Eliminarea ibuprofenului din ape prin procese de oxidare [604181]

Universitatea din București
Facultatea de Biologie

LUCRARE DE LICENȚĂ

Eliminarea ibuprofenului din ape prin procese de oxidare
avansată

Coordonator științific:
Conf. Dr. Corina BRADU

Absolvent: [anonimizat]

2019

2
Cuprins

1.Introducere ………………………….. ………………………….. ………………………….. …………………….. 4
2.Aspecte generale ………………………….. ………………………….. ………………………….. ……………… 6
2.1.Produse farm aceutice frecvent întâlnite ca poluanți ………………………….. ………………….. 6
2.2.Consumul de medicamente ………………………….. ………………………….. ……………………… 9
2.3.Noțiuni de farmacologie ………………………….. ………………………….. ………………………… 11
3.Poluarea apelor cu Ibuprofen ………………………….. ………………………….. ……………………….. 14
3.1.Ibuprofenul ca medicament ………………………….. ………………………….. ……………………. 14
3.1.1 .Structură chimică și proprietăți ………………………….. ………………………….. ………… 14
3.1.2.Utilizări și acțiune farmacologică ………………………….. ………………………….. ……… 17
3.1.3.Absorbție, metabolism, excreție ………………………….. ………………………….. ……….. 17
3.2.Surse și comportarea ibuprofenului în mediu ………………………….. …………………………. 20
3.3.Concentrații și persistența ibuprofenului în ape ………………………….. ……………………… 23
3.4.Toxicitatea ibuprofenului ………………………….. ………………………….. ………………………. 25
3.4.1.Aspecte privind toxicitatea și ecotoxicitatea ibuprofenului ………………………….. … 25
3.4.2. Efecte adverse la om ………………………….. ………………………….. ……………………… 27
3.4.3. Interacțiunile ibuprofenului cu alte medicamente sau substanțe ……………………… 28
4.Metode de tratare a apelor poluate cu ibuprofen ………………………….. ………………………….. . 30
4.1.Degradarea biologică ………………………….. ………………………….. ………………………….. .. 30
4.2.Utilizarea membranelor de lichid -emulsie ………………………….. ………………………….. .. 31
4.3.Utilizarea membranelor solide ………………………….. ………………………….. ……………….. 32
4.4.Adsorbție ………………………….. ………………………….. ………………………….. ……………….. 33
4.5.Procese de oxidare avansată ………………………….. ………………………….. …………………… 34
4.5.1.Oxidare fotocatalitică ………………………….. ………………………….. ……………………… 35
4.5.2.Plasmă netermică (rece) ………………………….. ………………………….. ………………….. 37
4.5.3.Ozonizare ………………………….. ………………………….. ………………………….. …………. 40

3
5.Experimental ………………………….. ………………………….. ………………………….. ………………… 42
5.1.Scop ………………………….. ………………………….. ………………………….. ………………………. 42
5.2.Materiale și metode ………………………….. ………………………….. ………………………….. ….. 42
5.2.1.Mate riale ………………………….. ………………………….. ………………………….. ………….. 42
5.2.2.Instalația experimentală și modul de lucru ………………………….. ………………………. 42
5.2.3.Metode de analiză ………………………….. ………………………….. ………………………….. 43
5.3.Rezultate și discuții ………………………….. ………………………….. ………………………….. ….. 48
6.Concluzii ………………………….. ………………………….. ………………………….. ……………………… 54
7.Bibliografie ………………………….. ………………………….. ………………………….. ………………….. 55

4
1.Introducere

Faptul că apa este una dintre cele mai importante resurse ale vieții este o informație
foarte bine cunoscută. Cu toate acestea, poluarea apei este una dintre cele mai intense
fenomene de poluare la momentul actual. Prin poluanți se înțelege orice factori c himici,
biologici sau fizici care produc un dezechilibru in ecosistemul acvatic, în acest caz. Cu toate
că există și cazuri in care dezechilibrul provine dintr -o situație naturală, majoritatea factorilor
sunt de origine antropică (Schweitzer și Noblet, 2017) .
Deși situația este conștientizată la nivel global, măsurile puse in practică sun t depășite
de accelerarea fenomenului de poluare, atât prin creșterea cantitativă a poluanților existenți,
cât și prin apariția unor noi substanțe care prezintă caracter poluant. Este de remarcat faptul că
sintagma „poluarea apei” nu se rezumă la un singur tip de apă, ea afectând forme diverse ale
hidrosferei: apele de suprafață, de la ape curgătoare (sisteme lotice), la ape stătătoare (sisteme
lentice, incluzând aici atât lacuri naturale, cât si forme antropice), ajungând inclusiv la nivelul
apelor subtera ne. Mai mult, contaminanții ajunși la nivelul unui anumit compartiment al
mediului nu vor rămâne exclusiv la nivelul acestuia. Prin procese de transport și transfer, apa
pare sa fie destinația finală pentru mare parte dintre poluanții antropogenici proveni ți din
surse precum industria, agricultura, turismul și altele. În majoritatea cazurilor, există în același
timp mai mult de un poluant în același loc, putându -se astfel discuta inclusiv de relații de
sinergism sau antagonism între aceștia. (Amiard -Triquet, 2015)
Progresul din sfera științifică înregistrat pe parcursul ultimei perioade a atras după sine
dezvoltarea industriei farmaceutice, ceea ce a implicat creșterea producției dar și creșterea
accesibil ității unui spectru larg de produse farmaceutice. Din cauza aportului continuu, dar și
a persistenței lor în mediu, produsele farmaceutice sunt considerate o clasa de contaminanți
care ridică probleme din ce în ce mai mari. Sursele de poluare nu se rezumă în acest caz doar
la eliberarea directă în mediu a produselor folosite în agricultură, tratament medical uman sau
veterinar ( de ex: aruncarea neconformă a produselor expirate, evacuare de ape reziduale din
industria farmaceutică insuficient epurate), ci și la proveniența metabolica a acestora, din
urina sau din excrementelor celor ce le ingeră. Printre cele mai des întâlnite astfel de produse
în apele reziduale se numără antibioticele, medicamentele folosite în tratamentul patologiilor
cardiovasculare sau endocrinologice și, nu în ultimul rând, analgezicele. (Klavarioti și colab.,
2009) .

5
Alătur i de diclofenac și ketoprofen, ibuprofenul este un analgezic care își face simțită
prezența ca poluant al apelor reziduale. Acesta face parte din clasa antiinflamatoarelor
nesteroidiene și are denumirea sistematică: acid 2 -[4-(2-metilpropil)fenil]propanoic .
Ibuprofenul are o rată de producție foarte mare, de aproximativ 15000 tone per an și este
printre cele mai consumate analgezice în anumite țari. Concentrații de ibuprofen de până la 10
µg L−1 au fost detectate în apele unor râuri din Europa, America și A sia. Pe lângă impactul
negativ pe care prezența acestuia o are asupra ecosistemelor acvatice, atât asupra algelor, cât
și asupra vertebratelor de la acest nivel, există studii care arată ca interacțiunea dintre
ibuprofen și alte medicamente ar putea afecta dezvoltarea normală a embrionului uman
(Davarneja și colab., 2018) .
Ibuprofenul nu poate fi eliminat din ape prin metodele de epu rare si tratare
convenționale. Așadar, acest lucru a făcut necesară dezvoltarea unor metode speciale care să
poată fi utilizate în acest caz. Alături de procesele de absorbție, adsorbție și filtrare, procesele
de oxidare avansată au fost cele mai des studi ate și considerate potrivite pentru această
situație specifică (Saeid și colab., 2018) .
Scopul acestei lucrări este acela de a dezvolta o metoda de oxidare avansată catalitică
pentru a facilita eliminare ibuprofenului din ape, urmărind și formarea de produși intermediari
în timpul procesului de tratare.

6
2.Aspecte generale

Produsele farma ceutice reprezintă o categorie specială de compuși chimici a căror
scop este a trata anumite afecțiuni sau simptome provocate de acestea. Alături de pesticide și
conservanți, medicamentele sunt concepute astfel încât sa aibă un impact asupra celulelor vii.
Principala diferența dintre medicamente și celelalte două categorii de produse este dată de
faptul că scopul utilizării lor nu este acela de a determina moartea microorganismelor.
De asemenea, produsele farmaceutice diferă de restul produselor chimice ș i din punct
de vedere al legislației si al prevederilor pe care trebuie sa le respecte. În pofida faptului că
acestea sunt foarte atent studiate din puncte de vedere al efectelor medicale, posibilele efecte
pe care le -ar putea avea asupra mediului sunt mul t mai puțin documentate în comparație cu
efectele altor produse chimice așa cum sunt coloranții, a căror legislație în privința impactului
ecologic este mult mai strictă. Așadar, pentru produsele farmaceutice se urmărește
cunoașterea în detaliu a efector a dverse posibile asupra organismelor tratate (în special a
efectelor în timpul sarcinii și a alăptării, a interacțiunii cu alte substanțe active etc.), condițiile
legale trebuind să fie îndeplinite înainte de apariția în vânzare a respectivului produs. În c ele
mai multe țări, inclusiv în cele membre a Uniunii Europene, legislația privind produsele
farmaceutice și restul produselor chimice este reglementata la nivelul unor organisme legale
distincte (Wennmalm, 2011) .

2.1.Produse farmaceutice frecvent întâlnite ca poluanți

Din cei peste 4000 d e compuși farmaceutici activi comercializați, a fost pusă în
evidență prezența a aproximativ 300 din aceștia ca poluanți ai apelor (López -Serna și colab.,
2012) . Între produsele farmaceutice care poluează diferite surse de apă, există câteva clase
care sunt mai des întâlnite (Figura 1).
Ibuprofenul, aspirina, ketoprofenul, diclof enacul fac parte din clasa medicamentelor
antiinflamatoare nesteroidiene. Analgezicele, antipireticele și antiinflamatoarele reunite în
acest grup se acumulează în mai multe surse de apă, în concentrații ce variază de la zeci de
ng/L la sute de µg/L.
În ceea ce privește antibioticele, precum oxacilina, ampicilina și amoxacilina (Figura
2), mai multe efecte îngrijorătoare pot surveni ca urmare a prezenței acestora în ape, precum
rezistența pe care anumite bacterii o pot dezvolta fața de antibiotice, per sistența unor compuși

7

așa cum sunt sulfonamidele și fluoroquinolonele, toxicitatea acestora exercitată asupra
organismelor sau plantelor acvatice. Concentrația în care acestea apar poate fi diferită în
funcție de sursa de apă, diferența putând fi și de niv elul a câteva ordine de mărime. Astfel,
dacă în apele reziduale din sistemele de canalizarea ale instituțiilor medicale, antibioticele se
regăsesc în concentrații de µg/L, acestea scad până la ng/L pentru apele de suprafață sau
subterane, mări, precum și pentru apa de robinet.
Figura 1. Produse farmaceutice frecvent detectate în mediu (adap tare după Magureanu și colab.,
2015)

Figura 2. Structura unor antibiotice (adaptare după Parvulescu și colab., 2011)

8
Acidul clofibric (Fig ura 3) este un metabolit secundar al medicamentelor utilizate ca
reglatori ai metabolismului lipidic. Acesta este unul dintre cei mai întâlniți poluanți provenit
din industria farmaceutică, concentrații diferite ale acestuia regăsindu -se în apele reziduale , în
apele de suprafața, în cele subterane, și chiar în apa de robinet. Din punct de vedere al
caracterului poluant, acidul clofibric este persistent și are o mobilitate mare în sistemele
acvatice.

Figura 3. Structura acidului clofibric (Salgado și colab., 2012)

Carbamazepina (Figura 4) este un anticonvulsiv utilizat cel mai adesea pentru
tratamentul epilepsiei. A fost detectat în concentrații de ordinul ng/L în diferite surse de apa,
inclusiv î n apa potabilă. Atât aceasta cât și metaboliții ei prezintă o tendință de acumulare,
fiind compuși dificil de eliminat prin procesele uzuale de biodegradare. (Magureanu și colab,
2015)

Figura 4. Structura chimică a carbamazepinei (Liu și c olab., 2012)

9
2.2.Consumul de medicamente

Din punct de vedere statistic, consumul de medicamente a fost estimat la nivel țărilor
din America de Nord și Europa la 2 doze per persoană în fiecare zi, realizându -se astfel un
echilibru între persoanele car e folosesc medicamente în doze mari, pentru tratarea unor
afecțiuni grave, cele cu un consum moderat, pentru tratarea unor afecțiuni mai puțin
complexe, și marea majoritatea a populației care se limitează la folosirea antibioticelor și a
analgezicelor. Se poate aprecia că, din anul 2010, consumul de medicamente a crescut cu 3 –
5% în fiecare an.
Clasificarea produselor farmaceutice se face, în general, în funcție de 3 criterii, și
anume: regiunea anatomică asupra căreia își exercită efectul, simptomele sau afecțiunile
tratate și structura chimică. Astfel, se pot distinge 3 grupuri de medicamente al căror consum
este statistic mai ridicat în țările dezvoltate și anume: grupul A – pentru afecțiunile legate de
alimentație; grupul C – pentru cele cardiovasculare și grupul N – cele neuropsihiatrice. Din
punct de vedere al accesibilității, există atât medicamente disponibile fără prescripție
medicală, așa cum sunt unele analgezicele, cât și cele pentru care este necesară o prescripție
medicală, care sunt în mod obl igatoriu recomandate de personalul medical calificat. Limita
dintre cele doua categorii poate fi diferită de la o țară la alta, în funcție de legislația în vigoare
(Wennmalm, 2011) .
Conform statisticilor realizate de organizației Eurostat (Eurostat, 2019 ), procentul din
populație care a luat medicamente cu prescripție medicala pe o perioadă de două săptămâni
(conform propriei declarații) variază între aproximativ 40%, pentru țări precum Romania,
Turcia, Bulgaria și 55% în Luxemburg, Spania, Belgia. În toate cazurile, există totuși un
aspect g eneral valabil din punct de vedere statistic și anume faptul că acest consum de
medicamente este mai mare pentru persoane de sex feminin decât pentru cele de sex masculin.
Acest lucru se datorează, cel mai probabil, administrării de contraceptive și alte m edicamente
hormonale, mult mai frecvent prescrise femeilor (Figura 5).
În ceea ce privește medicamentele care se pot elibera fără prescripție medicală, în
majoritatea țărilor, proporția acestora este mai scăzută, cu excepția unor țări precum Lituania,
Polonia și Danemarca. În Romania și în alte câteva țări, procentul din populație care folosește
acest grup de produse farmaceutice este mai scăzut de 20%, dar trece de 50% în Danemarca și
Finlanda și ajunge chiar la peste 80% în Islanda. Și în acest caz, tend ința referitoare la
diferența dintre cele două sexe se păstrează, discrepanța cea mai mare apărând în cazul

10
Republicii Cehe și al Slovaciei (17 -20%), iar cea mai mică în Portugalia, Spania, Belgia,
Turcia (mai puțin de 5%) (Figura6).

