4. DENEYSEL ÇALIŞMALAR
4.3 Parasetamolün Fe Katkılı TiO Katalizörü ile Fotokatalitik Giderimi
4.3.3 Fe katkılı TiO 2 katalizöründe optimum katalizör
Optimum koşulları 0,6 Fe/TiO2 oranı, kalsinasyon sıcaklığı ve kalsinasyon süresi sırasıyla 550°C ve 2 saat olarak belirlenen Fe/TiO2 katalizörünün konsantrasyon değişiminin parasetamol giderimi ve k1 hız sabitine etkisi araştırılmıştır. Katalizör konsantrasyonuna bağlı olarak parasetamol giderimi ve k1 hız sabiti değişimi Şekil 4.17’de verilmiştir. Şekilde de görüldüğü üzere 0,25-1,00 g/L Fe/TiO2 katalizör konsantrasyonu aralığında %79,3-88,5 arasında parasetamol giderimi elde edilmiştir.
En yüksek parasetamol giderimi 0,5 g/L katalizör konsantrasyonunda gözlenmiş ve bu konsantrasyonda k1 hız sabiti de artışmıştır. Bu yüzden en yüksek parasetamol gideriminin ve en yüksek k1 hız sabiti değerinin elde edildiği 0,5 g/L Fe/TiO2 katalizör konsantrasyonu parasetamol giderimi için optimum değer olarak belirlenmiştir ve bu konsantrasyon değerinde %88,5 parasetamol giderimi elde edilirken, k1 hız sabiti de 15,7.10-3 (dak.-1) olarak hesaplanmıştır.
Şekil 4.18’de 0,6 Fe/TiO2 oranı, 550°C kalsinasyon sıcaklığı, 2 saat kalsinasyon süresi ve 0,5 g/L Fe/TiO2 katalizörü ile UV-A ışığı altında yapılan fotokatalitik oksidasyon ile parasetamol konsantrasyonunun değişimi verilmektedir.
Şekil 4.18: 0,6 Fe/TiO2 katalizörü ile UV-A ışığı altında parasetamolün giderimi 4.3.4 Fe katkılı TiO2 katalizörünün aktivitesinin değişiminin araştırılması
Bu kısımda, 0,6 Fe/TiO2 oranı, 550°C kalsinasyon sıcaklığı, 2 saat kalsinasyon süresi ve 0,5 g/L Fe/TiO2 katalizörü 6 kez fotokatalitik oksidasyona tabii tutularak parasetamol giderimindeki değişim gözlenmiştir (Şekil 4.19). Her bir fotokatalitik oksidasyon sonrasında katalizör 105°C sıcaklıkta 1 gece bekletilerek kurutulmuş ve tekrar 0,5 g/L katalizör konsantrasyonu olacak şekilde kullanılmıştır.
Şekil 4.19: Belirlenen optimum Fe/TiO2 katalizöründe aktivite değişimi
Şekilde de görüldüğü gibi parasetamol giderimi 6 kez kullanımında parasetamol giderimi %85-88 arasında değişmektedir. Parasetamol gideriminde belirgin bir düşüş gözlenmemesine rağmen parasetamol giderim hızı düşmüştür. 0,5 g/L Fe/TiO2
katalizörünün ilk kullanımında k1 (1. dereceden hız sabiti) ise 15,71.10-3 dak-1 iken 6.
kez kullanımda bu değer 13,72.10-3 dak-1 değerine düşmüştür (Çizelge 4.6). Aynı
nm.
200,00 250,00 300,00 350,00 400,00
Abs.
2,000
1,500
1,000
0,500
0,000
0 dk.
15 dk.
30 dk.
45 dk.
60 dk.
90 dk.
120 dk.
katalizör ile 6 kez tekrar edilerek yapılan çalışmalar sonunda 1. kullanım ve 6.
kullanım arasında parasetamol giderim hızında ise %12,7 azalma elde edilmiştir.
Çizelge 4.6: Belirlenen optimum Fe/TiO2 katalizöründe parasetamol giderimi, giderim hızı ve yarılanma süreleri
Tekrar
Parasetamol Giderimi (%)
k1 *10-3
(dak.-1) R2
Yarılanma Süresi (dak.)
