بررسی کارایی حذف سونو فتوکاتالیستی آنتی بیوتیک سیپروفلوکساسین با استفاده از نانو ذره اکسید منیزیم از محلول های آبی

نگرانی از حضور ترکیبات دارویی به عنوان بخشی از آلاینده های نو ظهور در سه دهه اخیر در حال افزایش است. انواع مختلفی از باقیمانده های ترکیبات دارویی در آبهای محیطی از جمله فاضلاب، آب سطحی و آب آشامیدنی در غلظت های نسبتا کم و به طور مداوم یافت می شوند. به علاوه در سالهای اخیر با توجه به توسعه علوم بهداشتی و درمانی و همچنین شیوع و بروز بیماری های مختلف، استفاده از داروها به ویژه آنتی بیوتیک ها افزایش یافته است(2).

وجود آنتی بیوتیک ها در محیط زیست و از جمله آب و خاک، حتی در غلظت های کم منجر به توسعه پاتوژن های مقاوم به آنتی بیوتیک می شود که به طور بالقوه عملکرد اکوسیستم و سلامت انسان را تهدید می نمایند. در سال های اخیر بروز باکتری های مقاوم به آنتی بیوتیک افزایش یافته و بسیاری از محققین بر این باورندکه این افزایش به علت استفاده بی رویه از آنتی بیوتیک ها بوده است تصور می شود که آنتی بیوتیک ها مقاومت باکتریایی را تقویت می کنند لذا بدیهی است که مطالعات اخیر در مورد بروز آلودگی ها در محیط های آبی در مورد تاثیر آنتی بیوتیک ها باشد. آنتی بیوتیک ها در هر دو محیط شهری و روستایی وجود دارند. در محیط های روستایی بیشترین غلظت آن اغلب مربوط به استفاده در دامپزشکی است و در مناطق شهری ، وجود آنتی بیوتیک در فاضلاب ها ناشی از مصارف درمان خانگی و بیمارستانی است (3) (4).

برخی ترکیبات فعال دارویی مانند آنتی بیوتیک ها قادر به تغلیظ یا تجمع زیستی در بدن جانداران آبزی بویژه ماهی ها هستند(6).

برآورد شده است که مصرف آنتی بیوتیک ها  در جهان بین 100000 تا300000  تن است. پس از تجویز آنتی بیوتیک ها، بخشی از آنها متابولیزه شده معمولا ( 55-80درصد،) و بخشی دیگر به صورت مخلوطی از متابولیت ها و ترکیبات حاصل از ماده اولیه از طریق ادرار و مدفوع از بدن دفع می شوند و به همراه فاضلاب به تصفیه خانه های فاضلاب می رسند. علاوه بر این، راه دیگر ورود این ترکیبات به محیط زیست تخلیه داروهای تاریخ مصرف گذشته به توالت ها و زباله دان های خانگی است. از این رو سالانه در بهترین شرایط 3000 تن و در بدترین شرایط 180000 تن آنتی بیوتیک فعال وارد محیط زیست می شوند.بدلیل عدم کارایی فرایندهای متداول تصفیه در حذف کامل این نوع آلاینده ها، بخشی از این ترکیبات به آب های پذیرنده تخلیه می شوند. مطالعات اخیر نشان داده اند که تقریبا 80 درصد از ترکیبات دارویی که به تصفیه خانه فاضلاب وارد می شوند از طریق پساب، به آبهای سطحی تخلیه می شوند (4).

از مهمترین اثرات منفی حضور آنتی بیوتیک ها، افزایش مقاومت میکروبی است (8).

اگر چه باکتری های مقاوم به آنتی بیوتیک در محیط طبیعی یافت می شوند، این باکتریها به تعداد فراوان در فاضلاب و حتی فاضلاب تصفیه شده حضور دارند (9) تصفیه خانه های فاضلاب مخازن احتمالی انتشار ژنهای مقاوم به آنتی بیوتیک هستند که می توانند از طریق چرخه های آب و غذا به باکتریهای مرتبط با انسان منتقل شده، و از این طریق به تکثیر مقاومت آنتی بیوتیکی کمک کنند (8).

حضور آنتی بیوتیک ها در فاضلاب بیمارستانی (11) پساب تصفیه خانه فاضلاب (12) جامدات بیولوژیکی تصفیه خانه (13) ، خاک (14) ، آبهای سطحی (15) آبهای زیرزمینی (16) رسوبات (17) و حتی آب آشامیدنی (17) گزارش شده است (18).

در عین حال، قانون و مقررات بازدارنده ای نیز برای ورود آنتی بیوتیک ها و ترکیبات دارویی به محیط، نه در سطح ملی و نه بین المللی وضع نشده است. تنها برای آلاینده های نوظهور و برخی ترکیبات دارویی دستورالعملی در سطح اتحادیه اروپا، دستورالعملی تحت عنوان چارچوب آب وضع گردیده است (WFD). Water Framework Directive.لازم به یاد آوری است که نبود قانون جامع مقابله خود عاملی جهت گسترس میزان ورود انواع مختلف آنتی بیوتیک ها به محیط زیست شده است(21).

هفت آنتی بیوتیک پرمصرف در ایران شامل آموکسی سیلین، پنی سیلین جی، سفیکسیم، سفالکسین، سیپروفلوکساسین، اریترومایسین و آزیترومایسین به گزارش کمیته کشوری تجویز و مصرف منطقی دارو، سازمان غذا و داروی وزارت بهداشت می باشد (18).

فلوروکینولون ها شامل یک دسته مهم از آنتی بیوتیک های غیر قابل تجزیه هستند که برای انسان و حیوان استفاده می شوند (22).

سیپروفلوکساسین یکی از آنتی بیوتیک های کلاس فلورکینولون می باشد که به صورت گسترده در درمان عفونت مخصوصا عفونت های دستگاه ادراری، تنفسی و گوارشی با عملکرد خوب بکار می روند (23) (24).

فرمول شیمیایی این دارو C₁₇H₁₈FN₃O₃.HCl  بوده و وزن مولکولی آن 367.82 گرم بر مول می باشد .حضور اتم فلوئور در ترکیب این دارو باعث ثبات و پایداری آن در محیط می باشد؛ به همین دلیل به عنوان یک آلاینده در محیط مطرح است (25).

