Campus de Ilha Solteira PROGRAMA DE PÓS-GRADUAÇÃO EM ENGENHARIA CIVIL “USO DO POLI(TEREFTALATO DE ETILENO) NO PÓS-TRATAMENTO DE ÁGUA PARA A REMOÇÃO DE FÁRMACOS RESIDUAIS” JULIANA POLLONI SILVA Ilha Solteira - SP 2013 Campus de Ilha Solteira PROGRAMA DE PÓS-GRADUAÇÃO EM ENGENHARIA CIVIL “USO DO POLI(TEREFTALATO DE ETILENO) NO PÓS-TRATAMENTO DE ÁGUA PARA A REMOÇÃO DE FÁRMACOS RESIDUAIS” JULIANA POLLONI SILVA Orientador: Prof. Dr. Milton Dall’Aglio Sobrinho Co-orientador: Prof. Dr. Sérgio Luís de Carvalho Dissertação apresentada à Faculdade de Engenharia - UNESP - Campus de Ilha Solteira, para obtenção do título de Mestre em Engenharia Civil. Área de Conhecimento: Recursos Hídricos e Tecnologias Ambientais. Ilha Solteira - SP 2013 FICHA CATALOGRÁFICA Desenvolvido pelo Serviço Técnico de Biblioteca e Documentação Silva, Juliana Polloni. S586u Uso do poli(tereftalato de etileno) no pós-tratamento de água para a remoção de fármacos residuais / Juliana Polloni Silva. -- Ilha Solteira: [s.n.], 2013 91 f. : il. Dissertação (mestrado) - Universidade Estadual Paulista. Faculdade de Engenharia de Ilha Solteira. Área de conhecimento: Recursos Hídricos e Tecnoloas Ambientais, 2013 Orientador: Milton Dall’Aglio Sobrinho Co-orientador: Sérgio Luís De Carvalho Inclui bibliografia 1. Fármacos. 2. Pet. 3. Carvão ativado. 4. Tratamento de água. A Deus. Aos meus pais Geide e Neiva, pela vida, amor e educação. E ao Dr. William pela ideia inicial e apoio durante toda a realização deste trabalho. AGRADECIMENTOS A Deus, pela vida, saúde, força e oportunidade de realizar este trabalho. Aos meus pais, Geide e Neiva, e ao meu irmão Eduardo pelo amor incondicional, apoio, compreensão, otimismo e em especial, por todo o carinho ao longo deste percurso. Ao Dr. William Deodato Isique, pela confiança, parceria, dedicação, ajuda e efetiva co-orientação no desenvolvimento desta pesquisa. Ao Prof. Sérgio Luís de Carvalho pela amizade, conselhos, confiança e serenidade durante sua excelente orientação. Ao Dr. Alessandro Minillo por me apresentar a área de recursos hídricos, incentivar e acreditar em meu potencial como pesquisadora. Além das suas sempre bem vindas orientações, conselhos, apoio e ajuda por toda minha vida acadêmica e pessoal. A Prof.ª Liliane Lazzari Albertin e Prof. Edson Pereira Tangerino, pela participação e contribuições no exame de qualificação. A República Toca da Ursa, amigas e amigos agregados, pelo acolhimento, amizade e alegria no decurso de mais uma importante etapa em minha vida. A CNP Indústria e Comércio de Plásticos Técnicos Ltda, pela colaboração e doação da PET utilizada nos ensaios experimentais da presente pesquisa. Ao Programa de Pós-Graduação em Engenharia Civil e a todos os seus professores pelos ensinamentos e auxílio ao longo do curso. A CAPES, pela bolsa de estudos. E por fim, a UNESP – Campus de Ilha Solteira por, sem dúvida alguma, ter proporcionado os melhores anos e as melhores lembranças da minha vida. Pelo crescimento acadêmico, profissional e pessoal aprendido dentro deste período. E pela emoção de ser unespiana a qual manterei apreço para sempre em meu coração. “Explicar a emoção de ser unespiano, a um unespiano, é totalmentedesnecessário. E a quem não é unespiano... é simplesmente impossível!” (Citação de Joelmir Beting adaptada por todos os unespianos) RESUMO O recente interesse da comunidade científica em relação à presença de produtos farmacêuticos na água potável tem levantado questões importantes, como o problema para a saúde pública e o impacto ambiental ainda pouco conhecido sobre a cadeia trófica, principalmente nos sistemas aquáticos. Em vista disso, o desenvolvimento de tecnologias avançadas que promovam a remoção efetiva dos fármacos residuais tornou-se necessária, uma vez que os sistemas convencionais de tratamento de água e esgoto são incapazes de eliminá-los completamente. O processo de adsorção por carvão ativado granular (CAG) é uma tecnologia que tem demonstrado eficiência na remoção de fármacos. Por outro lado, o poli(tereftalato de etileno) (PET) também vem comprovando sua capacidade de adsorção em diversos trabalhos, somando ainda vantagens econômicas e ambientais na sua utilização. Diante destas informações, a pesquisa avaliou a eficiência de remoção de cinco fármacos (diclofenaco, naproxeno, ibuprofeno, piroxicam e paracetamol) através de um sistema de filtros lentos de areia seguidos por dois pós-tratamentos distintos: (i) filtro de carvão ativado (filtro CAG) e (ii) filtro de PET ativado (filtro PET). Ao final de 10 semanas de ensaio, o filtro PET demonstrou eficiência de remoção superior para os fármacos diclofenaco e piroxicam e equivalente para o ibuprofeno, paracetamol e naproxeno em comparação ao filtro CAG. Palavras-chave: Fármacos. PET. Carvão ativado. Tratamento de água. ABSTRACT The recent interest of the scientific community regarding the presence of pharmaceutical products in drinking water has raised important issues such as the problem for public health and environmental impact still little known about the food chain, especially in aquatic systems. In view of this, the development of advanced technologies that promote effective removal of residual drugs became necessary, since conventional water treatment and sewage are unable to eliminate them completely. The process of adsorption for granular activated carbon (GAC) is a technology that has been successful in removal of drugs. On the other hand, poly (ethylene terephthalate) (PET) has also been proving its adsorption capacity in several studies, adding further economic and environmental advantages in using them. Given these informations, the survey evaluated the efficiency of removal of five drugs (diclofenac, naproxen, ibuprofen, piroxicam and acetaminophen) through a system of slow sand filters followed by two post-treatments: (i) activated carbon filter (GAC filter) and (ii) activated PET filter (PET filter). At the end of 10 weeks of test, PET filter showed higher removal efficiency for drugs diclofenac and piroxicam and equivalent for ibuprofen, paracetamol, and naproxen in comparison to the filter CAG. Keywords: Drugs. PET. Activated carbon. Water Treatment. LISTA DE FIGURAS Figura 1- Possíveis rotas de fármacos no meio ambiente.................................................... 23 Figura 2- Ilustração de adsorvato, adsortivo e adsorvente. ................................................ 33 Figura 3- Opções de locação do CAG no tratamento de água............................................ 35 Figura 4 - Representação de um filtro lento de areia. ......................................................... 37 Figura 5 - Fluxograma das etapas experimentais desenvolvidas ao longo da pesquisa ... 43 Figura 6 - Localização do Lago do Ipê em Ilha Solteira - SP. ............................................ 46 Figura 7 - PET não ativada (a) e ativada (b). ....................................................................... 48 Figura 8 - Representação da granulometria do leito dos filtros de areia. ......................... 49 Figura 9 - Altura das camadas de pedra, areia, CAG ou PET ativado. ............................ 49 Figura 10 - Sistema de filtros utilizado na pesquisa ............................................................ 50 Figura 11 - Processo de SPE utilizando cartuchos C18: (a) distribuição dos cartuchos C18 no minifold e (b) eluição das amostras nos cartuchos C18. ..................... 53 Figura 12 - Cromatógrafo líquido de alta eficiência (CLAE) utilizado para a determinação dos fármacos na pesquisa........................................................... 55 Figura 13 - Valores de pH detectados semanalmente nos filtros CAG e PET .................. 57 Figura 14 - Valores de temperatura detectados semanalmente nos filtros CAG e PET. . 58 Figura 15 - Valores de cor verdadeira detectados semanalmente nos filtros CAG e PET. .............................................................................................................................. 60 Figura 16 - Valores de turbidez detectados semanalmente nos filtros CAG e PET. ........ 61 Figura 17 - Curvas analíticas dos fármacos (0,03; 0,15; 0,50; 0,75; 1,00 µg mL-1). ........ 62 Figura 18 - Perfil espectrofotométrico e cromatográfico dos padrões dos fármacos. ...... 63 Figura 19- Boxplot do percentual de remoção dos fármacos obtido nos filtros CAG e PET. ...................................................................................................................... 65 Figura 20 - Percentual de remoção semanal do diclofenaco nos filtros CAG e PET. ...... 67 Figura 21 - Percentual de remoção semanal do ibuprofeno nos filtros CAG e PET. ....... 68 Figura 22 - Percentual de remoção semanal do naproxeno nos filtros CAG e PET. ....... 69 Figura 23 - Percentual de remoção semanal do paracetamol nos filtros CAG e PET ..... 70 Figura 24 - Percentual de remoção semanal do piroxicam nos filtros CAG e PET ......... 71 LISTA DE TABELAS Tabela 1 - Índice mundial de reciclagem. ............................................................................. 38 Tabela 2 - Duração dos ensaios desenvolvidos durante a pesquisa. ................................... 43 Tabela 3 - Frequência de realização das análises durante a pesquisa. .............................. 44 Tabela 4 - Caracterização dos fármacos escolhidos para a pesquisa................................. 45 Tabela 5 - Relação dos métodos, equipamentos e frequência de determinação dos parâmetros. .......................................................................................................... 52 Tabela 6 - Estatística descritiva dos parâmetros de qualidade. ......................................... 88 Tabela 7 - Planilha de validação do método (Ribeiro et al., 2008). .................................... 89 Tabela 8 - Estatística descritiva do percentual (%) de remoção dos fármacos. ............... 90 LISTA DE ABREVIATURAS E SIGLAS ABIPET Associação Brasileira da Indústria do PET ANVISA Agência Nacional de Vigilância Sanitária ASTM Sociedade Americana de testes e materiais (American Society for Testing and Materials) CAG Carvão ativado granular CEMPRE Compromisso Empresarial para Reciclagem CETESB Companhia de Tecnologia de Saneamento Ambiental CG Cromatografia gasosa CLAE Cromatografia líquida de alta eficiência CV Coeficiente de variação DIC Diclofenaco DP Desvio padrão EMEA Agência Europeia para Produtos Medicinais EPS Substâncias poliméricas extracelulares (Extracellular polymeric substances) ETA Estação de tratamento de água ETE Estação de tratamento de esgoto EUA Estados Unidos da América FEDESA Federação da Saúde Animal da Organização Europeia HAP Hidrocarbonetos aromáticos polialogenados IBU Ibuprofeno IQA Índice de Qualidade de Água LD Limite de detecção LQ Limite de quantificação MBRs Biorreatores com membranas (Membrane bioreactors) NAP Naproxeno PAR Paracetamol PET Poli(tereftalato de etileno) PIR Piroxicam PROSAB Programa de Pesquisa em Saneamento Básico PVC Policloreto de polivinila SPE Extração em fase sólida (Solid phase extraction) TFA Ácido trifluoracético LISTA DE SÍMBOLOS % Por cento µg L-1 Microgramas por litro µg mL-1 Microgramas por mililitros µL Microlitro g L-1 Gramas por litro kg Quilogramas L Litros Log Kow Logaritmo do coeficiente de partição octanol-água m Massa do adsorvato (gramas) mg L-1 Miligramas por litro mg/g Miligramas por gramas MHz Mega-hertz min Minutos mL Mililitros ng L-1 Nanogramas por litro ºC Graus célsius R2 Coeficiente de determinação uH Unidades Hazen de cor uT Unidade nefelométrica de turbidez v Volume (Litros) SUMÁRIO 1 INTRODUÇÃO ........................................................................................................... 144 2 OBJETIVO .................................................................................................................. 