cathode and a boron-doped
diamond or platinum anode. Applied Catalysis B: Environmental v. 160–161, n. 1, p. 492–
505 , 2014. Disponível em: <http://dx.doi.org/10.1016/j.apcatb.2014.05.052>.
NOGUEIRA, Raquel F P; JARDIM, Wilson F. A fotocat??lise heterog??nea e sua aplica????o
ambiental. Quimica Nova v. 21, n. 1, p. 69–72 , 1998.0100-4042.
NU, Vi et al. Photocatalytic reduction of selenium ions using different TiO 2 photocatalysts. v. 60, p.
5759–5769 , 2005.
OLIVEIRA, Amanda M D De; MANIERO, Milena G; GUIMARÃES, José R. Lomefloxacin
Degradation : Antimicrobial Activity , Toxicity and Byproducts. Journal of Advanced
Oxidation Technology v. 18, n. 2, p. 211–220 , 2015.
OWENS, Robert C; AMBROSE, Paul G. CLINICAL USE OF THE FLUOROQUINOLONES. v. 84,
n. 6, p. 1447–1469 , 2000.
PASTRANA-MARTÍNEZ, Luisa M et al. Applied Catalysis B : Environmental Advanced
nanostructured photocatalysts based on reduced graphene oxide – TiO 2 composites for
degradation of diphenhydramine pharmaceutical and methyl orange dye. “Applied Catalysis
B, Environmental” v. 123–124, p. 241–256 , 2012. Disponível em:
<http://dx.doi.org/10.1016/j.apcatb.2012.04.045>.
PAUL, Tias; DODD, Michael C.; STRATHMANN, Timothy J. Photolytic and photocatalytic
decomposition of aqueous ciprofloxacin: Transformation products and residual antibacterial
activity. Water Research v. 44, n. 10, p. 3121–3132 , 2010.0043-1354.
PAZ, Diego Silva. Síntese e caracterização do composto tio 2 dopado com nitrogênio e estudo de sua
atividade fotocatalítica sob luz visível e irradiação solar. Universidade Federal de Santa Maria,
2012. 1-91 p.
PERES, M. S.; MANIERO, M. G.; GUIMARÃES, J. R. Photocatalytic degradation of ofloxacin and
evaluation of the residual antimicrobial activity. Photochem. Photobiol. Sci. v. 14, n. 3, p.
556–562 , 2015a. Disponível em: <http://xlink.rsc.org/?DOI=C4PP00256C>.
PERUCHI, Livia Maniero; FOSTIER, Anne Hélène; RATH, Susanne. Chemosphere Sorption of
norfloxacin in soils : Analytical method , kinetics and Freundlich isotherms.
CHEMOSPHERE v. 119, p. 310–317 , 2015. Disponível em:
<http://dx.doi.org/10.1016/j.chemosphere.2014.06.008>.
117
PRIETO, Ailette et al. Degradation of the antibiotics norfloxacin and ciprofloxacin by a white-rot
fungus and identification of degradation products. Bioresource Technology v. 102, n. 23, p.
10987–10995 , 2011. Disponível em:
<http://dx.doi.org/10.1016/j.biortech.2011.08.055>.0960-8524.
QuintilesIMS, auditoria de mercado farmacêutico Pharmaceutical Market Brazil, base de Set’16.
Unidades são referentes a caixas de medicamentos, e valores ao preço lista (preço máximo de
um medicamento regulado pela CMED), 2016.
RODRIGUES-SILVA, C.; MANIERO, M. G.; RATH, S.; GUIMARÃES, J. R. Degradationos
flumequine by photocatalysis and evolution of antimicrobial activity. Chemical Engineering
Journal, v. 224, p-46-52, 2013.
RODRIGUES-SILVA, C.; MANIERO, M. G.; PERES, M. S.; GUIMARÃES, J. R. Ocorrência e
Degradação de Quinolonas por Processos Oxidativos Avançados. Química Nova, v. 14, n. 1,
p. 1–9. Universidade Estadual de Campinas, Faculdade de Eng. Civil, Arquitetura e Urbanismo
– UNICAMP/FEC, Campinas – SP, 2014.
RODRIGUES-SILVA, C.; MIRANDA, S. M.; LOPES, F. V. S.; SILVA, M.; DEZOTTI, M.; SILVA,
A. M. T.; FARIA, J. L.; BOAVENTURA, R. A. R.; VILAR, V. J. P; PINTO, E. Bacteria and
fungi inactivation by photocatalysis under UVA irradiation: liquid and gas phase. Environ. Sci.
Pollut. Res., 2016.
