تجزیه فتوکاتالیستی آموکسی سیلین و سیپروفلوکسین و تتراسایکلین توسط نانوذره اکسید نیکل سنتز شده از فاضلابهای دارویی

آلودگی آب در منابع سطحی و زیر زمینی می تواند مشکلاتی برای سلامتی انسان ایجاد نماید. با توجه به کمبود آب و بروز مشکلات زیست محیطی که در نتیجه تخلیه فاضلاب ها و پساب ها به آب های پذیرنده ایجاد شده است، تصفیه فاضلاب و بررسی امکان استفاده مجدد از آن مهم است(1).

مواد دارویی از لحاظ الودگی محیط زیست ،به اندازه سایر الاینده ها مثل افت کش ها وعلف کش ها قدمت ندارد ولی در طی دهه اخیر با افزایش استفاده از دارو و باالطبع افزایش تولید مواد دارویی توجه متخصصان محیظ زیست را به خود جذب کرده است (2, 3)برخی مطالعات نشان داده که مقادیر قابل توجهی از این ترکیبات و متابولیت های انها به عنوان زائدات وارد پساب شده و تصفیه ان قبل از تخلیه به محیط زیست ضروری بنظر میرسد(4).

آنتی بیوتیک ها از عوامل شیمی درمانی هستند که باعث جلوگیری از رشد و یا نابودی میکرو ارگانیسم هایی مانند باکتری ها، قارچ‌ها و غیره می‌شوند (5). فلوروکینولون یکی از خانواده های آنتی بیوتیک ها است که شامل آنتی بیوتیک های افلوکسین، سیپروفلوکساسین، افلوکسین و نوروفلوکساسین می باشد (6). حضور اتم فلوئور در ترکیب این آنتی بیوتیک ها باعث ایجاد ثبات و پایداری آن ها شده و به همین دلیل به عنوان یک آلاینده در محیط مطرح هستند(7).

سیپروفلوکساسین به صورت گسترده در درمان عفونت، مخصوصا عفونت های دستگاه ادراری، تنفسی و گوارشی به کار می رود که عملکرد خوبی دارد(5, 8). حضور آنتی بیوتیک در منابع آبی به علت افزایش مصرف آنتی بیوتیک ها برای درمان انسان و دام می باشد(9). به طوریکه آنتی بیوتیک ها حدود 10 تا 15 درصد از مصرف داروها را به خود اختصاص می دهند(10). همچنین برآورد شده است که مصرف آنتی بیوتیک ها در جهان بین 100000 تا 300000 تن است که پس از مصرف در بدن، به طور کامل در بدن متابولیزه نشده و 30 تا 90 درصد آن ها پس از دفع، به صورت فعال باقی می مانند. از این رو سالانه بین 3000 تا 180000 تن آنتی بیوتیک فعال وارد محیط زیست می شود(11). بخش اعظمی از آنتی بیوتیک سیپروفلوکساسین به صورت غیر متابولیزه از بدن انسان وحیوانات دفع میشود و پایداری اینگونه انتی بیوتیک ها در محیط باعث شده است که غلظت های مختلف این الاینده ها در تصفیه خانه های فاضلاب ،اب و شبکه توزیع اب اشامیدنی یافت شوند(5). حضور آنتی بیوتیک سیپروفلوکساسین در اب اشامیدنی ممکن است باعث ایجاد سردرد، اسهال، عصبی بودن، لرزش، تهوع و استفراغ و واکنش های آلرژُیک شده و در صورت وجود با غلظت های نسبتا بالاتر عوارض جدی از جمله نارسایی حاد کلیه، بالارفتن انزیم های کبدی وترومبوسیتویینی ایجاد میکند وباعث تداخل در فتوسنتز گیاهان آبزی میشود.(12, 13) حضور آنتی بیوتیک سیپروفلوکساسین حتی در غلظت های کم خطرناک است و منجر به گسترش مقاومت آنتی بیوتیکی، وتاثیراین مواد برروی پاتوژن های غیرهدف، تغییرساختارجلبک های ابی، مداخله وفتوسنتز گیاهان وایجاد ناهنجاری های ظاهری در گیاهان میشود. (14).

آموکسی سیلین یک آنتی بیوتیک رایج است که برای درمان انواع گوناگونی از عفونت های باکتریایی نظیر عفونت گوش میانی، گلودرد، ذات الریه، سینوزیت و عفونت های دستگاه ادراری تجویز می شود. این ترکیب در میان مواد دارویی دارای کمترین متابولیسم بوده، بطوری که پس از مصرف آن حدود 10-20 درصد جذب بدن شده و 80 تا 90 درصد از طریق ادرار و مدفوع بصورت تغییر نیافته به محیط زیست تخلیه می شود (6). حذف و تصفیه زیستی آموکسی سیلین  آنتی بیوتک به دلیل وجود حلقه پایدار نفتول (به عنوان ساختار اصلی) و سمیت آن برای میکرو ارگانیسم ها و همچنین تجزیه پذیری زیستی کم آن ها مشکل است(6)  

گروه تتراسایکلین (TC) یکی از رایج ترین آنتی بیوتیک ها در سراسر جهان است که کاربردهای فراوانی در درمان انسانی و دامداری پیدا می کند و متابولیسم آن دشوار است [8،9]. به میزان زیاد تا 72٪) TC از طریق انسانها و حیوانات دفع میشود 

بیش از 65 درصد مصرف انتی بیوتیک ها در جهان و 6/32 درصد مصرف آنها در ایران، به گروه بتا لاکتام (پنی سیلین، آموکسی سیلین و آمپی سیلین) تعلق دارد که آموکسی سیلین پرمصرف ترین آنهاست (15، 16). آموکسی سیلین یک آنتی بیوتیک رایج است که برای درمان انواع گوناگونی از عفونت های باکتریایی نظیر عفونت گوش میانی، گلودرد، ذات الریه، سینوزیت و عفونت های دستگاه ادراری تجویز می شود.حدود30 تا90 درصد از دوز داده شده می تواند در حالت غیر قابل تجزیه باقی مانده و به عنوان یک  ترکیب فعال دفع شوند (17). این ترکیب در میان مواد دارویی دارای کمترین متابولیسم بوده، بطوری که پس از مصرف آن حدود 10-20 درصد جذب بدن شده و 80 تا 90 درصد از طریق ادرار و مدفوع بصورت تغییر نیافته به محیط زیست تخلیه می شود (18).

