بررسی جذب آنتی بیوتیک مترونیدازول از محلولهای آبی توسط نانوکامپوسیت پلی آنیلین

در میان ترکیبات دارویی مسبب آلودگی محیط زیست آنتی بیوتیک ها به دلیل مصارف پزشکی و دامپزشکی بالا جایگاه ویژه‌ای دارند (1). مصرف سالیانه آنتی بیوتیک ها در جهان بین100000 تا 200000 تن براورد شده است (2). باقی‌مانده آنتی‌بیوتیک ها به شکل ترکیبات اصلی یا متابولیست‌ها به همراه ادرار و مدفوع انسان یا حیوان مصرف کننده دفع و وارد  شبکه فاضلاب و تصفیه خانه فاضلاب می‌گردند (3).

آنتی‌بیوتیک‌ها از طرق مختلف از قبیل فاضلاب صنایع داروسازی بیمارستان‌ها و مواد دفعی انسان و حیوانات وارد محیط می‌شوند (4). در ایران آنتی بیوتیک‌ها از نظر هدف دارویی پرمصرف ترین گروه داروی کشور هستند (5).

حضور آنتی‌بیوتیک‌ها حتی در غلضت های کم خطرناک بوده و می‌‎تواند منجر به گسترش مقاومت آنتی‌بیوتیکی در محیط شوند.  تماس طولانی مدت با  آلودگی آنتی بیوتیکی باعث ایجاد عوارض مزمن در انسان و تاثیر بر اکوسیستم می‌شود (6).

از دیگر نگرانی‌های موجود در رابطه با آنتی بیوتیک‌ها تاثیرگذاری این مواد بر روی پاتوژن های غیر هدف تغییر ساختار جلبک‌های موجود در منابع آبی مداخله در فتوسنتز گیاهان و ایجاد ناهنجاری های مرفولوژی در گیاهان است (7).

همچنین در صورت مواجهه طولانی مدت احتمال ایجاد اختلالات شدید گوارشی برای انسان در آلودگی های آنتی بیوتیکی وجود دارد (8). با توجه به این دلایل و تاثیر آلودگی آنتی بیوتیکی بر روی سلامت انسان و اکوسیستم ضرورت پیدا می‌کند. از انواع آنتی بیوتیک‌ها می‌توان به گروه های پنی‌سیلین، نیتروایمیدازول، سفالوسفورین و سولفونامیدها اشاره کرد. مترونیدازول با خاصیت ضدالتهابی و آنتی باکتریایی یکی از پر کاربرد ترین آنتی بیوتیک‌ها از شاخه نیتروایمیدازول می‌باشد (9-11).  مترونیدازول به صورت گسترده در درمان عفونت، مخصوصا عفونت های دستگاه ادراری، تنفسی و گوارشی به کار می رود که عملکرد خوبی دارد(12, 13). حضور آنتی بیوتیک در منابع آبی به علت افزایش مصرف آنتی بیوتیک ها برای درمان انسان و دام می باشد(14). به طوریکه آنتی بیوتیک ها حدود 10 تا 15 درصد از مصرف داروها را به خود اختصاص می دهند(16,15). بخش اعظمی از آنتی بیوتیک مترونیدازول 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(17) حضور آنتی بیوتیک مترونیدازول 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(18) . حضور آنتی بیوتیک مترونیدازول 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(19).

روش‌های متعددی که برای حذف آنتی‌بیوتیک‌ها از محیط‌های آبی مانند استفاده از فتوکاتالیستی، سونوکاتالیستی, کوآگولاسیون، شبه فتون و جذب سطحی غیره پیشنهاد شده است (20).

