بررسی ایزوترمی و سینتیکی و ترمودینامیکی حذف ازیترومایسین توسط کربن فعال تهیه شده از ازولا فیلی کوئیدس

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 خانه فاضلاب 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) . ازیتروماسین، یکی ﺍﺯ ﻣﻬﻢﺗﺮیﻦآنتیبیوتیک‌های ﺳﻨﺘﺘیک ﻭ ﺍﺯ ﮔﺮﻭﻩ ﻓﻠﻮﺭﻭکﻮﺋیﻨﻮﻟﻮﻥ می‌باشد  [8،9]. به میزان زیاد تا 72٪) انتی بیوتیک ها 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.

آزولا فیلوکولیدس یک گیاه آبری شناور است که به سرعت در آبهای راکد و برکه‌ها رشد می‌کند و روی سطح آب را می‌پوشاند بنابراین برای آبزیان یک خطر ( جلوگیری از ورود اکسیژن ) محسوب می‌شود(25) اما با توجه به خاصیت جذبی آنها در بسیاری از کشورهای دنیا از آن به عنوان جاذب با کارایی بالا و جذب سریع و ارزان قیمت برای حذف ترکیبات آلی استفاده می‌کنند(25-27). از انجائیکه حذف ترکیبات دارویی توسط این گیاهان به ندرت انجام شده است  بنابراین هدف از این مطالعه بررسی پتانسیل جذب ازیتروماسین توسط بیومس آزولا فیلی کولیدس و  تعیین پارامترهای بهینه زمان تماس، PH و دز جاذب و غلظت آنتی بیوتیک و دما می‌باشد و در انتها با استفاده از داده‌های تعادلی به بررسی ایزوترم‌ و سینتیک جذب پرداخته، و روابط ترمودینامیکی شرح داده می‌شود.

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).

• آیا زمان تماس های مختلف در حذف آنتی بیوتیک ازیترومایسین  با استفاده از کربن فعال تهیه شده از آزولا فیلی کوئیدس  تاثیرگذار است؟
• آیا غلظت های مختلف آنتی بیوتیک در حذف ازیترومایسین  با استفاده از کربن فعال تهیه شده از آزولا فیلی کوئیدس تاثیرگذار است؟
• آیا دوزهای مختلف جاذب در حذف ازیترومایسین  با استفاده کربن فعال تهیه شده از آزولا فیلی کوئیدس تاثیرگذار است؟
• آیا pH های مختلف در حذف ازیترومایسین  با استفاده از کربن فعال تهیه شده از آزولا فیلی کوئیدس تاثیرگذار است؟
• آیا دماهای مختلف در حذف ازیترومایسین  با استفاده از کربن فعال تهیه شده از آزولا فیلی کوئیدس تاثیرگذار است؟

• تعیین درصد جذب آنتی بیوتیک ازیترومایسین   با استفاده از کربن فعال تهیه شده از آزولا فیلی کوئیدس  در زمان تماس های مختلف
• تعیین درصد جذب آنتی بیوتیک ازیترومایسین   با استفاده از کربن فعال تهیه شده از آزولا فیلی کوئیدس  در غلظت های  مختلف آنتی بیوتیک 
• تعیین درصد جذب آنتی بیوتیک ازیترومایسین   با استفاده از کربن فعال تهیه شده از آزولا فیلی کوئیدس در دوزهای مختلف جاذب 
• تعیین درصد جذب آنتی بیوتیک ازیترومایسین   با استفاده از کربن فعال تهیه شده از آزولا فیلی کوئیدس  در PH های بین 3 تا 11
• تعیین درصد جذب آنتی بیوتیک ازیترومایسین   با استفاده از کربن فعال تهیه شده از آزولا فیلی کوئیدس  در دماهای مختلف بین 20 تا 50 درجه سانتی گراد
• تعیین برهم کنش بین پارامترهای مختلف تاثیرگذار بر روی جذب

• تعیین حالت بهینه

  میزان تاثیر هر عامل در حضور سایر عوامل

آب و فاضلاب و وزارت نیرو

آزولا یا سرخس آبی (Azolla filiculoides) یک گونه از آزیریان بومی مناطق معتدل و گرمسیری آمریکا و همچنین بسیاری از مناطق بر قدیم از جمله آسیا و استرالیا است. آزولا سرخس شناور آزادی است که معمولاً در آب‌های راکد و آرام نهرها، تالاب‌ها و شالیزارها از نواحی معتدله گرفته تا نواحی گرمسیری یافت می‌شود. این گیاه با ریشه‌های نازکی که دارد همانند فرشی است که روی سطح آب گسترش پیدا کرده‌است.