آنتی بیوتیک در محیط های ابی دیر یا اصلا تجزیه نمیشود یا تا حدی حذف میشود و مقادیر باقیمانده میتوانند به اکوسیستم ابزی برسند، لذا اهمیت ویژه ای نسبت به سایر آنتی بیوتیک ها برای حذف برخوردار است.(20) غلظت سیپروفلوکساسین در فاضلاب و اب های سطحی از یک میکروگرم در لیتر و در پساب بیمارستان بیش از 150میکروگرم در لیتر و در کارخانه داروسازی 31 میلی گرم در لیتر شناسایی شده است(21). استاندارد قابل قبول سازمان حفاظت محیط زیست برای حضور آنتی بیوتیک ها در پساب 1 میلی گرم در لیتر می باشد(22). بدین منظور از روش های مختلفی برای حذف مانند رسوب گیری شیمیایی و منعقد شدن، رسوب گیری فسفاتی، تبادل یونی، فرایندهای غشایی و روش های تثبیت کردن و جذب سطحی استفاده می شود(23). حذف و تصفیه زیستی آنتی بیوتک ها به دلیل وجود حلقه پایدار نفتول (به عنوان ساختار اصلی) و سمیت آن برای میکرو ارگانیسم ها و همچنین تجزیه پذیری زیستی کم آن ها مشکل است(24).

 روش اکسیداسیون پیشرفته روشی ساده، کم هزینه، دارای راندمان بالاست که برای تجزیه و حذف آلاینده های آلی خطرناک، مقاوم و غیرقابل تجزیه بیولوژیکی در محیط‌های آبی مورد استفاده قرارگرفته است. مکانیسم اصلی فرایند اکسیداسیون شیمیایی تولید رادیکال‌های هیدروکسیل(OH)  می‌باشد که قادر به تجزیه ترکیبات آلی پایدار می باشند (25).  این فرایند جهت حذف انواع مختلفی از آلاینده‌ها از جمله اسیدهیومیک(26)، فورفورال(27) و آنتی بیوتیک‌ها (28)  استفاده شده است. فرآیندهای اکسیداسیون پیشرفته مختلفی از جمله ازن زنی (28)  تابش فرابنفش(24) ، فنتون (21) ، تابش امواج اولتراسونیک (22) مورد استفاده قرار گرفته اند. در این میان تجزیه فتوکاتالیستی یک راه موثر به منظور حذف آنتی بیوتیک ها از محیط می باشد (20) که در این فرایند از نیمه هادی های مختلفی از قبیل ZnO (25)،(26)  TiO₂ ، CdS , ZrO₂ (28) استفاده شده است.  

در ﺳﺎﻟﻬﺎی اﺧﯿﺮ ﻣﻮاد ﻧﺎﻧﻮﺳﺎﺧﺘﺎر ﺑﻪ ﻃﻮر ﻣﺪاوم ﺗﻮﺟﻪ زﯾﺎدی را ﺑﻪ ﺧﻮد ﺟﻠﺐ ﮐﺮدهاﻧﺪ. اﯾﻦ ﻣﻮﺿﻮع ﺑﻪ دﻟﯿﻞ ﺧﻮاص ﺟﺬاب وﻣﻨﺤﺼﺮ  ﺑﻪ ﻓﺮد آﻧﻬﺎ و ﻧﯿﺰ ﮐﺎرﺑﺮدﻫﺎی ﺑﺮﺗﺮﺷﺎن ﻧﺴﺒﺖ ﺑﻪ ﻫﻤﺘﺎﻫﺎی ﻏﯿﺮ ﻧﺎﻧﻮی آﻧﻬﺎ ﻣﯽ ﺑﺎﺷﺪ. درﻣﯿﺎن ﻧﺎﻧﻮ ﻣﻮاد ﻣﺨﺘﻠﻒ، اﮐﺴﯿﺪﻫﺎی  ﻓﻠﺰی از ﻧﻈﺮ ﺻﻨﻌﺘﯽ و ﺗﮑﻨﻮﻟﻮژﯾﮑﯽ ﻣﻮرد ﺗﻮﺟﻪ ﻓﺰاﯾﻨﺪه ای ﻗﺮار ﮔﺮﻓﺘﻪاﻧﺪ اﯾﻦ ﺗﻮﺟﻪ ﺑﻪ دﻟﯿﻞ ﺧﻮاص ﺟﺎﻟﺐ آﻧﻬﺎ ﻧﻈﯿﺮ ﺧﻮاص ﻧﻮری، ﻣﻐﻨﺎﻃﯿﺴﯽ، اﻟﮑﺘﺮﯾﮑﯽ وﺧﻮاص ﮐﺎﺗﺎﻟﯿﮑﯽ) ﺑﻪ ﻫﻤﺮاه ﺧﻮاص ﻋﻤﻮﻣﯽ ﻧﻈﯿﺮ اﺳﺘﺤﮑﺎم ﻣﮑﺎﻧﯿﮑﯽ، ﭘﺎﯾﺪاری ﺣﺮارﺗﯽ و ﺧﻮاص ﺷﯿﻤﯿﺎﯾﯽ آﻧﻬﺎﺳﺖ(29).