 در ﺳﺎﻟﻬﺎی اﺧﯿﺮ ﻣﻮاد ﻧﺎﻧﻮﺳﺎﺧﺘﺎر ﺑﻪ ﻃﻮر ﻣﺪاوم ﺗﻮﺟﻪ زﯾﺎدی را ﺑﻪ ﺧﻮد ﺟﻠﺐ ﮐﺮده اﻧﺪ. اﯾﻦ ﻣﻮﺿﻮع ﺑﻪ دﻟﯿﻞ ﺧﻮاص ﺟﺬاب و ﻣﻨﺤﺼﺮ  ﺑﻪ ﻓﺮد آﻧﻬﺎ و ﻧﯿﺰ ﮐﺎرﺑﺮدﻫﺎی ﺑﺮﺗﺮﺷﺎن ﻧﺴﺒﺖ ﺑﻪ ﻫﻤﺘﺎﻫﺎی ﻏﯿﺮﻧﺎﻧﻮی آﻧﻬﺎ ﻣﯽ ﺑﺎﺷﺪ. ﻧﺎﻧﻮ ﻣﻮاد ﺑﻪ دﻟﯿﻞ ﺧﻮاص ﺟﺎﻟﺐ آﻧﻬﺎ ﻧﻈﯿﺮ ﺧﻮاص ﻧﻮری، سطح جذب بالا، ﺑﻪ ﻫﻤﺮاه ﺧﻮاص ﻋﻤﻮﻣﯽ ﻧﻈﯿﺮ اﺳﺘﺤﮑﺎم ﻣﮑﺎﻧﯿﮑﯽ، ﭘﺎﯾﺪاری ﺣﺮارﺗﯽ و ﺧﻮاص ﺷﯿﻤﯿﺎﯾﯽ آﻧﻬﺎﺳﺖ(21 ؛22).

هدف از این مطالعه بررسی حذف مترونیدازول توسط نانوکامپوسیت های پلی آنیلین و تاثیر پارامترهای زمان تماس، غلظت مترونیدازول، غلظت نانوکامپوسیت و pH 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(23).

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(24).

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(25).

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(26).

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.(27).

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 (28).

آیا زمان تماس های مختلف در حذف آنتی بیوتیک مترونیدازول با استفاده از جاذب نانوکامپوسیت پلی آنیلین  تاثیرگذار است؟

 آیا غلظت های مختلف آنتی بیوتیک در حذف مترونیدازول با استفاده از جاذب نانوکامپوسیت پلی آنیلین تاثیرگذار است

 آیا دوزهای مختلف جاذب در حذف مترونیدازول با استفاده از نانوکامپوسیت پلی آنیلین تاثیرگذار است؟

آیا pH های مختلف در حذف مترونیدازول با استفاده از نانوکامپوسیت پلی آنیلین تاثیرگذار است؟

تعیین درصد جذب آنتی بیوتیک مترونیدازول با استفاده از جاذب نانوکامپوسیت پلی آنیلین در زمان تماس های بین 10 تا 180 دقیقه

تعیین درصد جذب مترونیدازول با استفاده از جاذب نانوکامپوسیت پلی آنیلین در غلظت های آنتی بیوتیک بین 10 تا 200 میلی گرم در لیتر

تعیین درصد جذب مترونیدازول با استفاده از جاذب نانوکامپوسیت پلی آنیلین در دوزهای جاذب بین 0.25 تا 2 گرم در لیتر

تعیین درصد جذب مترونیدازول با استفاده از نانوکامپوسیت پلی آنیلین در PH های بین 3 تا 11

سازمان محیط زیست، شرکت اب و فاضلاب، دانشگاه علوم پزشکی، بیمارستان ها

مترونیدازول: نوعی آنتی بیوتیک از گروه نیتروایمیدازول با توان درمان بیماری های عفونی ایجاد شده در اثر ارگانیسم های حساس به این دارو.

تجربی -آزمایشگاهی

نمونه های سنتتیک درست شده در آزمایشگاه

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 آلاینده با استفاده از دستگاه اسپکتروفتومتر اندازه‌گیری خواهد شد.

