Resumo
In recent decades, the occurrence of pharmaceuticals in the environment has been widely reported due to their high frequency and recalcitrance in many cases. Concerning the chiral pharmaceuticals (CPs) in environmental matrices, the stereochemistry is often neglected and enantiomers are determined together as unique molecules. However, it is well known that CPs might have enantioselective toxicity, rendering important to assess the occurrence and degradation processes of single enantiomers in the environment, namely during biological treatment in wastewater treatment plants (WWTPs). The development of analytical methods to qualitatively and quantitatively evaluate the enantiomers of CPs is crucial for determining enantiomeric fraction (EF). The EF is the most important parameter in studies involving enantiomers and enantioselective processes and fundamental in biodegradation studies and wastewater monitoring. This review summarizes the analytical methods used to determine EF of CPs in environmental matrices and/or during biodegradation processes. The occurrence of CPs in the environment and their biodegradation are reviewed and future trends in the area outlined.
Keywords:
chiral pharmaceuticals; enantioselectivity; environment
Keywords:
chiral pharmaceuticals; enantioselectivity; environment
FÁRMACOS NO AMBIENTE
Os recursos limitados de água obrigam à necessidade de proteção da integridade dos recursos hídricos. Em 2008 foi criada uma Diretiva Europeia11 Diretiva 2008/105/EC; Off. J. Eur. Union
2008, 384, 84. que tem como objetivo a proteção e recuperação dos recursos hídricos, estabelecendo uma lista de substâncias prioritárias. Também a Convenção de Estocolmo, em 2001, estabeleceu doze poluentes orgânicos persistentes, como prioritários para redução ou eliminação da sua produção, utilização e/ou descarga.22 http://chm.pops.int/TheConvention/Overview/tabid/3351/Default.aspx, acessada em dezembro 2015.
http://chm.pops.int/TheConvention/Overvi...
Outros compostos emergentes têm sido reconhecidos como potencialmente prejudiciais para ambientes aquáticos, incluindo subprodutos de desinfeção, aditivos de gasolina, aditivos industriais, retardadores de chama, tensoativos, antissépticos, drogas de abuso, produtos de higiene pessoal e fármacos.33 Ribeiro, C.; Ribeiro, A. R.; Tititan, M. E.; Rev. Environ. Contam. Toxi col. (2015), doi: 10.1007/398_2015_5006.
https://doi.org/10.1007/398_2015_5006...
,44 Jurado, A.; Vàzquez-Suñé, E.; Carrera, J.; López de Alda, M.; Pujades, E.; Barceló, D.; Sci. Total Environ.
2012, 440, 82. Embora a maioria deles sejam considerados pseudopersistentes e não se encontrem regulamentados, a ocorrência de efeitos potencialmente nocivos associados a estes compostos torna-os candidatos a futura regulamentação.44 Jurado, A.; Vàzquez-Suñé, E.; Carrera, J.; López de Alda, M.; Pujades, E.; Barceló, D.; Sci. Total Environ.
2012, 440, 82. Os fármacos são classificados como compostos pseudopersistentes, tendo vindo a ser detectados em ambientes aquáticos desde a década de 90, em concentrações que variam de ng L-1 a µg L-1, causando uma grande preocupação relacionada com os potenciais efeitos que podem originar nos organismos aquáticos e na saúde humana pelo consumo de água potável e alimentos.55 Daughton, C. G.; Lancet
2002, 360, 1035.
6 Daughton, C. G.; Ternes, T. A.; Environ. Health Perspect.
1999, 6, 907.
7 Santos, L. H. M. L. M.; Araújo, A. N.; Fachini, A.; Pena, A.; Delerue-Matos, C.; Montenegro, M. C. B. S. M.; J. Hazard. Mater.
2010, 175, 45.-88 Gunnarsdóttir, R.; Jenssen, P. D.; Erland Jensen, P.; Villumsen, A.; Kallenborn, R.; Ecol. Eng.
2013, 50, 76. Recentemente, a Diretiva Europeia 2013/39/EU9 propôs a revisão da lista de substâncias prioritárias, tendo sugerido a inclusão de um anti-inflamatório (diclofenaco) e dois hormônios sexuais (17α-etinilestradiol e 17β-estradiol) na lista de vigilância no domínio da política da água. Recentemente, esta lista de vigilância foi revista, tendo sido incluídos mais três antibióticos, entre outros.1010 Decisão 495/2015; Off. J. Eur. Union
2015, L78, 40. No Brasil não há relato de inclusão de fármacos na legislação específica de controlo e de vigilância da qualidade da água.1111 Portaria 2.914, de 12 de dezembro; Diário Oficial da União
2011, 239, 39.
A interligação dos principais compartimentos ambientais, como águas superficiais, águas subterrâneas e solos, pode resultar na contaminação da água potável por fármacos.1212 Daughton, C. G. Em Contaminants of Emerging Concern in the Environment: Ecological and Human Health Considerations; Halden, R. U., ed.; American Chemical Society: Washington, DC, 2010, cap. 2. Os fármacos podem atingir o meio ambiente por três vias principais: eliminação de medicamentos pela indústria, hospitais e outros serviços de saúde; eliminação de medicamentos não utilizados por meio das estações de tratamento de esgotos (ETE) ou aterros; e pela excreção após o uso humano e/ou veterinário,77 Santos, L. H. M. L. M.; Araújo, A. N.; Fachini, A.; Pena, A.; Delerue-Matos, C.; Montenegro, M. C. B. S. M.; J. Hazard. Mater. 2010, 175, 45. como pode ser observado na Figura 1.
Em países desenvolvidos, a indústria farmacêutica não representa a principal fonte de contaminação ambiental por estas substâncias mas em alguns países asiáticos há registos de níveis elevados de fármacos em efluentes industriais, onde não existem normas restritivas para o descarte destes compostos no ambiente.1313 Liu, J.-L.; Wong, M.-H.; Environ. Int. 2013, 59, 208. Um estudo sobre a contaminação de fármacos pela indústria farmacêutica no Brasil revelou que os tratamentos utilizados em duas indústrias farmacêuticas não eram eficientes resíduos de antibióticos e seus produtos de degradação foram detectados nos efluentes destas indústrias.1414 Deschamps, E.; Vasconcelos, O.; Lange, L.; Donnici, C. L.; da Silva, M. C.; Sales, J. A.; Braz. J. Pharm. Sci. 2012, 48, 727. O descarte inadequado de medicamentos não utilizados ou fora do prazo de validade também representa uma via importante de entrada de fármacos no ambiente.1515 Glassmeyer, S. T.; Hinchey, E. K.; Boehme, S. E.; Daughton, C. G.; Ruhoy, I. S.; Conerly, O.; Daniels, R. L.; Lauer, L.; McCarthy, M.; Nettesheim, T. G.; Sykes, K.; Thompson, V. G.; Environ. Int. 2009, 35, 566. Nestes casos, os fármacos são eliminados principalmente como moléculas não modificadas, uma vez que apenas sofrem as ações fracamente delatórias da luz e humidade, não tendo sido submetidos a qualquer processo metabólico no organismo (Figura 1). Quanto aos medicamentos usados em aquacultura, produção animal e no tratamento de animais de estimação (Figura 1), estes e/ou seus metabolitos são disseminados diretamente para a água, ou pelo escoamento ou lixiviação das excreções para o solo, ou indiretamente, pelo estrume usado em solos agrícolas.66 Daughton, C. G.; Ternes, T. A.; Environ. Health Perspect. 1999, 6, 907.,1616 Rivera-Utrilla, J.; Sánchez-Polo, M.; Ferro-García, M. Á.; Prados-Joya, G.; Ocampo-Pérez, R.; Chemosphere 2013, 93, 1268.
No entanto, a principal fonte de fármacos no ambiente é o consumo humano.1212 Daughton, C. G. Em Contaminants of Emerging Concern in the Environment: Ecological and Human Health Considerations; Halden, R. U., ed.; American Chemical Society: Washington, DC, 2010, cap. 2. A grande maioria dos medicamentos de uso humano e seus metabolitos1616 Rivera-Utrilla, J.; Sánchez-Polo, M.; Ferro-García, M. Á.; Prados-Joya, G.; Ocampo-Pérez, R.; Chemosphere 2013, 93, 1268.,1717 Kümmerer, K.; J. Environ. Manage. 2009, 90, 2354. são excretados e recolhidos para tratamento nas ETE municipais, por meio dos esgotos domésticos. Os efluentes hospitalares também têm uma grande contribuição para a presença de fármacos no meio ambiente (Figura 1), uma vez que estes efluentes são habitualmente descarregados em ETE municipais.1818 Verlicchi, P.; Al Aukidy, M.; Galletti, A.; Petrovic, M.; Barceló, D.; Sci. Total Environ. 2012, 430, 109.,1919 Santos, L. H. M. L. M.; Gros, M.; Rodriguez-Mozaz, S.; Delerue-Matos, C.; Pena, A.; Barceló, D.; Montenegro, M. C. B. S. M.; Sci. Total Environ. 2013, 461-462, 302. As ETE são planeadas para remover uma grande parte da matéria poluente da água, contudo, não estão projetadas para remover completamente moléculas pequenas em baixas concentrações, como é o caso de fármacos e seus metabolitos.2020 Tijani, J.; Fatoba, O.; Petrik, L. F.; Water, Air, Soil Pollut. 2013, 224, 1. Além da fotodegradação e hidrólise, os fármacos nas ETE passam também por processos de adsorção e sofrem biodegradação, sendo esta última considerada como o processo de eliminação mais importante no tratamento de águas residuais.2121 Verlicchi, P.; Zambello, E.; Sci. Total Environ. 2014, 470-471, 1281. A implementação de tecnologias de tratamento avançado nas ETE poderá permitir o aumento da eficiência da degradação de fármacos ou mesmo da sua total mineralização.2222 Verlicchi, P.; Al Aukidy, M.; Zambello, E.; Sci. Total Environ. 2012, 429, 123.,2323 Ribeiro, A. R.; Nunes, O. C.; Pereira, M. F. R.; Silva, A. M. T.; Environ. Int. 2015, 75, 33.
