مجله علمی دانشگاه علوم پزشکی رفسنجان

مقاله پژوهشی

مجله دانشگاه علوم پزشکی رفسنجان

دوره 15، تیر 1395، 318-307

بررسی تجزیه فتوکاتالیستی آنتی‌بیوتیک سیپروفلوکساسین با استفاده از نانوذرات اکسید مس ) (CuO/UV در محیط‌های آبی

فردوس کرد مصطفی‌پور[1]، ادریس بذرافشان[2]، داود بلارک[3]، ناهید خوشنام‌وند[4]

دریافت مقاله: 17/11/94    ارسال مقاله به نویسنده جهت اصلاح: 1/2/95       دریافت اصلاحیه از نویسنده: 18/2/95      پذیرش مقاله: 26/2/95

چکیده

زمینه و هدف: آلودگی آب در منابع سطحی و زیر‌زمینی می‌تواند مشکلاتی برای سلامتی انسان ایجاد نماید، در این میان، آنتی‌بیوتیک‌ها بدلیل مقاومت باکتریایی از اهمیت ویژه‌ای برخوردارند، به‌ طوری که حتی در غلظت‌های کم منجر به مقاومت دارویی می‌شوند. یکی از این آنتی‌بیوتیک‌ها سیپروفلوکساسین می‌باشد که تا کنون روش‌های مختلفی برای حذف آن بکار گرفته شده است. از این‌ رو، هدف از این پژوهش، بررسی راندمان حذف سیپروفلوکساسین از محلول‌های آبی با استفاده از فرایند فتوکاتالیستی نانو‌ذره اکسید مس بود.

مواد و روش‌ها: این مطالعه آزمایشگاهی در راکتوری با سیستم ناپیوسته انجام گرفت. تأثیر پارامترهایی مانند  pHمحلول (11-3)، دوز نانوذره (01/0-1/0گرم در لیتر)، زمان واکنش (120-15 دقیقه)، غلظت اولیه آنتی‌بیوتیک (10-200 میلی‌گرم در لیتر) و توان لامپ (8 وات) مورد بررسی قرار گرفت. غلظت آنتی‌بیوتیک با استفاده از دستگاه اسپکتروفتومتری(LUV-100A)  در حداکثر طول موج 276 نانومتر مورد سنجش قرار گرفت.

یافته‌ها: مقادیر بهینه برای pH و دوز نانوذره اکسید مس، به ترتیب 7 و 07/0 گرم در لیتر بدست آمد. در این مطالعه با افزایش غلظت ورودی آنتی‌بیوتیک در زمان بهینه 60 دقیقه راندمان حذف سیپروفلوکساسین کاهش پیدا کرد؛ به ‌طوری که تحت شرایط بهینه غلظت، راندمان حذف برابر با 73% بدست آمد.

نتیجه‌گیری: نتایج حاصل نشان داد که فرایند فتوکاتالیستی نانو‌ذره اکسید مس می‌تواند به‌عنوان یک روش مؤثر و کارآمد در حذف آنتی‌بیوتیک سیپروفلوکساسین از محلول‌های آبی بکار گرفته شود.

واژه‌‌های کلیدی: تجزیه فتوکاتالیستی، سیپروفلوکساسین، نانو‌ذره اکسید مس، آنتی‌بیوتیک

مقدمه

آلودگی آب در منابع سطحی و زیر‌زمینی می‌تواند مشکلاتی برای سلامتی انسان ایجاد نماید. آلودگی بطور عمده از طریق فعالیت‌های انسانی و فرایندهای تولیدی در کارخانجات وارد محیط زیست می‌شوند. یکی از این آلاینده‌ها، آنتی‌بیوتیک‌ها هستند که به دلیل مصارف بالای آنها در درمان انسان و دام، جایگاه ویژه‌ای دارند [1].

