Oksidasi Ferrat (VI) pada Ibuprofen (jurnal Farmasi kinetik) ~ PENGETAHUAN

Oksidasi Ferrat (VI) pada Ibuprofen: Sebuah Studi Kinetik

Abstrak Kinetika dari oksidasi ferrat(VI) (Fe^VIO₄²⁻}, Fe(VI)) pada suatu obat antiflogistik, ibuprofen (IBP), sebagai fungsi dari pH (7,75–9,10) dan temperatur (25–45°C) telah diselidiki untuk melihat kemampuan Fe(VI) dalam menghilangkan obat ini dari air. Lajunya menurun dengan peningkatan pada pH dan lajunya berhubungan dengan protonasi ferrate(VI). Laju bertambah dengan peningkatan dalam temperatur. E_a dari reaksi pada pH 9,10 telah dihitung berharga 65,4±6,4 kJ mol⁻¹. Konstanta laju HFeO₄ ⁻ dengan ibuprofen lebih rendah daripada dengan obat sulfur, sulfametoksazol. Penggunaan Fe(VI) untuuk menghilangkan ibuprofen dibahas secara ringkas.

Pendahuluan

Pada tahun-tahun terakhir ini, terdapat peningkatan dalam perhatian tentang keberadaan bahan-bahan farmasi di lingkungan air. Apabila bahan-bahan farmasi terbawa oleh manusia, banyak konstituen-konstituen yang dikeluarkan melalui urin tidak berubah. Pengaruh pada lingkungan dari bahan-bahan farmasi ini telah secara luas diulas kembali oleh Doughton dan Ternes (1999). Penanganan-penanganan konvensional yang diterapkan di pabrik pengolahan limbah Biasanya tidak efektif menghilangkan bahan-bahan ini dari tempat limbah (Lopez et al. 2003). Sebagaimana dari akibatnya, senyawa-senyawa ini mewakili sumber pencemaran yang potensial untuk air minum (Drewes et al. 2003). Oleh karena itu, penting sekali untuk menyelidiki proses penanganan baru dengan maksud untuk menghilangkan senyawa-senyawa ini dari air yang diminum.

Metoda-metoda penanganan yang berbeda telah diuji untuk menghilangkan bahan-bahan farmasi dari air minum (Doll dan Frimmel 2004; Huber et al. 2003; Ternes et al. 2002). Sekarang ini, ozonasi dan filtrasi dengan karbon aktif granul telah nampak menghilangkan bahan-bahan farmasi (Ternes et al. 2002). Proses oksidasi lanjut (AOP) telah dilaporkan untuk penghilangan bahan-bahan ini (Zeiner dan Frimmel 2000). Oksidasi fotokatalitik dapat mengeliminasi dan memineralisasi bahan-bahan farmasi dalam air (Doll dan Frimmel 2004). Akhir-akhir ini, kinetika oksidasi bahan-bahan farmasi dengan ozon dan radikal-radikal hidroksil (OH^•) telah dipelajari untuk memprediksi laju yang mana bahan-bahan tersebut dapat dihilangkan dari air (Huber et al. 2003). Dari keseluruhan, proses AOP dan ozonasi memperlihatkan kepastian untuk proses yang efesien dalam penghilangan bahan-bahan farmasi dari air minum.

Pada akhir-akhir tahun ini, sifat-sifat daya oksidasi, koagulasi disinfeksi, dan non-toksik melalui produk dari (VI) (Fe^VIO₄ ²⁻, Fe(VI)) telah menunjukan bahwa ferrate(VI) adalah bahan kimia yang ramah lingkungan untuk penggunaan penanganan air (Sharma 2002a, 2004; Sharma et al. 2005a,b). Penggunaan Fe(VI) sebagai suatu oksidan untuk beberapa senyawa yang mengandung sulfur dan nitrogen sama juga halnya sebagai koagulan kontaminan organik yang memberikan hasil dalam penanganan air dan limbah air (Sharma 2002a). Kami telah memulai mempelajari kinetika reaksi Fe(VI) dengan bahan-bahan farmasi dengan tujuan untuk menentukan potensi ferrate(VI) untuk penghilangan bahan-bahan farmasi dari air (Sharma dan Mishra 2004). Pada pekerjaan sekarang ini, kami memilih ibuprofen (IBP), yang merupakan suatu obat non-steroid, anti-radang, analgesik dan antipiretik yang digunakan secara luas dalam penyakit rematik, sakit dan demam. Stuktur ibuprofen (asam 2-(4-Isobutil-fenil)-propionat) ditunjukkan dalam Gambar 1.