FÁRMACOS QUIRAIS
Apesar das suas propriedades termodinâmicas semelhantes, os enantiômeros têm normalmente um comportamento diferente na presença de outras entidades quirais. Aminoácidos, hidratos de carbono, desoxirribose e ribose são quirais e entidades fundamentais na formação das proteínas, glicoproteínas, ácido desoxirribonucleico (ADN) e ácido ribonucleico (ARN), respectivamente.2424 Müller, T. A.; Kohler, H. P. E.; Appl. Microbiol. Biotechnol. 2004, 64, 300.,2525 Hühnerfuss, H.; Shah, M. R.; J. Chromatogr. A 2009, 1216, 481. Como tal, as enzimas, os receptores e outras moléculas ligantes têm capacidade de distinguir enantiômeros. O modelo que demonstra o reconhecimento de um enantiômero por um receptor, devido à sua configuração complementar, encontra-se ilustrado na Figura 2, demonstrando que o outro enantiômero não se liga ao mesmo receptor, podendo apresentar uma resposta biológica diferente. Esse enantiômero poderá ser um ligante para outro(s) receptor(es), originando uma outra atividade, efeitos secundários, ou mesmo efeitos tóxicos.2625 Hühnerfuss, H.; Shah, M. R.; J. Chromatogr. A 2009, 1216, 481.,2727 Caldwell, J.; Hutt, A. J.; Fournel-Gigleux, S.; Biochem. Pharmacol. 1988, 37, 105.
Os fármacos quirais (FQ) têm despertado preocupação ambiental, pois podem estar presentes em diferentes formas no ambiente. A fração enantiomérica (FE) é a proporção da concentração de um enantiômero em relação à concentração total, o que exprime a concentração relativa de um enantiômero. Uma mistura racémica ou racemato tem uma FE de 0,5, enquanto um composto enantiomericamente puro tem uma FE de 0 ou 1. Os FQ podem ser administrados na forma de racematos ou em formas enantiomericamente puras, tendo sido detectados no meio ambiente com diferentes valores de FE independentemente da forma como são administrados.2828 López-Serna, R.; Kasprzyk-Hordern, B.; Petrović, M.; Barceló, D.; Anal. Bioanal. Chem. 2013, 405, 5859.
Os enantiômeros de FQ têm diferenças na farmacocinética, farmacodinâmica, toxicologia e ecotoxicologia, podendo afetar de forma diferente os organismos aquáticos.2929 Ribeiro, A. R.; Castro, P. M. L.; Tiritan, M. E. Em: Environmental Chemistry for a Sustainable World, Volume 2: Remediation of Air and Water Pollution; Lichtfouse, E.; Schwarzbauer, J.; Robert, D., eds.; Springer: Netherlands, 2012, cap. 1.,3030 Leach, A. G.; Pilling, E. A.; Rabow, A. A.; Tomasi, S.; Asaad, N.; Buurma, N. J.; Ballard, A.; Narduolo, S.; Med. Chem. Commun.
2012, 3, 528. Os FQ com diferentes propriedades farmacocinéticas e farmacodinâmicas têm diferentes constantes de dissociação do local de ligação. Isso leva à resposta biológica diferente,3131 Mannschreck, A.; Kiesswetter, R.; von Angerer, E.; J. Chem. Educ.
2007, 84, 2012.
32 Lima, V. L. E.; Quim. Nova
1997, 20, 657.-3333 Nunez, M. C.; Garcia-Rubino, M. E.; Conejo-Garcia, A.; Cruz-Lopez, O.; Kimatrai, M.; Gallo, M. A.; Espinosa, A.; Campos, J. M.; Curr. Med. Chem.
2009, 16, 2064. como por exemplo: ação farmacológica única de um dos enantiômeros (e.g., (S)-ibuprofeno ((S)-IBU), anti-inflamatório); ação farmacológica superior de um dos enantiômeros (e.g., (S)-propranolol (S)-PHO, beta-bloqueador); menos efeitos secundários ou toxicidade de um dos enantiômeros (e.g., (S)-bupivacaína, anestésico); antagonismo dos efeitos secundários de um enantiômero, pelo outro (e.g., indacrinona); ação farmacológica diferente entre enantiômeros (e.g., fluoxetina (FLX), em que (R)-FLX é antidepressivo e (S)-FLX foi testada para tratamento de enxaquecas); um enantiômero com ação farmacológica e o outro tóxico (e.g., (S)-cetamina tem ação farmacológica como anestésico e (R)-cetamina é responsável por alucinações e agitação).3131 Mannschreck, A.; Kiesswetter, R.; von Angerer, E.; J. Chem. Educ.
2007, 84, 2012.
32 Lima, V. L. E.; Quim. Nova
1997, 20, 657.
33 Nunez, M. C.; Garcia-Rubino, M. E.; Conejo-Garcia, A.; Cruz-Lopez, O.; Kimatrai, M.; Gallo, M. A.; Espinosa, A.; Campos, J. M.; Curr. Med. Chem.
2009, 16, 2064.
34 Campo, V. L.; Bernardes, L. S. C.; Carvalho, I.; Curr. Drug Metab.
2009, 10, 188.
35 Lima, L. M.; Fraga, C. A. M.; Barreiro, E. J.; Quim. Nova
2001, 24, 683.
36 Augusti, D. V.; Augusti, R.; Quim. Nova
2006, 29, 351.-3737 Nguyen, L. A.; He, H.; Pham-Huy, C.; Int. J. Biomed. Sci.
2006, 2, 85. As vantagens de formulações enantiomericamente puras são menor dose terapêutica, maior margem de segurança, menor variabilidade interindividual, menos interações medicamentosas e efeitos secundários. Ultimamente, temos assistido à avaliação de licenças para colocar no mercado fármacos enantiomericamente puros, administrados anteriormente como racematos (um processo chamado de chiral switching), assim como ao investimento em técnicas inovadoras de obtenção e controle de enantiômeros no desenvolvimento de novos fármacos.3838 Cordato, D. J.; Mather, L. E.; Herkes, G. K.; J. Clin. Neurosci.
2003, 10, 649.
39 Hutt, A. J.; Valentová, J.; Acta Fac. Pharm. Univ. Comen.
2003, 50, 7.-4040 Caner, H.; Groner, E.; Levy, L.; Agranat, I.; Drug Discov. Today
2004, 9, 105. Desde 2000, a preferência da indústria farmacêutica é para aprovar moléculas quirais na sua forma enantiomérica pura (Figura 3).4141 Agranat, I.; Wainschtein, S. R.; Zusman, E. Z.; Nat. Rev. Drug Discov.
2012, 11, 972. Em 2012, dos cinco medicamentos mais vendidos nos EUA, destacam-se quatro medicamentos de marca cujos fármacos são enantiômeros puros:4242 U. S. Pharmaceutical Sales - 2012, Drugs.com, acessada em dezembro 2015.
Drugs.com...
Nexium® (esomeprazol), Crestor® (rosuvastatina), Advair Diskus® (propionato de fluticasona + salmeterol) e Cymbalta® (cloridrato de duloxetina). Outros fármacos enantiomericamente puros, tais como Singulair® (montelucaste), Plavix® (cloridrato de clopidogrel) e Januvia® (fosfato de sitagliptina) estão incluídos nos vinte medicamentos mais vendidos em 2012.4242 U. S. Pharmaceutical Sales - 2012, Drugs.com, acessada em dezembro 2015.
Drugs.com...
Apesar da tendência em desenvolver formas enantiomericamente puras, existem vários medicamentos que são comercializados tanto como mistura racémica como na forma enantiomericamente pura, tal como os antidepressivos citalopram e (S)-citalopram (escitalopram), o anti-inflamatório cetoprofeno e (S)-cetoprofeno (dexcetoprofeno), os inibidores da bomba de protóns omeprazol e (S)-omeprazol (esomeprazol), os antibióticos ofloxacina e (S)-ofloxacina.3939 Hutt, A. J.; Valentová, J.; Acta Fac. Pharm. Univ. Comen.
2003, 50, 7.,4343 Tucker, G. T.; Lancet
2000, 355, 1085.,4444 Orlando, R. M.; Cardoso Filho, N.; Gil, E. S.; Stringhetta, J. P. S.; Revista Electrônica de Farmácia
2007, IV, 8.
Distribuição anual dos fármacos aprovados no período 2001–2010, adaptado da ref. 41 (*Incluindo misturas diastereoisoméricas)
O uso de FQ com uma FE diferente de 1 consiste numa opção terapêutica, que permite otimizar os benefícios terapêuticos de um enantiômero, face ao outro. Como exemplo, uma mistura de S0,75/R0,25 bupivacaína pode ser administrada em vez do racemato, com as mesmas propriedades anestésicas e com menor toxicidade.4545 Gonçalves, R. F.; Lauretti, G. R.; Mattos, A. L.; Rev. Bras. Anestesiol. 2003, 53, 169.
Apesar do papel bem estabelecido da enantiosseletividade em farmacocinética, farmacodinâmica e toxicologia em processos biológicos e em análises biomédicas,4646 Ribeiro, A. R.; Maia, A. S.; Cass, Q. B.; Tiritan, M. E.; J. Chromatogr. B
2014, 968, 8. a estereoquímica é muitas vezes negligenciada em pesquisas ambientais.2929 Ribeiro, A. R.; Castro, P. M. L.; Tiritan, M. E. Em: Environmental Chemistry for a Sustainable World, Volume 2: Remediation of Air and Water Pollution; Lichtfouse, E.; Schwarzbauer, J.; Robert, D., eds.; Springer: Netherlands, 2012, cap. 1.,4747 Ribeiro, A. R.; Castro, P. M. L.; Tiritan, M. E.; Environ. Chem. Lett.
