UNIVERSIDADE ESTADUAL DO OESTE DO PARANÁ - Unioeste PROGRAMA DE PÓS-GRADUAÇÃO EM CIÊNCIAS AMBIENTAIS - PPGCA

SÍNTESE E CARACTERIZAÇÃO DE ÓXIDO DE ZINCO NANOPARTICULADO, PREPARADO VIA MÉTODO SOL-

GEL, APLICADO COMO CATALISADOR NA DEGRADAÇÃO DE CLORIDRATO DE CIPROFLOXACINO

Bruna Loesch Bortolini

Toledo – Paraná – Brasil

2017

UNIVERSIDADE ESTADUAL DO OESTE DO PARANÁ - Unioeste

PROGRAMA DE PÓS-GRADUAÇÃO EM CIÊNCIAS AMBIENTAIS - PPGCA

SÍNTESE E CARACTERIZAÇÃO DE ÓXIDO DE ZINCO NANOPARTICULADO, PREPARADO VIA MÉTODO SOL-

GEL, APLICADO COMO CATALISADOR NA DEGRADAÇÃO DE CLORIDRATO DE CIPROFLOXACINO

Bruna Loesch Bortolini

Dissertação de Mestrado apresentada ao Programa

de Pós-Graduação em Ciências Ambientais da

Universidade Estadual do Oeste do Paraná,

Unioeste/Campus Toledo, como parte dos

requisitos para a obtenção do Título de Mestre em

Ciências Ambientais.

Orientador: Prof. Dr. Mauricio Ferreira da Rosa

Co-orientadora: Profa. Dra. Viviane da Silva Lobo

ABRIL/2017

Toledo – PR

AGRADECIMENTOS

A Deus por iluminar minha caminhada. Aos meus pais Ivo Bortolini (in memoriam) e Ines Loesch pelo apoio, incentivo e amor incondicional. Pai, obrigada por cuidar de mim e abençoar meus passos ai de cima. Sinto que sempre há alguém comigo, me levantando e mostrando como seguir em frente. Mãe, não há palavras que poderiam expressar minha gratidão por tudo que fizeste e faz até hoje por mim, para o meu bem e minha felicidade. Você é luz para meus passos. Ao meu namorado Rodrigo Parodi por me motivar, mostrar que eu tenho capacidade de buscar sempre mais e por me fazer mais feliz a cada dia. Ao meu Sogro Sr. Ricardo e a minha sogra Dona Vera, que me acolheram como pai e mãe. Muito obrigada por existirem na minha vida. Aos meus tios Aldi, Elaine e Ivone por acreditarem no meu potencial e terem me ajudado tanto, de todas as formas possíveis, para que esse sonho pudesse se concretizar. A toda minha família, por ser unida e mostrar que na vida a união faz a diferença. Ao meu orientador Prof. Dr. Maurício Ferreira da Rosa e minha co-orientadora Profa. Dra. Viviane da Silva Lobo, por todos os conhecimentos repassados. Aos professores do programa de pós-graduação em Ciências Ambientais, que continuem dando o melhor de si nessa linda profissão.

Aos amigos da UTFPR: Caroline, Danielle, Rafael, Professor Clayton, por compartilharem comigo toda experiência acadêmica, pelos conselhos e ajudas técnicas. Também a amiga Ana Paula Sone, que não mediu esforços para ajudar na realização deste trabalho. Sem vocês, amigos, esse trabalho não se concretizaria. Agradeço ainda a colaboração do Dr. Ronald Alexander Miranda Acevedo (Lê-se Prati Donaduzzi) que disponibilizou o difratômetro de raios-x, possibilitando a caracterização da amostra sintetizada neste trabalho. A todas as amigas: Rafaela, Fernanda, Renata, Andressa G., Andressa A., Laianne C., Juliana, que estiveram presente durante minha caminhada, me ajudando no que fosse preciso e também alegrando os meus dias. A todos os demais amigos e colegas, não menos importantes, que de forma direta ou indireta contribuíram para este trabalho.

Meus sinceros agradecimentos

...não é sobre chegar no topo do mundo e saber que venceu, é sobre escalar e sentir que o caminho te fortaleceu... ...não é sobre tudo que o seu dinheiro é capaz de comprar, e sim sobre cada momento, sorriso a se compartilhar... ...não é sobre correr contra o tempo pra ter sempre mais, porque quando menos se espera a vida já ficou pra trás... ...segura teu filho no colo, sorria e abrace seus pais enquanto estão aqui, que a vida é trem-bala parceiro, e a gente é só passageiro prestes a partir...

SUMÁRIO

LISTA DE FIGURAS VIII

LISTA DE TABELAS IX RESUMO X ABSTRACT XI

1. INTRODUÇÃO 12

2. REVISÃO BIBLIOGRÁFICA 13

2.1 Propriedades do ZnO 13

2.2 Síntese sol-gel no preparo de nanopartículas de ZnO 14

2.3 Fotocatálise heterogênea com ZnO 15

2.4 Fatores que afetam a eficiência da fotocatálise 17

2.5 Componentes do sistema fotocatalítico 19

2.5.1 Fotorreator 19

2.5.2. Catalisador 19

2.5.3 Fonte de irradiação 19

2.6 Fotodegradação do fármaco ciprofloxacino 19

3. EXPERIMENTAL 22

3.1 Reagentes para síntese das nanopartículas de ZnO 22

3.2 Preparo das nanopartículas de ZnO 22

3.3 Caracterização por DRX 23

3.4 Caracterização por MEV 23

3.5 Ensaios de degradação do CIP 24

3.5.1 Reagentes 24

3.5.2 Método Analítico 24

3.5.3 Preparo de amostras 24

3.6 Ensaios de degradação do fármaco em solução aquosa por fotocatálise

heterogênea utilizando ZnO comercial e nanoparticulado 25

3.7 Planejamento experimental 23 26

3.8 Avaliação da eficiência do ZnO nanoparticulado em relação ao ZnO

comercial 27

3.9 Ensaio ecotoxicológico commicro-crustáceos - Artemia salina 28

3.10 Ensaio Microbiológico - Método disco-difusão (Kirby-Bauer) 29

3.11 Demanda Química de Oxigênio 30

4. RESULTADOS E DISCUSSÃO 30

4.1 Caracterização por MEV 30

4.2 Caracterização por DRX 32

4.3 Curva de calibração e escolha da solução de trabalho 33

4.4 Avaliação do processo de fotocatálise heterogênea com ZnO comercial 34

4.5 Avaliação do processo de fotocatálise heterogênea com ZnO

nanoparticulado 40

4.6 Cinética Química 45

4.7 Ensaio ecotoxicológico com micro-crustáceos - Artemia salina 47

4.8 Ensaio Microbiológico - Método disco-difusão (Kirby-Bauer) 48

4.9 Demanda Química de Oxigênio 50

CONCLUSÃO 51

REFERÊNCIAS 53

LISTA DE FIGURAS

Figura 1: Representação das estruturas alotrópicas do ZnO....................................13

Figura 2: Mecanismo de fotoativação de um semicondutor......................................17

Figura 3:Estrutura molecular Cloridrato de Ciprofloxacino........................................21

Figura 4: Esquema do foto-reator de lâmpada de vapor de mercúrio.......................26

Figura 5: MEV de ZnO sintetizado com ampliação de 30000 vezes.........................31

Figura 6: DRX para as amostras de ZnO sintetizada e comercial............................32

Figura 7: Espectro de absorção do CIP....................................................................33

Figura 8: Curva de calibração a 272 nm....................................................................34

Figura9: Valores previstos para o processo de fotodegradação em função dos

valores observados para a redução (%) da absorvância...........................................35

Figura 10 Superfície de resposta dos resultados experimentais da redução da

absorvância em função do pH e da [H2O2].................................................................38

Figura 11: Espectro CIP em pH 4, 7 e 10..................................................................39

Figura 12: Valores previstos para o processo de fotodegradação em função dos

valores observados para %Red. Abs........................................................................41

Figura13: Superfície de resposta dos resultados experimentais para redução da

absorvância em função da concentração de H2O2 e ZnO

nanoparticulado..........................................................................................................44

Figura 14: Imagens do teste de atividade antibacteriana realizado pelo método

disco-difusão (Kirby-Bauer)........................................................................................46

Figura 15: Espectro CIP nos tempos 15, 30, 45 e 60 minutos...................................47

Figura 16: Ajustes lineares dos pontos do gráfico de ln(A0/A) em função do tempo

(minutos) para o experimento 3 do planejamento experimental................................49

LISTA DE TABELAS

TABELA 1: Níveis das variáveis (ZnO, H2O2 e pH) utilizadas no planejamento

experimental...............................................................................................................26

TABELA 2: Variações dos experimentos..................................................................27

TABELA 3: Resumo dos experimentos realizados e seus respectivos valores de

porcentagem de redução da absorvância, para o ZnO comercial.............................34

TABELA 4: Efeito das interações entre as variáveis do processo de fotodegradação

com irradiação artificial para redução da absorvância...............................................36

TABELA 5: Análise de variância (ANOVA) do modelo previsto para o processo de

fotodegradação na redução da absorvância, para ZnO comercial............................37

TABELA 6: Resumo dos experimentos realizados com ZnO nanoparticulado e suas

respectivas %Red Abs...............................................................................................40

TABELA 7: Efeito das interações entre as variáveis do processo de fotodegradação

com irradiação artificial, utilizando ZnO nanoparticulado, para redução da

absorvância................................................................................................................42

TABELA 8: Análise de variância (ANOVA) do modelo previsto para o processo de

fotodegradação com ZnO nanoparticulado na redução da absorvância....................43

TABELA 9: Percentagem de mortalidade nos ensaios toxicológicos........................48

Tabela 10: Resultados da análise de DQO para as amostras A e B, referentes aos

ensaios de degradação com ZnO nanoparticulado....................................................50

RESUMO

BORTOLINI, B. L. Síntese e caracterização de ZnO nanoparticulado, preparado via método sol-gel, aplicado como catalisador na degradação de cloridrato de ciprofloxacino.03 de março de 2017. 52 páginas. Dissertação (Mestrado em Ciências Ambientais) – Universidade Estadual do Oeste do Paraná. Toledo, 03 de março de 2017.

O processo de fotocatálise heterogênea é uma das opções de tratamento para

poluentes, a qual têm apresentado ótimos resultados. Nesse sentido, o presente

trabalho tem como objetivo sintetizar nanopartículas de óxido de zinco (ZnO) e

aplicá-lo como catalisador na degradação do antibiótico cloridrato de ciprofloxacino

(CIP) em solução aquosa, empregando-se também UV/H2O2/ZnO. Além disso, o

estudo visa comparar a ação de degradação entre o ZnO comercial e o sintetizado.

Os experimentos foram acompanhados por espectrofotometria na região UV-VIS.

Nos ensaios de fotocatálise, as variáveis foram organizadas em um planejamento

experimental 23 para verificar a influência de cada variável no processo de

degradação, e os resultados experimentais foram avaliados empregando-se o

software estatístico Statistica®. Observou-se pela análise dos resultados que as

melhores condições para o processo de fotodegradação foram [H2O2] = 500 mg L-1 e

[ZnO] = 20 mg L-1 em pH 4, após uma hora de irradiação, tanto para o ZnO comercial

quanto para o nanoparticulado.

Palavras-chaves

Fotodegradação, ciprofloxacino, nanopartículas, óxido de zinco, fármacos no meio

ambiente.

ABSTRACT

BORTOLINI, B. L. Synthesis and characterization of nanoparticulate ZnO, prepared by sol-gel method, applied as a catalyst in the degradation of ciprofloxacin hydrochloride. March 03, 2017. X pages. Dissertation (Master’s Degree Program in Environmental Sciences) – State University of West of Paraná, Toledo, March 03, 2017.

The heterogeneous photocatalysis process is one of the treatment options for

pollutants, which has presented excellent results. In this sense, the present work

aims to synthesize zinc oxide (ZnO) nanoparticles and to apply it as a catalyst in the

degradation of the antibiotic ciprofloxacin hydrochloride (CIP) in aqueous solution,

also using UV/H2O2/ZnO. In addition, the study aims to compare the degradation

action between commercial and synthesized ZnO. The experiments were followed by

spectrophotometry in the UV-VIS region. In photocatalysis tests, the variables were

organized in an experimental design 23 to verify the influence of each variable in the

degradation process, and the experimental results were evaluated using the

statistical software Statistica®. It was observed from the analysis of the results that

the best conditions for the degradations process were [H2O2] = 500 mg L-1 and [ZnO]

= 20 mg L-1 at pH 4, after one hour of irradiation, both for commercial ZnO and

nanoparticulate.