ﻧﺎﻧﻮاﮐﺴﯿﺪﻫﺎی ﻓﻠﺰات واﺳﻄﻪ از ﻃﺮﯾﻖ روﺷﻬﺎی ﻣﺘﻨﻮﻋﯽ ﺗﻮﻟﯿﺪ ﺷﺪهاﻧﺪ. روﺷﻬﺎﯾﯽ ﻧﻈﯿﺮ: ﭘﯿﺮوﻟﯿﺰ دراﺛﺮاﻣﻮاج ﻣﺎﻓﻮق ﺻﻮرت رﺳﻮﺑﮕﺬاری ﮐﻨﺘﺮل ﺷﺪه ﻣﺎﯾﻊ رﺳﻮﺑﮕﺬاری اﻟﮑﺘﺮﯾﮑﯽ -رﺳﻮب ﺷﯿﻤﯿﺎﯾﯽ ﺑﺨﺎر- روش ﺳﻞ- ژل ﮐﺎﻫﺶ ﻧﻤﮑﻬﺎی ﻓﻠﺰی و ﺳﭙﺲ اﮐﺴﺎﯾﺶ ذرات ﻓﻠﺰی  و ﻓﺮﺳﺎﯾﺶ ﻟﯿﺰری  می باشد.(30-33).

وﯾﮋﮔﯿﻬﺎی ﺷﻨﺎﺧﺘﻪ ﺷﺪه ﻧﺎﻧﻮذرات اﮐﺴﯿﺪ ﻧﯿﮑﻞ ﺑﺎﻋﺚ ﻣﯽ ﺷﻮد ﮐﻪ آﻧﻬﺎ راﺟﻬﺖ اﺳﺘﻔﺎده ﻫﺎی ﻣﺘﻨﻮﻋﯽ ﻧﻈﯿﺮ ﮐﺎﺗﺪﻫﺎی ﺑﺎﺗﺮی ﻫا،  ﺳﻨﺴﻮرﻫﺎ، ﮐﺎﺗﺎﻟﯿﺰورﻫﺎ وﻏﯿﺮه ﺑﻪ ﮐﺎر ﺑﺮد. از انجائیکه مطاعات بسیار اندکی در مورد حذف آنتی بیوتیک و آلاینده های آلی دیگر با نانوذره نیکل انجام شده است بنابراین این مطالعه با هدف تجزیه فتوکاتالیستی آموکسی سیلین و سیپروفلوکسین  و تتراسایکلین توسط نانوذره اکسید نیکل سنتز شده از فاضلابهای دارویی می باشد

در بررسی که تحت عنوان کاربرد نانولوله کربنی چند جداره  برای حذف آموکسی سیلین   از محلولهای آبی انجام گرفته است نتایج حاصله نشان دهنده آن است که ماکزیمم جذب آموکسی سیلین  در PH برابر با 3 اتفاق می افتد و با افزایش دما میزان جذب افزایش یافته و بهترین ایزوترم و سینتیک جذب برای داده های تعادلی ایزوترم لانگمیر و سینتیک واکنش درجه دو می‌باشد  و بیشترین جذب برابر با 710 میلی گرم به ازای هر گرم جاذب است. همچنین با افزایش مقدار اولیه آموکسی سیلین  میزان کلی جذب توسط جاذب افزایش می یابد(37).

در بررسی دیگری که تحت عنوان جذبآموکسی سیلین بوسیله کربن فعال  از محلولهای آبی  صورت گرفته است نتایج حاصله نشان دهنده آن است میزان حذف 86% در غلظت 50 میلی گرم در لیتر اتفاق می افتذ و شرایط بهینه برای جذب  PH برابر با  6 و زمان تماس 60 دقیقه و دز جاذب 1.6 گرم در لیتر می باشد همچنین نتایج نشان می دهد که با افزایش غلظت بیومس از 2/0 به  1.6 گرم در لیتر  درصد حذف از 45 درصد به 86درصد میرسد درحالیکه مقدار جذب از 69.9 میلی گرم به ازای هر گرم جاذب به 6.74 می رسد و بهترین ایزوترم و سینتیک جذب برای داده های تعادلی ایزوترم لانگمیر و سینتیک واکنش درجه دو می‌باشد(38).

در بررسی دیگری که تحت عنوان حذف آمپی سیلین توسط نانوذره اصلاح شده انجام گرفت. نتایج حاصله نشان داد در زمان تماس بهینه 90 دقیقه،  در دز جاذب 1 گرم در لیتر، PH برابر با 3 میزان حذف 4/92 درصد می باشد  همچنین با افزایش دز جاذب میزان کلی جذب افزایش می یابد ولی در کل ظرفیت جذب جذب کاهش پیدا می کند همچنین بهترین سینیک برای سرعت واکنش، سینتیک درجه دو می باشد. میزان جذب بیشتر با مدل جذب لانگمیر مطابقت دارد(39).

در بررسی دیگری که تحت عنوان جذب آنتی بیوتیک آموکسی سیلین توسط بنتونیت انجام گرفته است نتایج  حاصله نشان دهنده آن است که ماکزیمم حذف در pH  برابر با 3 بطور کلی زیاد و 2/35 میلی گرم به ازای هر گرم جاذب خواهد بود که با مدل لانگمیر مطابقت می کند همچنین نشان داده شده است که با افزایش غلظت آموکسی سیلین میزان جذب توسط جاذب کاهش پیدا می کند و غلظت مورد آزمایش از 10 تا 100 میلی گرم در لیتر متغیر می باشد و بیشترین مفدار جذب در غلظت 10 میلی گرم اتفاق می افتد(40).