177 2.1 Objetivo geral .............................................................................................................. 177 2.2 Objetivos específicos ................................................................................................... 177 3 REVISÃO BIBLIOGRÁFICA ..................................................................................... 18 3.1 Fármacos como micropoluentes emergentes .............................................................. 18 3.2 Produção de fármacos no mundo ................................................................................ 20 3.3 O aporte de fármacos para o meio ambiente .............................................................. 21 3.4 Interação dos fármacos com o meio ambiente .......................................................... 244 3.5 Regulamentação dos fármacos residuais .................................................................... 28 3.6 Remoção de fármacos no tratamento de água ............................................................ 29 3.6.1 Adsorção por carvão ativado ................................................................................................... 33 3.6.2 Filtração lenta.......................................................................................................................... 366 4 POLI(TEREFTALATO DE ETILENO) .................................................................... 37 4.1 PET como adsorvente ................................................................................................. 400 5 MATERIAIS E MÉTODOS ...................................................................................... 422 5.1 Fármacos ...................................................................................................................... 444 5.2 Água bruta ................................................................................................................... 455 5.3 Preparo da água com fármacos ................................................................................... 47 5.4 Preparo do PET ativado ............................................................................................... 47 5.5 Montagem dos filtros .................................................................................................... 48 5.6 Maturação dos filtros .................................................................................................... 50 5.7 Aplicação dos fármacos ................................................................................................ 51 5.8 Determinação dos parâmetros de qualidade ............................................................ 511 5.9 Determinação dos fármacos ....................................................................................... 522 5.9.1 Extração em fase sólida (SPE) ............................................................................................... 533 5.9.2 Cromatografia líquida de alta eficiência (CLAE) ................................................................ 544 5.9.3 Remoção dos Fármacos .......................................................................................................... 555 5.9.4 Validação do Método .............................................................................................................. 566 5.10 Estatística ..................................................................................................................... 566 6 RESULTADOS E DISCUSSÃO .................................................................................. 57 6.1 Determinação dos parâmetros de qualidade .............................................................. 57 6.2 Determinação dos Fármacos ...................................................................................... 611 6.2.1 Validação do Método .............................................................................................................. 611 6.2.2 Remoção dos fármacos ........................................................................................................... 644 7 CONCLUSÕES ........................................................................................................... 733 8 SUGESTÕES PARA FUTUROS trabalhos ............................................................. 733 REFERÊNCIAS............................................................................................................74 APÊNDICES ........................................................................................................................... 88 14 1 INTRODUÇÃO Desde o final do século passado que os produtos da indústria química e farmacêutica, tais como medicamentos, desinfetantes, meios de contraste, detergentes, surfactantes, pesticidas, corantes, tintas, conservantes, aditivos alimentares e produtos para cuidados pessoais, destacam-se como micropoluentes emergentes no ambiente aquático, acarretando efeitos adversos ao meio ambiente e à saúde publica (KUMMERER, 2011). Este conjunto específico de substâncias, encontradas em pequenas concentrações nos meios aquáticos, tem recebido maior atenção nos últimos anos, visto que as tecnologias que permitem a sua identificação também são recentes. Esta crescente sofisticação e capacidade de análises para o rastreamento de compostos orgânicos a níveis traços é parte da razão pelo qual resíduos de fármacos começaram a ser detectados apenas nas últimas décadas. E principalmente a partir do ano de 2000, muitos trabalhos publicados colocam em evidência a ocorrência de fármacos em águas naturais como os microcontaminantes emergentes mais preocupantes (KÜMMERER; HELMERS, 2000; DAUGHTON; JONES-LEPP, 2001; KOLPIN et al., 2002; PETROVIC, et al., 2005; BILA; DEZOTTI, 2007; BUCHBERGER, 2007; KUSTER et al., 2008; VAN DE STEENE et al., 2010; VALCÁRCEL et al., 2011; HUANG et al., 2011; VULLIET et al., 2011; RODIL et al., 2012; DANESHVAR et al., 2012; RIGOBELLO, 2012). Os fármacos destacam-se como substâncias químicas de intenso aporte para o meio ambiente, sendo consideradas substâncias indispensáveis a vida moderna, haja vista o seu emprego na medicina humana e veterinária, na agricultura e na aquicultura (COELHO, 2008). A frequente ocorrência de fármacos no ambiente aquático e na água potável também tem levantado a questão sobre o seu impacto no meio ambiente, visto que tais compostos são altamente persistentes e seus efeitos adversos incluem toxicidade aquática, desenvolvimento de resistência em bactérias patogênicas, genotoxicidade e distúrbios endócrinos na biota em geral e no homem (KÜMMERER, 2003). A preocupação ambiental está relacionada com algumas propriedades intrínsecas dos fármacos como, lipofilicidade, baixa volatilidade e, frequentemente, baixa biodegradabilidade. Essas propriedades conferem um grande potencial para a bioacumulação e persistência dessa classe de compostos no meio ambiente (CHRISTENSEN, 1998). 15 Já a presença de fármacos residuais na água potável é uma questão de saúde pública, uma vez que pouco se conhece sobre o potencial efeito à saúde humana associado ao consumo em longo prazo da mistura de compostos farmacêuticos na água para abastecimento público (STACKELBERG el al., 2004). Outra característica que alerta para a presença de fármacos nos recursos hídricos é a ausência de regulamentação destes compostos nas legislações mundiais (OLLER et al., 2010). Nos dias atuais tanto na legislação brasileira, quanto na internacional, não existe regulamentação para o controle de resíduos farmacêuticos em água para consumo humano. Isto acontece porque a concentração de fármacos, encontrada na água potável é geralmente baixa, na ordem de µg L-1 a ng L-1, e também porque há falta de conhecimento sobre o grau de toxicidade aguda e principalmente crônica desses compostos à saúde humana. Todavia atualmente países como a União Europeia, Estados Unidos e Japão estão trabalhando nesse assunto (RIGOBELLO, 2012). Não obstante, centenas de toneladas de produtos farmacêuticos continuam sendo produzidos e consumidos no mundo, sendo eles total ou parcialmente metabolizados pelo organismo e depois descartados no meio ambiente em sua forma original ou metabolizada (SOUZA, 2011). Este excessivo consumo de drogas fundamenta vários estudos relatando a presença de fármacos a níveis traços em diferentes partes do mundo, como em efluentes de esgotos sanitários, hospitalares, e industriais; lixiviados; águas superficiais; ambientes marinhos e sedimentos (PAL et al., 2010). Lembrando que a presença de fármacos no ambiente ocorre não apenas pelo consumo, mas também devido ao descarte incorreto dos medicamentos não utilizados (TERNES, 1998; JONES et al., 2005). Portanto, uma questão emergente para a ciência e engenharia de meio ambiente é o desenvolvimento de tecnologias que promovam a remoção efetiva de fármacos, junto com outros poluentes emergentes, antes e após seu descarte ao meio ambiente. Pois, apesar de existir várias tecnologias e processos avançados de tratamento de água, as Estações de Tratamento de Água (ETAs) não são projetadas para a remoção de fármacos, fato que permite que vários desses compostos sejam encontrados em água de abastecimento público de vários países (RIGOBELLO, 2012). Uma vez que os sistemas convencionais de tratamento de água e esgoto são incapazes de eliminar completamente os compostos farmacêuticos, torna-se necessária a utilização de tecnologias avançadas de tratamento. Entre estas tecnologias destacam-se recentemente no 16 tratamento de inúmeros compostos orgânicos, podendo ser efetivas também na remoção de fármacos, a tecnologia de biorreatores com membranas (MBRs) (GÖBEL et al., 2007; KIM et al., 2007; KIMURA et al., 2005; QUINTANA et al., 2005), os processos oxidativos avançados (ANDREOZZI et al., 2004; ANDREOZZI et al., 2005; IKEHATA et al., 2006; NAKAJIMA et al., 2005) e a adsorção em carvão ativado (HARTIG et al., 2001; TERNES et al., 2002). No último caso, o carvão ativado é um dos materiais mais citados em trabalhos relacionados à adsorção devido ao seu custo relativamente baixo e considerável eficiência na remoção de contaminantes orgânicos e inorgânicos da água, como os fármacos. Por outro lado, o poli(tereftalato de etileno) (PET) vem atraindo atenção na comunidade científica em diversos trabalhos onde o polímero demonstrou sua capacidade de conversão em material adsorvente através de processos de reciclagem química (PARRA et al., 2004; MESTRE et al., 2009; ROSMANINHO et al., 2009 ; CABRITA, 2009). Diante desse cenário, esta pesquisa buscou investigar o potencial de remoção de fármacos por dois materiais adsorventes: carvão ativado granular (CAG) e PET ativado. Sugerindo o último como uma possível nova opção de material aplicado as tecnologias de tratamento de água para contaminantes farmacológicos emergentes. 17 2 OBJETIVO 2.1 Objetivo geral O desenvolvimento desta pesquisa consistiu em avaliar a eficiência de remoção de cinco compostos farmacológicos através de filtros lentos de areia seguidos por dois filtros de pós-tratamento distintos: (i) filtro de carvão ativado granular (Filtro CAG) e (ii) filtro de carvão de poli(tereftalato de etileno) ativado (Filtro PET). 2.2 Objetivos específicos a) Analisar o desempenho do sistema de tratamento da água composto por filtro lento seguido de filtro CAG ou filtro PET através de parâmetros físico-químicos; b) Verificar e quantificar a capacidade de remoção de quatro anti-inflamatórios (diclofenaco, ibuprofeno, naproxeno e piroxicam) e um analgésico (paracetamol) por filtro lento seguido do filtro CAG ou filtro PET através de análises cromatográficas. 