Keywords

Photodegradation, ciprofloxacin, nanoparticles, zinc oxide, pharmaceuticals in the

environment.

12

1. INTRODUÇÃO

Os fármacos são substâncias químicas consumidas por humanos e animais,

para o tratamento de doenças. Essas substâncias são metabolizadas e podem não

ser completamente degradadas, sendo excretadas pela urina, fezes ou outros. Uma

vez excretados, esses metabólitos são lançados diretamente à natureza ou através

de estações de tratamento de esgoto, podendo levar a danos ambientes e aos seres

humanos, causando diversos problemas como bioacumulação, genotoxicidade, etc.

(PERINI, 2013).

Estudos vêm sendo feitos a fim de eliminar o problema dos resíduos. O

tratamento dos efluentes de qualquer processo produtivo é uma etapa fundamental

para a preservação dos recursos hídricos e proteção ambiental em geral. O

processo de fotocatálise heterogênea é uma ferramenta para degradação de

poluentes.

O processo da fotocatálise tem auxílio de um catalisador (um semicondutor),

que possua a capacidade de conversão da luz em outra forma de energia, gerando

pares de elétrons, os quais irão produzir radicais hidroxila (radicais reativos) que

oxidam e mineralizam compostos orgânicos (LIMA et al., 2014). Os materiais

semicondutores, como é o caso do óxido de zinco (ZnO), têm suas propriedades

ópticas e eletrônicas modificadas quando transformados em nanopartículas, e

também têm maior reatividade devido ao fato de terem maior área superficial.

Sendo o fotocatalisador elemento essencial no processo de fotocatálise, esse

estudo se fundamenta na tentativa de sintetizar ZnO nanoparticulado via método sol-

gel, a fim de melhorar suas propriedades e torná-lo mais eficiente no processo de

fotodegradação do fármaco cloridrato de ciprofloxacino.

13

2. REVISÃO BIBLIOGRÁFICA

2.1 Propriedades do ZnO

O ZnO é um material semicondutor, que possui três distintas estruturas

cristalinas: sal-gema, esfarelita e wurtzita (Figura 1).

Figura 1: Representação das estruturas alotrópicas do ZnO (OZGUR et al,

2005)

A forma mais estável termodinamicamente é a wurtzita, estrutura na qual o

oxigênio forma um empilhamento hexagonal compacto, e o zinco ocupa metade dos

sítios tetraédricos, resultando em uma estrutura pouco compacta e de fácil

incorporação de impurezas ou dopantes em sua rede cristalina (WANG, 2009).

O ZnO apresenta características anfóteras, com ponto de carga zero (PCZ)

em pH próximo de 8. Assim, em pH > 8 a superfície do catalisador tende a ficar

positivamente carregada, o que pode favorecer a adsorção de substratos como o

CIP e, consequentemente, a sua degradação fotocatalítica (CRUZ et. al., 2010).

O ZnO é um exemplo de material semicondutor, o qual possui uma energia de

band gap alta, de 3,37 eV, a temperatura ambiente, muito similar ao TiO2 que possui

band gap de 3,2 eV (OLIVEIRA e PINEDA, 2009). Além disso, é um importante

material fotocondutor, piezoelétrico, com propriedades químicas, acústicas, ópticas e

elétricas interessantes. Apresenta elevada condutividade térmica e boa estabilidade

térmica e química. Sua energia de band gap pode ser modificada através de

14

mudanças no tamanho de partícula, estado de agregação, forma e propriedades de

superfície, permitindo a otimização de suas propriedades (OLIVEIRA e PINEDA,

2009). Esse material pode ser utilizado amplamente como sensor de gases

(HASSAN et al, 2014), varistores, antifúngico (LIEWHIRAN et al., 2006), em tintas e

pigmentos, catalisadores, entre outros (OLIVEIRA e PINEDA, 2009; MUSIC et al.,

2002; HAMEDANI e FARZANEH, 2006).

2.2 Síntese sol-gel no preparo de nanopartículas de ZnO

Átomos ou moléculas que apresentam tamanho reduzido, entre 1 a 20 nm,

são considerados nanopartículas. O estudo desses materiais é complexo devido à

dificuldade de sua caracterização através de técnicas convencionais (CAETANO,

2010).

Uma das formas de obtenção é por métodos químicos, ou ―bottom-up‖, que

são simples e permitem maior controle sobre o processo. Baseiam-se em reações

químicas de precursores moleculares ou atômicos. Uma rota de destaque, por sua

fácil manipulação e controle, é a técnica sol-gel. Quimicamente o processo baseia-

se na polimerização inorgânica, e os precursores empregados são soluções

aquosas de sais inorgânicos ou alcóxidos dissolvidos em solventes orgânicos,

envolvendo reações de hidrólise e condensação (CAETANO, 2010).

Nesse método o sol se apresenta como um meio homogêneo de partículas

coloidais (com tamanho de partícula entre 1 - 103 nm) ou cadeias poliméricas que

imobilizam a fase líquida em seus interstícios, formando partículas ou nanopartículas

(gel) (MOURÃO et al., 2009).

O processo sol-gel permite boa homogeneidade, porém alguns fatores podem

afetar o processo: tipo de precursor metálico, pH da solução, relação água-

precursor, temperatura, natureza do solvente e estabilidade. Variando esses

parâmetros pode-se sintetizar partículas com tamanho controlado, morfologia e

estado de aglomeração (MOURÃO et al., 2009). Por outro lado, dependendo do

modo de secagem empregado, o gel pode rachar e consequentemente diminuir seus

poros, tornando difícil a obtenção de nanopartículas no tamanho desejado

(OLIVEIRA, 2009).

15

O ZnO nanoparticulado preparado via método-sol gel tem suas propriedades

melhoradas, tendendo a tornar o processo de tratamento/degradação do poluente

mais eficiente.

2.3 Fotocatálise heterogênea com ZnO

A fotocatálise é uma variável dos Processos Oxidativos Avançados (POAs).

Esse método utiliza oxidantes fortes, como o peróxido de hidrogênio e

semicondutores, e luz UV para gerar radicais hidroxila (OH), que são oxidantes

fortes. Esses radicais reagem com o poluente e seus subprodutos, transformando

em dióxido de carbono, água e íons inorgânicos (Equação 1). A espécie química

hidroxila possui alto potencial de redução (2,8 V), ela é gerada nos POAs que

utilizam radiação UV, em meios heterogêneos pela absorção de luz por um

semicondutor (LEGRINI et al., 1993).

Poluente + O2

CO2 + H2O + minerais (Equação 1);(FELTRIN, 2010).

Os fotocatalisadores mais empregados são: TiO2, ZnO, CdS, WO3, BiO3 e

Fe2O3. Embora o TiO2 seja o semicondutor mais empregado na fotocatálise, o ZnO

recentemente vem recebendo destaque devido ao seu baixo custo e elevada

atividade nos variados processos fotoquímicos, por apresentar energia de band gap

similar ao do TiO2 (PARIDA et al., 2006; HARIHARAN, 2006). Além do fato que

alguns trabalhos publicados apresentaram maior eficiência do ZnO em relação ao

TiO2 na degradação de alguns contaminantes (KHODJA et al., 2001; DANESHVAR

et al., 2004; apud MACHADO, 2011).

Estudo realizado em 2008 por Chatzitakis e colaboradores, compararam a

eficiência de degradação fotocatalítica do cloranfenicol utilizando ZnO e TiO2. Tal

estudo mostrou que o ZnO degradou totalmente o fármaco após 90 minutos,

enquanto o TiO2 precisou de 4 horas para obter o mesmo resultado. Em 2005,

Kaniou e colaboradores estudaram a degradação da sulfametazina utilizando ZnO e

TiO2 e os resultados mostraram que com o ZnO removeu 95% em 60 minutos, ao

contrário do TiO2 que precisou de 120 minutos para atingir o mesmo resultado.

16

O processo de fotocatálise heterogênea se inicia com a ativação do

semicondutor. O que ocorre quimicamente é a excitação do semicondutor por uma

fonte de luz, fazendo com que ocorra a geração de radicais hidroxila, os quais são

responsáveis pelas reações de fotodegradação (FELTRIN, 2010).

Na estrutura eletrônica dos semicondutores há uma banda de valência (BV)

preenchida por elétrons e uma banda de condução (BC) que não possui elétrons. A

diferença entre a BV e a BC é chamada de energia de gap (Eg), a qual pode variar

de 0,2 a 4 eV para os semicondutores (FELTRIN, 2010).

Quando um fóton de energia hʋ incide sobre a superfície de um

semicondutor, com energia igual ou superior à sua energia gap (Eg), absorve

energia e elétrons da banda de valência (BV) são promovidos para a banda de

condução (BC), formando uma lacuna (h+) na BV e elétrons na BC. Na fotocatálise o

radical hidroxila é gerado pela reação entre a lacuna na BV e a molécula de água

adsorvida na superfície do semicondutor, oxidando a molécula orgânica (FELTRIN,

2010). A reação de oxidação acontece entre a lacuna na BV e a água ou íons

hidroxila; ambos geram radicais hidroxilas (Equação 2 e 3) (SANTOS, 2010).

h+BV + H2O H+ + •OH (Equação 2)

h+BV + OH-

•OH (Equação 3)

A reação de redução ocorre entre o elétron da BC e o oxigênio molecular,

reduzindo-o a ânion superóxido (Equação 4).

e-BC + O2

•O2- (Equação 4)

Esse ânion desencadeará uma série de reações com a formação de peróxido

de hidrogênio e posterior quebra formando radicais hidroxila (Equação 5 a 10)

(RABINDRANATHAN et al., 2003).

•O2- + H+

HO2• (Equação 5)

HO2• + HO2

• H2O2 + O2 (Equação 6)

•O2- + HO2

• HO2

• + O2 (Equação 7)

HO2• + H+

H2O2 (Equação 8)

H2O2 + e-BC •OH + OH- (Equação 9)

17

H2O2 + •O2- •OH + OH- + O2 (Equação10)

A Figura 2, a seguir, esquematiza o processo de fotoativação de um

semicondutor.

Figura2: Mecanismo de fotoativação de um semicondutor (TEIXEIRA e

JARDIM, 2004).

2.4 Fatores que afetam a eficiência da fotocatálise

Durante a fotocatálise alguns fatores podem interferir na eficiência do

processo. Por exemplo: a concentração do catalisador. Acima de certa massa de

catalisador as taxas de degradação diminuem, isso pode ser explicado porque acima

de um limite de concentração o semicondutor pode deixar o meio turvo, bloqueando

a passagem da luz pela solução (ALMEIDA, 2011; NOGUEIRA e JARDIM, 1998).

Os radicais hidroxila são as espécies oxidantes dominantes nos processos de

fotocatálise heterogênea. Eles são produzidos na superfície do catalisador e,

portanto, espera-se que o aumento de sua área superficial leve a uma maior

produção desses radicais, resultando em taxas de degradação maiores (VOHRA e

DAVIS, 1993).

A concentração do contaminante é outro fator que interfere na degradação.

Inicialmente a taxa de degradação aumenta com o aumento da concentração do

contaminante, após certo valor crítico essa taxa não é mais alterada pela

concentração. A concentração de contaminante na qual não se observa mudança na

18

taxa de oxidação fotocatalítica depende do tipo de substância presente e dos

parâmetros operacionais (VOHRA e DAVIS, 1993).

O uso de H2O2 também é importante. Esse oxidante apresenta algumas

vantagens, como a capacidade de oxidar diretamente alguns compostos, é solúvel

em água, gera dois radicais hidroxila para cada molécula de peróxido de hidrogênio

fotolisada, tem boa estabilidade térmica e é capaz de gerar radicais hidroxila tanto

com as lacunas quanto com os elétrons. Por outro lado, sua taxa de oxidação é

limitada pela formação dos radicais hidroxila e é dependente da matéria orgânica

presente e da quantidade de oxidante adicionado ao sistema (LEGRINI et al., 1993).