Figura 5. Consumul de medicamente cu prescripție medicala conform propriei declarații
exprimat în procente din populația mai multor țări europene, comp arativ pentru femei și
bărbați (Eurostat, accesat martie 2019 )

Figura 6. Consumul de medicamente cu prescripție medicala conform propriei declarații
exprimat în procente din populația mai multor țări europene, comp arativ pentru femei și
bărbați (Eurostat, accesa t martie 2019 )

11
2.3.Noțiuni de farmacologie

Modul de administrare al medicamentelor cel mai adesea întâlnit este cel pe cale orală.
Așadar, mare majoritate a produselor farmaceutice, fiind ingerate,vor parcurge tubul digestiv
pentru a ajunge la nivelu l stomacului, unde vor fi supuse unui pH acid caracteristic sucului
gastric. Așadar, datorită acestui fapt, este necesar ca medicamentelor să li se asigure o
protecție astfel încât să nu fie degradate și să își poată atinge scopul. Pentru a le asigura
această stabilitate, se poate conjuga molecula cu un radical, așa cum este radicalul fluorură.
De asemenea, medicamentele sunt dezvoltate astfel încât să fie liposolubile, pentru a
putea traversa membrana intestinală. Aceste două aspecte, stabilitatea molecul ară și
lipofilicitatea, facilitează preluarea substanțelor active din medicamente, dar, în cazul în care
acestea ajung în mediu, tocmai aceste caracteristici vor accentua caracterul poluant,
contribuind la retenția acestora pe materia solidă în suspensie s au sedimente și la
bioacumulare, făcând dificilă înlăturarea din mediu (Wennmalm, 2011) .
Administrare de medicamente pentru a tratata un anumit simptom sau o afecțiune de
orice tip trebuie să țină cont de concentrația necesară de substanță activă. Cantitatea de
substanță administrata se nume ște doză și, pe un anumit interval, aceasta este direct
proporțională cu efectul pe care îl are în sistemul biologic. După atingerea unei anumite
valori, la care se înregistrează efectul maxim, efectul generat de medicament cunoaște o etapă
de platou (Figu ra 7) (Fulga, 2017) .

Figura 7. Evoluția intensității efect ului unui medicament asupra unui sistem biologic, în
funcție de doza administrată (relația doză/efect) (Fulga, 2017)

12
În interiorul organismului, medicamentele formează complexe cu molecule cu afinitate
pentru ele numite receptori farmacologici. Complexul medicament -receptor se formează pe
baza unei reacții chimice reversibile și va produce un efect, care va fi cu atât ma i accentuat cu
cât va crește numărul de receptori, și implicit numărul de complexe. Efectul se va manifesta la
nivelul celulei cu ai cărei receptori interacționează medicamentul, dar în țesutul ținta există
mai multe astfel de celule ceea ce va determina u n efect la nivel de organ, care va influența, în
final, întregul organism.
În general, numărul de organe în care se regăsesc receptori pentru o anumită substanță
farmaceutică este direct proporțional cu efectul pe care îl va avea asupra întregului sistem
biologic, ceea ce este valabil și la scală mai mică, astfel încât un număr mare de receptori pe
un anumit organ atrage după sine, de cele mai multe ori, și o acțiune mai pronunțată a
compusului. Totuși, este dificil de urmărit parcursul farmacologic al su bstanțelor pentru care
există receptori pe foarte multe organe. În contrast, existența receptorilor doar în zone foarte
restrânse ale organismului va limita efectele terapeutice ale medicamentului (Fulga, 2017) .
Așadar, dacă pentru efectul dorit la un anumit situs, într -un anumit organ este necesară
o concentrație de substanță activa, în organism trebuie introdusă o cantitate suplimentară de
medicament care va forma complexe cu receptorii de la nivelul unor organe sau zone care nu
sunt de interes. Astfel, mare parte din aportul de medicamente nu va ajunge la ținta dorită.
Este de menționat, din acest punct de vedere, și probabilitatea apariției unor efecte adverse.
Acestea sunt, în majoritatea cazurilor, reversibi le și ușoare, cel mai adesea întâlnite fiind cele
digestive și dermatologice. Există, însă, și efecte adverse grave care conduc la necesitatea
spitalizării, cum ar fi deteriorarea semnificativă a stării de sănătate astfel încât este pusă în
pericol viața p acientului, malformații congenitale sau chiar moartea. Reacțiile adverse pot fi
diferite și din punct de vedere al frecvenței, de la foarte frecvente, așa cum este în cazul
medicamentelor anticanceroase, la foarte rare, de exemplu, pentru vitamine. Găsirea unei
formule pentru produsele farmaceutice astfel încât să fie posibilă strict administrarea în
cantitatea necesară pentru acțiunea la țesutul -țintă ar reduce semnificativ și cantitatea de
medicamente care ajung, în final, în ape ca poluanți (Fulga, 2017; Wennmalm, 2011) .
Calea de transport prin organism al produselor farmaceutice este sângele. Astfel, o
parte dintre acestea ajung la nivelul ficatului, unde vor suferi transformări chimice, așa cum
sunt carboxilarea și conjugarea cu acidul glucuronic, pierzându -și astfel activitatea
farmacologică și devenind solubile în apă. O parte din acestea pot ajunge î n bilă, spre a fi
eliminate prin defecație, în timp ce o altă parte pot ajunge la rinichi pentru a fi eliminate prin
urină. O anumită pondere din compușii care sunt încă activi farmacologic sunt excretați

13
nemetabolizați sau metabolizați parțial, astfel în cât își păstrează doar o mică parte din
activitate. Pe lângă această rută de eliminare din corpul uman aflat sub tratament
medicamentos a produselor farmaceutice sub diverse forme, acestea pot ajunge în mediu, în
special în ape și pe alte căi importante aș a cum sunt: aruncarea neconformă a medicamentelor
expirate sau nefolosite, apele reziduale de la instalațiile de producție, din spălarea hainelor,
bandajelor sau chiar a pielii în cazul medicamentelor aplicate extern (Wennmalm, 2011) .

14
3.Poluarea apelor cu Ibuprofen
3.1.Ibuprofenul ca medica ment
3.1.1 .Structură chimică și proprietăți

Din punct de vedere chimic, Ibuprofenul (C 13H18O2) este un acid fenilalcanoic substituit.
Denumirea IUPAC este de acid 2 -[4-(2-metilpropil)fenil]propanoic (Figura 8). Pe lângă
denumirea de Ibuprofen, produsel e farmaceutice ce conțin această substanță activă mai poate
fi regăsite și sub numele de Advil, Mitol 200, Motrin, Profen, Rufen și altele (Garrard, 2014) .

Figura 8. Structura chimică a Ibuprofenului

Principalele proprietăți fizico -chimice ale ibuprofenului sunt prezentate în Tabelul 1.
În ceea ce privește solubilitatea ibuprofenului și coeficientul de distribuție octanol/apă,
relevant pentru capacitatea acestuia de a traversa membranele lipidice, acestea depind și de
valoarea pH -ului soluției, așa cum este ilustrat în Figura 10 și respectiv în Figura 11.
Ibuprofenul prezintă izomerie optică, remarcându -se așadar existența a doi izomeri optici: S –
ibuprofen și R -ibuprofen, S -ibuprofen fiind izomerul cu acti vitate farmacologică
remarcabilă(Figura 9). Amestecul racemic de ibuprofen are o buna stabilitate în soluții acide
de până la 1N HCl, în soluții bazice 1N NaOH, și chiar în soluții de până la 50% H 2O2.
Totuși, în prezența peroxidului de hidrogen se formeaz ă produși de degradare cu concentrații
mai mici de 0,1% printre care izobutilacetofenonă și acid 2 -(4-izobutirilfenil) – propionic
(Higgins și colab ., 2001; McCullagh, 2008) .

15
Tabel1. Proprietățile fizico -chimice ale compusului ibuprofen (adaptare după Kim S. și colab,
2019)

.

Figura 9. Structurile chimice ale celor 2 izomeri ai ibuprofenului (McCullagh, 2008)
Proprietatea Valoarea
Masa moleculară 206.285 g/mol
Număr donori Hidrogen 1
Număr acceptor Hidrogen 2
Număr legături flexibile 4
Masă exactă 206.131 g/mol
Masă monoizotopică 206.131 g/mol
Aria suprafeței polare 37.3 Å2
Număr atomi grei 15
Sarcină 0
Formă de agregare Solid
Culoare Fără culoare
Formă Rețea cristalină stabilă solidă
Miros Specific
Punct de fierbere 157șC
Punct de topire 76șC
Solubilitate În apă 21 mg/L (25șC)
În solvenți organici Bună în majoritatea solvenților
În alcool Foarte solubil
Presiunea de vapori 4.74×10-5mmHg
Coeficientul octanol/apă (LogP) 3.97
Permeabilitatea Caco -2 -4.28
pKa 5.3

16

Figura 10. Variația solubilității ibuprofenului în funcție de valoarea pH -ului (adaptare după
Higgins și colab., 2001)

Figura 11. Variația coeficientului octanol/apă al ibuprofenului în funcție de valoarea pH -ului
(adaptare după Higgins și colab., 2001)

17
3.1.2.Utilizări și acțiune farmacologică

Ibuprofenul este cel mai utilizat medicament din clasa Antiinflamatoarelor
Nesteroidiene, putând fi eliberat fără presc ripție medicală pentru efectul antiinflamator,
analgezic și antipiretic. Este utilizat, sub formă de amestec racemic (ibuprofen și
enantiomerul, dexibuprofen) pentru tratamentul durerilor medii până la moderate, având efect
antagonist asupra sintezei pros taglandinelor și a tromboxanilor. Cel mai adesea, forma de
administrare este sub formă de tablete, de concentrații diferite, de la 200 mg la 800 mg, ceea
ce determină și necesitatea, în unele cazuri, a unei prescripții medicale. Poate exista și sub
forma d e suspensie orala, frecvent de 100 mg/5ml, recomandată pentru copii.
Persistența de canal arterial este o malformație cardiacă neonatală care se definește
prin imposibilitatea închiderii canalului arterial după naștere și care conduce la probleme
cardiac e severe. Cauza acesteia este determinată de prostaglandina E2, așadar ibuprofenul este
recomandat în tratamentul acestei boli. O altă utilizare se află în sfera bolilor reumatice, așa
cum sunt osteoartrita și artrita reumatoidă. Doze mari de ibuprofen red uc inflamația
caracteristică fibrozei chistice și, de asemenea, acesta poate induce retenția sodiului și anula
efectele diuretice pentru tratamentul pacienților care suferă de hipotensiune ortostatică. Printre
cele mai frecvente utilizări ale acestuia sun t în cazul dismenoreei, a durerilor de dinți și a
durerilor de cap. Din punct de vedere farmacologic, ibuprofenul poate fi utilizat în aceste
afecțiuni, datorita capacității acestuia de a accesa Sistemul Nervos Central, pentru durerile de
cap, respectiv da torită efectului antiedemic și de reducere a e xprimării genei COX -2 în gingie
(Kim S și colab., 2019) .

3.1.3.Absorbție, metabolism, excreție

Ibuprofenul este bine absorbit după administrarea orală, putând fi detectat în plasma
după 1 -2 ore de la ingestie. Se consideră ca administrarea sub formă de sare de lizină
facilitează absorbția comparativ cu compusul simplu, fără a se putea stabili o rel ația
referitoare la diferența de toleranță între cele două variante. (Konstan și colab., 2002, ) . Odată
ajuns in ser, un procent de până la 98% se leagă de proteine transportatoare așa cum este
albumina serică, timpul de înjumătățire în plasmă fiind de aproximativ 2 -3h (Higgins și
colab., 2001) .

