جذب آموکسی سیلین از محیط های آبی توسط کربن فعال حاصل از زائدات کشاورزی

درسال‌های اخیر، مصرف دارو و دسترسی مردم به انواع داروها به دلیل گسترش بیماری‌ها، پیشرفت علوم پزشکی، داروسازی و پوشش درمانی در جهان افزایش یافته است و ایران یکی از بزرگترین کشورهای مصرف کننده دارو در جهان می‌‍‌باشد (1)، به طوری که از لحاظ مصرف دارو جز 20 کشور نخست جهان به شمار می‌رود و در آسیا بعد از چین مقام دوم را در مصرف دارو دارد (2). در میان همه ترکیبات دارویی، آنتی‌بیوتیک‌ها به علت مصرف بالا برای انسان و دام، توجه بیشتری را به خود اختصاص می‌دهند (3). به دلیل مصرف بالای آنتی‌بیوتیک‌ها غلظت آن‌ها در آب افزایش یافته و سبب کاهش کیفیت آب می‌گردد. به طوری که مطالعات متعددی در دسترس است که غلظت آنتی‌بیوتیک‌ها را در محیط‌های آبی سطحی و زیرزمینی از 1- 100 میکروگرم بر لیتر تایید می‌کند (4). آنتی‌بیوتیک‌ها به دلیل مقاومت بیولوژیکی که دارند معمولا در پساب‌های ورودی به تصفیه‌خانه فاضلاب، آب‌های سطحی، آب‌های زیر زمینی، خاک و ته‌نشست‌ها باقی می‌مانند. این ترکیبات به دلیل نقش بالقوه خود در توسعه باکتری‌های مقاوم به آنتی‌بیوتیک توجه زیادی را به خود اختصاص داده و از این رو یک پتانسیل خطر برای ارگانیسم‌های آبی و خاکی به وجود می‌آورند (5). بیش از 65 درصد مصرف آنتی‌بیوتیک‎ها در جهان و 6/32 درصد مصرف آنها در ایران، به گروه بتالاکتام (پنی سیلین، آموکسی سیلین و آمپی سیلین) تعلق دارد که آموکسی سیلین پرمصرف‎ترین آن‌هاست (6، 7). آموکسی‌سیلین یک آنتی‌بیوتیک رایج است که برای درمان انواع گوناگونی از عفونت‌های باکتریایی نظیر عفونت گوش میانی، گلودرد، ذات الریه، سینوزیت و عفونت‌های دستگاه ادراری تجویز می‌شود. حدود30 تا90 درصد از دوز داده شده می‌تواند در حالت غیر قابل تجزیه باقی مانده و به عنوان یک  ترکیب فعال دفع شوند (8). 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 به صورت تغییر نیافته به محیط زیست تخلیه می‌شود (9). حذف و تصفیه زیستی آنتی‌بیوتک‌ها به دلیل وجود حلقه پایدار نفتول (به عنوان ساختار اصلی) و سمیت آن برای میکروارگانیسم‌ها و همچنین تجزیه‌پذیری زیستی کم آن‌ها مشکل است (10، 11). استاندارد قابل قبول سازمان حفاظت محیط‌زیست برای آنتی‌بیوتیک‌ها در پساب حدود 1 میلی‌گرم بر لیتر است (12) 

از جمله ویژگی‌های این مواد می‌توان به قابلیت تجزیه بیولوژیکی کمتر، سمیت بالا، خاصیت سرطان‌زایی، افزایش آلرژی در انسان، گسترش باکتری‌های مقاوم به آنتی‌بیوتیک‌ها و نظایر آن اشاره کرد (13). مطالعات انجام شده نشان می‌دهد که اغلب آنتی‌بیوتیک‌ها غیر قابل تجزیه بیولوژیکی بوده و بدون تغییر و دست نخورده از تصفیه‌خانه‌های فاضلاب خارج می‌شوند. به عنوان مثال حداکثر کاهش غلظت آموکسی‌سیلین به وسیله روش‌های بیولوژیکی پس از14تا28 روز، 3تا5 درصد بوده است(14). روش‌های متداول حذف آنتی‌بیوتیک‌ها و باقیمانده‌های دارویی از آب و فاضلاب شامل ازن‌زنی (15)، فنتون و فوتوفنتون (16)، الکتروشیمیایی (17)، نانوفیلتراسیون (18) ، انعقاد شیمیایی (19)، تعویض یونی (20)، تابش الکترونی (21) و فرایند جذب سطحی (22) می‌باشد.