تجربی ازمایشگاهی

نمونه های سنتیک ساخته شده در آزمایشگاه

طراحی آزمایشات بصورت سیستم RSM انجام خواهد شد که برابر با 29 ران خواهد بود. تکرار در خود تجزیه و تحلیل 5 نمونه 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 گرم 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 نهایی اندازه‌گیری خواهد شد. پس از انجام فرایند در هر مرحله، نمونه‌های حاصل مورد آزمایش قرار خواهد گرفت و مقدار آنتی بیوتیک باقیمانده بر حسب خود آنتی بیوتیک بدست خواهد آمد. در نهایت نمودار های مربوطه بر حسب درصد حذف رسم خواهد شد.

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

مواد و معرف‌ها : در این مطالعه ازیتروماسین از شرکت مرک و اسید کلریدریک و هیدروکسیدسدیم, مورد استفاده از شرکت سیگما تهیه می‌شود.

روش انجام آزمایشات

بررسی مطالعات انجام شده در زمینه‌ی میزان آنتی بیوتیک در فاضلاب بیمارستانی و حذف آن مختلف‌ نشان داد که مهمترین متغیرهای موثر بر جذب آنتی بیوتیک شامل زمان تماس،  pH محلول، دوز جاذب و غلظت اولیه‌ی آنتی بیوتیک می‌باشد. بر همین اساس و با توجه به اینکه غلظت آنتی بیوتیک  در فاضلاب بیمارستانی   تا  50 میلی گرم در لیتر گزارش شده است. غلظت‌های اولیه‌ی رنگ بین 5 تا 50 میلی گرم در لیتر انتخاب گردید. سایر پارامترهای مورد بررسی در این مطالعه یعنی زمان تماس بین ،  pH بین 11-3 و دوز جاذب تا  6/0 گرم  در 100 سی سی انتخاب گردید. تمام ازمایشات در ظروف پلاشتیکی 250 میلی لیتری و با ریختن 100 میلی‌لیتر از محلول‌های آنتی بیوتیک با غلظت مشخص از آن و رساندن pH محلول به مقدار مورد نظر و اضافه کردن مقدار مشخصی جاذب به آن انجام شد.  نمونه‌های آماده شده برای اختلاط روی شیکر قرار گرفته و با سرعت 120 دور بر دقیقه مخلوط گردیدند.  نمونه مورد نظر با استفاده از صافی واتمن صاف سازی  می‌شود غلظت باقیمانده‌ی آنتی بیوتیک ازیتروماسین نیز توسط دستگاه اسپکتروفوتومتر اندازه گیری خواهد شد درصد حذف رنگ و ظرفیت جذب ازیتروماسین به ترتیب با استفاده از فرمول های 1و 2 بدست می‌آید.

qe=Co-Ce*V/m

R(%)  Co-Ce/Co*100

که qe  ظرفیت جذب بر حسب  میلی گرم به ازای هر گرم جذب،  C0 غلظت اولیه آنتی بیوتیک برحسب میلی گرم در لیتر، Ce غلظت آنتی بیوتیک  در زمان tبرحسب میلی گرم در لیتر، m جرم جاذب برحسب گرم، Vحجم نمونه برحسب لیتر می‌باشد. تمامی آزمایشات، در آزمایشگاه‌های در دانشکده بهداشت دانشگاه علوم پزشکی زاهدان انجام می شود.

با استفاده از نرم افزار EXCEL نمودارهای مربوطه بر حسب درصد حذف آنتی بیوتیک رسم خواهد شد و مقدار بهینه ی هر متغیر تعیین می شود. 

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 

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.

1.  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.
2. 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.
3. گزارش‌ها و مقالات حاصل از پژوهش‌هایی که مفاد این راهنما را نقض کرده‌اند، نباید برای انتشار پذیرفته شوند.
4. روش پژوهش نباید با ارزش‌های احتماعی، فرهنگی و دینی جامعه در تناقض باشد.

ندارد

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.

33.  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