18
Imediat după absorbție, amestecul racemic de ibuprofen este metabolizat la nivelul
ficatului, unde va fi metabolizat, rezultând derivați carboxilați sau hidroxilați. Sub acțiunea
racemazei, in vivo, mai mult de jumătate din concentra ția enantiomerului R este transformată
în enantiomerul S, cu activitate farmacologică mult mai pronunțată. Această reacție este
catalizată de acil -coenzima -tioesteraza. Cu toate acestea, se consideră ca enantiomerul R are
proprietăți relevante din punct de vedere al efectului antiinflalmator (Rainsford, 2009)
(Figura 12).
Cea mai mare parte a ibuprofenului va urma calea metabolică în care, inițial are loc o
hidroxilare cu formare de derivați hidroxilați, urmată de o oxidare cu formare de 2 -carboxi –
ibuprofen sau p -caroboxi -2-propionat. Aceste reacții sunt catalizate de izoforme ale
citocromului P450. Într -o a doua etapă, are loc conjugarea la fenil/acil -glucuronide. O mica
parte a ibuprofenului administrat pe cale orală, este transformat exc lusiv prin etapa a doua
(Figura 13) (Higgins și colab., 2001; Wishart DS și colab., 2017) .

Figura 12. Conversia celor doi ena ntiomeri ai ibuprofenului sub acțiunea
acil-coenzim -tioesterazei (Rainsford, 2009)

19

Figura 13. Metaboli zarea ibuprofenului , etape principale (adaptare după Higgins și colab ..,
2001)

În ceea ce privește excreția ibuprofenului, 90% din doza administrată este eliminată
prin urină, la 24h de ore de la ultim doză administrată. 99% din ibuprofenul excretat parcurge
etapele metabolismului, restul de 1% fiind reprezentat de e liminarea prin bilă și, mai apoi prin
fecale a ibuprofenului nemetabolizat , respectiv a derivaților activi. Este de remarcat faptul că
un studiu clinic a demonstrat că metaboliții regăsiți în urină sunt în mare parte metaboliți ai
configurației S, ai conf igurației active, indiferent de enantiomerul administrat pe parcursul
studiului. (Higgins și colab., 2001; Rainsford, 2009; Wishart DS și colab., 2017)
Așadar, ținând cont de toate cele prezentate anterior, se poate afirma că o importantă
parte din ibuprofen, un medicament cu o utilizare frecventă, este eliminată de organismul
uman după administrare, sub di verse forme, inclusiv forme active farmacologic. Astfel, vor
ajunge ca poluant în ape, reprezentând o sursă majoră de poluare a apelor cu ibuprofen.

20
3.2.Surse și comportarea ibuprofenului în mediu

Fiind unul dintre cele mai utilizate medicamente din cl asa antiinflamatoare
nonsteroidiene (AINS), există mai multe surse din care ibuprofenul poate proveni ca poluant
al apelor sau, în general, al mediului. Studiile statistice prezintă această clasă ca fiind o clasă
importantă de medicamente în ceea ce priveș te potențialul poluant. Mai multe studii efectuate
în apele din teritorii diferite sugerează că antiinflamatoare precum diclofenacul și ibuprofenul
se regăsesc în concentrații variabile în apele rețelelor de canalizare, ale stațiilor de epurare, ale
divers elor tipuri de ape de suprafață și de subteran, precum și în apa de băut. (He și colab.,
2017) . Așadar, nu se poate discuta despre o singură sursă în poluarea apelor cu Ibuprofen,
proveniența acestuia incluzând apele reziduale de la spitale sau chiar din industria
producătoare, apele reziduale domestice, incluzând aici atât partea rezultată din excreția
medicamentului utilizat propriu -zis de către oameni, cât și aruncarea necorespunzătoare a
acestuia. Deși nu este cazul ibuprofenului, anumite produse farmaceutice A INS sunt utilizate
și în scopuri veterinare, adăugând astfel încă o sursă de poluare. De asemenea, anumite
antiinflamatoare pot avea aplicare topică, ajung în rețelele de canalizare prin spălarea pielii
sau a hainelor cu care au intrat în contact direct. N iciunul din acestea nu staționează odată
ajunși în mediu, în special în cazul poluanților apelor, transportul și transferul acestora
realizându -se cu ușurință și fiind posibile mai multe căi (Figura 14) (Yang și colab., 2017) .

Figura 14. Surse de poluare și căi transport -transfer -transformare urmate de AINS ca poluanți
(adaptare după Yang și colab., 2017)

21
Așa cum a fost menționat, una dintre sursele majore de poluare în acest caz este
reprezentată de gestionarea incorectă a deșeurilor farmaceutice. Un studiu statistic realizat în
Marea Britanie a arătat fap tul ca doar aproximativ jumătate din produsele farmaceutice
cumpărate sunt administrate, astfel încât cealaltă jumătate din cantitatea care ajunge la
populație va fi aruncată. Deși în anumite țări, legislația prevede înapoierea medicamentelor
nefolosite în farmacii, statistic doar 21.8% din persoane respectă acest lucru. După cum se
poate observa din Figura 15, cea mai mare parte, 63.2%, aruncă produsele farmaceutice în
același loc cu restul deșeurilor menajere. Există și posibilitatea, reprezentată aici d e 11.5% din
segmentul statistic participant la studiu, de aruncare a acestora în toaletele sau chiuvetele din
casă, astfel încât produsele ajung direct în rețeaua de canalizare și, deci, devin poluanți ai
apelor. În anumite orașe, există spații dedicate ac estui tip particular de deșeuri, dar aceste
cazuri nu sunt frecvente (Bound și Voulvoulis, 2005) .

Figura 15. Gestionarea deșeurilor farmaceutice (adaptare după Bound și Voulvoulis, 2005)

Metodele de management al deșeurilor de medicamente pot diferi de la o clasă de
medicamente la alta (Tabel 2). Astfel, în cazul Ibuprofenului care face parte din cla sa
analgezicelor, 80% dintre persoane folosesc întreaga cantitate, spre deosebire de cazul
antibioticelor unde procentul este apropiat de 20%. În acest caz, totuși, este de avut în vedere
și cantitatea totală care poate fi foarte diferită, AINS fiind mult mai des utilizate decât alte
clase, așa cum sunt, de exemplu reglatoarele lipidice ceea ce va conduce, în final, la o
cantitate însemnată de ibuprofen și alte analgezice în mediu, în pofida unei gestionări mai
bune a acestora după utilizare.

22

Tabel 2. Man agementul deșeurilor farmaceutice în funcție de clasa de medicamente
(adaptare după Bound și Voulvoulis, 2005)
Clasa de
medicamente Când se aruncă medicamentul?
(%) Cum se aruncă medicamentul?
(%)
Gol Expirat Tratament
terminat Altele Deșeuri
menajere Canalizare Farmacie Altele
AINS 79.2 18.4 2 0.4 69.6 10.9 18.5 1
Antihistamice 61.4 33 3.7 1.9 75.3 9.1 14.3 1.3
Antibiotice 17.6 10.5 69.9 2.1 71.4 3.6 14.3 10.7
Antiepileptice 66.7 22.2 11.1 0 100 0 0 0
β blocante 46.8 12.8 38.3 2.1 66.7 16.7 16.7 0
Hormoni 68.1 4.3 26.6 1.1 75 0 25 0
Regl. lipidice 41.4 6.9 51.7 0 66.7 0 0 33.3
Antidepresive 53.7 14.6 29.3 2.4 66.7 0 33.3 0

Așadar, în ceea ce privește poluarea apelor cu ibuprofen, modul de gestionare a
medicamentului expirat sau nefolosit este un factor important. Astfel, deși pentru cazul
particular al ibuprofenului, este de remarcat că studiile statistice arată o tendință s căzută a
oamenilor de a arunca analgezice, datorată gamei largi de utilizare a acestor, substanța activă
poate ajunge în sistemele de canalizare și mai departe în ape și după metabolizarea în corpul
uman, așa cum a fost menționat anterior.
Pentru stabili rea surselor și a comportării (transport/transformare) ibuprofenului mai
departe în mediu, astfel încât sa se poată evalua concentrația cât mai exactă în anumite
compartimente de mediu, este necesară considerarea atât a modului de utilizare a acestuia
(inclusiv gestionarea deșeurilor), cât și a caracteristicilor fizico -chimice ale ibuprofenului.
Figura 16 schițează traseul ibuprofenului sub formă netransformată, procentual, în mediu.
Acestei cantității i se adaugă și metaboliții ibuprofenului, excretați de corpul uman, o parte
din aceștia fiind încă farmacologic activi (Bound și Voulvoulis, 2005) .
Toate sursele precedent discutate conduc la o acumulare de ibuprofen ca poluant în
ape astfel încât se poate discuta despre concentrația acestuia în diverse surse de apă, atât
naturale, cât și antropice. În mod evident, conce ntrația acestuia se va reflecta în manifestarea
efectului toxic al ibuprofenului, influențând ca număr și intensitate efectele exercitate asupra
ecosistemelor și, in cele din urmă, asupra omului.

23

Figura 16. Evaluarea cantitativă a căilor de transport și transformare ale ibuprofenului, în
funcție de utilizare (adaptare după Bound și Voulvoulis, 2005)

3.3.Concentrații și persistența ibuprofenului în ape

Pentru evaluarea riscului pe care îl ridică ibuprofenul ca poluant al apelor, precum și
meta boliții acestuia, este importantă determinarea concentrației și a persistenței acestuia în
anumite sisteme acvatice (Ding și colab., 2017) .
Odată intrate în mediile acvatic e, produsele farmaceutice pot fi partiționate între faza
lichidă și materiile solide în suspensie sau sedimente, putând suferi ulterior o degradare
biotică sau abiotică. În timp ce degradarea abiotica se referă la procesele de hidroliză sau
fotoliză, degra darea biotică se realizează de către diverse specii de bacterii. Degradarea
compușilor farmaceutici ajunși ca poluanți în mediul acvatic depinde atât de proprietățile
fizico -chimice ale acestora, cât și de caracteristicile ecosistemului respec tiv, de bioto p sau de
biocenoză (Ying și colab., 2013) .
În ceea ce privește ibuprofenul, studiile au relevat un timp de înjumătățire al acestuia
de 324 h prin fotoliză de către radiația solară în apa râurilor (Ying și colab., 2013) și crește
până la 600 h în studiile realizate pe perioada lunilor cu lumină solară redusă (Yamamoto și
colab., 2009) . Timpul de înjumătățire poate fi redus la 277 h dacă pe lângă radiația solară se
utilizează și o sursă artificială de lumină (Jacobs și colab., 2011) . Prin biodegradare cu nămol

24
activ în condiții anaerobe, timpul de înjumătățire devine ap roximativ 4 zile, respectiv 6 -10
zile prin biodegradare în sistem apă -sediment (Loffler și colab., 2005) .
Concentrațiile efective la care se regăsește ibuprofenul în apele râurilor pot fi foarte
diferite de la o țară la alta, reflectând tendința de consum de analgezice, dar este de remarcat
faptul că apar di ferențe și pe teritoriul aceleiași țări, în funcție de mărimea și de localizarea
râului de referință. În Marea Britanie, concentrația detectată în apa de suprafață a râului Tyne
a fost de aproximativ 304 ng/L, aceasta crescând până la 826 ng/L în aval de e vacuarea
efluenților dintr -o stație de epurare față de 181 ng/L în amonte. Pentru râurile de pe teritoriul
Germaniei, concentrația medie de detectată nu a depășit, în general, 70 ng/L, situația fiind
similară pentru bazinul râului Ebro și coasta mediteran eană din Spania, cu mențiunea faptului
că valorile cresc până la 253 ng/L pentru bazinul hidrografic Henares -Jarama -Tajo de pe
teritoriul aceleiași țări (Ying și colab., 2013) .
Deși valorile scăzute a le concentrațiilor la care se regăsesc, în general, medicamentele
în apele naturale (cum este și în cazul ibuprofenului) pot conduce la concluzia că acestea nu
reprezintă o amenințare, există mai multe aspecte care trebuie considerate pentru evaluarea cu
acuratețe a toxicității acestora. În primul rând, anumite specii de pești pot acumula cantități
considerabile de compuși farmaceutici, contribuind la bioamplificarea compusului în lanțul
trofic alături de bioconcentrarea din apă. De asemenea, este de menți onat faptul că
ibuprofenul nu intră în ecosistemele acvatice ca unic poluant, ci în combinație cu alți poluanți
din clasa compușilor farmaceutici, astfel încât pot apărea relații de sinergism în ceea ce
privește toxicitatea. În al treilea rând, în pofida s tudiilor foarte stricte care preced apariția unui
medicament pentru tratamentul pacienților, au existat cazuri în care după administrări de
lungă durata, au apărut efecte adverse neașteptate și care nu au fost anterior documentate,
ceea ce a condus la retr agerea medicamentului. De aceea, trebuie avut în vedere faptul că
expunerea la ibuprofen prezent în ape pe perioade foarte lungi de timp poate determina
toxicitate de intensitate variată (Wennmalm, 2011) .
Caracteristicile structurale ale ibuprofenului și proprietățile fizico -chimice și
farm acologice care derivă din acestea, precum și comportarea sa în mediu (transport,
transformare) sunt aspecte importante de considerat în privința unei evaluări realizate cu
acuratețe cât mai bună a tuturor laturilor toxicității acestuia: efecte adverse posi bile la om,
relația cu alte medicamente și mai ales ecotoxicitate.