1 88,53 15,71 0,9479 44,1
2 87,98 15,28 0,9255 45,4
3 86,52 15,04 0,9606 46,1
4 85,74 14,01 0,9423 49,5
5 87,43 13,72 0,8765 50,5
6 85,84 13,72 0,9263 50,5
4.4 Parasetamolün Farklı Işıklar Altında TiO2 ve Katkılı TiO2 Katalizörleri ile Fotokatalitik Giderimi
Çalışmanın bu kısmında ise optimum metal/TiO2, kalsinasyon sıcaklığı ve kalsinasyon süresi belirlenen Zn/TiO2, Ag/TiO2 ve Fe/TiO2 katalizörlerinin saf TiO2 ile karşılaştırılması ile elde edilen sonuçlar verilmiştir. Çalışmada kullanılan saf TiO2
katalizörü metal katkılı TiO2 katalizörleri ile aynı şekilde hazırlanmıştır. Hazırlanan saf TiO2 katalizörünün 450-550-650°C kalsinasyon sıcaklıklarında 2 saat kalsinasyon süresinde elde edilen sonuçlar Şekil 4.20’de verilmiştir. Saf TiO2 katalizörünün 450°C kalsinasyon sıcaklığı ve 2 saat kalsinasyon süresi ile UV-A ışığında %70,8 parasetamol giderimi elde edilirken, 550°C ve 650°C kalsinasyon sıcaklıklarında 2 saat kalsinasyon süresi ile hazırlanan saf TiO2 katalizöründe sırasıyla %82,0 ve
%66,5 parasetamol giderimi elde edilmiştir. Ayrıca k1 (1. dereceden hız sabiti) ise 450°C, 550°C ve 650°C kalsinasyon sıcaklıklarında sırasıyla 9,93.10-3; 13,1.10-3 ve 9,07.10-3 olarak hesağlanmıştır. Bu değerler neticesinde en yüksek parasetamol giderimi 550°C kalsinasyon sıcaklığı ve 2 saat kalsinasyon süresinde elde edilmiştir.
En yüksek parasetamol konsantrasyonu gözlenen 550°C kalsinasyon sıcaklığı ve 2 saat kalsinasyon süresinde kalsine edilen TiO2 katalizörü ile optimum şartları belirlenen Zn/TiO2, Ag/TiO2 ve Fe/TiO2 katalizörlerinin UV-Visible, UV-A, UV-B ve UV-C ışıkları altında parasetamol giderim değişimleri izlenmiş ve elde edilen parasetamol değişimleri Şekil 4.21’de verilmiştir. UV-Visible ve UV-A ışıkları altında yapılan çalışmalarda metal katkısının etkisi daha fazla gözlenirken, UV-B ve UV-C ışıklar altında yapılan çalışmalarda metal katkısının etkisi azalmıştır. Bunun sebebi TiO2 katalizörünün UV-B ve UV-C ışıkları altında aktivitesinin yüksek olamasından kaynaklanaktadır. Ancak tüm koşullarda en yüksek parasetamol giderimi Ag/TiO2
katalizöründe elde edilmiştir. UV-Visible ışık altında TiO2 katalizörü ile %7,6 parasetamol giderimi elde edilirken, Ag/TiO2 katalizöründe parasetamol giderimi
%28,6’ya çıkmıştır (Çizelge 4.7). Aynı şekilde UV-A ışık altında yapılan çalışmada TiO2 katalizörü ile %82 ve Ag/TiO2 katalizörü ile %98 parasetamol giderimi elde edilirken, UV-C ışık altında TiO2 katalizörü ile %92,4 ve Ag/TiO2 katalizörü ile %97,7 parasetamol giderimi gözlenmiştir. Zn/TiO2 katalizörü ile tüm ışıklarda Fe/TiO2
katalizörüne göre daha yüksek parasetamol elde edilmiştir.