مانند بسیاری دیگر از آنتی بیوتیک ها سیپروفلوکساسین بصورت متابولیزه نشده از بدن انسان و حیوان دفع می شود. راههای ورود آن به محیط زیست شامل تخلیه فاضلاب تصفیه نشده ،کودهای مصرفی در کشاورزی و به مقدار محدود بعنوان محرک رشد در غذای حیوانات است(27) (28) .

غلظت سیپروفلوکساسین در فضولات گاوی 29.59 میلیگرم بر کیلوگرم، در فضولات خوک 33.98 میلیگرم بر کیلوگرم، در فاضلاب و لجن کارخانه داروسازی به ترتیب 30 میلیگرم بر لیتر و 2.4 میلیگرم بر کیلوگرم و در پساب بیمارستان 150 میلیگرم بر لیتر می باشد. وجود این آنتی بیوتیک در آب آشامیدنی باعث سردرد، تهوع، استفراغ، اسهال و واکنش های آلرژیک در انسان شده و موجب تداخل در فتوسنتز گیاهان آبزی و ایجاد ناهنجاری مورفولوژیکی در گیاهان می گردد (25).

افزایش غلظت فلوروکینولون ها در اکوسیستم ها منجر به مقاومت باکتری ها در برابر آنتی بیوتیک و جهش کروموزومی می شود(29) (30).

در مطالعه اثر داروی سیپروفلوکساسین بر ساختار بافتی و آنزیم های کبدی در جنین موش سوری که توسط سینا الهیاری و سید سجاد حجازی در سال 1397 انجام شده مشخص گردید سیپروفلوکساسین از جفت عبور کرده و وارد مایع آمنیوتیک شده است. تغییرات وزیکولی در هسته های هپاتوسیت و همچنین وقوع نکروز در برخی از سلول های کبدی  و تجمع بیش از حد چربی در سیتوپلاسم این سلولها دیده شده است. افزایش معنی دار در آنزیمهای ALT و AST و تغییرات هیستوپاتولوژیک در ساختار کبد به دنبال مصرف این دارو به دست آمد که بیانگر صدمه جدی به بافت کبد و عملکرد آن می باشد(31).

با توجه به اهمیت و مخاطره آمیز بودن آنتی بیوتیک ها، مخصوصا سیپرو فلوکساسین باید قبل از دفع به محیط زیست و اکوسیستم های آبی به سطح مجاز قابل تخلیه برسد (32).

استاندارد قابل قبول سازمان حفاظت محیط زیست برای حضور آنتی بیوتیک ها در پساب 1 میلی گرم بر لیتر می باشد (33).

روش های مختلفی برای تصفیه پساب های حاوی مواد آلی مقاوم و دیر تجزیه به کار برده می شود که از جمله آنها می توان به جذب بر روی کربن فعال، اکسیداسیون شیمیایی و تصفیه بیولوژیکی اشاره کرد. همچنین استفاده از ترکیب فرایند های فوق می تواند در حذف آلاینده های فوق موثرتر باشد (34).

تحقیقات نشان می دهد که حذف به روشهای فیزیکی از راندمان کافی در حذف آنتی بیوتیک ها برخوردار نمی باشد و تصفیه به روشهای شیمیایی هم منجر به تولید محصولات جانبی مضر می شود (35).

 استفاده از فناوری تصفیه پیشرفته برای تصفیه فاضلاب حاوی داروها مفید است. در این راستا ، فرایندهای پیشرفته اکسیداسیون (AOPs) در مقایسه با سایر تکنیک ها از جمله جذب در کربن فعال و اسمز معکوس مؤثرتر هستند. در واقع ، این تکنیک ها فقط آلاینده ها را از یک مرحله به فاز دیگر منتقل می کنند بدون اینکه باعث تخریب یا از بین رفتن آن شود.که خود معضل ثانویه ای که دفع بهداشتی این آنتی بیوتیک های غلیظ و جدا شده از محیط های آبی است را به دنبال دارد. در میان فرایندهای مختلف اکسیداسیون پیشرفته ، استفاده از فرایند اولتراسونیک و فرایند فتوکاتالیست به عنوان یک فرآیند تصفیه فاضلاب امیدوار کننده ظاهر شده است. مهمترین مزیت این فرایند عدم محدودیت انتقال مواد و عملکرد در تمام شرایط محیطی است. علاوه بر این ، کاتالیزور ارزان تجاری ، غیر سمی ، در دسترس بودن ، و ایجاد فرایند فتوشیمیایی با ثبات از مزایای دیگر آن است (36).

همچنین امروزه به دلیل زمان طولانی و هزینه بالای فرایند ها، روش تجزیه فتوکاتالیزوری کاربرد پیدا کرده است. این تکنولوژی از اهمیت زیادی در زمینه تصفیه پساب ها به خصوص برای تصفیه پساب های حاوی مقادیر کم مواد آلی مقاوم در برابر تجزیه شیمیایی و بیولوژیکی برخوردار است . در تجزیه فتوکاتالیزوری ، مواد آلوده کننده تحت تاثیر تابش اشعه UV و در حضور ذرات اکسید فلزی نظیر TiO2 و ZnO تجزیه می گردند (34).

همچنبن نانوذرات اکسید منیزیم به دلیل مشخصات ساختاری خود از خواص شیمیایی، نوری، الکترونی، مغناطیسی، حرارتی و مکانیکی بی نظیری برخوردار است. نانوذرات اکسید منیزیم از مزایایی مثل سمی نبودن، پایداری حرارتی بالا، زیست سازگار و کم هزینه بودن برخوردار است و پتانسیل قابل توجهی به عنوان عامل ضدباکتریایی دارد. مکانیسم ضدباکتری نانوذرات MgO به وسیله ی تولید سوپراکسید روی سطح این ذرات و همچنین افزایش مقدار pH از طریق هیدراتاسیون MgO با آب به دست می آید (52).

مکانیسم فتوکاتالیست شامل تابش اشعه فرابنفش به ماده ی نیمه هادی و متعاقب آن برانگیختگی الکترون از باند ظرفیت به باند هدایت است، برانگیختگی الکترون باعث تولید رادیکال هیدروکسیل در محیط های آبی می شود که در تجزیه آنتی بیوتیک ها موثر می باشد (48).