25
3.4.Toxicitatea ibuprofenului
3.4.1.Aspecte privind toxicitatea și ecotoxicitatea ibuprofenului

Medicamentele au o acțiune farmacologică care vizează o anumită țintă în organismul
uman . În ecosisteme, aceștia pot urma același traseul farmacologic pentru organismele care
prezintă celule, țesuturi, organe sau biomolecule țintă asemănătoare celor din organismul
uman, sau un traseu complet diferit, în special la speciile inferioare. De acee a, testele de
ecotoxicitate pentru cele mai multe medicamente sunt dificil de realizat cu acuratețe ridicată.
Cele mai multe astfel de studii realizate in vivo se referă la efectele expunerii acute, mult mai
rar urmărindu -se efectele cronice, pe perioade d e timp comparabile cu durata de viață a
organismului de test. Adesea, în laborator, se realizează în acest scop studii in vitro. (Fent și
colab., 2006)
Un studiu in vitro a urmărit impactul ibuprofenului a supra liniei celulare umane de
carcinom adenocortical, H295R. Creșterea concentrației de ibuprofen este direct proporționala
cu creșterea producției de estradiol și invers proporționala cu cea de testosteron (Figura 17).
Scăderea testosteronului este legat ă de transformarea acestuia în estradiol prin creșterea
activității aromatazei. Ibuprofenul influențează, în cazul acesteia, translația și nu în mod direct
activitatea propriu -zisă. Aceste modificări sunt relevante pentru că pot influența reproducerea.
Este de remarcat faptul că mecanismul prin care ibuprofenul crește concentrația de estradiol
nu este pe deplin înțeles. Adițional modului obișnuit de influență a ac estuia asupra căii COX,
există atât posibilitatea unei altei căi asupra căreia expunerea la ibu profen să își exercite
efectul, cât și o variație interspecifică între ace astă nouă cale și calea COX (Han și colab.,
2010) .

Figura 17. Variația concentrațiilor de ibuprofen și testosteron în funcție de concentrația de
ibuprofen după o expunere pe perioada de 48h. * marchează o d iferență majoră față de
control (adaptare după Han și colab., 2010)

26
Mai multe studii de ecotoxicitate pentru ibuprofen au fost realizate urmărind impactul
acestuia asupra speciei Daphn ia magna. Din punct de vedere al reproducerii, prezența
ibuprofenului la diverse concentrații poate reduce semnificativ numărul descendenților sau
poate chiar opri reproducerea. Astfel, pentru expunere pe o durată de 10 zile, la concentrații
de 20 sau 40 mg ibuprofen/L, reproducerea a scăzut cu aproximativ 60%, respectiv 90% față
de control, iar pentru concentrații de 80 mg ibuprofen/L, aceasta fiind diminuată aproape de 0.
De asemenea, vârsta de începere a reproducerii a crescut direct proporțional cu
creșterea concentrației de ibuprofen, pentru concentrația de 80 mg/L, organismele nu au
început reproducerea decât după trecerea unui interval de 4 zile din perioada de refacere,
desfășurată în apa fără ibuprofen. După întreaga perioadă de refacere, în prob ele de
concentrație 20 mg/L nu s -a observat o diferență majoră față de control în ceea ce privește
numărul total al puilor, în contrast cu celelalte două concentrații de lucru, la care, deși
reproducerea a fost semnificativ îmbunătățită pe timpul perioadei de creștere în apă
necontaminată, au existat diferențe față de proba de control (Hayashi și colab., 2008) . În ceea
ce privește toxicitatea acută, testele au relevat că la concentrații de până la 33.3mg/L
ibuprofen inclusiv, indivizii adulți ai speciei Daphnia magna testați au supraviețuit în
proporție de 100%. Totuși, pentru concentrații semnificativ mai mari, 100 mg/L, rata de
supraviețuire pe o perioadă de exp unere de 48h s -a apropiat de 0% (Han și colab., 2010) .
Alte studii in vivo au confirmat aceste posibile efecte negative a expunerii la diverse
concentraț ii de ibuprofen asupra reproducerii și a dezvoltării. Pentru specia Danio rerio (pește
zebră), la concentrații mai mari sau egale cu 1 µg/L, au determinat atât o reproducere scăzută
din punct de vedere numeric, cât și o întârziere a eclozării, chiar și în c azul în care icrele au
fost transferate î n apă curată anterior eclozării (He și colab., 2017) .
Studiile realizate pe Oryzias latipes (medaka) au arătat o scădere semnificativa a ratei
de supraviețuire față de control a organismelor adulte chiar și la concentrații mici de
ibuprofen, de 1 µg/L 120 dph, aceasta nefiind semnificativ modificată pentru stadiul de icre,
nici la concentrații mari, de până la 1000 µg/L 7dph. Și în cazul acestui organism, a fost
relevat impactul negativ asupra reproducerii al expunerii la ib uprofen, pr in modificări ale
vitelogeninei (Han și colab., 2010) .
De asemenea, este de amintit faptul că administrarea de ibuprofen la diverse specii de
câini sau de pisici, a condus la insuficiență renală, ulcer gastric și probleme de natură
neurologică, acest medicament neavând, așadar, întrebuințare de spectru veterinar.
Deși concentrațiile ibuprofenului în ape nu sunt foarte ridicate, este foarte important
faptul că acesta nu se regăsește ca unic poluant, ci în amestecuri complexe, alătu ri de alte

27
produse farmaceutice cu caracter poluant sau alături de alte tipuri de poluanți. Studiile care
urmăresc efectul ibuprofenului și a altor produse farmaceutice des întâlnite în ape, alte
antiinflamatoare precum diclofenacul, antibiotice și altele, nu au condus rezultate clare,
deoarece condițiile de mediu (precum temperatura și pH -ul râului), dar și rapoartele
concentrațiilor poluanților înregistrează variații semnificative. Un studiu care a urmărit
efectele amestecului de ibuprofen, diclofenac și carbamazepină, în raport de 1:1:1,
concentrația 60 µg/l asupra speciei Tinca tinca, a arătat scăderea ontogeniei și creșterea
mortalității. În general, amestecurile de medicamente sunt legate de creșterea stresului
oxidativ asupra speciilor de test (Stancova și colab., 2017) .
Considerându -se persistența relativ crescută a ibuprofenului în ape, efectele unei
expuneri cronice, pe durata întregului ciclu de viață a organismelor din ecosistemele acvatice,
la diferite concentrații de ibuprofen, pot depăși efectele prezentate prin stud iile de laborator.
Așadar, consecințele ecologice ale poluării apelor cu ibuprofen nu sunt pe deplin elucidate.

3.4.2. Efecte adverse la om

În cele din urmă, ibuprofenul care se regăsește în sursele de apă ca poluant poate
ajunge la om, în concentrații reduse, atât prin apa de robinet, cât și prin acumulare în țesutul
adipos al anumitor specii de pește care intră în dieta acestuia. Pentru corpul uman, acest lucru
poate însemna o expunere cronică ale cărei efecte adverse pot fi asemănătoare sau pot depăș i
efectele adverse semnalate ale administrării uzuale a ibuprofenului.
Mecanismul de toxicitate a ibuprofenului nu este pe deplin cunoscut. Afectând sinteza
prostaglandinelor, efecte adverse ale administrării ibuprofenului pot fi resimțite la nivelul
aparatului urinar, al sistemului digestiv, la nivelul circulator sau chiar la nivelul sistemului
nervos, în cazul supradozelor (Garrard, 2014) .
Ibuprofenul poate induce methemoglobinemie. Acesta a fost efectul ad vers raportat în
cazul administrării unei doze de 7.5 mg/kg la un pacient cu vârsta de 7 luni. La nou -născuți
prematur, administrarea de ibuprofen a determinat scăderea ratei filtrării glomerulare.
Cazurile de supradoză de ibuprofen nu sunt foarte des întâ lnite și, deci, nu sunt cunoscute
urmările clinice exacte. În unul din puținele cazuri documentate, ca urmare a unei doze de 90
g la ibuprofen la un bărbat cu vârsta de 19 ani, la 7h după administrare, a fost necesară

28
ventilația artificială, dezvoltând, d e asemenea, acidoză lactică și poliurie, simptome care au
durat pe un interval de 24h (Straube, 2012) .
Din cauza funcției importante pe care o joacă ficatul în metabolizarea medicamentelor,
dozele crescute de ibu profen pot afecta funcția acestuia. În cazul unei femei al cărei istoric
includea alcoolism și dependență de droguri, o cantitate de 9,2 g ibuprofen a condus la icter.
Nivelul enzimelor hepatice a continuat să crească, afecțiunea evoluând până în momentul în
care a fost necesar un transplant de ficat (Nanau și Neuman, 2010) . Și în acest caz, precum și
în majoritatea cazurilor, efectele adverse au fost corelate cu interacțiunea dintre ibuprofen și
alte substanțe xenobiotice prezente în organism, fiecare dintre acestea având un impact
particular. A stfel, legăturile dintre ibuprofen și alte medicamente sau substanțe cu
probabilitate mare de a exista în organism sunt foarte importante pentru stabilirea unei viziuni
cât mai precise în ceea ce privește toxicitatea posibilă a ibuprofenului asupra organis mului
uman.

3.4.3. Interacțiunile ibuprofenului cu alte medicamente sau substanțe

Prezența unor alte substanțe active din medicamente în corp la momentul introducerii
unei anumite concentrații de ibuprofen poate determina interferențe în farmacologia și
toxicitatea acestora, din cauza interacției dintre ele. Deși medicamente precum cele utilizate în
tratamentul anti -ulcer sau anti -HIV, nu sunt influențate de prezența ibuprofenului, există o
serie de medicamente pentru care, studiile au arătat modificăr i determinate de prezența
concomitentă a acestora în organismul uman.
Acidul clofibric determină creșterea ratei de conversei între cei doi enantiomeri, de la
R-ibuprofen la S -ibuprofen, într -o manieră direct proporțională cu concentrația. În alte cazuri,
dacă nivelurile albuminei serice sunt prea scăzute, astfel încât nu p ot fi legate în cantități
suficiente atât ibuprofenul, cât și ampicilina administrate, concentrația de ampicilină liberă
crește. În cazul pacienților cu artrită reumatoidă, a fost semnalat un fenomen numit ”rezistență
la aspirină”, pentru pacienții cărora li s-a administrat precedent ibuprofen, ceea ce sugerează
faptul că, este recomandat, în acest caz, folosirea altui medicament din clasa
antiinflamatoarelor și analgezicelor nonsteroidiene (Nanau și Neuman, 2010) .
Pe lângă interacțiunile cu alte medicamente, relevante pentru farmacologia și efec tele
toxice ale ibuprofenului sunt și substanțele preluate din dietă. Astfel, un factor important ar

29
putea fi reprezentat de consumul de băuturi de tip cola. Cea mai importantă substanță prezentă
în componența acestora este cafeina, care conduce la modific ări farmacodinamice sau ale
parametrilor farmacocinetici. Un studiu de laborator a relevat o creștere a absorbției
ibuprofenului în cazul administrării acestuia și a consumului relativ ridicat de băuturi de tip
cola, ceea ce ar putea conduce la creșterea t oxicitații. Ibuprofenul este un acid slab (pKa=5.3),
iar coadministrarea acestuia cu băuturi acide poate conduce la formarea unei proporții mai
mari de ibuprofen în forma neionizată, rezultând o creștere în difuziunea membranară și, în
cele din urmă, la o creștere a absorbției (Nomani și colab., 2019) .

30
4.Metode de tratare a apelor poluate cu ibuprofen

Stațiil e de tratare și de epurare a apelor nu folosesc, în majoritatea cazurilor, tehnici
eficiente pentru îndepărtarea produselor farmaceutice care constituie poluanți ai apelor.
(Davarnejad și colab., 2018) . Sursele de apă potabilă sunt reprezentate de ape naturale care
pot fi contaminate, în mod accidental sau conștient, de ape reziduale inadecvat epurate. Astfel,
apele reziduale, care pot conține concentrații semnificative de ibuprofen, ajung, în cele din
urmă, într -o serie de sursele de apă, proces numit reutilizare de facto. Este, așadar, necesară
analiza unor tehnici de epurare care să prezinte o eficacitate cât mai ridicată în acest scop
(Roccaro, 2018) .