UV-A ışık altında yapılan çalışmalarda 120 dakika sonunda elde edilen numunelerde ayrıca TOK analizi yapılmış ve elde edilen sonuçlar Çizelge 4.8’de verilmiştir. TOK giderim verimleri karşılaştırıldığında Fe/TiO2 katalizörü TOK giderimini %3 arttırırken, Zn/TiO2 katalizörü ile %9 artış gözlenmiştir. En yüksek TOK giderim artışı parasetamol giderimlerinde de olduğu gibi Ag/TiO2 katalizöründe elde edilmiş olup, saf TiO2 katalizörüne göre elde edilen TOK giderim verimi Ag/TiO2 katalizörü ile %55 artmıştır. Saf TiO2 katalizörü ile TOK giderimi %37,5 olarak elde edilirken, Ag/TiO2
katalizöründe TOK giderimi %58,2 olduğu görülmüştür.
Şekil 4.21: UV Vis-A-B-C ışık altında parasetamolün giderimi
Çizelge 4.7: Belirlenen optimum katalizörler ile UV Vis-A-B-C ışık altında parasetamolün giderimi
Katalizör
Parasetamol Giderimi (%)
UV C UV B UV A UV Vis
Saf TiO2 92,4 89,5 82,0 7,6
0,85 Zn/TiO2 92,9 99,6 90,3 20,4
1,00 Ag/TiO2 97,7 97,7 98,0 28,6
0,60 Fe/TiO2 82,8 98,0 88,5 14,6
Çizelge 4.8: Belirlenen optimum katalizörler ile UV A ışık altında parasetamol ve TOK giderimi
Katalizör Parasetamol Giderimi (%) TOK giderimi (%)
Saf TiO2 82,0 37,5
0,85 Zn/TiO2 90,3 41,0
1,00 Ag/TiO2 98,0 58,1
0,60 Fe/TiO2 88,5 38,8
En yüksek parasetamol konsantrasyonu gözlenen TiO2 katalizörü ile optimum şartları belirlenen Zn/TiO2, Ag/TiO2 ve Fe/TiO2 adsorpsiyon prosesi ile parasetamol gideriminin belirlenmesi amacıyla yapılan çalışmalarda elde edilen parasetamol değişimleri Şekil 4.22’de verilmiştir. Şekilde de görüldüğü üzere karanlıkta yapılan adsorbsiyon çalışmalarında parasetamol giderimi oldukça azdır. 0-2 saat arasında maksimum %5 parasetamol giderimi gözlenmiş ancak daha sonra desorpsiyon ile tekrar artış gözlenmiştir. Çalışmada parasetamolün saf TiO2 katalizörü ve etal katkılı TiO2 katalizörleri ile adsorblanma eğiliminin düşük olduğu açıkça görülmektedir (Şekil 4.22).
Şekil 4.22: Belirlenen optimum katalizörler ile adsorpsiyon prosesi ile parasetamolün giderimi
4.5 Optimum Oranları ve İşletme Koşulları Belirlenen Katalizörlerin Özellikleri Farklı oranlarda metal ilavesi ve farklı kalsinasyon sıcaklıkları ve kalsinasyon süreleri ile hazırlanan Zn, Ag ve Fe katkılı TiO2 katalizörleri ile yapılan çalışmalar sonucunda belirlenen optimum oranlardaki katalizörlerin özelliklerinin belirlenmesi amacıyla bu bölümde katalizörlerde yapılan SEM görüntü analizi, SEM EDX haritalama analizi ve FT-IR analizleri değerlendirilmiştir.
4.5.1 Saf ve metal katkılı TiO2 katalizörlerinin SEM analizleri
Saf TiO2 ile Zn, Ag ve Fe katkılı TiO2 katalizörlerinin SEM görüntüleri Şekil 4.23’de verilmiştir. Saf TiO2 katalizörü ve metal katkılı TiO2 katalizörleri uniform formda olup, boyutlarının küçük olmasından dolayı da birbirlerine yakın bir biçimde agregatlaşmış haldedirler.
Saf TiO2 katalizörünün EDX haritası Şekil 4.24’de, Zn katkılı TiO2 katalizörünün EDX haritası Şekil 4.25’de, Ag katkılı TiO2 katalizörünün EDX haritası Şekil 4.26’da ve Fe katkılı TiO2 katalizörünün EDX haritası ise Şekil 4.27’de verilmiştir. Katalizörlerde titanyum (Ti) ve oksijen (O) atomları ağırlıkça %20,9-22,2 ve %77,8-79,1 arasında atom ağırlığı oranında ise sırasıyla %8,10-8,70 ve %91,3-91,9 arasında değişmektedir. Ag katkılı TiO2 katalizöründe ağırlıkça %1,05 ve atom ağırlığı oranında %0,18 olarak gümüş (Ag) oranı elde edilirken, Zn ve Fe katkılı TiO2
katalizörlerinde sırasıyla ağırlıkça %0,31 ve %0,37 ve atom ağırlığı oranında ise
%0,09 ve %0,12 olarak metal oranları elde edilmiştir (Çizelge 4.9).
