بررسی حذف سولفامتازین از محلولهای آبی توسط کربن تولید شده از زائدات کشاورزی

برای دست‌‌یابی یه توسعه پایدار, توجه به مدیریت محیط‌زیست اجتناب‌‌پذیر است و یکی از مسائل مهمی که سلامت محیط را تهدید می‌کند ترکیبات مقاوم و سمی می‌باشند که از طریق فاضلاب‌های صنعتی وارد محیط‌زیست می‌گردند(1- 3)

در دهه های اخیر، حضور آلودگی های در حال ظهور در آبهای سطحی و زیرزمینی به عنوان یک تهدید زیست محیطی جدید مطرح شده است که دولتهای مختلف با این مشکلات روبرو هستند [5،4]. مواد دارویی و محصولات مراقبت شخصی به طور فزاینده ای در آب های زیرزمینی و سطح آب شناسایی شده اند [6-8]. به طور کلی، داروها از طریق تخلیه فاضلاب که اغلب به درستی تصفیه نمی شوند، به آبهای سطحی می رسند [5]. از سوی دیگر ثابت شده است که وقتی مواد دارویی به تصفیه خانه فاضلاب منتقل می شوند به طور کامل حذف نمی شوند [9-11].

فاضلاب حاوی آنتی بیوتیک دارای مشخصاتی همچون pH خنثی (8-6)،COD  متوسط (2000-200 میلی گرم در لیتر)،BOD پایین (100-0 میلی گرم در لیتر) و جامدات معلق فرار (VSS) کم (400-100 میلی گرم در لیتر) می باشد(4, 7). آنتی بیوتیک هابطور کامل توسط روشهای متداول تصفیه فاضلاب شهری حذف نمی شود و به منابع آب سطحی انتشار می یابند(12-14).

 منابع ورود آنتی بیوتیک به سیستم های طبیعی ازدو طریق می باشد:1- فاضلاب تولیدی صنایع دارو سازی در مراحل مختلف پروسه تولید 2- استفاده های درمانی از آنتی بیوتیک جهت انسان و دام، از طریق ورود ادرار و مدفوع و یا تخلیه باقیمانده دارو به فاضلاب خانگی و بیمارستانی. تنها 10 درصد از آنتی بیوتیک های مصرفی جذب می شوند و بقیه آن بدون هیچ تغییری به فاضلاب رها می شود. بنابراین مقدار زیادی از آنتی بیوتیک های مصرفی از طریق موجودات هدف در محیط های خشکی و آبی پراکنده می شود. غلظت آنتی بیوتیک ها در آبهای سطحی و زیر زمینی در حد نانو گرم در لیتر تا میکرو گرم در لیتر افزایش می یابد(15-18) 

سولفامتازین 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(19-21)  

کربن فعال یا کربن اکتیو به گروهی از مواد کربنی با پوکی و سطح داخلی بالا اطلاق می‌شود که به‌دلیل مساحت داخلی قابل توجه، ساختار پوک و منفذی، ظرفیت جذب بالا، قابلیت فعال‌سازی مجدد سطح و همچنین قیمت پائین در مقایسه با جاذب‌های غیرآلی مانند زئولیتیک، ماده منحصربه‌فردی می‌باشند. کاربرد مهم و قابل اهمیت آنها در جداسازی بو، رنگ، مزه‌های غیردلخواه از آب در عملیات‌های خانگی و صنعتی، بازیافت حلال، تصفیه هوا به‌ویژه در رستوران‌ها، صنایع غذائی و شیمیائی می‌باشد برای مثال سطح خارجی یک گرم از کربن فعال در حدود ۳،۰۰۰ مترمربع سطح تماس دارد(22).

کربن فعال از پیرولیز موادکربنی از قبیل چوب، زغال‌سنگ، هسته یا پوسته میوه‌ها حاصل می‌گردد و در مراحل بعدی تحت عملیات فعال‌سازی قرار می‌گیرد. پیرولیز موادکربنی، بدون حضور هوا، باعث تخریب مولکول‌های غیرآلی می‌شود که یک ماده پودری کربنی از آن ایجاد خواهد شد. جسم تولیدشده دارای سطح ویژه و تخلخل بالایی می‌باشد. سه فرایند اصلی برای فعال‌سازی کربن در نظر گرفته می شود.