فرایندهای اکسیداسیون پیشرفته (AOPs) روش مناسبی برای تجزیه این ترکیبات بوده و تاکنون فرایندهای متفاوتی از آنها از قبیل کاربرد فرآیندهای فتوکاتالیستی (41) (42) فتوالکتروکاتالیزور (43)، ازن/پراکسید هیدروژن (44) واکنشهای فنتون و فتوفنتون (45) (46) برای حذف آنها از محیط آبی مورد استفاده قرار گرفته اند. این فرایندها بر اساس تولید رادیکال های هیدروکسیل کار می کنند که این رادیکال ها تقریبا قادرند تمامی ترکیبات آلی را اکسید نمایند و از جمله این فرایندها، سیستم سونوکاتالیستی است(36) (47).

سیستم سونوشیمیایی به همراه کاربرد کاتالیست، قادر است آنتی بیوتیک ها را اکسید نموده و به محصولات جانبی با سمیت کمتر و یا بی ضرر برای میکروارگانیسم ها تبدیل کند (53).

امواج اولتراسوند تغییرات شیمیایی و فیزیکی در یک محیط مایع را از طریق تولید و متعاقب آن تخریب حباب های کاویتاسیون افزایش می دهد. سرنوشت این حباب ها این است که در دوره های متراکم (فشرده) بعدی متلاشی می شوند تا انرژی لازم برای اثرات شیمیایی و مکانیکی را تولید نمایند (54).

علاوه بر این، سونولیز آب، H2O2 تولید می کند که این عامل همراه با حضور کاتالیست معمولا باعث افزایش تجزیه مواد آلی می شود (55) (54) (56).

با توجه به جمیع مطالب فوق الذکر  این مطالعه با هدف بررسی کارایی فرایند سونو فتوکاتالیستی با کاربرد نانو ذرات اکسید منیزیم به عنوان یک فرایند اکسیداسیون پیشرفته برای تجزیه و حذف آنتی بیوتیک سیپروفلوکساسین از محیط آبی صورت خواهد گرفت.

مطالعات مشابه:

مطالعه ای که توسط Maged El-Kemary و همکارانش در سال 2010 با عنوان تجزیه فتوکاتالیستی سیپروفلوکساسین با نانو ذرات روی انجام شد، نتایج نشان داد که تجزیه فتوکاتالیستی موثر در  PH مساوی7  و 10 اتفاق افتاده و در PH  برابر 4  تجزیه کند تر می باشد. در این مطالعه بالاترین راندمان( 50 درصد) در PH  مساوی 10بعد از گذشت 60 دقیقه مشاهده شد. مطالعه نشان داد که  معادلات تجزیه فتوکاتالیستی از واکنش های درجه اول پیروی می کند(49).

 در مطالعه ای که توسط Maria J. Lima و همکارانش در سال 2014  با عنوان تصفیه سیپروفلوکساسین به روش فتوفنتون با استفاده از کاتالیزور های همگن و مغناطیسی در سیستم های پیوسته انجام دادند، نتایج مطالعه حاکی از آن بود که بیشترین فعالیت کاتالیزوری در غلظت اولیه سیپروفلوکساسین 10mg/l، دوز Fe   مساوی 2 میلی گرم در لیتر، H₂O₂  برابر با  2.5mM ،  pH   مساوی 2/8 ، زمان تماس برابر 1.8 min تحت تابش 500Wm  می باشد (57).

مطالعه ای با عنوان اکسیداسیون سیپروفلوکساسین توسطUV-C  فعال شده با پروکسی منوسولفات در فاضلاب توسط Moussa Mahdi-Ahmed, Serge Chiron در سال2013 انجام شد این مطالعه نشان داد که با اکسیداسیون پیشرفته: UV/persulfate (PDS), UV/peroxymonosulfate (PMS) و UV/H2O2 ، تجزیه کامل سیپروفلوکساسین در pH برابر با  7 ،و 60 min زمان  در نسبت مولی [PMS]/[CIP]=  20. اتفاق می افتد (58).

در مطالعه ای که با عنوان سینتیک و مکانیسم فرایندهای اکسیداسیون پیشرفته (AOPs) در تجزیه سیپروفلوکساسین توسطHai Yang  در سال 2009 اجرا شد، با استفاده از رادیکالهای OH, N₃ ،SO₄ در تجزیه سیپروفلوکساسین به این نتیجه رسیدند که OH, N₃ به سرعت با سیپروفلوکساسین واکنش داده ولی SO₄  با سیپروفلوکساسین واکنش نمی دهد (59).

Tias paule و همکارانش در سال 2010 طی مطالعه ی درحذف فتوکاتالیستی سیپروفلوکساسین در حضور UVA TiO₂  در یافتند که بهترین فرایند کارآمد برای حذف سیپروفلوکساسین در شرایط فتوکاتالیستی با انرژی لازم برابر با   175 j/cm² برای uv تنها، 29 برای vis/TiO₂ و 20 برایUvA-Tio2 می باشد که نشان دهنده راندمان حذف سیستم تلفیقی می باشد (60).

در سال2014  , xinlin-Liuوهمکاران در مطاله ی  تجزیه فتوکاتالیستی سیپروفلوکساسین با NaCl/TiO₂ به این نتیجه رسیدند که حذف سیپروفلوکساسین می تواند بین 70 تا   90درصد طی زمان 60 دقیقه تحت تابش uv بدست آید (61).

Weidong Shi و همکاران درسال2012 مطالعه ای را با عنوان تجزیه فتوکاتالیستی سیپروفلوکساسین با نانو ذرات Bismuth vanadate (BiVO₄) انجام دادند. نتایج این مطالعه حاکی از آن است که در  2 درصد وزنی بار Bivo4 درصد حذف سیپروفلوکساسین برابر 91/97 درصد می باشد که بیانگرافزایش 25 درصدی حذف در مقایسه با BiVO₄  بدون حضور فتوکاتالیست ها است (35).

Tange و همکارانش در مطالعه ای بررسی عملکرد جذب آنتی بیوتیک های کلاس فلوروکینولون را توسط گرافن و کائوچو و ترکیب اکسید / مگنتیت، در سال 2013  درچین انجام دادند، مطالعات آنها نشان داد که حذف آنتی بیوتیک با این جاذب از سنتتیک درجه دوم و همچنین از ایزوترم فروندلیخ و لانگمویر پیروی می کند (62).