Şekil 4.23: Saf ve metal katkılı TiO2 katalizörlerinin SEM görüntüleri
Saf TiO2 Zn/TiO2
Ag/TiO2 Fe/TiO2
Şekil 4.25: Zn/TiO2 katalizörünün EDX haritası
Şekil 4.26: Ag/TiO2 katalizörünün EDX haritası
Şekil 4.27: Fe/TiO2 katalizörünün EDX haritası
Çizelge 4.9: Belirlenen optimum katalizörlerdeki SEM-EDX ile elemental oranları
Saf TiO2 Zn/TiO2 Ag/TiO2 Fe/TiO2
% ağırlık % atom % ağırlık % atom % ağırlık % atom % ağırlık % atom O 77,78 91,30 78,74 91,73 79,10 91,90 78,63 91,69
Ti 22,22 8,70 21,26 8,27 20,90 8,10 21,37 8,31
Zn - - 0,31 0,09 - - - -
Ag - - - - 1,05 0,18 - -
Fe - - - 0,37 0,12
4.5.2 Saf ve metal katkılı TiO2 katalizörlerinin FT-IR analizleri
Saf TiO2 katalizörünün FT-IR analizi Şekil 4.28’de, Zn katkılı TiO2 katalizörünün FT-IR analizi Şekil 4.29’de, Ag katkılı TiO2 katalizörünün FT-IR analizi Şekil 4.30’da ve Fe katkılı TiO2 katalizörünün FT-IR analizi ise Şekil 4.31’de verilmiştir. Yapılan FTIR incelemeleri sonucunda, 400-500 cm-1 arasındaki bantta Ti-O-Ti bağlarının oluştuğu ve 600-800 cm-1 arasındaki bantta Ti-O bağlarının oluştuğu görülmektedir (Bezrodna v.d., 2004). 1600-1700 cm-1 ve 3500 cm-1 civarında çıkan pikler, sırasıyla H-O-H (hidroksil gruplarına) ve O-H asimetrik ve simetrik vibrasyon hidroksil gruplarına aittir (Bezrodna v.d., 2004). Katalizörler kurutulup kalsine edilerek analiz edilmesine rağmen TiO2 katalizörlerinin su moleküllerini adsorblama özelliğe sahip olduğundan, 1600-1700 cm-1 arasında H-O-H pikler görülmektedir. Bu çalışmada elde edilen katalizörlerde 3500 cm-1 civarında belirgin bir pik görülmemesine rağmen 1600-1700 cm-1 arasında OH grubuna ait pikler gözlenmektedir. Saf TiO ve Zn, Ag ve Fe katkılı
katkısı ile bu bantlardaki pikler metal katkısı ile artmıştır. Ancak en belirgin değişiklikler Ag-TiO2 katalizöründe gerçekleşmiştir. Özellikle 2300-2400 ve 600-900 cm-1 arasında oldukça geniş pikler oluştuğu görülmektedir.
Şekil 4.28: Saf TiO2 katalizörünün FT-IR analizi
Şekil 4.29: Zn/TiO2 katalizörünün FT-IR analizi
Şekil 4.30: Ag/TiO2 katalizörünün FT-IR analizi
Şekil 4.31: Fe/TiO2 katalizörünün FT-IR analizi
5. SONUÇLAR VE TARTIŞMA
Bu projede elde edilen sonuçlar aşağıda kısaca özetlenmiştir.
Zn/TiO2 katalizöründe; 0,12-3,0 (%ağırlık) Zn/TiO2 oranı arasında en yüksek parasetamol giderimi 0,85 Zn/TiO2 oranında 500 °C kalsinasyon sıcaklığı ve 2 saat kalsinasyon süresinde gözlenmiştir. Aynı katalizörün 6 kez kullanılarak tekrar kullanılabilirliği araştırılan çalışma sonunda 6. kez kullanım sonunda parasetamol gideriminde %6,4 parasetamol giderim hızında ise %16,1 azalma elde edilmiştir.