1.          فعال‌سازی با بخار

2.          فعال‌سازی با دی اکسید کربن

3.          فعال‌سازی شیمیایی

در میان سه روش بالا فعال‌سازی با بخار بهترین گزینه به لحاظ زیست محیطی و اقتصادی است درحالی‌که فعال‌سازی شیمیایی بیشترین سطح و تخلخل را حاصل می‌کند. در این مطالعه ار روش فعال سازی شیمیایی استفاده خواهد شد

روش‌شناسی سطح پاسخ (به انگلیسی: Response Surface Methodology) یا به اختصار RSM، مجموعه‌ای از روش‌های ریاضی است که رابطهٔ بین یک یا چند متغیر پاسخ را با چندین متغیر مستقل (مورد مطالعه) تعیین می‌کند. این روش در سال ۱۹۵۱ توسط باکس و ویلسون معرفی شد، تا به امروز نیز از آن به عنوان یکی از ابزارهای طراحی آزمایش استفاده می‌گردد. هر چند بسیاری این روش را به عنوان یک شبه مدل (Metamodel) می‌دانند. مطالعاتی نظیر مطالعهٔ کرمی و همکاران روش سطح پاسخ را به عنوان یک روش قابل قبول در مقایسه با روش‌های سنتی مدل‌سازی نشان داده است.

با توجه به بررسی منابع علمی مشخص شد که تاکنون در زمینه جذب سولفامتازین با استفاده از کربن های حاصله از زائدات گیاهی مطالعه‌ای کمی صورت نگرفته است بنابراین اهداف اصلی این تحقیق بررسی زمان تماس،  pH، غلظت اولیه سولفامتازین ، دزجاذب بر روی کارایی حذف سولفامتازین و انجام مطالعات ایزوترمی، سنتیکی جذب‌سطحی می‌باشد

در مطالعه ای که توسط علیدادی و همکاران در سال96 در خصوص حذف سیپروفلوکساسین با استفاده از کامپوزیت کیتوزان / زئولیت از محلول های آبی  انجام شد نتایج نشان دادکه حداکثر راندمان حذف آنتی بیوتیک در غلظت اولیه  5 mg/L و PH=7 ، دوز جاذب g/L2 و زمان واکنش 5/37 دقیقه، 5/97% می باشد .در این مطالعه غلظت اولیه  آنتی بیوتیک و دوز جاذب به ترتیب مؤثرترین پارامترها بر کارایی حذف شناخته شدند. همچنین جذب سیپروفلوکساسین ازایزوترم لانگمویر 0.9995) = (R2  وسینتیک درجه دوم R2 =0.9973) ) تبعیت میکند.(22)

در مطالعه ای که تحت عنوان بررسی کارایی فرآیند ازن/پرسولفات در حذف آنتی بیوتیک سیپروفلوکساسیناز پساب صنایع دارویی توسط رحمانی و همکاران در سال 93 انجام شد نقدار PH بهینه برای فرآیند برابر با 3 و دوز بهینه پرسولفات برابر با 10 میلی مولار و در ازن برابر با 1 گرم در ساعت و غلظت اولیه آنتی بیوتیک برابر با 10 میلی گرم در لیتر است که تحت این شرایط راندمان حذف سیپروفلوکساسین 96 درصد می باشد.(23)

در بررسی ای که توسط صمدیو همکاران در سال 95 در ارتباط با حذف آنتی بیوتیک سیپرو فلوکساسین با استفاده از نانوکامپوزیت مغناطیسی از محیط های آبی انجام گرفت کارایی نانومغناطیسی جهت حذف سیپروفلوکساسین در سیستم ناپیوسته با بررسی زمان تماس 15 تا 300 دقیقه و PH 4 تا10 ، غلظت اولیه آنتی بیوتیک 30تا200 میلی گرم مقدار جاذب 1 تا 3گرم بر لیتر و غلظت پراکسیدهیدروژن 5تا25 میلی مول برلیتر بررسی شد،نشان دادند حداکثر کارایی فرآیند های فنتون هتروژن و جذب سطحی درpHهای برابر4 و7 حاصل شد که کا رایی حذف سیپروفلوکساسین به ترتیب % 95 و % 87 بود. دادههای تعادلی جذب با ایزوترم لانگموئر مطابقت بهتری نشان داد. سرعت واکنش بهترین سازگاری را با مدل درجه دوم کاذب داشت(24).

درمطالعه ای که توسط fei wangوهمکاران درمورد حذف آنتی بیوتیک سیپروفلوکساسین از محلول های آبی توسط کیتوزان مغناطیسی کامپوزیت گرافن اکسید در سال 2016 انجام گرفت. نتایج نشان داد که دادهای ایزوترمی  با هر دو مدل فرندلیچ و لانگومویر توصیف شده است و ظرفیت جذب براساس مدل لانگمویر 282 میلی گرم به ازای هر گرم می باشد و قدرت یونی به طور قابل توجهی بر جذب سیپرو فلوکساسین تاثیر گذاشته است. (25)

در مطالعه ای که توسط بلارک و همکاران در سال 2017 درباره حذف سیپروفلوکسین از محلولهای آبی توسط جاذب گل قرمز انجام شده است نتایج نشان می دهد که داده های تعادلی از ایزوترم لانگمیر پیروی کرده  و ظرفیت جذب برابر با 195.2 میلی گرم به ازای هر گرم می باشد همچنین با افزایش دوز جاذب و میزان غلظت آنتی بیوتیک میزان حذف افزایش می یابد(26).