4.1.Degradarea biologică

Ibuprofenul poate fi biodegradat în prezență de nămol activ, viteza de absorbiție și de
degradare fiind în funcție de condițiile de mediu. În cele mai multe studii, s -a arătat că
valoarea constantei de biodegradabilitate a ibuprofenului este cuprinsă între 21-35, ceea ce
sugerează o viteză crescută a biodegradabilității, cu un procent care depășește 90%, în
intervalul de temperatură 16 -26șC. Viteza este influențată de o serie de factori care
caracterizează fiecare stație de tratare si epurare a apelor în parte, așa cum sunt: timpul de
retenție al nămolului, prezența sau absența oxigenului (ceea ce transformă sistemul de lucru în
aerob, res pectiv anaerob) temperatura și încărcarea organică.
În general, mediul aerob facilitează biodegradarea ibuprofenului. De asemenea, un
studiu care a urmărit evoluția degradării în funcție de concentrația soluției de ibuprofen a
relevat faptul că rata de degradare este invers proporțională cu concentrația, întrucât, în
concentrații ridicate, de 500 -1000 µg/L, ibuprofenul are efect inhibitor asupra biomasei din
nămol care își pierde eficiența în privința degradării. Temperatura este un parametru
important a l procesului, înregistrându -se o creștere a vitezei de degradare de 4 ori pentru
experimentul desfășurat la 16 șC, față de cel desfășurat la 12 șC. (Davarnejad și colab., 2018)
Pentru o bună estimarea a biodegradabilității ibuprofenului, un studiu a urmărit
transformarea carbonului în mediu mineral standard OECD 301. Mineralizarea 13C6-ibuprofen
a avut inițial o fază de lag, pentru pri mele 6 zile, perioadă în care rata acesteia s -a menținut
sub 10%. În ziua a 6 -a, adsorbția pe particulele de nămol activ și încorporarea la nivelul

31
biomasei a avut o valoare ridicată, scăzând apoi pe parcursul studiului, ceea ce sugerează că
ibuprofenul es te adsorbit reversibil la acest nivel. Mineralizarea abiotică a fost foarte scăzută,
valoarea înregistrată după 28 de zile relevând o mineralizarea de doar 1,3% din concentrația
inițială (Girardi și colab., 2013) .
Așadar, în condiții relativ stricte, biodegradarea reprezintă o metodă relativ eficientă
pentru înlăturarea ibuprofenului care este preze nt în apele reziduale, cunoscând totuși o serie
de limitări așa cum sunt posibilitatea contaminării și blocarea instalației prin creșterea
densității celulare. De asemenea, în ciuda procentului bun de mineralizare obținut în
degradarea biotică (68% din can titatea inițială), aceasta nu se realizează îndeajuns de rapid
pentru a se încadra într -un interval de 10 zile, ceea ce sugerează ca ibuprofenul nu poate fi
catalogat ca poluant ușor biodegradabil, ceea ce conduce la necesitatea dezvoltării unor
tehnici cu eficiență crescută (Davarnejad și colab., 2018; Girardi și colab., 2013) .

4.2.Utilizarea membranelor de lichid -emulsie

Utilizarea membranelor lichid -emulsie presupune includerea unei emulsii în faza
lichidă care constituie membrana și utilizarea u nor surfactanți cu rol în stabilizarea acesteia.
Avantajele aceste tehnici sunt existența unei forțe motrice permanente, un raport
suprafață/volum mare comparativ cu membranele solide, precum și posibilitatea ca membrana
să devină selectivă. Totuși, stabil itatea membranelor de lichid este mai mică decât în cazul
membranelor solide și, pe parcursul desfășurării experimentelor, pot apărea rupturi
(Davarnejad și colab., 2018) .
Degradarea ibuprofenului prin această metodă s -a dovedit eficientă în proporție de
99,3% în apă distilată, 97,3% în apă minerală naturală, respectiv 94% în apă de mare, în
următoarele condiții optime, determinate e xperimental: volumul de emulsie – 60mL, volumul
fazei externe – 600mL, raportul dintre faza internă și fază organică 1:1, timpul de emulsie – 3
minute, viteza de agitare – 250rpm, concentrația de span – 80.3% w/w, raportul dintre volumul
emulsiei și volumu l fazei externe – 60:600, concentrația fazei interne – Na2CO 3 – 0.1N, diluent
– hexan, concentrația H 2SO 4 în faza externă – 0.1N (Dâas și Hamdaoui, 2014) .
Un model experimental pentru un astf el de proces care utilizează membrana de lichid –
emulsie pentru degradarea ibuprofenului este ilustrat în Figura 18.

32

Figura 18. Procesul utilizării membranelor de lichid -emulsie (adaptare după Davarnejad și
colab., 2018)

4.3.Utilizarea membranelor solide

În procesele de înlăturarea a contaminanților care utilizează membrane solide, acestea
funcționează asemănător unor bariere semipermeabile. Există mai multe tipuri de membrane
care pot fi utilizate în acest sens.
Un studiu care a urmărit comparativ eficacitatea a doua membrane de nanofiltrare, una
de acetat de celuloză (CA) și cealaltă o membrană comercială de ti p compozit (NF270) a
obținut rezultate mai bune cu utilizarea membranei comerciale datorită optimizării și
caracteristicilor obținute industrial, acestea lipsind în cazul membranei simple de acetat de
celuloză. Astfel, pentru concentrații mici de ibuprofen , în jurul valorii de 140 ng/L, acesta a
fost îndepărtat aproximativ 85% prin utilizarea NF270 și doar 75% cu CA. La valorii ridicate
ale concentrației, în jurul a 4500 ng/L, rezultatele obținute pentru îndepărtarea ibuprofenului
au fost de au fost de 9 0%, respectiv 80% pentru cele două membrane (Narbaitz și colab.,
2013) .

33
Utilizarea membranelor de tip fibre tubulare este o tehnologie fezabilă pentru
înlăturarea produselor farmaceutice din ape datorită costurilor reduse, a raportulu i mare
suprafață/volum și a posibilității de regenerare a membranelor. Această tehnică a fost utilizată
pentru îndepărtarea ibuprofenului și a unuia dintre metaboliții acestuia, 4 -IBAP, din apă
ultrapură (teste lanivel de laborator). În majoritatea testelo r desfășurate, aproximativ 90% din
concentrația inițială de ibuprofen a fost eliminată. În cazul ibuprofenului, din cauza prezenței
grupei carboxil, pH -ul a jucat un rol important în ceea ce privește întregul proces, eficacitatea
acestuia fiind maxima la p H 2 și minima la pH 10. Pentru metabolitul acestuia, pH -ul nu a
fost un factor cu o influență importantă, testele decurgând asemănător atât în me diu acid cât și
în mediu bazic (Williams și colab., 2012) .
Așadar, membranele de nanofiltrare sunt eficiente pentru eliminarea ibuprofenului
care poluează sursele de apă. Totuși, în cele mai multe stații de tratare sau epurarea a apelor,
sunt folosite membrane de ultrafiltrare, datorită aportului mic de energie necesar funcționării
și a fluxului mare de lucru. Acestea au o eficiență relativ scăzută în îndepărtarea poluanților
din categoria medicamentelor așa cum este ib uprofenul (Davarnejad și colab., 2018) .

4.4.Adsorbție

Adsorbția se definește ca procesul prin care, în mediu apos sau gazos, una sau mai
multe substanțe sunt adsorbite pe o suprafața unui material solid poros. Fiind practic o tehnică
de separare , aceasta poate fi folosită și în scopul înlăturării ibuprofenului din sistemele
acvatice. Adsorbantul folosit poate avea diverse caracteristici și poate proveni din mai multe
surse.
Un studiu a urmărit adsorbția ibuprofenului pe cărbune activ obținut din reziduu de
măsline, cărbunele fiind activat chimic cu acidului fosforic. Cele mai bune rezultate de
adsorbție s -au obținut în experimentele desfășurate la 25 ș C, adsorbția fiind îmbunătățită de
creșterea coeficientului octanol/apă și de scăderea pk a. Efi cacitatea procesului este invers
proporțională cu creșterea pH -ului. De la un anumit punct temporal, graficul adsorbției intră
într-o fază de platou, în care există un echilibru dinamic între adsorbția ibuprofenului pe
suport și desorbția acestuia în medi u acvatic (Baccar și colab., 2012) .

34
Nanoplachetele de oxid de grafenă pot reprezenta, de asemenea, un suport potrivit. În
următoarele condiții, eliminarea poate atinge 98% din concentrația inițială de ibuprofen de 6
mg/L: concentrația adsorbentului 0.1g/L, pH=6, agitatare de 180rpm, temperatur ă de 308 K
și o perioadă de tratare de 60 minute (Banerjee și colab., 2016) .

4.5.Procese de oxidare avansată

Procesele de oxidare avansată sunt metode de oxidare în fază apoasă care utilizează
specii reactive de oxigen, reprezentate în majoritatea cazurilor de radicalii hidroxil, pentru
distrugerea unor poluanți țintă, parțial, până la intermediari, sau total până la CO 2 și H 2O
(Figura 19). În ultimele decenii, interesul dezvoltării și îmbunătățirii proceselor de oxidare
avansată (POA) a crescut foarte mult datorită numărului mare de tehnologii implicate dar și a
ariilor de aplicabilitate al acestora. Unele stațiile de tratare sau de epurare a apelor sunt
utilizează deja POA.
În funcție de proveniența apei supuse tratării și de contaminanții prezenți în acesta, dar
și de scopul final al procesului de tratare (reutilizarea apei), POA utilizează una din
următoarele metode sau o combinație a acestora: fotocataliză heterogenă sau omogenă bazată
pe ozonizare, electroli ză, radiație UV/solară, reactiv Fenton, radiație ionizantă, plasmă,
microunde. Eficacitatea acestora pentru îndepărtarea produselor farmaceutice care poluează
apele s -a dovedit a fi bună, distrugerea poluantului nefiind însoțită în mod obligatoriu de
miner alizare completă. În unele cazuri, daca eliminarea poluantului nu este completă, ci
conduce la obținerea unor produșii de degradare, aceștia sunt mai ușor biodegradabili și mai
puțin toxici decât substratul inițial, POA fiind așadar benefice și în aceste s ituații (Klavarioti
și colab., 2009) .

Figura 19. Mecanismul proceselor de oxidare avansat ă (adaptare după Sharma și colab., 2018)

35
În general, cele mai frecvente POA pot fi împărțite în doua mari categorii: procese
fotochimice și procese non -fotochimice (Figura 20). Pe lân gă acestea, mai exista și procese
hibrid, așa cum sunt: sono -fotoliza, ozonizare fotocatalitică, sono -bifotocataliză,
fotoelectrocataliză, sono -Fenton (Kanakaraju și colab ., 2018) .

Figura 20. Principalele tipuri de metode utilizate în procesul de oxidare avansată (adaptare
după Sharma și colab., 2018)

Dintre toate metodele utilizate în procesul de oxidare avansată potrivite pentru
îndepărtarea produselor farmaceutice din ape, o parte din acestea au fost studiate pentru cazul
particular al ibuprofenului.

4.5.1.Oxidare fotocatalitică

Oxidarea fotocata litică este un tip de oxidare avansată în care viteza reacției de
oxidarea a poluanților este crescută cu ajutorul unui fotocatalizator și a unei surse de lumină
naturală sau artificială din domeniul UV/VIS. Oxizii metalelor sunt des utilizați drept
fotoc atalizator. Pentru probleme de spectru ecologic așa cum este eliminarea din surse de apă
a vopselurilor, poluanți organici persistenți și compuși fenolici, cei mai utilizați astfel de oxizi
sunt: TiO 2, ZnO, V 2O5, ZrO 2, și Fe 2O3 (Sharma și colab., 2018) .

36
Catalizatorul este utilizat în fază heterogenă, fie imobilizat pe un suport, fie ca
particule suspendate în faza apoasă. Cel mai des utilizat este TiO 2, datorită costurilor reduse
pe care le presupune , a insolubilității, a absenței efectelor toxice, a stabilității crescute în
soluții apoase și a rezistenței la variațiile de pH care pot apărea în timpul reacției desfășurate.
Etapele unui proces fotocatalitic în prezența unui catalizator de TiO 2 este ilustrat în Figura 21.

Figura 21. Etapele unui proces de oxidare fotocatalitică în prezența unui catalizator
semiconductor pe bază de TiO 2 (adaptare după Bahri și colab., 2018)

Expunerea suprafeței catalizatorului la o sursa de radiație UV determină excitarea
electronilor din banda de valență, ceea ce conduce la promovarea acestora în banda de
conducție și la formarea unor găuri în banda de valență (R1). Acestea reacționează cu apa
(R2) și cu ionii hiroxid (R3), rezultați din ionizarea apei pentru a forma radicali hidroxil și cu
substanțe organice pentru a forma radicali liberi(R4). Reacția dintre electronii din banda de
conducție ș i oxigenul dizolvat conduce la formarea radicalilor superoxizi (R5) (Bahri și
colab., 2018) .

𝑇𝑖𝑂2 ℎ𝜗→ 𝑒𝑐𝑏 − + ℎ𝑣𝑏 + (R1)
ℎ𝑣𝑏 + +𝐻2𝑂 → 𝑂𝐻 ∙ + 𝐻+ (R2)

37
ℎ𝑣𝑏 + + 𝑂𝐻− → 𝑂𝐻 • (R3)
ℎ𝑣𝑏 + + 𝑅 → 𝑅+ (R4)
𝑒− + 𝑂2 → 𝑂2 − • (R5)

Un studiu care a urmărit un proces de fotocataliză pentru eliminarea ibuprofenul ui din
soluții apoase a arătat ca eficacitatea metodei nu a fost satisfăcătoare în acest caz. După
desfășurarea reacției timp de 80 min, doar aproximativ 50% din concentrația inițială de
ibuprofen a fost degradată prin oxidare simplă în prezența catalizato rului cu TiO 2.
Concentrația inițială a fost de 50 mg/L, volumul utilizat la fiecare test fiind de 500 mL.
Așadar, dat fiind rezultatul nesatisfăcator obținut prin utilizarea acestei tehnici pentru
degradarea ibuprofenului, este necesară găsirea unei alte m etode fezabile, așa cum ar putea fi
oxidarea cu plasmă rece sau ozonizarea, sau dezvoltarea unei metode hibrid care să combine
oxidarea fotocatalitică cu o altă tehnică pentru creșterea eficienței (Hikmat și colab., 2017) .

