Nghiên cứu các yếu tố ảnh hưởng đến quá trình phân hủy thuốc kháng sinh sarafloxacin bằng quang hóa uv -Lê Trường Giang

1 Tạp chí phân tích Hóa, Lý và Sinh học - Tập 20, Số 1/2015 NGHIÊN CỨU CÁC YẾU TỐ ẢNH HƢỞNG ĐẾN QUÁ TRÌNH PHÂN HỦY THUỐC KHÁNG SINH SARAFLOXACIN BẰNG QUANG HÓA UV Đến tòa soạn 12 – 6 – 2014 Lê Trƣờng Giang , Bùi Thị Ngọc Thơm, Đào Hải Yến, Nguyễn Ngọc Tùng Viện Hóa học, Viện Hàn Lâm Khoa học và Công nghệ Việt Nam. Tống Thị Thanh Thủy Viện Quy hoạch và Thiết kế Nông nghiệp Cao Văn Hoàng Đại học Quy Nhơn. SUMMARY STUDY OF FACTORS AFFECTING DECOMPOSITION PROCESS ANTIBIOTIC SARAFLOXACIN BY PHOTOCHEMISTRY Photolysis of Sarafloxacin in water was investigated under irradiation using a Xenon lamp. The results showed that Sarafloxacin photolysis followed apparent first -order kinetics. Compared with the acidic and basic conditions, the photolysis rate was faster at neutral condition. Although the presence of ion perclorate did not influence the drug photodegradation, both of sulfate and cloride can markedly decrease the degradation rate of Sarafloxacin because they can competitively absorb photons with Sarafloxacin. Rapid drug dissipation was observed in the presence of additives hydrogen peroxide. The findings were also substantiated by the quantum yield () calculations. The analytical measurements were carried out with HPLC/PDA. 1. GIỚI THIỆU Sarafloxacin (SARA) thuộc nhóm floroquinolone(FQ) là thuốc kháng sinh quan trọng, có tác dụng hữu ích cho các bệnh lâm sàng đã từng đƣợc dùng một dải rộng cho cả vi khuẩn gram âm và dƣơng [9]. SARA là kháng sinh dùng cho thủy sản chủ yếu là cá, để chữa nhiều loại bệnh khác nhau nhƣ đinh nhọt, vi khuẩn, thƣơng hàn [3]. Hiện tại đã tìm thấy một số tác dụng phụ của thuốc, đặc biệt có liên quan đến sự tiếp xúc của da với ánh sáng mặt trời. Ngoài ra một số tác dụng phụ của thuốc khi quá liều có thể gây ra nhƣ ảnh hƣởng đến chức năng tiêu hóa, nhức đầu, buồn 2 ngủ, một số trƣờng hợp có thể dẫn đến nhƣ tiêu cơ vân, viêm gân, mê sảng, hạ đƣờng huyết gây tử vong. Cần phải kiểm tra cẩn thận các kháng sinh trong nƣớc để tránh các mối đe dọa tìm ẩn. Nghiên cứu sự phân hủy của kháng sinh trong môi trƣờng nƣớc tự nhiên là việc rất quan trọng. Theo các nghiên cứu trƣớc đây thì FQ có thể bị phân hủy bởi các quá trình sinh học, hấp phụ và quang hóa. Trong đó quá trình quang hóa có nhiều đặc tính ƣu việt hơn hẳn [4]. Trong nghiên cứu này chúng tôi tiến hành nghiên cứu sự phân hủy của SARA bằng phản ứng quang hóa, nghiên cứu các yếu tố ảnh hƣởng đến quá trình phân hủy của SARA trong môi trƣờng nƣớc. 2. PHƢƠNG PHÁP THỰC NGHIỆM 2.1. Hóa chất, thiết bị. Chất chuẩn Sarafloxacin hidrochloride 97,3% (USA). Acetonitrile, Methanol, NaOH, HCl, Na2SO4, NaCl, H2O2 (Merck). Máy nƣớc cất siêu tinh khiết hãng Arium Pro. Máy đo pH của hãng Horiba. Máy đo quang phổ tử ngoại khả kiến UV-2900 hãng Hitachi-Nhật. Máy khuấy từ, máy HPLC hãng Waters 2695, cột Ultra Aqueous C18 kích thƣớt 2503,2nm đƣờng kính hạt nhồi 5m. 2.2. Thực nghiệm. Dung dịch chuẩn 1mM SARA đƣợc pha trong Metanol giữ ở nhiệt độ 10oC. Một dãy dung dịch chuẩn có nồng độ 0,1-5,0 M đƣợc pha trong H2O/MeOH (1:1) dùng để dựng đƣờng