18 3 REVISÃO BIBLIOGRÁFICA 3.1 Fármacos como micropoluentes emergentes A presença de fármacos no ambiente aquático é relatada há mais de 30 anos (RIGOBELLO, 2012). Na década de 1970, nos EUA, foi encontrado ácido clofíbrico em efluente de uma Estação de Tratamento de Esgoto (ETE) na faixa de 0,8 a 2,0g L-1 (GARRISON et al., 1976). Também nesta mesma década foram encontrados hormônios (TABAK; BUNCH, 1970), ácido salicílico e um metabólito em efluentes de esgoto (HIGNITE; AZARNOFF, 1977). Na década de 1980, foi relatada a presença de fármacos em águas de rios do Reino Unido na concentração de 1 μg L-1 (RICHARDSON; BOWRON, 1985), e também no Canadá foi encontrado ibuprofeno e naproxeno em amostras de efluentes de ETE (ROGERS et al., 1986). Nos últimos anos, principalmente a partir do ano de 2000, muitos trabalhos foram publicados sobre a ocorrência de fármacos em águas naturais e estes compostos têm sido considerados como microcontaminantes emergentes (KÜMMERER; HELMERS, 2000; DAUGHTON; JONES-LEPP, 2001; KOLPIN et al., 2002; PETROVIC, et al., 2005; BILA; DEZOTTI, 2007; BUCHBERGER, 2007; KUSTER et al., 2008; VAN DE STEENE et al., 2010; VALCÁRCEL et al., 2011; HUANG et al., 2011; VULLIET et al., 2011; RODIL et al., 2012; DANESHVAR et al., 2012). A utilização do termo “micropoluentes emergentes” refere-se não necessariamente às suas descobertas recentes, e sim ao fato de ser um grupo em especial de características peculiares que os tornam ambientalmente importantes em razão dos usos e níveis crescentes de utilização e de contaminação. Portanto, alguns grupos de compostos que não são considerados problemáticos no presente podem se mostrar altamente indesejáveis no futuro (REIS FILHO et al., 2007). Micropoluentes emergentes podem compreender ainda uma gama de substâncias presentes em medicamentos, desinfetantes, meios de contraste, detergentes, surfactantes, pesticidas, corantes, tintas, conservantes, aditivos alimentares e produtos para cuidados pessoais, que podem ser encontrados em matrizes ambientais como esgoto, corpos receptores, sedimentos, lodo biológico e mesmo em águas de abastecimento. Tais substâncias podem 19 causar diferentes impactos no meio ambiente e representam um risco de saúde pública (SOUZA, 2011). E entre esses contaminantes estão os compostos farmacológicos, que são produzidos em toneladas por ano buscando cobrir a demanda exigida pela medicina humana e veterinária, sendo que geralmente a produção exata não é publicada na literatura (BILA; DEZOTTI, 2003). Os fármacos são considerados contaminantes ambientais emergentes devido às suas moléculas biologicamente ativas e que na grande maioria possuem características lipofílicas e frequentemente apresentam baixa biodegradabilidade no ambiente. Estas propriedades intrínsecas apresentam um grande potencial para a bioacumulacão e persistência no ambiente (CHRISTENSEN, 1998). De acordo com Halling-Sorensen et al. (1998), 30% de todos os fármacos desenvolvidos são lipofílicos (hidrosolubilidade < 10%), sedimentando-se em ambientes aquáticos ou transferindo-se para fase biótica. Os fármacos podem abranger desde princípios ativos utilizados na formulação de medicamentos, tanto de aplicação veterinária quanto em seres humanos e plantas, além do uso em drogas quimioterápicas, interferentes endócrinos, anti-inflamatórios não esteroides (AINEs), agentes utilizados em diagnósticos (meios de contraste para raios-X), estimulantes e que, em sua maioria, não são prescritos (SOUZA, 2011). Tais micropoluentes são encontrados em baixas concentrações no ambiente, na ordem de nanogramas (ng L-1) e microgramas (μg L-1); contudo podem se acumular nas águas, nos solos e sedimentos e, gerar diversos efeitos adversos principalmente para a biota aquática (JOBLING et al., 1998). Outra informação importante refere-se ao fato de que a maioria dos contaminantes emergentes, incluindo os fármacos, ainda não são contemplados nas legislações ambientais, isto é, não têm seus limites de concentrações definidos. Os efeitos dessas substâncias sobre a saúde de humanos e animais vem sendo estudados, o que futuramente poderá vir a sugerir sua regulamentação. Por outro lado, estudos alertam para o aumento crescente, nas últimas décadas (YOON et al., 2003), da variedade e das concentrações destes contaminantes emergentes nos corpos d’água. Aliás, espera-se que este aumento no consumo de medicamentos eleve-se ainda mais no futuro devido às melhorias no padrão de vida das pessoas e com o aumento da expectativa de vida da população mundial, especialmente nos países com a economia em crescimento. 20 Neste contexto, pesquisas visando melhorar o conhecimento a respeito do potencial toxicológico e possíveis efeitos ao meio ambiente e a saúde humana dos fármacos residuais, e o estudo de propostas de novas tecnologias de tratamento para tais micropoluentes emergentes torna-se cada vez mais necessário a fim de fundamentar uma futura regulamentação no controle de resíduos de fármacos em água para consumo humano. 3.2 Produção de fármacos no mundo Desde os primórdios da humanidade o homem busca substâncias que diminuam suas dores, amenizem seu sofrimento e proporcionem uma vida de melhor qualidade. Estas substâncias começaram a ser descobertas a partir de plantas e com o crescente avanço da medicina foram sendo extraídas e sintetizadas de diversos modos. Principalmente após a segunda guerra mundial, onde a contaminação hídrica intensificou-se devido à maior produção de novos compostos xenobióticos e seu uso massivo pela população (ERBA, 2011). Ainda hoje o constante progresso da medicina faz com que a cada dia novas drogas com novas substâncias ativas sejam disponibilizadas no mercado constantemente para o tratamento de animais e humanos. Já há alguns anos atrás, os produtos farmacêuticos representavam mais de 4.000 moléculas em 10.000 especialidades diferentes (BEAUSSE, 2004). Hoje, provavelmente, esse número aumentou (ERBA, 2011). Em uma revisão realizada por Giger (2002), foram registradas 100.000 substancias químicas diferentes na União Europeia, das quais 30.000 são produtos comercializados em quantidades maiores que 1 tonelada. Entre eles estão os compostos farmacêuticos usados para consumo humano como analgésicos, anti-inflamatórios, interferentes endócrinos, antibióticos, β-bloqueadores e reguladores de lipídios. Também um grande número de fármacos é utilizado na medicina veterinária, entre eles antibióticos e anti-inflamatórios (FENT et al., 2006). De acordo com estudos realizados pela Federação da Saúde Animal da Organização Europeia (FEDESA) em 1999, 13.288 toneladas de antibióticos foram utilizados nos EUA e na Suíça, dos quais 65% foram prescritos na medicina humana; 29% foram destinados ao domínio veterinário e 6% como promotores de crescimento animal (KÜMMERER, 2003). Cerca de 50.000 drogas estão registradas na Alemanha para uso humano, das quais 2700 representaram 90% do consumo total, e que, por sua vez, continham cerca de 900 21 substâncias ativas diferentes (KÜMMERER, 2001). Na China, as estatísticas indicam que mais de 70% das drogas prescritas são antibióticos, quando comparado a 30% nos países ocidentais (GULKOWSKA et al., 2007). A produção exata de fármacos bem como o consumo desses compostos geralmente não é publicada na literatura, e há poucos dados disponíveis para consulta. No entanto, em todo o mundo, aproximadamente 3.000 compostos farmacológicos são produzidos em grande escala, atingindo mais de 500 toneladas/ano. Destes, menos de 45% foram submetidos a algum tipo de ensaio toxicológico básico e menos de 10% foram estudados considerando-se qualquer tipo de efeito tóxico sobre organismos em desenvolvimento (MELLO-DA-SILVA; FRUCHTENGARTEN, 2005). 3.3 O aporte de fármacos para o meio ambiente A introdução de substâncias farmacologicamente ativas no ambiente advém do seu uso intensivo e extensivo no tratamento de doenças em humanos e animais. Estas são então liberadas através da excreção na forma metabolizada ou ainda ativas alcançando, principalmente a partir do lançamento via efluentes municipais e industriais, os corpos hídricos receptores das águas servidas (CHAPMAN, 2006; PETROVIC et al., 2005; CALAMARI et al., 2003). Segundo Mulroy (2001), em torno de 50% a 90% de uma dosagem de um determinado fármaco é excretada inalterada e persiste no meio ambiente, sendo que apenas alguns são degradados quimicamente ou biologicamente. As produções de gado, avícola, suínas e em aquicultura também contribuem com o aporte desses compostos no solo, nas águas superficiais e subterrâneas, já que são utilizados frequentemente como promotores de crescimento ou aditivos alimentares (INGERSLEV et al., 2001). Cálculos têm estimado que 70% a 80% das drogas de uso veterinário administradas em fazendas são lançadas ao meio ambiente. Este fato levou países como a Suécia a proibir o uso de antibióticos como promotores de crescimento em animais, restringindo as vendas às prescrições veterinárias (HALLING-SORENSEN et al., 1998). Outras fontes de contaminação ambiental por fármacos têm sido observadas, tais como: a disposição de resíduos provenientes de indústrias farmacêuticas em aterros sanitários que contaminam as águas do subsolo próximas aos aterros; o uso de esterco como fertilizantes 22 que desta forma contaminam as águas superficiais e o subsolo; e a contaminação devido ao uso do lodo digestivo, como adubo orgânico na agricultura, proveniente das ETEs (BILA; DEZOTTI, 2003). Sob condições de recarga, os resíduos de compostos farmacológicos podem também ser lixiviados, o que consiste em um processo de extração ou solubilização seletiva de constituintes químicos de um depósito sedimentar, solo, etc. pela ação de um fluido percolante e, assim, podem atingir aquíferos (HEBERER, 2002). Uma vez adquiridos, os medicamentos podem seguir destinos muito diferentes. Isto porque uma grande parte é consumida, mas outra parte acaba por não ser administrada e fica acondicionada nas residências ou devolvida a terceiros (hospitais, farmácias etc.) ou então, descartada incorretamente nos vasos sanitários (RUHOY; DAUGHTON, 2007). Segundo Kuspis e Krenzelok (1996), que publicaram um estudo sobre práticas de descarte de medicamentos nos Estados Unidos da América, foi possível concluir que dos 500 inquiridos, apenas 1,4% tinha devolvido os medicamentos à farmácia, 54% eliminaram-nos para o lixo convencional e 35,4% para o vaso sanitário ou lavatório, 7,2% não eliminaram nenhum tipo de medicação e apenas 2% relatou ter consumido toda a medicação antes de expirar o seu prazo de validade. Dez anos depois, em outro inquérito realizado por Seehusen e Edwards (2006), também nos EUA, a uma amostra de 301 indivíduos militares e seus familiares utentes de uma farmácia de um centro médico militar revelou os seguintes resultados relativos ao destino dado aos medicamentos fora de uso: 54,2% guardam em casa, 53,8% despejam para o vaso sanitário, 35,2% enxáguam e despejam para o lavatório, 22,9% devolvem nas farmácias, 14,0% devolvem a uma entidade médica e 11% dão a familiares/amigos. Nesse mesmo estudo, os inquiridos consideraram como aceitável os seguintes destinos: 66,7% devolver os medicamentos nas farmácias, 53,0% devolver a uma entidade médica, 35,7% despejar dentro do vaso sanitário, 21% despejar para o lavatório, 15% guardar em casa e 2,7% dar a familiares/amigos. Através do estudo foi possível associar os comportamentos de devolução dos medicamentos nas farmácias e o aporte dos mesmos no meio ambiente, principalmente através das redes coletoras de esgoto doméstico. Assumindo que o medicamento é consumido de forma apropriada, este causará no organismo uma série de reações ou alterações de processos metabólicos para que seja possível desenvolver a sua ação farmacológica e terapêutica, sendo no final excretados pelo corpo humano, via de regra após degradação metabólica. Esta excreção ocorre predominantemente 23 por via urinária e fecal tendo fim nos meios aquáticos (águas superficiais) ou estações de tratamento de esgoto (ETEs). No entanto, a capacidade de resposta das ETEs a esta situação é limitada, verificando-se que muitos dos compostos que ali chegam persistem e são descarregados nos meios aquáticos para onde a ETE encaminha o seu efluente final (BOUND; VOULVOULIS, 2005). A primeira ocorrência de fármacos no meio ambiente foi relatada nos EUA em águas residuais tratadas, onde ácido clofíbrico na faixa de 0,8 a 2 μg L-1 foi encontrado (GARRISON et al., 1976). Em 1981, compostos farmacêuticos foram detectados em rios no Reino Unido em uma concentração de até 1 μg L-1 (RICHARDSON; BOWRON, 1985), e ibuprofeno e naproxeno foram identificados em amostras da rede de esgoto no Canadá (ROGERS et al., 1986). Como pode ser observado, diferentes fontes são indicadas para explicar o aparecimento desses compostos em ambientes aquáticos. A Figura 1 apresenta uma esquematização com as possíveis rotas dos fármacos quando descartados no meio ambiente. Observa-se que o destino final desses compostos, ou mesmo seus resíduos, é a água potável, fato que torna os fármacos residuais uma preocupação a saúde humana. Figura 1- Possíveis rotas de fármacos no meio ambiente. Fonte: Bila e Dezotti (2003). 