در بررسی دیگری که تحت عنوان جذب آنتی بیوتیک پنی سیلین توسط  جاذب عدسک آبی انجام گرفته است.در این مطالعه تاثیر پارامترهای مختلف مثل زمان تماس، pH ، غلظت اولیه پنی سیلین و دز بیومس بر عملکرد جاذب بررسی شد. نمو‌نه‌ها با دو بار تکرار مورد آزمون قرار گرفتند و مدلهای مختلف ایزوترم و سرعت واکنش جذب از طریق مقایسه ضریب رگرسیون تحلیل شد.  نتایج نشان داد که سطح ویژه جاذب 5/32 متر‌مربع در هر گرم جاذب می‌باشد. حداکثر جذب پنی سیلین در pH برابر با 3 و دز جاذب 4 گرم در لیتر و زمان تماس 75 دقیقه بدست آمد. با افزایش غلظت ‌بیس‌فنل‌ از  10 تا 200 میلی‌گرم در لیتر، کارایی حذف، از حدود 99% به 65% کاهش یافت. نتایج مطالعه جذب بیشترین همبستگی را با مدل لانگمیر و سنتیک درجه دو نشان داد. همچنین وقتی دما از 20 تا 50 درجه سانتی‌گراد افزایش یافت ظرفیت جذب نیز از 11/31 میلی گرم به ازای هر گرم جاذب به 82/41 گرم به ازای جاذب رسید.(41).

در مطالعه ایی که توسط فردوس کرد مصطفی پور و همکاران  بر روی تجزیه فتوکاتالیستی آنتی بیوتیک سیپروفلوکساسین با استفاده از نانوذرات اکسید مس در مجیط آبی انجام گرفت مقادر بهینه برای pH و نانوذره اکسید مس به ترتیب 7 و 0/7 گرم در لیتر بدست آمد در این مطالعه با افزایش غلظت ورودی آنتی بیوتیک در زمان بهینه 60 دقیقه راندمان حذف سیپروفلوکساسین کاهش پیدا کرد بطوری که تحت شرایط بهینه غلظت راندمان حذف 73 درصد بدست آمد (42).

طبق مطالعه غلام حسین صفری و همکاران بر روی تجزیه فتوکاتالیستی آنتی بیوتیک تتراسایکلین از محلولهای آبی بااستفاده از UV/TiO2 و UV/TiO2/H2O2 نتایج حاصل نشان داد که pH نقش مهمی در حذف آنتی بیوتیک تتراسایکلین در فرایند UV/TiO2  دارد با افزایش زمان تماس و غلظت TiO2 راندمان حذف افزایش یافته ولی غلظت TiO2 بیشتر از 1 گرم در لیتر و زمان تماس بیش از 90 دقیقه تاثیر چشمگیری در راندمان حذف ندارد حداکثر راندمان  حذف 91/4 درصد در pH=5 غلظت 1 گرم در لیتر TiO2 غلظت اولیه 27 گرم در لیتر تتراسایکلین و زمان تماس 90 دقیقه بدست آمد (43).

1. مقدار pH بهینه  فرایند تجزیه فتوکاتالیست  آنتی بیوتیک سیپروفلوکساسین و آموکسی سیلین و تتراسایکلین با استفاده از نانو ذرات نیکل چقدر است؟
2. زمان ماند بهینه برای فرایند تجزیه فتوکاتالیست / آنتی بیوتیک سیپروفلوکساسین و آموکسی سیلین و تتراسایکلین با استفاده از نانو ذرات نیکل چقدر است؟
3. مقدار ;کاتالیست بهینه در فرایند تجزیه فتوکاتالیست آنتی بیوتیک سیپروفلوکساسین و آموکسی سیلینو تتراسایکلین با استفاده از نانو ذرات نیکل چقدر است؟
4. غلظت اولیه بهینه سیپروفلوکساسین و آموکسی سیلین و تتراسایکلین در فرایند تجزیه فتوکاتالیست بااستفاده از نانو ذرات اکسید نیکل چقدر است؟
5. توان بهینه لامپ در فرایند تجزیه فتوکاتالیست آنتی بیوتیک سیپروفلوکساسین و آموکسی سیلین و تتراسایکلین با استفاده از نانو ذرات نیکل چقدر است؟

درصد حذف سیپروفلوکساسین و آموکسی سیلین و تتراسایکلین با استفاده از  فرایند فتو کاتالیستی در حضور نانوذره اکسید نیکل از محلولهای آبی 

درصد حذف سیپروفلوکساسین و آموکسی سیلین و تتراسایکلین با استفاده از  فرایند فتو کاتالیستی در حضور نانوذره اکسید نیکل از محلولهای آبی بر حسب دوزهای  نانو ذرات در محیط های آبی 

درصد حذف سیپروفلوکساسین و آموکسی سیلین و تتراسایکلین  با استفاده از  فرایند فتو کاتالیستی در حضور نانوذره اکسید نیکل از محلولهای آبی بر حسب زمان های تماس در محیط های آبی 

درصد حذف سیپروفلوکساسین و آموکسی سیلین و تتراسایکلین با استفاده از  فرایند فتو کاتالیستی در حضور نانوذره اکسید نیکل از محلولهای آبی بر حسب غلظت ها آلاینده در محیط های آبی 

درصد حذف سیپروفلوکساسین و آموکسی سیلین و تتراسایکلین با استفاده از  فرایند فتو کاتالیستی در حضور نانوذره اکسید نیکل از محلولهای آبی برحسب شدت های  تابشی لامپ UV در محیط های آبی

درصد حذف سیپروفلوکساسین و آموکسی سیلین و تتراسایکلین با استفاده از  فرایند فتو کاتالیستی در حضور نانوذره اکسید نیکل در شرایط بهینه حاصله در فاضلاب واقعی 

وزات نیرو و شرکت آب . فاضلاب

 تعریف آنتی بیوتیک : فراورده یا ماده‌ای شیمیایی است که از یک میکروارگانیسم تولید یا از آن گرفته می‌شود و میکروارگانیسمهای دیگر را از بین می‌برد یا مانع رشد آنها می‌شود.