مطالعه ی با عنوان تجزیه فتوکاتالیستی سیپروفلوکساسین با UV و UV/H₂O₂ توسط Zhang YJ و همکارانش در سال 2013 انجام شد. در این مطالعه متغیر های pH ، غلظت ₂O₂H و ترکیبات معدنی مورد بررسی قرار گرفتند. نتایج حاکی از آن بود که pH اپتیمم مساوی 7 و غلظت ₂O₂H برابر 5 mM   می باشد (63).

مطالعه ای در سال 2013  توسطShaoling Wu  و همکاران با عنوان جذب سیپروفلوکساسین بر روی الیاف ترکیبات زیستی گرافن اکسید آلیژینات کلسیم GO/CA انجام شد. نتایج مطالعه حاکی از آن بودکه pH اپتیمم جذب سیپروفلوکساسین با GO/CA  برابر 5/9 و زمان تماس بهینه مساوی  24  ساعت می باشد (24)

در مطالعه ای که با عنوان بررسی تجزیه سیپروفلوکساسین و محصولات تولیدی آن  با آهن صفر ظرفیتی در سال 2014 که توسط Bianca Ferreira Silva و همکارانشان انجام شد، نتایج نشان داد که  افزایش غلظت ) zero-valent ironZVI( از1 به 5 g/l منجر به افزایش حذف سیپروفلوکساسین می شود (64)

در مطالعه بررسی کارایی حذف آنتی بیوتیک تتراسایکلین از محلولهای آبی با استفاده از فرایند نانوسونوشیمیایی و ارزیابی تاثیر پارامترهای موثر بر فرایند که در سال 2014 توسط M. Hoseini و همکارانشان انجام شد. نتایج حاصله از این مطالعه نشان داد که فرایند سونوکاتالیستی با کاربرد TiO₂ و  2O2H به عنوان یک اکسیدان، بسیار موثر بوده ومی توان از این فرایند برای حذف آنتیبیوتیک تتراسایکلین از محلولهای آبی استفاده نمود (55).

در مطالعه که در سال 2017 توسطH Kamani  و , M Havangi با عنوان  بررسی کارایی فرآیند اولتراسونیک/فنتون در حذف آنتی بیوتیک پنیسیلین جی از محیط های آبی به روش سطح- پاسخ انجام شد نتایج نشان داد که فرآیند اولتراسونیک/ فنتون تحت شرایط آزمایشگاهی ذکر شده یک روش کارآمد برای حذف پنـیسـیلین جی از محلول های آبی می باشد. طراحی آزمایش به روش بهینه CCD می تواند با کاهش تعداد آزمایش ها بهترین شرایط حذف آلاینده را تامین نماید (65).

در مطالعه ای که در سال 2016 با عنوان تجزیه فتوکاتالیستس آنلین با استفاده از نانو ذرات اکسید منیزیم در محیط های آبی توسط ادریس بذرافشان و همکاران انجام شد نتایج حاصل نشان داد که این فرایند می تواند به عنوان یک روش موثر و کارآمد برای حذف آلاینده آنلین از محلول های آبی مورد استفاده قرار گیرد (66).

در مطالعه بررسی کارایی و اثر بخشی نانو ذرات اکسید منیزیم در حذف رنگ راکتیو یلو 3 از محیط های آبی که در سال 2016 توسط اسمعیل قهرمانی ، محمد تقی قانعیان و سایر همکاران انجام شد نتایج حاصل نشان داد با افزایش زمان تماس، غلظت جاذب ( ذرات اکسید منیزیم ) و کاهش غلظت رنگ، راندمان حذف افزایش پیدا کرد بطوریکه بیشترین راندمان حذف رنگ در ،(55%) pH =7 مقدار جاذب 0/3 گرم (%96.36 ) غلطت رنگ 30میلی گرم در لیتر (%86) و زمان تماس 90دقیقه (%62.2 ) بدست آمد (50).

در مطالعه بررسی امکان استفاده از فرآیند ترکیبی راکتور بیولوژیکی SBR و فرایند فتوکاتالیستی  TiO₂ برای تصفیه فاضلاب حاوی آنتی بیوتیک که در سال 2011 توسط Emad S. Elmolla و  Malay Chaudhuriانجام شد نتایج نشان داد که در بهترین دوز TiO₂ و H₂O₂ به ترتیب 1000 و 250 میلی گرم در لیتر و pH=5 تخریب کامل هر دو آنتی بیوتیک را در 30 دقیقه انجام شد (36).

1. درصد حذف سیپروفلوکساسین با استفاده از  فرایند سونوفتوکاتالیستی در حضور نانو ذرات اکسید منیزیم بر حسب pH  در محیط های آبی چقدر می باشد؟
2. درصد حذف سیپروفلوکساسین با استفاده از  فرایند سونوفتوکاتالیستی در حضور نانو ذرات اکسید منیزیم بر حسب دوزهای نانو ذرات اکسید  منیزیم در محیط های آبی چقدر می باشد؟
3. درصد حذف سیپروفلوکساسین با استفاده از فرایند سونوفتوکاتالیستی در حضور نانو ذرات اکسید منیزیم بر حسب زمان های تماس در محیط های آبی چقدر می باشد؟
4.  درصد حذف سیپروفلوکساسین با استفاده از فرایند سونوفتوکاتالیستی در حضور نانو ذرات اکسید منیزیم  بر حسب غلظت سیپروفلوکساسین در محیط های آبی چقدر می باشد؟
5. درصد حذف سیپروفلوکساسین با استفاده از فرایند سونوفتوکاتالیستی در حضور نانو ذرات اکسید منیزیم بر حسب شدت های  تابشی لامپ uv در محیط های آبی چقدر می باشد؟
6. درصد حذف سیپروفلوکساسین با استفاده از فرایند سونوفتوکاتالیستی در حضور نانو ذرات اکسید منیزیم بر حسب فرکانس در محیط های آبی چقدر می باشد؟

تعیین حذف سونو فتوکاتالیستی آنتی بیوتیک سیپروفلوکساسین با استفاده از نانو ذره اکسید منیزیم از محلول های آبی