Se o peróxido de hidrogênio estiver em excesso no meio reacional, irá

interagir com os radicais hidroxila livres, resultando na formação de radicais

hidroperoxila, os quais são menos reativos que os radicais hidroxila e não contribui

para a degradação dos compostos orgânicos (PARK et al., 2006), conforme

apresentado na Equação 11:

H2O2 + •OH HO2• + H2O (Equação 11)

O processo oxidativo pode ser afetado ainda pelo pH, causando alterações na

interface catalisador/líquido, modificando o potencial redox e as propriedades de

adsorção e dessorção do semicondutor. Em muitos casos, o pH é o fator

determinante sobre a taxa de degradação de um processo, interferindo também na

tendência de floculação do catalisador (HOFSTADLER et al., 1994).

A intensidade da fonte luminosa é o fator que determina a formação do par

elétron-lacuna, pois, o aumento da intensidade luminosa pode aumentar rápida ou

lentamente a velocidade da reação, ou ainda não aumentá-la, casos em que o

substrato não pode mais gerar pares elétron-lacuna (GÁLVEZ et al., 2001).

Para reações de fotodegradação, a temperatura não influencia

significativamente no processo. A temperatura ideal para a fotocatálise está entre 20

e 80ºC, sendo esse o motivo que torna o processo economicamente atraente.

Porém, o processo deve ser rigorosamente controlado, uma vez que a

recombinação dos pares e-/h+, libera calor, assim como as reações de oxidação

envolvidas na degradação do efluente (MOLINARI et al., 2006).

19

2.5 Componentes do sistema fotocatalítico

2.5.1 Fotorreator

O fotorreator deve ser bem configurado para garantir a distribuição da luz em

toda sua área. Os fatores que determinam a distribuição da irradiação da luz são:

tipo de lâmpada, geometria do fotorreator e posicionamento reator-lâmpada

(TEIXEIRA e JARDIM, 2004).

2.5.2. Catalisador

Para ser aplicado a fotocatálise, o catalisador deve ser do tipo semicondutor,

ou seja, apresentar capacidade de promover elétrons através da energia fornecida

por um fóton para a ativação do catalisador. É importante que o catalisador

apresente elevada área superficial, distribuição uniforme dos poros, geometria

esférica e ausência de porosidade externa (NOGUEIRA e JARDIM, 1998).

2.5.3 Fonte de irradiação

A fonte de radiação ultravioleta artificial pode ser emitida por lâmpadas do tipo

incandescentes ou fluorescentes. A escolha deve ser baseada conforme o

catalisador, pois é ele que vai absorver o fóton com energia igual ou superior ao

band gap, resultando na promoção do elétron da BV para BC (TEIXEIRA e JARDIM,

2004).

2.6 Fotodegradação do fármaco ciprofloxacino

A degradação química via fotocatálise heterogênea vem ganhando destaque

para o tratamento de contaminantes emergentes. Nesse contexto entram os

fármacos. Eles são considerados poluentes emergentes, podendo ser de origem

natural, sintética ou sintetizada por microrganismos. Outros compostos que se

enquadram como contaminantes emergentes são as drogas ilícitas, hormônios,

detergentes, entre outros (BARCELÓ, 2003).

20

O monitoramento e controle de fármacos residuais no meio ambiente vêm

despertando interesse, uma vez que muitas substâncias farmacêuticas são

encontradas em efluentes de Estações de Tratamento de Esgoto (ETE) e águas

naturais (BILA e DEZOTTI, 2003).

Existem muitas rotas de entrada dos resíduos de fármacos no ambiente. Uma

das rotas é a natural, onde alguns antibióticos são sintetizados por fungos e

bactérias do solo. Outra rota é a industrial, a partir das plantas de produção em larga

escala. Existe ainda a rota da medicina humana, veterinária e agricultura, onde estes

compostos não são metabolizados por completo, sendo excretados via urina e fezes.

Uma vez excretados, esses resíduos são lançados no ambiente (fossas) ou passam

pelas estações de tratamento de efluentes (ETE), as quais muitas vezes não foram

projetadas para sua remoção. A ineficiência das etapas de tratamentos nas ETE faz

com que a presença do fármaco seja observada ainda no efluente das ETE. Quando

não degradadas por completo, essas substâncias voltam para o ambiente, causando

efeitos adversos, como a resistência bacteriana, genotoxicidade, desregulações no

sistema endócrino, além do efeito cumulativo no ecossistema (PERINI, 2013).

Pesquisas mundiais demonstraram a presença de fármacos (antibióticos,

hormônios, contraste de raio-x, etc.) em esgoto doméstico, águas superficiais e no

subsolo (CASTIGLIONI et al., 2006; STUMPF et al., 1999; TERNES e DAUGHTON,

1999). O uso desenfreado e muitas vezes inconsciente de antibióticos, por exemplo,

leva a contaminação dos recursos hídricos e alguns microrganismos criam

resistência a esses fármacos (BILA e DEZOTTI, 2003).

O fármaco em estudo, cloridrato de ciprofloxacino (Figura 3), é um antibiótico

da classe das fluoroquinolonas, capaz de combater tanto bactérias gram-positivas

quanto negativas, em doenças humanas e animais. O ciprofloxacino atua sobre a

enzima bacteriana ácido desoxirribonucleicogirase (DNA girase) que catalisa a dupla

hélice dos cromossomos em suas estrutura terciária, inibindo assim a replicação e a

transcrição, fazendo com que o código genético bacteriano permaneça não lido

(SISSI et al., 2010). Esse fármaco não é biodegradável e tem sido detectado em

ETE em concentrações que variam de ng L-1 até µg L-1 (BATT; BRUCE; AGA, 2006

apud PERINI, 2013).

Trata-se de um composto anfolítico com pKa de 6,09 para o grupo carboxílico

e 8,74 para o nitrogênio no anel piperazinico. Seu ponto isoelétrico é em pH 7,4.

Esse antibiótico parece ser mais sensível à fotodegradação em pH ligeiramente

21

básico. Já sua estabilidade máxima foi observada em soluções a pH 4,0, onde o

grupo COOH não é ionizado e o nitrogênio básico está completamente protonado.

Do ponto de vista farmacêutico, a estabilidade do CIP em meios ácidos é importante

porque o pH das formulações farmacêuticas líquidas varia entre 3,5 e 5,5 (USP-NF,

1995).

Figura 3: Estrutura molecular cloridrato de ciprofloxacino (PERINI, 2013).

A primeira quinolona sintetizada foi o ácido nalidíxico, no ano de 1962. Desde

então, alterações no núcleo da quinolona, através de adição de diferentes

substituintes, deram origem aos demais agentes antimicrobianos. Isso viabilizou o

desenvolvimento de fármacos mais potentes e capazes de agir contra um grupo

maior de microrganismos. Esses compostos são comumente classificados entre os

compostos com flúor (fluoroquinolonas), e sem flúor (quinolona) (SILVA et al, 2014).

Segundo Regitano e Leal (2010) as fluoroquinolonas apresentam uma taxa de

metabolização maior que 20%, sendo classificadas como de moderada

metabolização. Assim, podem ser excretadas in natura por meio das fezes e/ou

urina. Esses compostos são resistentes a alterações de temperatura ou hidrólise,

porém são sensíveis à radiação ultravioleta.

Quando degradadas, as estruturas possíveis de serem formadas são

propostas baseando-se na composição elementar dos fármacos e mecanismos de

reações orgânicas apresentados na literatura. No entanto, de acordo com Albini e

Monti (2003), não é esperado que as fluoroquinolonas sofram rearranjo em sua

estrutura química durante a exposição à radiação UV. A principal modificação que

deve ocorrer em sua estrutura é a perda do átomo de flúor (F), seguida da

eliminação do grupo carboxila (COOH). Entretanto, a oxidação incompleta pode

resultar na formação de intermediários de degradação mais tóxicos do que o

22

composto original. Por esse motivo, ensaios para o monitoramento da toxicidade são

desejáveis, principalmente quando a total mineralização dos contaminantes não é

atingida.

É possível que a atividade antimicrobiana seja suspensa, mesmo quando não

seja alcançada a total mineralização do composto na solução. Paul et al. (2010),

demonstraram que a atividade antimicrobiana da solução de ciprofloxacino foi

reduzida após a mesma ser submetida ao processo de fotocatálise, mesmo quando

o núcleo da quinolona permaneceu intacto. Dessa forma, podem ser considerados

eficientes os tratamentos que desativem a atividade biológica ou que modifiquem a

estrutura dos antimicrobianos.

Em trabalho semelhante El-Kemarye colaboradores (2010) avaliaram a

degradação de cloridrato de ciprofloxacino (CIP) a uma concentração inicial de 5mg

L-1, utilizando 20 mg L-1 de ZnO nanoparticulado. Os resultados obtidos

demonstraram que em pH 4 houve 18% de degradação da solução de

ciprofloxacino, 42% em pH 7 e 50% em pH 10.

3. EXPERIMENTAL

3.1 Reagentes para síntese das nanopartículas de ZnO

Os reagentes utilizados para a síntese do ZnO nanoparticulado foram o álcool

polivinilíco (PVA), adquirido da marca Sigma Aldrich, e nitrato de zinco

[Zn(NO3)2.6H2O] da Biotec.

3.2 Preparo das nanopartículas de ZnO

Seguiu-se metodologia proposta por Fernandes e colaboradores (2011). Uma

solução aquosa de álcool polivinílico (PVA) a 10% foi misturada, na proporção 1:1, a

uma solução aquosa de nitrato de zinco saturada. Essa mistura permaneceu sob

agitação à temperatura ambiente por 2 horas e, em seguida, foi aquecida sob

agitação até a evaporação total da água. O pó obtido foi denominado "pó precursor".

O ZnO nanoparticulado foi obtido após calcinação do pó precursor sob atmosfera de

ar (mufla) a 400 oC.

23

3.3 Caracterização por DRX

A fim de investigar se a síntese do ZnO nanoparticulado foi bem sucedida fez-

se uma análise de Difração de Raio-X (DRX). Esta é uma técnica de caracterização

simples, que fornece informações sobre a estrutura cristalina dos sólidos, tais como

parâmetros de rede, tamanho e orientação dos cristais (PADILHA e FILHO, 2004).

Submetendo uma amostra cristalina a raios-x de um determinado

comprimento de onda e traçando um difratograma com a intensidade da radiação

difratada em função do ângulo de incidência, obtém-se, através dos máximos de

difração, um conjunto de distâncias entre planos cristalinos, que é característico da

substância cristalina que lhe deu origem. Por comparação destes valores com dados

tabelados conhecidos (padrões) é possível identificar as fases cristalinas presentes

na amostra (CULLITY, 1978).

A estrutura das amostras é determinada por comparação entre os

difratogramas experimentais e os dados cristalográficos catalogados em Inorganic

Crystal Structure Database para o ZnO. Os dados de DRX são usados também para

verificar a presença de impurezas no material sintetizado e pode-se calcular o

tamanho médio do cristalito das amostras pela equação de Scherrer, a partir da

largura a meia altura dos picos de difração (CULLITY, 1978).

As análises de DRX foram realizadas no Laboratório de Análises Diferenciais

da empresa farmacêutica Prati-Donaduzzi. O difratômetro utilizado foi um

RigakuMiniFlex 300/600, equipado com lâmpada de cobre (Cu), de 40 KV de

potencial e 15 mA de corrente.

3.4 Caracterização por MEV

O ZnO nanoparticulado foi avaliado morfologicamente por Microscopia

Eletrônica de Varredura (MEV), através de auxílio prestado pela Universidade

Estadual de Londrina UEL. Utilizou-se para tal análise equipamento marca Philips,

modelo FEI Quanta 200.

A razão da escolha deste método é devido a sua alta resolução, podendo ser

observadas partículas de 2 a 5 nanômetros (nm), no caso de instrumentos

comerciais, e abaixo de 1 nm para instrumentos de pesquisa avançada (DEDAVID et

al., 2007).

24

3.5 Ensaios de degradação do CIP

3.5.1 Reagentes

O ZnO comercial foi obtido da Labsynth. O hidróxido de sódio (NaOH) da

FMAIA, o ácido clorídrico (HCl) Synth e o peróxido de hidrogênio (H2O2) Anidrol,

todos grau P.A., utilizados sem purificação adicional. O fármaco cloridrato de

ciprofloxacino foi obtido da Aarti Drugs Limited (Indústria Indiana), cujo teor é de

100%.

3.5.2 Método Analítico

Os ensaios foram acompanhados por espectrofotometria de UV-VIS, obtendo-

se os espectros de absorção no intervalo de uma hora. Fez-se varredura na região

de 220 a 400 nm. Utilizou-se para tal espectrofotômetro Shimadzu UV-1601PV.

