حذف آنتی بیوتیک پنی‌سیلین جی از محیط های آبی با استفاده از راکتور ناپیوسته نانوذرات آهن صفر و فرایند ازن زنی

نوع مقاله : مقاله پژوهشی

نویسندگان

1 کارشناسی ارشد، گروه مهندسی بهداشت محیط، دانشگاه علوم پزشکی سبزوار، سبزوار، ایران

2 استاد، گروه مهندسی بهداشت محیط، مرکز تحقیقات ارتقای سلامت، دانشگاه علوم پزشکی زاهدان، زاهدان، ایران

3 استادیار، گروه مهندسی بهداشت محیط، مرکز تحقیقات ارتقای سلامت دانشگاه علوم پزشکی زاهدان، زاهدان، ایران

چکیده

اهداف: آنتیبیوتیکها بهطور مؤثر با تصفیة متداول فاضلاب حذف نمیشود. آهن با ظرفیت صفر (nZVI) بازده بالا در تجزیة آلایندههایی مانند فلزات سنگین، ترکیبات نیتروآروماتیک و حشرهکشها دارد. ازنزنی یکی از شناخته‌شده‌ترین روشهای مؤثر در حذف مواد شیمیایی مقاوم به تجزیه مانند آنتیبیوتیکها از آب و فاضلاب است.
مواد و روش‌ها: این مطالعه از نوع تجربی است. برای حذف پنیسیلین جی، از نانو ذرات آهن صفر درجه و ازن‌زنی استفاده شد. در تعیین راندمان حذف پنیسیلین، COD و TOC، فاکتورهای pH اولیه، دوز نانوذره، دوز اولیة پنیسیلین، زمان واکنش با نانو ذره و ازن بررسی شد.
یافته‌ها: راندمان حذف پنیسیلین جی، COD و TOC در مدت زمان 60 دقیقه، غلظت پنیسیلین mg/L 100، mg/L 1429 COD=،mg/L  510TOC=، 7=pH، غلظت نانو ذرة آهن g/L 25/0 بهترتیب 35/96، 13/73 و 45/47 درصد بود. راندمان حذف برای مرحلة ازنزنی در زمان 13 دقیقه، 9=pH، پنیسیلین جی mg/L 20، mg/L 356 COD=،mg/L  136 TOC=، غلظت ازن L/min پنج برابر با 5/99، 35/96 و 65/92 درصد بود.
نتیجه‌گیری: بهترین راندمان حذف در مرحلة واکنش نانو ذره در شرایط pH =7، غلظت اولیة نانو ذرهg/L  25/0، غلظت اولیة پنیسیلینmg/L  100 و زمان واکنش حدود 60 دقیقه انجام پذیرفت. در مرحلة ازنزنی نیز بهترین شرایط حذف در 9 pH= و زمان 9 دقیقه بود.

کلیدواژه‌ها

موضوعات


عنوان مقاله [English]

Removal of Penicillin G from Aqueous Environments by Batch Reactor Nanoparticles Zero Valent Iron and Ozonation Process

نویسندگان [English]

  • Mostafa Sobhanikia 1
  • Edris Bazrafshan 2
  • Hossein Kamani 3
1 M.Sc. Student of Environmental Health Engineering , Zahedan University of Medical Sciences, Zahedan, Iran
2 Associate Professor, Department of Environmental Health, Health Promotion Research Center, Zahedan University of Medical Sciences, Zahedan, Iran
3 Ph.D. of Environmental Health Engineering, Health Promotion Research Center Zahedan University of Medical Sciences, Zahedan, Iran
چکیده [English]

Backgrounds and Objectives: Antibiotics can’t be removedefficiently by conventional wastewater treatment.Nano Zero Valent Iron (nZVI) has high efficiency of degradation of contaminants such as heavy metal, nitro aromatic compounds and insecticides. Ozonation is one of the most well known methods for remove of chemichal-resistant materials like antibiotics of water and wastewater
Materials and Methods: This study is experimental. nZVI and ozonation were used to remove of penicillin G. for determination removal efficiency of penicillin, COD and TOC, factors: initial pH, dose of nano particle, initial penicillin dose, reaction time with nano particle and ozone were investigated.
Results: Removal efficiency of penicillin G, COD, TOC in stage of reaction with nZVI were 96.35%, 73.13% and 47.45%, respectivly with reaction time: 60 min, initial penicillin concentration: 100 mg/L, COD: 1429 mg/L, TOC: 510 mg/L, pH=7, nano particle iron concentration: 0.25 g/L. In the stage of reaction with ozone, removal efficiency of penicillin G, COD and TOC were 99.5%, 96.35% and 92.65%, respectivly with reaction time: 13 min, pH=9, initial penicillin 20 mg/l, COD: 356 mg/L, TOC: 136 mg/L, volumetric flow rate of ozone: 5 L/min.
Conclusion:The best removal efficiency in stage of nano particles reaction was in pH=7, initial nZVI concentration 0.25 g/L, initial penicillin concentration 100 mg/L and time about 60 min. The best removal efficiency in stage of ozonation was in pH=7 and time about 9 min.