تعریف سیپروفلوکساسین: سیپروفلوکساسین از رده ی فلوروکینولون ها که بصورت وسیع الطیف در درمان باکتریهای گرم منفی و مثبت بکار گرفته می شود.

فتوکاتالیست (Photocatalyst)  به کاتالیزورهایی گفته می شود که در حضور نور فعال می شوند.

فتوکاتالیست ها معمولا اکسید های جامد نیمه رسانا هستند که با جذب فتون ها یک الکترون – حفره در آنها ایجاد می شود این الکترون – حفره می تواند با مولکول های موجود در سطح ذرات واکنش دهند

تجربی ازمایشگاهی

نمونه ها جمع آوری شده در پایان هر مرحله آزمایش

با توجه به اینکه آزمایش از طریق یافتن بهینه ترین نقطه هر یک از متغیرها پیش می رود در نتیجه تعداد آزمایشات به شرح زیر است:

36 نمونه برای هر آنتی بیوتیک طبق جدول زیر مورد نیاز می باشد بنابراین برای سه آنتی بیوتیک 108 نمونه و با دو بار تکرار 216 نمونه برای کل آزمایشات خواهد بود

روش نمونه برداری بصورت غیر احتمالی در دسترس می باشد که بعد از انجام فرایند، نمونه ها برداشته شده و پس از آماده سازی غلظت آنتی بیوتیک با استفاده از دستگاه اسپکتروفتومتر اندازه‌گیری خواهد شد.

پس از انجام فرایند در هر مرحله، نمونه‌های حاصل مورد آزمایش قرار خواهد گرفت و مقدار آنتی‌بیوتیک باقیمانده بر حسب خود آنتی‌بیوتیک وCOD بدست خواهد آمد. در نهایت نمودار های مربوطه بر حسب درصد حذف رسم خواهد شد

برای تهیه نانوذره اکسید نیکل 50 ﻣﯿﻠﯽ ﻟﯿﺘﺮ ﻣﺤﻠﻮل ﻧﯿﺘﺮات ﻧﯿﮑﻞ6 آﺑﻪی ﯾﮏ ﻣﻮﻻر ﺗﻬﯿﻪ  خواهد شد ، ﺳﭙﺲ ﺑﻪ اﯾﻦ ﻣﺤﻠﻮل، ﻣﺤﻠﻮل 25% آﻣﻮﻧﯿﺎک اﺿﺎﻓﻪ ﻣﯽﮔﺮدد ﺗﺎ رﻧﮓ ﻣﺤﻠﻮل ﺑﻪ ﺻﻮرت آﺑﯽ ﭘﺮرﻧﮓ ﮐﻤﭙﻠﮑﺲ Ni(NH3)₆]⁺²] درآﯾﺪ. ﺳﭙﺲ در ﯾﮏ ﺑﺸﺮ ﺟﺪاﮔﺎﻧﻪ ﻣﻘﺪار 150 ﻣﯿﻠﯽ ﻟﯿﺘﺮ آب ﻣﻘﻄﺮ رﯾﺨﺘﻪ و ﺑﻪ آن 5 ﻣﯿﻠﯽﻟﯿﺘﺮﺳﻮرﻓﮑﺘﺎﻧﺖ ﻏﯿﺮﯾﻮﻧﯽ Triton X-100 اﺿﺎﻓﻪ ﻣﯽﺷﻮد و ﻣﺪت 15 دﻗﯿﻘﻪ ﻣﺨﻠﻮط آب و ﺳﻮرﻓﮑﺘﺎﻧﺖ ﺑﻪ ﺧﻮﺑﯽ ﻫﻢ زده ﻣﯽﺷﻮد. ﺳﭙﺲ ﻣﺤﻠﻮل آﺑﯽ رﻧﮓ اوﻟﯿﻪ ﺑﻪ ﻣﺨﻠﻮط آب و ﺳﻮرﻓﮑﺘﺎﻧﺖ اﻓﺰوده ﺷﺪه و ﺑﻪ ﻣﺪت ﯾﮏ ﺳﺎﻋﺖ در دﻣﺎی C°70 ﺳﺎﻧﺘﯽﮔﺮاد ﻫﻢ زده ﻣﯽﺷﻮﻧﺪ ﭘﺲ از اﯾﻦ ﻣﺪت زﻣﺎن رﺳﻮب ﺳﺒﺰ روﺷﻨﯽ ﺑﺮ ﺟﺎی ﻣﯽﻣﺎﻧﺪ. رﺳﻮب ﺣﺎﺻﻞ ﺻﺎف ﺷﺪه، ﺑﺎ آب واﺗﺎﻧﻮل ﺷﺴﺘﺸﻮ داده ﻣﯽﺷﻮد. رﺳﻮب Ni(OH)2 ﺑﻪ دﺳﺖ آﻣﺪه ﺑﻪ ﻣﺪت 2 ﺳﺎﻋﺖ و در دﻣﺎی C° 200در ﮐﻮره ﻗﺮار داده ﻣﯽﺷﻮد ﺗﺎ ﻣﻄﺎﺑﻖ واﮐﻨﺶ زﯾﺮ ﺗﺠﺰﯾﻪ ﺷﻮد

 Ni(OH)₂ → NiO + H₂O

نانوذره اکسید نیکل حاصله در آزمایشات در مراحل مختلف استفاده می شود (35-36)

شرح آزمایش: این مطالعه از نوع تجربی- کاربردی می‌باشد که به صورت ناپیوسته در مقیاس آزمایشگاهی، در دمای محیط آزمایشگاه انجام خواهد گرفت. در این آزمایش کلیه مواد شیمیایی ساخت شرکت سیگما با گرید آزمایشگاهی و درجه خلوص بالا  مورد استفاده قرار خواهد گرفت.  عمل هم زنی نمونه ها با استفاده از همزن مغناطیسی با سرعت 180 دور در دقیقه انجام خواهد شد. جهت تنظیم pH از اسیدکلریدریک و سود یک دهم نرمال  استفاده خواهد شد.