با توجه به کمبود آب و بروز مشکلات زیست‌محیطی که در نتیجه تخلیه فاضلاب‌ها و پساب‌ها به آب‌های پذیرنده ایجاد شده است، تصفیه فاضلاب و بررسی امکان استفاده مجدد از آن مورد توجه قرار گرفته است. این عملیات با استفاده از فرایندهای فیزیکی، شیمیایی و بیولوژیکی انجام می‌شود و تا حصول کیفیت پساب خروجی به سطح استانداردهای موجود ادامه می‌یابد [2]. برآورد شده است که مصرف آنتی‌بیوتیک‌ها در جهان بین 100000 تا300000 تن است. آنتی‌بیوتیک‌ها پس از مصرف، به‌طور کامل در بدن متابولیزه نمی‌شوند و 30 تا 90% آن‌ها پس از دفع به‌صورت فعال باقی می‌مانند. از این رو سالانه در بهترین شرایط 3000 تن و در بدترین شرایط 180000 تن آنتی‌بیوتیک فعال وارد محیط زیست می‌شود [3].

استاندارد قابل قبول سازمان حفاظت محیط زیست برای حضور آنتی‌بیوتیک‌ها در پساب 1 میلی‌گرم برلیتر می‌باشد [4]. فلوروکینولون‌ها دسته مهمی از آنتی‌بیوتیک‌های غیر قابل تجزیه هستند که برای انسان و حیوان کاربرد دارند [5]. سیپروفلوکساسین یکی از آنتی‌بیوتیک‌های کلاس فلورکینولون است که به صورت گسترده در درمان عفونت، مخصوصاً عفونت‌های دستگاه ادراری، تنفسی و گوارشی، با عملکردی خوب، بکار می‌روند [7-6]. روش‌هایی که برای حذف سیپروفلوکساسین و دیگر آنتی‌بیوتیک‌ها تاکنون بکار گرفته شده است شامل: غشاهای جداسازی [8] ازناسیون [9] نانوفیلتراسیون [10] اکسیداسیون [11] تجزیه فتوکاتالیستی [12] و جذب [13] می‌باشد. یکی از این روش‌های مهم جذب است [14]. تحقیقات نشان می‌دهد که حذف به روش‌های فیزیکی از راندمان کافی در حذف آنتی‌بیوتیک‌ها برخوردار نمی‌باشد و تصفیه به روش‌های شیمیایی هم منجر به تولید محصولات جانبی مضر می‌شود [15]. از این رو فرایندهای فتو‌کاتالیستی یک ابزار مناسب برای تجزیه و حذف سیپروفلوکساسین می‌باشد. مطالعات اخیر حاکی از راندمان بالای تجزیه فتوکاتالیستی سیپروفلوکساسین را با نیمه‌رساناهایی مانندTio₂-ZnO,  بوده است [16]. در اکسیداسیون پیشرفته با فناوری فتوکاتالیتیکی، از یک نیمه‌هادی نظیر CuO برای برانگیختگی نوری الکترون‌های باند ظرفیت به باند هدایت تحت تأثیر اشعه UV استفاده می‌شود. این الکترون‌های برانگیخته و منتقل‌شده به باند هدایت به همراه حفره‌های مثبت ایجاد‌شده در باند ظرفیت کاتالیست، برای تولید رادیکال هیدروکسیل مورد استفاده قرار می‌گیرند [15].

فرایندهای فتوکاتالیستی جزو فرایندهای اکسیداسیون پیشرفته با استفاده از اکسیدهای فلزی است که در سال‌های اخیر برای حذف آلاینده‌های آلی و عوامل میکروبی، به دلیل مشکلات زیست محیطی کم آن، مورد توجه ویژه قرار گرفته است. مکانیسم این فرایند شامل تابش اشعه فرابنفش به ماده نیمه‌هادی و متعاقب آن، برانگیختگی الکترون از باند ظرفیت به باند هدایت است و این برانگیختگی الکترون باعث تولید رادیکال هیدروکسیل در محیط‌های آبی می‌شود [17]. از میان اکسیدهای فلزی، استفاده از نانو‌ذرات اکسید مس بخاطر دارا بودن سطح مؤثر وسیع و تأثیر بیشتر اندازه کوانتومی‌آن نسبت به توده‌های مس، به‌عنوان کاتالیزور با راندمان بالا از سال 1990 مورد توجه بوده است [18]. از این‌رو، هدف از این مطالعه تعیین تجزیه فتوکاتالیستی آنتی‌بیوتیک سیپروفلوکساسین با استفاده از نانو‌ذرات اکسید مس و UV)/CuO ( در محیط‌های آبی بود.