1. تعیین درصد حذف سیپروفلوکساسین با استفاده از فرایند سونوفتوکاتالیستی در حضور نانو ذرات اکسید منیزیم بر حسب pH در محیط های آبی.
2. تعیین درصد حذف سیپروفلوکساسین با استفاده از  فرایند سونو فتوکاتالیستی در حضور نانو ذرات اکسید منیزیم  بر حسب مقدار  نانو ذرات اکسید منیزیم در محیط های آبی.
3. تعیین درصد حذف سیپرو فلوکساسین با استفاده از فرایند سونو فتوکاتالیستی در حضور نانو ذرات اکسید منیزیم بر حسب زمان تماس در محیط های آبی.
4. تعیین درصد حذف سیپروفلوکساسین با استفاده از  فرایند سونو فتوکاتالیستی در حضور  نانو ذرات اکسید منیزیم  بر حسب غلظت آنتی بیوتیک سیپروفلوکساسین در محیط های آبی.
5. تعیین درصد حذف سیپروفلوکساسین با استفاده از فرایند سونو فتوکاتالیستی در حضور نانو ذرات اکسید منیزیم بر حسب اثر تابشی لامپuv در محیط های آبی.
6. تعیین درصد حذف سیپروفلوکساسین با استفاده از فرایند سونو فتوکاتالیستی در حضور نانو ذرات اکسید منیزیم بر حسب فرکانس در محیط های آبی.
7. تعیین سنتیک واکنش حدف سیپروفلوکساسین با استفاده از فرایند سونو فتوکاتالیستی در حضور نانو ذرات اکسید منیزیم

وزارت نیرو، شرکت آب و فاضلاب ، وزارت بهداشت

ندارد

تجربی- آزمایشگاهی

محلول هابا غلظت مشخص سیپروفلوکساسین

با توجه به اینکه آزمایشات بصورت بهینه پیش خواهد رفت و تمامی نمونه های مورد آزمایش در این مطالعه به صورت سنتیک در آزمایشگاه دانشکده بهداشت تهیه می گردد لذا در این مطالعه از طرح آزمایش یک عامل در زمان ، سطح بهینه هر متغیر شامل  PH ، دوز نانو ذره اکسید منیزیم ، زمان تماس ، غلظت آنتی بیوتیک سیپروفلوکساسین ، فرکانس امواج اولتراسونیک و توان تابش پرتو ماوراء بنفش تعیین خواهد شد بنابراین با توجه به روش کار تعداد 57 مورد خواهد بود.

28 نمونه تهیه شده را ابتدا در فرکانس 35 و سپس 130 کیلو هرتز امواج فراصوت در دستگاه اولتراسونیک مورد آزمایش قرار داده و میزان حذف آنتی بیوتیک را قرائت خواهیم کرد بنابراین با توجه به اینکه نمونه ها در دو فرکانس فوق الذکر آزمایش خواهد شد تعداد نمونه ها 56 مورد می شود.

پس از تعین بهینه سایر متغیر ها آزمایش را در حالت بهینه بدون تابش UV جهت رسیدن به تاثیر MgO بر حذف آنتی بیوتیک انجام داده و میزان سیپروفلوکساسین پساب خروجی آزمایش را توسط دستگاه اسپکتروفتومتر قرائت می کنیم.

جدول محاسبه حجم مورد نیاز و تعداد آزمایشات

نمونه در انتهای هر مرحله آزمایش برداشته شده و پس از عبور از فیلتر واتمن، با استفاده از دستگاه اسپکتروفتومتر مقدار جذب خوانده خواهد شد. با استفاده از نمودار جذب غلظت باقیمانده آنتی بیوتیک محاسبه خواهد شد.

نمونه های حاصل از آزمایشات در انتهای هرمرحله

نحوه انجام آزمایشات :

تمام محلول های مورد استفاده در این فرایند با افزودن غلظت مشخصی از آنتی بیوتیک به آب مقطر تهیه شده اند.

در این آزمایشات چون بررسی کارایی استفاده توامان دو روش فتوکاتالیست و اولتراسونیک در حذف آنتی بیوتیک سیپروفلوکساسین مورد بررسی قرار خواهد گرفت بنابر این کار با فرایند فتوکاتالیست شروع و خروجی آن ورودی فرایند اولتراسونیک خواهد بود.

نمونه پساب خروجی با بهترین راندمان حذف آنتی بیوتیک سیپروفلوکساسین اندازه گیری شده با دستگاه اسپکتروفتومتر را به منظور تایید صحت کار و تشخیص محصولات خروجی ناشی از فرایند حذف با دستگاه HPLC نیز قرائت خواهیم کرد.

تهیه محلول استوک

محلول استوک 500 میلی گرم بر لیتر توسط حل کردن پودر آنتی بیوتیک سیپروفلوکساسین در آب مقطر تهیه شد. برای ساخت سایر غلظت ها (10- 25 -50- 100 -150 -200 میلی گرم در لیتر)، از محلول استوک با نسبت های مناسب رقیق سازی استفاده خواهد شد. نمونه های تهیه شده درون یخچال در دمای 4 درجه سانتی گراد نگهداری خواهد شد. جهت کاهش خطای آزمایشگاهی محلول استوک به صورت هفتگی تهیه خواهد شد.

در این بخش، با توجه به هدف اصلی مطالعه و به منظور تعیین اثر پارامترهای موثر بر راندمان حذف آنتی بیوتیک سیپروفلوکساسین همچون مدت زمان واکنش، دوز نانو اکسید منیزیم، غلظت اولیه آنتی بیوتیک سیپروفلوکساسین ، مدت زمان تماس و شدت تابش لامپ UV  و فرکانس دستگاه سونو آزمایشات به صورت زیر انجام خواهد گرفت.