کلیدواژه‌ها [English]

  • aqueous environments
  • ozonation
  • penicillin G
  • zero-valent iron nanoparticles

مقدمه

آلودگی محیطزیست با انواع فاضلابهای حاصل از فعالیتهای انسانی از جمله چالشهای عمده و پیشروی بشر امروزی است. اثر فاضلاب داروسازی بر محیطزیست تفاوتی با دیگر مواد شیمیایی مانند آفتکشها و علفکشها ندارد. ورود انواع داروهای شیمیایی به محیطزیست، بهویژه به منابع آبی معمولاً در نتیجة تخلیة فاضلاب کارخانههای داروسازی، همچنین تخلیههای انسانی و حیوانی (بهصورت متابولیکی ادرار و مدفوع انسان و حیوان یا غیرمتابولیکی نظیر تخلیة باقیماندة دارو در منابع آبی) است [1]. تقریباً در حدود 10 درصد از میزان مصرف مواد دارویی در بدن تجزیه و بقیه بدون هیچ تغییری از بدن انسان دفع میشود [2 و 3].

میزان مصرف سالیانة آنتیبیوتیکها در جهان حدود 100 تا 200 هزار تن در سال برآورد میشود [4]. آنتی‌بیوتیک‌ها بهطور مؤثر با تصفیة متداول فاضلاب، بیوفیلترکردن، جذب با کربن فعال و اسمز معکوس حذف نمی‌شود [5 و 6]. این روشها تنها آلایندهها را از فازی به فاز دیگر انتقال میدهد [7 و 8].

مطالعات اخیر نشان داده است که آنتیبیوتیکها در آب‌های سطحی و پساب خروجی از تصفیهخانههای فاضلاب وجود دارد [9 و 10]. زمانی که این آنتیبیوتیکها به فاضلاب و منابع آب آشامیدنی وارد میشود، بهدلیل اینکه مدت زمان زیادی بدون تغییر در محیط میماند، سبب مقاومت میکروبی برخی پاتوژنها یا ازبینرفتن اجتماع میکروبی دخیل در تصفیة فاضلاب و برهمخوردن سیکل بیولوژیکی تصفیة فاضلاب می‌شود [11]. باکتریهای مقاومشده به آنتیبیوتیکها ممکن است از طریق محصولات کشاورزی (دامی، گیاهی) به انسان انتقال یابد و سبب بیماریهایی شود که با استفاده از آنتی‌بیوتیک‌های رایج نتوان آن‌ها را درمان کرد. در نتیجه، کاربرد و کشف آنتیبیوتیکهای ضروری میشود که صرف هزینه و زمان را در پی دارد. بههرحال، حضور آنتیبیوتیکها در سیستمهای طبیعی باعث مقاومتهای باکتریایی میشود [9]. از اینرو، حذف آنتیبیوتیکها از فاضلاب قبل از تخلیه به محیط، بهویژه به منابع آبی، اهمیت بسیار زیادی دارد [12].

بر اساس آمارهای موجود، بیش از بیست کشور جهان سالانه در حدود 11هزار تن پنیسیلین تولید میکنند [13]. ایران در ردیف بیست کشور نخست مصرفکنندة آنتیبیوتیک قراردارد. پنیسیلین جی یکی از این آنتیبیوتیکهاست [14].

پنیسیلین جی (بنزیل پنیسیلین) آنتیبیوتیک رایجی است که با فرمول شیمیایی (C16H17KN2O4S) و وزن مولکولی 48/372 گرم در مول برای درمان انواع مختلف بیماریهای عفونی کاربرد دارد. این آنتیبیوتیک محلول در آب است. سازوکار عمل آن تخریب دیوارة باکتریها با جلوگیری از تولید پپتیدوگلیسین سلول است [15]. پنیسیلین جی از 6-آمینو پنیسیلین اسید در تشکیل هسته و یک زنجیرة بنزیل تشکیل شده است. این آنتیبیوتیک شامل یک حلقة بتا- لاکتام (b-lactam) است که نسبت به pH، گرما و آنزیم بتا- لاکتام بسیار حساس است [16].

برای حذف ترکیبات دارویی از آب فرایندهای گوناگونی مانند اسمز معکوس،جذب روی کربن فعال، ازن زنی،سیستم‌های اکسایشی پیشرفته مانند فنتون یا فتو فنتون، اولتراسونیک، پیش‌اکسایش همراه با لامپ ماورای بنفش وکاتالیز نوری همراه با نانوذرات دی‌اکسید تیتانیم به‌کار گرفته شده است [17].