Ag/TiO2 katalizöründe; 0,2-2,0 Ag/TiO2 (%ağırlık) oranı arasında en yüksek parasetamol giderimi 1,0 Ag/TiO2 oranında 450 °C kalsinasyon sıcaklığı ve 2 saat kalsinasyon süresinde gözlenmiştir. Aynı katalizörün 6 kez kullanılarak tekrar kullanılabilirliği araştırılan çalışma sonunda 6. kez kullanım sonunda parasetamol gideriminde %7,9 parasetamol giderim hızında ise %25,6 azalma elde edilmiştir.
Fe/TiO2 katalizöründe; 0,3-3,0 Ag/TiO2 (%ağırlık) oranı arasında en yüksek parasetamol giderimi 0,6 Fe/TiO2 oranında 550 °C kalsinasyon sıcaklığı ve 2 saat kalsinasyon süresinde gözlenmiştir. Aynı katalizörün 6 kez kullanılarak tekrar kullanılabilirliği araştırılan çalışma sonunda 6. kez kullanım sonunda parasetamol gideriminde %3,1 parasetamol giderim hızında ise %12,7 azalma elde edilmiştir.
Tüm metal katkılı TiO2 katalizörlerinde 650°C’de parasetamol gideriminde azalma gözlenirken, optimum kalsinasyon sıcaklıkları 450-550°C sıcaklıklar arasında elde edilmiştir. Kalsinasyon süresi ise tüm metal katkılı TiO2 katalizörlerinde 2 saat olarak belirlenmiş olup, 3 saat kalsinasyon süresinde parasetamol gideriminin düştüğü gözlenmiştir.
UV-A ışık altında gerçekleştirilen çalışmalarda saf TiO2 katalizöründe %82,0 parasetamol giderimi elde edilirken, Fe/TiO2, Zn/TiO2 ve Ag/TiO2 katalizörlerinde sırasıyla %88,5, %90,3 ve %98,0 parasetamol giderimi elde edilmiştir. Aynı zamanda saf TiO2 katalizöründe %37,5 TOK giderimi elde edilirken, Fe/TiO2, Zn/TiO2 ve Ag/TiO2 katalizörlerinde sırasıyla %38,8, %41,0 ve %58,1 TOK giderimi elde edilmiştir.
UV-Visible ışık altında gerçekleştirilen çalışmalarda saf TiO2 katalizöründe %7,6 parasetamol giderimi elde edilirken, Fe/TiO2, Zn/TiO2 ve Ag/TiO2 katalizörlerinde sırasıyla %14,6, %20,4 ve %28,6 parasetamol giderimi elde edilmiştir.
Optimum metal/TiO2 oranı, kalsinasyon sıcaklığı ve kalsinasyon süresi belirlenen katalizörlerde FT-IR, SEM analizleri yapılarak katalizörlerin özellikleri belirlenmiştir.
Bu proje sonunda metal katkılı TiO2 katalizörü ile parasetamol gideriminin arttığı görülmüştür. En yüksek parasetamol ve TOK giderimi Ag/TiO2 katalizöründe elde edilmiştir. UV-Visible ışık altında saf TiO2 katalizöründe parasetamol giderimi gözlenemezken, 6 saat sonunda Ag/TiO2 katalizöründe parasetamol giderimi %29’a kadar artmıştır. Bu sonuçlar ışığında TiO2 katalizörüne metal ilave edilmesinin ilaç gideriminin arttırılmasında ve UV-Visible ışık altında giderilmesinde oldukça önemli olduğu söylenebilir.
KAYNAKLAR
Acar A., Su ortamındaki bazı organic bileşiklerin Fotokatalitik yöntemle giderimi, Yüksek Lisans Tezi, Muğla Üniversitesi, (2011).
Adataş C., Parasetamol tabler preparatlarından etkin maddesinin yüksek performanslı sıvı krotomografisi yöntemi ile belirlenmesi, Yüksek Lisans Tezi, Yakın Doğu Üniversitesi, (2011).
Aguilar C.A., Montalvo C., Ceron, J.G., Moctezuma E., Photocatalytic Degradation of Acetaminophen, International Journal of Environmental Research, 5, 4, 1071-1078, (2011).