مشخصات پایلوت:

راکتور از دو قسمت تشکیل شده است 1- محفظه اصلی (محفظه واکنش): که دارای حجم مفیدی برابر با 500 میلی لیتر خواهد بود که کل مراحل آزمایش در آن انجام خواهد گرفت. 2 – محفظه ثانویه: که محفظه اصلی را در بر گرفته و برای کاهش دمای حاصل از تابش لامپ UV، توسط جریان مداوم آب است. لامپ UV مستقیما در بالای محفظه واکنش قرار داده شد و دیواره خارجی راکتور توسط فویل آلومینیم پوشانده خواهد شد.

جهت تهیه محلول استوک با توجه به واحد استاندار جهانی آنتی بیوتیک مقدار مشخصی جهت تهیه غلظت معین از آن استفاده خواهد شد. نمونه تهیه شده درون یخچال نگهداری خواهد شد. جهت کاهش خطای آزمایشگاهی محلول استوک  به صورت هفتگی تهیه می شود.

از محلول استوک جهت تهیه غلظت های میانی استفاده خواهد شد آزمایشات در چند مرحله زیر اجرا خواهد شد.

تعیین pH بهینه : در این مرحله با ثابت نگه داشتن متغیرهای دوز نانو ذره، زمان تماس، غلظت آنتی‌بیوتیک‌ها و شدت لامپ UV و تنظیم pH نمونه در رنج های (3 تا 11)، اثر PH  را در حذف آنتی بیوتیک بررسی خواهد شد. با استفاده از محلول استوک، غلظت 25 میلی گرم در لیتر را تهیه نموده، داخل بشر ریخته و درون راکتور قرار خواهیم داد. pH را با استفاده از اسید کلریدریک و سود تنظیم نموده و مقدار گرم نانو را اضافه نموده و در معرض لامپ UV با شدت 15 وات در زمان تماس 60 دقیقه قرار خواهیم داد. در انتهای زمان ماند، مقدار باقیمانده ی آنتی بیوتیک اندازه‌گیری خواهد شد

تعیین دوز بهینه نانوذره اکسید نیکل: پس از تعیین pH بهینه، غلظت 25 میلی گرم در لیتر آنتی بیوتیک را از محلول استوک تهیه خواهیم نمود و pH را با استفاده از اسید کلریدریک یا سود در حد pH بهینه بدست آمده از مرحله قبل تنظیم نموده و مقادیر مختلف نانو در نمونه های تهیه شده اضافه کرده و در راکتور قرار خواهیم داد و در معرض لامپ UV با شدت 15 وات و در زمان تماس 60 دقیقه قرار خواهیم داد. در انتهای زمان ماند مشخص شده، غلظت آنتی بیوتیک خروجی را تعیین می نماییم. که در این شرایط نقطه ای که دارای بیشترین درصد حذف باشد بعنوان نقطه بهینه انتخاب خواهد شد.

تعیین زمان تماس بهینه: در این مرحله با استفاده از pH بهینه و نانوذره بدست آمده از مراحل قبل و متغیر گرفتن زمان تماس، زمان تماس بهینه را بدست خواهیم آورد. همانند مراحل قبل از محلول استوک و 20 میلی گرم در لیتر آنتی بیوتیک تهیه خواهیم کرد و در داخل بشر ریخته و با استفاده از اسید کلریدریک و سود، pH را به حد بهینه خواهیم رساند و مقدار بهینه نانو ذره را به آن اضافه کرده، در داخل راکتور قرار خواهیم داد و در زمان تماس های مختلف در معرض لامپ UV قرار خواهیم داد. برای هر زمان به همین طریق عمل کرده و در نهایت با استفاده از تعیین آنتی بیوتیک خروجی زمان بهینه که برابر با بیشترین حذف باشد را انتخاب می کنیم

 تعیین غلظت بهینه آنتی بیوتیک: در این مرحله با ثابت در نظر گرفتن pH ، دوز نانوذره و زمان تماس بهینه بدست آمده در مراحل قبل، میزان غلظت بهینه آنتی‌بیوتیک را بدست می آوریم. به این ترتیب که، غلظتهای مختلف از آنتی بیوتیک  را تهیه خواهیم کرد و متغیرهای ثابت را بر روی آنها اعمال می‌کنیم و بعد از قرار دادن نمونه ها در راکتور حاوی UV  با زمان تماس بهینه قرار خواهیم داد.

تعیین توان تابشی بهینه: در این مرحله با ثابت در نظر گرفتن pH ، دوز نانوذره، غلظت بهینه آنتی‌بیوتیک‌ها و زمان تماس بهینه بدست آمده در مراحل قبل، میزان توان بهینه تابش فرابنفش را بدست خواهیم آورد. به این ترتیب که، غلظت آنتی بیوتیک بهینه را خواهیم ساخت و متغیرهای ثابت را بر روی آنها اعمال خواهیم کرد  و بعد از قرار دادن نمونه در راکتور با زمان تماس بهینه، در معرض تابش اشعه ماورا فرابنفش به ترتیب با توان تابشی 8 و 15 و 30 وات قرار خواهد گرفت.

برای تعیین غلظت آنتی بیوتیک در نمونه ها از دستگاه اسپکتروفتومتر و برای فاضلاب بیمارستانی از دستگاه hplc  استفاده خواهد شد. برای تعیین طول موج مناسب با استفاده از غلظت معین آنتی بیوتیک، بهترین طول موج انتخاب خواهد شد. با استفاده از منحنی استاندارد و فرمول زیر، میزان راندمان حذف آنتی بیوتیک را محاسبه می کنیم و بالاترین عدد را به عنوان بهینه متغیر هر مرحله در نظر می‌گیریم.