1-تعیین PH بهینه:

به منظور تعیین اثر pH، آزمایشات در pH های 3، 5، 7، 9، 11 انجام می شود. جهت تنظیم pH از اسیدکلریدریک و هیدروکسیدسدیم یک دهم نرمال استفاده خواهدشد. بدین منظور در این مرحله با ثابت نگهداشتن متغیرهای دوز نانوذره، زمان تماس و غلظت آنتی بیوتیک سیپروفلوکساسین و شدت لامپ UV و فرکانس دستگاه سونو،اثر pH را در حذف آنتی بیوتیک سیپروفلوکساسین بررسی خواهد شد. با استفاده از محلول استوک غلظتmg/l 50 از آنتی بیوتیک سیپروفلوکساسین را تهیه نموده، داخل بشر ریخته و نانوذره اکسید منیزیم مورد نظر توزین و سپس به نمونه اضافه و در مدت زمان مشخص (60 دقیقه) درون راکتور در تماس با اشعه UV  و فرکانس قرار خواهد گرفت. در انتهای زمان ماند، مقدار باقی مانده ی آنتی بیوتیک سیپروفلوکساسین اندازه گیری خواهد شد. با استفاده از دستگاه pH متر در تمامی مراحل مقدار آن ثابت نگه داشته خواهد شد.

2-تعیین دوزبهینه نانوذرات اکسید  منیزیم :

پس از تعیین pH بهینه، غلطتmg/l50 آنتی بیوتیک را از محلول استوک تهیه نموده و pH را با استفاده از اسیدکلریدریک یا سود در حد pH بهینه بدست آمده در مرحله قبل تنظیم نموده و مقادیر مختلف نانوذره (1-0.9-0.7-0.5-0.3- 0.1- 0.0) گرم به اضای هر لیتر نمونه را توزین کرده و به نمونه های تهیه شده اضافه و درون راکتور در معرض لامپ UV  و فرکانس ثابت در زمان تماس 60 دقیقه قرار داده خواهد شد. در انتهای زمان ماند مشخص شده، میزان آنتی بیوتیک  را تعیین و نقطه ای که دارای بیشترین درصد حذف بود  به عنوان نقطه بهینه انتخاب خواهد شد.

3-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 استوکmg/l  50 آنتی بیوتیک سیپروفلوکساسین را تهیه نموده و در داخل بشر ریخته و با استفاده از اسیدکلریدریک و سود، pH را به حد بهینه رسانده شد و مقدار بهینه نانوذره را توزین و به نمونه ها اضافه خواهد شد. سپس نمونه ها درون راکتور گذاشته و در زمان تماس های (15 ،30 ، 45 ، 60 ، 75 ، 90 ، 120  دقیقه) در معرض لامپ UV و فرکانس ثابت قرار داده می شود. و در حد فاصل همین زمان ها نمونه ها برداشته و با استفاده از آنتی بیویتک سیپروفلوکساسین باقی مانده، زمان بهینه که برابر بیشترین حذف باشد انتخاب خواهد شد.

4-تعیین  غلظت بهینه سیپروفلوکساسین

در این مرحله با ثابت در نظرگرفتن pH، دوز نانوذره و زمان تماس بهینه بدست آمده در مراحل قبل، میزان غلظت بهینه آنتی بیوتیک سیپروفلوکساسین را بدست خواهد امد.به این ترتیب که غلظت های مختلف آنتی بیوتیک (mg/l 10، 25 ، 50 ، 100 ، 150 ، 200) را تهیه نموده و متغیرهای ثابت را بر روی آنها اعمال کرده و بعد از قرار دادن نمونه ها در رآکتور حاوی UV با زمان تماس بهینه، میزان آنتی بیوتیک  باقی مانده را اندازه گیری و تاثیر غلظت را بر روی میزان حذف آنتی بیوتیک سیپروفلوکساسین مورد ارزیابی قرار داده خواهد شد.

5-تعیین بهینه شدت لامپ UV

در این مرحله کلیه مراحل آزمایشات گفته شده با هر سه لامپ با شدت 8 ، 15 و 30 وات انجام خواهد شد. د ر نقطه ای که بیشترین حذف بدست اید بعنوان نقطه بهینه انتخاب خواهد شد. به همین ترتیب بهینه توان تابش بدست خواهد آمد.

6- تعیین بهینه فرکانس امواج فراصوت :

در این مرحله کلیه مراحل آزمایشات گفته شده با دو فرکانس 35 و 130 کیلو هرتز انجام خواهد شد. در نقطه ای که بیشترین حذف بدست اید بعنوان نقطه بهینه انتخاب خواهد شد. به همین ترتیب فرکانس بهینه بدست خواهد آمد.

7- تعیین تاثیر مستقل MgO در حذف سیپروفلوکساسین :

برای رسیدن به تاثیر مستقل MgO در حذف آنتی بیوتیک سیپروفلوکساسین پس از تعین بهینه سایر متغیر ها آزمایش را در حالت بهینه بدون تابش UV انجام داده و میزان سیپروفلوکساسین پساب خروجی آزمایش را توسط دستگاه اسپکتروفتومتر قرائت می کنیم.

نمودار داده های حاصل از آزمایشات با نرم افزار EXEL رسم خواهد شد. نقاط بهینه بدست آمده مورد تجزیه و تحلیل قرار خواهد گرفت.

محاسبات مربوط به حذف آنتی بیوتیک از طریق معادله زیر تعیین خواهد شد.

% Ƞ=    

C₀= غلظت ورودی آنتی بیوتیک سیپروفلوکساسین

C₁= غلظت خروجی آنتی بیوتیک سیپروفلوکساسین

Ƞ= درصد راندمان حذف آنتی بیوتیک سیپروفلوکساسین

کدهای 11، 14، 28،9،29و 30 ازکتابچه راهنمای عمومی اخلاق در پژوهش های علوم پزشکی دارای مجموعه آزمودنی انسانی

9: حفظ محیط زیست

11: پایش ملاحظات اخلاقی در حین اجرا

14: اطاع رسانی در صورت تغییر نحوه اجرای پژوهش

29: حفظ حقوق مادی و معنوی تمامی اشخاص

30: رعایت کلیه مفاد پژوهشی

محدودیتی وجود ندارد

ciprofloxacin ، magnesium oxide nanoparticles ، sonocatalytic ، photocatalytic  فتوکاتالیست، اولتراسونیک ، آنتی بیوتیک سیپروفلوکساسین، اکسید منیزیم

1.         Jeong J, Song W, Cooper WJ, Jung J, Greaves J. Degradation of tetracycline antibiotics: mechanisms and kinetic studies for advanced oxidation/reduction processes. Chemosphere. 2010;78(5):533-40.