امروزه، عمدتاً فناوریهای نانو در تصفیة آب و فاضلاب با استفاده از مواد و فرایندهایی مانند نانوذرات آهن صفر درجه، زئولیتها، نانوفیلترکردن و نانومواد مغناطیسی توسعه یافته است. آهنباظرفیتصفر (nZVI) بهدلیلفراوانی،ارزانیوغیرسمیبودن،واکنشسریعوتواناییوبازدهبالادرتجزیةآلایندههایی مانند مواد آلی کلرینه شد. ترکیبات نیتروآروماتیک پلیبرومینات دیفنیل اتر،نیترات، حشرهکشهاو رنگها دراولویتقراردارد [18]. چونواکنشهایآهنصفرفرایندهایی استکهبهمقدارسطح بستگیدارد؛هرچهاندازةذرهکوچکتر و در نتیجه سطحمقطع کل بزرگترمیشود،آهنگواکنشاینذراتنیزافزایشمییابد [19]. تحت شرایط هوای آزاد، نانوذرة آهن صفر در نقش الکترون دهندة عالی به سرعت در آب واکنش میدهد. هستة نانوذرة آهن صفر توانایی کاهش شیمیایی آلایندههای محیط را دارد. از طرفی، پوستة نانوذره در اثر اکسایش نانوذرة آهن صفر به اکسید و هیدروکسید آهن ضخیم تبدیل میشود. این پوسته دارای سایتهایی برای جذب موادی با شکلهای پیچیدة شیمیایی و محافظت از اکسایش سریع نانوذره است [20].

فرایند اکسایش شیمیایی، بهخصوص ازنزنی، یکی از شناختهشدهترین روشهای مؤثر در حذف مواد شیمیایی مقاوم به تجزیه و ترکیبات سمی، از جمله آنتیبیوتیکها، از آب و فاضلاب است [23-21]. ازنزنی اغلب برای گندزدایی، اکسایش نهایی، سمزدایی و تجزیة اغلب ترکیبات آلی در پیشتصفیه استفاده میشود [24]. بهدلیل قدرت اکسیدکنندگی بالای ازن، این روش در تصفیهخانههای آب بهعنوان عامل گندزایی، حذف رنگ، کنترل طعم و بو، کاهش محصولات جانبی حاصل از گندزدایی کاربرد وسیعی دارد. در عین حال، سبب افزایش تجزیهپذیری بسیاری از آلایندههای آلی میشود.

ازن به دو طریق با آلایندههای آلی واکنش نشان می‌دهد. در حالت نخست، ازن مستقیماً با مادة آلی واکنش می‌دهد؛ و در حالت دوم، با رادیکالهای آزاد (مانند رادیکال هیدروکسیل OH*) واکنش میدهد که با تجزیة ازن تولید می‌شود. نرخ تشکیل رادیکال هیدروکسیل به خصوصیات آب مانند pH، قلیاییبودن و نوع و تماس مواد آلی طبیعی بستگی دارد [25]. واکنشهای ازن مولکولی بهطور انتخابی با باندهای غیراشباع، ترکیبات آروماتیکی و گروههای آمینی است، در حالی که واکنش با رادیکالهای هیدروکسیل سریعتر و غیرانتخابی است [26].

در تصفیة مواد مقاوم به تجزیة طبیعی در فاضلابهای بهداشتی و صنعتی به روش ازنزنی لازم است دوز ازن و زمان تماس برای رسیدن به راندمان بالای تصفیه افزایش یابد. در پی آن مطالعة آلاتون و کاگلایان روی حذف آنتیبیوتیک پنی‌سیلین نشان داد که در دوز اقتصادی ازن نتوانسته درصد حذف قابلتوجهی در آنتیبیوتیک داشته باشد [27]. بنابراین، برای رسیدن به استاندارد تخلیة آنتیبیوتیک به محیط بهجای مدت طولانی ازنزنی که نیاز به مصرف برق بالایی برای تولید ازن دارد، از این روش ترکیبی استفاده کردهایم تا مدت زمان ازنزنی کاهش یابد. هزینة تولید نانو ذرة آهن صفر کم است.

گواچ و همکاران کارایی نانو ذرة آهن را در حذف آنتی‌بیوتیک آموکسیسیلین و آمپیسیلین از محیطهای آبی بررسی کردند [17]. همچنین، یانگ و همکاران حذف مترونیدازول را با استفاده از نانوذرة آهن صفر درجه انجام دادند [28]. واسکونسلوز و همکاران نیز کارایی ازنزنی را در حذف آنتیبیوتیک سیپروفلاکساسین بررسی کردند [29]. یاری و همکاران نیز در روشی ترکیبی از هیدروژن پراکسید– نانوذرات آهن صفر برای حذف رنگ استفاده کردند [30].

مطالعة حاضر با هدف بررسی کارایی نانوذرات آهن صفر (nZVI) و فرایند ازنزنیدر حذف پنیسیلین جی از محیط‌های آبی طراحی و انجام شد.

مواد و روش‌ها

مواد شیمیایی مصرفی

در این مطالعه از آنتیبیوتیک پنیسیلین جی نمک سدیم با فرمول شیمیایی (C16H17KN2O4S)، و جرم مولکولی 48/372گرم بر مول محصول شرکت سیگما آلدریچ در تهیة محلول استوک استفاده شد. سپس، محلولهای استاندارد با استفاده از آب مقطر دیونیزه تهیه و محلولهای حاصل در تاریکی و دمای °C 4 نگهداری شد. سایر ترکیبات شیمیایی مورد استفاده نظیر دیکرومات پتاسیم، سولفات جیوه، اسید سولفوریک غلیظ و پتاسیم هیدروژن فتالات از محصولات شرکت مرک آلمان بود.