2012, 10, 239. Na biodegradação, ecotoxicidade e destino ambiental, o reconhecimento de enantiosseletividade é essencial para fornecer uma avaliação de risco mais realista de compostos quirais.4848 Lao, W.; Gan, J.; Chirality
2012, 24, 54.
49 Patrick, R.; Jan, S.; Andreas, S.; Timm, K.; Burkhard, S.; Environ. Chem. Lett.
2011, 9, 293.
50 Ribeiro, A. R.; Afonso, C. M.; Castro, P. M. L.; Tiritan, M. E.; Ecotoxicol. Environ. Saf.
2013, 87, 108.
51 Ribeiro, A. R.; Afonso, C. M.; Castro, P. M. L.; Tiritan, M. E.; Environ. Chem. Lett.
2013, 11, 83.
52 Moreira, I. S.; Ribeiro, A. R.; Afonso, C. M.; Tiritan, M. E.; Castro, P. M. L.; Chemosphere
2014, 111, 103.
53 Ribeiro, A. R.; Maia, A. S.; Moreira, I. S.; Afonso, C. M.; Castro, P. M. L.; Tiritan, M. E.; Chemosphere
2014, 95, 589.-5454 Ribeiro, A. R.; Santos, L. H. M. L. M.; Maia, A. S.; Delerue-Matos, C.; Castro, P. M. L.; Tiritan, M. E.; J. Chromatogr. A
2014, 1363, 226. Num artigo de revisão, Stanley e Brooks (2009)5555 Stanley, J. K.; Brooks, B. W.; Integr. Environ. Assess. Manage.
2009, 5, 364. descreveram estudos ecotoxicológicos, demonstrando enantiosseletividade na taxa de sobrevivência e em efeitos sub-letais de indicadores ecologicamente relevantes, tais como o crescimento e reprodução. Os efeitos toxicológicos de FQ em organismos aquáticos foram recentemente revistos por Petrie et al.,5656 Petrie, B.; Barden, R.; Kasprzyk-Hordern, B.; Water Res.
2015, 72, 3. constatando-se que a maioria desses estudos é realizada somente com misturas racémicas. Um estudo recente realizado por Connors et al.5757 Connors, K. A.; Du, B.; Fitzsimmons, P. N.; Chambliss, C. K.; Nichols, J. W.; Brooks, B. W.; Chirality
2013, 25, 763. demonstrou que, em modelos animais, o metabolismo enantiosseletivo dos FQ não pode ser diretamente extrapolado a partir dos dados disponíveis para o organismo humano. Estes investigadores sublinham a importância de procurar uma relação entre padrões de metabolismo enantiosseletivo in vitro e o potencial de bioacumulação enantiosseletivo in vivo, assim como de desenvolver ferramentas adicionais para uma melhor extrapolação de dados entre espécies, no que se refere a estudos biomédicos e ambientais.
QUIRALIDADE NO AMBIENTE
Relativamente à quantificação de fármacos no ambiente, existe um vasto número de publicações,1919 Santos, L. H. M. L. M.; Gros, M.; Rodriguez-Mozaz, S.; Delerue-Matos, C.; Pena, A.; Barceló, D.; Montenegro, M. C. B. S. M.; Sci. Total Environ.
2013, 461-462, 302.,5858 Kümmerer, K.; Chemosphere
2009, 75, 417.
59 Madureira, T. V.; Barreiro, J. C.; Rocha, M. J.; Cass, Q. B.; Tiritan, M. E.; J. Chromatogr. A
2009, 1216, 7033.
60 Madureira, T. V.; Barreiro, J. C.; Rocha, M. J.; Rocha, E.; Cass, Q. B.; Tiritan, M. E.; Sci. Total Environ.
2010, 408, 5513.-6161 Santos, L. H. M. L. M.; Paíga, P.; Araújo, A. N.; Pena, A.; Delerue-Matos, C.; Montenegro, M. C. B. S. M.; J. Chromatogr. B
2013, 930, 75. mas os enantiômeros são frequentemente ignorados e tratados como uma única entidade molecular.2929 Ribeiro, A. R.; Castro, P. M. L.; Tiritan, M. E. Em: Environmental Chemistry for a Sustainable World, Volume 2: Remediation of Air and Water Pollution; Lichtfouse, E.; Schwarzbauer, J.; Robert, D., eds.; Springer: Netherlands, 2012, cap. 1.,4747 Ribeiro, A. R.; Castro, P. M. L.; Tiritan, M. E.; Environ. Chem. Lett.
2012, 10, 239. É esperado que a metabolização e a biodegradação em meios bióticos, como ocorre no tratamento secundário de ETE, seja enantiosseletiva devido à intervenção de moléculas quirais na biodegradação.6262 Buser, H.-R.; Poiger, T.; Muller, M. D.; Environ. Sci. Technol.
1999, 33, 2529.
63 Barclay, V. K. H.; Tyrefors, N. L.; Johansson, I. M.; Pettersson, C. E.; J. Chromatogr. A
2012, 1227, 105.-6464 Barclay, V. K. H.; Tyrefors, N. L.; Johansson, I. M.; Pettersson, C. E.; J. Chromatogr. A
2012, 1269, 208. Assim, é crucial dispor de métodos analíticos enantiosseletivos para avaliar a ocorrência ambiental de FQ, para avaliar corretamente o risco ecológico, mas também para orientação regulamentar no futuro.4646 Ribeiro, A. R.; Maia, A. S.; Cass, Q. B.; Tiritan, M. E.; J. Chromatogr. B
2014, 968, 8.,4747 Ribeiro, A. R.; Castro, P. M. L.; Tiritan, M. E.; Environ. Chem. Lett.
2012, 10, 239.
Apenas algumas classes terapêuticas de FQ foram estudadas e determinadas enantiosseletivamente em matrizes ambientais.6565 Evans, S. E.; Kasprzyk-Hordern, B.; Trends Environ. Anal. Chem. 2014, 1, e34. Recentemente, alguns autores têm usado a determinação da FE como uma importante ferramenta na biodegradação, nos estudos toxicológicos e na monitorização dos processos biológicos que ocorrem no tratamento de águas residuais,6666 Fono, L. J.; Sedlak, D. L.; Environ. Sci. Technol. 2005, 39, 9244.,6767 Hashim, N. H.; Shafie, S.; Khan, S. J.; Environ. Technol. 2010, 31, 1349. recorrendo a métodos analíticos enantiosseletivos para quantificar fármacos, como por exemplo: varfarina,4848 Lao, W.; Gan, J.; Chirality 2012, 24, 54. antidepressivos venlafaxina (VNF)6868 Gasser, G.; Pankratov, I.; Elhanany, S.; Werner, P.; Gun, J.; Gelman, F.; Lev, O.; Chemosphere 2012, 88, 98.,6969 Li, Z.; Gomez, E.; Fenet, H.; Chiron, S.; Chemosphere 2013, 90, 1933. e FLX e seu metabolito norfluoxetina (NFLX)5252 Moreira, I. S.; Ribeiro, A. R.; Afonso, C. M.; Tiritan, M. E.; Castro, P. M. L.; Chemosphere 2014, 111, 103.,5353 Ribeiro, A. R.; Maia, A. S.; Moreira, I. S.; Afonso, C. M.; Castro, P. M. L.; Tiritan, M. E.; Chemosphere 2014, 95, 589. e beta-bloqueadores (alprenolol (ALP), PHO, atenolol (ATE) e metoprolol (MET)),5050 Ribeiro, A. R.; Afonso, C. M.; Castro, P. M. L.; Tiritan, M. E.; Ecotoxicol. Environ. Saf. 2013, 87, 108.,5151 Ribeiro, A. R.; Afonso, C. M.; Castro, P. M. L.; Tiritan, M. E.; Environ. Chem. Lett. 2013, 11, 83. assim como várias classes de fármacos em simultâneo.5454 Ribeiro, A. R.; Santos, L. H. M. L. M.; Maia, A. S.; Delerue-Matos, C.; Castro, P. M. L.; Tiritan, M. E.; J. Chromatogr. A 2014, 1363, 226.
Métodos Analíticos
Seletores quirais para cromatografia
As primeiras análises ambientais enantiosseletivas utilizaram na sua maioria Cromatografia Gasosa acoplada à Espectrometria de Massa (GC-MS/MS).6262 Buser, H.-R.; Poiger, T.; Muller, M. D.; Environ. Sci. Technol.
1999, 33, 2529.,6666 Fono, L. J.; Sedlak, D. L.; Environ. Sci. Technol.
2005, 39, 9244.,7070 Winkler, M.; Lawrence, J. R.; Neu, T. R.; Water Res.
2001, 35, 3197. Após 2006, a Cromatografia Líquida acoplada à Espectrometria de Massa (LC-MS/MS) começou a destacar-se, passando a ser a técnica de eleição nos trabalhos da área ambiental.2828 López-Serna, R.; Kasprzyk-Hordern, B.; Petrović, M.; Barceló, D.; Anal. Bioanal. Chem.
2013, 405, 5859.,5454 Ribeiro, A. R.; Santos, L. H. M. L. M.; Maia, A. S.; Delerue-Matos, C.; Castro, P. M. L.; Tiritan, M. E.; J. Chromatogr. A
2014, 1363, 226.,6363 Barclay, V. K. H.; Tyrefors, N. L.; Johansson, I. M.; Pettersson, C. E.; J. Chromatogr. A
2012, 1227, 105.,6464 Barclay, V. K. H.; Tyrefors, N. L.; Johansson, I. M.; Pettersson, C. E.; J. Chromatogr. A
2012, 1269, 208.,6868 Gasser, G.; Pankratov, I.; Elhanany, S.; Werner, P.; Gun, J.; Gelman, F.; Lev, O.; Chemosphere
2012, 88, 98.,6969 Li, Z.; Gomez, E.; Fenet, H.; Chiron, S.; Chemosphere
2013, 90, 1933.,7171 Matamoros, V.; Hijosa, M.; Bayona, J. M.; Chemosphere
2009, 75, 200.