• آیا  زمان تماس های مختلف در تعیین حالت بهینه حذف آنتی بیوتیک سولفامتازین با استفاده از جاذب کربن فعال تولید شده از پوسته برنج تاثیرگذار است؟
• آیا غلظت های مختلف آنتی بیوتیک در تعیین حالت بهینه حذف سولفامتازین با استفاده از جاذب کربن فعال تولید شده از پوسته برنج تاثیرگذار است؟
• آیا دوزهای مختلف جاذب در تعیین حالت بهینه حذف سولفامتازین با استفاده از کربن فعال تولید شده از پوسته برنج تاثیرگذار است؟
• آیا pH های مختلف در تعیین حالت بهینه حذف سولفامتازین با استفاده از کربن فعال تولید شده از پوسته برنج تاثیرگذار است؟

تعیین حذف سولفامتازین از محلولهای آبی توسط کربن تولید شده از زائدات کشاورزی

• تعیین حالت بهینه درصد جذب آنتی بیوتیک سولفامتازین از محلولهای آبی با استفاده از جاذب  کربن فعال تولید شده از پوسته برنج در زمان تماس های مختلف
• تعیین حالت بهینه  درصد جذب آنتی بیوتیک سولفامتازین  از محلولهای آبیبا استفاده از جاذب کربن فعال تولید شده از پوسته برنج در غلظت های آنتی بیوتیک  مختلف
• تعیین حالت بهینه  درصد جذب آنتی بیوتیک سولفامتازین  از محلولهای آبیبا استفاده از جاذب کربن فعال تولید شده از پوسته برنج در دوزهای جاذب  مختلف
• تعیین حالت بهینه درصد جذب آنتی بیوتیک سولفامتازین از محلولهای آبی با استفاده از  جاذب کربن فعال تولید شده از پوسته برنج در PH های مختلف

آب و فاضلاب و وزارت نیرو

کربن فعال یا کربن اکتیو به گروهی از مواد کربنی با پوکی و سطح داخلی بالا اطلاق می‌شود که به‌دلیل مساحت داخلی قابل توجه، ساختار پوک و منفذی، ظرفیت جذب بالا، قابلیت فعال‌سازی مجدد سطح و همچنین قیمت پائین در مقایسه با جاذب‌های غیرآلی مانند زئولیتیک، ماده منحصربه‌فردی می‌باشند.

تجربی-آزمایشگاهی

نمونه های سنتتیک درست شده در آزمایشگاه که از محلول استوک سولفامتازین ساخته می شود 

طراحی آزمایشات بصورت سیستم RSM انجام خواهد شد که برابر با 29 ران خواهد بود 

سطح مورد مطالعه برای دما بین 30 تا 90 دقیقه

برای پی اچ بین 3 تا 11

برای غلظت آنبی بیوتیک بین 5 تا 50 میلی گرن در لیتر

برای دوز جاذب بین 0.2 تا 0.6 گرم در لیتر

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  در طول موج 280 نانومتر بدست خواهد آمد. در نهایت نمودار های مربوطه بر حسب درصد حذف رسم خواهد شد

 جهت ساخت کربن فعال، ابتدا به جرم معینی از ماده خام مورد آزمون، محلول غلیظ و جوشانی از کلرید روی افزوده خواهد شد . جرم کلرید روی موجود در این نمونه بگونه ای انتخاب می شود که نسبت جرمی معینی را با ماده خام داشته باشد. مخلوط فوق ضمن بهم خوردن به ملایمت حرارت خواهد دیدتا بصورت ظاهری خشک شود. سپس این مخلوط در آون در دمای oC 140 برای مدت 6 ساعت بطور کامل خشک شده و سپس به منظور انجام فعال سازی، در یک راکتور از جنس کوارتز با حجم ml200  قرار داده می شود. این راکتور در یک کوره استوانه ای تا دمای نهایی oC500 –400 گرم شده و برای مدت زمان hr1 در این دما نگهداری خواهد شد. نمونه نهایتاً تا رسیدن به دمای محیط به ملایمت سرد می شود. در تمام عملیات فوق، گاز نیتروژن خالص با دبی حجمی ml/min200 در راکتور جهت برقراری اتمسفر بی اثر جریان خواهد داشت. کربن فعال حاصل, نهایتاً در آون در دمای oC105 بطورکامل خشک خواهد شد.