نانو ذرة آهن صفر درجه در پژوهشگاه صنعت نفت سنتز و تهیه شد. نانو ذرات بیشتر به شکل کروی و به رنگ سیاه به‌صورت زنجیرهای پیوسته است. میانگین اندازة قطر این ذرات 8 تا 18 نانومتر و درجة خلوص آن 65 درصد است. سطح ویژة نانوذرات فاکتوری تأثیرگذار بر خصوصیات فیزیکی و شیمیایی است. نانوذرة آهن صفر درجه سطح ویژة نسبتاً بزرگی در حدود 59 تا 79 مترمربع در هر گرم دارد. در شکل 1 تصویر میکروسکوپ الکترونی عبوری((TEM)Transmission Electron Microscopy) مدل BrukerAT-210 از نانو ذرة آهن صفر درجه است.

برای تعیین خصوصیات ترکیب ذره از تکنیک تفرق پرتو ایکس ((XRD) X-Ray Diffraction) مدل PW1840Philipsاستفاده شد (شکل 2). آگاهی از جزئیات خصوصیات سطح نانوذره برای درک سازوکار واکنشها و سینتیک مربوط بسیار مهم و ضروری است. انتقال، توزیع و سرنوشت نانوذره در محیط به خصوصیات سطح آن وابسته است. از آنجا که نمونة نانوذرات مورد استفاده در این تحقیق با روش مایعی ساخته شده است، آمورف است و دامنة اسکن بین 2θ ̊100-40 دارد و تنها پیک شاخص آهن در ناحیة 2θ  7/44 کاملاً مشهود است. با توجه به تفسیر XRD پیکهای حدود 2θ ̊ 60 و 2θ ̊ 80 نیز مربوط به نانو ذرة آهن صفر درجه است [31].

شکل 1. تصویر TEM نانوذرة آهن سنتتیک

شکل 2. طیف XRD نانو ذرة آهن سنتتیک

روش آزمایش

در این مطالعه، نخست محلول ذخیرة مادر با غلظت 100 میلی‌گرم در لیتر از پنیسیلین جی تهیه شد. سپس، برای تهیة غلظتهای مورد نیاز نمونهها، محلول مادر با استفاده از آب مقطر دوبار تقطیر رقیقسازی شد. برای اندازهگیری مقدار پنی‌سیلین جی از روش اسپکتروفتومتری (در طول موج ماکزیمم جذب معادل 290 نانومتر) و از دستگاه اسپکتروفتومتر DR5000 استفاده شد. همچنین، برای تعیین مقادیر پارامترهای COD و TOC تولیدشده از محلول حاوی پنی‌سیلین جی مطابق روش ذکرشده در کتاب استاندارد متد، از دستگاه اسپکتروفتومتر DR5000 و دستگاه ANA TOC ساخت شرکت SGE استرالیا استفاده شد.

در مرحلة نخست، واکنش نانو ذرة آهن با پنیسیلین بود که بهینة پارامترهایی مانند pH (3، 5، 7، 9، 11)، غلظت نانوذره (g/L 1/0، 25/0، 5/0، 1، 5/2)، غلظت اولیة پنیسیلین(mg/l 1، 10، 25، 50، 100) و زمان واکنش (10، 30، 60، 90، 120، 180، 240 دقیقه) بهدست آمد. در هر مرحله، با تغییر یک پارامتر و ثابت نگهداشتن سایر پارامترها راندمان حذف پنی‌سیلین جی، COD و TOC بررسی شد.

در مرحلة دوم، پساب حاصل از مرحلة قبل را وارد راکتور ازنزنی کردیم. بهینة پارامترهای pH (3، 5، 7، 9، 11) و زمان تماس (دقیقه 3، 5، 7، 9، 11، 13، 15، 17، 19) نیز برای مرحلة ازنزنی بهدست آمد.

در مرحلة ازنزنی از دستگاه ازنساز ساخت شرکت ازن‌ساز پاسارگاد با دبی تولیدی ازن 5 گرم در ساعت (08/0 گرم در دقیقه) استفاده شد. مقدار ازن ورودی و خروجی (واکنشنداده با محلول که از بالای راکتور جمعآوری میشود) با استفاده از روش یدومتری (آزمایش شمارة 2350E کتاب استاندارد متد) محاسبه شد.

نانوذرة آهن صفر در معرض هوا به سرعت اکسید می‌شود. برای جلوگیری از این اتفاق، تمام واکنشهای نانوذرة آهن صفر درجه در دستگاه دستکش باکس (گلاوباکس) صورت پذیرفت که درون آن از گاز بیاثر نیتروژن پر شده بود.

یافته‌ها

نتایج بهدست آمده در مرحلة واکنش نانوذرة آهن برای متغیرهای pH، غلظت نانوذرات آهن، غلظت پنیسیلین ورودی و اثر زمان تماس به شرح زیر است.