72 Bagnall, J.; Malia, L.; Lubben, A.; Kasprzyk-Hordern, B.; Water Res.
2013, 47, 5708.
73 Hashim, N. H.; Khan, S. J.; J. Chromatogr. A
2011, 1218, 4746.
74 Hashim, N. H.; Stuetz, R. M.; Khan, S. J.; Chirality
2013, 25, 301.
75 Huang, Q.; Zhang, K.; Wang, Z.; Wang, C.; Peng, X.; Anal. Bioanal. Chem.
2012, 403, 1751.
76 Kunkel, U.; Radke, M.; Water Res.
2012, 46, 5551.
77 Bagnall, J. P.; Evans, S. E.; Wort, M. T.; Lubben, A. T.; Kasprzyk-Hordern, B.; J. Chromatogr. A
2012, 1249, 115.
78 Kasprzyk-Hordern, B.; Baker, D. R.; Environ. Sci. Technol.
2012, 46, 1681.
79 Barclay, V. K. H.; Tyrefors, N. L.; Johansson, I. M.; Pettersson, C. E.; J. Chromatogr. A
2011, 1218, 5587.
80 Barreiro, J. C.; Vanzolini, K. L.; Cass, Q. B.; J. Chromatogr. A
2011, 1218, 2865.
81 Kasprzyk-Hordern, B.; Kondakal, V. V. R.; Baker, D. R.; J. Chromatogr. A
2010, 1217, 4575.
82 Barreiro, J. C.; Vanzolini, K. L.; Madureira, T. V.; Tiritan, M. E.; Cass, Q. B.; Talanta
2010, 82, 384.
83 MacLeod, S. L.; Wong, C. S.; Water Res.
2010, 44, 533.
84 MacLeod, S. L.; Sudhir, P.; Wong, C. S.; J. Chromatogr. A
2007, 1170, 23.
85 Nikolai, L. N.; McClure, E. L.; MacLeod, S. L.; Wong, C. S.; J. Chromatogr. A
2006, 1131, 103.
86 Fono, L. J.; Kolodziej, E. P.; Sedlak, D. L.; Environ. Sci. Technol.
2006, 40, 7257.
87 Baker, D. R.; Kasprzyk-Hordern, B.; Sci. Total Environ.
2013, 454-455, 442.
88 Kasprzyk-Hordern, B.; Baker, D. R.; Sci. Total Environ.
2012, 423, 142.-8989 Wang, L.; McDonald, J. A.; Khan, S. J.; J. Chromatogr. A
2013, 1303, 66. Apesar de não serem tão usados, os detetores UV e de fluorescência têm sido descritos em alguns trabalhos,4848 Lao, W.; Gan, J.; Chirality
2012, 24, 54.,8282 Barreiro, J. C.; Vanzolini, K. L.; Madureira, T. V.; Tiritan, M. E.; Cass, Q. B.; Talanta
2010, 82, 384.,9090 Morante-Zarcero, S.; Sierra, I.; J. Pharm. Biomed. Anal.
2012, 62, 33.,9191 Morante-Zarcero, S.; Sierra, I.; Chirality
2012, 24, 860. como por exemplo em estudos de biodegradação enantiosseletiva desenvolvidos em laboratório, porque as amostras tendem a ser mais limpas e mais concentradas do que as amostras reais de solos, efluentes e águas superficiais.5050 Ribeiro, A. R.; Afonso, C. M.; Castro, P. M. L.; Tiritan, M. E.; Ecotoxicol. Environ. Saf.
2013, 87, 108.,5151 Ribeiro, A. R.; Afonso, C. M.; Castro, P. M. L.; Tiritan, M. E.; Environ. Chem. Lett.
2013, 11, 83.
Os métodos analíticos modernos para determinação da FE baseiam-se na formação de complexos diastereoisoméricos transitórios com os dois enantiômeros, que podem ser separados por cromatografia, devido às suas diferentes propriedades termodinâmicas.9292 Carvalho, P. O.; Cass, Q. B.; Calafatti, S. A.; Contesini, F. J.; Bizaco, R.; Braz. J. Chem. Eng.
2006, 23, 291. Estes métodos podem utilizar um seletor quiral, como aditivo na fase móvel ou na fase estacionária (fase estacionária quiral, FEQ). Em ambos os casos, o seletor quiral tem mais afinidade para um dos enantiômeros. O primeiro método é mais complexo e pouco utilizado, porque requer maiores quantidades de seletor quiral para preparar a fase móvel, que não é reutilizado, além de poder interferir com o modo de detecção.93 A Cromatografia Líquida com FEQ (Figura 4) tem tido uma elevada reputação na separação enantiosseletiva, tanto no modo analítico como preparativo.9393 Lämmerhofer, M.; J. Chromatogr. A
2010, 1217, 814.
94 Chankvetadze, B.; J. Chromatogr. A
2012, 1269, 26.-9595 Tang, M.; Zhang, J.; Zhuang, S.; Liu, W.; Trends Anal. Chem.
2012, 39, 180.
Representação da separação quiral, segundo a diferente afinidade entre os dois enantiômeros e o seletor quiral da FEQ
Há muitos tipos de colunas quirais comerciais, recentemente revistas na literatura.9393 Lämmerhofer, M.; J. Chromatogr. A
2010, 1217, 814.,9696 Lourenço, T.d.C.; Cassiano, N. M.; Cass, Q. B.; Quim. Nova
2010, 33, 2155.
97 Ward, T.; Ward, K.; Anal. Chem.
2010, 82, 4712.
98 Kalíková, K.; Riesová, M.; Tesařová, E.; Cent. Eur. J. Chem.
2012, 10, 450.-9999 Scriba, G. E.; Chromatographia
2012, 75, 815. Na Figura 5 estão descritos os seletores quirais mais importantes.9393 Lämmerhofer, M.; J. Chromatogr. A
2010, 1217, 814.,100100 Fernandes, C.; Tiritan, M.; Pinto, M.; Chromatographia
2013, 76, 871.,101101 Haginaka, J.; J. Chromatogr. B
2008, 875, 12. A escolha da FEQ baseia-se na literatura disponível e nas características gerais do seletor e do analito. Atualmente, FEQ derivadas de polissacarídeos, de antibióticos macrocíclicos e do tipo Pirkle (moléculas pequenas) são apontadas como as mais úteis e amplamente usadas (Figura 5). Muitos autores iniciam o desafio de tentativa-erro com FEQ derivadas de polissacarídeos, de antibióticos macrocíclicos ou tipo Pirkle (Whelk-O1), porque são versáteis e adequadas a todos os modos de eluição.100100 Fernandes, C.; Tiritan, M.; Pinto, M.; Chromatographia
2013, 76, 871.,102102 Perrin, C.; Vu, V. A.; Matthijs, N.; Maftouh, M.; Massart, D. L.; Vander Heyden, Y.; J. Chromatogr. A
2002, 947, 69.
103 Perrin, C.; Matthijs, N.; Mangelings, D.; Granier-Loyaux, C.; Maftouh, M.; Massart, D. L.; Vander Heyden, Y.; J. Chromatogr. A
2002, 966, 119.
104 Andersson, M. E.; Aslan, D.; Clarke, A.; Roeraade, J.; Hagman, G.; J. Chromatogr. A
2003, 1005, 83.
105 Cass, Q. B.; Batigalhia, F.; J. Chromatogr. A
2003, 987, 445.
106 Cass, Q. B.; Degani, A. L. G.; Cassiano, N. M.; J. Liq. Chromatogr. Relat. Technol.
2003, 26, 2083.
107 Sousa, E. P.; Tiritan, M. E.; Oliveira, R. V.; Afonso, C. M. M.; Cass, Q. B.; Pinto, M. M. M.; Chirality
2004, 16, 279.
108 Fernandes, C.; Brandão, P.; Santos, A.; Tiritan, M. E.; Afonso, C.; Cass, Q. B.; Pinto, M. M.; J. Chromatogr. A
2012, 1269, 143.
109 Fernandes, C.; Tiritan, M. E.; Cass, Q.; Kairys, V.; Fernandes, M. X.; Pinto, M.; J. Chromatogr. A
2012, 1241, 60.-110110 Fernandes, C.; Palmeira, A.; Santos, A.; Tiritan, M. E.; Afonso, C.; Pinto, M. M.; Chirality
2013, 25, 89. A tendência de separação no modo normal mudou ao longo da última década para modo reverso, polar orgânico e polar iônico,105105 Cass, Q. B.; Batigalhia, F.; J. Chromatogr. A
2003, 987, 445.,106106 Cass, Q. B.; Degani, A. L. G.; Cassiano, N. M.; J. Liq. Chromatogr. Relat. Technol.
2003, 26, 2083.,108108 Fernandes, C.; Brandão, P.; Santos, A.; Tiritan, M. E.; Afonso, C.; Cass, Q. B.; Pinto, M. M.; J. Chromatogr. A
2012, 1269, 143.
109 Fernandes, C.; Tiritan, M. E.; Cass, Q.; Kairys, V.; Fernandes, M. X.; Pinto, M.; J. Chromatogr. A
2012, 1241, 60.-110110 Fernandes, C.; Palmeira, A.; Santos, A.; Tiritan, M. E.; Afonso, C.; Pinto, M. M.; Chirality
2013, 25, 89. com a vantagem de ser compatível com LC-MS/MS. A separação no modo HILIC (do inglês, Hydrophilic Interaction Liquid Chromatography) pode ser utilizada em FEQ derivadas de polissacarídeos, que são indicadas para modo reverso e HILIC ao mesmo tempo, dependendo do analito e das condições de separação.9494 Chankvetadze, B.; J. Chromatogr. A
2012, 1269, 26.