chuẩn. HPLC/PDA với cột tách Aqueous C18 kích thƣớt 250 3,2mm đƣờng kính hạt nhồi 5m, pha động là HCOOH 0,5% và ACN tỉ lệ 75/25, chế độ đẳng dòng, với tốc độ 0,5ml/phút, detector PDA tại bƣớc sóng 280nm. Dung dịch làm việc với nồng độ đƣợc chuẩn bị từ dung dịch SARA 0,155mM. pH của dung dịch SARA đƣợc điều chỉnh bằng NaOH 0,1M và HClO4 0,1M. Cho dung dịch SARA đã đƣợc điều chỉnh pH vào bình phản ứng quang hóa, chiếu xạ liên tục bằng đèn UV- 254nm, sau mỗi khoảng thời gian nhất định lấy 1ml mẫu cho vào vial dung tích 2ml đo ngay bằng máy HPLC. 3. KẾT QUẢ VÀ THẢO LUẬN 3.1. Nghiên cứu ảnh hƣởng của pH đến tốc độ quang phân Sarafloxacin Một số nghiên cứu trƣớc đó đã cho thấy khả năng quang phân của FQ trong môi trƣờng nƣớc phụ thuộc nhiều vào pH của dung dịch. Hằng số tốc độ phản ứng ở mỗi pH khác nhau cũng khác nhau đáng kể. Trong nghiên cứu của chúng tôi ảnh hƣởng của pH đến sự phân hủy SARA đã đƣợc nghiên cứu tại 5 giá trị pH từ 2,5 dến 11,5. Để xác định bậc phản ứng mỗi giá trị pH đƣợc tiến hành khảo sát ở các nồng độ đầu khác nhau của SARA.. Nồng độ còn lại của SARA theo thời gian phản ứng đƣợc định lƣợng bằng máy HPLC/PDA. Kết quả thí nghiệm đƣợc trình bày trong hình 1 và 2. 3 0 0.2 0.4 0.6 0.8 1 1.2 0 500 1000 1500 t(s) C t/ C o ph=11.5 pH=6.9 pH=2.5 pH=4.2 pH=9.2 không UV Hình 1. Sự biến đổi nồng độ SARA theo thời gian chiếu xạ UV-254nm và trong bóng tối tại các pH khác nhau; [SARA]=0,83M. 0 0.5 1 1.5 2 2.5 0 200 400 600 800 1000 t(s) -l n C t/ C o pH=11.5 pH=2.5 pH=6.9 pH=4.2 pH=9.2 Hình 2. Động học phân hủy của SARA khi chiếu xạ UV 254nm tại các pH khác nhau; [SARA]=0,83M. Kết quả nghiên cứu cho thấy tại môi trƣờng trung tính ở pH 6,9 và 9,2 tốc độ phân hủy của SARA nhanh nhất với hằng số tốc độ phản ứng trung bình k = 4,138.10 -3 lớn hơn 1,7 lần so với môi trƣờng kiềm tại pH 11,5 (k=2,320.10-3) ngƣợc lại ở môi trƣờng axit pH 2,5 tốc độ quang phân lại chậm hơn rất nhiều so với môi trƣờng trung tính và kiềm, hằng số tốc độ phản ứng ( k= 0,285.10-3 ) thấp hơn gần 14 lần so với môi trƣờng trung tính và thấp hơn khoảng 8 lần so với môi trƣờng kiềm (Hình 2). Trạng thái tồn tại của ion phân tử là yếu tố ảnh hƣởng đến quá trình quang hóa, vì thế có thể giải thích là do ở môi trƣờng axit cấu trúc của SARA bền vững hơn nên khó bị phân hủy hơn, tại môi trƣờng này nhóm axit không bị ion hóa và nhóm amin đã bị proton hóa hoàn toàn, cấu trúc của SARA ở môi trƣờng axit có dạng +H2NRCOOH. Ngoài ra hiệu suất quang hóa cũng là một trong những yếu tố quan trọng ảnh hƣởng đến sự phân hủy của SARA (Bảng 1). Hiệu suất lƣợng tử của dạng ion lƣỡng tính +H2NRCOO - là cao hơn so với dạng anion HNRCOO- hiệu suất lƣợng tử của dạng cation +H2NRCOOH là thấp nhất. Sự khác nhau về hiệu suất lƣợng tử của mỗi dạng là lí do dẫn đến sự khác nhau về tốc độ quang phân của SARA theo pH. Bảng 1. Một số kết quả nghiên cứu động học phân hủy của SARA bằng chiếu xạ UV trong các môi trường pH khác nhau. pH % % % k10-3 (s-1) t1/2 (s)   + NH2RCOOH + NH2RCOO - NHRCOO - 2.5 99.96 0.03 0.00 0.285 2429.2 1.190 4.2 98.43 1.56 0.00 0.327 2120.4 1.364 6.9 10.99 87.27 1.74 4.120 168.2 16.736 9.2 0.01 20.07 79.91 4.156 166.8 16.881 11.5 0.00 0.12 99.90 2.320 298.8 7.940 4 3.2. Khảo sát sự ảnh hƣởng của các anion vô cơ. Nhiều nghiên cứu cho thấy ảnh hƣởng các ion vô cơ có mặt ở trong nƣớc ngầm, nƣớc thải và nƣớc biển cũng có thể làm ảnh hƣởng đến tốc độ phản ứng của phản ứng quang hóa của hợp chất hữu cơ, bởi vậy chúng tôi nghiên cứu sự ảnh hƣởng của anion perclorat (ClO4 - ), ion clo (Cl - ) và ion sulfat (SO4 2- ) đến quá trình quang phân của Sarafloxacin. Kết quả đƣợc trình bày trong hình 3 và 4. 