اثر pH در مرحلة واکنش نانو ذرات

همانطور که از نتایج بهدست میآید، در pH معادل 7 بالاترین درصد حذف تحقق می‌یابد. راندمان حذف حدود 48/88 درصد برای پنیسیلین، 16/72 درصد برای COD و 78/63 درصد برای TOC بود.

اثر غلظت نانو ذرات آهن

مطابق شکل 4، با افزایش دوز نانوذره تا غلظت 25/0 گرم بر لیتر راندمان حذف پنیسیلین، COD وTOC افزایش یافت. در عین حال، با وجود افزایش بیشتر دوز نانوذرات مقدار راندمان حذف تا حدودی ثابت ماند و سپس روند کاهشی نشان داد. درصد حذف پنیسیلین جی بعد از یک ساعت واکنش با نانوذرات آهن در 25/0 گرم در لیتر در حدود 64/88 درصد، برای COD معادل 01/79 درصد و در نهایت برای TOC معادل 08/70 درصد حاصل شد.

شکل 3. اثر pHهای اولیة مختلف بر راندمان حذف پنیسیلین جی، COD و TOC توسط نانو ذرة آهن صفر، پنیسیلین جی mg/L 25، mg/L 467COD= ، mg/L 127 =TOC، غلظت نانو ذرة آهن صفر g/L  1، زمان 60 دقیقه

شکل 4. اثر غلظتهای مختلف نانو ذرة آهن صفر (g/L) بر راندمان حذف پنیسیلین جی، COD و TOC در 7=pH، پنیسیلین mg/L 25، mg/L 467 COD=،mg/L  127TOC=، زمان 60 دقیقه

اثر غلظت پنیسیلین ورودی

با توجه به شکل 5، راندمان حذف پنیسیلین جی و COD و TOC با افزایش غلظت پنیسیلین ورودی افزایش یافته است، بهطوری که بیشترین راندمان حذف برای هر سه فاکتور در غلظت 100 میلیگرم در لیتر پنیسیلین ورودی مشاهده شده است. راندمان حذف پنیسیلین 97 درصد و برای COD و TOC بهترتیب 45/71 و 82/48 درصد بهدست آمد.

اثر زمان واکنش

همانطور که در شکل 6 مشاهده میشود، با افزایش زمان واکنش نانوذرات آهن، راندمان حذف افزایش مییابد، اما راندمان حذف تا زمان 60 دقیقه دارای شیبی تند است و از آن به بعد تقریباً ثابت میشود. همانطور که گفتیم، بعد از طی 60 دقیقه از زمان آغاز واکنش درصد حذف پنیسیلین، COD و TOC بهترتیب به حدود 35/96 درصد، 13/73 درصد و 45/47 درصد رسید که با درصد حذف در پایان 240 دقیقه تفاوت چندانی نداشت.

شکل 5. اثر غلظتهای مختلف پنیسیلین جی (mg/L 100 -10) بر راندمان حذف پنیسیلین جی، COD و TOC با نانو ذرة آهن صفر،(mg/L 1429 192) COD=، ( mg/L510 -50)TOC=، 7pH=، غلظت نانو ذرة آهن صفر g/L 25/0، زمان 60 دقیقه

شکل 6. اثر زمانهای مختلف (240-10 دقیقه) بر راندمان حذف پنیسیلین جی، COD و TOC توسط نانو ذرة آهن صفر درجه، غلظت پنیسیلین جی mg/L100، mg/L 1429 COD=،mg/L  510TOC=، 7=pH ، غلظت نانو ذرة آهن صفر g/L 25/0

مرحلة دوم فرایند ازنزنی

اثر pH در مرحلة ازنزنی

مشخصات پساب خروجی از مرحلة واکنش نانوذرة آهن ثبت و سپس pHهای مختلف (3 تا 11) تهیه و پساب وارد راکتور ازنی‌زنی شد. در شکل 7، همانطور که مشخص است، در مرحلة ازنزنی با افزایش pH راندمان حذف هم افزایش یافت، بهطوری که راندمان در pH خنثی بیش از اسیدی و در pH قلیایی بیش از خنثی است.

شکل 7. اثر pHهای اولیة مختلف (3 تا 11) بر راندمان حذف پنی‌سیلین جی، COD و TOC در مرحلة ازنزنی، پنیسیلین جی mg/L 20، mg/L 356 COD=،mg/L  136TOC= دبیازن L/min 5، زمان 10 دقیقه

اثر زمان تماس در فرایند ازنزنی بر راندمان حذف

در شکل 8، راندمان حذف پنیسیلین جی،  CODو TOC طی 19 دقیقه ازنزنی نشان داده شده است. با افزایش زمان، درصد حذف سه متغیر نیز افزایش مییابد. شیب راندمان حذف تا 13 دقیقه کمی تند بود و درصد حذف رو به افزایش گذاشت، اما از این زمان به بعد شیب ملایمتری دارد. راندمان حذف در زمان 13 دقیقه برای پنیسیلین جی، COD و TOC برابر با 5/99، 35/96 و 65/92 درصد است.