Análises quirais em estudos de biodegradação em laboratório
A importância de métodos para seguir a degradação de compostos quirais no ambiente, como pesticidas, drogas ilícitas e fármacos é um tópico de interesse atual,111111 Zonja, B.; Aceña, J.; Pérez, S.; Barceló, D. Em Comprehensive Analytical Chemistry Volume 62, Analysis, Removal, Effects and Risk of Pharmaceuticals in the Water Cycle Occurrence and Transformation in the Environment; Petrovic, M.; Perez, S.; Barcelo D., eds.; Elsevier, 2013, cap. 16. sendo importante ter em conta a variação da FE na sua biodegradação e/ou remoção nas ETE, uma vez que os microrganismos podem degradar ambos os enantiômeros de forma não enantiosseletiva ou podem degradar seletivamente um enantiômero, além de poderem efetuar modificações que levam à formação de metabolitos/produtos de transformação quirais a partir de substratos aquirais. A degradação microbiana também pode promover racemização ou enantiomerização.112112 Pérez, S.; Barceló, D.; Trends Anal. Chem. 2008, 27, 836.,113113 Richardson, S. D.; Anal. Chem. 2006, 78, 4021.
Relativamente a estudos de biodegradação, no que se refere a enantiosseletividade, há poucos trabalhos publicados, alguns incluem algumas classes de fármacos, tais como beta-bloqueadores, antidepressivos e seus metabolitos, varfarina, anti-inflamatórios não esteroides (AINE) e drogas ilícitas. Buser et al.6262 Buser, H.-R.; Poiger, T.; Muller, M. D.; Environ. Sci. Technol. 1999, 33, 2529. foram os pioneiros em estudos de biodegradação enantiosseletiva, com o seu trabalho com o IBU. Durante a incubação utilizando afluente de uma ETE misturado com lamas ativadas, a FE do IBU variou, com uma dissipação rápida e quase completa, sugerindo a degradação biológica. A degradação mais rápida de (S)-IBU está de acordo com o que foi observado ao longo do processo na ETE. A incubação de água do lago fortificada com IBU originou uma dissipação mais rápida do (S)-enantiômero, que foi superior sob a exposição da luz. Isto resultou em resíduos com a composição enantiomérica oposta à do metabolismo humano.6262 Buser, H.-R.; Poiger, T.; Muller, M. D.; Environ. Sci. Technol. 1999, 33, 2529. No entanto, Winkler et al.7070 Winkler, M.; Lawrence, J. R.; Neu, T. R.; Water Res. 2001, 35, 3197. estudaram o mesmo fármaco, em 240 horas de exposição nos reatores de biofilmes, sendo (R)-IBU degradado mais rapidamente do que (S)-IBU, a forma ativa. Assim, o isómero não ativo foi degradado mais rapidamente nos reatores, o que sugere que o principal contaminante do ambiente resultante do uso de IBU pode ser o farmacologicamente ativo.7070 Winkler, M.; Lawrence, J. R.; Neu, T. R.; Water Res. 2001, 35, 3197. Outro estudo realizado por Matamoros et al.7171 Matamoros, V.; Hijosa, M.; Bayona, J. M.; Chemosphere 2009, 75, 200. demonstrou degradação não-enantiosseletiva do IBU e do naproxeno em condições predominantemente anaeróbias, com eficiência de remoção entre 52% e 80%. Estes resultados divergentes demonstram a diferença na enantioseletividade que pode ser relacionada com a variabilidade da biomassa entre diferentes estudos.
Num estudo realizado por Fono and Sedlak,6666 Fono, L. J.; Sedlak, D. L.; Environ. Sci. Technol. 2005, 39, 9244. simulando uma ETE municipal de lamas ativadas, ocorreu uma diminuição da FE do PHO de 0,5 para valores inferiores. Como esperado, a FE permaneceu constante em tratamentos não inoculados ou esterilizados. Ensaios laboratoriais realizados por Li et al.6969 Li, Z.; Gomez, E.; Fenet, H.; Chiron, S.; Chemosphere 2013, 90, 1933. demonstraram que o antidepressivo VNF foi enantiosseletivamente biotransformado, com a (R)-VNF preferencialmente degradada por O-desmetilação em O-desmetil-VNF. A N-desmetilação não foi observada. Gasser et al.6868 Gasser, G.; Pankratov, I.; Elhanany, S.; Werner, P.; Gun, J.; Gelman, F.; Lev, O.; Chemosphere 2012, 88, 98. estudaram a degradação de VNF e seus metabolitos utilizando efluente de ETE inoculado com lamas ativadas. Em condições anaeróbias, a suplementação de VNF e O-desmetil-VNF com uma razão de concentrações de 30:1 µg L-1 conduziu a uma conversão quase total de O-desmetil-VNF, mas vestígios de N-desmetil-VNF e O,N-didesmetil-VNF também foram identificados. A VNF permaneceu racémica e O-desmetil-VNF originou uma mistura racémica.
A degradação da varfarina foi testada em solos, sendo observada uma rápida degradação nos solos não-estéreis depois de um curto período de degradação lenta, o que sugere biodegradação limitada, apesar do (R)-enantiômero ser preferencialmente degradado.4848 Lao, W.; Gan, J.; Chirality 2012, 24, 54. Recentemente, a biodegradação por lamas ativadas do ALP, ATE, MET, PHO e FLX foram estudadas,5050 Ribeiro, A. R.; Afonso, C. M.; Castro, P. M. L.; Tiritan, M. E.; Ecotoxicol. Environ. Saf. 2013, 87, 108.,5151 Ribeiro, A. R.; Afonso, C. M.; Castro, P. M. L.; Tiritan, M. E.; Environ. Chem. Lett. 2013, 11, 83. com uma biodegradação tendencialmente superior para os enantiômeros (S)- do ALP, PHO e MET. Pelo contrário, a degradação do ATE e FLX foi não-enantiosseletiva. Num outro estudo,5353 Ribeiro, A. R.; Maia, A. S.; Moreira, I. S.; Afonso, C. M.; Castro, P. M. L.; Tiritan, M. E.; Chemosphere 2014, 95, 589. a degradação dos enantiômeros da FLX em efluentes de águas residuais foi quase total após 21 dias, não se tendo verificado mais remoção, nem degradação enantiosseletiva durante o processo de degradação. Também a biodegradação da FLX racémica e dos seus enantiômeros separados pela estirpe bacteriana Labrys portucalensis F11 foi estudada,5252 Moreira, I. S.; Ribeiro, A. R.; Afonso, C. M.; Tiritan, M. E.; Castro, P. M. L.; Chemosphere 2014, 111, 103. tendo-se observado a degradação completa dos dois enantiômeros separados, com degradação preferencial da (R)-FLX em 24 dias e degradação da (S)-FLX em 32 dias, sem formação observada do metabolito NFLX nem ocorrência de enantiomerização. A biodegradação na suplementação racémica foi mais rápida para a (R)-FLX (21 dias) e a (S)-FLX foi persistente até ao fim do ensaio (7% no dia 46). Estes resultados reforçam que a enantiosseletividade na biodegradação depende da composição microbiana.
Análises quirais em ambiente real
No que diz respeito à quantificação enantiomérica em matrizes reais do ambiente (por exemplo: efluentes de ETE ou águas superficiais), apenas algumas classes terapêuticas de fármacos, tais como beta-bloqueadores, beta2-adrenégicos, antidepressivos e seus metabolitos, antifúngicos, AINE e também algumas drogas ilícitas foram estudadas (Tabela 1).2828 López-Serna, R.; Kasprzyk-Hordern, B.; Petrović, M.; Barceló, D.; Anal. Bioanal. Chem.
2013, 405, 5859.,4848 Lao, W.; Gan, J.; Chirality
2012, 24, 54.,6262 Buser, H.-R.; Poiger, T.; Muller, M. D.; Environ. Sci. Technol.
1999, 33, 2529.
63 Barclay, V. K. H.; Tyrefors, N. L.; Johansson, I. M.; Pettersson, C. E.; J. Chromatogr. A
2012, 1227, 105.-6464 Barclay, V. K. H.; Tyrefors, N. L.; Johansson, I. M.; Pettersson, C. E.; J. Chromatogr. A
2012, 1269, 208.,6666 Fono, L. J.; Sedlak, D. L.; Environ. Sci. Technol.
2005, 39, 9244.,6868 Gasser, G.; Pankratov, I.; Elhanany, S.; Werner, P.; Gun, J.; Gelman, F.; Lev, O.; Chemosphere
2012, 88, 98.
69 Li, Z.; Gomez, E.; Fenet, H.; Chiron, S.; Chemosphere
2013, 90, 1933.
70 Winkler, M.; Lawrence, J. R.; Neu, T. R.; Water Res.
2001, 35, 3197.
71 Matamoros, V.; Hijosa, M.; Bayona, J. M.; Chemosphere
2009, 75, 200.
72 Bagnall, J.; Malia, L.; Lubben, A.; Kasprzyk-Hordern, B.; Water Res.
2013, 47, 5708.
73 Hashim, N. H.; Khan, S. J.; J. Chromatogr. A
2011, 1218, 4746.
74 Hashim, N. H.; Stuetz, R. M.; Khan, S. J.; Chirality
2013, 25, 301.
75 Huang, Q.; Zhang, K.; Wang, Z.; Wang, C.; Peng, X.; Anal. Bioanal. Chem.
2012, 403, 1751.
76 Kunkel, U.; Radke, M.; Water Res.
2012, 46, 5551.
77 Bagnall, J. P.; Evans, S. E.; Wort, M. T.; Lubben, A. T.; Kasprzyk-Hordern, B.; J. Chromatogr. A
2012, 1249, 115.