Ibuprofen ditemukan dalam konsentrasi sampai 60 g L⁻¹ dalam lumut dari pembuangan sampah di Swedia (Paxeus 2000). Kolpin dkk. (2002) melaporkna konsentrasi rata-rata ibuprofen 200 ng L⁻¹ dalam limbah air yang diterima sungai-sungai di Amerika Serikat. Untuk memeriksa efisiensi penghilangan ibuprofen, langkah penting untuk menguji konstanta laju untuk oksidasi ibuprofen dengan Fe(VI). Kinetika reaksi antara Fe(VI) dan ibuprofen telah dittetapkan sebagai fungsi pH (7.75–9.10) dan temperatur (25–45°C) untuk memperlihatkan potensi ferrat (VI) dalam menangani ibuprofen di lingkungan perairan.

MediaObjects/10311_2005_2_Fig1_HTML.gif

Gambar. 1 Struktur dari ibuprofen [IBP]

Hasil dan Diskusi

Hukum Laju

Pertama kali, eksperimen dilakukan pada pH 9,10 pada 25°C untuk menentukan hukum laju reaksi antara to Fe(VI) dan ibuprofen. Pernyataan laju untuk reaksi Fe(VI) dengan IBP dapat dinyatakan sebagai

$- \frac{{{\rm d}[{\rm Fe}({\rm VI})]}}{{{\rm d}t}} = k[{\rm Fe}({\rm VI})]^m [{\rm IBP}]^n$

(1)

Di mana [Fe(VI)] dan [IBP] adalah konsentrasi Fe(VI) dan ibuprofen, m dan n adalah orde reaksi, dan k adalah konstanta laju reaksi keseluruhan. Studi-studi kinetik telah dilakukan di bawah keadaan pseudo-orde dengan ibuprofen berlebih, Persamaan (1) dapat ditulis sebagai

$- \frac{{{\rm d}[{\rm Fe}({\rm VI})]}}{{{\rm d}t}} = k_1 [{\rm Fe}({\rm VI})]^m$

(2)

dimana

$k_1 = k[{\rm IBP}]^n$

(3)

Reaksi-reaksi yang diamati dengan mengukur absorbansi Fe(VI) pada panjang gelombang 510 nm sebagai fungsi dari waktu. Profil-profil untuk Fe(VI) dengan waktu sangat cocok dengan kurva pengurangan eksponesial tunggal, menunjukkan reaksi-reaksi berorde pertama terhadap Fe(VI). Harga-harga k ₁ untuk reaksi tersebut ditentukan pada variasi konsentrasi IBP pada pH 9,10. Plot harga of k₁ versus [IBP] adalah linear dengan koefisien korelasi, r ²=0,99 (Gambar 2). Eksperimen yang sama diperlakukan sebagai fungsi dari temperatur. Hasil-hasil pada temperatur lain juga menunjukkan linearitas terhadap [IBP] (Gambar 2). Hubungan yang proporsional langsung dari k ₁ terhadap [IBP] mengisyaratkan bahwa hukum laju untuk reaksi ini berorde satu terhadap IBP. Hukum laju reaksi Fe(VI) dan ibuprofen yang teeramati dapat ditulis sebagai

$- \frac{{{\rm d}[{\rm Fe}({\rm VI})]}}{{{\rm d}t}} = k[{\rm Fe}({\rm VI})][{\rm IBP}]$

(4)

MediaObjects/10311_2005_2_Fig2_HTML.gif

Gambar. 2 Plot konstanta laju pseudo orde satu (k ₁, s⁻¹) vs. [IBP] pada oksidasi Fe(VI) terhadap ibuprofen dalam 0,01 M natrium fosfat pada pH 9,10 pada berbagai temperatur

Harga-harga k untuk reaksi Fe(VI) dengan IBP pada temperature yang berbeda telah ditentukan dari slope garis dalam Gambar 2. Plot dari log k versus 1/T (K⁻¹) ditemukan linear (r ²=0.99) dan energi aktivasinya, E _a, ditentukan berharga 48,4±4,0 kJ mol⁻¹. Energi aktivasi intrinsik yang dihitung dengan menggunakan ΔH untuk disosiasi HFeO₄ ⁻ adalah 65,4±6,1 kJ mol⁻¹.