4.5.2.Plasmă netermică (rece)

Utilizarea plasmei in medii lichide sau gaz -lichide conduce la formarea de specii
oxidante, frecvent radicali hidroxil, care au rolul de a degrada compușii organici din apă. În
cele mai multe studii, plasma este în fază gazoasă, în contact cu un strat subț ire de lichid,
utilizând, de cele mai multe ori, barieră dieletrică sau, mai rar, descărcări corona. Reactoarele
cilindrice sunt cele mai utilizate pentru degradarea compușilor farmaceutici utilizând plasma.
În general, tratamentul cu plasmă mărește biod egradabilitatea compușilor. Este
important să fie urmăriți și intermediarii care pot apărea, iar testele de toxicitate să confirme
faptul că aceștia nu reprezintă un risc poluant mai ridicat decât al poluantului inițial
(Magureanu și colab., 2015) .
Ibuprofenul a fost supus unui tratări cu plasmă cu descărcări corona într -un reactor
cilindric cu perete menținut umed (Figura 21). După o perioadă de 60 de minute, 83% din
concentrația inițială de ibuprofen (valoarea maximă a concentrației de soluție supusă
experimentului a fost 60 mg/L) a fost îndepărtată. Reacția respectă o cinetică de ordin 1 în
care con stanta de viteză a variat între 143.6 ×10 -3 min -1 pentru concentrații inițiale de 10
mg/L și 30.3 ×10 -3 min -1 pentru concentrații de 60 mg/L (Zeng și colab., 2015) .

38

Figura 21. Instalația experimentală de tratre în pl asmă netermică (adaptare după Zeng și
colab., 201 5)

Așa cum a fost menționat anterior, tratarea apelor cu plasmă se poate face și utilizând
o barieră dielectrică. În interfața gaz -lichid, aceasta conduce la producerea mai multor reacții
chimice ai căror produși pot fi diverse molecule neutre, ioni pozitivi sau negativi sau, cel mai
important, radicali liberi care au rolul de a descompune majoritatea poluanților organici. Prin
teste desfășurate pentru eliminarea ibuprofenului, s -a arătat faptul că degradarea acestuia
depinde atât de energia inițială , cât și de compoziția gazului. Experimentele desfășurate în aer
nu au avut o eficacitate bună, astfel încât, după 80 min, mai puțin de jumătate din concentrația
inițială (50 mg/L) a fost degradată. În contrast, în cazul aceluiași studiu, în atmosferă de
argon, după o perioadă de doar 20 de minute, aproape întreaga cantitate inițială a fost
degradată (Hikmat și colab., 2017) .
Este importantă, atât pentru acest proces de oxidare cu plasmă netermică, cât și pentru
celelalte procese de oxidare avansată aplicate pentru eliminarea contaminanților din ape,
determinarea posibililor intermediari care apar și evaluare toxicității acestora (Figura 22). De
asemenea, pentru o evaluarea corectă a aplicabilității metodei, trebuie avute în vedere și alte
costuri care pot apărea în tratarea a pelor, așa cum sunt cele provenite din prețul gazelor
utilizate sau a energiei necesare (Magureanu și colab., 2015) .

39

Figura 22. Posibili produși intermediari care apar în degradarea ibuprofenului prin oxidare cu
plasmă non -termală (Davarnejad și colab., 2018)

40
4.5.3.Ozonizare

Reacția de oxidare cu ozon se poate realiza atât direct, prin atacul ozonului asupra
anumitor grupe funcționale ale substraturilor organice, cât și indirect, prin intermadiul
radicalilor hidroxil, rezult ați din descompunerea ozonului în apă, care au un caracter oxidant
mult mai puternic decât al ozonului. Metoda a fost deseori utilizată pentru tratarea apei
potabile, în controlul gustului și al mirosului, dar și în epurarea apelor uzate, fiind așadar o
tehnică prezentă în stațiile de tratare și epurare a apelor (Klavarioti și colab., 2009) .
Multe studii care au urmărit efectele ozonizării în tratarea apelor poluate cu diverși
compușii farmaceutici au obținut rezultate bune în ceea ce privește eliminarea
contaminanților, dar cu realizarea unei mineralizări reduse. Sunt necesare, așadar, teste de
toxicitate pentru a arăta diferența dintre soluțiile inițiale și soluțiile care au fost supuse
ozonizării. Există mai mulți parametri de care depinde procesul, așa cum sunt: pH -ul, doza de
ozon, structura compusului care se urmărește a fi eliminat, prezenț a sau absența materiei
organice în apă (Kanakaraju și colab., 2018) .
Ozonizarea prezintă dezavantajul unor costuri relativ ridicate, ozonul fiind un gaz cu a
cărei for mare necesită o cantitate considerabilă de energie și care are o durată de viață relativ
scăzută. Eficiența ozonului în degradarea poluanților din ape depinde și de transferul de masă
gaz-lichid, acesta fiind diminuat de solubilitatea redusă a ozonului în mediu apos. Astfel,
pentru o mai bună aplicabilitate a ozonizării, procesul este îmbunătățit prin: ajustarea pH -ului,
adăugarea peroxidului de hidrogen sau a unui catalizator (Jiménez și colab., 2018) .

4.5.3.1. Ozonizare la pH bazic

Creșterea pH -ului în procesul de ozonizare con duce la un proces de oxidare avansată,
deoarece această modificare favorizează producerea de radicali hidroxil (Miklo s și colab.,
2018) . Descompunerea O 3 în apă este dependentă de valoarea pH -ului, astfel încât creșterea
acestuia conduce și la o îmbunătățire a descompunerii. La pH 10, timpul de înjumătățire al O 3
în apă este mai mic de un minut. Descompunerea ozonului este inițiată de ionul hidroxid și
conduce, în final, la formarea radicalilor hidroxil (ec.6) și a unor alte specii care se formează
pe parcursul procesului, așa cum sunt radicalii: superoxid O 2-, ozonidă O 3- și hidroperoxil
HO 2-. Radicalii hidroxil formați prin descompunerea O 3 au o durată de viață foarte scurtă și
un caracter oxidant foarte puternic. Ionii bicarbonat și carbonat din apele naturale acționează

41
cu rol de captor pentru radicalii •OH ceea ce conduce la scăderea vitezei procesului de
oxidare.
3O3 + OH- + H- → 2 • OH + 4O 2 (R6)

4.5.3.2.Ozonizare catalitică

Așa cum a fost menționat anterior, utilizarea unor catalizatori adecvați ar putea crește
eficiența ozonizării. În cataliza omogenă, ionii metalelor tranziționale catalizează
descompunerea ozonului cu formare de O 2-. Astfel, un electron este transferat unei alte
molecule de ozon cu formarea ionului radical ozonidă și, în final, a radicalilor hidroxil care
vor realiza o xidarea poluantului. O altă cale constă în formarea unui complex între catalizator
și produsul organic de degradat, în cazul acesta, ibuprofenul, complexul reacționând apoi cu
ozonul.
Cataliza heterogenă utilizează catalizatori solizi așa cum sunt oxizii fierului, ai
aluminiului și ai titanului. Caracteristicile morfologice ale catalizatorului, așa cum sunt
porozitatea și suprafața specifică, pot influența activitatea catalitică. Se presupune că ozonul
este adsorbit la nivelul catalizatorului unde are loc descompunerea cu formare de radicali
hidroxil (Sharma și colab., 2018) .
Atât cataliza omogenă cât și cea heterogenă au fost eficiente în testele de laborator
pentru eliminarea medicamentelor din ap ă prin ozonizare. Pentru a confirma aplicabilitatea la
o scară mai mare, este necesară o mai bună înțelegere a proceselor catalitice și o aprofundarea
a studiilor în ceea ce privește recuperarea catalizatorilor (Miklos și colab., 2018) .

4.5.3.3.Ozonizare cu H 2O2

Combinarea ozonului cu apa oxigenată poartă numele de peroxon . Procesul generează
radicali hidroxil necesari oxidării printr -o serie de reacții (R7 – R9)(Sharma și colab., 2018) .
H2 O2 →HO 2- + H+ (R7)
HO 2- + O 3 → • HO 2 + • O 3- (R8)
2O3 + H 2O2 → 2 • OH + • O 3- (R9)
Raportul molar optim pentru peroxon este H 2O2/O3= 0,5 mol/mol, iar doza uzuală de
ozon este 1 –20 mg/L. Procesul este utilizat în prezent atât pentru tratarea apelor potabile, cât
și pentru epurarea apelor reziduale (Miklos și colab., 2018) .

42
5.Experimental
5.1.Scop

Partea exp erimentală a acestei lucrări urmărește evaluarea eficienței unor procese de
ozonizare în eliminarea ibuprofenului din ape. Astfel, au fost realizate și analizate comparativ
trei teste de eliminare de degradare oxidativă a ibuprofenului din soluții apoase ș i anume prin:
ozonizare simplă, ozonizare în mediu alcalin și ozonizare catalitică.
Pentru evaluarea eficienței metodei propuse, s -a analizat variația concentrației
iburpofenului pe parcursul procesului de tratare prin cromatografie de lichide de înaltă
performanță (HPLC) și a carbonului organic total (care reflectă gradul de mineralizare). S -a
urmărit variația pH -ului și a consumului de ozon. De asemenea, au fost realizate teste
preliminare pentru identificarea produșilor de oxidare parțială rezultați în proces.

5.2.Materiale și metode
5.2.1.Materiale

Pentru prepara soluțiilor sintetice de ibuprofen, s -a utilizat sarea de sodiu a
ibuprofenu luii (p.a. > 98%, Sigma Aldrich ) și apă ultrapură. Toate celelalte substanțe utilizate
au fost de puritate an alitică.
Pentru testele catalitice, s-a utilizat un catalizator pe bază de oxid de cupru (10 %)
depus pe suport de alumină, CuO/Al 2O3. Acesta a fost preparat într -un studiu anterior prin
metoda impregnării prin îmbibare cu o soluție de azotat de cupru a sup ortului de alumină
(Aeroxide AluC, cu suprafață specifică de 100 m2·g-1), urmată de o etapă de calcinare la 500
°C.

5.2.2.Instalația experimentală și modul de lucru

Testele de oxidare ale ibuprofenului (Ibu) din soluție apoasă, utilizând drept agent
oxidant ozonul, s -au realizat într -un reactor semicontinuu, prevăzut cu agitare magnetică, prin
barbotarea aerului ozonat în soluție (Figura 23). Ozonul a fost produs prin tehnica
descărcărilor electrice în aer utilizând un generator de ozon de laborator Asseros. Reactorul a

43
fost, de asemenea, prevăzut cu cu electrod de pH și senzor de temperatură și a fost cuplat la
un termostat pentru menținerea constantă a temperaturii.

Figura 23. Schema instalației utilizate pentru oxidarea soluțiilor de ibuprofen
(origi nal)

Parametrii operaționali pentru acest proces au fost: temperatură: 20 ± 0,1°C, presiune
atmosferică, volum soluție Ibu: 100 mL, concentrație soluție Ibu: 57 mg/L (0,25mM) și 100
mg/L, pH i=8,0 ± 0,1, doză ozon: 1,0 ± 0,05 mg/L aer, debit aer ozonat: 10 L/h, timp de
reacție: 5 -60 min.

5.2.3.Metode de analiză
5.2.3.1.Determinarea concentrației Ibuprofenului

Concentrația ibuprofenului (Ibu) din soluțiile apoase supuse proceselor de degradare
oxidativă a fost determinată prin cromatografie de înaltă per formanță (HPLC) utilizând un

44
cromatograf Varian Pro Star, echipat cu detector UV -Vis (λ 220 nm și 264 nm). Drept fază
staționară s -a utilizat o coloana Zorbax SB C18 (4,6 x 250 mm) peste care faza mobilă,
constituită din soluție apoasă HNO3 10 mM (pH = 2) și acetonitril în proporție de 50:50 (%
vol), circulă cu un debit de 1,0 mL/min.
Pentru aceste determinări, a fost realizată o curba de calibrare utilizând soluții etalon
de ibuprofen cu concentrații cuprinse într e 0,025 și 0,25 mM (Figura 24).

Figura 24. Curba de calibrare pentru ibuprofen în domeniul 0,025 și 0,25 mM

5.2.3.2. Identificarea produșilor de oxidare parțială

Indentificarea produșilor de oxidare parțială s -a realizat prin cromatografie de gaze
cuplată cu spectrometrie de masă (GC -MS). În acest scop probele de apă tratată (t = 15 min)
au fost supuse unui proces de extracție în fază solidă utilizând cartușe SPE SPES C18
(Teknokroma Finisterre) și Strata NH2 (Phenomenex). Extractul obținut a fost adus ulterior la
sec și derivatizat prin sila nizare utilizând un reactiv bis(trimetillsilil)trifluoroacetamidă
(BSTFA) cu 1% trimetilclorosilane (TMCS), la o temperatură de 60 °C timp de 1h, după cum
este reprezentat schematic în Figura 25.
Derivatizarea a avut ca scop transformarea grupelor -OH și -COOH în derivații
corespunzători TMS -eteri și respectiv TMS -esteri. Derivații rezultați au fost analizați cu
ajutorul unui cromatograf 7010 GC -MS triple Quad (Agilent) echipat cu o coloană HP -5MS
Inert (30 mm×0.25 mm ID×0.25 μm film). Drept gaz purtător s -a utilizat heliu la un debit de
1,0 mL/min, temperatura de injectorului a fost de 250 °C, iar temperatura cuptorului a fost
programată astfel: 50 °C pentru 2 min, creștere la 280 °C cu 5 °C/min. Identificarea
compușilor s -a realizat cu ajutorul biblioteci i de date NIST 14.

45
Pregătirea probei pentru GC -MS a fost realizată imediat după reacție, iar analiza GC –
MS propriu -zisă a fost realizată în laboratoare aparținând Universității de Științe Agronomice
și Medicină Veterinară din București.

