Evsel atıksularda ampisilin antibiyotiğinin ve ona dayanıklı bakterilerin (ARB) izlenmesi ve fotokalatik proses ile gideriminin incelenmesi (ECOFOTO-ARB)
Proje Yürütücü: Prof. Dr. Süreyya MERİÇ PAGANO Araştırmacılar
Yard. Doç. Dr. Füsun EKMEKYAPAR Yard. Doç. Dr. Gamze VAROL SARAÇOĞLU
Yard. Doç. Dr. Aslıhan DELİTUNA Araş.Gör. Can Burak ÖZKAL Çevre Mühendisi Oğuz Kizek
Temmuz 2014
1
ÖNSÖZ
Son 50 yıldır en yaygın ve en fazla kullanılan ilaç grubu antibiyotiklerdir. Antibiyotiklerin büyük kısmı toplumda ve poliklinik hastalarında kullanılır . Hastanede en fazla gideri olan ilaç grubu, antibiyotikler olarak kayıta girmiştir (Toplam ilaç tutarının %20-50’si).
Antibiyotik kullanımı bakterilerin direnç gelişimine yol açan en önemli faktörlerden biridir. Yanlış antibiyotik kullanımı diğer ilaçlar gibi sadece kullanılan hastanın sağlığı ile ilgili bir sorun oluşturmaz. Bunun yanında yanlış antibiyotik kullanımının kaçınılmaz bir şekilde oluşturduğu dirençli mikroorganizmalar, hem horizontal (Aynı anda hastanede yatan diğer hastalar) hem de vertikal (Bundan sonra hastanede yatacak bütün hastalar) olarak insan sağlığını sürekli tehdit edecektir. Antibiyotik çağının kıyamet senaryosu; bilinen her türlü antibiyotiğe direnç kazanmış mikroorganizmalar karşısında doktorların verecek antibiyotik bulamadığı ve cerrahların hastane enfeksiyonu korkusuyla ameliyat veya invaziv girişimler yapmaktan kaçındıkları bir tablodur. Bu tablonun, sorumsuz antibiyotik kullanımı bu şekilde giderse, çok uzak olmadığını söylemek yanlış olmayacaktır. Bu konu her ne kadar Tıp Bilim adamlarını ve doktorların uygulayacağı kontrol programları ile kontrol edilebilecek olsa da evsel atıksulardaki antibiyotiklerin konsantrasyonlarını ve antibiyotik dirençli bakterilerin ayrıca ele alınarak kontrol edilmesi gerekliliği açıktır.
Bu çalışmada, yaygın kullanılan bir antibiyotik olan Ampisilin’nin Antibiyotik Direnci geliştirmeye olan etkisi literatür bazlı değerlendirilekte, fotokatalitik proses ile giderilmesi deneysel olarak irdelenmektedir. Proje ekibi, NKÜ BAP NKUBAP.00.17.AR.13.13 kapsamında gerçekleştirdikleri bu çalışma için BAP Komisyonuna teşekkürlerini sunar.
2
İÇİNDEKİLER
Sayfa No.