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.

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

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

1. در مطالعه ای که توسط فریده نبی زاده و همکاران در سال 1395و با عنوان کارایی روش پاسخ سظح در بهینه سازی حذف رنگزای مالاشیت سبز با استفاده از زئولیت طبیعی انجام شد پارامترهایی مانند PH  ،مقدار جاذب ،غلظت اولیه رنگزا و زمان تماس بررسی شد که حداکثر حذف رنگزا در PH =9 و مقدار غلظت اولیه رنگزا 45 میلی گرم در لیتر و مقدار جاذب 65 گرم و زمان تماس بهینه ی 80 دقیقه حاصل شد  . آنالیز آماری نشان داد که در محدوده ی مشخص شده PH  ومقدار جاذب اثر زیادی روی راندمان حذف  رنگ داشستند(27).
2. در مطالعه ای که توسط کاظم ندافی و همکاران در سال 1394و با عنوان حذف رنگ راکتیو قرمز 120 از مخلول های آبی بوسیله زئولیت طبیعی اصلاح شده با سورفکتانت  تاثیر پارامترهای زمان تماس ، PH ، غلظت اولیه رنگ راکتیو 120 ،و مقدار جاذب مورد بررسی قرار گرفت . نتایج نشان داد که در زمان تماس 90 دقیقه با افزلیش غلظت از 25 به 100 میلی گرم در لیتر میزان جذب از 2.47 به 5.1 میلی گرم درگرم افزایش می یابد وظرفیت جذب رنگ در PH  ،3، 5، 7،و9 به ترتیب 4.68 ،4.59 ،4.52 ،و 3.69 است . در غلظت ثابت 75 میلی گرم در لیتر با افزلیش دوز جاذب از104 به 3 گرم میزان جذب آلاینده در واحد جرم جاذب از 5.21 به 2.45 میلی گرم در گرم کاهش می یابد داده ها نشان داد که ایزوترم جذب لانگمیر و سنتیک جذب نیز درجه دو است نتایج این مطالعه نشان داد که زئولیت ایرانی اصلاح شده با سورفکتانت در مقایسه با زئولیت های سایر نقاط جهان کارایی خوبی در حذف رنگ راکتیو قرمز 120 دارد . باتوجه به در دسترس بودن و سادگی اصلاح می توان این زئولیت را برای حذف رنگ از فاضلاب به کار برد (28).
3.  در مطالعه ای که توسط ملکی درسال 1393با عنوان حذف رنگ زای راکتیو آبی 19 با استفاده از زئولیت طبیعی و اصلاح شده انجام شد نتایج نشان داد که جذب از سنتیک کاذب درجه یک پیروی می کند و زئولیت خام ظرفیت پایینی در جذب رنگزا داشته ولی یا اصلاح زئولیت توسط اسید این ظرفیت زیاد شده وتاثیر اسید سولفوریک در اصلاح زئولیت جهت جذب رنگ بیشتر از اسید فسفریک بوده وزمانی که از زئوایت اصلاح شده با نسبت سیلیس به آلومین 7.5  در زمان تماس 3 ساعت استفاده شده راندمان حذف رنگزا در محدوده ی72 تا 41 درصد بدست آمده است (29).
4. در مطالعه ای که توسط مریدی در سال 97با هدف بررسی کارایی فرایند الکتروفنتون در حذف آنتی بیوتیک تتراسایکلین از فاضلاب های بیمارستانی انجام گرفت  . تأثیر عوامل مؤثر در فرایند الکتروفنتون در حذف تتراسایکلین شامل نوع و غلظت الکترولیت، pH محلول، غلظت اولیه تتراسایکلین، دانسیته جریان، غلظت پراکسید هیدروژن، زمان واکنش و فاصله بین الکترودها بر راندمان حذف تتراسایکلین و میزان انرژی مصرفی مورد بررسی قرار گرفت مطابق با نتایج به دست آمده فرایند الکتروفنتون طراحی شده، روش  بسیار مناسبی برای حذف تتراسیکلین از فاضلاب های آلوده از جمله فاضلاب های بیمارستانی، با کمترین میزان مصرف انرژی و با راندمان بالا می باشد(11). 
5. در مطالعه ای که توسط یزدانی  در سال 96با هدف ارزیابی عملکرد فرآیند تلفیقی اولتراسونیک/ تابش فرابنفش در حذف آنتی بیوتیک تتراسایکلین از محلول های آبی با استفاده از روش سطح پاسخ انجام گرفت در این مطالعه تابش فرابنفش و اولتراسونیک در بهترین شرایط به ترتیب 16 و 32 درصد راندمان در حذف این آلاینده داشتند. با به کارگیری همزمانU S /U V ، کارایی حذف آنتی بیوتیک افزایش یافت و بهترین راندمان در pH=4.5، غلظت اولیه آنتی بیوتیک 10 mg/l و توان ورودی 240 وات حاصل شد. از فرآیند تلفیقی اولتراسونیک/ تابش فرابنفش می توان به عنوان یک فرآیند موثر برای حذف آنتی بیوتیک تتراسایکلین از محلول های آبی استفاده کرد(12)