O peróxido de hidrogênio foi dosado antecipadamente a cada adição,

utilizando a técnica de permanganometria, conforme literatura (VOGEL, 1992).

3.5.3 Preparo de amostras

A solução estoque de CIP foi preparada dissolvendo-se 0,2 g do fármaco em

100 mL de água destilada (concentração equivalente a 2,0 g L-1). Por meio de uma

curva de calibração, foi determinada a concentração da solução de trabalho a ser

irradiada. Prepararam-se diluições a partir da solução estoque de CIP, obtendo-se

pontos distintos: 5, 6, 7, 8, 9 e 10 mg L-1.

Para cada ensaio utilizou-se um volume de solução de 200 mL, que foi

irradiado por 60 minutos em fotorreator, sendo coletadas alíquotas de 3,0 mL antes

da irradiação (tempo 0) e após os 60 minutos (tempo 60), para a realização das

leituras espectrais.

Os gráficos foram plotados com auxílio da planilha eletrônica Microsoft Excel®

e para o tratamento estatístico utilizou-se o software Statistica®.

25

3.6 Ensaios de degradação do fármaco em solução aquosa por fotocatálise

heterogênea utilizando ZnO comercial e nanoparticulado

Os ensaios de degradação foram feitos utilizando-se uma solução aquosa de

CIP na concentração 5 mg L-1, da mesma forma tanto para o ZnO comercial quanto

para o ZnO nanoparticulado, a fim de verificar a eficiência de cada um deles no

processo de fotodegradação.

O pH foi uma das variáveis investigadas. O mesmo foi ajustado, conforme

planejamento experimental, em 4, 7 ou 10, utilizando-se soluções de HCl 0,1 mol L-1

e NaOH 0,1 mol L-1. Empregou-se para as leituras de pH um eletrodo de vidro

combinado universal (BNC Eltex) e um pHmetro (Quimis/Q.400.A). Após o pH ser

ajustado a mistura foi mantida ao abrigo da luz sob agitação constante, durante 30

minutos, até atingir o equilíbrio de adsorção.

Posteriormente, adicionou-se o volume de H2O2 necessário, conforme

planejamento experimental, onde as concentrações foram: 100 mg L-1, 300 mg L-1 e

500 mg L-1. Uma alíquota de 3,0 mL foi coletada antes da irradiação a fim de obter o

espectro no tempo zero, filtrada em filtro-seringa com poros de 0,2µm (Chromafil

PVDF-20/15 MS), transferida para um cubeta de quartzo de caminho óptico 10 mm.

Em seguida, a amostra foi submetida à irradiação UV, em fotorreator

representado na Figura 4, equipado com uma lâmpada de vapor de mercúrio de 125

W de potência, instalada a uma distância de 11 cm da amostra e um agitador

magnético para auxiliar na homogeneização da solução teste. A lâmpada utilizada

emite luz em todo o espectro ultravioleta-visível. Após 60 minutos de irradiação

retirou-se nova alíquota de 3,0 mL, filtrou-se e realizaram-se as leituras espectrais.

26

Figura 4: Esquema do foto-reator de lâmpada de vapor de mercúrio

(Adaptado de SCHNEIDER e colaboradores, 2014).

3.7 Planejamento experimental 23

No teste estatístico foi avaliada a importância dos parâmetros no processo de

fotodegradação, de modo que, as concentrações dos catalisadores e do peróxido de

hidrogênio e o pH inicial, bem como a interação entre estes, puderam ser melhor

avaliados no planejamento experimental 23. Os parâmetros estudados ([ZnO], [H2O2]

e pH) são apresentados na Tabela 1.

Tabela 1: Níveis das variáveis (ZnO, H2O2 e pH) utilizadas no planejamento

experimental.

Variável Níveis

-1 0 1

ZnO (mg L-1

) 20 30 40

H2O2 (mg L-1

) 100 300 500

pH 4 7 10

Os parâmetros ZnO, H2O2 e pH variaram em dois níveis (-1 e 1), gerando 8

experimentos, denominados E1 a E8. Com objetivo de aumentar o grau de liberdade

do modelo foi realizada uma triplicata no ponto central, (E9, E10 e E11). Essas

variações podem ser vistas na Tabela 2.

27

Tabela 2: Variações dos experimentos.

Experimentos Condições experimentais

pH H2O2 ZnO

E1 -1 -1 -1

E2 -1 -1 1

E3 -1 1 -1

E4 -1 1 1

E5 1 -1 -1

E6 1 -1 1

E7 1 1 -1

E8 1 1 1

E9 0 0 0

E10 0 0 0

E11 0 0 0

Os resultados dos experimentos obtidos no planejamento experimental foram

avaliados por meio do software estatístico Statistica® (Statsoft, Inc), no modo

―experimental design‖, sendo realizadas análises dos efeitos, interações, superfície

de resposta e análise de variância (ANOVA).

Para análise da qualidade do modelo matemático é importante avaliar o

coeficiente de determinação R2, o qual fornece uma medida da proporção da

variação explicada pela equação de regressão em relação à variação total das

respostas. Além disso, para que o modelo seja considerado estatisticamente

significativo e possa ser utilizado para fins preditivos, o valor de F calculado deve ser

maior que o F tabelado para verificar a significância da regressão. Em contrapartida

o teste F calculado para verificar a falta de ajuste do modelo deve apresentar um

valor menor que o valor de F tabelado. Se essas duas condições forem satisfeitas, o

modelo é considerado satisfatório.

3.8 Avaliação da eficiência do ZnO nanoparticulado em relação ao ZnO comercial

Através de estudos comparativos entre os perfis de degradação estudados foi

feita a avaliação estatística do fotocatalisador mais eficiente, em termos de

percentagem de redução da absorvância (%Red. Abs.).

Para o cálculo da porcentagem de redução do máximo de absorvância (%

Red. Abs.), em cada pH utilizado, empregou-se a seguinte fórmula:

28

3.9 Ensaio ecotoxicológico commicro-crustáceos - Artemia salina

A utilização de Artemias para testes de toxicidade é pelo fato delas

responderem aos compostos testes sem serem influenciadas pela concentração

salina do meio, além da capacidade de sobrevivência em ambientes com baixos

níveis de oxigênio (MEYER et al.,1982).

Sua obtenção é muito fácil e de baixo custo, uma vez que tem capacidade de

formar cistos dormentes, fornecendo material biológico que pode ser armazenado

durante longos períodos de tempo, sem perda de viabilidade e sem necessidade de

manutenção de cultura contínua de organismos teste (BAROSA et al., 2003).

Para a eclosão dos cistos de Artemia salina é necessário o preparo de uma

solução de cultivo, descrita por Meyer e colaboradores (1982), que consiste na

mistura de 23,0 g de NaCl; 11,0 ± 0,1 g de MgCl2.6H2O; 4,0 ± 0,1 g deNa2SO4; 1,3 ±

0,1 g de CaCl2.2H2O e 0,7 ± 0,1 g de KCl. Completa-se o volume para 1,0 L com

água destilada e ajusta-se o pH para 9,0 usando uma solução deNa2CO3, em

seguida adiciona-se 50 mg de cistos de A. salina. Os reagentes utilizados foram

todos de pureza analítica.

O recipiente utilizado para eclosão consiste de um béquer de 1000 mL,

dividido ao meio por uma placa de plástico perfurada, contendo a solução de Meyer.

Os cistos são colocados em um dos lados do béquer e do outro lado é colocada uma

lâmpada. O aquário deve ser mantido em temperatura ambiente e após 48 h

observa-se a migração dos náuplios mais resistentes para o lado da luz, as quais

são utilizadas para o ensaio de toxicidade.

Os organismos-testes foram expostos a uma solução aquosa de CIP na

concentração de 5 mg L-1 sem tratamento, denominada controle positivo, e outra

solução de CIP obtida após o tratamento que apresentou as melhores taxas de

degradação do antibiótico, portanto, uma solução aquosa de CIP de 5 mg L-1 na

presença de 20 mg L-1 de ZnO e 500 mg L-1 de H2O2 em pH 4, por 24 horas,

utilizando-se tubos de ensaio, cada um contendo 10 náuplios de A. salina,

previamente selecionados. Os testes foram feitos em triplicata. Para o controle

negativo utilizou-se apenas água destilada, também em triplicata, assim como os

% Red Abs = [1 – (Absfinal/Absinicial)] x 100 (Equação 12)

29

demais tratamentos: solução de H2O2 na concentração 500 mg L-1 e amostra da

solução aquosa de CIP tratada, na qual foi eliminado o H2O2 com uso de dióxido de

manganês (MnO2).

Após 24 horas de exposição, foi feita a contagem de náuplios vivos e mortos,

sendo considerados vivos todos aqueles que apresentassem qualquer tipo de

movimento quando observados próximos a uma fonte luminosa.

3.10 Ensaio Microbiológico - Método disco-difusão (Kirby-Bauer)

O procedimento baseia-se na inoculação de uma suspensão de

microrganismo na superfície de uma placa contendo ágar Mueller Hinton, seguida da

adição dos discos de papel impregnados com agentes antimicrobianos. Após a

incubação em estufa, é analisado o padrão de crescimento ou halo de inibição ao

redor de cada disco, sendo então medido o tamanho de cada halo. As bactérias

testadas foram a Escherichia coli (ATCC 10536) e Staphylococcus aureus (ATCC

14458). A metodologia utilizada para o ensaio de sensibilidade por disco-difusão é

descrita por Performance Standards for Antimicrobial Disk Susceptibility Tests

(NCCLS, 2003).

As etapas são as seguintes: suspender as colônias em solução salina estéril

(NaCl 0,85%) até obter-se uma turvação compatível com o grau 0,5 da escala Mac

Farland (1x106 UFC/mL). Embeber um swab estéril na suspensão bacteriana e

semear em seguida, de forma suave, em todas as direções da placa, procurando

abranger toda a superfície; aguardar a superfície do ágar secar e com auxílio de

uma pinça flambada e resfriada, colocar os discos estéreis, previamente embebidos

nas soluções testes, sobre a superfície do meio inoculado, exercendo uma leve

pressão com a ponta da pinça para uma boa adesão dos discos; incubar a placa

com os discos em estufa bacteriológica a 36 0C por 24 horas. O resultado foi obtido

medindo-se, com auxílio de um paquímetro, o diâmetro dos halos inibitórios de cada

disco.

Para o ensaio microbiológico utilizou-se ágar Mueller Hinton HiMedia, cloreto

de sódio P.A. Alphatec e padrão de turvação Laborclin. Os materiais foram

previamente esterilizados em autoclave vertical modelo CS, marca Prismatec e

manipulados em fluxo laminar modelo CFLV 09 Veco, posteriormente incubados em

estufa bacteriológica modelo BOD TE-371 Tecnal.

30

3.11 Demanda Química de Oxigênio

Conforme nota técnica de Aquino e colaboradores (2006), a demanda química

de oxigênio (DQO) é um parâmetro indicador do conteúdo de material orgânico

presente em uma solução ou efluente. Tal parâmetro mede, indiretamente, os

elementos redutores presentes na amostra, ou seja, a amostra que contiver

substâncias orgânicas e/ou inorgânicas passíveis de sofrer oxidação pelo dicromato

de potássio em meio ácido, causará DQO (AQUINO; SILVA; CHERNLCHARD,

2006).

O ensaio de DQO foi realizado pelo laboratório de Limnologia do Gerpel –

Unioeste. A metodologia seguiu conforme Standard Methods for the Examination of

Water and Wastewater (APHA, 2005).

4. Resultados e discussão

4.1 Caracterização por MEV

As imagens (Figura 5) obtidas com ampliação de 30000 vezes mostram que o

material sintetizado é constituído de partículas de tamanho heterogêneo. Apesar

disso, verifica-se que há partículas muito pequenas, o que indica a presença de

nanopartículas. O aumento da área superficial favorece o processo de fotocatálise,

devido ao aumento da área de adsorção do composto a ser oxidado na superfície do

catalisador.

31

Figura 5: MEV de ZnO sintetizado com ampliação de 30000 vezes.

32

4.2 Caracterização por DRX

O difratograma mostra picos localizados a 2θ = 31.9◦, 34.5◦, 36.3◦, 47.6◦,

56.7◦, 62.9◦ e 68.1◦, que correspondem ao plano de reflexões da estrutura de ZnO

hexagonal. Observa-se que os picos identificados para o ZnO sintetizado

correspondem 100% ao ZnO, conforme a base de dados. A intensidade e largura

dos picos na amostra sintetizada mudou em comparação ao ZnO comercial, isto

pode ser um indício da diminuição do tamanho do cristal (formação de nanocristais).