0 0.2 0.4 0.6 0.8 1 1.2 0 500 1000 1500 2000 t(s) C t/ C o SARA+Sunfat SARA SARA+Clorua SARA+ perc lorat Hình 3. Sự biến đổi nồng độ SARA theo thời gian chiếu xạ UV 254nm khi có mặt các ion vô cơ, [SARA]=0,83mol/L 0 0.2 0.4 0.6 0.8 1 1.2 1.4 1.6 1.8 0 200 400 600 800 t (s) -ln C t/C o SARA+ Sunfat SARA SARA+Clorua SARA+perclorat Hình 4. Động học phân hủy của SARA chiếu xạ UV 254nm khi có mặt ion vô cơ Qua đồ thị ta thấy tốc độ phản ứng phân hủy SARA giảm đi đáng kể khi có mặt ion Cl - và SO4 2- , còn ion ClO4 - thì không ảnh hƣởng đến quá trình phân hủy SARA. Sự ảnh hƣởng của các ion vô cơ có thể đƣợc tóm tắt trong bảng 2. Một số chất hữu cơ có độ hấp thụ mạnh ở bƣớc sóng chiếu xạ sẽ bị phân hủy. Những chất hữu cơ này đầu tiên sẽ bị phân hủy bằng hiệu ứng quang học sau đó chúng sẽ phản ứng với phân tử oxy trong nƣớc chuyển thành các sản phẩm phụ. Sự oxi hóa này bao gồm các bƣớc nhƣ sau: - Bƣớc đầu tạo thành các gốc hữu cơ R Bảng 2. Ảnh hưởng của các ion vô cơ đến tốc độ quang phân của SARA. UV-254nm, [SARA]=0,83M, nhiệt độ phản ứng 280,5 oC Ion vô cơ [ion vô cơ] (mM) [SARA] (mol/L) k 10-3(s-1) t1/2 (s) 10 -3 Cl - 100,00 0,83 2,568 269,9 10,431 SO4 2- 33,33 0,83 2,029 344,2 8,181 ClO4 - 100,00 0,83 4,075 170,0 16,552 5 - Các phản ứng kế tiếp của các gốc hữu cơ R hoặc ROO - Những phản ứng kết thúc. R + h → R● R ● + O2 → ROO  Khi dung dịch có mặt các ion Cl- và SO4 2- thì tốc độ phân hủy SARA giảm đáng kể. Điều này có thể giải thích là do khi các gốc vô cơ có trong dung dịch xảy ra phản ứng cạnh tranh với SARA và làm cản trở quá trình phân hủy của SARA. Vì vậy mà tốc độ phân hủy của SARA bị giảm đi. R  + Cl - Cl + R- R  + SO4 2- SO4 - + R - 3.3. Khảo sát ảnh hƣởng của H2O2. Các chất nhƣ aceton và hydrogen peroxide (H2O2) thƣờng đƣợc sử dụng để loại bỏ các chất ô nhiễm hữu cơ trong các thiết bị máy móc. Các chất này có thể bị thải vào môi trƣờng và sẽ là một trong những tác nhân ảnh hƣởng đến quá trình quang hóa SARA [2],[5].Tiến hành thí nghiệm quang phân của SARA với nồng độ H2O2 tƣơng ứng là 0,1mM, 0,05mM, 0,01mM và 0,001mM. Nồng độ của SARA là 0,83mol/L, các thí nghiệm tiến hành ở pH 6,8 nhiệt độ phản ứng 280,5oC, chiếu xạ bằng đèn UV- 254nm. Sau mỗi thời gian nhất định rút ra 1ml mẫu cho vào vial có chứa sẵn 0,5ml MeOH là chất có thể ngăn chặn sự hoạt động của gốc HO. Kết quả khảo sát đƣợc trình bày trong hình 5 và 6. 