24 Observando o fluxograma da Figura 1, é possível acompanhar várias vias de contaminação por fármacos, sendo que os sítios de ocorrência ambiental podem ser divididos em alguns grupos principais, tais como: − Águas subterrâneas: por infiltração de linhas de esgoto ou efluente; − Águas superficiais: despejos como esgoto doméstico, industrial ou rural, quando transportadas do solo pelas chuvas; − Águas oceânicas: por despejo de esgoto doméstico ou dos próprios rios; − Solo: pelo despejo urbano inadequado ou do uso rural (GIL; MATHIAS, 2005. Outro agravante ao aporte de fármacos no meio ambiente está no fato de que, segundo a Agência Nacional de Águas (ANA), estima-se que menos da metade do esgoto gerado no Brasil é coletado e que, apenas, aproximadamente, um terço desse volume é encaminhado para tratamento. Portanto, grande parte desses compostos e respectivos metabólitos são diariamente lançados no meio ambiente, podendo interagir livremente com a fauna e flora, acarretando possíveis e indesejados danos ambientais (LOPES, 2009). Estudos realizados por Ghiselli (2006) na região metropolitana da cidade de Campinas (SP) constataram a presença de diferentes compostos xenobióticos, derivados de fármacos, hormônios sexuais e produtos de higiene pessoal em águas superficiais e inclusive na água potável da região. A presença dessas substâncias na água para consumo humano implica na necessidade de um programa de monitoramento e melhora na adequação nos processos de tratamento de água potável para remoção dessas substâncias quando detectadas. 3.4 Interação dos fármacos com o meio ambiente Micropoluentes emergentes presentes nos esgotos sanitários exercem efeitos tóxicos sobre animais silvestres, tendo o potencial de afetar adversamente a saúde humana, mesmo em concentrações da ordem de microgramas por litro (μg L-1) ou nanogramas por litro (ng L- 1) (LEITE et al., 2010). As evidências observadas em estudos envolvendo moluscos, crustáceos, peixes, répteis, pássaros e alguns mamíferos têm sugerido que possíveis alterações na saúde humana envolvendo o sistema reprodutivo, tal como câncer de mama e de testículo, além da infertilidade masculina, podem estar relacionadas à exposição à micropoluentes 25 emergentes (GHISELLI; JARDIM, 2007). Alguns micropoluentes emergentes também possuem efeito acumulativo e, em concentrações altas, tornam-se letais. Dentre os efeitos adversos potenciais da presença de micropoluentes emergentes e seus metabólitos em ambientes aquáticos que já foram identificados, incluem-se toxicidades letais e sub-letais em organismos aquáticos, desenvolvimento de resistência em bactérias patogênicas, genotoxicidade e desregulação endócrina. É importante destacar a estabilidade desses compostos na água e seu potencial para bioacumulação na vida marinha (PEAKE; BRAUND, 2009). O recente interesse da comunidade científica em relação à presença de produtos farmacêuticos como micropoluentes emergentes na água tem levantado questões importantes, como o impacto ambiental desconhecido e possíveis danos à flora e à fauna presentes em sistemas aquáticos (CARBALLA et al., 2004). Os fármacos são fabricados para serem persistentes no corpo humano até atingirem os órgãos ou rotas metabólicas e moleculares específicas, podendo gerar também efeitos colaterais. Além disso, os fármacos são idealmente planejados para terem boa estabilidade ou meia-vida prolongada. Um percentual de 30% dos fármacos desenvolvidos é lipofílico (hidrosolubilidade < 10%), sedimentando-se em ambientes aquáticos ou transferindo-se para a fase biótica (GIL; MATHIAS, 2005). Tais fatos, somados a outras propriedades físico- químicas, conferem a este grupo elevada tendência a bioacumulação. Desta forma, quando fármacos alcançam o meio ambiente, podem afetar os animais atingindo órgãos, tecidos, células ou biomoléculas por rotas metabólicas semelhantes a dos humanos. É importante reconhecer que para muitos fármacos, o efeito específico ou o modo de ação ainda não são bem conhecidos e, muitas vezes, não só um, mas muitos modos diferentes de ações ocorrem. Os ensaios ecotoxicológicos realizados hoje são desenvolvidos com testes estabelecidos com microrganismos tradicionais, com o objetivo de determinação da mortalidade. Entretanto esses testes deveriam ser realizados objetivando o efeito do fármaco em organismos vertebrados e invertebrados, baseados na hipótese de semelhança no modo de ação. Assim, a ecotoxicologia testa somente o efeito agudo (exposição em curto prazo) desses compostos em organismos vivos de diferentes níveis tróficos e, só raramente os testes são conduzidos a exposições crônicas (longo prazo) (FENT et al., 2006). Dados conclusivos revelam que alguns fármacos promovem efeitos tóxicos adversos em organismos vivos, mesmo em baixas concentrações (ANDREOZZI, 2003). Portanto, 26 existe um consenso na comunidade científica da ampla possibilidade de efeitos adversos que podem surgir à saúde humana pela presença de produtos farmacêuticos na água (SANTOS et al., 2010). Vários efeitos, embora quase insignificantes, são notados a partir de exposição contínua a concentrações subterapêuticas de drogas durante o ciclo de vida de vertebrados aquáticos e invertebrados. Entretanto, tais efeitos se acumulam lentamente e se manifestam em uma condição final irreversível, que só é frequentemente notada após várias gerações, assim afetando a evolução e a sustentabilidade populacional dos organismos aquáticos (SANTOS et al., 2010). O diclofenaco pode causar sérios efeitos adversos em espécies de vertebrados em concentrações muito mais baixas do que o sugerido por concentrações agudas em testes de toxicidade crônica com espécies de invertebrados (FERRARI et al., 2003). Ensaios laboratoriais realizados com truta arco-íris (Oncorhynchus mykiss) exposta a diferentes concentrações de diclofenaco relataram o acúmulo deste composto nos músculos, brânquias, rins e fígado dos animais (SCHWAIGER et al., 2004). Efeitos adversos deste anti- inflamatório como insuficiência renal e declínio de populações também foram relatados em estudo na Índia e Paquistão com espécies de urubus que se alimentavam da carcaça de gados tratados com este composto (OAKS et al., 2004; SHULTZ et al., 2004 e GREEN et al., 2004), fato causador da morte de dez milhões de urubus na Ásia, deixando três de suas espécies a beira da extinção. Hoeger et al. (2005) em um estudo com trutas marrom (Salmo trutta f. fario), peixe nativo dos rios alemães, expostas a concentrações de diclofenaco semelhantes às registradas em ambientes aquáticos, observaram alterações no fígado e na integridade das brânquias dos animais expostos. Análises com medaka japonês (Oryzias latipes) revelaram que o diclofenaco possui potencial para causar toxicidade celular e agir como estrógenos nestes organismos (HONG et al., 2007). Efeitos tóxicos em bactérias, algas, invertebrados e peixes foram relatados em ensaios biológicos com diferentes concentrações de carbamazepina, ácido clofíbrico e diclofenaco (FERRARI et al., 2003). Resultados de ensaios ecotoxicológicos com ácido clofíbrico obtidos por Henschel et al. (1997) mostram que este composto pode provocar a mortalidade de embriões de peixes e inibir crescimento de algas. 27 O ibuprofeno também é uma droga amplamente utilizada na medicina humana e veterinária, porém, esta não é totalmente metabolizada pelo ser humano e, portanto, pode entrar nos sistemas de esgotos, com o composto intacto ou seus metabólitos (BUSER et al., 1999). Em um dos mais extensos estudos investigando os efeitos deste medicamento sobre as comunidades planctônicas, Richards et al. (2004) revelou que uma mistura de ibuprofeno (0,6 mg L-1), fluoxetina (1,0 mg L-1) e ciprofloxacina (1,0 mg L-1) diminuiu a diversidade da comunidade zooplanctônica e, ao mesmo tempo, aumentou a abundância de algumas espécies. Em um estudo realizado por Heckmann et al. (2007) com Daphnia magna expostas a concentrações de ibuprofeno para avaliar a dinâmica das populações observou-se um efeito direto na reprodução, sendo que as mudanças na estrutura e no tamanho das populações parecem ser induzidas por um atraso na reprodução e pela redução da fecundidade. Bioensaios com naproxeno e alguns de seus subprodutos da fotodegradação indicaram que o composto afeta a mobilidade e reprodução de crustáceos, o crescimento de algas e a reprodução de rotíferos podendo levar a morte destes organismos (ISIDORI et al., 2005). Efeitos da atividade estrogênica como anomalias no crescimento da concha de mexilhões machos e fêmeas da espécie Elliptio complanata foram observados por Gagne et al. (2004). Vários estudos relacionam a poluição ambiental por fármacos das águas naturais com anomalias no sistema reprodutivo e no desenvolvimento de espécies de animais. A exposição aos desreguladores endócrinos pode ser responsável por alterações fisiológicas e histológicas em animais silvestres e de laboratório, incluindo alterações nos níveis de vitelogenina no plasma sanguíneo, feminizacão de peixes machos, indução ao hermafroditismo, inibição no desenvolvimento das gônadas e declínio na reprodução (BILA; DEZOTTI, 2007). Segundo Gil e Mathias (2005), um impacto ambiental de relevância em saúde pública é o desenvolvimento da resistência. Os mesmos autores estimam que 55% de todos os microrganismos apresentem resistência a pelo menos um antibiótico. Alguns fatores podem contribuir para o desenvolvimento e disseminação de microrganismos resistentes: mutação em genes comuns que estendem seu espectro de resistência, transferência de genes de resistência entre diversos microrganismos e processos de seleção natural. Também, verificou-se o potencial mutagênico do produto de degradação da furosemida, um dos diuréticos mais consumidos no mundo. 28 Todavia entre os impactos ambientais mais gritantes associados a resíduos químicos farmacêuticos, pode-se destacar a genotoxicidade, ou seja, quando causam alterações genéticas. Assim, agentes antimicrobianos como penicilinas, estreptomicina, furazolidonas, ou antiparasitários podem, em um primeiro momento, interferir diretamente no ciclo biológico por inibição do crescimento e, em um segundo momento, exercer efeitos genotóxicos (GIL; MATHIAS, 2005). Eles podem ainda promover o aumento da resistência das bactérias por antibióticos, surgindo novas bactérias multirresistentes. Em razão deste cenário na biota mundial, a presença de fármacos residuais e outros compostos xenobióticos na água potável reafirmam a sua importância como uma questão de saúde ambiental e pública e a justificam a preocupação da comunidade científica para o desenvolvimento de tecnologias de tratamento eficazes para a remoção de tais contaminantes emergentes. 