RODRIGUES-SILVA, Caio et al. Antibacterial Activity Inhibition after the Degradation of
Flumequine by UV / H2O2. Technology v. 14, n. 1, p. 1–9 , 2011.
RUSU, Aura; HANCU, Gabriel; UIVAROS, Valentina. Fluoroquinolone pollution of food , water and
soil , and bacterial resistance. Environmental Chemistry Letters. p. 21–36 , 2015.
SALMA, Alaa et al. Dependence of transformation product formation on pH during photolytic and
photocatalytic degradation of ciprofloxacin. Journal of Hazardous Materials v. 313, p. 49–
59 , 2016. Disponível em: <http://dx.doi.org/10.1016/j.jhazmat.2016.03.010>.
SOARES, G. B.; BRAVIN, A.; VAZ, C. M. P.; RIBEIRO, C. Facile synthesis of N-doped TiO2
nanoparticles by a modified polymeric precursor method and its photocatalytic properties.
Applied Catalysis B: Environmental. v.106, p.287– 294, 2011.
118
SOARES, G. B. Estudos Sobre a Fotodegradação de Poluentes Catalisada por Semicondutores:
Avaliação do Papel do Dopante Nitrogênio na Atividade de TiO2. Universidade Federal de São
Carlos, Centro de Ciências Exatas de Tecnologia – Departamento de Química, Programa de
Pós-Graduação em Química, 2013.
STURINI, Michela et al. Photolytic and photocatalytic degradation of fluoroquinolones in untreated
river water under natural sunlight. Applied Catalysis B: Environmental v. 119–120, p. 32–39
, 2012.0926-3373.
SUN, Song et al. Photocatalytic degradation of gaseous toluene on Fe-TiO 2 under visible light
irradiation: A study on the structure, activity and deactivation mechanism. Applied Surface
Science v. 258, n. 12, p. 5031–5037 , 2012.0169-4332.
TAMBOSI, José Luiz. Remoção de fármacos e avaliação de seus produtos de degradação através de
tecnologias avançadas de tratamento. , 2008.
VAN BOECKEL, Thomas P. et al. Global antibiotic consumption 2000 to 2010: An analysis of
national pharmaceutical sales data. The Lancet Infectious Diseases v. 14, n. 8, p. 742–750 ,
2014. Disponível em: <http://dx.doi.org/10.1016/S1473-3099(14)70780-7>.1474-4457
(Electronic) 1473-3099 (Linking).
VAN DOORSLAER, Xander et al. UV-A and UV-C induced photolytic and photocatalytic
degradation of aqueous ciprofloxacin and moxifloxacin: Reaction kinetics and role of
adsorption. Applied Catalysis B: Environmental v. 101, n. 3–4, p. 540–547 , jan. 2011.
Disponível em: <http://www.sciencedirect.com/science/article/pii/S0926337310004741>.
Acesso em: 18 jan. 2016.
WAMMER, Kristine H. et al. Direct photochemistry of three fluoroquinolone antibacterials:
Norfloxacin, ofloxacin, and enrofloxacin. Water Research v. 47, n. 1, p. 439–448 , 2013.
Disponível em: <http://dx.doi.org/10.1016/j.watres.2012.10.025>.1879-2448.
WANG, Huiqin et al. Applied Surface Science Melamine modified P25 with heating method and
enhanced the photocatalytic activity on degradation of ciprofloxacin. Applied Surface Science
v. 329, p. 17–22 , 2015. Disponível em: <http://dx.doi.org/10.1016/j.apsusc.2014.12.049>.
YAO, Kun et al. Fe 2 O 3 – TiO 2 core – shell nanorod arrays for visible light photocatalytic
applications. Catalysis Today v. 270, p. 51–58 , 2016. Disponível em:
<http://dx.doi.org/10.1016/j.cattod.2015.10.026>.
119
YOUNG IN CHOI, SEUNGWON LEE, SEOG K. KIM, YOUNG-IL KIM, DAE WON CHO,
MOHAMMAD MANSOOB KHAN, Youngku Sohn. Fabrication of ZnO , ZnS , Ag-ZnS , and
Au-ZnS microspheres for photocatalytic activities , CO oxidation and 2-hydroxyterephthalic
acid synthesis. Journal of Alloys and Compounds v. 675, p. 46–56 , 2016. Disponível em:
<http://dx.doi.org/10.1016/j.jallcom.2016.03.070>.
ZANCHETA, Priscilla Garozi. Comportamento de antibióticos da classe das fluoroquinolonas na urina
humana durante tratamento para reciclagem de nutrientes via estocagem e evaporação
Comportamento de antibióticos da classe das fluoro. , 2012.