Figura 25. Dete rminarea produșilor de oxidare parțială (original)

46
5.2.3.3.Determinarea carbonului organic total

În determinarea carbonului organic dintr -o soluție apoasă trebuie să se țină cont de
prezența carbonului anorganic (TIC) care se poate găsi sub formă de ca rbonați, bicarbonați și
CO 2 dizolvat. Astfel, valorile TOC se calculează scăzând din valorile carbonului total (TC)
valorile obținute pentru carbonul anorganic total (TIC), conform relației:

TC (carbon total) = TIC (carbon anorganic total) + TOC (carbo n organic total)

Pentru analiza TC și TIC s -a utilizat un analizor de carbon HiPerTOC – Thermo cu
detector IR. TC a fost determinat prin metoda de oxidare UV -persulfat. Persulfatul este
adăugat peste proba de apă unde în prezența radiației UV formează radicali hidroxil capabili
să oxideze complet compușii organici la produși finali: apa si dioxid d e carbon (ec. 1).
Dioxidul de carbon este transportat cu ajutorul unui gaz purtator (O 2) către detectorul IR unde
este cuantificat. Metoda de determinare a TIC implică acidularea probei cu HNO 3 (pentru a
converti HCO 3- și CO 32- la CO 2).
Curbele de calibra re pentru TC și TIC s -au realizat în domeniul de concentrații 2 -50
mg C L-1, utilizând soluții etalon de ftalat acid de potasiu și respectiv, de carbonat de sodiu.

5.2.3.4.Dozarea radicalilor hidroxil din soluție apoasă

Pentru a evidenția formarea radic alilor hidroxil în soluția apoasă s -a utilizat drept
moleculă sondă acidul cumarin 3 -carboxili c (3CCA). Acesta în reacție cu •OH formează
compusul fluorescent acid cumarin 7 -hidroxi 3 -carboxilic (7OH3CCA). O soluție apoasă de
10-3 M 3CCA a fost supusă ozon izării simple și catalitice (aceiași parametrii experimentali ca
în testele de oxidare ale ibuprofenului), iar formarea 7OH3CC și consumul 3CCA a fost
determinate prin cromatografie de lichide de înaltă performanță (HPLC).
Pentru analiza 7OH3CCA, s -a util izat un detector de fluorescență (FLD), lungimea de
undă a radiației de excitare fiind setată la 334 nm, iar lungimea de undă a radiației emise la
447 nm. Cuantificarea 3CCA s -a realizat cu ajutorul unui detector UV -Vizibil Dioda Array
(UV-Vis DAD) în dome niul 200 -400 nm. Drept fază staționară s -a utilizat o coloană Zorbax

47
SB-C18 (4.6 mm x 250 mm) prin care faza mobilă, o soluție 75% tampon fosfat 20 mM (pH
3) și 25% acetonitril, a circulat cu un debit de 1 mL/min.

5.2.3.5.Dozare ozonului din soluție apoasă și din gaz

Determinarea concentrației O 3 din soluție apoasă se bazeză pe reacția de oxidare a
acidului indigo trisulfonic (sau a sării acestuia) la dubla legatură C=C reactivă cu formare de
derivați sulfonați ai isatinului (1 -H-indol 2,3 -diona), co nform schemei de reacție din Figura
26 (Bader șiHoigné, 1981) .
Produșii de reacție nu absorb radiație din domeniul vizibil, spre deosebire de acidul
indigo trisulfonic / idigo -trisulfonatul de potasiu care prezintă un maxim de absorbție la λ =
600 nm (pentru această lungime de undă coeficientul molar de extincție este de 20.000 M-1cm-
1). Astfel, o soluție de indigo -trisulfonat supusa oxidării cu ozon va suferi un proces de
decolorare. Este necesar ca reacția să aibă loc la valori ale pH -lui mai mici de 4, pentru ca
ozonul sa se găsească în formă moleculară.

Figura 26. Schema reacției de oxidare a acidului indigo trisulfonic (adaptare după Bader și
Hoigné, 1981)

În urma reacției între ozon și iodura de potasiu se eliberează I 2 conform reacției:
O3 + 2KI + H2O → 2KOH + I2 + O2 (R10)

48
După adăugare de acid sulfuric 25%, această soluție se titrează cu soluție de
Na2S2O3 0,01 N utilizând amidonul drept indic ator, așa cum este descris în u rmătoarea
ecuație:
I2 + 2Na 2S2O3 → 2NaI + Na2S4O6 (R11)
Formula de calcul est e: mg O 3 / L = (A ۰ N ۰F ۰ 24 ۰ 1000 ) / Vproba , unde: A –
mL soluție Na 2S2O3 folosită la titrarea probei, N – normalitatea soluției de Na 2S2O3, F –
factorul soluției de Na 2S2O3, 24 – mg O 3 corespunzătoare la un echivalent gram Na 2S2O3,
Vproba – volum soluție ozon luată în lucru în mL (100 mL).

Concentrația ozonului din gaz s -a determinat prin spect rometrie UV -VIS cu ajutorul
unui analizator BMT694.

pH-ul a fost măsurat cu ajutorul unui PHM 240 RADIOMETER.

5.3.Rezultate și discuții

Rezultatele obținute la degradarea oxidativă a Ibu din soluții apoase prin cele trei
procese: ozonizare simplă, ozonizare în mediu alcalin și ozonizare catalitică sunt prezentate
comparativ în figurile 27 – 29. După cum se poate observa, o scădere mai rapidă a
concentrației Ibu s -a obținut pentru procesul de ozonizare la pH bazic (pH 9, menținut pe tot
parcursul reacției) și pentru procesul condus în prezența catalizatorului CuO/Al 2O3 (fig. 27),
diferența fi ind marcantă în special în primele 15 minute de reacție. Astfel, după 10 minute,
concentrația Ibu scade, în cazul procesului de ozonizare simplă, cu 40%, în timp ce în
procesul condus la pH 9 și în cel catalitic, scăderea concentrației este de peste 80% și
respectiv 90%. Vitezele de reacție mai mari pentru procesul catalitic și cel realizat în mediu
bazic au fost confirmate și de valorile constantelor de viteză calculate din panta dreptei
rezultate din reprezentarea grafică a logaritmului natural a l concentrației relative a Ibu în
funcție de timp (cinetica de pseudo ordin 1) (fig. 28). Valorile constantei de viteză sunt :
0,0488 min-1 pentru ozonizarea simplă, 0,279 min-1 în cazul ozonizării la pH alcalin și 0,112
min-1 pentru ozonizarea catalitică.

49

Figura 27. Variația raportului C/C 0 în funcție de timp, pentru oxidarea unor soluții
de ibuprofen de concentrație 0,25 mM prin ozonizare simplă (albastru) , ozonizarea la pH
alcalin(roșu) și ozonizarea catalitică(verde)

Figura 28. Variația lnC/C 0 în funcție de timp, pentru oxidarea ibuprofen ului din
soluíi apoase (concentrație iniíală 0,25 mM) prin ozonizare simplă (albastru) , ozonizarea
la pH alcalin(roșu) și ozonizarea catalitică(verde)

pH-ul este unul din factorii care influențează procesul d e ozonizare a compușilor
organici. Este cunoscut că o creștere a pH -ului determină o mai bună descompunere a
ozonului cu formare de radicali hidroxil, crescând astfel eficacitatea oxidări i (Miklos și colab.,

50
2018) . De asemenea, este de așteptat ca prezența catalizatorului CuO/Al 2O3 să accelereze
reacția de descompunere a ozonului cu formarea de radicali hidroxil în so luția apoasă .
Valoarea pH -lui soluției poate influența și solubilitatea compusului organic. Pentru
Ibu, v aloarea pk a este de 5,3. Astfel, pentru ozonizarea desfășurată cu corecție de pH,
compusul s -a găsit în stare ionizată pe tot parcursul reacției, iar o solubilitate mai ridicată
poate influența pozitiv viteza de reacție. În timp ce în cazul procesului de ozonizare simplă
(fără catalizator și fără corecție de pH), după 40 de minute de reacție, valoarea pH -ului a
scăzut sub valoare pk a. Scăderea pH -ului p e parcursul reacției de oxidarea a ibuprofenului și a
altor compuși organici, în general, este cauzată de producerea unor intermediari acizi (acizi
carboxilici cu moleculă mică), așa cum se cunoaște din datele de literatură (Davarnejad et al.,
2018) .
De asemenea, o diferență importantă apare în ceea ce privește gradul de mineralizare
al materiei organice (poluantul părinte și intermediarii formați în proces). Astfel, pentru
ozonizarea catalitică și pentru ozonizarea la pH alcalin, gradul de mineralizar ea reflectat de
diminuarea COT al soluțiilor după 60 de minute este de 49,5 % și de 41,8 % comparativ cu
8,6% pentru procesul de ozonizare simplă (F ig. 29).

Figura 29. Variația concentrației de carbon organic total, comparativ pentru
punctul inițial (alb astru) și punctul final (roșu), în cele 3 situații de ozonizare a soluțiilor
de ibuprofen 29).

51
Acest rezultat ar putea fi explicat de generarea, în prezența catalizatorului sau în
mediu alcalin, a radicalilor hidroxil care pot ataca produșii de oxidare pa rțială care nu mai
prezintă nucleu aromatic (de ex. acizi carboxilici alifatici). Ozonul poate reacționa direct
cu compușii organici care prezintă o densitate electronică mai ridicată (de ex. compuși
aromatici) printr -un mecanism de adiție electrofilă (mec anism Crigge), în ti mp ce reacția
cu alți compuși este mult mai lentă. Prin urmare, după scindarea nucleului aromatic viteza
de reacție a substratului organic cu ozonul molecular este diminuată semnificativ.
Pentru a punte în evidență formarea radicalilor •OH în timpul procesului s -a recurs
la dozarea acestora prin intermediul moleculei sondă 3CC, care formează în reacție cu
∙OH, 7OH -3CC. Din păcate, s -a constatat că generarea OH în soluție în timpul procesului
de ozonizare nu poate fi evaluată cu acuratețe . Rezultatele obținute au arătat că, pentru
procesul de ozonizare simplă nu s -a format apro ape deloc 7OH -3CC. Maximul
concentrației 7OH -3CC a fost de 0,4 μM pentru procesul catalitic, la un timp de reacție de
20 min, timp în care concentrația 3CC a scăzut cu 40% (de la valoarea inițială de 103 μM).
Acesta ar sugera că generarea radicalilor •OH este scăzută, în special în procesul de
ozonizare simplă. Totuși, nu poate fi exclusă o reacție competitivă între 7OH -3CC și
ozonul molecular, cunos cută fiind afinitatea acestuia din urmă pentru compușii aromatici
(Ikhlaq și colab., 2012; Rubio -Clemente și colab., 2014) . Prin urmare, rezultatele obținute
prin ace astă metodă au fost considerate neconclude nte.
Alternativ, s -a realizat determinarea concentrației ozonului dizolvat în apă, după
barbotarea de aer ozonat timp de 15 min la: (i) pH 6, (ii) pH 9 și (iii) în prezență de
cataliz ator (pH 6). Valorile obținute din determinare spe ctrofotometrică au fos t de: 1,20
mg O 3/L; 0,43 mg O 3/L și respectiv 0,03 mg O 3/L. Acestea pot fi considerate ca o dovadă
indirectă a generări de radicali •OH în urma descompunerii ozonului și evidențiază
activitatea catalizatorului pe bază de oxid de cupru și a ionilor hidroxid în acest proces.
Un aspect important în evaluarea proceselor de oxidare avansată îl constituie
identificarea produșilor de oxidare parțială care se pot regăsi în efluentul tratat. Pentru
identificarea acestor in termediari, rezultați în procesele de degrada re oxidativă a Ibu, au
fost realizate teste preliminare. Probele rezultate în urma aplicării procesului de ozonizare
pentru 15 min unei soluții de Ibu de concentrație 100 mg/L au fost preg ătite (procedură
prezentată la Mater iale și metode) și trimise spr e analiză GC -MS (Fig. 30). Denumirea și
structura (sub formă de derivați trimetilsilil) a unor posibili intermediari sunt prezentate în
Tabelul 3.

52

Figura 30. Intermediari ai procesului de oxidare avansată a ibuprofenului (original)

Tabel3. Intermediari ai procesului de oxidare avansată a ibuprofenului
Denumire Timp de
retenție(min) Spectru de masă

Fenol 10,6

Acid metil
malonic (acid 2 –
metilpropandioic) 12,9

53
Acid 3 –
hidroxiizovaleric
(acid 3 -hidroxi -3-
metilbutanoic) 15,2

Guaiacol (2-
metoxifenol) 15,6

Acid benzoic 16,1

Pentru o analiză mai completă a produșilor de oxidare parțială sunt necesare studii ulterioare.