3.5 Regulamentação dos fármacos residuais Atualmente, tanto na legislação brasileira e quanto na internacional, não existe regulamentação para o controle de resíduos de fármacos em água para consumo humano. Isto acontece porque a concentração de fármacos encontrada na água potável é geralmente baixa, da ordem de µg L-1 a ng L-1, e também porque há falta de conhecimento sobre o grau de toxicidade aguda e principalmente crônica desses compostos à saúde humana (RIGOBELLO, 2012). Loos et al. (2009) analisaram 35 contaminantes orgânicos por LC-MS/MS, dentre eles fármacos, em mais de 100 amostras de água de rios de 27 países europeus. Os autores propuseram uma concentração limite de diclofenaco em águas superficiais de 100 ng L-1 como um indicativo de risco ambiental. Segundo a Agência Europeia para Produtos Medicinais (EMEA), se o valor de concentração do fármaco encontrado estiver abaixo de 10 ng L-1 o risco ambiental é considerado improvável. Acima de 10 ng L-1 a análise do efeito toxicológico ambiental deve ser realizada (CASTIGLIONI et al., 2005). Muller (2002) propôs limites toxicológicos para alguns fármacos em água destinada ao consumo humano. Esses limites foram baseados sobre 10% da ingestão diária aceitável ou 29 para o limite máximo permitido para resíduos de fármacos veterinários em leite, considerando uma pessoa de 60 kg e uma dose diária de 2 litros de água ou de leite. Foram estabelecidos os seguintes limites para os fármacos em água destinada ao consumo humano: paracetamol, 150 μg L-1; sulfametoxazol, 75 μg L-1; carbamazepina, 50 μg L-1; metoprolol, 50 μg L-1; diclofenaco, 7,5 μg L-1; bisoprolol, 1 μg L-1; bezafibrato, 35 μg L-1; eritromicina, 15 μg L-1; fenofibrato, 50 μg L-1; ácido acetil salicílico, 25 μg L-1; ibuprofeno, 150 μg L-1 e ácido clofíbrico, 30 μg L-1. Estudos como os citados acima, assim como outros envolvendo fármacos e a sua determinação no meio ambiente, ensaios toxicológicos, produção e interação dos metabólitos formados após os tratamentos convencionais e o desenvolvimento de novas tecnologias para sua remoção eficiente; podem no futuro fundamentar limites de concentração e justificar uma provável regulamentação mundial sobre resíduos de fármacos na água nos próximos anos. 3.6 Remoção de fármacos no tratamento de água Os fármacos como outros microcontaminantes orgânicos podem ser removidos da água por três processos básicos: químicos, físicos e biológicos. As operações físicas geralmente não alteram a estrutura molecular dos fármacos por serem removidos tanto por mudança de fase como por adsorção (por exemplo, CAG e lodos), filtração e ultrafiltração. Os processos químicos como oxidação com cloro, dióxido de cloro e ozônio e processos biológicos alteram a estrutura química do composto e estes processos podem gerar produtos de degradação e metabolitos ou mineralização. Para estimar a taxa da remoção de fármacos nesses processos consideram-se apenas as mudanças na concentração do fármaco de interesse. Não são considerados os metabolitos ou produtos de degradação e também não e avaliado se ocorreu mineralização como uma consequência do processo de remoção (WATTS et al., 2007). A maior parte das pesquisas de remoção de fármacos em tratamento de água é realizada em escala laboratorial e algumas em escala piloto e em escala real, principalmente em países desenvolvidos, incluindo os Estados Unidos, Japão, Coréia e países da Europa (WHO, 2011). 30 No Brasil ainda são raros os estudos referente à remoção de fármacos em ETA. Ghiselli (2006) avaliou a qualidade das águas destinadas ao abastecimento público na região de Campinas-SP, através da determinação dos interferentes endócrinos, fármacos e produtos de higiene pessoal. As amostras de água foram coletadas na sub-bacia do rio Atibaia, consistindo de amostras de esgoto sanitário, água tratada coletada diretamente na ETA e nas residências. Dentre os compostos monitorados, os frequentemente encontrados nas águas superficiais e potável foram: cafeína (1 - 106 μg L-1), dietil e dibutilftalato (0,2 – 3 μg L-1), estradiol (1,8 - 6 μg L-1), etinilestradiol (1 - 3,5 μg L-1), progesterona (1,2 - 4 μg L-1), bisfenol A (2 - 64 μg L-1), colesterol (9 - 301 μg L-1) e coprostanol (5 - 41 μg L-1). O DCF foi encontrado em efluente de esgoto sanitário em concentração igual a 1,78 μg L-1 e em águas superficiais até 6,0 μg L-1. Na água tratada de torneira esteve abaixo do limite de quantificação (4,4 μg L-1). Processos oxidativos com cloro e dióxido de cloro são eficazes para reduzir a concentração de várias classes de fármacos em água. No entanto, a eficiência de remoção é função, principalmente, da estrutura molecular do fármaco e da dosagem do oxidante (ZWIENER; FRIMMEL, 2000; ADAMS et al., 2002; HUBER et al., 2003; SNYDER et al., 2003; PINKSTON; SEDLAK, 2004; HUBER et al., 2005). Outros processos de tratamento de água, tais como ozonização, processos oxidativos avançados, radiação ultravioleta combinada com ozônio, carvão ativado e membranas (por exemplo, nanofiltração, osmose inversa), são capazes de atingir altas taxas de remoção (> 99%) para alguns fármacos (WHO, 2011; ZWIENER; FRIMMEL, 2000; ROCHA et al., 2009). No entanto essas tecnologias são caras e possivelmente também não são capazes de remover completamente todos os fármacos para valores de concentração inferiores aos limites de detecção da maioria dos métodos analíticos sensíveis (WHO, 2011; ZWIENER; FRIMMEL, 2000). Em Radjenovic et al. (2008) foi investigada a remoção de uma ampla gama de fármacos no processo de nanofiltração e osmose inversa aplicado em escala real em uma ETA e usando água subterrânea. Nesse trabalho foi observado um excelente desempenho do processo de nanofiltração e de osmose inversa na remoção de quase todos os fármacos estudados (> 85%). Entretanto, foram identificadas deteriorações nas retenções do paracetamol (44,8 - 73%), gemfibrozil (50 - 70%) e ácido mefenâmico (30 - 50%) nas membranas de nanofiltração e osmose inversa. Além disso, vários resíduos de fármacos foram 31 detectados no efluente desses processos em concentração de várias centenas de ng L-1, e a disposição desses resíduos em rios pode representar implicações negativas desse tipo de tratamento. Stackelberg et al. (2007) analisaram 113 compostos orgânicos incluindo fármacos, produtos de degradação de detergente, retardadores de chama e plastificantes, hidrocarbonetos policíclicos aromáticos, fragrâncias e aromatizantes, pesticidas e um repelente de insetos e esteroides em sedimentos e em amostras de água após o tratamento de clarificação (coagulação, floculação, sedimentação e filtração), desinfecção com cloro e filtração em CAG em ETA. Em geral, a clarificação foi responsável por 15% de remoção dos compostos orgânicos analisados em fase aquosa, a desinfecção por 32% e a adsorção em CAG por 53%. Segundo os autores, o emprego de CAG, como meio de adsorção em filtros complementares aos processos de tratamento tradicionais, possibilita um maior resguarde à qualidade da água produzida e distribuída em se tratando na remoção dos fármacos. Ainda de acordo com os mesmos autores, a eficácia do tratamento varia amplamente dentro de uma classe e entre as classes de compostos. Em geral, os compostos hidrofóbicos (alto log Kow > 4,0 e baixa solubilidade em água), tais como hidrocarbonetos policíclicos aromáticos e esteroides, foram encontrados em elevadas concentrações em amostras de sedimentos e em baixas concentrações em amostras de água tratada. Esses compostos foram fortemente oxidados pelo cloro livre e eficientemente removidos em CAG. Entretanto, os compostos hidrofílicos (baixo log Kow < 2,5 e elevada solubilidade em água), tais como os fármacos sulfametoxazol, acetaminofeno (metabolito toxico do paracetamol), dehidronifedipina (metabolito da nifedipina) e carbamazepina, foram encontrados em concentração relativamente baixa em amostras de sedimentos e em concentração mensuráveis em amostras de água após o processo de clarificação, desinfecção e adsorção em CAG. Adams et al. (2002) também realizaram um estudo comparativo de oito técnicas para a remoção de sete antibióticos (carbadox, sulfacloropiridazina, sulfadimetoxina, sulfamerazina, sulfametazina, sulfatiazol e trimetoprima). Eles concluíram que a adsorção em CAG, a osmose inversa, a cloração e a ozonização são técnicas eficientes para a remoção dos antibióticos estudados sob os parâmetros de uma planta típica de tratamento de água. É importante destacar que a aplicação do CAG tem se mostrado eficiente quando empregado tanto nas ETAs quanto nas ETEs. Isso acontece principalmente por sua aplicação não apenas como filtro biológico, mas também como meio altamente adsorvente aos 32 micropoluentes como os fármacos e potencial para formação de biofilme; além de ser uma tecnologia facilmente associada a outros tratamentos nas estações. Borges (2010) também realizou experimentos investigando a remoção dos fármacos diclofenaco de sódio, ibuprofeno, naproxeno e amoxicilina por meio de filtros CAG, onde os resultados obtidos demonstram a remoção expressiva dos fármacos acima de 80%. O uso de CAG em filtros em conjunto com o tratamento de água em ETAs tem demonstrado resultados satisfatórios, porém apresenta uma capacidade de adsorção limitada, o que requer sua regeneração periódica nos leitos dos filtros. Entretanto, durante o funcionamento dos filtros CAG, estes são naturalmente colonizados por microrganismos capazes de degradarem uma diversidade de compostos (BORGES, 2010). E tendo em vista que os fármacos são susceptíveis a degradação por microrganismos presentes na água, sedimentos e efluentes de esgoto (MINILLO et al., 2009); justifica-se os resultados favoráveis obtidos com os filtros CAG após a colonização e desenvolvimento do biofilme o que permite que este tratamento não haja apenas com processos físicos, mas também biológicos na remoção de tais compostos. Além das características dos fármacos, as variações sazonais também influenciam no processo de remoção desses compostos em ETA. Vieno et al. (2005) estudaram a influencia sazonal na remoção de fármacos em ETA. Foram encontrados cerca de 8 ng L-1 de ibuprofeno e de cetoprofeno em efluente de ETA coletado durante o inverno, enquanto que na primavera e no verão não foram encontrados. Isso foi atribuído as mais elevadas taxas de fototransformação e degradação dos fármacos em águas superficiais durante o verão e as menores quantidades dos fármacos encontradas em efluentes de esgoto sanitário no verão. Vieno et al. (2007) concluíram em seus estudos em escala piloto de tratamento de água que a remoção de quatro β-bloqueadores, um antiepiléptico, um regulador de lipídios, quatro anti-inflamatórios e três fluoroquinolonas por coagulação com cloreto férrico, floculação, sedimentação e filtração em areia eliminaram apenas 13% em media dos fármacos estudados. Dentre eles, somente a ciprofloxacina foi removida em maior porcentagem (30%) na coagulação. Uma remoção eficiente dos fármacos estudados foi encontrada durante a ozonização e adsorção em CAG, com exceção da ciprofloxacina, mais hidrofílico, que foi encontrada acima do limite de quantificação do método após a adsorção em CAG. Kim et al. (2007) verificam que os processos de tratamento de água de coagulação, filtração em areia, desinfecção com cloro e ultrafiltrarão não foram efetivos na remoção dos 33 fármacos iopromida, ibuprofeno, cabamazepina e cafeína encontrados nas águas superficiais da Coreia do Sul na concentração de 143, 15, 4,8 e 45 ng L-1, respectivamente. Entretanto, aproximadamente 99% desses compostos foram removidos por adsorção em CAG. No entanto, ainda é importante obter mais dados sobre os mecanismos de remoção dos fármacos e subprodutos associados a esses compostos em águas de abastecimento público e em processos de tratamento de esgoto. Apesar de existir várias tecnologias e processos avançados de tratamento de água, as ETA não são projetadas para a remoção de fármacos e vários desses compostos são encontrados em água de abastecimento público em vários países. A contaminação por compostos farmacêuticos nos ambientes aquáticos e sua difícil remoção através dos tratamentos convencionais representam um desafio às companhias de saneamento. 