78 Kasprzyk-Hordern, B.; Baker, D. R.; Environ. Sci. Technol.
2012, 46, 1681.
79 Barclay, V. K. H.; Tyrefors, N. L.; Johansson, I. M.; Pettersson, C. E.; J. Chromatogr. A
2011, 1218, 5587.
80 Barreiro, J. C.; Vanzolini, K. L.; Cass, Q. B.; J. Chromatogr. A
2011, 1218, 2865.
81 Kasprzyk-Hordern, B.; Kondakal, V. V. R.; Baker, D. R.; J. Chromatogr. A
2010, 1217, 4575.
82 Barreiro, J. C.; Vanzolini, K. L.; Madureira, T. V.; Tiritan, M. E.; Cass, Q. B.; Talanta
2010, 82, 384.
83 MacLeod, S. L.; Wong, C. S.; Water Res.
2010, 44, 533.
84 MacLeod, S. L.; Sudhir, P.; Wong, C. S.; J. Chromatogr. A
2007, 1170, 23.
85 Nikolai, L. N.; McClure, E. L.; MacLeod, S. L.; Wong, C. S.; J. Chromatogr. A
2006, 1131, 103.-8686 Fono, L. J.; Kolodziej, E. P.; Sedlak, D. L.; Environ. Sci. Technol.
2006, 40, 7257.,9090 Morante-Zarcero, S.; Sierra, I.; J. Pharm. Biomed. Anal.
2012, 62, 33.,9191 Morante-Zarcero, S.; Sierra, I.; Chirality
2012, 24, 860.,114114 Evans, S. E.; Davies, P.; Lubben, A.; Kasprzyk-Hordern, B.; Anal. Chim. Acta
2015, 882, 112.
Buser et al.6262 Buser, H.-R.; Poiger, T.; Muller, M. D.; Environ. Sci. Technol. 1999, 33, 2529. foram também os pioneiros em análises ambientais enantiosseletivas, com o seu trabalho com o IBU, e seus principais metabolitos, que foram detectados nos afluentes de 3 ETE da Suíça, com predominância do (S)-IBU e variação da FE entre afluentes e efluentes. A degradação enantiosseletiva do IBU e naproxeno foi avaliada em cinco ETE em Espanha e na Dinamarca com diferentes tipos de tratamentos, por Matamoros et al.7171 Matamoros, V.; Hijosa, M.; Bayona, J. M.; Chemosphere 2009, 75, 200. Neste trabalho, a degradação enantiosseletiva do IBU dependeu das condições aeróbicas das ETE, sendo o (S)-IBU degradado mais rapidamente do que o (R)-IBU, o que demonstrou que a FE do IBU não pode ser considerada um bom indicador da eficiência das ETE, em que prevaleçam condições anaeróbias. Os três AINE IBU, naproxeno e cetoprofeno foram estudados por Hashim and Khan,7373 Hashim, N. H.; Khan, S. J.; J. Chromatogr. A 2011, 1218, 4746. que encontraram concentrações na gama de ng L-1 em efluentes de ETE em Sidney, na Austrália, com uma média da FE do IBU, naproxeno e cetoprofeno entre 0,49-0,62, 0,66-0,86 e 0,54-0,66, respectivamente. Mais recentemente, o mesmo grupo7474 Hashim, N. H.; Stuetz, R. M.; Khan, S. J.; Chirality 2013, 25, 301. verificou que as concentrações destes compostos diminuíram entre o afluente e o efluente, com níveis de concentrações na gama de µg L-1 no afluente e na gama de ng L-1 no efluente, com variações significativas da FE do IBU de 0,93 para 0,39 entre o afluente e o efluente, não havendo variação significativa da FE do cetoprofeno. No caso do naproxeno, a diminuição foi de 0,99 para 0,91. O naproxeno foi estudado em águas residuais e superficiais, com o (R)-naproxeno apenas detectado nos efluentes, com uma FE de 0,88−0,91. Nesse mesmo estudo a FE no rio variou entre 0,84 e 0,98.115115 Suzuki, T.; Kosugi, Y.; Hosaka, M.; Nishimura, T.; Nakae, D.; Environ. Toxicol. Chem. 2014, 33, 2671.
Num trabalho desenvolvido por Fono e Sedlak,6666 Fono, L. J.; Sedlak, D. L.; Environ. Sci. Technol. 2005, 39, 9244. o PHO foi determinado como racémico nos afluentes de cinco ETE localizadas em locais diferentes dos EUA, enquanto após o tratamento secundário a FE foi ≤ 0,42. Num outro estudo, a FE média do MET foi de 0,50 nos efluentes de ETE, tendo a FE média diminuído do efluente para jusante, sugerindo a degradação biológica.8686 Fono, L. J.; Kolodziej, E. P.; Sedlak, D. L.; Environ. Sci. Technol. 2006, 40, 7257. A biotransformação do MET foi observada num pequeno riacho na Alemanha,76 com uma diminuição da concentração média de 310 ng L-1 para 84 ng L-1 e da FE de 0,49 para 0,43 entre 2 pontos, tendo-se verificado variações temporais na FE. O beta-bloqueador PHO foi enantiosseletivamente quantificado no rio Cega (Segóvia, Espanha) por Morante-Zarcero,9090 Morante-Zarcero, S.; Sierra, I.; J. Pharm. Biomed. Anal. 2012, 62, 33. com 1.35 µg L-1 de (R)-PHO e 1.22 µg L-1 de (S)-PHO. Num estudo que incluiu os beta-bloqueadores PHO, MET, ATE e pindolol, o mesmo grupo de investigadores detetou todos os enantiômeros abaixo dos limites de quantificação (10 µg L-1 para pindolol e PHO, 40 µg L-1 para MET e 70 µg L-1 para ATE).9191 Morante-Zarcero, S.; Sierra, I.; Chirality 2012, 24, 860. Três beta-bloqueadores (ATE, MET e PHO) foram estudados no Canadá e encontrados em concentrações inferiores a 1200 ng L-1, como a soma de ambos os enantiômeros,8585 Nikolai, L. N.; McClure, E. L.; MacLeod, S. L.; Wong, C. S.; J. Chromatogr. A 2006, 1131, 103. com uma FE de 0,5 para todos os fármacos no afluente de ETE urbana, em ambas as datas de amostragem. As FE de ATE e PHO em agosto e do PHO em novembro nos efluentes foram diferentes de 0,5, sugerindo degradação biológica. No afluente de ETE rural, a FE foi diferente de 0,5 para MET e ATE, sendo a FE do MET racémica no efluente. O beta-bloqueador MET e dois dos seus metabolitos foram estudados na Suécia, em amostras de águas residuais tratadas,6464 Barclay, V. K. H.; Tyrefors, N. L.; Johansson, I. M.; Pettersson, C. E.; J. Chromatogr. A 2012, 1269, 208. sendo o MET determinado com FE entre 0,51 e 0,55 e dois estereoisómeros do α-hidroxi-MET também quantificados. O ATE foi também encontrado em três ETE localizadas em Espanha, com uma maior predominância do (S)-enantiômero nos afluentes, contudo foi observado enriquecimento de um ou outro enantiômero, dependendo do tipo de tratamento usado nas ETE.116116 Vazquez-Roig, P.; Kasprzyk-Hordern, B.; Blasco, C.; Picó, Y.; Sci. Total Environ. 2014, 494-495, 49. A biodegradação enantiosseletiva da VNF foi evidenciada num rio francês, com VNF racémica encontrada à saída da principal ETE com variação da FE ao longo de 30 km desse rio.6969 Li, Z.; Gomez, E.; Fenet, H.; Chiron, S.; Chemosphere 2013, 90, 1933. A VNF e O-desmetil-VNF foram detectadas em todas as amostras de água do rio, sendo o metabolito determinado em concentrações mais altas do que o composto original. Gasser et al.6868 Gasser, G.; Pankratov, I.; Elhanany, S.; Werner, P.; Gun, J.; Gelman, F.; Lev, O.; Chemosphere 2012, 88, 98. relataram o comportamento de VNF e seus metabolitos, durante os processos de tratamento de seis ETE a operar em diferentes condições em Israel, sendo que em todas as ETE, a VNF (concentração média de 0,2 µg L-1) teve valores de FE próximos de 0,5, com uma pequena variação até 25 %, após tratamentos primário e secundário. O único metabolito detectado (O-desmetil-VNF) teve uma elevada variação da FE para a maioria das ETE durante o tratamento secundário, com concentrações médias acima de 1 µg L-1, após tratamento primário e secundário, embora não tenha sido encontrada uma correlação entre as variações observadas e as características de funcionamento das ETE. Os enantiômeros da FLX e seu metabolito desmetilado NFLX foram encontrados na Suécia na gama de 3,5-16 ng L−1 no afluente e 1,2-15 ng L−1 em águas residuais tratadas.6363 Barclay, V. K. H.; Tyrefors, N. L.; Johansson, I. M.; Pettersson, C. E.; J. Chromatogr. A 2012, 1227, 105.,7979 Barclay, V. K. H.; Tyrefors, N. L.; Johansson, I. M.; Pettersson, C. E.; J. Chromatogr. A 2011, 1218, 5587. A concentração de (S)-FLX foi superior à concentração de (R)-FLX em ambos os afluente e efluente tratado, com FE entre 0,68 e 0,71 em ambas as matrizes.