Sendo assim, há evidências de que a síntese foi bem sucedida, com formação de

estruturas cristalinas menores, quando comparadas ao ZnO comercial. Para

certificar-se de que estão em escala nanométrica deve-se realizar análise de

Microscopia Eletrônica de Transmissão (MET).

Os resultados da análise por DRX são apresentados na Figura 6, a seguir.

Figura 6: DRX para as amostras de ZnO sintetizada e comercial.

Meas. data:ZnO comercial - Bruna

Meas. data:ZnO sintetizado - Bruna

Zinc Oxide, O1 Zn1, 10

2-theta (deg)

Inte

nsity (

cp

s)

20 40 60 80

0.0e+000

2.0e+005

4.0e+005

6.0e+005

8.0e+005

33

4.3 Curva de calibração e escolha da solução de trabalho

A fim de conhecer o espectro de absorvância do fármaco em estudo e

determinar o comprimento de onda de absorção máxima, preparou-se soluções nas

concentrações de 5 a 10 mgL-1 e fez-se varreduras de 220 a 400 nm, conforme

Figura 7, abaixo.

Figura 7: Espectro de absorção do CIP em função da concentração.

Verificou-se que no comprimento de onda 272 nm o fármaco em estudo

apresenta um pico de absorção máximo. Portanto, determinou-se o coeficiente de

absortividade a partir dos dados de absorvância nesse comprimento de onda.

O coeficiente angular da reta equivale ao coeficiente de absortividade (Ɛ)

multiplicado pelo caminho óptico da cubeta, que neste caso é igual a 1 cm, portanto

o Ɛ do CIP é igual a 0,092 L mg-1 cm-1, resultado esse que pode ser aceito devido ao

ótimo ajuste linear dos dados obtidos (R2=0,997), conforme mostrado na Figura 8.

Sendo assim, a solução de trabalho escolhida foi a de concentração 5 mg L-1.

0,0000

0,2000

0,4000

0,6000

0,8000

1,0000

190 240 290 340 390

Ab

so

rvân

cia

Comprimento de onda (nm)

5 mg.L-1

6 mg.L-1

7 mg.L-1

8 mg.L-1

9 mg.L-1

10 mg.L-1

34

Figura 8: Curva de calibração a 272 nm.

4.4 Avaliação do processo de fotocatálise heterogênea com ZnO comercial

Os experimentos seguiram conforme planejamento experimental proposto.

Para avaliar a eficiência do processo de fotodegradação com irradiação artificial foi

avaliada a % Red. Abs. Os resultados obtidos apresentaram variações de 42% a

76%, conforme apresentados na Tabela 3.

Tabela 3: Resumo dos experimentos realizados e seus respectivos valores de

porcentagem de redução da absorvância, para o ZnO comercial.

Experimentos

Condições experimentais

pH H2O2 (mg L-1

) ZnO (mg L-1

) %Red. Abs.

E1 4 (-1) 100 (-1) 20 (-1) 42%

E2 4 (-1) 100 (-1) 40 (1) 57%

E3 4 (-1) 500 (1) 20 (-1) 76%

E4 4 (-1) 500 (1) 40 (1) 68%

E5 10 (1) 100 (-1) 20 (-1) 58%

E6 10 (1) 100 (-1) 40 (1) 64%

E7 10 (1) 500 (1) 20 (-1) 73%

E8 10 (1) 500 (1) 40 (1) 72%

E9 7 (0) 300 (0) 30 (0) 61%

E10 7 (0) 300 (0) 30 (0) 58%

E11 7 (0) 300 (0) 30 (0) 59%

y = 0,092x + 0,009 R² = 0,997

0,0000

0,1000

0,2000

0,3000

0,4000

0,5000

0,6000

0,7000

0,8000

0,9000

1,0000

5 6 7 8 9 10

Ab

so

rvân

cia

Concentração (mg L-1)

35

O modelo estatístico linear apresentou boa correlação entre valores previstos

pelo modelo em função dos valores observados, para a redução absorvância,

conforme apresentados pela Figura 9.

Figura 9: Valores previstos para o processo de fotodegradação em função dos

valores observados para a % Red. Abs.

As respostas experimentais baseadas nos valores de redução da absorvância

no planejamento experimental permitiram o desenvolvimento de um modelo

estatístico, com ajuste linear, dos efeitos das interações entre os coeficientes

associados às variáveis utilizados no processo de degradação, conforme

apresentados na Tabela 4.

Observando os dados expressos nessa Tabela, é possível concluir que, ao

nível de significância de 95% (p-valor < 0,05), os parâmetros pH e H2O2, assim como

a interação entre os parâmetros pH e H2O2 e H2O2 e ZnO são significativos para o

processo. Ainda, é possível verificar que as variáveis pH e H2O2 apresentam grau de

influência no mesmo sentido.

Para a variável pH, o acréscimo do nível -1 (pH 4) para o nível 1 (pH 10)

provoca o aumento do percentual de redução da absorvância em 6%. O fator que

36

teve maior influência na percentagem de redução da absorvância foi a concentração

de H2O2. Nesse sentido, o aumento na concentração de H2O2 de 100 mg L-1 para

500 mg L-1, aumentou a resposta em 17%.

Avaliando a interação entre fatores pH e H2O2, observa-se que o aumento da

interação provoca a diminuição do valor de resposta em 5,5%, da mesma forma que

a interação entre os fatores H2O2 e ZnO diminui em 7,5% a resposta.

Observa-se que para a porcentagem de redução da absorvância a variável

ZnO e a interação pH + ZnO não foram significativos ao nível de 5% de significância.

O valor de R2 de 0,91395 indica que cerca de 91% da variabilidade na

resposta pode ser explicada por meio do modelo calculado.

Tabela 4: Efeito das interações entre as variáveis do processo de fotodegradação

com irradiação artificial para redução da absorvância.

Fatores Efeitos Coeficiente Erro texp (2) p-valor

Intercepto 62,54545 62,54545 0,46057 135,80120 0,00005

X1 6,00000 3,00000 0,54000 5,55490 0,03091

X2 17,00000 8,50000 0,54000 15,73890 0,00401

X3 3,00000 1,50000 0,54000 2,77750 0,10887

X1.X2 -5,50000 -2,75000 0,54000 -5,09200 0,03647

X1.X3 -0,50000 -0,25000 0,54000 -0,46290 0,68892

X2.X3 -7,50000 -3,75000 0,54000 -6,94370 0,02012

A variável X1 é o valor codificado para pH, X2 é o valor codificado para H2O2,

X3 o valor codificado para ZnO; a interação pH + H2O2 é codificada pela variável

X1.X2, a interação pH + ZnO é codificada pela variável X1.X3 e a interação H2O2+

ZnO é codificada pela variável X2.X3.

A análise de variância (ANOVA) que evidencia a validade do modelo adotado

através do teste F e o erro experimental pelo resíduo com 95% de confiança é

apresentada na Tabela 5.

37

Tabela 5: Análise de variância (ANOVA) do modelo linear previsto para o processo

de fotodegradação na redução da absorvância, para ZnO comercial.

Fonte Soma

Quadrática

Graus de

Liberdade

Média

Quadrática Fcal Ftab

Regressão 841,5000 6 140,2500 7,0809 6,163

Resíduo 79,2273 4 19,8068

Falta de Ajuste 74,5606 2 37,2803 15,9773 19,00

Erro Puro 4,6667 2 2,3333

Total 920,7273 10

As variáveis significativas para o processo (pH, H2O2, bem como as

interações pH e H2O2 e H2O2 e ZnO) apresentaram F calculado (7,0809) maior que F

tabelado (6,163), e para a falta de ajuste o F tabelado (19,00) foi maior que o F

calculado (15,9773), indicando a validade deste modelo experimental para estas

variáveis estudadas.

Assim, o modelo linear que descreve a percentagem de redução da

absorvância (% Red Abs) pode ser descrito pela Equação 13.

% Red Abs = 62,54545 + 3,00X1 + 8,50X2– 2,75X1.X2 – 3,750X2.X3 (Equação 13)

Sendo que: X1 é o valor codificado para pH, X2 é o valor codificado para H2O2,

X1.X2 o valor codificado para a interação pH + H2O2 e X2.X3 o valor codificado para a

interação H2O2 + ZnO.

Para melhor visualização dos resultados da análise estatística foram

construídas superfícies de resposta a partir do modelo proposto em função da

%Red. Abs., conforme apresentado na Figura 10. Os gráficos foram construídos

considerando apenas os efeitos estatisticamente significativos ao nível de confiança

de 95%, conforme exposto anteriormente.

38

Figura 10: Superfície de resposta dos resultados experimentais da redução da

absorvância em função do pH e da [H2O2].

Na Figura 10 foi analisado os efeitos das duas variáveis significativas (pH e

H2O2) do processo. Observa-se que em pH alcalino (10,0) obtém-se uma melhor

eficiência do processo de fotodegradação. O resultado tende a ser ainda melhor

quando aproximamos a variável H2O2 do nível 1, onde foi utilizada a concentração

de 500 mg L-1.

Os pressupostos foram checados por meio de verificações gráficas dos

resíduos, seguidas do teste de Shapiro-Wilk para normalidade (p-valor = 0,43).

Assim, pode-se afirmar que todos os pressupostos foram alcançados ao nível de

significância de 5%, confirmando a validade do modelo, e que as amostras

aleatórias provêm de uma população normal.

Comparando com o trabalho realizado por El-Kemary e colaboradores

(2010), o mesmo obteve uma melhor eficiência dos resultados em pH 10 (50%)

corroborando com os resultado deste trabalho, no qual as %Red. Abs. em pH

alcalino ficaram entre 42 e 76%, dando indícios de que a molécula foi degradada.

A influência do pH sobre a eficiência catalítica do ZnO foi investigada pelo

ajuste do pH da mistura em 4 , 7 e 10. O pH pode alterar as propriedades de carga

de superfície do fotocatalisador e, provavelmente, a estrutura química do fármaco,

portanto a reação de fotocatálise é dependente do pH (EL-KEMARY et al., 2010).

Com relação à fotocatálise, os resultados mostram que a degradação máxima

39

foi obtida a valores de pH de 7 e 10 sob luz UV. Nessas condições o que ocorre é

que os íons hidroxila disponíveis reagem com as lacunas (h+) para formar radicais

hidroxila, que têm a capacidade de oxidação elevada, aumentando

consequentemente, a taxa de fotodegradação do CIP. Em valores de pH baixos (pH

4) a fotodegradação do CIP foi menos eficiente, pois há uma elevada concentração

de prótons, que possuem elevada afinidade para o anions hidroxila, impedindo a

formação dos radicais hidroxila. Como não existem ions hidroxilas livres, a formação

dos radicais oxidantes não é possível. Sendo assim, a fotodegradação diminuiu

empH baixo ou a diminuição da fotodegradação pode também ser devido à

dissolução de ZnO em condições altamente ácidas (EL-KEMARY et al., 2010).

A Figura 11, representa o deslocamento do pico de absorvância máxima

ocasionado pela mudança de pH na solução de CIP.

Figura 11: Espectros CIP no pH 4, 7 e 10.

Com relação ao efeito do pH no espectro do CIP, observa-se que quando a

solução apresenta caráter básico (pH 10), a molécula de CIP tem sua função amina

protonada, e o grupamento carboxílico desprotonado, fazendo com que a molécula

em solução possua carga zero (caráter anfolítico). Por outro lado, em pH ácido, a

molécula em solução possui suas funções amina e ácido carboxílico protonados,

predominando sua forma catiônica (SOUZA, 2016).

O fato da molécula de CIP sofrer uma protonação/desprotonação, conforme o

pH da solução, faz com que ocorra um deslocamento do comprimento de onda de

0

0,1

0,2

0,3

0,4

0,5

0,6

220 270 320 370

Ab

sorv

ânci

a

Comprimento de onda (nm)

pH 4

pH 7

pH 10

40

máxima absorção. Contudo, a variação do pH, mesmo deslocando o pico de máxima

absorção, não influencia na proporção de redução do CIP, pois a molécula não sofre

nenhuma alteração, há apenas um incremento ou diminuição em relação ao

comprimento de onda relativos as transições eletrônicas moleculares (SOUZA,

2016). Assim, o deslocamento dos picos por efeito do pH não influenciaram os

resultados desse trabalho.