     نمونه های کربن فعال بدست آمده تحت آزمایشهای جذب نیتروژن در دمای K77 به منظور تعیین سطح آزاد به روش BET قرار خواهند گرفت. این عمل توسط دستگاه ASAP 2000 ساخت کمپانی Micromeritics انجام می شود. آزمایشهای اندازه گیری عدد یدی بر اساس استاندارد ASTM-D4607 به انجام خواهد شد. همچنین از نمونه ماده خام و نیز برخی از  محصولات بدست آمده، تصاویری توسط میکروسکپ الکترونی SEM-360 ساخت کمپانی Cambridge تهیه خواهد شد تا ساختمان محصولات بدست آمده مورد بررسی دقیقتر قرار گیرد.

آماده‌سازی محلول آبی: در این مطالعه محلول استوک1000 میلی گرم در لیتر آنتی بیوتیک با انحلال ا گرم از آنتی بیوتیک در یک لیتر آب دو بار تقطیر تهیه خواهد شد. سپس محلول‌های نمونه به حجم 100 میلی‌لیتر و دارای غلظت‌های مشخص آنتی بیوتیک از طریق رقیق‌کردن محلول استوک در ارلن های 100 لیتری آماده می شود. جهت تنظیم  pHاز محلول اسید کلریدریک و هیدروکسید سدیم 1/0 نرمال استفاده خواهد شد.

روش انجام آزمایشات: این مطالعه تجربی بوده و به صورت ناپیوسته در ارلن هایی به حجم 100 میلی بر روی شیکر انجام می شود .آزمایشات بصورت ناپیوسته و با تغییر  فاکتور زمان تماس،  pH  ، غلظت اولیه (میلی‌گرم در لیتر) و دز جاذب صورت خواهد  گرفت. بعد از آماده سازی نمونه‌ها بر روی شیکر گذاشته و سرعت اختلاط (180 دور در دقیقه) تنظیم خواهد شد و در زمان تماس‌های مختلف موردنظر، نمونه از روی شیکر برداشته شده و صاف سازی خواهد شد. نمونه صاف شده جهت سنجش مقدار آنتی بیوتیک باقی مانده مورد استفاده قرار گرفت.

در نهایت میزان جذب و راندمان جذب با استفاده از روابط 1و 2 تعیین شد. در این رابطه R راندمان q_e ظرفیت جذب بر حسب میلی‌گرم به ازای هر گرم جاذب،C₀  غلظت اولیه آنتی بیوتیک برحسب میلی‌گرم در لیتر، C_e غلظت آنتی بیوتیک در زمانt  برحسب میلی‌گرم در لیتر،M  جرم جاذب برحسب گرم، V حجم نمونه برحسب لیتر می‌باشد(33).

R= (Co-Ce)× 100Co                           1

qe = (Co-Ce)× VM                        2

برای تعیین معنی داری و میزان تاثیر هر پارامتر از f-vaule , p-value و ANOVA استفاده می شود

همچنین برای گزارش نتایج از میانگین و انحراف معیار و ضریب تغییرات استفاده خواهد شد 

ندارد

حذف-سولفامتازین- کربن تولید شده از زائدات کشاورزی

1.Ghauch A, Tuqan A, Assi HA: Elimination of amoxicillin and ampicillin by micro scale and nano scale iron particles. Environ Pollut. 2009,157:1626–1635.

2. 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.

3.   Gulkowsk A, Leung HW, So MK, Taniyasu S, Yamashita N. Removal of antibiotics from wastewater by sewage treatment facilities in Hong Kong and Shenzhen, China. Water Research. 2008;42:395-403.

4.Balarak  D, Mahdavi Y, Azadi NA, Sadeghi SH. Isotherms and thermodynamic study on the biosorption of amoxicillin using canola. International Journal of Analytical, Pharmaceutical and Biomedical Sciences.2016;5(3);8-14.

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

6.Yahiaoui I, Aissani-Benissad F, Fourcade F, Amrane A. Removal of tetracycline hydrochloride from water based on direct anodic oxidation (Pb/PbO2 electrode) coupled to activated sludge  culture. Chemical Engineering J.  2013;221; 418–425.

7.Ocampo-Pérez R, Rivera-Utrilla J,  Gómez-Pacheco C,  Sánchez-Polo M, López-Peñalver JJ.  Kinetic study of tetracycline adsorption on sludge-derived adsorbents in aqueous phase. Chem Eng J. 2012; 213; 88–96.