شکل 8. اثر زمانهای مختلف (دقیقه 19=3) بر راندمان حذف پنی‌سیلین جی، COD و TOC در مرحلة ازنزنی، 9=pH، پنیسیلین جی mg/L 20، mg/L 356 COD=،mg/L  136TOC=، غلظت ازن L/min 5

بحث

همانطور که در شکل 3 مشخص است، راندمان حذف با کاهش pH از 11 به 7 افزایش نشان داد، اما با کاهش pH تا حدود 3 در محلولهای آبی کاهش نداشته است. از طرف دیگر، کاهش pH اولیة محلول و انجام واکنش خوردگی آهن صفر درجه در اثر تماس با آب مؤثر بوده است، زیرا جزهای فعال مانند H* ایجاد میشود. از طرفی، تشکیل اکسیدها و هیدروکسیدهای غیرفعال آهن را کاهش میدهد. لذا، واکنش‌دهنده‌های مورد نیاز (مانند هیدروژن فعال) و جایگاه‌های فعال برای تجزیة پنیسیلین جی تأمین میشود. در نهایت، درصد حذف افزایش پیدا میکند. در شرایط اسیدی (pHهای پایین) در مدت کوتاهی مقدار زیادی H* اضافی در سطح نانوذرة آهن صفر تولید خواهد شد که به اندازة کافی طی تجزیة پنیسیلین جی، COD وTOC مصرف و منجر به کاهش درصد حذف میشود [28]. یانگ و همکاران نیز در بررسی حذف مترونیدازول با استفاده از نانوذرة آهن صفر به نتایج مشابهی دستیافتند: میزان راندمان حذف در pH خنثی بالاتر از اسیدی و در اسیدی بالاتر از بازی است [28].

در شکل 4، تأثیر غلظت نانوذرة آهن بر راندمان حذف مشخص میکند که با افزایش دوز نانوذرات آهن از 01/0 گرم در لیتر تا 25/0 گرم در لیتر، راندمان حذف پنیسیلین جی، COD و TOC افزایش داشته است که ممکن است بهعلت افزایش جایگاههای فعال روی سطح نانو ذره با افزایش دوز نانوذره باشد [28]. این اثر با مطالعة گواچ و همکاران روی حذف آنتیبیوتیک آموکسی‌سیلین و آمپیسیلین با استفاده از نانو ذرات آهن مطابقت داشت [17].

اما، با افزایش دوز نانوذرات از 25/0 گرم در لیتر به بالا راندمان حذف با شیب ملایمی کاهش مییابد. این کاهش راندمان ممکن است بهدلیل ازدسترفتن جایگاههای فعال با افزایش اندازة ذره بهعلت تجمع و بههمچسبیدگی نانوذرات آهن صفر درجه در دوزهای بالا باشد. هسو و همکاران در حذف نیترات با استفاده از نانو ذرة آهن نشان دادند که با افزایش دوز نانوذرة آهن صفر راندمان کاهش پیدا کرد که با مطالعة ما همخوانی داشت [32].

همانطور که در شکل 5 مشاهده میکنید، راندمان حذف پنیسیلین جی با افزایش غلظت پنیسیلین افزایش یافت. علت آن را میتوان دسترسی بیشتر جاذب به جذب‌شونده دانست که بهراحتی با هم در تماساند [33]. در مطالعة بذرافشان و همکاران نیز میزان راندمان حذف کادمیم از محلولهای آبی با افزایش غلظت کادمیم ورودی افزایش داشت، بهطوری که با افزایش دوز کادمیم ورودی از 25 به 150 میلی‌گرم در لیتر، راندمان حذف از 68 درصد به 79 درصد افزایش نشان داد [34].

با توجه به شکل 6، با افزایش زمان واکنش، راندمان حذف پنیسیلین جی، COD و TOC هم رو به افزایش گذاشت. اما افزایش راندمان حذف در 60 دقیقة نخست شیب بیشتری داشت. علت آن ممکن است اشباع سریع سطوح فعال روی لایة اکسید نانو ذرة آهن صفر باشد [17]. نتایج مطالعة گواچ و همکاران روی حذف آموکسیسیلین و آمپیسیلین با استفاده از نانوذرات آهن صفر انجام شد [17] که با نتایج تحقیق ما همخوانی داشته است.

در شکل 7، نتایج تأثیر pH در مرحلة ازنزنی نشان می‌دهد که بیشترین راندمان حذف در شرایط قلیایی است و روند آن با افزایش pH افزایش مییابد. سرعت تجزیة ازن در آب با افزایش pH افزایش مییابد که از مهمترین عوامل تجزیة خودبهخودی ازن در آبهای خالص رادیکال هیدروکساید (OH0) است. با افزایش pH و افزایش یون هیدروکساید، مقدار تولید رادیکالهای هیدروکساید در اثر ازنزنی افزایش و در نتیجه تجزیة ازن نیز افزایش یافت [35]. در این زمینه، در سایر مطالعات نیز نتایج مشابهی بهدست آمد. برای مثال ژائو و همکاران نشان دادند که با افزایش pH از 3 به 11 در فرایند ازنزنی، راندمان حذف نیتروبنزن افزایش داشت [36].