0 0.2 0.4 0.6 0.8 1 0 200 400 600 t (s) C t/C o 0,01mM 0,1mM 0,05mM 0,001mM Hình 5. Sự biến đổi nồng độ SARA theo thời gian chiếu xạ UV 254nm khi có H2O2, [SARA]=0,83mol/L 0 0.5 1 1.5 2 2.5 0 100 200 300 400 t(s) -l n C t/ C o 0,01mM 0,1mM 0,05mM 0,001mM Hình 6. Động học phân hủy của SARA khi chiếu xạ UV 254nm trong môi trường có H2O2. Bảng 3:Sự phân hủy SARA theo nồng độ H2O2 [H2O2] mM k10-3 (s -1 ) t(s) 10-3 0,100 11,944 58,0 40,88 0,050 5,761 120,3 19,72 0,010 5,221 132,7 17,87 0,001 4,954 139,9 16,95 Qua bảng 3 và hình 5,6 nhận thấy trong khoảng nồng độ của H2O2 từ 0,001mM đến 0,1mM với nồng độ đầu của SARA là 0,83 mol/L khi tăng nồng độ H2O2 thì tốc độ phản ứng phân hủy tăng. Cụ thể khi nồng độ H2O2 tăng từ 0,001mM đến 0,05mM thì hằng số tốc độ tăng không đáng kể tuy nhiên khi nồng độ 6 H2O2 tăng từ 0,05mM đến 0,1mM thì hằng số tốc độ phản ứng tăng gấp đôi. Điều này đƣợc giải thích là do tại bƣớc sóng 254nm H2O2 bị phân hủy tạo thành các gốc tự do HO sự có mặt của các gốc tự do này là tác nhân tấn công chất SARA, làm tốc độ phản ứng phân hủy tăng lên. Nồng độ H2O2 càng lớn thì khả năng càng tạo ra nhiều gốc HO. H2O2 + hv = 2HO  Gốc hidroxyl phản ứng rất nhanh với hầu hết các chất hữu cơ và một số hợp chất vô cơ. Gốc hidroxyl có thể tấn công các hợp chất hữu cơ theo một trong ba kiểu cơ chế: Lấy đi một nguyên tử hidro, gắn vào nối đôi không bền hoặc chuyển điện tử. 4. KẾT LUẬN Những kết quả trên đây cho thấy Sarafloxacin có thể đƣợc loại bỏ nhanh trong môi trƣờng nƣớc bằng phƣơng pháp quang hóa UV. Các thí nghiệm cũng chỉ ra rằng pH thích hợp để nâng cao hiệu suất quang hóa là trong khoảng 7-9. Sự có mặt của ion chlorua và sulfat làm giảm hiệu quả quá trình quang hóa. Tác nhân oxi hóa H2O2 ở nồng độ thích hợp làm tăng tốc độ của quá trình phân hủy SARA lên nhiều lần. TÀI LIỆU THAM KHẢO 1. Brown. (1996). Fluoroquinolones in animal health. Journal of Veterinary Pharmacology and Therapeutics, 19, 1- 14. 2. Choy, W.K., Chu, W., (2001). The rate improvement and modeling of trichloroethene photodegradation by acetone sensitizer in surfactant solution. Chemosphere 44, 943–947 3. Domagala, J. M, L. D. Hann, C. L. Heifetz, M. P. Hutt, T. F. Mich, J. P. Sanchez and M. Solomon (1986) New structure- activity relationships of the quinolone antibacterials using the target enzyme. The development and application of a DNA gyrase assay. J. Med. Chem. 29, 394-404. 4. Deivasigamani Prabhakaran, Premasis Sukul, Marc Lamshöft, Mohan Akhila Maheswari,Sebastian Zühlke, Michael Spiteller. Photolysis of difloxacin and sarafloxacin in aqueous systems. Chemosphere 77 (2009) 739– 746. 5. Fasani, E.Rampi, M.Albini, A. (1999). Photochemistry of some fluoroquinolones : effect of pH and chloride ion, Chem, Soc. Perkin Trans, 2, 1901–1907. 6. Iesce, M.R., Graziano, M.L., Cermola, F., Montella, S., di Gioia, L., Stasio, C., (2003). Effects of sensitizers on the photodegradation of the systematic fungicide triadimenol. Chemosphere 51, 163–166. 7. Kleeak, G., F. Urbach and H. Urwyler (1997) Fluoroquinolone antibacterials enhance UVA-induced skin tumors. J. Photochem. Photobiol. B: Biol. 37, 174-181. 8. Sukul, P., Lamsho ¨ ft, M., Kusari, S., Zu ¨ hlke, S., Spiteller, M., (2009). Metabolism and excretion kinetics of C 14 -labeled and non-labeled difloxacin in pigs after oraladministration, and antimicrobial activity of manure containing difloxacin and its metabolites. Environmental Research 109, 225–231 9. Wolfson, J. S. and D. C. Hooper (1989) Fluoroquinolone antimicrobial agents. Clin. Microbiol. Rev. 2, 378-424