4.5 Avaliação do processo de fotocatálise heterogênea com ZnO nanoparticulado

Os experimentos seguiram conforme planejamento experimental proposto. A

eficiência do processo de fotodegradação com irradiação artificial foi avaliada pela

redução da absorvância. Os resultados obtidos apresentaram variações de 55% a

78% na % Red. Abs., conforme apresentados na Tabela 6.

Tabela6: Resumo dos experimentos realizados com ZnO nanoparticulado e suas

respectivas %Red Abs.

Experimentos

Condições experimentais

pH H2O2 (mg L-1

) ZnO (mg L-1

) %Red. Abs.

E1 4 (-1) 100 (-1) 20 (-1) 55%

E2 4 (-1) 100 (-1) 40 (1) 71%

E3 4 (-1) 500 (1) 20 (-1) 78%

E4 4 (-1) 500 (1) 40 (1) 72%

E5 10 (1) 100 (-1) 20 (-1) 62%

E6 10 (1) 100 (-1) 40 (1) 70%

E7 10 (1) 500 (1) 20 (-1) 74%

E8 10 (1) 500 (1) 40 (1) 72%

E9 7 (0) 300 (0) 30 (0) 67%

E10 7 (0) 300 (0) 30 (0) 66%

E11 7 (0) 300 (0) 30 (0) 68%

Ao analisarmos os experimentos E1 e E2, observa-se que houve um aumento

em 16% na resposta, apenas com a mudança da variável ZnO, a qual passou de 20

mg L-1 para 40 mg L-1. Porém, quando aumentamos a concentração de H2O2 para

500 mg L-1, essa variação da concentração de ZnO faz com que a resposta diminua

em 6% (E3 e E4). Ao compararmos os experimentos E1 e E2, com E5 e E6, apenas

a variável pH sofre alteração de 4 para 10, e o que ocorre é que a resposta aumenta

41

apenas 8% do experimento E5 para o E6, ou seja, quando passamos para um pH

mais básico, a degradação não foi tão eficiente.

Uma comparação simples pode ser feita com relação aos resultados obtidos

no experimento com ZnO comercial e nanoparticulado. O ZnO comercial obteve em

média 62,5% de redução na absorvância, já o nanoparticulado essa média foi de

68,6%, ou seja, um aumento de 6% de eficiência.

O modelo estatístico apresentou boa correlação entre valores previstos pelo

modelo em função dos valores observados, para a redução da absorvância,

conforme apresentados pela Figura 12.

Figura 12: Valores previstos para o processo de fotodegradação em função dos

valores observados para %Red. Abs.

As respostas experimentais, baseadas nos valores de redução da

absorvância, permitiram o desenvolvimento de um modelo estatístico, com ajuste

linear, dos efeitos das interações entre os coeficientes associados às variáveis

utilizados no processo de degradação, conforme apresentados na Tabela 7.

Observando os dados expressos nessa Tabela 7, é possível concluir que, ao

nível de significância de 95% (p-valor < 0,05), os parâmetros H2O2e ZnO, assim

como a interação entre esses dois parâmetros são significativos para o processo.

42

Ainda, é possível verificar que as variáveis H2O2e ZnO apresentam grau de

influência num mesmo sentido.

O fator que teve maior influência para o processo de degradação foi o H2O2.

Com relação a essa variável, o aumento na concentração de 100 mg L-1 para 500

mg L-1, aumentou a resposta em 9,5%. Assim como a variável ZnO, onde o

acréscimo do nível -1 (20 mg L-1) para o nível 1 (40 mg L-1) causa o aumento de 4%

na redução da absorvância.

Avaliando a interação entre fatores H2O2 e ZnO observa-se que o aumento da

interação provoca a diminuição de 8,0% no valor de resposta. Observa-se que para

a porcentagem de redução da absorvância a variável pH, bem como as interações

pH + H2O2e pH + ZnO não foram significativos ao nível de 5% de significância.

O valor de R2 de 0,91968 indica que cerca de 92% da variabilidade na

resposta pode ser explicada por meio do modelo calculado.

Tabela7: Efeito das interações entre as variáveis do processo de fotodegradação

com irradiação artificial, utilizando ZnO nanoparticulado, para redução da

absorvância.

Fatores Efeitos Coeficiente Erro texp (2) p-valor

Intercepto 68,63636 68,63636 0,301511 227,6411 0,000019

X1 0,50000 0,25000 0,707107 0,7071 0,552786

X2 9,50000 4,75000 0,707107 13,4350 0,005495

X3 4,00000 2,00000 0,707107 5,6569 0,029857

X1 + X2 -2,25000 -1,25000 0,707107 -3,5355 0,071523

X1 + X3 -1,00000 -0,50000 0,707107 -1,4142 0,292893

X2 + X3 -8,00000 -4,00000 0,707107 -11,3137 0,007722

A variável X1 é o valor codificado para pH, X2 é o valor codificado para H2O2,

X3 o valor codificado para ZnO; a interação pH + H2O2 é codificada pela variável

X1.X2, a interação pH + ZnO é codificada pela variável X1.X3 e a interação H2O2+

ZnO é codificada pela variável X2.X3.

A análise de variância (ANOVA) que evidencia a validade do modelo adotado

através do teste F e o erro experimental pelo resíduo com 95% de confiança é

apresentada na Tabela 8.

43

Tabela8: Análise de variância (ANOVA) do modelo previsto para o processo de

fotodegradação com ZnO nanoparticulado na redução da absorvância.

Fonte Soma

Quadrática

Graus de

Liberdade

Média

Quadrática Fcal Ftab

Regressão 355,5000 6 59,2500 7,6340 6,163

Resíduo 31,0455 4 7,7613

Falta de Ajuste 29,0455 2 14,5227 14,5227 19,00

Erro Puro 2,0000 2 1,0000

Total 386,5455 10

As variáveis significativas para o processo (H2O2, ZnO, bem como a interação

entre essas duas variáveis) apresentaram F calculado (7,6340) maior que F tabelado

(6,163), e para a falta de ajuste o F tabelado (19,00) foi maior que o F calculado

(14,5227), indicando a validade deste modelo experimental para estas variáveis

estudadas.

Assim, o modelo linear que descreve a %Red Abs pode ser descrito pela

Equação 15.

% Red Abs = 68,63636 + 4,75X1 + 2,0X2 – 4,0X2.X3 (Equação 14)

Sendo que: X1 é o valor codificado para H2O2, X2 é valor codificado para ZnO

e X2.X3 o valor codificado para a interação H2O2 + ZnO.

Para melhor visualização dos resultados da análise estatística foi construído o

gráfico de superfície de resposta, a partir do modelo proposto em função da %Red.

Abs., conforme apresentado na Figura 13. O gráfico foi construído considerando

apenas os efeitos estatisticamente significativos ao nível de confiança de 95%,

conforme exposto anteriormente.

44

Figura 13: Superfície de resposta dos resultados experimentais para redução da

absorvância em função da concentração de H2O2 e ZnO nanoparticulado.

Na Figura 12 foi analisado os efeitos das duas variáveis significativas (H2O2 +

ZnO) do processo. Observa-se que os melhores resultados encontram-se nas

regiões de nível 1, ou seja, ZnO 40 mg L-1 e H2O2 500 mg L-1.

Os pressupostos foram checados por meio de verificações gráficas dos

resíduos, seguidas do teste de Shapiro-Wilk para normalidade (p-valor = 0,61).

Assim, pode-se afirmar que todos os pressupostos foram alcançados ao nível de

significância de 5%, confirmando a validade do modelo, e que as amostras

aleatórias provêm de uma população normal.

El Kemary e colaboradores (2010), em estudo semelhante sobre a

degradação do CIP com o uso de ZnO nanoparticulado, realizaram o ensaio de

fotólise direta para garantir que a degradação de CIP pelo ZnO foi o mecanismo

dominante. Nesse teste irradiou-se 4 mg L-1 de CIP sem ZnO durante 60 min, com

lâmpada de 365 nm, e o que se demonstrou foi que não houve alteração na

concentração de CIP por esse processo. Dessa forma, ficou evidente que a

degradação ocorre pela ação do ZnO. No presente trabalho também realizou-se o

ensaio de fotólise direta, onde irradiou-se CIP 5 mg L-1 em pH 4 durante 60 min,

com lâmpada ultravioleta, porém nada ocorreu à amostra, ficando evidente, assim

como no trabalho anteriormente mencionado, que a degradação ocorre pela ação do

ZnO.

45

O experimento denominado ―E3‖, o qual obteve melhor resultado de

degradação, foi realizado também na ausência de ZnO, ou seja, fez-se o ensaio de

degradação utilizando apenas luz ultravioleta, H2O2 500 mg L-1 e pH 4, a fim de

verificar a influência da falta de ZnO no processo de fotodegradação. O que ocorreu

foi uma redução de 50% da absorvância, ou seja, 28% a menos do que quando

utilizamos tal catalisador, porcentagem essa considerada relevante ao processo.

Com isso, pode-se concluir que o maior responsável pela degradação do CIP é o

H2O2, porém, ao utilizamos ZnO, o mesmo contribui significativamente ao processo,

conclusões estas que corroboram com a análise estatística.

4.6 Cinética Química

Para a determinação da constante de velocidade (k), segundo uma cinética

de primeira ordem (ou pseudo primeira ordem), foi traçado o gráfico de ln(A0/A) em

função do tempo para o experimento que apresentou melhor resposta,

acompanhando-se o comportamento da banda em 272 nm. As condições que

obtiveram a melhor resposta foram: pH 4, H2O2 500 mg L-1 e ZnO 20 mg L-1. A

cinética de primeira ordem (pseudo primeira ordem) é representado pela equação

16:

- ln(A/A0) = k t (Equação 16)

Na Figura 14 está representado o gráfico de ln(A0/A) em função do tempo

para o experimento que apresentou melhor resultado (E3).

46

Figura 14: Ajustes lineares dos pontos do gráfico de ln(A0/A) em função do tempo

(minutos) para o experimento 3 do planejamento experimental.

Através do gráfico de ln(A0/A) em função do tempo, obteve-se o valor de k (k

= 2,4 10-2 min-1) e o coeficiente de correlação (R2), o qual apresentou bom ajuste

linear de 0,9941, sendo possível afirmar que as relações lineares entre ln(A0/A) em

função do tempo seguem uma cinética de primeira ordem (pseudo primeira ordem)

até 60 minutos de reação, a qual é geralmente esperada para um sistema

fotocatalítico utilizando ZnO (LEYVA et al., 2008; AMISHA et al., 2008).

Na Figura 15, observa-se o espectro do CIP nos tempos 15, 30, 45 e 60

minutos, conforme seguiu o ensaio de cinética da reação, onde nesses tempos a

%Red. Abs. foi, respectivamente, 36,6, 56,6, 68,6 e 78,1%.

y = 0,024x + 0,053 R² = 0,994

0

0,2

0,4

0,6

0,8

1

1,2

1,4

1,6

0 10 20 30 40 50 60

ln (

A0/A

)

Tempo (min)

47

Figura 15: Espectros de absorção do CIP 5 mg L-1 em função dos tempos de

irradiação.

É possível observar no espectro do CIP (Figura 15) a existência de um ponto

isosbéstico centrado em aproximadamente 345 nm, indicando que há a conversão

de uma estrutura em outra.

4.7 Ensaio ecotoxicológico com micro-crustáceos - Artemia salina

Na Tabela 9 estão representados os resultados obtidos no ensaio de

toxicidade realizados nas condições experimentais que apresentaram melhores

taxas de degradação do CIP, ou seja, pH 4, 500 mg L-1 de H2O2 e 20 mg L-1 de ZnO.

Como controle negativo foi utilizado água destilada e como controle positivo

uma solução aquosa contendo CIP na concentração de 5 mg L-1. O ensaio

denominado ―tratamento‖ se trata da degradação que obteve o melhor resultado, ou

seja, o experimento 3 (E3), assim como o ―tratamento sem H2O2" consiste na mesma

solução, porém neste caso adicionou-se MnO2 para que o H2O2pudesse ser

eliminado e não causando resultados falso positivo. Todo ensaio foi realizado em

triplicata.

48

Tabela 9: Percentagem de mortalidade nos ensaios toxicológicos.