همانطور که شکل 8 نشان میدهد، راندمان حذف در دقایق نخست مرحلة ازنزنی با شیب زیادی صورت گرفت و بعد از آن با شیب کمی تا پایان واکنش ادامه یافت. تحقیقات نشان میدهد که در فرایند ازنزنی، بیشترین مقدار مصرف ازن و تجزیة آلاینده در دقایق نخست واکنش است، بهطوری که میزان مصرفی در آن کمتر از حد استوکیومتری است و با پیشرفت واکنش مقدار ازن مصرفی از حد استوکیومتری آن بیشتر میشود [37]. در مطالعة فرزادکیا و همکاران روی حذف فنل مشخص شد که راندمان حذف فنل در فرایند ازنزنی در دقایق نخست واکنش بالا بود [38].

 

تشکر و قدردانی

این مقاله منتج از نتایج پایان‌نامة دانشجویی مصطفی سبحانی‌کیا جهت اخذ درجة کارشناسی‌ارشد است (شمارة طرح 7178). بدین وسیله از دانشگاه علوم پزشکی زاهدان به‌دلیل حمایت مالی این پژوهش تشکر و قدردانی می‌شود.

[1] Aksu Z, Tunç Ö. Application of biosorption for penicillin G removal: comparison with activated carbon. Process Biochemistry, 2005; 40(2): 831-47.
[2] Kulik N, Trapido M, Goi A, Veressinina Y, Munter R. Combined chemical treatment of pharmaceutical effluents from medical ointment production. Chemosphere, 2008; 70(8): 1525-31.
[3] Arslan-Alaton I, Gurses F. Photo-fenton-like and photo-fenton-like oxidation of Procaine Penicillin G formulation effluent. Journal of Photochemistry and Photobiology A: Chemistry, 2004; 165(1): 165-75.
[4] Dehghani M, Nasseri S, Ahmadi M, Samaei MR, Anushiravani A. Removal of penicillin G from aqueous phase by Fe-TiO2/UV-A process. Journal of Environmental Health, 2014; 12:56.
[5] Daghrir R, Drogui P, Ka I, El Khakani MA. Photoelectrocatalytic degradation of chlortetracycline using Ti/TiO2 nanostructured electrodes deposited by means of a Pulsed Laser Deposition process. Journal of Hazardous Materials, 2012; 199: 15-24.
[6] Snyder SA, Wert EC, Rexing DJ, Zegers RE, Drury DD. Ozone oxidation of endocrine disruptors and pharmaceuticals in surface water and wastewater. Ozone: Science and Engineering, 2006; 28(6): 445-60.
[7] Nasuhoglu D, Rodayan A, Berk D, Yargeau V. Removal of the antibiotic levofloxacin (LEVO) in water by ozonation and TiO2 photocatalysis. Chemical Engineering Journal, 2012; 189: 41-8.
[8] Ikehata K, Gamal El-Din M, Snyder SA. Ozonation and advanced oxidation treatment of emerging organic pollutants in water and wastewater. Ozone: Science and Engineering, 2008; 30(1): 21-6.
[9] Hirsch R, Ternes T, Haberer K, Kratz KL. Occurrence of antibiotics in the aquatic environment. Science of The Total Environment, 1999; 225(1–2): 109-18.
[10] Kümmerer K. Drugs in the environment: emission of drugs, diagnostic aids and disinfectants into wastewater by hospitals in relation to other sources–a review. Chemosphere, 2001; 45(6): 957-69.
[11] Kümmerer K. Antibiotics in the aquatic environment–a review–part I. Chemosphere, 2009; 75(4): 417-34.
[12] Balcioglu IA, Ötker M. Pre-treatment of antibiotic formulation wastewater by O 3/h 2 O 2, and O 3/UV processes. Turkish Journal of Engineering & Environmental Sciences, 2004; 28(5).
[13] Yang C, Cussler E. Reactive extraction of penicillin G in hollowfiber and hollowfiber fabric modules. Biotechnology and Bioengineering, 2000; 69(1): 66-73.
[14] Brown KD, Kulis J, Thomson B, Chapman TH, Mawhinney DB. Occurrence of antibiotics in hospital, residential, and dairy effluent, municipal wastewater, and the Rio Grande in New Mexico. Science of the Total Environment, 2006; 366(2): 772-83.
[15] Peterson JW, Petrasky LJ, Seymour MD, Burkhart RS, Schuiling AB. Adsorption and breakdown of penicillin antibiotic in the presence of titanium oxide nanoparticles in water. Chemosphere, 2012; 87(8): 911-7.
[16] Bush K. Metallo-β-lactamases: a class apart. Clinical Infectious Diseases, 1998; 27(Supplement 1): S48-S53.
[17] Ghauch A, Tuqan A, Assi HA. Antibiotic removal from water: elimination of amoxicillin and ampicillin by microscale and nanoscale iron particles. Environmental Pollution, 2009; 157(5): 1626-35.
[18] Mueller NC, Braun J, Bruns J, Černík M, Rissing P, Rickerby D, et al. Application of nanoscale zero valent iron (NZVI) for groundwater remediation in Europe. Environmental Science and Pollution Research, 2012; 19(2): 550-8.