8.Parolo ME, Savini MC, Vallés JM, Baschini MT, Avena MJ. Tetracycline adsorption on montmorillonite: pH and ionic strength effects, Appl. Clay Sci. 2008;40;179–186.

9.Brinzila CI, Pacheco MJ, Ciríaco  L, Ciobanu RC, Lopes A. Electro degradation of tetracycline on BDD anode. Chem. Eng. J. 2011; 209;54–61.

10.Martins AC, Pezoti O,  Cazetta AL, Bedin KC, Yamazaki DAS,  Bandoch GFG. Removal of tetracycline by NaOH-activated carbon produced from macadamia nut shells: Kinetic and equilibrium studies.Chemical Engineering Journal. 2015;260;291-299.

11.Choi K-J, Kima S-G, Kimb S-H. Removal of antibiotics by coagulation and granular activated carbon filtration. Journal of Hazardous Materials. 2008;151:38–43.

12.Malakootian M, Balarak D, Mahdavi Y, Sadeghi SH, Amirmahani N. Removal of antibiotics from wastewater by azolla filiculoides: kinetic and equilibrium studies.  IJAPBS.2015;4(7);105-113.

13.Chen  WR,  Huang  CH. Adsorption  and  transformation  of  tetracycline antibiotics with aluminum oxide. Chemosphere. 2010; 79, 779–785.

14.Liu H, Yang Y, Kang J, Fan M, Qu J, Removal of tetracycline from water by Fe–Mn binary oxide, J. Environ. Sci. 2012; 24;242–247.

15.Kang J, Liu H, Zheng YM,  Qu J, Paul Chen J. Application of nuclear magnetic resonance spectroscopy, Fourier transform infrared spectroscopy, UV–Visible spectroscopy and kinetic modeling for elucidation of adsorption chemistry in uptake of tetracycline by zeolite beta, J. Colloid Interface Sci. 2011;354; 261–267.

16.Zhao Y, Geng J, Wang X, Gu X, Gao S. Adsorption of tetracycline onto goethite in the presence of metal cations and humic substances, J. Colloid Interface Sci. 2011; 361; 247–251.

17.Eugenia Parolo M, Avena MJ, Pettinari GR, Baschini MT. Influence of Ca2+ on tetracycline adsorption on montmorillonite, J. Colloid Interface Sci. 2012; 368;420–426.

18.Zhao Y, Gu X,  Gao S, Geng J, Wang X. Adsorption of tetracycline (TC) onto montmorillonite: cations and humic acid effects. Geoderma.2012; 183;12–18.

19.Wan Y, Bao Y, Zhou Q. Simultaneous adsorption and desorption of cadmium and tetracycline on cinnamon soil. Chemosphere. 2010; 80 ;807–812.

20.Li Z, Schulz L,  Ackley C,  Fenske N. Adsorption of tetracycline on kaolinite with pH-dependent surface charges, J. Colloid Interface Sci.2010; 351;254–260.

21.Chang PH,  Li Z, Jean J, Jiang W, Wang CJ,  Lin KH. Adsorption of tetracycline on 2:1 layered non-swelling clay mineral illite. Appl. Clay Sci.2012; 67–68;158–163.

22.Chang PH, Li Z,  Jiang WT, Jean JS. Adsorption and intercalation of tetracycline by swelling clay minerals. Appl. Clay Sci. 2009; 46 ;27–36.

23.de Godosa I,  Munozb R, Guieyssea B. Tetracycline removal during wastewater treatment in high-rate algal ponds. J. Hazard. Mater. 2012; 229–230;446-449.

24.Shi YJ,  Wang XH, Qi Z,Diao MH, Gao MM, Xing SF, Wang SG,  Zhao XC. Sorption and biodegradation of tetracycline by nitrifying granules and the toxicity of tetracycline on granules, J. Hazard. Mater. 2011; 191;103–109.

25.       Dianati Tilaki , Kavyani S , Hassani Nejad-Darzi S K ,Yazdani Cahrati j . Kinetics Study on Adsorption of Three Azo Dyes (Reactive Red 198,Cationic Red GTL 18 and Cationic Red GRL 46 ) by Zeolite Clinoptilolite . j Mazandaran Univ Med Sci . 2014; 24(118) :158-169

26.      Ozdemir O , Turan M , Turan A Z , Baki Engin A .  Feasibility Analysis of Color Removal from Textile Dyeing Wastewater in a Fixed –bed Column System by Surfactant –Modified Zeolite (SMZ).journal of Hazardous Materials . 2009;  166(2-3),647-654 

ندارد