Ketergantungan pH

Akhirnya, harga-harga konstanta laju, k, untuk reaksi Fe(VI) dengan IBP sebagai fungsi dari pH telah ditentukan (Gambar 3, terlampir). Konstanta laju reaksi meningkat dengan penurunan pada pH.

MediaObjects/10311_2005_2_Fig3_HTML.gif

Gambar 3 Kebergantungan ion hidrogen pada laju oksidasi Fe(VI) dari ibuprofen dalam 0,01 M natrium fosfat pada 25°C. Terlampir: Kebergantungan laju pada pH (garis yang cocok telah digambar menggunakan k=1,11±0,22 M⁻¹ detik⁻¹)

Perubahan dalam k dengan pH dapat digambarkan dengan mempertimbangkan kesetimbangan Fe(VI) terprotonasi (HFeO₄ ⁻) dan IBP (BH) (Persamaan (5) dan (6))

${\rm HFeO}_4 ^ - \Leftrightarrow {\rm H}^ + + {\rm FeO}_4 ^{2 - } ;\quad {\rm p}K_{{\rm a},{\rm HFeO}_4 } = 7.23$

(5)

${\rm BH} \Leftrightarrow {\rm H}^ + + {\rm B}^ - ;\quad {\rm p}K_{{\rm a},{\rm BH}} = 4.41$

(6)

Protonasi IBP tidak terjadi pada rentang pH yang dipelajari (Persamaan (6)), oleh karena itu kebergantungannya berhubungan dengan protonasi Fe(VI). Potensial-potensial reduksi Fe(VI) berturut-turut adalah 2,20 dan 0,72 dalam larutan-larutan asam dan basa (Wood 1958). Dengan demikian Fe(VI) merupakan oksidan yang lebih kuat tergantung protonasi sehingga laju reaksi dapat diperkirakan meningkat.

Harga ${\rm p}K_{{\rm a},{\rm HFeO}_4 }$ telah digunakan untuk menginterpretasikan data kinetik pada pH yang berbeda. Plot dari konstanta laju orde kedua yang teramati terhadap $\alpha _{{\rm HFeO}_4 } \,\left\{ {\frac{{[{\rm H}^ + ]}}{{[{\rm H}^ + ] + K_{{\rm a},{\rm HFeO}_4 } }}} \right\}$ telah ditemukan linear (Gambar 3). Slope plot dari log k terhadap $\log \left\{ {\frac{{[{\rm H}^ + ]}}{{[{\rm H}^ + ] + K_{{\rm HFeO}_4 } }}} \right\}$ memberikan harga 1,11±0,13, yang memperkirakan kebergantungan orde pertama. Lebih jauh hal ini mengisyaratkan bahwa HFeO₄ ⁻ adalah spesies reaktif dari Fe(VI). Hukum laju reaksi yang teramati dapat ditulis sebagai

$\displaylines{{ - {\rm }\frac{{{\rm d}[{\rm Fe}({\rm VI})]}}{{{\rm d}t}}} ={ k_5 \left\{ {\frac{{[{\rm H}^ + ]}}{{[{\rm H}^ + ] + K_{{\rm a},{\rm HFeO}_4 } }}} \right\}[{\rm Fe}({\rm VI})][{\rm IBP}]}\cr = {{\rm }k_5 [{\rm HFeO}_4 ^ - ][{\rm IBP}]}}$

(7)

Slope dalam Gambar 3 memberikan sebuah harga k ₅=1,13±0,22 M⁻¹ detik⁻¹ pada 25°C. Konstanta-konstanta laju yang diperkirakan benar-benar cocok dengan data eksperimen (Gambar 3, terlampir, garis penuh).