مواد و روش‌ها

این مطالعه آزمایشگاهی در یک راکتور نا‌پیوسته در دانشکده بهداشت زاهدان در سال 1394 بر روی غلظت‌های مختلفی از محلول سنتتیک حاوی آنتی‌بیوتیک سیپروفلوکساسین انجام گرفت.

 جهت ساختن محلول سنتتیک از نمک آنتی‌بیوتیک سیپروفلوکساسین  (C₁₇H₁₈FO₃N₃)با درجه خلوص 98% محصول شرکت سیگما آلدریچ آمریکا درون آب مقطر استفاده گردید. محلول ذخیره (stock) سیپروفلوکساسین با غلظت 500 میلی‌گرم بر لیتر به صورت هفتگی تهیه و در تاریکی و در دمای 4 درجه سانتی‌گراد نگهداری گردید. برای ساخت سایر غلظت‌ها (10- 25 -50- 100 -150 -200 میلی گرم در لیتر) از محلول استوک، از نسبت‌های مناسب رقیق‌سازی و برای تنظیم pH از اسیدکلریدریک و سود 1/0 نرمال ساخت شرکت Merck آلمان استفاده شد. نانو‌ذرات اکسید مس نیز با سایز 80-50 نانومتر با خلوص 99 % با مورفولوژی کروی و رنگ سیاه محصول شرکت سیگما به‌همراه تصاویر زیر خریداری شد.

شکل 1- SEM  نانو‌ذره CuO

شکل 2- طیف XRD  نانو‌ذره CuO

.

شکل3- شماتیک رآکتور

جهت انجام فرایند فتوکاتالیستی و تأثیر توأمان اشعه فرابنفش و نانو‌ذرات اکسید مس از راکتور شیشه‌ای (شکل 3)، بر اساس مطالعات مشابه [19]، استفاده شد که مطابق شکل، راکتور از دو قسمت تشکیل شده است:

1- محفظه اصلی (محفظه واکنش) که دارای حجم مفیدی برابر 500 میلی‌لیتر بود که کل مراحل آزمایش در آن انجام گرفت.

 2- محفظه ثانویه به حجم 3 لیتر که محفظه اصلی را در بر گرفته و برای کاهش دمای حاصل از تابش UV، جریان مداوم آب در آن برقرار بود. منبع تابش، لامپ فرابنفش (LU 100A) با پوشش کوارتزی بود که مستقیماً در بالای محفظه واکنش قرار داده شده بود. کل این سیستم برای جلوگیری از بازتابش، در داخل فویل آلومینیومی‌پیچیده شده بود.

به منظور تعیین اثر پارامترهای مؤثر بر راندمان حذف سیپروفلوکساسین مانند مدت زمان واکنش، دوز نانوذره اکسید مس و غلظت اولیه سیپروفلوکساسین، آزمایش‌ها به صورت تلفیقی (اشعه لامپ UV + اکسید مس) انجام گرفت. بررسی متغیر‌های زمان تماس (15 ،30، 45 ،60 ، 75 ،90 ،120) دقیقه، غلظت نانو‌ذرات اکسید مس (CuO) (01/0 – 03/0 – 05/0 – 07/0 - 09/0 و1/0 ) گرم و pH  (3 ، 5 ، 7 ، 9 ، 11)، [20] و غلظت مختلف از آنتی‌بیوتیک سیپروفلوکساسین (10 ،25 ، 50 ، 100 ، 150 ، 200 ) میلی‌گرم بر لیتر و شدت تابش (8 ) وات انجام شد و در طول موج 276 به‌عنوان حداکثر طول موج راندمان حذف مورد سنجش قرار گرفت.