درصد تغییرات حذف آموکسی سیلین از محلول های آبی با استفاده از جاذب کربن فعال حاصله از پرسیکا  بر حسب PH چقدر است ؟

درصد تغییرات حذف آموکسی سیلین از محلول های آبی با استفاده از جاذب کربن فعال حاصله از پرسیکا  بر حسب زمان واکنش چقدر است ؟

درصد تغییرات حذف آموکسی سیلین از محلول های آبی با استفاده از جاذب کربن فعال حاصله از پرسیکا  بر حسب غلظت اولیه آموکسی سیلین چقدر است ؟

درصد تغییرات حذف آموکسی سیلین از محلول های آبی با استفاده از جاذب کربن فعال حاصله از پرسیکا  بر حسب تغییرات جاذب مونت موریلونیت چقدر است ؟

درصد تغییرات حذف آموکسی سیلین از محلول های آبی با استفاده از جاذب کربن فعال حاصله از پرسیکا  بر حسب تغییرات درجه حرارت چقدر است ؟

 تعیین حذب آموکسی سیلین از محیط های آبی توسط کربن فعال حاصل از زائدات کشاورزی

تعیین درصد حذف آموکسی سیلین توسط جاذب کربن فعال حاصله از پرسیکا  در زمان های مختلف

تعیین درصد حذف آموکسی سیلین توسط جاذب کربن فعال حاصله از پرسیکا  در pHهای مختلف

تعیین درصد حذف آموکسی سیلین توسط جاذب کربن فعال حاصله از پرسیکا  در غلظت‌های اولیه ی مختلف آموکسی سیلین

تعیین درصد حذف آموکسی سیلین توسط جاذب کربن فعال حاصله از پرسیکا  در غلظت‌های مختلف جاذب

تعیین درصد حذف آموکسی سیلین توسط جاذب کربن فعال حاصله از پرسیکا  در دماهای مختلف

تعیین ایزوترم جذب

تعیین سینتیک جذب 

سازمان آب و فاضلاب - وزارت نیرو

آموکسی سیلین یکی از داروهای خانواده پنی سیلین ها و از دسته بتالاکتام‌ها است . این دارو یکی از مهمترین و پرمصرف‌ترین آنتی‌بیوتیک های جهان است که با فرمول C₁₆H₁₉N₃O₅S و جرم مولی ۳۶۵٫۴ گرم بر مول و محلول در آب می باشد . ودارای نقطه ی ذوب 194 درجه سانتی گراد می باشد .

تجربی – ازمایشگاهی

نمونه های سنتیک ساخته شده در آزمایشگاه .

تمام مراحل آزمایش برای پی بردن به خطاهای احتمالی در دو مرحله انجام خواهد شد . بنابراین تعداد نمونه های مورد نظر با توجه به بهینه بودن پارامتر ها تکرار آزمایشات 62 نمونه می باشد . نمونه هابه صورت سنتیک و در آزمایشگاه ساخته خواهند شد .

pH :  ,  5 ,  7 , 9 , 11 3

دوز جاذب : , 20/1 , 0/2 , 0/4 , 0/6 , 0.8 ,1  1/2, 1.5

زمان تماس : 10 , 20 , 30 , 45 , 60 , 90 , 120 , 150 , 180 , 240

مقدار آموکسی سیلین 10 و 20 و 30 و 40 و 50 و 75 و 100 میلی گرم در لیتر

در آزمایشگاه و با استفاده از نمونه‌های سینتیک ساخته شده محلول نهایی توسط اسپکتروفتومتر تعیین مقدار می‌شود.