Laju reaksi bentuk terprotonasi dari Fe(VI) (HFeO₄⁻) yang lebih cepat dari pada bentuk terionisasinya (FeO₄²⁻) bertanggungjawab pada peningkatan laju oksidasi ibuprofen Fe(VI). Ini konsisten dengan laju yang lebih cepat untuk dekomposisi spontan dari ferrat (VI) dengan sebuah penurunan pada pH (Sharma 2002a,b, 2004). Karakter-karakter radikal parsial ( ${\rm Fe}^{{\rm VI}} = {\rm O} \leftrightarrow {\rm Fe}^{\rm V} - {\rm O}^{- \bullet}$ ) dapat distabilisasi proton dan meningkatkan reaktivitas dengan ibuprofen. Juga telah dinyatakan bahwa HFeO₄⁻ memiliki kerapatan spin yang lebih besar pada ligan-ligan oksonya daripada FeO₄ ²⁻, yang meningkatkan kemampuan oskidasi dari Fe(VI) terprotonasi.

Reaktivitas Fe(VI) dengan asam karboksilat biasanya lambat. Konstanta-konstanta laju yang teramati untuk format (HCOOH) dan oksalat ((COOH)₂) berturut-turut terhitung 1,0×10⁻¹ dan 4,0×10⁻¹ M⁻¹ detik⁻¹ pada pH 8,0 (Sharma 2002a). Dalam perbandingan, konstanta laju untuk ibuprofen adalah sama harganya (k=0,9×10⁻¹ M⁻¹ detik⁻¹; pH 8,0). Sehingga nampak Fe(VI) menyerang gugus propionat daripada cincin aromatik dalam reaksi dengan ibuprofen. Ini akan konsisten dengan hasil-hasil pada reaktivitas Fe(VI) dengan beberapa asam amino yang mana Fe(VI) lebih menyukai menyerang gugus samping (Sharma dan Bielski 1991). Sangat kontras OH^• bereaksi terutama melalui adisi kepada sistem cincin (Sharma 2002b). Bagaimanapun juga, keberadaan gugus sulfur atau nitrogen dalam molekul tersebut meningkatkan reaktivitas dengan Fe(VI). Sebagai contoh, harga k untuk reaksi Fe(VI) dengan obat sulpfonamid, sulfametoksazol (4-amino-N (5-metil-3-isoksazolil) benzena sulfonamida) adalah 4,64±0,02×10¹ M⁻¹ detik⁻¹ pada pH 8,0 (Sharma et al. 2006).

Kesimpulan

Hukumlaju untuk oksidasi ibuprofen dengan Fe(VI) adalah berorde pertama terhadap masing-masing reaktan. Dengan menggunakan konsentrasi berlebih Fe(VI) (1 mM) daripada ibuprofen dalam air, waktu paruh terhitung dari reaksi dengan menggunakan konstanta laju yang diperoleh pada studi kami akan kira-kira akan 1 jam pada pH 7,75. Laju reaksinya tidak bergantung pada pH; sehingga merupakan waktu paruh dari reaksi-reaksi tersebut. Waktu paruh lebih jauh tidak menjadipraktis untuk menerapkan Fe(VI) dalam penghilangan ibuprofen dalam air. Bagaimanapun juga, penghilangan ibuprofen dalam lumut akan memerlukan penggunaan sejumlah besar Fe(VI). Di bawah kondisi-kondisi ini, waktu paruh reaksinya akan lebih pendek.

Dalam aplikasi Fe(VI) terhadap air dan limbah air, Fe(VI) akan lebih menyukai mengoksidasi konstituen-konstituen lain daripada ibuprofen. Di bawah kondisi-kondisi ini, penghilangan ibuprofen melalui oksidasi oleh Fe(VI) menjadi tidak mungkin. Sehingga produk teroksidasi dari ibuprofen tidak akan terbentuk dalam air menyebabkan efek-efek racun. Produk-produk oksidasi ibuprofen sebaliknya memiliki potensi menghasilkan respon racun dalam organisme perairan (Caviglioli et al. 2002). Akhirnya, Fe(III) yang dihasilkan dari Fe(VI) merupakan koagulan yang efisien untuk zat-zat organik (DeLuca et al. 1992), dengan demikian ibuprofen dapat dihilangkan dari air melalui proses ko-presipitasi.

