کاربرد زئولیت اصلاح شده با سورفاکتانت برای حذف تتراسایکلین از فاضلاب دارویی

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 [1،2]. مواد دارویی و محصولات مراقبت شخصی یک طبقه در حال ظهور آلودگی های آبی است که به طور فزاینده ای در آب های زیرزمینی و سطح آب شناسایی شده اند [3،4]. به طور کلی، داروها از طریق تخلیه فاضلاب که اغلب به درستی تصغیه نمی شوند، به آبهای سطحی می رسند [5]. از سوی دیگر ثابت شده است که وقتی مواد دارویی به تصفیه خانهفاضلاب منتقل می شوند (SWTP)، آنها به طور کامل حذف نمی شوند [6،7].

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(2).

 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(8,5) .

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 [10،11]. تصفیه آنتی بیوتیک ها از  محیط زیست دشوار است و نیاز به پروسه گران قیمت دارد. تکنیک های فیزیکی و شیمیایی کارایی خود را برای این منظور ثابت کرده اند [10]. در میان روشهای حذف، جذب فیزیکی، الکتروگواسیون، اسمز معکوس، اولترافیلتراسیون، انعقاد برای حذف آنتی بیوتیک ها استفاده شده است [12،13]. در میان تکنیک ها، جذب جذب به وسیله جاذب های محتلف، ساده ترین و ارزان ترین روش می باشد [14]. از مواد غیر آلی مثل (اکسید آلومینیوم [15 و 16]، زئولیت بتا [17]، گوتیت [18]، مونتموریلونیت [19،20]، خاک رس [21]، کائولینیت [22]، و جاذبهای بیولوژیکی[23]، و جاذب های کامپوزیتی[24]، برای حذف آنتی بیوتیک آنتی بیوتیک استفاده شده است. هدف از این تحقیق بررسی جذب ایزوترمی و سینتیکی حذف تتراسایکلین توسط جاذب زئولیت اصلاح شده 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(28).

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(29).

در بررسی دیگری که تحت عنوان حذف آمپی سیلین توسط گیاه بنتونیت 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(30).

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(31).

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.(32).

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 (33).

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.        Zazouli MA, Balarak D, Mahdavi Y. Pyrocatechol Removal From Aqueous Solutions by Using Azolla Filiculoides. Health Scope. 2013;2(1):1-6.

26.        Diyanati RA, Yousefi Z, Cherati JY, Balarak D. Adsorption of phenol by modified azolla from Aqueous Solution. Journal of  Mazandaran University of Medical Science. 2013;22(2):13-21(In pershian(.

27.        Diyanati RA, Yazdani J, Belarak D. Effect of sorbitol on phenol removal rate by lemna minor. Mazandaran university of medical science. 2013;22(2):58-64 (In pershian(.

28.    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

29. 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

30. 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

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

32. 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.

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.

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 perspectives:2013;121,8,87-9