در آزمایشگاه و با استفاده از نمونه‌های سینتیک ساخته شده محلول نهایی توسط اسپکتروفتومتر تعیین مقدار می‌شود.

این مطالعه یک آزمایش تجربی – ازمایشگاهی بوده است . 31 آزمایش برای یک بار تکرار برای بدست آوردن میزان بهینه ی غلظت اولیه ی آلاینده و غلظت جاذب و pH و زمان تماس انجام می شود . در آزمایش اول غلظت های مختلفی از جاذب تهیه  شده را در 6 ظرف می ریزیم که همه دارای غلظت اولیه ی آلاینده و  زمان تماس و pH یکسان اند . با حساب کردن راندمان حذف میزان بهینه ی غلظت جاذب بدست خواهد آمد . در آزمایش دومpHنمونه را متفاوت ولی میزان غلظت آلاینده ی اولیه و زمان تماس و غلظت جاذب را یکسان در نظر می گیریم . با حساب کردن میزان راندمان حذف هر نمونه pH بهینه بدست خواهد آمد . در آزمایش سوم میزان pHو غلظت جاذب و غلظت آلاینده اولیه ی  6  نمونه را یکسان در نظر می گیریم ولی زمان تماس نمونه را متفاوت  در نظر می گیریم . با حساب کردن راندمان میزان بهینه ی زمان تماس بدست خواهد آمد . آزمایش چهارم میزان غلظت اولیه ی آلاینده را متفاوت ولی pHو زمان تماس و غلظت جاذب را یکسان در نظر می گیریم . با حساب کردن میزان راندمان حذف هر نمونه غلظت اولیه ی آلاینده ی بهینه بدست خواهد آمد .

 ظرفیت جاذب( q_e ) از فرمول زیر قابل محاسبه است .  

Q_e=(c_o-c_e)*v/m

در فرمول بالا c_o نشان دهنده ی غلظت ورودی

c_e نشان دهنده ی غلظت خروجی

V نشا ن دهنده ی حجم محلول

m نشان دهنده ی جرم حاذب

و راندمان حذف(RیاE ) نیز از فرمول زیر قابل محاسبه است :

R=100*(c_o-c_e)/c_o

در فرمول بالا c_o نشان دهنده ی غلظت ورودی

C_e نشان دهنده ی غلظت خروجی می باشد .

پس از اتمام فرایند هر نمونه مورد ازمایش از فیلتر سرنگی عبور داده می شود سپس مقدار جذب آلاینده با استفاده از دستگاه اسپکتروفتومتر قرائت خواهد شد و با توجه به میزان درصد حذف، کارایی فرایند های انجام شده تعیین خواهد شد و نمودارهای مربوطه در نرم افزار excel رسم و مقدار بهینه هر متغیر تعیین میشود.

1. راهنمای عمومی اخلاق در پژوهش‌های علوم پزشکی دارای آزمودنی انسانی 
2. 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.
3. 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.
4. گزارش‌ها و مقالات حاصل از پژوهش‌هایی که مفاد این راهنما را نقض کرده‌اند، نباید برای انتشار پذیرفته شوند.
5. روش پژوهش نباید با ارزش‌های احتماعی، فرهنگی و دینی  جامعه در تناقض باشد.

ندارد

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 .

27. NabizadehChianeh F, Mohammadi B, Asghari A. Application of response surface methodology for optimizing removal of malachite green(MG)from aqueous solutions by natural zeolite . Chemistry. 2017 ; 22-209 :(24) 12 ; 21Mar

28. Naddafi K , Gholami M , Removal of Reactive Red 120 from aqueous Solutions Using Surface modified natural Zeolite . ijhe .2014;7(3):277-288.

29. Maleki A , Mahvi A H , Rezaee R , Davari B. Removal of Reactive Blue 19 Using Natural and Modified Zeolites .ijhe. 2013; 5 (4) :519 -530.

ندارد