Os inibidores da bomba de protóns também foram pesquisados em amostras ambientais, sendo os enantiômeros do omeprazol detectados no afluente de uma ETE e não detectados na amostra de efluente, bem como nas amostras recolhidas ao longo do rio Monjolinho (Brasil). Ambos os enantiômeros foram detectados numa amostra do estuário do rio Douro, em Portugal.8282 Barreiro, J. C.; Vanzolini, K. L.; Madureira, T. V.; Tiritan, M. E.; Cass, Q. B.; Talanta 2010, 82, 384. Os enantiômeros do lansoprazol e pantoprazol não foram encontrados nas amostras de águas residuais recolhidas diretamente da descarga ao longo do rio Monjolinho no Brasil.8080 Barreiro, J. C.; Vanzolini, K. L.; Cass, Q. B.; J. Chromatogr. A 2011, 1218, 2865. Os antifúngicos quirais (econazol, cetoconazol, miconazol, tebuconazol e propiconazol) são uma classe que só foi relatada em matrizes ambientais por Huang et al.,7575 Huang, Q.; Zhang, K.; Wang, Z.; Wang, C.; Peng, X.; Anal. Bioanal. Chem. 2012, 403, 1751. tendo as concentrações dos enantiômeros de cetoconazol e miconazol diminuído entre o afluente e o efluente das ETE, mas somente o miconazol teve variação da FE, sugerindo uma ligeira enantiosseletividade na transformação. O econazol, cetoconazol e miconazol foram quantificados como racémicos em amostras de lamas, com a FE entre 0,49 e 0,51. O mesmo grupo de investigadores estudou os mesmos antifúngicos quirais (excepto propiconazol) em águas residuais e superficiais.117117 Huang, Q.; Wang, Z.; Wang, C.; Peng, X.; Environ. Sci. Pollut. Res. Int. 2013, 20, 8890. Neste estudo, a FE nos afluentes foi globalmente de 0,5, não variando significativamente após tratamento na ETE, mesmo quando as concentrações diminuíram muito, sugerindo uma degradação fracamente enantiosseletiva. Pelo contrário, na matéria particulada das águas residuais, a FE dos antifúngicos foi ligeiramente diferente de 0,5 no afluente e 0,5 após tratamento anaeróbio, sem variação da concentração. O fármaco tebuconazol, também usado na agricultura para controle de fungos, foi quantificado nos rios, com uma FE superior a 0,52.117117 Huang, Q.; Wang, Z.; Wang, C.; Peng, X.; Environ. Sci. Pollut. Res. Int. 2013, 20, 8890.
Existem alguns trabalhos publicados sobre análise enantiosseletiva de FQ de várias classes terapêuticas (multi-classe), alguns deles incluindo drogas de abuso e efedrinas. MacLeod et al.8484 MacLeod, S. L.; Sudhir, P.; Wong, C. S.; J. Chromatogr. A 2007, 1170, 23. publicaram um trabalho de referência ambiental no Canadá, incluindo alguns beta-bloqueadores (ATE, MET, nadolol, pindolol, PHO e sotalol), dois inibidores da recaptação seletiva da serotonina (citalopram, FLX) e um beta2-agonista (salbutamol, SBT). Neste trabalho realizado no Canadá, todos os analitos foram encontrados em níveis de ng L-1, excepto o pindolol que não foi detectado. As concentrações médias estiveram entre 10 e 971 ng L-1 (afluente) e entre 14 e 664 ng L-1 (efluente tratado). A FE foi diferente de 0,5 no afluente (excepto para PHO e MET) e no efluente (excepto para ATE e MET), tendo variado para todos os fármacos, excepto no caso do MET que permaneceu racémico, e nos casos do SBT e sotalol que foram sempre quantificados como não-racémicos. Mais tarde, MacLeod and Wong8383 MacLeod, S. L.; Wong, C. S.; Water Res. 2010, 44, 533. estudaram também, no Canadá, alguns beta-bloqueadores (ATE, MET, PHO, sotalol), dois inibidores da recaptação seletiva da serotonina (citalopram e paroxetina), o AINE naproxeno e a benzodiazepina temazepan. Estes FQ foram encontrados abaixo de 530 ng L-1, como média ponderada no tempo. No inverno foram encontradas concentrações mais elevadas, havendo alterações temporais na concentração de quase todos os FQ (excepto ATE e MET). Em efluentes de uma lagoa aerada rural, os FQ foram encontrados geralmente como não-racémicos (excepto temazepam), tendo sido observadas variações temporais da FE para todos, excepto no caso do sotalol. Diferenças de FE entre ETE foram descritas para o citalopram, ATE, sotalol e temazepam, enquanto a FE do MET foi semelhante nas três ETE estudadas. Num trabalho recente desenvolvido por López-Serna et al.,2828 López-Serna, R.; Kasprzyk-Hordern, B.; Petrović, M.; Barceló, D.; Anal. Bioanal. Chem. 2013, 405, 5859. dezesseis fármacos (analgésicos, antibióticos beta-agonistas, drogas psiquiátricas e cardiovasculares) e dois metabolitos foram quantificados em afluentes e efluentes de ETE e água de rio, em Espanha. As concentrações médias no geral foram inferiores a 100 ng L−1, com as seguintes exceções com concentrações médias superiores a 1 µg L-1: naproxeno, cetoprofeno, IBU e ATE. IBU, ATE, sotalol e MET foram encontrados como misturas racémicas na maioria das amostras, com exceções, como o enriquecimento de E2 do IBU e (S)-ATE em algumas amostras de águas superficiais. A transformação enantiosseletiva do ATE foi descrita em duas ETE com o enriquecimento do (S)-enantiômero. (S)-PHO, (S)-FLX e E2 do SBT foram predominantes nas amostras de afluente, efluente e água superficiais. Recentemente, um estudo5454 Ribeiro, A. R.; Santos, L. H. M. L. M.; Maia, A. S.; Delerue-Matos, C.; Castro, P. M. L.; Tiritan, M. E.; J. Chromatogr. A 2014, 1363, 226. em efluentes de 3 ETE do norte de Portugal englobou sete fármacos: beta-bloqueadores (ALP, bisoprolol (BSP), MET, PHO); o beta2-adrenégico SBT; dois antidepressivos VNF e FLX; e o seu metabolito NFLX. Neste estudo, os enantiômeros da FLX, BSP, MET, PHO e VNF foram detectados, tendo a VNF e FLX apresentado valores de FE diferentes de 0,5.
Relativamente aos trabalhos ambientais de análise enantiosseletiva de fármacos multi-classe, que incluem drogas de abuso e efedrinas, num dos trabalhos, a FE do antidepressivo VNF diminuiu de afluente para o efluente.8181 Kasprzyk-Hordern, B.; Kondakal, V. V. R.; Baker, D. R.; J. Chromatogr. A 2010, 1217, 4575. Num outro trabalho do mesmo grupo, a VNF foi encontrada em níveis de ng L-1 no afluente e no efluente, enquanto o ATE foi encontrado em níveis de µg L-1 em ambas as amostras, tendo a FE da VNF e ATE aumentado entre o afluente e o efluente, com predominante enantiosseletividade na ETE com tratamento de lamas ativadas e enantiosseletividade superior na primavera e verão, provavelmente devido à maior atividade microbiana.7878 Kasprzyk-Hordern, B.; Baker, D. R.; Environ. Sci. Technol. 2012, 46, 1681. No Reino Unido, o MET foi quantificado em efluentes, enquanto a VNF, PHO e ATE foram quantificados em efluentes e em águas fluviais, com todos os compostos diferindo na FE encontrada nos efluentes e nas águas fluviais.7777 Bagnall, J. P.; Evans, S. E.; Wort, M. T.; Lubben, A. T.; Kasprzyk-Hordern, B.; J. Chromatogr. A 2012, 1249, 115. Recentemente foi publicado um outro estudo no Reino Unido, que determinou o perfil enantiomérico de FQ e drogas de abuso em águas residuais e lamas colhidas nas ETE,114114 Evans, S. E.; Davies, P.; Lubben, A.; Kasprzyk-Hordern, B.; Anal. Chim. Acta 2015, 882, 112. sendo concluído que, além dos compostos terem uma FE diferente de 0,5, esta também varia entre as frações sólida e líquida das águas residuais. Esses resultados demonstram que a análise da fração sólida é importante em estudos de monitorização de águas residuais, caso contrário a remoção nas ETE poderá estar a ser sobrestimada.
Tendências analíticas para amostras quirais no ambiente e em estudos de biodegradação
Os primeiros estudos de análise quiral no ambiente usaram FEQ baseadas em ciclodextrinas e métodos indiretos com derivatização.6262 Buser, H.-R.; Poiger, T.; Muller, M. D.; Environ. Sci. Technol.
1999, 33, 2529.,6666 Fono, L. J.; Sedlak, D. L.; Environ. Sci. Technol.
2005, 39, 9244.,8686 Fono, L. J.; Kolodziej, E. P.; Sedlak, D. L.; Environ. Sci. Technol.
2006, 40, 7257. Não obstante, os dois métodos têm sido utilizados até ao momento.7171 Matamoros, V.; Hijosa, M.; Bayona, J. M.; Chemosphere
2009, 75, 200.,7373 Hashim, N. H.; Khan, S. J.; J. Chromatogr. A
2011, 1218, 4746.,7474 Hashim, N. H.; Stuetz, R. M.; Khan, S. J.; Chirality
2013, 25, 301. Considerando FEQ derivadas de antibióticos macrocíclicos, os primeiros relatos datam de 2006 e 2007.8484 MacLeod, S. L.; Sudhir, P.; Wong, C. S.; J. Chromatogr. A
2007, 1170, 23.,8585 Nikolai, L. N.; McClure, E. L.; MacLeod, S. L.; Wong, C. S.; J. Chromatogr. A
2006, 1131, 103. Desde 2010, três tipos de FEQ têm sido amplamente utilizadas, incluindo derivadas de proteínas,6363 Barclay, V. K. H.; Tyrefors, N. L.; Johansson, I. M.; Pettersson, C. E.; J. Chromatogr. A
2012, 1227, 105.,7575 Huang, Q.; Zhang, K.; Wang, Z.; Wang, C.; Peng, X.; Anal. Bioanal. Chem.
2012, 403, 1751.
76 Kunkel, U.; Radke, M.; Water Res.
2012, 46, 5551.