جهت تعیین pH بهینه از دستگاه pH متر مدل  MTT 65 ساخت کشور ایران استفاده شد. با ثابت نگهداشتن متغیرهای تأثیرگذار بر حذف از جمله دوز نانوذره، زمان تماس و غلظت آنتی‌بیوتیک سیپروفلوکساسین، نمونه ذخیره با غلظت50 میلی‌گرم بر لیتر از آنتی‌بیوتیک تهیه و داخل بشر ریخته شد. سپس نانوذره اکسید مس توزین و به نمونه اضافه گردید و در معرض پرتوUV در مدت زمان مشخص (60 دقیقه) درون راکتور قرار گرفت. در انتهای زمان تماس، نمونه برداشته شد و پس از عبور از فیلتر سرنگی 2/0 میکرومتر، جذب آن در دستگاه اسپکتروفتومتر، مدل  LUV – 100Aساخت کشور امریکا، قرائت گردید. و نقطه‌ای که بالاترین راندمان حذف را داشت، به‌عنوان نقطه بهینه انتخاب شد و دیگر پارامترها نیز با توجه pH بهینه سنجیده شدند.

به منظور بررسی سینتیک تجزیه فتوکاتالیستی سیپروفلوکساسین در فرایند UV/ CuO، آزمایش‌ها در شرایط بهینه (غلظت 05/0 گرم در لیتر CuO، زمان تماس 60 دقیقه و pH معادل 7) انجام شد. تمام داده‌های آزمایش با استفاده از نرم افزار Excel  نسخه 2010 مورد تجزیه و تحلیل قرار گرفتند.

نتایج

نتایج حاصل از تأثیر pH بر میزان حذف سیپروفلوکساسین در نمودار 1 نشان داده شده است. با افزایش pH از 3 تا 7، میزان حذف سیپروفلوکساسین افزایش یافت؛ درحالی‌که در pH‌های بالاتر از 7، از راندمان حذف سیپروفلوکساسین کاسته شد. بنابراین pH برابر 7 به‌عنوان pH بهینه انتخاب شد که در این pH میزان حذف سیپروفلوکساسین 73% بود.

نمودار 1- اثر pH‌های مختلف بر حذف سیپروفلوکساسین

(لامپ 8 وات، غلظت سیپروفلوکساسین 50 میلی‌گرم بر لیتر، دوز نانو‌ذره 05/0 گرم ، زمان تماس 60 دقیقه)

پس از تعیین pH  بهینه، غلظت دوز بهینه نانو‌ذره مورد سنجش قرار گرفت که نتایج آن در نمودار 2 آمده است که مشاهده شد با افزایش دوز نانو‌ذره از 01/0 تا 07/0 گرم، بالاترین راندمان حذف سیپروفلوکساسین اتفاق افتاد و افزایش بیشتر از دوز 07/0 گرم تأثیر چندانی بر حذف آنتی‌بیوتیک نداشت.

نمودار 2- تأثیر غلظت‌های مختلف دوز نانو‌ذره اکسید مس بر حذف سیپروفلوکساسین (لامپ 8، pH  7، غلظت ثابت 50 میلی‌گرم در لیتر سیپروفلوکساسین و زمان تماس ثابت 60 دقیقه)

با استفاده از pH بهینه و نانوذره بهینه بدست آمده از مراحل قبل، و متغیر گرفتن زمان تماس، مشاهده شد که در زمان تماس 60 دقیقه، بالاترین راندمان حذف آنتی‌بیوتیک اتفاق می‌افتد و افزایش زمان تماس به بیش از آن، تأثیر چندانی بر حذف آنتی‌بیوتیک ندارد و در نتیجه زمان تماس 60 دقیقه به‌عنوان زمان بهینه واکنش انتخاب شد.

در مرحله پایانی نیز با ثابت در نظرگرفتن متغیرهای pH، دوز نانوذره و زمان تماس بهینه تعیین‌شده در مراحل قبل، میزان غلظت بهینه آنتی‌بیوتیک سیپروفلوکساسین به‌دست آمد که نتایج آن در نمودار 3 خلاصه شده است. مطابق نمودار، بالاترین راندمان حذف در غلظت 10 و کمترین راندمان حذف در غلظت 200 میلی گرم بر لیتر بدست آمد؛ یعنی با افزایش غلظت ورودی آنتی‌بیوتیک، راندمان حذف آن کاهش پیدا می‌کرد.