               η = C0-C1/C0×100                                                                      

C0: غلظت ورودی آنتی بیوتیک آنتی‌بیوتیک‌ها

C0: غلظت خروجی آنتی بیوتیک آنتی‌بیوتیک‌ها

η :درصد راندمان حذف آنتی بیوتیک آنتی‌بیوتیک‌ها

 با استفاده از نرم افزار EXCEL یا SPSS نمودارهای مربوطه بر حسب درصد حذف آنتی بیوتیک رسم خواهد شد.

در این طرح تمام ملاحضلات اخلاقی مربوط به آئین نامه رعایت خواهد شد که شامل  کدهای 11-28-29-30-31- و کدهای حفاظت از محیط زیست شامل کد  9 می باشد.

ندارد

Ciprofloxacin, Photocatalytic degradation,  NiO- Amoxicilin

1. Balarak D, Mostafapour FK. Batch Equilibrium, Kinetics and Thermodynamics Study of Sulfamethoxazole Antibiotics Onto Azolla filiculoides as a Novel Biosorbent. British journal of pharmaceutical research. 2016; 13(2);1-14.

2.    Garoma T, Umamaheshwar SH, Mumper A. Removal of sulfadiazine, sulfamethizole, sulfamethoxazole, and sulfathiazole from aqueous solution by ozonation. Chemosphere. 2010;79;814–20.

3.        Alexy R, Kumpel T, Kummerer K. Assessment  of degradation of 18 antibiotics in the closed bottle test. Chemosphere; 2004 ; 57, 505–512.

4.       Choi KJ, Kim SG, Kim SH. Removal of antibiotics by coagulation and granular activated carbon filtration. J. Hazard. Mater.2008; 151;38–43.

5.      Lanhua Hu L, Flanders PM,  Penney L. Miller PL, Timothy J. Strathmann TJ. Oxidation of sulfamethoxazole and related antimicrobial agents by TiO2 photocatalysisWater Research 2007;41(12); 2612-26.

6.        Yu F, Li Y, Han S, Jie Ma J. Adsorptive removal of antibiotics from aqueous solution using carbon Materials. Chemosphere. 2016;153;365–385.

7.   Muchohi SN, Thuo N, Karisa J, Muturi A, Kokwaro GO, Maitland K. Determination of ciprofloxacin in human plasma using high-performance liquid chromatography coupled with fluorescence detection: application to a population pharmacokinetics study in children with severe malnutrition. Journal of Chromatography B. 2011;879(2):146-52.

8.   Ji Y, Ferronato C, Salvador A, Yang X, Chovelon J-M. Degradation of ciprofloxacin and sulfamethoxazole by ferrous-activated persulfate: Implications for remediation of groundwater contaminated by antibiotics. Science of the Total Environment. 2014;472:800-8.

9.     Wu S, Zhao X, Li Y, Zhao C, Du Q, Sun J, et al. Adsorption of ciprofloxacin onto biocomposite fibers of graphene oxide/calcium alginate. Chemical Engineering Journal. 2013;230:389-95.

10.   Sun SP, Hatton TA, Chung T-S. Hyperbranched polyethyleneimine induced cross-linking of polyamide− imide nanofiltration hollow fiber membranes for effective removal of ciprofloxacin. Environmental science & technology. 2011;45(9):4003-9.

11.       Liao R, Yu Z, Gao N, Peng P. Oxidative transformation of ciprofloxacin in the presence of manganese oxide. Ecology and Environmental Sciences. 2011;20(6/7):1143-6.

12.       Van Doorslaer X, Demeestere K, Heynderickx PM, Van Langenhove H, Dewulf J. UV-A and UV-C induced photolytic and photocatalytic degradation of aqueous ciprofloxacin and moxifloxacin: reaction kinetics and role of adsorption. Applied Catalysis B: Environmental. 2011;101(3):540-7.

13.       Carabineiro S, Thavorn-Amornsri T, Pereira M, Serp P, Figueiredo J. Comparison between activated carbon, carbon xerogel and carbon nanotubes for the adsorption of the antibiotic ciprofloxacin. Catalysis Today. 2012;186(1):29-34.

14.       Zhang C-L, Qiao G-L, Zhao F, Wang Y. Thermodynamic and kinetic parameters of ciprofloxacin adsorption onto modified coal fly ash from aqueous solution. Journal of Molecular Liquids. 2011;163(1):53-6.

15.       Rakshit S, Sarkar D, Elzinga EJ, Punamiya P, Datta R. Mechanisms of ciprofloxacin removal by nano-sized magnetite. Journal of hazardous materials. 2013;246:221-6.

16.      Balarak D, Mostafapour FK, Joghataei A. Experimental and Kinetic Studies on Penicillin G Adsorption by Lemna minor. British Journal of Pharmaceutical Research.2016; 9(5): 1-10.

17.    Aksu Z, Tunc O. Application of biosorption for Penicillin G removal: Comparison with activated carbon. Process Biochemistry. 2005;40(2):831-47.

18.   Balarak D, Mahdavi Y,  Maleki A, Daraei H and Sadeghi S. Studies on the Removal of Amoxicillin by Single Walled Carbon Nanotubes. British Journal of Pharmaceutical Research. 2016;10(4): 1-9.

19.     Garoma T, Umamaheshwar SH, Mumper A. Removal of sulfadiazine, sulfamethizole, sulfamethoxazole, and sulfathiazole from aqueous solution by ozonation. Chemosphere. 2010;79; 814–20.