3.6.1 Adsorção por carvão ativado Adsorção é o termo utilizado para descrever o fenômeno no qual moléculas que estão presentes em um fluido, líquido ou gasoso, concentram-se espontaneamente sobre uma superfície sólida. O adsorvato é a substância no estado adsorvido, enquanto que a substância a ser adsorvida (aquela que ainda não está em contato com a superfície) é chamada de adsortivo (VALENCIA, 2007). O material sobre o qual a adsorção ocorre é chamado de adsorvente e a remoção das moléculas a partir da superfície é chamada dessorção (PEREIRA, 2010), como ilustrado na Figura 2. Figura 2- Ilustração de adsorvato, adsortivo e adsorvente. Fonte: Zuim (2010). 34 Conforme o processo de adsorção, as moléculas presentes na água são atraídas para a zona interfacial sólido-líquido devido à existência de mecanismos intermoleculares de atração entre o adsorbato e o adsorvente. Esses mecanismos reúnem pontes químicas, interações eletrostáticas e forças de Van der Waals (BORGES, 2010). A alteração do pH da água é irrelevante às interações de Van der Waals, mas alteram significativamente as forças eletrostáticas. Basicamente, durante a filtração para as partículas com carga neutra, a adsorção efetua-se devido às forças atrativas de Van der Waals; para as que apresentarem cargas positivas, a adsorção ocorrerá devido à conjunção das forças eletrostáticas e de Van der Waals, com as partículas de carga negativa prevalece as forças de repulsão, todavia, a magnitude das forças hidrodinâmicas proporciona uma aproximação que permite a ação das forças de Van der Waals (LIBÂNIO, 2005). O carvão ativado é um material carbonáceo, não grafítico, que se caracteriza por ter área superficial e porosidade interna elevada, o que lhe confere a capacidade de adsorver várias substâncias orgânicas e inorgânicas, tanto na fase gasosa, quanto na fase líquida (JANKOWSKA et al., 1991). O primeiro registro do uso de carvão ativado para fins de tratamento de água é datado de 1910, com a instalação de um filtro de CAG para remoção de subprodutos do cloro na água do município de Reading na Inglaterra. Nas últimas décadas, a presença de compostos orgânicos na água que conferem risco a saúde humana, tais como pesticidas, toxinas, trialometanos e outros subprodutos da desinfecção; despertou o interesse em técnicas de adsorção, e o carvão ativado tornou-se o adsorvente mais utilizado na busca em atender aos padrões estabelecidos para concentração mínima desses contaminantes na água de consumo humano (MASSCHELEIN, 1992). Na filtração utilizando o CAG como meio filtrante, durante o transporte da água por entre os grânulos e, por conseguinte, pelos poros do carvão, ocorre a conjunção de mecanismos de transporte e de aderência. Os primeiros constituem-se fenômenos físicos e hidráulicos afetados pelos parâmetros que governam a transferência de massa. Entretanto, a relevância da eficiência do CAG está nos mecanismos de aderência, onde ocorrem os fenômenos químicos de adsorção (BORGES, 2010). Dentre os métodos biotecnológicos avançados utilizados no tratamento de água, o processo de filtração utilizando o carvão ativado biologicamente representa uma proposta emergente que supera as diversas limitações associadas com os processos de tratamento 35 convencional de água. Durante o funcionamento dos filtros, observa-se que a superfície porosa do leito de CAG também favorece um meio acessível para fixação e colonização microbiológica, propiciando o crescimento em seu interior de um significante biofilme (SCHOLZ; MARTIN, 1997). Segundo Brady (1997), existem três opções básicas de localização do CAG no tratamento convencional de água, são elas: a pré-adsorção, onde o CAG é colocado antes da unidade de mistura rápida; a pós-adsorção, em que o CAG é implantado depois da filtração rápida; e a filtração/adsorção, que é um processo combinado de filtração e adsorção em CAG. A Figura 3 mostra o esquema dessas três opções de locação do CAG. A opção mais usual é a pós-adsorção, em que a água já filtrada passa pelo CAG apenas para remover os compostos orgânicos dissolvidos (PÁDUA, 2006). Figura 3- Opções de locação do CAG no tratamento de água. Fonte: Pádua (2006). A filtração com CAG demonstra-se eficiente para a remoção de micropoluentes, porém os riscos de transpasse e a frequência da saturação do meio filtrante demandam o monitoramento periódico do efluente, e constante renovação do leito dos filtros e recuperação do carvão saturado, que oneram e causam oscilações no sucesso do tratamento (DEMPSEY et al., 2005; MERILUOTO et al., 2005). Consequentemente há um grande interesse no desenvolvimento dessa tecnologia para remoção mais eficaz de micropoluentes que interfiram 36 na qualidade da água. Nessa perspectiva, estudos com filtros CAG, operando em baixas taxas de filtração, relatam que a filtração biológica efetuada pelos microrganismos que se desenvolvem no interior do meio filtrante eleva a eficiência dessas unidades filtrantes. Desta forma, a filtração biológica, adjunto a capacidade adsortiva do carvão ativado representa um método promissor na remoção dos compostos indesejáveis da água, em concordância as atuais pesquisas em biotecnologia as quais relatam que a ação biológica, assim como acontece na natureza, é o principal método de degradação desses poluentes (BORGES, 2010). 3.6.2 Filtração lenta A filtração lenta está em uso há mais de 170 anos, em razão de seu potencial como opção tecnológica para o tratamento de água nos países em desenvolvimento (BRITO et al., 2005). Constitui-se numa tecnologia de tratamento caracterizada como eficiente barreira microbiológica e apropriada para produzir água potável com baixa quantidade de impurezas (TANGERINO et al., 2006). Dentre as diversas tecnologias de tratamento de água, a filtração lenta é bastante atraente, pois não necessita de aplicação de produtos químicos, não requer mão de obra especializada e apresenta excelente remoção de organismos patogênicos incluindo os cistos de Giardia e os oocistos de Cryptosporidium, além de compostos orgânicos complexos, como alguns fármacos (MELO, 2006). O filtro lento opera com baixa taxa de filtração, resultando em altos tempos de detenção da água acima do meio e no próprio meio. E em consequência desse tempo elevado, há o desenvolvimento de intensa atividade biológica nas camadas mais superficiais do meio filtrante (SÁ, 2006). A atividade biológica é considerada a ação mais importante que ocorre na filtração lenta, sendo mais pronunciada no topo do meio filtrante, e estende-se até cerca de 40 cm de profundidade (DI BERNARDO et al., 1999). Os filtros lentos são constituídos basicamente de uma lâmina de água sobrenadante (1), uma camada biológica denominada schmutzdecke (2), um meio filtrante (3), uma camada suporte (4), um sistema de drenagem (5), conforme apresentado na Figura 4. 37 Figura 4 - Representação de um filtro lento de areia. Fonte: Camplesi (2009) adaptado por Rossi (2010). Visto que o rendimento do filtro lento depende principalmente do processo biológico, sua eficiência inicial é baixa, melhorando à medida que progride a carreira de filtração. O período de amadurecimento do filtro pode variar de alguns dias até cerca de dois meses em função das características da água afluente, do meio filtrante e dos parâmetros de operação (DI BERNARDO et al, 1999). Um método que possibilita a melhora da eficiência da filtração lenta na remoção de compostos de difícil degradabilidade, como substâncias húmicas, agroquímicos e fármacos, é o emprego de filtros de CAG em sequencia aos filtros lentos de areia (PROSAB, 2006). Segundo Brady (1997), o emprego do CAG no tratamento convencional de água pode ocorrer de três maneiras (no pré-tratamento, na pós-filtração, ou na própria filtração/adsorção); entretanto o mais utilizado é na pós-filtração (PÁDUA, 2006). 4 POLI(TEREFTALATO DE ETILENO) O poli(tereftalato de etileno) ou PET é considerado um dos mais importantes polímeros de engenharia das duas últimas décadas devido à sua extensa gama de aplicações e ao rápido crescimento de sua utilização em escala mundial. Por esta razão, a reciclagem do PET tornou-se necessária principalmente por dois motivos: ecológico e econômico (ROSMANINHO et al., 2009). Em 2010, o Brasil consumiu 505.000 toneladas de PET na fabricação de embalagens, sendo que no mesmo ano, segundo o último índice de reciclagem divulgado pelo 38 Compromisso Empresarial para Reciclagem (CEMPRE) (Tabela 1), 56% das embalagens pós- consumo foram efetivamente reciclada, totalizando 282 mil toneladas. Com este índice o Brasil alcançou o segundo lugar na reciclagem de PET no mundo, perdendo apenas para o Japão que reciclou 72,1%. Tabela 1- Índice mundial de reciclagem. País % Reciclagem Japão 72,1 Brasil 56 Europa 55 Austrália 42,3 Argentina 34 EUA 29,1 Fonte: CEMPRE (2010). Apesar disso o PET continua como um dos principais polímeros encontrados nos resíduos sólidos urbanos e por conta disso o desenvolvimento de novos processos para reciclagem de polímeros é, atualmente, uma área de relevante pesquisa científica devido a duas necessidades importantes: (i) a redução do volume crescente de rejeitos de polímeros originados de diferentes fontes e (ii) a conversão de fontes de baixo custo, por exemplo, embalagens PET, em materiais de valor agregado com aplicações tecnológicas. No Brasil, de acordo com a portaria nº 987 de 1998 da Secretaria de Vigilância Sanitária do Ministério da Saúde, apenas é possível a reciclagem de PET pós-consumo em embalagens multicamadas destinadas ao acondicionamento de bebidas carbonatadas não alcoólicas (FERRO, 1999). Portanto, os artefatos fabricados de polímeros reciclados têm limitações de aplicação, ou seja, não podem ser utilizados em contato com bebidas, remédios, alimentos, brinquedos e material de uso hospitalar, pois, dependendo do uso anterior, ele pode estar contaminado. Esta limitação diminui as opções para reciclagem do PET que no país acaba sendo reutilizado principalmente como fibra têxtil (39,3%), resinas insaturadas e alquídicas (18,7%), embalagens de alimentos e não alimentos (18%), lâminas e chapas (7,9%), fitas de arquear (6,7%), tubos (1,9%) e outros (7,5%) (ABIPET, 2012). A reciclagem do PET, assim como para outros polímeros, pode ser classificada em quatro categorias: primária, secundária, terciária e quaternária (EHRIG, 1992). 39 Reciclagem primária: consiste na conversão dos resíduos poliméricos industriais por métodos de processamento padrão em produtos com características equivalentes àquelas dos produtos originais produzidos com polímeros virgens; por exemplo, aparas que são novamente introduzidas no processamento. Reciclagem secundária: conversão dos resíduos poliméricos provenientes dos resíduos sólidos urbanos por um processo ou uma combinação de processos em produtos que tenham menor exigência do que o produto obtido com polímero virgem, por exemplo, reciclagem de embalagens para obtenção de sacos de lixo. Reciclagem terciária: processo tecnológico de produção de insumos químicos ou combustíveis a partir de resíduos poliméricos. Reciclagem quaternária: processo tecnológico de recuperação de energia de resíduos poliméricos por incineração controlada. A reciclagem primária e a secundária são conhecidas como reciclagem mecânica ou física, o que diferencia uma da outra é que na primária utiliza-se polímero pós-industrial e na secundária, pós-consumo. A reciclagem terciária também é chamada de química e a quaternária de energética (SPINECÉ et al., 2005). A reciclagem química é muito utilizada pela indústria na Europa e no Japão, enquanto que no Brasil ela ainda está em desenvolvimento. (SPINECÉ et al., 2005), sendo que a mais praticada ainda é a mecânica (ROMÃO et al., 2009). Todavia, visando reduzir o descarte dos polímeros reciclados, é a reciclagem química do PET que tem atraído à atenção dos pesquisadores devido à grande variedade de processos, resultando em novos e diferentes produtos, visto que o PET pode ser reciclado por diversos tratamentos químicos, como a hidrólise catalítica, aminólise, alcoólise, glicólise, pirólise, entre outras reações e mesmo para a produção de copolímeros através da reação com outros polímeros (ROSMANINHO et al., 2009). 