77 Bagnall, J. P.; Evans, S. E.; Wort, M. T.; Lubben, A. T.; Kasprzyk-Hordern, B.; J. Chromatogr. A
2012, 1249, 115.
78 Kasprzyk-Hordern, B.; Baker, D. R.; Environ. Sci. Technol.
2012, 46, 1681.-7979 Barclay, V. K. H.; Tyrefors, N. L.; Johansson, I. M.; Pettersson, C. E.; J. Chromatogr. A
2011, 1218, 5587.,8181 Kasprzyk-Hordern, B.; Kondakal, V. V. R.; Baker, D. R.; J. Chromatogr. A
2010, 1217, 4575. derivadas de polissacarídeos,8080 Barreiro, J. C.; Vanzolini, K. L.; Cass, Q. B.; J. Chromatogr. A
2011, 1218, 2865.,8282 Barreiro, J. C.; Vanzolini, K. L.; Madureira, T. V.; Tiritan, M. E.; Cass, Q. B.; Talanta
2010, 82, 384.,9090 Morante-Zarcero, S.; Sierra, I.; J. Pharm. Biomed. Anal.
2012, 62, 33.,9191 Morante-Zarcero, S.; Sierra, I.; Chirality
2012, 24, 860. e derivadas de antibióticos macrocíclicos.2828 López-Serna, R.; Kasprzyk-Hordern, B.; Petrović, M.; Barceló, D.; Anal. Bioanal. Chem.
2013, 405, 5859.,5050 Ribeiro, A. R.; Afonso, C. M.; Castro, P. M. L.; Tiritan, M. E.; Ecotoxicol. Environ. Saf.
2013, 87, 108.
51 Ribeiro, A. R.; Afonso, C. M.; Castro, P. M. L.; Tiritan, M. E.; Environ. Chem. Lett.
2013, 11, 83.
52 Moreira, I. S.; Ribeiro, A. R.; Afonso, C. M.; Tiritan, M. E.; Castro, P. M. L.; Chemosphere
2014, 111, 103.
53 Ribeiro, A. R.; Maia, A. S.; Moreira, I. S.; Afonso, C. M.; Castro, P. M. L.; Tiritan, M. E.; Chemosphere
2014, 95, 589.-5454 Ribeiro, A. R.; Santos, L. H. M. L. M.; Maia, A. S.; Delerue-Matos, C.; Castro, P. M. L.; Tiritan, M. E.; J. Chromatogr. A
2014, 1363, 226.,6868 Gasser, G.; Pankratov, I.; Elhanany, S.; Werner, P.; Gun, J.; Gelman, F.; Lev, O.; Chemosphere
2012, 88, 98.,6969 Li, Z.; Gomez, E.; Fenet, H.; Chiron, S.; Chemosphere
2013, 90, 1933.,7272 Bagnall, J.; Malia, L.; Lubben, A.; Kasprzyk-Hordern, B.; Water Res.
2013, 47, 5708.,7777 Bagnall, J. P.; Evans, S. E.; Wort, M. T.; Lubben, A. T.; Kasprzyk-Hordern, B.; J. Chromatogr. A
2012, 1249, 115.,8383 MacLeod, S. L.; Wong, C. S.; Water Res.
2010, 44, 533.,9090 Morante-Zarcero, S.; Sierra, I.; J. Pharm. Biomed. Anal.
2012, 62, 33. Uma FEQ baseada em poli-prolina foi descrita num estudo de biodegradação com varfarina, sob o modo de eluição normal.4848 Lao, W.; Gan, J.; Chirality
2012, 24, 54. Três outros estudos com modo normal de eluição foram publicados em 2012, dois deles sobre pesquisa de beta-bloqueadores em águas superficiais9090 Morante-Zarcero, S.; Sierra, I.; J. Pharm. Biomed. Anal.
2012, 62, 33.,9191 Morante-Zarcero, S.; Sierra, I.; Chirality
2012, 24, 860. e um trabalho sobre a biodegradação enantiosseletiva da varfarina em solos.4848 Lao, W.; Gan, J.; Chirality
2012, 24, 54. A maioria das análises quirais ambientais utiliza o modo reverso de eluição.5252 Moreira, I. S.; Ribeiro, A. R.; Afonso, C. M.; Tiritan, M. E.; Castro, P. M. L.; Chemosphere
2014, 111, 103.
53 Ribeiro, A. R.; Maia, A. S.; Moreira, I. S.; Afonso, C. M.; Castro, P. M. L.; Tiritan, M. E.; Chemosphere
2014, 95, 589.-5454 Ribeiro, A. R.; Santos, L. H. M. L. M.; Maia, A. S.; Delerue-Matos, C.; Castro, P. M. L.; Tiritan, M. E.; J. Chromatogr. A
2014, 1363, 226.,6363 Barclay, V. K. H.; Tyrefors, N. L.; Johansson, I. M.; Pettersson, C. E.; J. Chromatogr. A
2012, 1227, 105.,6464 Barclay, V. K. H.; Tyrefors, N. L.; Johansson, I. M.; Pettersson, C. E.; J. Chromatogr. A
2012, 1269, 208.,6969 Li, Z.; Gomez, E.; Fenet, H.; Chiron, S.; Chemosphere
2013, 90, 1933.,7575 Huang, Q.; Zhang, K.; Wang, Z.; Wang, C.; Peng, X.; Anal. Bioanal. Chem.
2012, 403, 1751.
76 Kunkel, U.; Radke, M.; Water Res.
2012, 46, 5551.
77 Bagnall, J. P.; Evans, S. E.; Wort, M. T.; Lubben, A. T.; Kasprzyk-Hordern, B.; J. Chromatogr. A
2012, 1249, 115.
78 Kasprzyk-Hordern, B.; Baker, D. R.; Environ. Sci. Technol.
2012, 46, 1681.
79 Barclay, V. K. H.; Tyrefors, N. L.; Johansson, I. M.; Pettersson, C. E.; J. Chromatogr. A
2011, 1218, 5587.
80 Barreiro, J. C.; Vanzolini, K. L.; Cass, Q. B.; J. Chromatogr. A
2011, 1218, 2865.
81 Kasprzyk-Hordern, B.; Kondakal, V. V. R.; Baker, D. R.; J. Chromatogr. A
2010, 1217, 4575.
82 Barreiro, J. C.; Vanzolini, K. L.; Madureira, T. V.; Tiritan, M. E.; Cass, Q. B.; Talanta
2010, 82, 384.
83 MacLeod, S. L.; Wong, C. S.; Water Res.
2010, 44, 533.-8484 MacLeod, S. L.; Sudhir, P.; Wong, C. S.; J. Chromatogr. A
2007, 1170, 23.,8787 Baker, D. R.; Kasprzyk-Hordern, B.; Sci. Total Environ.
2013, 454-455, 442.,8888 Kasprzyk-Hordern, B.; Baker, D. R.; Sci. Total Environ.
2012, 423, 142. Ultimamente, a eluição no modo polar iônico começa a ser mais frequente e é relatada tanto em estudos de biodegradação, como de ocorrência ambiental de fármacos e de algumas drogas ilícitas (e.g., anfetaminas e metanfetaminas),2828 López-Serna, R.; Kasprzyk-Hordern, B.; Petrović, M.; Barceló, D.; Anal. Bioanal. Chem.
2013, 405, 5859.,5050 Ribeiro, A. R.; Afonso, C. M.; Castro, P. M. L.; Tiritan, M. E.; Ecotoxicol. Environ. Saf.
2013, 87, 108.,5151 Ribeiro, A. R.; Afonso, C. M.; Castro, P. M. L.; Tiritan, M. E.; Environ. Chem. Lett.
2013, 11, 83.,7272 Bagnall, J.; Malia, L.; Lubben, A.; Kasprzyk-Hordern, B.; Water Res.
2013, 47, 5708.,7777 Bagnall, J. P.; Evans, S. E.; Wort, M. T.; Lubben, A. T.; Kasprzyk-Hordern, B.; J. Chromatogr. A
2012, 1249, 115. utilizando FEQ derivadas de antibióticos macrocíclicos. Assim, em análises ambientais, LC com FEQ derivadas de antibióticos macrocíclicos, de proteínas e de polissacarídeos são mais frequentes, e ciclodextrina em GC-MS em menor extensão.
O desafio de análises ambientais residuais está em estabelecer métodos para quantificação de fármacos de diversas classes terapêuticas em concentrações vestigiais. Enquanto em métodos aquirais, essa abordagem já está bem estabelecida,5959 Madureira, T. V.; Barreiro, J. C.; Rocha, M. J.; Cass, Q. B.; Tiritan, M. E.; J. Chromatogr. A 2009, 1216, 7033. as análises enantiosseletivas ainda estão restritas a fármacos pertencentes a poucas classes terapêuticas. A determinação de resíduos múltiplos em análises quirais é difícil devido à falta de separação enantiosseletiva simultânea de diferentes classes terapêuticas e/ou grupos químicos, utilizando as mesmas condições cromatográficas, e à baixa eficiência da maioria das colunas quirais comerciais.4646 Ribeiro, A. R.; Maia, A. S.; Cass, Q. B.; Tiritan, M. E.; J. Chromatogr. B 2014, 968, 8.
AGRADECIMENTOS
UID/Multi/04423/2013 e projeto UID/Multi/50016/2013 - Fundação para a Ciência e a tecnologia (FCT) através do European Regional Development Fund (ERDF), programa PT2020. Quadro de Referência Estratégico Nacional (QREN)). Este trabalho foi financiado pela FCT através do projeto PTDC/EBB-EBI/111699/2009 e pela CESPU (PHARMADRUGS-CESPU-2014). A. R. Ribeiro agradece à FCT, Portugal (Ref. SFRH/BPD/101703/2014).
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Datas de Publicação
-
Publicação nesta coleção
Jun 2016
Histórico
-
Recebido
08 Nov 2015 -
Aceito
21 Jan 2016