Ahlgren P., Biodegradation of Potentially Harmfull Compounds in Wastewater Treatment, (Yüksek Lisans Tezi), Aalto University, Espoo, Finlandiya, (2012).
Akanyeti I., Evaluation of Combined and Source Separated Wastewater Treatment Systems in Terms of Pharmaceutical Compounds Removal, Nutrient and Energy Recovery, (Yüksek Lisans Tezi), Wageningen University, Wageningen, Hollanda, (2007).
Akbal F., Balkaya N., Toksik Organik Kirleticilerin Gideriminde İleri Oksidasyon Teknolojileri, Yıldız Teknik Üniversitesi Dergisi, 4, 47-55, (2002).
Andreozzi R., Caprio V., Moratta R., Vogna D., Paracetamol oxidation from aqueous solutions by means of ozonation and H2O2/UV system, Water Research, 37, 993-1004, (2003).
Bartha B. Uptake and metabolism of human pharmaceuticals in plants: Identification of metabolites and specification of the defense enzyme systems under pharmaceutical exposure, Doktora Tezi, München Teknik Üniversitesi, (2012).
Behera S.K., Kim H.W., Oh J.-E., Park H.-S., Occurrence and removal of antibiotics, hormones and several other pharmaceuticals in wastewater treatment plants of the largest industrial city of Korea, Science of the Total Environment, 409, 4351–
4360, (2011).
Bezrodna T., Puchkovska G., Shymanovska V., Baran J., Ratajczak H., IR-analysis of H-bonded H2O on the pure TiO2 surface, Journal of Molecular Structure 700, 175-181 (2004).
Chen H.G., Kumar R.V., Sol–Gel TiO2 in Self-Organization Process: Growth, Ripening and Sintering, RSC Advances, 2, 2294–2301, (2012).
Choi K., Kim Y., Park J., Park C., Kim M., Kim H.S., Kim P., Seasonal variation of several pharmaceutical residues in surface water and sewage treatment plants of Han River, Korea, Science of the Total Environment - Journal, 405, 120–128, (2008).
Chiou C.H., Juang R.S., Photocatalytic degradation of phenol in aqueous solutions by Pr-doped TiO2 nanoparticles, Journal of Hazardous Materials, 149, 1–7, (2007).
Çalık D., Tekstil atıksularında bulunan reaktif bir boyanın fotokatalitik oksidasyonu, Yüksek Lisans Tezi, Ankara Üniversitesi, (2008).
Dalgıç G., Parasetamol içeren atıksularda kirletici parametrelerin gideriminde ileri oksidasyon yöntemlerinin uygulanması, Yüksek Lisans Tezi, Yıldız Teknik Üniversitesi, (2013).
Desale A., Kample S.P., Deosarkar M.P., Photocatalytic Degradation of Paracetamol Using Degussa TiO2 Photocatalyst, International Journal of Chemical and Physical Sciences, 2, 140-148, (2013).
Diler E., Sulu ortamda bulunan azo boyar maddelerin fotokatalitik oksidasyon yöntemi ile parçalanması ve kinetik parametrelerin belirlenmesi, Yüksek Lisans Tezi, Çukurova Üniversitesi, (2010).
Durán A., Monteagudo J.M., Carnicer A., Ruiz-Murillo, M., Photo-Fenton mineralization of synthetic municipal wastewater effluent containing acetaminophen in a pilot plant, Desalination, 270, 124-129, (2011).
Foster A.L., Occurrence and fate of endocrine disruptors through the San Marco Wastewater treatment plant, Yüksek Lisans Tezi, Texas State Üniversitesi, (2007).
Gómez M.J., Martinez Bueno M.J., Lacorte S., Fernandez‐Alba A.R., Aguera A., Pilot survey monitoring pharmaceuticals and related compounds in sewage treatment plant located on the Mediterranean cost, Chemosphere, 66, 993-1002, (2007).
Gotostos M.J., Su C.-C., De Luna M.D.G., Lu M.-C., Kinetic study of acetaminophen degradation by visible light photolysis, Journal of Environmental Science and Health, Part A: Toxic/Hazardous Substances and Environmental Engineering, 49, 892-899, (2014).