40 4.1 PET como adsorvente A presença de grupos carboxílicos e hidroxilas na superfície do PET demonstram que este polímero pode ser usado como adsorvente de diversos compostos (ROSMANINHO et al., 2009). Esta poderia ser uma alternativa para a utilização do PET, somando não apenas vantagens no ponto de vista ambiental ao diminuir a disposição destes resíduos sólidos no meio ambiente, como também financeiro devido ao seu baixo custo e por não representar nenhuma dificuldade econômica na sua implementação em grande escala como, por exemplo, nos tratamentos de água avançados com base em processos de adsorção. Neste sentido, a utilização de resíduos de PET como precursores de adsorventes de baixo custo poderia ser uma estratégia interessante, permitindo lidar com o problema da eliminação de resíduos de reciclagem (KARAGÖZ et al, 2008; MICHAILOF et al, 2008) além de melhorar o tratamento da água para diversos compostos. A utilização de plásticos como adsorventes sob forma de membranas já foi descrito na literatura (AREND et al., 2008). Rosmaninho et al. (2009) transformaram por meio de seus experimentos rejeitos de PET em um material com propriedades adsorventes através de um processo simples de hidrólise catalítica parcial. Este material, segundo o próprio autor, poderia ter diversas aplicações industriais e ambientais. Parra et al. (2004) também propôs uma metodologia para a reciclagem química do PET onde realizou a pirólise e subsequentemente a ativação do polímero, em específico, obtendo um material de elevada microporosidade e alta capacidade de adsorção. As novas características assumidas pela superfície do PET ativado por pirólise apresentaram capacidade de adsorção para compostos tais como fenol e hidrocarbonetos aromáticos polialogenados (HAP) em soluções aquosas atisfatória em comparação a retenção alcançada com o carvão ativado comercial. Quanto aos testes realizados com o PET ativado para a adsorção de hidrogênio, este também demonstrou ter a capacidade de adsorção maior do que nanotubos de carbono. Em outra pesquisa visando testar o potencial de adsorção do PET para fármacos, Mestre et al. (2009) utilizaram a mesma metodologia proposta por Parra et al. (2004) para preparar o PET ativado como um adsorvente para ibuprofeno. Os resultados obtidos para esse polímero pirolisado também demonstraram ser favoráveis à PET devido a sua única 41 combinação por átomo de carbono que juntamente com microporos de tamanho adequado na superfície superaram a capacidade de adsorção dos adsorventes comerciais. Resíduos de garrafas PET e de outros materiais plásticos foram também estudados por outros autores como precursores de adsorventes relacionados à adsorção de corantes e da mesma maneira atingiram bons resultados para o tipo básico (AKMIL-BASAR et al., 2005; SYCH et al., 2006) e para um corante reativo (NAKAGAWA et al., 2004). Sendo que Sych et al. (2006) também utilizaram uma metodologia semelhante àquela descrita por Parra et al. (2004), onde o PET foi submetido à ativação por uma solução ácida (ácido sulfúrico concentrado) e posterior aquecimento entre 65-70ºC. Em seguida ao aquecimento a amostra foi lavada e seca a 100ºC. Os efeitos da ativação via ácido sulfúrico em complemento com o tratamento térmico, demonstraram aumento significativo quanto a sua capacidade de adsorção. Cabrita (2009) durante sua pesquisa buscando obter carvões ativados eficientes na remoção de fármacos comparou o uso de dois carvões de uso comercial a um carvão obtido por resíduos de PET pós-consumo ativados por carbonização parcial. A autora concluiu ao fim de seus ensaios uma excelente remoção de paracetamol pelo PET (95%), que se mostrou superior aos valores de remoção obtidos por ambos os carvões comerciais (50%). A regeneração do “carvão” proveniente do PET pode ser realizada por vários métodos de pirólise, principalmente pela autoclavagem, embora a mesma intenção possa ser obtida por forno de micro-ondas utilizando comprimento de onda de 2450 MHz. Ao se comparar a regeneração do polímero regenerado, por micro-ondas e forno elétrico, verificou-se que o sistema de micro-ondas é muito mais simples e demanda menos energia e tempo do que o forno elétrico. A perda de adsorção desse polímero demonstrou que a eficiência da sua capacidade de reutilização ocorre após seis ciclos (AREND et al., 2008). Considerando o custo praticamente irrisório do PET pós-consumo e o seu alto valor de conversão em material adsorvente (próximo a 100%), sobretudo através da pirólise, a sua aplicação no tratamento de água poderia ser justificada pelo lucro ambiental e econômico. Sendo assim conveniente o desenvolvimento de estudos relacionados às alternativas de implantação de tal material em sistemas de tratamento de água para a remoção de fármacos, entre outros contaminantes emergentes. Neste contexto, um dos objetivos principais nesta pesquisa foi avaliar a possibilidade da obtenção de um produto oriundo de PET pós-consumo que agregasse maior valor ao 42 resíduo. E a possibilidade de transformar, através da reciclagem química, resíduos em insumos com capacidade adsortiva, os quais podem ser utilizados, por exemplo, no tratamento de fármacos residuais na água, a um custo energético e ambiental mais baixo foi a principal motivação para realização deste trabalho. 5 MATERIAIS E MÉTODOS Todos os experimentos foram realizados no Laboratório de Saneamento do Departamento de Engenharia Civil pertencente à Universidade Estadual Paulista “Júlio de Mesquita Filho” (UNESP), Campus de Ilha Solteira - SP. O experimento foi dividido em duas etapas, sendo a etapa inicial composta basicamente pela preparação do sistema de tratamento através do preparo da PET ativado, montagem e maturação dos filtros. Além dos ensaios de validação do método cromatográfico para a quantificação dos fármacos e o desenvolvimento de suas isotermas de adsorção. A segunda etapa consistiu no ensaio de tratamento de água propriamente dito. Onde realizou-se a aplicação dos fármacos monitorados a água e sua posterior determinação quantitativa no efluente gerado em sequência a cada um dos pós-tratamentos testados. A Figura 5 apresenta o fluxograma dos ensaios realizados. 43 Figura 5 - Fluxograma das etapas experimentais desenvolvidas ao longo da pesquisa. Fonte: Elaborado pelo autor. O cronograma dos ensaios e suas respectivas durações encontram-se demonstrado na Tabela 2. Tabela 2 - Duração dos ensaios desenvolvidos durante a pesquisa. Etapas Ensaios Duração (semanas) Etapa 1 Preparação do PET ativado 1 Montagem dos filtros 2 Maturação dos filtros 8 Validação do método 4 44 Isotermas de adsorção 4 Etapa 2 Aplicação dos fármacos 10 Determinação dos fármacos 10 Fonte: Elaborado pelo autor. Na Tabela 3 encontram-se as análises realizadas e as frequência de execução referente a cada parâmetro. Tabela 3 - Frequência de realização das análises durante a pesquisa. Parâmetros Etapa 1 Etapa 2 Frequência Cor verdadeira X X Semanal pH X X Semanal Temperatura X X Semanal Turbidez X X Semanal Determinação dos fármacos X Semanal Isotermas de adsorção X Anual Fonte: Elaborado pelo autor. 5.1 Fármacos No presente trabalho, os compostos farmacológicos de uso humano selecionados para serem testados nesta pesquisa estão apresentados na Tabela 4, sendo eles: quatro anti- inflamatórios não-esteroides (diclofenaco, naproxeno, ibuprofeno e piroxicam) e um analgésico (paracetamol). A escolha de tais fármacos justificou-se em função da frequente detecção dos mesmos em vários estudos com amostras ambientais, da disponibilidade de seus padrões espectrofotométricos e cromatográficos, e seu elevado consumo pela população. No Brasil, os anti-inflamatórios não-esteroides e analgésicos são medicamentos de venda livre, além de terem fácil acesso para consumo devido ao grande número de apresentações disponíveis no mercado. Isso acaba por caracterizar estas classes de 45 medicamentos como algumas das mais prescritas por médicos e dentistas, e consequentemente, uma das mais consumidas (EMERENCIANO et al., 2008). Tabela 4 - Caracterização dos fármacos escolhidos para a pesquisa. Composto Função Estrutura Química Diclofenaco (C14H11Cl2NO2) Anti-inflamatório e Analgésico Ibuprofeno (C13H18O2) Anti-inflamatório e Analgésico Naproxeno (C14H14O3) Anti-inflamatório Paracetamol (C8H9NO2) Analgésico Piroxicam (C15H13N3O4S) Anti-inflamatório Fonte: Elaborado pelo autor. 5.2 Água bruta A água bruta utilizada no abastecimento o sistema de tratamento da água foi proveniente da Lagoa do Ipê, localizado próximo ao município de Ilha Solteira - SP, entre as seguintes coordenadas geográficas: Latitude 20º16’00” a 20º41’49” S; Longitude 51º01’14” a 51º26’41” W. A área de captação da microbacia da Lagoa do Ipê apresenta aproximadamente 286 ha, de uso urbano-rural, com grande presença de pastagem e cultivos agrícolas anuais e perenes. Segundo Basso e Carvalho (2007), o Índice de Qualidade de Água – IQA, da Lagoa do Ipê apresenta média igual a 58, que conforme Escala de IQA (CETESB, 2004), indica boa 46 qualidade da água. Estudos de caracterização para abastecimento público, realizados por Tavares (2008) mostraram que a água da Lagoa do Ipê se enquadra aos limites estabelecidos por Di Bernardo et al. (1999) para filtração lenta desde que seja submetida a um pré- tratamento. A Lagoa do Ipê também foi utilizada nas pesquisas realizadas pelas autoras Borges (2010) e Américo (2010), onde também mostrou-se livre da presença de fármacos em suas águas superficiais. A Figura 6 apresenta a localização da lagoa. Figura 6 - Localização do Lago do Ipê em Ilha Solteira - SP. Fonte: Erba (2011) modificado pelo autor. A coleta e transporte da água bruta da Lagoa do Ipê para o Laboratório de saneamento onde se encontravam os filtros foi realizada semanalmente e de forma contínua ao longo das 8 Lagoa do Ipê 47 semanas de maturação e 10 semanas de ensaio com fármacos, garantindo a média 50 litros/semana de água para o abastecimento dos filtros. 5.3 Preparo da água com fármacos Para o ensaio com fármacos, a água bruta coletada no reservatório Lagoa do Ipê recebeu a adição de 25 μg L-1 de cada um dos fármacos selecionados (diclofenaco, ibuprofeno, naproxeno, paracetamol e piroxicam). Esta concentração de fármacos procurou reproduzir valores semelhantes aos encontrados no meio ambiente em águas superficiais segundo alguns autores (RIGOBELLO, 2012; BORGES, 2010, ROSSI, 2010; GHISELLE, 2006; BILA; DESOTTI, 2003; DOUGHTON et al., 2001; ZWIENER; FRIMMEL, 2000). 5.4 Preparo do PET ativado O PET utilizado nesta pesquisa foi doado pela empresa CNP Indústria e Comércio de Plásticos Técnicos Ltda. O material na forma de flakes de baixa granulometria (2 mm) é produzido através de processos de extrusão de embalagens PET pós-consumo. A ativação do PET resultando em um material adsorvente foi realizada através da metodologia proposta por Parra et al. (2004) modificada, a qual se deu por duas etapas consecutivas: a primeira, visando ampliar a quantidade de microporos na superfície dos grãos de PET e a segunda, promovendo a sua ativação. Ao final desde processo foi obtido o PET ativado, adsorvente utilizado como leito fixo do filtro PET (Figura 7). Para tanto, o grânulos de PET foram inicialmente submetidos a uma solução de ácido sulfúrico (10%) por 24 horas, etapa responsável pela oxidação de compostos orgânicos e também a ampliação da microporosidade da superfície do material, possibilitando assim uma maior área de aderência aos fármacos. Após esta primeira etapa o PET foi então lavado em água destilada e posteriormente seco no decorrer de mais 24 horas à 45ºC em estufa. Em seguida, o PET seco e acondicionado em sacos especiais para autoclave foi finalmente submetido à alta pressão e temperatura por 5 horas em uma autoclave vertical modelo AV18 (Phoenix Indústria), de forma a concluir o processo de produção do PET 48 ativado. A etapa de ativação do PET por autoclavagem pode ser considerada uma adequação do processo de pirólise proposto por Parra et al. (2004). Figura 7 - PET não ativada (a) e ativada (b). (a) (b) Fonte: Elaborado pelo autor. 