2.         Martinez JL. Environmental pollution by antibiotics and by antibiotic resistance determinants. Environmental pollution. 2009;157(11):2893-902.

3.         Patrick DM, Marra F, Hutchinson J, Monnet DL, Ng H, Bowie WR. Per capita antibiotic consumption: how does a North American jurisdiction compare with Europe? Clinical Infectious Diseases. 2004;39(1):11-7.

4.         Safari G, Hoseini M, Seyedsalehi M, Kamani H, Jaafari J, Mahvi A. Photocatalytic degradation of tetracycline using nanosized titanium dioxide in aqueous solution. International Journal of Environmental Science and Technology. 2015;12(2):603-16.

5.         Liu X, Lee J, Ji K, Takeda S, Choi K. Potentials and mechanisms of genotoxicity of six pharmaceuticals frequently detected in freshwater environment. Toxicology letters. 2012;211(1):70-6.

6.         Huerta B, Rodríguez-Mozaz S, Barceló D. Pharmaceuticals in biota in the aquatic environment: analytical methods and environmental implications. Analytical and Bioanalytical Chemistry. 2012;404(9):2611-24.

7.         Carvalho IT, Santos L. Antibiotics in the aquatic environments: a review of the European scenario. Environment International. 2016;94:736-57.

8.         Gao L, Shi Y, Li W, Niu H, Liu J, Cai Y. Occurrence of antibiotics in eight sewage treatment plants in Beijing, China. Chemosphere. 2012;86(6):665-71.

9.         Kim S-C, Carlson K. Quantification of human and veterinary antibiotics in water and sediment using SPE/LC/MS/MS. Analytical and bioanalytical chemistry. 2007;387(4):1301-15.

10.       Le-Minh N, Khan S, Drewes J, Stuetz R. Fate of antibiotics during municipal water recycling treatment processes. Water research. 2010;44(15):4295-323.

11.       Al Aukidy M, Verlicchi P, Voulvoulis N. A framework for the assessment of the environmental risk posed by pharmaceuticals originating from hospital effluents. Science of the Total Environment. 2014;493:54-64.

12.       Al Aukidy M, Verlicchi P, Jelic A, Petrovic M, Barcelò D. Monitoring release of pharmaceutical compounds: occurrence and environmental risk assessment of two WWTP effluents and their receiving bodies in the Po Valley, Italy. Science of the Total Environment. 2012;438:15-25.

13.       Kinney CA, Furlong ET, Zaugg SD, Burkhardt MR, Werner SL, Cahill JD, et al. Survey of organic wastewater contaminants in biosolids destined for land application. Environmental science & technology. 2006;40(23):7207-15.

14.       Kinney CA, Furlong ET, Werner SL, Cahill JD. Presence and distribution of wastewater‐derived pharmaceuticals in soil irrigated with reclaimed water. Environmental Toxicology and Chemistry: An International Journal. 2006;25(2):317-26.

15.       Collado N, Rodriguez-Mozaz S, Gros M, Rubirola A, Barceló D, Comas J, et al. Pharmaceuticals occurrence in a WWTP with significant industrial contribution and its input into the river system. Environmental pollution. 2014;185:202-12.

16.       Phillips PJ, Schubert C, Argue D, Fisher I, Furlong ET, Foreman W, et al. Concentrations of hormones, pharmaceuticals and other micropollutants in groundwater affected by septic systems in New England and New York. Science of the Total Environment. 2015;512:43-54.

17.       Kim SD, Cho J, Kim IS, Vanderford BJ, Snyder SA. Occurrence and removal of pharmaceuticals and endocrine disruptors in South Korean surface, drinking, and waste waters. Water research. 2007;41(5):1013-21.

18.       Mirzaei R, Yunesian M, Mesdaghinia A, Nasseri S, Gholami M, Jalilzadeh E, et al. The efficiency of the conventional wastewater treatment plant in antibiotics removal and the determination of their concentration in Ekbatan and Southern Tehran wastewater treatment plants: a case report. Iranian Journal of Health and Environment. 2018;11(3):321-36.

19.       Edzwald JK. Water Quality and Treatment A Handbook on Drinking Water: McGrawHill; 2010.

20.       Kazner C. TECHNEAU: Safe Drinking Water from Source to Tap: IWA Publishing; 2009.

21.       Brack W, Dulio V, Ågerstrand M, Allan I, Altenburger R, Brinkmann M, et al. Towards the review of the European Union Water Framework Directive: recommendations for more efficient assessment and management of chemical contamination in European surface water resources. Science of the Total Environment. 2017;576:720-37.

22.       Andreozzi R, Canterino M, Marotta R, Paxeus N. Antibiotic removal from wastewaters: the ozonation of amoxicillin. Journal of hazardous Materials. 2005;122(3):243-50.

23.       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.

24.       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.

25.       Jonidi Jafari A, Farzadkia M, Gholami M. Evaluation of Ciprofloxacin Degradation during Composting Process. Journal of health research in community. 2018;3(4):1-11.

26.       Avella A, Delgado LF, Görner T, Albasi C, Galmiche M, De Donato P. Effect of cytostatic drug presence on extracellular polymeric substances formation in municipal wastewater treated by membrane bioreactor. Bioresource technology. 2010;101(2):518-26.

27.       De Witte B, Van Langenhove H, Demeestere K, Saerens K, De Wispelaere P, Dewulf J. Ciprofloxacin ozonation in hospital wastewater treatment plant effluent: effect of pH and H2O2. Chemosphere. 2010;78(9):1142-7.

28.       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(3-4):540-7.

29.       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.

30.       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.

31.       HEJAZI SS. The effect of ciprofloxacin on liver tissue and serum levels factors in mice fetus. 2018.

32.       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.

33.       YAZDANBAKHSH AR, MANSHOURI M, SHEIKHMOHAMMADI A, SARDAR M. Investigation the Efficiency of Combined Coagulation and Advanced Oxidation by Fenton Process in the Removal of Clarithromycin Antibiotic COD. 2012.

34.       RAHMANI A, ENAYATI MA. Investigation of photocatalytic degradation of phenol through UV/TiO2 process. 2006.

35.       Shi W, Yan Y, Yan X. Microwave-assisted synthesis of nano-scale BiVO4 photocatalysts and their excellent visible-light-driven photocatalytic activity for the degradation of ciprofloxacin. Chemical engineering journal. 2013;215:740-6.