نمودار 3- اثر تغییرات زمان تماس و غلظت‌های مختلف آنتی‌بیوتیک بر درصد حذف آنتی‌بیوتیک سیپروفلوکساسین

(شدت لامپ8 وات و دوز نانو‌ذره بهینه 07/0 گرم و pH بهینه 7 )

بر اساس مطالعات انجام شده، معمولا برای توصیف تجزیه فتوکاتالیستی ترکیبات آلی مختلف به ویژه آنتی‌بیوتیک‌ها از سینتیک تجزیه استفاده می‌شود [21]. در این مطالعه نیز از مدل فوق برای توصیف تجزیه فتوکاتالیستی سیپروفلوکساسین استفاده شد و نشان داد که از سنتیک معادله درجه اول کاذب پیروی می‌کند. نتایج محاسبات در جدول 1 ارائه شده است.

جدول 1- پارامترهای سینتیک درجه اول تجزیه سیپروفلوکساسین

نمودار 4- منحنی سینتیک تجزیه سیپروفلوکساسین

بحث

یکی از عوامل تأثیر‌گذار بر فرایندهای شیمیایی، به‌ویژه فرایندهای اکسیداسیون پیشرفته، pH محلول می‌باشد. سرعت واکنش‌های شیمیایی وابسته به pH بوده و به‌صورت مستقیم یا غیرمستقیم بر روند فرایند تأثیر‌گذار است. در فرایند اکسیداسیون پیشرفته AOP))، تغییرات pH از طریق تولید رادیکال‌های متنوع بر میزان اکسیداسیون تأثیر می‌گذارد [22]. تغییرات pH محلول منجر به شارژ مثبت یا منفی نانوذرات شده و در نتیجه، بر عملکرد تجزیه‌ای نانو‌ذرات تأثیر می‌گذارد [23]. ماهیت آنتی‌بیوتیک سیپروفلوکساسین در محیط، تحت تأثیر pH می‌باشد: در pH‌های اسیدی کمتر از 5/5 سیپروفلوکساسین به‌صورت پروتونه می‌باشد و بنابراین فرم غالب کاتیون‌ها هستند؛ در pH ‌های نسبتاً خنثی بین 5/5 تا 7/7، هیدروژن از گروه کربوکسیل جدا می‌شود و فرم زویترونیک (یون دو قطبی) غالب می‌شود؛ در محلول‌های با pH بیشتر از 7/7، پروتون را از دست می‌دهد و شکل آنیونیک سیپروفلوکساسین غالب می‌شود [24]. حضور اتم فلوئور در ترکیب این آنتی‌بیوتیک‌ها باعث ثبات و پایداری آنها شده است [25]. مطالعات نشان داده است که کاهش و افزایش راندمان حذف سیپروفلوکساسین در pH‌های اسیدی و قلیایی را می‌توان به دو پارامتر pK_a و pH_ZPC نسبت داد. میزان pKa برای سیپروفلوکساسین 7/5 و میزان pH_ZPC نانو‌ذرات اکسید مس برابر با 4/9 می‌باشد [26- 24]؛ به عبارتی می‌توان گفت سیپروفلوکساسین در pH کمتر از 7/5 و نانو‌ذرات اکسید مس در pH کمتر از 4/9 دارای بار مثبت و در بالاتر از این مقادیر دارای بار منفی و در نزدیکی و خود این مقادیر بدون بار می‌باشند. از این‌رو، در pH‌های کمتر از7/5 و بالاتر از 4/9 و در نزدیکی‌های آن‌ها، از تمایل دو ماده سیپروفلوکساسین و نانو‌ذرات اکسید مس به دلیل خنثی بودن بار سطحی یکی از این دو ماده نسبت به یکدیگر کاسته شده که باعث کاهش راندمان حذف می‌‌گردد. هم‌چنین، بین این دو pH، راندمان حذف افزایش می‌یابد [27].

Bobu و همکاران به این نتیجه رسیدند که افزایش بیش از اندازه pH هم باعث افزایش تشکیل یون‌های HO₂^-  و مصرف رادیکال‌های OH به‌وسیله یون‌های کربنات و بیکربنات می‌شود [28].