پس از انجام فرایند در هر مرحله، نمونه‌های حاصل مورد آزمایش قرار خواهد گرفت و مقدار آنتی بیوتیک باقیمانده با استفاده از دستگاه اسپکتروفتومتری بدست خواهد آمد. در نهایت نمودار های مربوطه بر حسب درصد حذف رسم خواهد شد

این مطالعه تجربی در سال 97 در آزمایشگاه تحقیقات شیمی محیط دانشکده بهداشت دانشگاه علوم پزشکی زاهدان انجام خواهد شد. در این تحقیق از نانوکامپوسیت های پلی اتیلن با قطر ذرات کوچک تر از 50 انومتر استفاده خواهد شد. نانوکاپوسیت نیز به صورت آماده از شرکت نانوموادتهیه خواهد شد. مترونیدازول با درجه خلوص 99 درصد از شرکت سیگما آلدریچ  تهیه خواهد شد. تمامی آزمایش های های جذب به صورت تجربی کاربردی در مقیاس آزمایشگاهی و به صورت جریان ناپیوسته انجام خواهد شد. برای تهیه نمونه ها، ابتدا محلول استوک مترونیدازول با غلظت 500 میلیگرم بر لیتراز حل کردن 0.5 گرم پودر مترونیدازول در 1000 متر میلی لیتر اب مقطراماده خوهد گردید

 در این پژوهش متغیرهای مورد بررسی شامل (3-4-5-6-7-8-9-10-11) pH و زمان تماس (10-20-30-50-60-75-90-120-150-180) و غلظت اولیه آنتی  بیوتیک (10-20-25-50-75-100-150-200) ومقدار جاذب (0/25- 0/5 –0/75 -1- 1.25-1.5-1.75-2) استفاده خواهد شد. نمونه ها با سرعت 120 دور در دقیقه بر روی دستگاه لرزاننده قرار خواهند گرفتند  برای اطمینان از تکرارپذیری نتایج، هر آزمایش دو بار تکرار و میانگین اعداد گزارش خواهدشد و در نهایت ایزوترم و سرعت واکنش فرایند جذب در شرایط بهینه مطالعه و مقادیر هر یک از متغیرهای مربوط به آنها محاسبه خواهد شد برای بررسی کارایی حذف و ظرفیت جذب از معادلات زیر استفاده خواهد شد.

در این رابطه R راندمان qe ظرفیت جذب بر حسب میلی‌گرم به ازای هر گرم جاذب،C0   غلظت اولیه مترونیدازول برحسب میلی‌گرم در لیتر، Ce غلظت مترونیدازول در زمانt  برحسب میلی‌گرم در لیتر،M   جرم جاذب برحسب گرم، V حجم نمونه برحسب لیتر می‌باشد.

R= (Co-Ce)× 100/Co                         

Qe= Co-Ce)× V/M                       

با استفاده از نرم افزار EXCEL  نمودارهای مربوطه بر حسب درصد حذف مترونیدازول رسم خواهد شد.

در این طرح کد شماره 9  دفترچه   راهنمای عمومی اخلاق در پژوهش‌های علوم پزشکی دارای آزمودنی انسانی که مربوط به حفاظت از محیط زیست می باشد رعایت خواهد شد همچنین کدهای شماره  11 و 30 و 31 مربوط به ائین نامه اخلاقی پژوهش مروبط به همین راهنمای عمومی اخلاق در پژوهش‌های علوم پزشکی دارای آزمودنی انسانی رعایت خواهد شد.

در پژوهش‌های پزشکی که ممکن است به محیط زیست آسیب برسانند، باید احتیاط‌های لازم در جهت حفظ و نگهداری و عدم آسیب رسانی به محیط ریست انجام گیرد.

کمیته‌ی اخلاق در پژوهش علاوه بر بررسی و تصویب طرح‌نامه و دستورالعمل، این حق را دارد که طرح‌‌ها را در حین و بعد از اجرا را از نظر رعایت ملاحظات اخلاقی مورد پایش قرار دهد. اطلاعات و مدارکی که برای پایش از سوی کمیته‌ی اخلاق درخواست می‌شود، باید از سوی پژوهشگران در اختیار این کمیته گذاشته شود.

گزارش‌ها و مقالات حاصل از پژوهش‌هایی که مفاد این راهنما را نقض کرده‌اند، نباید برای انتشار پذیرفته شوند.

روش پژوهش نباید با ارزش‌های احتماعی، فرهنگی و دینی  جامعه در تناقض باشد.

ندارد

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.       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.

22.       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.

23.  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

24. 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

25. 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

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

27. 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.

28. 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.

ندارد