36.       Elmolla ES, Chaudhuri M. The feasibility of using combined TiO2 photocatalysis-SBR process for antibiotic wastewater treatment. Desalination. 2011;272(1-3):218-24.

37.       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.

38.       Zhang H, Huang C-H. Oxidative transformation of fluoroquinolone antibacterial agents and structurally related amines by manganese oxide. Environmental science & technology. 2005;39(12):4474-83.

39.       Gernjak W, Malato Rodriguez S, Maldonato Rubio M, Fuerhacker M. Solar photo-Fenton treatment of EU Priority Substances: process parameters and control strategies: na; 2006.

40.       Tchobanoglous G, Burton FL. Wastewater engineering treatment, disposal and reuse: McGraw-Hill, Inc; 1991.

41.       Gad-Allah TA, Ali ME, Badawy MI. Photocatalytic oxidation of ciprofloxacin under simulated sunlight. Journal of hazardous materials. 2011;186(1):751-5.

42.       Hapeshi E, Achilleos A, Vasquez MI, Michael C, Xekoukoulotakis NP, Mantzavinos D, et al. Drugs degrading photocatalytically: kinetics and mechanisms of ofloxacin and atenolol removal on titania suspensions. Water research. 2010;44(6):1737-46.

43.       Daghrir R, Drogui P, Ka I, El Khakani MA. Photoelectrocatalytic degradation of chlortetracycline using Ti/TiO2 nanostructured electrodes deposited by means of a pulsed laser deposition process. Journal of hazardous materials. 2012;199:15-24.

44.       Balcıoğlu IA, Ötker M. Treatment of pharmaceutical wastewater containing antibiotics by O3 and O3/H2O2 processes. Chemosphere. 2003;50(1):85-95.

45.       Bautitz IR, Nogueira RFP. Degradation of tetracycline by photo-Fenton process—Solar irradiation and matrix effects. Journal of Photochemistry and Photobiology A: Chemistry. 2007;187(1):33-9.

46.       Elmolla E, Chaudhuri M. Improvement of biodegradability of synthetic amoxicillin wastewater by photo-Fenton process. World Applied Science Journal. 2009;5:53-8.

47.       Homem V, Santos L. Degradation and removal methods of antibiotics from aqueous matrices–a review. Journal of environmental management. 2011;92(10):2304-47.

48.       REZAEI A, MASOUM BH, Khataei A, HASHEMIAN S. Effect of UV radiation intensity on photocatalytic removal of E. coli using immobilized ZnO nanoparticles. 2009.

49.       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.

50.       GHAHRAMANI E, GHANEIAN M, ABOUEI ME, GHAVAMI Z, AHMADI K, TAGHAVI M, et al. EVALUATE THE EFFICIENCY AND EFFECTIVENESS OF MAGNESIUM OXIDE NANOPARTICLES IN REMOVAL OF REACTIVE YELLOW 3 DYESTUFFS FROM AQUEOUS. 2016.

51.       Moussavi G, Mahmoudi M. Removal of azo and anthraquinone reactive dyes from industrial wastewaters using MgO nanoparticles. Journal of hazardous materials. 2009;168(2-3):806-12.

52.       Pourahmad A, Movahedi N. Fabrication, characterization and antibacterial properties of MgO nanoparticles in zeolite matrix. Iranian Journal of Medical Microbiology. 2018;12(2):116-24.

53.       Kümmerer K. Antibiotics in the aquatic environment–a review–part I. Chemosphere. 2009;75(4):417-34.

54.       Michael I, Rizzo L, McArdell C, Manaia C, Merlin C, Schwartz T, et al. Urban wastewater treatment plants as hotspots for the release of antibiotics in the environment: a review. Water research. 2013;47(3):957-95.

55.       Hoseini M, Safari GH, Kamani H, Jaafari J, Ghanbarain M, Mahvi AH. Sonocatalytic degradation of tetracycline antibiotic in aqueous solution by sonocatalysis. Toxicological & Environmental Chemistry. 2013;95(10):1680-9.

56.       Emery RJ, Papadaki M, Dos Santos LMF, Mantzavinos D. Extent of sonochemical degradation and change of toxicity of a pharmaceutical precursor (triphenylphosphine oxide) in water as a function of treatment conditions. Environment international. 2005;31(2):207-11.

57.       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;21(19):11116-25.

58.       Mahdi-Ahmed M, Chiron S. Ciprofloxacin oxidation by UV-C activated peroxymonosulfate in wastewater. Journal of hazardous materials. 2014;265:41-6.

59.       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(3-4):288-94.

60.       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.

61.       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;441:420-6.

62.       Tang Y, Guo H, Xiao L, Yu S, Gao N, Wang Y. Synthesis of reduced graphene oxide/magnetite composites and investigation of their adsorption performance of fluoroquinolone antibiotics. Colloids and Surfaces A: Physicochemical and Engineering Aspects. 2013;424:74-80.

63.       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/H 2 O 2 process: kinetics, parameters, and products. Environmental Science and Pollution Research. 2013;20(5):3202-13.

64.       de Lima Perini JA, Silva BF, Nogueira RFP. Zero-valent iron mediated degradation of ciprofloxacin–assessment of adsorption, operational parameters and degradation products. Chemosphere. 2014;117:345-52.

65.       Kamani H, Havangi M. Efficiency Evalution Ultrasonic/Fenton Process in Removal of Antibiotic Penicillin G from Aquatic Solution by Response Surface Methodology. Journal of Environmental Health Enginering. 2017;5(1):83-98.

66.       Bazrafshan E, Noorzaei S, KordMostafapour F. Photocatalytic degradation of aniline in aqueous solutions using magnesium oxide nanoparticles. Journal of Mazandaran University of Medical Sciences. 2016;26(139):126-36.

ندارد

حذف سیپروفلوکساسین با استفاده از فرایند سونوفتوکاتالیست در حضور ذرات نانو

ندارد

ازمایش تجربی است

ندارد

مشکلی ندارد

تامین شده است

ندارد

مشکلی ندارد

با استفاده از آزمایشات اهداف پاسخ داده خو.اهد شد

مشکلی ندارد

مشکلی ندارد