Rahmani و همکاران در مطالعه فرایند ازن‌زنی به همراه کلسیم پراکساید در حذف سیپروفلوکساسین از محیط‌های آبی، pH بهینه را 3 به دست آوردند که دلیل pH 3 را ثبات و انحلال‌پذیری بیشتر کلسیم پراکساید در pH پایین بیان کردند. در pH پایین، کلسیم پراکساید با یون‌های هیدروژن واکنش می‌دهد و باعث تولید هیدروژن پراکساید می‌شود و لذا منجر به راندمان بالای حذف آنتی‌بیوتیک می‌شود [20].

نتایج این مطالعه نشان داد که با افزایش دوز نانو‌ذره راندمان حذف کاهش می‌یابد. شاید این کاهش کارایی، در پی افزایش بیش از حد مناسب دوز نانو‌ذره، به دلیل کدورت ایجادشده در محلول توسط خوشه‌های کاتالیست باشد که موجب کاهش نفوذ پرتو و افزایش اثر پراکنندگی UV و همچنین افزایش مسیر طی شده توسط فوتون‌های نوری و کاهش سطح کل قابل تحریک می‌باشد [29]. Kermani و همکاران در مطالعه و کینتیک تجزیه مترونیدازول توسط فرایند ازن‌زنی کاتالیزوری در حضور نانو‌ذرات اکسید منیزیم به این نتیجه رسیدند که با افزایش کاتالیست تا حدود 3 گرم در لیتر راندمان حذف به حدود 98 درصد می‌رسد و افزایش بیشتر کاتالیست تا حدود 4 گرم در لیتر تأثیر چندانی در راندمان حذف نمی‌گذارد [30].

کوتاه بودن زمان فاکتوری است که از نظر هزینه و انرژی تأثیر قابل ملاحظه‌ای روی عملکرد فرایند دارد. لذا انتخاب زمان تماس 60 دقیقه به‌عنوان زمان تماس بهینه معقول به‌نظر می‌رسد. همچنین زمان تماس کافی برای تولید رادیکال فعال هیدروکسیل و ایجاد فرصت کافی برای واکنش و حمله رادیکال هیدروکسیل به مولکول‌های آنتی‌بیوتیک را فراهم می‌نماید. نتایج مطالعه حاضر نشان داد که با افزایش زمان تماس، راندمان حذف سیپروفلوکساسین نیز افزایش چشمگیری می‌یابد. دلیل افزایش در راندمان حذف در زمان‌های اولیه واکنش، ایجاد حفره و خوردگی بیشتر در سطح نانو‌ذره و در نتیجه افزایش سطح مقطع جذب و کارایی حذف است [31]. با افزایش میزان دوز کاتالیزور، خود کاتالیزور باعث جلوگیری از تولید رادیکال هیدروکسیل و حتی مصرف رادیکال هیدروکسیل‌های تولیدی می‌شود؛ یعنی با افزایش میزان دوز کاتالیزور، کاتالیزور به‌عنوان جاذب عمل می‌کند و باعث افزایش میزان جذب فیزیکی آنتی‌بیوتیک بر روی سطح کاتالیزور می‌گردد [32].

با افزایش غلظت آنتی‌بیوتیک، راندمان حذف کاهش می‌یابد. دلیل این کار شاید این باشد که افزایش غلظت آنتی‌بیوتیک به معنی افزایش ماده تحت تابش است که اولاً نیاز به زمان بیشتری برای انجام فرایند تجزیه دارد و ثانیاً ماده به‌عنوان فیلتر عمل می‌کند و باعث کاهش نفوذ تابش اشعه UV می‌شود. در نتیجه، روند افزایش سرعت فرایند با روند افزایش غلظت آنتی‌بیوتیک دو نقطه مقابل هم قرار می‌گیرند [33].