Ensaio toxicológico Mortalidade (%)

Controle Positivo 100

Controle Negativo 0

Tratamento 100

Tratamento (sem H2O2) 43,3

H2O2 500 mg L-1 100

O percentual de mortalidade obtido no controle positivo foi de 100%,

indicando que a solução de CIP é letal para a totalidade dos organismos teste. Na

solução do antibiótico submetida ao processo de fotodegradação, o resultado

também foi o mesmo, ou seja, a morte de todos os náuplios de A. salina. Porém, ao

adicionarmos MnO2, fazendo com o que o H2O2 presente no meio fosse consumido,

houve a morte de apenas 43,3%. Outra contra prova realizada foi um teste de

toxicidade com uma solução de H2O2 500 mg L-1, para a qual houve a mortandade

de todos os organismos teste. Portanto, conclui-se que, em parte, a toxicidade é

oriunda do peróxido de hidrogênio, e que o tratamento realizado diminuiu a

toxicidade para A. salina.

4.8 Ensaio Microbiológico - Método disco-difusão (Kirby-Bauer)

A avaliação da atividade antimicrobiana é muito importante para soluções

submetidas a um POA, porque mesmo as taxas de degradações sendo altas, os

intermediários formados podem apresentar atividade microbiana. Estudos realizados

por Dodd et al. (2009), Paul et al. (2010) e Rodrigues-Silva et al. (2013),avaliaram a

atividade antimicrobiana residual de soluções de ciprofloxacino, enrofloxacina e

flumequina em água ultrapura, submetidas aos POA por ensaios de inibição do

crescimento da bactéria Escherichia coli. Nesses estudos, os autores concluíram

que a atividade antimicrobiana da solução diminuiu conforme a quinolona foi

degradada.

Portanto, é possível que a desativação da atividade antimicrobiana ocorra

mesmo quando não seja alcançada a total mineralização do composto alvo presente

na solução. Portanto, podem ser considerados eficientes os tratamentos que

49

desativem a atividade biológica ou que modifiquem a estrutura dos antimicrobianos

(PAUL, 2010).

A medida da toxicidade das substâncias é de suma importância, e no caso de

estudo com antibióticos não é diferente. Para tal estudo, foram utilizadas quatro

solução, sendo elas denominadas A, B, C e D, as quais são, respectivamente,

solução de CIP 5 mg L-1, H2O2500 mg L-1, degradação (E3) e degradação (E3) sem

H2O2 (o qual foi eliminado com MnO2).

Os resultados da análise de atividade antibacteriana são mostrados na Figura

16, a seguir.

Figura 16: Imagens do teste de atividade antibacteriana realizado pelo método disco-difusão (Kirby-Bauer). Amostras denominadas A, B, C e D são, respectivamente, solução de CIP 5 mg L-1, H2O2 500 mg L-1, degradação (E3) e degradação (E3) sem H2O2.

50

Conforme pode-se observar nas imagens anteriores (Figura 16), o que

ocorreu foi a inibição de crescimento microbiano apenas para o antibiótico em

estudo, na concentração 5 mg L-1, o qual apresentou halo inibitório médio de 15,5

mm para a bactéria E. coli e 16,5 mm para a bactéria S. aureus, as demais soluções

teste não apresentaram atividade antimicrobiana, dessa forma pode-se afirmar que a

amostra submetida ao tratamento por fotocatálise heterogênea com ZnO

nanoparticulado perdeu sua atividade antimicrobiana.

4.9 Demanda Química de Oxigênio

O ensaio de DQO foi realizado apenas para o melhor resultado da

degradação (E3) utilizando ZnO nanoparticulado, nas condições: 20 mg L-1de ZnO,

500 mg L-1de H2O2 e em pH 4, o qual obteve um percentual de redução da

absorvância de 78%. O teste seguiu em duplicata e as amostras foram: solução de

CIP 5 mg L-1 com adição de 500 mg L-1 de H2O2 (denominada Amostra A) e amostra

degrada, após 60 minutos de reação (denominada Amostra B).Os resultados obtidos

são apresentados da Tabela 10, abaixo.

Tabela 10: Resultados da análise de DQO para as amostras A e B, referentes aos

ensaios de degradação com ZnO nanoparticulado.

Amostras DQO (mg L-1)

Amostra A 42,171 mg L-1

Amostra B 35,271 mg L-1

Da amostra A, para a amostra B houve a redução da DQO em

aproximadamente 7 mg L-1, ou 16,4% de eficiência na remoção. Ou seja, 78% da

amostra foi degradada ou convertida, 6mas apenas 16,4% dos compostos orgânicos

foram oxidados. Pode-se dizer que, apesar da solução de CIP ter sido degradada, a

maior parte da molécula não sofreu oxidação, sendo possivelmente convertida em

outra estrutura.

51

CONCLUSÃO

No estudo de fotocatálise heterogênea com ZnO comercial observou-se que o

antibiótico CIP apresentou percentual de degradação entre 42 e 76%, sendo a

melhor condição na presença de 20 mg L-1de ZnO, 500 mg L-1de H2O2e em pH 4. Ao

ponto que as degradações com ZnO nanoparticulado apresentaram percentual de

degradação entre 55% e 78%, sendo a melhor condição na presença de 20 mg L-1,

500 mg L-1 de H2O2 e em pH 4, seguindo uma cinética de pseudo-primeira ordem.

Assim sendo, o ZnO nanoparticulado apresentou-se em média 6% mais eficiente

que o ZnO comercial, valor este considerado não muito expressivo em comparação

com o comercial, mas que nos dá indícios de que o estudo das nanopartículas é

importante, pois se for bem equacionado, pode aumentar ainda mais a eficiência dos

processos fotodegradação.

O tratamento estatístico do processo que utilizou o ZnO comercial como

catalisador, demonstrou que as variáveis pH e H2O2, bem como as interações H2O2

e ZnO e H2O2 e pH apresentaram significância sobre o processo de fotodegradação.

Já para o ZnO sintetizado, as variáveis estatisticamente significativas foram ZnO,

H2O2 e a interação entre essas duas variáveis.

Com as análises de DRX e MEV pode-se concluir que, apesar do material

sintetizado obtido ser constituído de partículas de tamanho heterogêneo, há sim

partículas em escala nano, evidenciando que a síntese foi bem sucedida. Não foi

possível realizar análise de Microscopia Eletrônica de Transmitância (MET), pois só

assim poderia ser estimado o tamanho real da partícula sintetizada.

Os ensaios de toxicidade com Artemia salina e também de atividade

antimicrobiana, realizados para o ZnO nanoparticulado, mostraram que o produto de

degradação do CIP não foi tóxico para os organismos teste e não apresentou

atividade antimicrobiana para os microorganismos E. colie S. aureus, o que é

positivo, pois assim pode-se afirmar que durante a degradação não foram formados

produtos tóxicos. Já o ensaio de DQO para ZnO nanoparticulado evidenciou que,

apesar de 78% da amostra ter sido degradada, apenas 16,4% dos compostos

orgânicos foram oxidados.

Na natureza, os analitos farmacêuticos são encontrados na ordem de µg L-1a

ng L-1, porém, o presente trabalho utilizou a concentração na ordem de mg L-1

motivados pelas técnicas de quantificação disponíveis no laboratório de estudo, uma

52

vez que quanto menor a concentração maior pode ser o erro analítico. Apesar de ser

considerada uma alta concentração se comparado as concentrações encontradas no

meio ambiente, os resultados foram satisfatórios.

Devido à crescente problemática dos resíduos frente ao lançamento de

efluentes espera-se ter contribuir para a degradação do fármaco cloridrato de

ciprofloxacino, já que o mesmo vem sendo encontrado em ETE em baixas

concentrações. Ficando evidente que o estudo de nanopartículas é de fundamental

importância, uma vez que a tendência é tornar mais eficiente o processo de

fotocatálise, devido à diminuição do tamanho da partícula e consequente aumento

da energia de band gap.

A identificação dos produtos formados durante os processos de degradação é

uma etapa bastante trabalhosa devido às baixas concentrações em que esses

intermediários se encontram. Para comprovar a identidade dos intermediários

formados é necessária a aquisição de padrões analíticos desses intermediários, os

quais nem sempre se encontram disponíveis. Entretanto, conforme Albini e Monti

(2003),não é comum que as fluoroquinolonas sofram rearranjo em sua estrutura

química durante a exposição à radiação UV. A principal modificação que pode

ocorrer em sua estrutura é a perda do átomo de flúor (F), seguida da eliminação do

grupo carboxila (COOH) (ALBINI; MONTI, 2003).

Sugere-se, a fim de obter resultados mais expressivos para a fotodegradação,

que a síntese do ZnO seja melhor equacionada, a fim de se obter partículas de

tamanho homogêneo. Por fim, considera-se positivo os resultados apresentados,

visto que comprovou-se, com a fotodegradação, a diminuição da toxicidade do

antibiótico para os organismos teste.

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REFERÊNCIAS

APHA - American Public Health Association. ―Standard Methods for the Examination of Water and Wastewater‖, 21ª Ed. Washington – DC: APHA, 2005. AQUINO, S. F.; SILVA, S. Q.; CHERNICHARO, C. A. L. ―Considerações práticas sobre o teste de demanda química de oxigênio (DQO) aplicado à análise de efluentes anaeróbicos”. Engenharia Sanitária e Ambiental. Vol.11, No 4, 295-304, 2006. ALBINI, A.; MONTI, S. Photophysics and photochemistry of fluoroquinolones. Chemical Society Reviews. Vol. 32, No 4, 238-250, 2003. ALMEIDA, M. K. Fotocatálise heterogênea aplicada na degradação do corante rodamina-B utilizando nanopartículas de dióxido de titânio. Santa Cruz do Sul: 2011. 97 f. Dissertação (Mestrado). Universidade de Santa Cruz do Sul, Rio Grande do Sul, 2011. AMISHA S.; SELVAM K.; SOBANA N.; SWAMINATHAN M. ―Photomineralization of Reactive Black 5 with ZnO using Solar and UV-A Light‖. Journal of the Korean Chemical Society. Vol. 52, No 1,66-72, 2008. BAROSA, J., FERREIRA, A., FONSECA, B., SOUZA, I. Teste de toxicidade de cobre para Artemia salina – Poluição e ecotoxicologia marinha, 2003. BARCELÓ, D. Emerging pollutants in water analysis. Trends in Analytical Chemistry. Vol. 22, No10, 14-16, 2003. BATT, A. L.; BRUCE, I. B.; AGA, D. S. Evaluating the vulnerability of surface waters to antibiotic contamination from varying wastewater treatment plant discharges. Environmental Pollution. Vol. 142, No2, 295-302, 2006. BILA, D. M; DEZOTTI, M. Fármacos no meio ambiente. Química Nova. Vol. 26, No 4, 2003, 523-530. CAETANO, B. L., Formação e crescimento de nanopartículas de ZnO via sol-gel. Tese (Doutorado). Araraquara, 2010. CASTIGLIONI, S.; BAGNATI, R.; FANELLI, R.; POMATI, F.; CALAMARI, D. ZUCCATO, E. Removal of pharmaceuticals in sewage treatment plants in Italy. Environmental Science & Technology. Vol. 40, No 1, 157-163, 2006. CHATZITAKIS, A.; BERBERIDOU, C.; PASPALTSIS, I.; KYRIAKOU, G.; SKLAVIADIS, T.; POULIOS, I. Photocatalytic degradation and drug activity reduction of Chloramphenicol. Water Research. Vol. 42, No 1-2, 386-394, 2008. CRUZ, L. H.C; HENNING, F. G.; SANTOS, A. B.; ZAMORA, P. P. Degradação fotocatalítica de sulfametoxazol, trimetoprima e diclofenado em solução aquosa. Química Nova, Vol. 33, No 6, 1270 – 1274, 2010. CULLITY, B. D. Elements of X-Ray Diffraction, 2ª ed., Ed. Reading: Addison-Wesley, p. 555, 1978. DANESHVAR, N.; SALARI, D.; KHATAEE, A. R. Photocatalytic degradation of azo dye acid red 14 in qater on ZnO as an alternative catalyst to TiO2. Journal of Photochemistry and Photobiology A: Chemistry. Vol 162, 317-322, 2004. DEDAVID, B. A., GOMES, C. I., MACHADO, G. Microscopia Eletrônica de Varredura – Aplicações e preparação de amostras: materiais poliméricos, metálicos e semicondutores. Porto Alegre: Editora EDIPUCRS, 2007.