Halling-Sorensen B., Nors Nielsen S., Lanzky P.F., Ingerslev F., Holten-Lützhoft H.C., Jorgensen S.E., Occurrence, fate and effects of pharmaceutical substances in the environment A review, Chemosphere, 36(2), 357-393, (1998).
Harbelioğlu Ö., Vanadyum katkılı fotoaktif partikül sentezi, karakterizasyonu ve fotokatalitik uygulaması, Yüksek Lisans Tezi, Muğla Sıtkı Koçman Üniversitesi, (2012).
Henschel K.P., Wenzel A., Diedrich M., Fliedner N.A. Environmental hazard assessment of pharmaceuticals, Regulatory Toxicology and Pharmacology, 25, 220–225, (1997).
Huschek, G., Hansen, P.D., Maurer, H.H., Krengel, D., Kayser, A., Environmental risk assessment of medicinal products for human use according to European Commission recommendations, Environmental Toxicology, 19 (3), 226–240, (2004).
ICON Consultants. Pollutants in Urban Waste Water and Sewage Sludge—Final Report for DG Research; Office for Official Publications of the European Communities: Luxembourg, Luxembourg, (2001).
Iwasaki M., Hara M., Kawada H., Tada H., Ito S., Cobalt Ion Doped TiO2
Photocatalyst Response to Visible Light, Journal of Colloid and Interface Science, 224, 202-204, (2000).
Jones O.A.H., Voulvoulis N., Lester J.N., Aquatic environmental assessment of the top 25 English prescription pharmaceuticals. Water Research, 36, 5013–5022, (2002).
Jones O.A.H., Voulvoulis N., Lester J.N., The occurrence and removal of selected pharmaceutical compounds in a sewage treatment works utilizing activated sludge treatment, Environmental Pollution, 145, 738–744, (2007).
Jordá L.S.-J., Martín M.M.B., Gómez E.O., Reina A.C., Sánchez I.M.R., López, J.L.C., Pérez, J.A.S., Economic evaluation of the photo-Fenton process.
Mineralization level and reaction time: The keys for increasing plant efficiency, Journal of Hazardous Materials, 186, 1924-1929, (2011).
Jallouli N., Elghniji K., Trabelsi H., Ksibi M., Photocatalytic degradation of paracetamol on TiO2 nanoparticles and TiO2/cellulosic fiber under UV and sunlight irrridation, Arabian Journal of Chemistry, in press, (2014).
Kasprzyk-Horden B., Dinsdale R.M., Guwy A.J., The removal of pharmaceuticals, personal care products, endocrine disruptors and illicit drugs during wastewater treatment and its impact on the quality of receiving waters, Water Research, 43(2), 363-380, (2009).
Kepoğlu C., Kişisel bakım ürünleri ve gri atıksu numunelerinin ozon ve fotokataliz ile arıtımı, toksisite incelemesi, Yüksek Lisans Tezi, Namık Kemal Üniversitesi, (2014).
Khan, S.J., Ongerth, J.E., Modelling of pharmaceutical residues in Australian sewage by quantities of use and fugac-ity calculations. Chemosphere 54 (3), 355–367, (2004).
Kim S., Cho J., Kim I., Vanderford B., Snyder S., Occurrence and removal of pharmaceuticals and endocrine disruptors in South Korean surface, drinking and wastewaters, Water Research, 41, 1013–1021, (2007).
Kirilov M., Koumanova B., Spasov L., Petrov L., Effects of Ag and Pd modifications of TiO2 on the photocatalytic degradation of p-Chlorophenol in aqueous solution, Journal of the University of Chemical Technology and Metallurgy, 41(3), 343-348, (2006).
Kitiş M., Yiğit N.Ö., Köseoğlu H., Bekaroğlu Ş.Ş., Su ve atıksu arıtımında ileri arıtma teknolojileri-arıtılmış suların geri kullanımı, T.C. Çevre ve Orman Bakanlığı, Çevre Görevlisi Eğitimi Ders Notları, (2009).
Küni G., Reaktif kırmızı 195 azo boyarmaddesinin ileri oksidasyon yöntemleriyle parçalanması, Yüksek Lisans Tezi, Çukurova Üniversitesi (2009)
Lilius, H., Isomaa, B., Holmströ T., A comparison of the toxicity of 50 reference chemicals to freshly isolated rainbow trout hepatocytes and Daphnia magna, Aquatic Toxicology, 30, 47-60, (1994).