Daftar pustaka

1. Caviglioli C, Valeria P, Brunella P, Sergio C, Attila A, Gaetano B (2002) identification of degradation products of ibuprofen arising from oxidative and thermal treatments. J Pharma Biomed Anal 30:499–509.

2. DeLuca SJ, Cantelli M, DeLuca M (1992) Ferrate vs. traditional coagulants in the treatment of combined wastes. Water Sci Technol 26:2077–2080.

3. Doll TE, Frimmel FH (2004) Kinetic study of photocatalytic degradation of carbazepine, clofibric acid, iomerpol and iopromide assisted by different TiO2 materials determination of intermediates and reaction pathways.Water Res 38(4):955–964.

4. Doughton CG, Ternes TA (1999) Pharmaceuticals and personal care products in the environment: Agents of subtle change? Environ Health Perspect 107:907–908.

5. Drewes JE, Heberer T, Rauch T, Reddersen K (2003) Fate of pharmaceuticals during ground water discharges. GroundWater Monit Remediat 23:64–72.

6. Huber MM, Canonica S, Park G-Y, Gunten UV (2003) Oxidation of pharmaceuticals during ozonation and advanced oxidation processes. Environ Sci Technol 37:1016–1024.

7. KolpinDW, Furlong ET,MeyerMT, Thurman EM, Zaugg SD,Barber LB, Buxton HT (2002) Pharmaceuticals, hormones, and other organicwastewater contaminants in U.S. streams, 1999–2000:A national reconnaissance. Environ Sci Technol 36(6):1202–1211.

8. Lopez A, Bozzi A, Mascolo G, Kiwi J (2003) Kinetics investigation on UV and UV/H2O2 degradations of pharmaceutical intermediates in aqueous solution. J Photochem Photobiol A Chem 156:121–126.

9. Paxeus N (2000) Organic compounds in municipal landfill leachates Water Sci Technol 42:323–333.

10. Sharma VK, Bielski BHJ (1991) Reactivity of ferrate(VI) dan ferrate(V) with amino acids. Inorg Chem 39:4306–4310.

11. Sharma VK (2002a) Potassium ferrate(VI): An environmentally friendly oxidant. Adv Environ Res 6:143–155.

12. Sharma VK (2002b) Ferrate(V) oxidation of pollutants: A premix pulse radiolysis. Rad Phys Chem 65:349–355.

13. Sharma VK (2004) Use of iron(VI) and iron(V) in water and wastewater treatment. Water Sci Technol 49:69–73.

14. Sharma VK, Mishra SK (2004) Ferrate(VI) oxidation of sulfamethoxazole: A kinetic study. In: Sharma VK, Jiang J-Q, Bouzek K (eds) Innovative ferrate(VI) technology in water and wastewater treatment, pp 102–108.

15. Sharma VK, Kazama F, Hu J, Ray AK (2005a) Ferrates (iron(VI) and iron(V)): Environmentally-friendly oxidants and disinfectants. J Water Health 3:45–58.

16. Sharma VK, Burnett CR, Yngard C, Cabelli D (2005b). Iron(VI) and iron(V) oxidation of copper(I) cyanide. Environ Sci Technol 39:3849–3855.

17. Sharma VK, Mishra SK, Ray AK (2006) Kinetic assessment of the potassium ferrate(VI) oxidation of antibacterial drug sulfamethoxazole. Chemosphere 62(1):128–134.

18. Ternes TA, Meisenheimer M, Mcdoweli D, Sacher F, Brauch H-J, Haist-Gulde B, Preuss G, Wilme U, Zulei-Seibert N (2002).

19. Removal of pharmaceuticals during drinking water treatment. Environ Sci Technol 36:3855–3863.

20. Thompson GW, Ockerman LT, Schreyer JM (1951) Preparation and purification of potassium ferrate VI. J Amer Chem Soc 73:1379–1381.

21. Wood RH (1958) The heat, free energy, and entropy of the ferrate(VI) ion. J Amer Chem Soc 80:2038–2041.

22. Zeiner C, Frimmel FH (2000) Oxidative treatment of pharmaceuticals in water. Water Res 34:1881–1885.

: Sebuah Studi Kinetik