54
6.Concluzii

Ibuprofenul (acidul 2-[4-(2-metilpropil)fenil]propanoic ), este un analgezic frecvent
utilizat și, din această cauză, frecvent întâlnit ca poluant al apelor. Studiile care au urmărit
eliminarea acestuia din ape au arătat eficiența unor metode precum filtrarea pe membrane ,
adsorbția pe diverse materiale poroase ( de exemplu cărbune activ) și procesele de oxidare
avansată. Procesele de oxidare avansată se bazează pe producerea de radicali hidroxil sau de
alte specii cu caracter puternic oxidant în scopul degradării poluant ului. Procesele care
utilizează ozonizare sunt unele dintre cele mai utilizate metode de oxidare avansată.
Rezultatelor experimentale obținute în cadrul acestui studiu susțin posibilitatea
utilizatorului ozonizării pentru eliminarea Ibu din ape. Activitatea catalizatorului pe bază de
oxid de cupru în degradarea oxidativă cu ozon a ibuprofenului a fost confirmată de scăderea
accentuată a concentrației poluantului țintă și a valorii COT (ce reflectă mineralizarea
compusului organic) pe parcursul procesului de tratarea. Performanțele procesului catalit ic au
fost apropiate de cele ale procesului de ozonizare condus la pH bazic (9) și a fost puse, în
special, pe seama capacității catalizatorului de a descompune ozonul dizolvat cu generare de
radicali hidroxil.
Identificarea intermediarilor formați în procesul de oxidare poate aduce informații
suplimentare în ceea ce privește etapele și mecanismul de desfășurare a acestuia, precum și
despre compoziția și caracteristicile apei tratate. În baza t estelor preliminare efectuate în acest
sens au fost identifi cați 5 posibili produș i de oxidare parțială și anume : fenol, acid metil
malonic, aci d 3-hidroxiizovaleric, guaiacol și acid benzoic.
Identificarea și cuantificarea produșilor de oxidare parțială reprezintă o direcție de
cercetarea care va fi continuată într-un studiu viitor. De asemenea, estimarea consumului de
ozon și recuperarea/regenerarea catalizatorului reprezintă aspecte trebuie să fie studiate pentru
o bună evaluarea a efic acității metodei de ozonizare catalitică pentru eliminarea ibuprofenului
din ape.

55
7.Bibliografie

Amiard -Triquet C., 2015. Introduction, În Aquatic Ecotoxicology , 1-23
Baccar R., Sarrà M., Bouzid J., Feki M., și Blánquez P., 2012. Removal of
pharmaceutical compounds by activated carbon prepared from agricultural by -product,
Chemical Engineering Journal. 211–212(2012), 310 –317
Bader H. și Hoigné J., 1981. Determination of ozone in water by the indigo method,
Water Research. 15(4), 449 –456
Bahri M., Mahdavi A., Mirzaei A., Mansouri A. și Haghighat F., 2018. Integrated
oxidatio n process and biological treatment for highly concentrated petrochemical effluents: A
review, Chemical Engineering and Processing – Process Intensification. 125 , 183 –196
Banerjee P., Das P., Zaman A. și Das P., 2016. Application of graphene oxide
nanoplat elets for adsorption of Ibuprofen from aqueous solutions: Evaluation of process
kinetics and thermodynamics, Process Safety and Environmental Protection. 101, 45–53
Bound J. P. și Voulvoulis N., 2005. Household disposal of pharmaceuticals as a
pathway for aquatic contamination in the United Kingdom, Environmental Health
Perspectives. 113(12), 1705 –1711
Dâas A. și Hamdaoui O., 2014. Removal of non -steroidal anti -inflammatory drugs
ibuprofen and ketoprofen from water by emulsion liquid membrane, Environment al Science
and Pollution Research. 21 (3), 2154 –2164
Davarnejad R., Soofi B., Farghadani F. și Behfar R., 2018. Ibuprofen removal from a
medicinal effluent: A review on the various techniques for medicinal effluents treatment.
Environmental Technology and Innovation. 11, 308 –320
Ding T., Yang M., Zhang J., Yang B., Lin K., Li J. și Gan J., 2017. Toxicity,
degradation and metabolic fate of ibuprofen on freshwater diatom Navicula sp, Journal of
Hazardous Materials. 330, 127 –134
Dirk Loffler, Jorg Rombke, Michael Meller T. T., 2005. Environmental Fate of
Pharmaceuticals in Water/Sediment Systems, E n v i r o n . S c i . T e c h n o L. 39(12), 5209 –
5218
Eurostat , statistici europene, 2014, https://ec.europa.eu/eurostat/statistics –
explained/index.php/Medicine_use_statistics (accesat ma rtie 2019)
Fent K., Weston A. A. și Caminada D., 2006. Ecotoxicology of human
pharmaceuticals, Aqua tic Toxicology. 76 (2), 122 –159

56
Fulga I., 2017. Farmacologie (Ediția a 2), Editura Medicală
Garrard A., 2014. Ibuprofen, Encyclopedia of Toxicology: Third Edition. 2, 993 –995
Girardi C., Nowak K. M., Carranza -Diaz O., Lewkow B., Miltner A., Gehre M., …
Kästner M., 2013. Microbial degradation of the pharmaceutical ibuprofen and the
herbicide 2,4 -D in water and soil – Use and limits of data obtained from aqueous systems for
predicting their fate in soil, Science of the Total Environment. 444, 32–42
Han S. , Choi K., Kim J., Ji K., Kim S., Ahn B., Giesy J. P., 2010. Endocrine
disruption and consequences of chronic exposure to ibuprofen in Japanese medaka (Oryzias
latipes) and freshwater cladocerans Daphnia magna and Moina macrocopa, Aquatic
Toxicology. 98(3), 256 –264
Hayashi Y., Heckmann L. H., Callaghan A. și Sibly R. M., 2008. Reproduction
recovery of the crustacean Daphnia magna after chronic exposure to ibuprofen,
Ecotoxicology. 17 (4), 246 –251
He B. shu , Wang J., Liu J. și Hu X. min ., 2017. Eco -pharmacovigilance of non –
steroidal anti -inflammatory drugs: Necessity and opportunities, Chemosphere. 181, 178 –189
Higgins J. D., Gilmor T. P., Martellucci S. A., Bruce R. D. și Brittain H. G., 2001.
Analytical Profiles of Drug Substances and E xcipients
Hikmat K., Aziz H., Region K. și Miessner H., 2017. Degradation of pharmaceutical
diclofenac and ibuprofen in aqueous solution, a direct comparison of ozonation,
photocatalysis, and non -thermal plasma . (April 2018)
Ikhlaq A., Brown D. R., și Ka sprzyk -Hordern B. (2012). Mechanisms of catalytic
ozonation on alumina and zeolites in water: Formation of hydroxyl radicals. Applied Catalysis
B: Environmental , 123–124, 94–106
Jacobs L. E., Fimmen R. L., Chin Y. P., Mash H. E. și Weavers L. K., 2011. Fulvic
acid mediated photolysis of ibuprofen in water, Water Research. 45(15), 4449 –4458
Jiménez S., Micó M. M., Arnaldos M., Medina F. și Contreras S., 2018. State of the
art of p roduced water treatment, Chemosphere. 192, 186 –208
Kanakaraju D., Glass B. D. și Oelgemöller M., 2018. Advanced oxidation process –
mediated removal of pharmaceuticals from water: A review, Journal of Environmental
Management. 219 , 189 –207
Kim S, Chen J, C heng T, Gindulyte A, He J, He S, Li Q, Shoemaker BA, Thiessen
PA, Yu B, Zaslavsky L, Zhang J, B. E., 2019. PubChem Database

57
Klavarioti M., Mantzavinos D. și Kassinos D., 2009. Removal of residual
pharmaceuticals from aqueous systems by advanced oxidation processes, Environment
Internațional. 35(2), 402 –417
Konstan M. W., Byard P. J., Hoppel C. L. și Davis P. B., 2002. Effect of High -Dose
Ibuprofen in Patients with Cystic Fibrosis, New England Journal of Medicine. 332(13), 848 –
854
Liu Y., Mei S., Iya -Sou D., Cavadias S. și Ognier S., 2012. Carbamazepine removal
from water by dielectric barrier discharge: Comparison of ex situ and in situ discharge on
water, Chemical Engineering and Processing: Process Intensification. 56, 10–18
López -Serna R., Petrović M. , și Barceló D., 2012. Occurrence and distribution of
multi -class pharmaceuticals and their active metabolites and transformation products in the
Ebro River basin (NE Spain), Science of the Total Environment. 440, 280 –289
Magureanu M., Mandache N. B. și P arvulescu V. I., 2015. Degradation of
pharmaceutical compounds in water by non -thermal plasma treatment, Water Research. 81 ,
124–136
Magureanu M., Piroi D., Mandache N.B., David V., Medvedovici A., Bradu C,
Parvulescu V., 2011. Degradation of antibiotics in water by non -thermal plasma treatment,
Water Research , 45(11), 3407 –3416
McCullagh J. V., 2008. Analyzing the Experimental Results of the Resolution of the
S- and R – stereoisomers of (+/ -) ibuprofen, (2 -(4’-isobutylphenyl) -propionic acid), J. Chem.
Educ. 85, 941
Miklos D. B., Remy C., Jekel M., Linden K. G., Drewes J. E. și Hübner U., 2018.
Evaluation of advanced oxidation processes for water and wastewater treatment – A critical
review, Water Research. 139 , 118 –131
Nanau R. M. și Neuman M. G., 2010. Ibuprofen -induced hypersensitivity syndrome,
Translational Research. 155(6), 275 –293
Narbaitz R. M., Rana D., Dang H. T., Morrissette J., Matsuura T., Jasim S. Y., …
Yang P., 2013. Pharmaceutical and personal care products removal from drinking water by
modified cellulose acetate membrane: Field testing, Chemical Engineering Journal. 225(June
2015), 848 –856
Nomani H., Moghadam A. T., Emami S. A., Mohammadpour A. H., Johnston T. P. și
Sahebkar A., 2019. Drug interactions of cola -containing drinks, Clinical Nutrition.
(February), 1 –7

58
Rainsford K. D., 2009. Ibuprofen: Pharmacology, efficacy and safety,
Inflammopharmacology. 17 (6), 275 –342
Roccaro P., 2018. Treatment processes for municipal wastewater reclamation: The
challenges of emerging contaminants and direct potable reuse, Current Opinion in
Environmental Science și Health. 2, 46–54
Rubio -Clemente A., Torres -Palma R. A. și Peñuela G. A., 2014 . Removal of
polycyclic aromatic hydrocarbons in aqueous environment by chemical treatments: A review.
Science o f the Total Environment , 478, 201 –225
Saeid S., Tolvanen P., Kumar N., Eränen K., Peltonen J., Peurla M., … Salmi, T.,
2018. Advanced oxidation process for the removal of ibuprofen from aqueous solution: A
non-catalytic and catalytic ozonation study in a semi-batch reactor, Applied Catalysis B:
Environmental. 230(August 2017), 77 –90
Salgado R., Oehmen A., Carvalho G., Noronha J. P. și Reis, M. A. M. 2012.
Biodegradation of clofibric acid and identification of its metabolites, Journal of Hazardous
Material s. 241–242, 182 –189
Schweitzer L. și Noblet J., 2017. Water Contamination and Pollution, Green
Chemistry: An Inclusive Approach. 261–290
Sharma A., Ahmad J. și Flora S. J. S., 2018. Application of advanced oxidation
processes and toxicity assessment of t ransformation products, Environmental Research. 167,
223–233
Stancova V., Plhalova L., Blahova J., Zivna D., Bartoskova M., Siroka Z., Svobodova
Z., 2017. Effects of the pharmaceutical contaminants ibuprofen, diclofenac, and
carbamazepine alone, and in combination, on oxidative stress parameters in early life stages
of tench (Tinca tinca), Veterinarni Medicina. 62(2), 90 –97
Straube S., 2012. Anti -inflammatory and antipyretic analgesics and drugs used in gout,
În Side Effects of Drugs Annual. (1st ed., Vol. 34)
Wennmalm Å., 2011. Pharmaceuticals: Environmental Effec ts, În Encyclopedia of
Environmental Health. (2nd ed.)
Williams N. S., Ray M. B. și Gomaa H. G., 2012. Removal of ibuprofen and 4 –
isobutylacetophenone by non -dispersive solvent extraction using a hollow fibre membrane
contactor, Separation and Purificatio n Technology. 88, 61–69
Wishart DS, Feunang YD, Guo AC, Lo EJ, Marcu A, Grant JR, Sajed T, Johnson D,
Li C, Sayeeda Z, Assempour N, Iynkkaran I, Liu Y, Maciejewski A, Gale N, Wilson A, Chin
L, Cummings R, Le D, Pon A, Knox C, W. M., 2017. DrugBank 5.0: a major update to the

59
DrugBank database for 2018 , https://www.drugbank.ca/drugs/DB01050#reference -A39190
(accesat martie 2019)
Yamamoto H., Nakamura Y., Moriguchi S., Nakamura Y., H onda Y., Tamura I., …
Sekizawa J., 2009. Persistence and partitioning of eight selected pharmaceuticals in the
aquatic environment: Laboratory photolysis, biodegradation, and sorption experiments, Water
Research. 43(2), 351 –362
Yang Y., Ok Y. S., Kim K. H., Kwon E. E. și Tsang Y. F., 2017. Occurrences and
removal of pharmaceuticals and personal care products (PPCPs) in drinking water and
water/sewage treatment plants: A review, Science of the Total Environment. 596–597, 303 –
320
Ying G. G., Zhao J. L., Zhou L. J. și Liu S., 2013. Fate and occurrence of
pharmaceuticals in the aquatic environment (surface water and sediment), În Comprehensive
Analytical Chemistry. (2nd ed., Vol. 62)
Zeng J., Yang B., Wang X., Li Z., Zhang X. și Lei L., 2015. Degradation of
pharmaceutical contaminant ibuprofen in aqueous solution by cylindrical wetted -wall corona
discharge, Chemical Engineering Journal. 267 , 282 –288