[19] Xiong Z, Zhao D, Pan G. Rapid and complete destruction of perchlorate in water and ion-exchange brine using stabilized zero-valent iron nanoparticles. Water Research, 2007; 41(15): 3497-505.
[20] Cheng J. Carbon-nZVI nanocomposites for dechlorination of halogenated hydrocarbons. 2013.
[21] Alvares A, Diaper C, Parsons S. Partial oxidation by ozone to remove recalcitrance from wastewaters-a review. Environmental Technology, 2001; 22(4): 409-27.
[22] Gagnon C, Lajeunesse A, Cejka P, Gagne F, Hausler R. Degradation of selected acidic and neutral pharmaceutical products in a primary-treated wastewater by disinfection processes. Ozone: Science and Engineering, 2008; 30(5): 387-92.
[23] Vieno NM, Härkki H, Tuhkanen T, Kronberg L. Occurrence of pharmaceuticals in river water and their elimination in a pilot-scale drinking water treatment plant. Environmental Science & Technology, 2007; 41(14): 5077-84.
[24] Arslan-Alaton I, Caglayan AE. Toxicity and biodegradability assessment of raw and ozonated procaine penicillin G formulation effluent. Ecotoxicology and Environmental Safety, 2006; 63(1): 131-40.
[25] Von Gunten U. Ozonation of drinking water: Part I. Oxidation inetics and product formation. Water Research, 2003; 37(7): 1443-67.
[26] Broséus R, Vincent S, Aboulfadl K, Daneshvar A, Sauvé S, Barbeau B, et al. Ozone oxidation of pharmaceuticals, endocrine disruptors and pesticides during drinking water treatment. Water Research, 2009; 43(18): 4707-17.
[27] Arslan-Alaton I, Caglayan AE. Ozonation of procaine penicillin G formulation effluent Part I: Process optimization and kinetics. Chemosphere, 2005; 59(1): 31-9.
[28] Yang J, Wang X, Zhu M, Liu H, Ma J. Investigation of PAA/PVDF–NZVI hybrids for metronidazole removal: Synthesis, characterization, and reactivity characteristics. Journal of Hazardous Materials, 2014; 264: 269-77.
[29] Vasconcelos TG, Kümmerer K, Henriques DM, Martins AF. Ciprofloxacin in hospital effluent: degradation by ozone and photoprocesses. Journal of Hazardous Materials, 2009; 169(1): 1154-8.
[30] Yari AR, Nazari S, Majidi G, Alizadeh Matboo S, Asghari E, Rastegar A, et al. Nanoparticles Zero Valent Iron (NZVI) synthesis and application of H2O2/Fe0 and H2O2 in the treatment of dye solution containing acid red 18 from aqueous environments. Journal of Sabzevar University of Medical Sciences, 2015; 22(6): 982-91.
[31] Hwang YH, Kim DG, Shin HS. Mechanism study of nitrate reduction by nano zero valent iron. Journal of Hazardous Materials, 2011; 185(2): 1513-21.
[32] Hsu JC, Liao CH, Wei YL. Nitrate removal by synthetic nanoscale zero-valent iron in aqueous recirculated reactor. Sustain Environ Res, 2011; 21(6): 353-9.
[33] Tewari N, Vasudevan P, Guha B. Study on biosorption of Cr (VI) by Mucor hiemalis. Biochemical Engineering Journal, 2005; 23(2): 185-92.
[34] Bazrafshan E, Zarei AA, Mostafapour FK. Biosorption of cadmium from aqueous solutions by Trichoderma fungus: kinetic, thermodynamic, and equilibrium study. Desalination and Water Treatment, 2015: 1-11.
[35] Guzman Perez CA. Application of heterogeneous catalysts in ozonation of model compounds in water. 2011.
[36] Zhao L, Ma J, Sun ZZ, Zhai XD. Catalytic ozonation for the degradation of nitrobenzene in aqueous solution by ceramic honeycomb-supported manganese. Applied Catalysis B: Environmental, 2008; 83(3): 256-64.
[37] Ning B, Graham NJ, Zhang Y. Degradation of octylphenol and nonylphenol by ozone–Part I: Direct reaction. Chemosphere, 2007; 68(6): 1163-72.
[38] Farzadkia M, Dadban Shahamat Y, Nasseri S, Mahvi AH, Gholami M, Shahryari A. Catalytic ozonation of phenolic wastewater: Identification and toxicity of intermediates. Journal of Engineering, 2014; 2014.
دوره 24، شماره 2
خرداد و تیر 1396
صفحه 144-137
  • تاریخ دریافت: 01 آذر 1394
  • تاریخ بازنگری: 16 اسفند 1394
  • تاریخ پذیرش: 26 اسفند 1396
  • تاریخ اولین انتشار: 26 اسفند 1396