5.5 Montagem dos filtros Foram utilizados para a pesquisa dois filtros lentos de areia, já empregados anteriormente por Rossi (2010) (Figura 10). Os dois filtros, denominados FL1 e FL2, foram construídos em PVC com as seguintes características geométricas: 100 mm de diâmetro e 2300 mm de altura, espessura do leito de areia de 700 mm e granulometria entre 0,08 a 1 mm e coeficiente de desuniformidade maior que 3. A base do filtro foi construída com 4 subcamadas de 750 mm cada e respectivas variações granulométricas, a partir da camada mais abaixo: 15,9 a 23,4 mm; 7,9 a 12,7 mm; 3,2 a 6,4 mm e 1,4 a 3,2 mm, representados na Figura 8 (ROSSI, 2010). Em seguida, dando continuidade aos filtros lentos, foram montados dois filtros de pós- tratamento: (i) filtro com carvão ativado granular de origem vegetal (casca de coco), denominado Filtro CAG e (ii) filtro com PET ativado preparado sob a metodologia descrita anteriormente, denominado Filtro PET; ambos também construídos de tubos PVC. Os filtros CAG e PET foram constituídos acima de uma camada suporte de 5 cm de pedregulho ao fundo, seguido por 30 cm de camada de CAG e PET ativado, respectivamente para cada filtro. 49 Na Figura 9 estão representadas as camadas de pedra (30 cm) e areia (70 cm) dos filtros lentos, além da camada de pedregulho (5 cm) e CAG ou PET ativado (30 cm) resultando os leitos dos filtros de pós-tratamento. Figura 8 - Representação da granulometria do leito dos filtros de areia. Fonte: Rossi (2010). Figura 9 - Altura das camadas de pedra, areia, CAG ou PET ativado. Fonte: Rossi (2010). 50 Figura 10 - Sistema de filtros utilizado na pesquisa. Fonte: Rossi (2010). 5.6 Maturação dos filtros A maturação, ou amadurecimento do biofilme nos filtros foi alcançada após dois meses de funcionamento do experimento, aplicando água bruta coletada no Córrego do Ipê livre de fármacos. A água bruta contém abundante concentração de matéria orgânica, fitoplâncton e zooplâncton que, com o passar dos dias, se aderem nas paredes e superfícies dos grãos de areia, CAG e PET ativado, e entre os interstícios destes; formando biofilmes de grande atividade biológica. Segundo Bott (1993), a acumulação do biofilme é um processo natural e consiste em células microbianas imobilizadas na superfície de um substrato, sendo sua composição típica constituída por água, microrganismos, substâncias poliméricas extracelulares (EPS), partículas retidas e substâncias dissolvidas e adsorvidas. 51 Após o crescimento do biofilme, este age concomitantemente a filtração e adsorção, garantindo também um processo de biodegradação ao tratamento de diferentes substratos orgânicos presentes na água incluindo também os fármacos. O processo de maturação do biofilme nos filtros foi monitorado semanalmente através dos parâmetros: pH, temperatura, cor verdadeira e turbidez. 5.7 Aplicação dos fármacos Após a maturação dos filtros os fármacos foram adicionados à água bruta, dando início ao ensaio de remoção dos mesmos pelos filtros CAG e PET propostos na pesquisa. Todos os fármacos foram adicionados na mesma proporção: Diclofenaco (25 μg L-1), Ibuprofeno (25 μg L-1), Naproxeno (25 μg L-1), Paracetamol (25 μg L-1) e Piroxicam (25 μg L- 1) em valores semelhantes aos encontrados em águas superficiais naturais citados em outras pesquisas (BORGES, 2010, GHISELLE, 2006; DOUGHTON et al., 2001; ZWIENER; FRIMMEL, 2000). Os fármacos utilizados na pesquisa foram de grau comercial, tendo em consideração o seu elevado grau de pureza (80 a 90%) para todos os compostos estudados. O ensaio desenvolveu-se ao longo de dez semanas, onde cerca de 50 litros de água fortificada com fármacos percorriam o sistema de tratamento dos filtros a cada sete dias. A coleta de 1,3 litros de amostra do efluente tratado por cada filtro de pós-tratamento (CAG e PET) também deu-se com frequência semanal. Sendo do total amostrado, 1 litro utilizado especificamente para a determinação dos fármacos através da sua extração em fase sólida e posterior análise cromatográfica. E os demais 300 mL submetidos às análises dos parâmetros de qualidade da água: pH, temperatura, cor verdadeira e turbidez. 5.8 Determinação dos parâmetros de qualidade Durante as etapas de maturação e ensaio com os fármacos nos filtros, foram determinados alguns parâmetros físicos (cor, temperatura e turbidez) e químico (pH) a fim de monitorar possíveis influências dos mesmos no decorrer dos ensaios. Os parâmetros escolhidos foram verificados em ambas as etapas da pesquisa semanalmente. Enquanto que as 52 análises para determinação dos fármacos e os ensaios para as isotermas de adsorção somente foram iniciadas após a aplicação dos fármacos ao sistema de tratamento. Os parâmetros analisados, seus respectivos métodos e a frequência de execução ao longo da pesquisa, apresentam-se no Tabela 5 a seguir: Tabela 5 - Relação dos métodos, equipamentos e frequência de determinação dos parâmetros. Parâmetro Método Técnica/ Equipamento Frequência Cor Verdadeira Centrifugação (3500 rpm durante 3 minutos) e espectrofotometria (– λ= 455 nm) Centrífuga de bancada FEMTO e espectrofotômetro FEMTO Semanal pH Potenciométrico Potenciômetro ORION 410 Temperatura Termômetro de mercúrio (escala de 10 a 100ºC) Termômetro INCODERM Turbidez Nefelométrico Turbidímetro 2100P-HACH Fonte: Elaborado pelo autor. 5.9 Determinação dos fármacos Para a determinação quantitativa de compostos farmacológicos na água, tanto em amostras ambientais, como em sistemas de tratamento de esgoto e de água, os métodos mais utilizados de acordo com a literatura são a extração em fase sólida (SPE) seguida pela cromatografia líquida de alta eficiência (CLAE) ou a cromatografia gasosa (CG) (ERBA, 2011). Assim, de acordo com a eficiência de tais métodos, para a presente pesquisa os métodos de determinação utilizados foram à extração em fase sólida (SPE) seguida pela cromatografia líquida de alta eficiência (CLAE). 53 5.9.1 Extração em fase sólida (SPE) As extrações em fase sólida dos fármacos monitorados nesta pesquisa foram realizadas segundo o método proposto por Nebot et al. (2007) adaptado em cartuchos do tipo C18. Para tanto, realizou-se uma pré-ativação das colunas de fase reversa C18 a base de sílica (AccuBond II ODS-C18 de 500 mg) com 6,0 mL de metanol (MeOH) 100% (J. T. Baker grau HPLC), seguida posteriormente de 6,0 mL de água Milli-Q (pH próximo de 3,0). As amostras (1,0 L) foram eluidas nos cartuchos C18, utilizando um minifold (Figura 11) com velocidade de fluxo de 3,0 m L-1/min e auxílio de bomba a vácuo. Posteriormente, as colunas foram ser mantidas em repouso a temperatura ambiente por 1 hora para secagem. Após o período de secagem, o eluato contento a concentração residual dos fármacos foi recolhido por meio de 8 mL de MeOH 100% seguido por 2,5 mL de acetona. O eluato obtido foi então evaporado a 55°C e posteriormente ressuspendido em 500 μL de MeOH 100% para realização das análises cromatográficas. Figura 11 - Processo de SPE utilizando cartuchos C18: (a) distribuição dos cartuchos C18 no minifold e (b) eluição das amostras nos cartuchos C18. (a) (b) Fonte: Elaborado pelo autor. 54 5.9.2 Cromatografia líquida de alta eficiência (CLAE) As análises para identificação e quantificação dos fármacos presentes nas amostras pesquisadas foram efetuadas com base no método cromatográfico proposto por Nebot et al. (2007) adaptado. De tal maneira que as determinações dos fármacos provenientes das amostras de efluentes dos filtros CAG e PET foram efetuadas por meio de um cromatógrafo líquido de alta eficiência (Shimadzu), equipado com detector "Photodiode Array" (SPD- M20A), duas bombas de alta pressão (LC-20AT e LC 20AD), utilizando uma coluna C18 (modelo Shim-pack) com 4,6 x 250 mm e diâmetro de partícula de 5 μm. As fases móveis serão constituídas de MeOH 100% (fase A) e água Mili-Q (fase B), ambas acrescidas de 0,1 % de ácido trifluoracético (TFA). O volume de injeção das amostras foi de 25,0 µL, sendo a identificação de cada fármaco efetuada de acordo com os seus respectivos tempos de retenção e também através de cada perfil espectrofotométrico, nos comprimentos de onda específicos de detecção para cada composto. Os resultados dos cromatogramas foram obtidos serão elaborados através do software LCsolution. Uma visão geral do equipamento utilizado pode ser conferida na Figura 12 apresentada a seguir. 55 Figura 12 - Cromatógrafo líquido de alta eficiência (CLAE) utilizado para a determinação dos fármacos na pesquisa. Fonte: Elaborado pelo autor. 5.9.3 Remoção dos Fármacos Para a avaliação de remoção dos fármacos testados foi estabelecida por meio da equação a seguir (Equação 1): (1) Onde: R = remoção dada em porcentagem (%); 56 G = valores quantificados na amostra afluente do filtro; F = valores quantificados na amostra efluente do filtro. 5.9.4 Validação do Método Com o objetivo de validar o método de determinação dos fármacos utilizado nesta pesquisa, foi elaborada uma planilha de validação proposta por Ribeiro et al. (2008). E para a determinação dos parâmetros de sensibilidade (LD e LQ), precisão e exatidão; foram construídas curvas analíticas com as concentrações 0,03; 0,15; 0,50; 0,75; 1,00 µg mL-1. A recuperação dos fármacos foi efetuada através de 3 alíquotas (5,00; 25,00; 50,00 µg mL-1) em quintuplicatas, resultante das curvas analíticas das amostras de fármacos. 5.10 Estatística Os resultados obtidos durante o estudo foram armazenados em planilhas eletrônicas do Excel (Microsoft Office 2010) e submetidos a análises de estatística descritiva e testes t (de Student) através do Software Estatístico BioEstat 5.3 (disponível em ), de modo a avaliar o desempenho dos filtros CAG e PET (Apêndice B). 57 6 RESULTADOS E DISCUSSÃO 6.1 Determinação dos parâmetros de qualidade � pH Durante todo o período de ensaio com os fármacos foram monitorados os valores de pH das amostras coletadas semanalmente do efluente dos filtros CAG e PET. Desta maneira, de um modo geral, ambos os tratamentos mantiveram-se próximos da neutralidade com a média de pH 7 (Figura 13), não sendo constatadas diferenças significativas (p<0,05) para os valores registrados entre os filtros monitorados. Nestas condições a adsorção dos fármacos torna-se adequada, uma vez que a neutralidade do meio favorece a colonização do filtro por microrganismos formadores de biofilme. Alterações no pH podem causar aumento ou diminuição da repulsão eletrostática entre os contaminantes e o meio filtrante, bem como afetar as propriedades superficiais dos microrganismos e das superfícies sólidas, interferindo no processo de adsorção das moléculas, e de adesão dos microrganismos às superfícies dos substratos (LIBÂNIO, 2005). Figura 13 - Valores de pH detectados semanalmente nos filtros CAG e PET. Fonte: Elaborado pelo autor. 58 � Temperatura A temperatura da água é diretamente proporcional à velocidade das reações químicas, à solubilidade das substâncias e ao metabolismo dos organismos presentes no ambiente aquático; apesar disso, o padrão de potabilidade da água brasileiro não estabelece temperatura máxima para água de consumo (LIBÂNIO, 2005). Ao longo do período de ensaio para o tratamento da água com os fármacos, a temperaturas das amostras sofreram pequenas alterações, todavia mantendo uma média de