54

DAUGHTON, C. G., TERNES, T. A. Pharmaceuticals and personal care products in the environment: agents of subtle change? Environmental Health Perspectives. Vol. 107, No 6, 907 – 938, 1999. DODD, M. C., KOHLER, H. E., GUNTEN, U. ―Oxidation of Antibacterial Compounds by Ozone and Hydroxyl Radical: Elimination of Biological Activity during Aqueous Ozonation Processes‖. Environmental Science & Technology. Vol 43, No 7, 2498-2504, 2009. EL-KEMARY, M.; EL-SHAMY, H.; EL-MEHASSEB, I. Photocatalytic degradation of ciprofloxacin drug in water using ZnO nanoparticles. Journal of Luminescence. Vol. 130, No 12, 2327-2331, 2010. FELTRIN, C. W. Síntese e propriedades do ZnO: Correlação entre propriedades estruturais e atividade fotocatalítica. Porto Alegre: 2010. 66 f. Dissertação (Mestrado). Instituto de Química, Universidade Federal do Rio Grande do Sul, Porto Alegre, 2010. FERNANDES, D. M.; WINKLER HECHNLEITNER, A. A.; LIMA, S. M.; ANDRADE, L.H.C.; CAIRES, A. R. L. PINEDA E. A. Preparation, characterization, and photoluminescence study of PVA/ZnO nanocomposite films. Materials Chemistry and Physics. Vol. 128, No 3, 317-552, 2011. GÁLVEZ, F. B., RODRÍGUEZ, S. M., GASCA, C. A., BANDALA, E. R., GELOVER, S., LEAL, T. Purificación de águas por fotocatálisis heterogênea: estado da arte. La Plata, Capítulo 3, 2001. HAMEDANI, N. F.; FARZANEH, F. ―Synthesis of ZnO Nanocrystals with Hexagonal (Wurtzite) Structure in Water Using Microwave Irradiation‖. Journal of Sciences Islamic Republic of Iran. Vol. 17, No 3, 231-234, 2006. HARIHARAN, C. Photocatalytic degradation of organic contaminants in water by ZnO nanoparticles: Revisted‖. Applied Catalysis A General. Vol. 304, No 1, 55-61, 2006. HASSAN, H. S.; KASHYOUT, A. B.; MORSI, I.; NASSER, A. A. A. Synthesis, characterization and fabrication of gas sensor devices using ZnO and ZnO:innanomaterials. Journal of Basis and Applied Sciences. Vol. 3, 1-5, 2014. HERRMANN, J. M. Heterogeneous photocatalysis: state of the art and present applications. Topics in Catalysis. Vol. 34, No 1, 49–65, 2005. HOFSTADLER, K.; BAUER, R.; NOVALIC, S.; HELSLER, G.New reactor design photocatalytic wastewater treatment with TiO2 immobilized on fusedsilica glass fibers: photomineralization of 4-chlorophenol. Environmental Science & Technology. Vol. 28, No 4, 670–674, 1994. KANIOU, S.; PITARAKIS, K.; BARLAGIANNI, I.; POULIOS, I. Photocatalytic oxidation of sulfamethazine.Chemosphere. Vol 60, No 3, 372-380, 2005. KHODJA, A. A.; SEHILI, T.; PILICHOWSKI, J. F.; BOULE, P. Photocatalytic degradation of 2-phenylphenol on TiO2 and ZnO in aqueous suspesions. Journal of Photochemistry and Photobiology A: Chemistry. Vol. 141, No 2-3, 231-239, 2001. LEGRINI, O.; OLIVEROS, E. & BRAUN, M. Photochemical Process for water treatment. Chemical Review.Vol. 93, No 2, 671-698, 1993. LEYVA, E.; MONTALVO, C.; MOCTEZUMA, E.; SOCORRO, L. ―Ceramic Processing Research Photocatalytic degradation of pyridine in water solution using ZnO as an alternative catalyst to TiO2‖.Journal of Ceramic Processing Research. Vol. 9, No 5, 455-462, 2008. LIEWHIRAN, C.; SERAPHIN, S.; PHANICHPHANT, S. ―Synthesis of nano-sized ZnO powders by thermal decomposition os zinc acetate using Broussonetia Papyrifera (L.) Vent pulp as a dispersant‖. Current Applied Physics. Vol. 6, No 3, 499-502, 2006. LIMA, G. G. C.; LIMA, C. A. P.; VIEIRA, F. F.; SILVA, E. M. Estudo comparativo da aplicação de nanopartículas de TiO2 e ZnO na descoloração fotocatalítica de uma solução de corante empregando radiação UV artificial. Revista Eletrônica de Materiais e Processos, v. 9, 2014.

55

MACHADO, T. C. Degradação fotocatalítica de rosuvastatina em solução aquosa empregando ZnO em suspensão. Cinética, subprodutos e toxicidade. Porto Alegre: 2011. 82 f.Dissertação (Mestrado). Universidade Federal do Rio Grande do Sul, Porto Alegre, 2011. MEYER, B. N., FERRIGNI, N. R., PUTNAN, J. E., JACOBSEN, L. B., NICHOLS, D. E., Mcl. AUGHLIN, J. Brine shrimp: A convenient general bioassay for active plant constituents. Journal of Medical Plant Research. Vol. 45, No 1, 31-34, 1982. MOLINARI, R.; PIRILLO, F.; LODDO, V.; PALMISANO, L. Heterogeneous photocatalytic degradation of pharmaceuticals in water by using polycrystalline TiO2 and a nanofiltration membrane reactor. Catalysis Today. Vol. 118, No 1, 205-213, 2006. MOURAO, H. A. J. L.; MENDONCA, V. R.; MALAGUTTI, A. R.; RIBEIRO, C.Nanoestruturas em fotocatálise: uma revisão sobre estratégias de síntese de fotocatalisadores em escala nanométrica. Química Nova. Vol.32, No 8, 2181-2190, 2009. MUSIC, S.; POPOVIC, S; MALJKOVIX, M.; DRAGCEVIC, D. ―Influence of synthesis procedure on the formation and properties of zinc oxide‖. Journal of Alloys and Compounds. Vol.347, No 1, 324-332, 2002. NCCLS. Performance Standards for Antimicrobial Disk Susceptibility Tests; Approved Standard—Eighth Edition. NCCLS document M2-A8 (ISBN 1-56238-485-6). NCCLS, 940 West Valley Road, Suite 1400, Wayne, Pennsylvania 19087-1898 USA, 2003. NOGUEIRA, R. F. P., JARDIM, W. F. A fotocatálise heterogênea e sua aplicação ambiental. Química Nova. Vol. 21, No 1, 69 – 72, 1998. OLIVEIRA, D. M. F.; PINEDA, E. A. G.Síntese e caracterização de óxidos metálicos nanoestruturados e sua utilização em nanocompósitos com poli(álcool vinílico). Maringá: 2009. 153 f. Tese (Doutorado) – Departamento de Química, Universidade Estadual de Maringá, Maringá, 2009. OLLIS, D. F. SERPONE, N.; PELIZZETTI, E. Photocatalyzed destruction of water contaminants. Environmental Science and Technology. Vol. 25, No 9, 1522-1529, 1991. OZGUR, U.; ALIVOV, Y. L.; TEKE, A.; RESHCHIKOV, M. A.; DOGAN, S.; AVRUTIN, V.; CHO, S. J.; MORKOC, H. A comprehensive review of ZnO materials and devices. Journal Applied Physics.Vol. 98, No 4, 2005. PADILHA, F., FILHO, F.A., Técnicas de análise microestrutural. Ed. Hemus, Brasil, 2004. PARIDA, K. M.; DASH, S. S.; DAS, D. P. ―Physico-chemical characterization and photocatalytic activity of ZnO prepared by various methods‖. Journal of colloid and Interface Science. Vol. 298, No 2, 787-793, 2006. PARK, J. H.; CHO, I. H.; CHANG, S. W. Comparasion of Fenton and photo-Fenton processes for livestock wasterwater treatment.Journal of Environmental Science and Health. Vol. 41, 109-120, 2006. PAUL, T.; DODD, M. C.; STRATHMANN, T. J. Photolytic and photocatalytic decomposition of aqueous ciprofloxacin: Transformation products and residual antibacterial activity. Water Research. Vol. 44, No 10, 3121-3132, 2010. PERINI, J. A. Degradação dos fármacos ciprofloxacino e sertralina pelos processos ferro zero e foto-fenton – Aplicação em amostras de efluentes de estação de tratamento de esgoto. Araraquara: 2013. 180 f. Tese (Doutorado): Instituto de Química, Universidade Estadual Paulista. Araraquara, 2013.

56

RABINDRANATHAN, S.; DEVIPRIYA, S.; YESODHARAN, S. Photocatalytic degradation of phosphamidon on semiconductor oxides. Journal of Hazardous Materials. Vol.102, No 2-3, 217-229, 2003. REGITANO, J. B.; LEAL, R. M. Comportamento e impacto ambiental de antibióticos usados na produção animal brasileira. Revista Brasileira de Ciências do Solo. Vol. 34, No 3, 601-616, 2010. RODRIGUES-SILVA, C., MANIERO, M. G., GUIMARÃES, J. R. ―Degradation of flumequine by photocatalysis and evaluation of antimicrobial activity‖. Chemical Engineering Journal. Vol 224, 46-52, 2013.

SANTOS, G. F. S. Estudo da síntese de partículas de ZnO: uma contribuição para o entendimento de processos fotocatalíticos. Recife: 2010. 109 f. Tese (Doutorado): Universidade Federal de Pernambuco. Recife, 2010. SCHNEIDER, M. V.; ROSA, M. F.; LOBO, V. S. Degradação fotocalítica de bentazona com TiO2. Engenharia Sanitária Ambiental. Vol. 19, No 1, 61-66, 2014. SILVA, C. R.; MANIERO, M. G.; PERES, M. S.; GUIMARÃES, J. R. Ocorrência e degradação de quinolona por processos oxidativos avançados. Quimica Nova. Vol. 37, No 5, 868-885, 2014. SILVA, C. R.; MANIERO, M. G.; RATH, S.; GUIMARÃES, J. R. ―Antibacterial Activity Inhibition after the Degradation of Flumequine by UV/H2O2‖.Journal of Advanced Oxidation Technologies. Vol. 14, No 1, 106-114, 2011. SILVA, C. R.; MANIERO, M. G.; RATH, S.; GUIMARÃES, J. R. ―Degradation of flumequine by photocatalysis and evaluation of antimicrobial activity‖. Journal. Vol, 46-52, 2013. SILVA, C. R.; MANIERO, M. G.; RATH, S.; GUIMARÃES, J. R ―Degradation of flumequine by the

Fenton and photo-Fenton processes: evaluation of residual antimicrobial activity‖. Science Vol. 445-

446, 337-346, 2013. SISSI, C.; PERDONÁ, E.; DOMENICI, E.; FERIANI, A.; HOWELLS, A. J.; MAXWEL, A.; PALUMBO, M. Mapping simocyclinone D8 interaction with DNA gyrase: evidence for a new binding site on GyrB. Antimicrobial Agents and Chemotherapy. Vol. 54, No 1, 213-220, 2010. SOUZA, A. R. C. Remoção do fármaco cloridrato de ciprofloxacina em solução pelo processo de eletrocoagulação. Toledo: 2016, 122 f. Dissertação (Mestrado). Universidade Estadual do Oeste do Paraná. Toledo, 2016. STUMPF, M.; TERNES, T. A.; WILKEN, R. D. RODRIGUES, S. V.; BAUMANN, W. Polar drug residues in sewage and natural waters in the state of Rio de Janeiro, Brazil. Science ofthe Total Environment. Vol. 225, No 1-2, 135-141, 1999. TEIXEIRA, C. P. A. B.; JARDIM, W. F. Processos Oxidativos Avançados. Conceitos teóricos. Caderno Temático, Vol. 3, Instituto de Química UNICAMP, Campinas/SP, 2004. USP-NF: US Pharmacopeia/National Formulary 23/NF 18, in: Proceedings of the US Pharmacopeial Convention, Rockville, MD, 1995, 377–378. VOGEL, A. I. Análise Química Quantitativa. 5th ed.; JC Editora: Rio de Janeiro, Brasil, 1992. VOHRA, M.S.; DAVIS, A. P. Photocatalytic oxidation: the process and its practical applications. Proceedings of the twenty-fifth Mid-Atlantic Industrial Waste Conference. Edited by Allen P. Davis.University of Maryland, 1993. WANG, Z. L. ZnO nanowire and nanobelt platform for nanotechnology.Materials Science and Engineering. Vol. 64, No 3-4, 33-71, 2009.