20.   Balarak D, Mostafapour FK, Bazrafshan E, Saleh, Tawfik A. Studies on the adsorption of amoxicillin on multi-wall carbon nanotubes. 1599-1606.

21.     Zhang W, He G, Gao P, Chen G: Development and characterization of composite nanofiltration membranes and their application in concentration of antibiotics. Sep Purif Technol 2003, 30:27–35

22.     Zhu XD, Wang  YJ,  Sun RJ, Zhou DM. Photocatalytic degradation of tetracycline in aqueous solution by nanosized TiO2. Chemosphere. 2013; 92; 925–932.

23.     Putra  EK,  Pranowoa  R,  Sunarsob  J,  Indraswatia  N,  Ismadjia  S.  Performance  of  activated  carbon  and bentonite for adsorption of amoxicillin from wastewater: mechanisms, isotherms and kinetics. Water Res. 2009; 43, 2419-2430.

24.     Balarak D, Azarpira H, Mostafapour FK. Study of the Adsorption Mechanisms of Cephalexin on to Azolla Filiculoides. Der Pharma Chemica, 2016, 8(10):114-121

25. Balarak D, Mostafapour FK, Azarpira, H. Adsorption Kinetics and Equilibrium of Ciprofloxacin from Aqueous Solutions Using  B Corylusavellana (Hazelnut) Activated Carbon. British journal of pharmaceutical research. 2016; 13(3);1-14.

26. Zhang CL,   Qiao GL,  Zhao F,  Wang Y Thermodynamic and kinetic parameters of ciprofloxacin adsorption onto modified coal fly ash from aqueous solution. Journal of Molecular Liquids. 2011;163;1;53-56

27. Choi KJ,  Kim SG,  Kim SH.  Removal of antibiotics by coagulation and granular activated carbon filtration. J. Hazard. Mater.2008; 151;38–43.
28.    Shi W, Yan Y, Yan X. Microwave-assisted synthesis of nano-scale photocatalysts and their excellent visible-light-driven photocatalytic activity for the degradation of ciprofloxacin. Chemical Engineering Journal. 2013;215:740-6.
29.   El-Kemary M, El-Shamy H, El-Mehasseb I. Photocatalytic degradation of ciprofloxacin drug in water using ZnO nanoparticles. Journal of Luminescence. 2010;130(12):2327-31.
30.   Daneshvar N, Aber S, Dorraji MS, Khataee A, Rasoulifard M. Photocatalytic degradation of the insecticide diazinon in the presence of prepared nanocrystalline ZnO powders under irradiation of UV-C light. Separation and purification Technology. 2007;58(1):91-8.
31. Li Y, Wang J, Yao H, Dang L, Li Z. Efficient decomposition of organic compounds and reaction mechanism with BiOI photocatalyst under visible light irradiation. Journal of Molecular Catalysis A: Chemical. 2011;334(1–2):116-22.

32.       Lima MJ, Leblebici ME, Dias MM, Lopes JCB, Silva CG, Silva AM, et al. Continuous flow photo-Fenton treatment of ciprofloxacin in aqueous solutions using homogeneous and magnetically recoverable catalysts. Environmental Science and Pollution Research. 2014:1-10.

33.       An T, Yang H, Li G, Song W, Cooper WJ, Nie X. Kinetics and mechanism of advanced oxidation processes (AOPs) in degradation of ciprofloxacin in water. Applied Catalysis B: Environmental. 2010;94(3):288-94.

34.       Paul T, Dodd MC, Strathmann TJ. Photolytic and photocatalytic decomposition of aqueous ciprofloxacin: transformation products and residual antibacterial activity. Water research. 2010;44(10):3121-32.

35.       Liu X, Lv P, Yao G, Ma C, Tang Y, Wu Y, et al. Selective degradation of ciprofloxacin with modified NaCl/TiO2 photocatalyst by surface molecular imprinted technology. Colloids and Surfaces A: Physicochemical and Engineering Aspects. 2014 1/20/;441(0):420-6.

36.       Guo H-G, Gao N-Y, Chu W-H, Li L, Zhang Y-J, Gu J-S, et al. Photochemical degradation of ciprofloxacin in UV and UV/H2O2 process: kinetics, parameters, and products. Environmental Science and Pollution Research. 2013;20(5):3202-13.

37.  samadi  MT,  Shokoohi R, Araghchian M. Amoxicillin Removal from Aquatic Solutions Using Multi-Walled Carbon Nanotubes. J Mazandaran Univ Med Sci 2014, 24(117): 103-115

38. Alahabadi A, Adsorption potential of the activated carbon for the removal amoxicillin from water.sabzevar university of medical science j.2014;20(4).17-25

39. Andi KR, Maria J, Alfin K.. modified ponorogo bentonite for the removal of ampicilin from wastewater. Journal of Hazardous Materials. 2011;190(1-3):1001-1008

40. Shuang XZ,  Zhou Y, Xiaoying J.  The removal of amoxicillin from wastewater using organobentonite. Journal of Environmental Management. 2013;129(15):569-576

41. Balarak D, Mostafapour FK  and Joghataei A. Experimental and Kinetic Studies on Penicillin G  Adsorption by Lemna minor. British Journal of Pharmaceutical Research.2016; 9(5): 1-10.

42. Kordmostafapour F, Bazrafshan E, Balarak D, Khoshnamvand N. Suevey of photocatalytic degradation of ciprofloxacin antibiotic using copper oxide nanoparticles in aqueous environment. Journal of rafsanjan university of medical science:2016;4(15),307-318.

43.  Pruden A, larsson J, amezquita A, collignon P, brandt K, graham DW, Lazorchak JM, Suzuki S, silley P, snape JR, topp E, zhang T, zhu YG. Management options for reducing the release of antibiotics and antibiotic resistance genes to the environment. environmental health.2016;17-25. 

ندارد