با توجه به یکسان بودن سایر پارامترها، کاهش راندمان در مقابل افزایش غلظت را می‌توان بدین صورت توجیه کرد که نظر به اینکه در تمامی‌غلظت‌ها، سایر پارامترهای مورد نظر یکسان می‌باشند، بنابراین حذف آنتی‌بیوتیک در غلظت‌های کمتر، بیشتر خواهد بود. دلیل دیگر برای توجیه این پدیده این است که با افزایش غلظت آنتی‌بیوتیک، پرتو تابیده‌شده به‌وسیله مولکول‌های آنتی‌بیوتیک جذب می‌شود و به سطح کاتالیست نمی‌رسد و در نتیجه عدم تحریک همه ذرات کاتالیست، راندمان نیز تا حد قابل‌توجهی کاهش می‌یابد [3].  El Sayed و همکاران در تجزیه فتوکاتالیستی آنتی‌بیوتیک مترونیدازول با نانو‌ذرات اکسید مس به این مهم دست یافتند که با افزایش غلظت اولیه آلاینده، راندمان حذف کاهش می‌یابد [19]. در پایان پیشنهاد می‌شود برای به دست آوردن راندمان بالاتر حذف آنتی‌بیوتیک، از زمان ماند بیشتر و دوزهای بالاتر نانوذره استفاده کرد. همچنین بکارگیری نانو‌ذرات اکسید مس در حذف دیگر آنتی‌بیوتیک‌ها و بکارگیری جاذب‌های طبیعی در حذف سیپروفلوکساسین نیز پیشنهاد می‌شود.

نتیجه‌گیری

نتایج این مطالعه نشان می‌دهد که فرایند فتوکاتالیستی و نانو‌ذره اکسید مس، در مدت زمان پایین می‌تواند سیپروفلوکساسین را حذف کند؛ به‌طوری که در بهترین شرایط بهینه، میزان حذف سیپروفلوکساسین به 73 درصد رسید. همچنین با افزایش زمان تماس و غلظت نانو‌ذره اکسید مس، کارایی حذف افزایش می‌یابد. لذا این روش می‌تواند به‌عنوان روشی نوین و باصرفه جهت تصفیه محیط‌های آلوده به فاضلاب دارویی مورد استفاده قرار گیرد.

تشکر و قدردانی

این مقاله برگرفته از نتایج پایان‌نامه دانشجویی ناهید خوشنام‌وند به راهنمایی دکتر فردوس کرد مصطفی‌پور جهت اخذ درجه کارشناسی ارشد می‌باشد. از دانشگاه علوم پزشکی زاهدان جهت تأمین منابع مالی، و از همه عزیزانی که در نگارش این مقاله همکاری کرده‌اند، تشکر و قدردانی می‌گردد.

References

[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]    Hemmati Borji S. Naseri S, Nabizadeh R, Mahvi AH, Javadi AH. Photocatalytic degradation of phenol in Aqueous Solutions by Fe(III)-doped TiO₂/UV Process. Iran J Health & Environ 2011; 3(4): 369-80. [Farsi]

[3]    Kummerer K. Significance of Antibiotics in environment. J Antimicro Chemother 2003; 52(1): 5-7.

[4]    FDA, Guidance for Industry for the Submission of an Environmental Assessment in Human Drug Applications and Supplements, Food and Drug Administration, Rockville, USA. 1995.

 [5]   Andreozzi R, Canterino M, Marotta R, Paxeus N. Antibiotic removal from wastewaters: the ozonation of amoxicillin. J hazard Mater 2005; 122(3): 243-50.

 [6]   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. Sci Tota Environ 2014; 472: 800-8.

[7]    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. Chemi Engine J 2013; 230: 389-95.

[8]    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. Bioreso techno 2010; 101(2): 518-26.

[9]    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):1142-6

[10]  Sun SP, Hatton TA, Chung T-S. Hyperbranched polyethyleneimine induced cross-linking of polyamide− imide nanofiltration hollow fiber membranes for effective removal of ciprofloxacin. Environ Sci Techno 2011; 45(9): 4003-9

[11]  Liao R, Yu Z, Gao N, Peng P. Oxidative transformation of ciprofloxacin in the presence of manganese oxide. Eco Enviro Sci 2011; 20(6-7): 1143-6.

[12]  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): 540-7.

[13]  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.

[14]  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. Molecul Liqu 2011; 163(1): 53-6.

[15]  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. Chemi Engine J 2013; 215: 740-6.

[16] Skoumal M, Cabot P-L, Centellas F, Arias C, Rodríguez RM, Garrido JA, et al. Mineralization of paracetamol by ozonation catalyzed with Fe 2+, Cu 2+ and UVA light. Applied Catalysis B: Environmental 2006; 66(3): 228-40.