Lin C.J., Yang W.T., Ordered Mesostructured Cu-doped TiO2 Spheres as Active Visible-Light-Driven Photocatalysts for Degradation of Paracetamol, Chemical Engineering Journal, 237, 131-137, (2014).
Löffler D., Römbke J., Meller M., Ternes T.A., Environmental fate of pharmaceuticals in water/sediment systems, Environmental Science & Technology, 39, 5209-5218, (2005).
McManamon C, Delaney P., Morris M.A., Photocatalytic properties of metal and non-metal doped novel sub 10 nm titanium dioxide nanoparticles on methyl orange, Journal of Colloid and Interface Science, 411, 169–172, (2013).
McManamon C., Holmes J.D., Morris M.A., Improved photocatalytic degradation rates of phenol achieved using novel porous ZrO2-doped TiO2 nanoparticulate powders, Journal of Hazardous Materials, 193, 120– 127, (2011).
Mumcu T., Bisfenol-A’nın Nano-TiO2 ile Fotokatalitik Parçalanması ve Yıkım Ürünlerinin Belirlenmesi, (Yüksek Lisans Tezi), İnönü Üniversitesi, (2013).
Naeem K., Ouyang F., Preparation of Fe3+-doped TiO2 nanoparticles and its photocatalytic activity, Physica B: Condensed Matter, 405(1), 221-226, (2009).
Pozan G.S., Isleyen M., Gokcen S., Transition metal coated TiO2 nanoparticles:
Synthesis, characterization and their photocatalytic activity, Applied Catalysis B:
Environmental, 140– 141, 537– 545, (2013).
Radjenovic J., Petrovic M., Barrcelo D., Analysis of pharmaceuticals in wastewater and removal using a membrane bioreactor, Analytical and Bioanalytical Chemistry, 387(4), 1365-1377, (2007).
Radjenovic J., Petrovic M., Barceló D., Fate and distribution of pharmaceuticals in wastewater and sewage sludge of the conventional activated sludge (CAS) and advanced membrane bioreactor(MBR) treatment, Water Research, 43, 831–841, (2009).
Rengaraj S., Li X.Z., Enhanced photocatalytic activity of TiO2 by doping with Ag for degradation of 2,4,6-trichlorophenol in aqueous suspension, Journal of Molecular Catalysis A: Chemical, 243, 60–67, (2006).
Roberts P.H., Thomas K.V., The occurrence of selected pharmaceuticals in wastewater effluent and surface waters of the lower Tyne catchment, Science Total Environent, 356, 143–153, (2006).
Rodrriguez-Talavera R., Vargas S., Arroyo-Murillo R., Montiel-Campos R., Haro-Toniatowski E., Modification of the Phase Transition Temperatures in Titania Doped with Various Cations, Journal of Materials Research, 12, 439-443, (1997).
Rosal R., Rodrıguez A., n-Melon J.A.P., Petre A, Garcıa-Calvo E., Gomez M.J., Aguera A., Fernandez-Alba A.R., 2010. Occurrence of emerging pollutants in urban wastewater and their removal through biological treatment followed by ozonation, Water Research, 44, 578-588, (2010).
Sim W.-J., Lee J.-W., Oh J.-E., Occurrence and fate of pharmaceuticals in wastewater treatment plants and rivers in Korea, Environmental Pollution, 158, 1938–1947, (2010).
Stuer-Lauridsen F., Birkved M., Hansen L.P., Holten Luutzhùft H.C., Halling-Sørensen B., Halling‐Halling-Sørensen B., Environmental risk assessment of human pharmaceuticals in Denmark after normal therapeutic use, Chemosphere, 40, 783–793, (2000).
Su C.-C., Bellotindos L.M., Chang A.-T., Lu M.-C., Degradation of acetaminophen in an aerated Fenton reactor, Journal of the Taiwan Institute of Chemical Engineers, 44(2), 310-316, (2013).
Togola A., Budzinski H., Multi-residue analysis of pharmaceutical compounds in
Togola A., Budzinski H., Multi-residue analysis of pharmaceutical compounds in