[17]  Rezaei A, Masoum Bh, Khataei A, Hashemian S. Effect of UV radiation intensity on photocatalytic removal of E. coli using immobilized ZnO nanoparticles. Kowsar Medi J 2009; 14(3); 42-5149-156. [Farsi]

]18] Han W-K, Choi J-W, Hwang G-H, Hong S-J, Lee J-S, Kang S-G. Fabrication of Cu nano particles by direct electrochemical reduction from CuO nano particles. Applied Surface Science 2006; 252(8): 2832-8

 ]19] El-Sayed G, Dessouki H, Jahin H, Ibrahiem S. Photocatalytic Degradation of Metronidazole in Aqueous Solutions by Copper oxide nanoparticles. J Basic Environ Sci 2014; 1: 102-10.

] 20] Rahmani A, MehrallPour J, SHabanlooA, MajidiS. efficency of ciprofloxacin removal by ozonation process with calcium peroxide from aqueous solutions. JQUMS 2015; 19(2): 55-64

] 21] Elmolla ES, Chaudhuri M. Photo catalytic degradation of amoxicillin, ampicillin and cloxacillinAntibiotics in aqueous solution using UV/TiO₂ and UV/H₂O₂/TiO₂. Photocatalysis Desalination 2010; 252(1): 46-52.

[22]  Pouran SR, Raman AAA, Daud WMAW. Review on the application of modified iron oxides as heterogeneous catalysts in Fenton reactions. J Clean Produc 2014; 64: 24-35.

[23]  Lizama C, Freer J, Baeza J, Mansilla HD. Optimized photodegradation of Reactive Blue 19 on TiO₂ and ZnO suspensions. Catalysis Today 2002; 76(2): 235-46.

[24]  Avisar D, Lester Y, Mamane H. pH induced polychromatic UV treatment for the removal of a mixture of SMX, OTC and CIP from water. J Hazard Mater 2010; 175(1): 1068-74.

[25]  Peng H, Pan B, Wu M, Liu Y, Zhang D, Xing B. Adsorption of ofloxacin and norfloxacin on carbon nanotubes: hydrophobicity-and structure-controlled process. J Hazard Mater 2012; 233: 89-96.

[26] Mahdavi S, Jalali M, Afkhami A. Removal of heavy metals from aqueous solutions using Fe3O4, ZnO, and CuO nanoparticles. J Nanopart Res 2012; 14(8): 1-18. [Farsi]

[27].El-Kemary M, El-Shamy H, El-Mehasseb I. Photocatalytic degradation of ciprofloxacin drug in water using ZnO nanoparticles. J Luminesc 2010; 130; 2331-37.

 ]28] Bobu M, Yediler A, Siminiceanu I, Schulte-Hostede S. Degradation studies of ciprofloxacin on a pillared iron catalyst. Applied Catalysis B: Environental 2008; 83(1): 15-23.

[29]   Alimoradzadeh R, Assadi A, Nasseri S, Mehrasbi MR. Photocatalytic degradation of 4-chlorophenol by UV/H₂O₂/NiO process in aqueous solution. Iranian j environ heal sci & engine 2012; 9(1): 1-8. [Farsi]

[30] Kermani M, Bahrami Asl F, Farzadkia M, Esrafili A, Salahshur Arian S, Arfaeinia H, et al. degradation efficiency and kinetic studyof metronidazole by catalytic ozonation process in presence of MGO nanoparticles. Urmia Med J 2013; 24(10): 839-50. [Farsi]

[31] Tyrovola K, Peroulaki E, Nikolaidis NP. Modeling of arsenic immobilization by zero valent iron. Eur J Soil Bio. 2007;43(5):356-67.

 [32] Molinari R, Pirillo F, Loddo V, Palmisano L. Heterogeneous photocatalytic degradation of pharmaceuticals in water by using polycrystalline TiO₂ and a nanofiltration membrane reactor. Catalysis Today 2006; 118(1): 205-13.

[33] Behrouzi-Navid M, Olya M, Monakchian K, editors. Removal of Metronidazole in pharmaceutical industrial effluents by UV/H₂O₂. The 5th national conference and exhibition on environ engine, Tehran, Iran; 2011. [Farsi]