ÖNSÖZ 2
İÇİNDEKİLER 3
ŞEKİL LİSTESİ 4
TABLO LİSTESİ 5
ÖZET 6
SUMMARY 6
BÖLÜM 1. GİRİŞ 7
BÖLÜM 2. LİTERATÜR ÖZETİ 8
2.1. İNSANİ KULLANIM (FARMASOTİK) İLAÇLARININ ÇEVRESEL
ÖNEMİ 8
2.1.1. İlaçların Ölçümü 9
2.1.2. İlaçların Çevrede Etkileri 10
2.2.ANBİYOTİKLERİN ALICI ORTAMA GEÇİŞLERİ 10
2.3. ANTİBİYOTİKLERİN BİYOLOJİK GİDERİMİ 11
2.4.ANTİBİYOTİKLERİN İLERİ OKSİDASYON PROSESLERİ İLE
GİDERİMİ 12
2.5. ANTİBİYOTİKLERİN DİRENÇ GELİŞTİREN BAKTERİLER İLE
İLİŞKİLENDİRİLMESİ 14
BÖLÜM 3. GEREÇ VE YÖNTEM 19
3.1 AMPİSİLİN ÇÖZELTİSİ 19
3.2. FOTOKATALİZ İLE BOZUNMA VE MİNERALİZASYON
DERECELERİNİN BELİRLENMESİ 19
3.3. ANALİZLER 21
3.4 TOKSİSİTE DENEYLERİ 21
BÖLÜM 4. BULGULAR E TARTIŞMA 24
4.1 AMPİSİLİN ÇÖZELTİSİ İLE YÜRÜTÜLEN TiO2 İLAVELİ
FOTOKATALİZ DENEYLERİ 24
4.1.1 Adsorpsiyon çalışmaları 24
4.2.2 Fotokataliz Deney Sonuçları 26
4.2.2.1 Askıda sistem fotokataliz çalışmalarında pH koşullarının optimizasyonu
26 4.2.2.2 Askıda Sistem Zamana Karşı fotokataliz Deneyleri 27 4.2.2.3 Farklı Enerji Seviyelerinde Askıda Sistem Fotokataliz Deney
Sonuçları 29
4.3. TOKSİSİTE SONUÇLARI 31
BÖLÜM 5. SONUÇLAR 33
KAYNAKLAR 34
ÇIKAN YAYINLAR 38
3
ŞEKİLLER LİSTESİ
Sayfa Şekil 1. İnsani kullanım ilaçlarının çevresel sulara ulaşım yolları No. 8
Şekil 2. İnsani kullanılan ilaç grupları 9
Şekil 3. Türkiye’de tüketilen ilaçların hastalık gruplarına göre dağılımı 17
Şekil 4. Türkiye’de tüketilen ilaç grupları 17
Şekil 5. Ampisilin Kimyasal Yapısı 19
Şekil 6. Nükleofil H2O molekülünün β-laktam yapıdaki penisilin
antibiyotiğine etki mekanizması 19
Şekil 7. Fotokatalitik deneylerde kullanılan fotoreaktörün görünümü 21
Şekill 8. Toksiste testinin yürütülmesi 22
Şekil 9. Nötral pH koşullarında zamana karşı adsorpsiyon süresince UV
absorbans değişimi 24
Şekil 10. pH 5 koşullarında zamana karşı adsorpsiyon süresince UV
absorbans değişimi 25
Şekil 11. pH 11 koşullarında zamana karşı adsorpsiyon süresince UV
absorbans değişimi 25
Şekil 12. Nötral pH koşullarında Fotoliz uygulaaması süresince UV
absorbans değişimi 26
Şekil 13. Farklı pH koşullarında askıda katı fotokataliz çalışması süresince
UV absorbans değişimi 27
Şekil 14. Farklı pH koşullarında askıda katı fotokataliz çalışmasında
zamana karşı TOK giderim verimi. 27
Şekil 15. Farklı AMP konsantrasyonlarında (50 – 105 mg/L) askıda katı fotokataliz çalışmasında zamana karşı UV absorbans değişimi 28 Şekil 16. Askıda katı fotokataliz çalışmasında zamana karşı TOK giderim verimi
29 Şekil 17. Zamana karşı askıda katı fotokataliz çalışması çıkış akımında toplu gösterimi
29 Şekil 18. Farklı UV-A enerjilerinde yürütülen askıda katı FK çalışmalarında
UV absorbans değişimi 30
Şekil 19. Farklı UV-A enerjisi koşullarında yürütülen askıda katı FK
çalışmalarında TOK giderim verimleri karşılaştırması 30
Şekil 20. Fotokatalitik olarak arıtılmış ampisilin numunlerinde toksisite test
sonuçları 32
4
TABLO LİSTESİ
Sayfa No.
Tablo 1. Başlıca Antibiyotik Türlerinin Atıksu Arıtma Tesislerinde Bulunma
Miktarları 11
Tablo 2. Antibiyotiklerin İkincil Arıtma Yöntemleri ile Giderim Verimlilikleri [15,17,19]
12 Tablo 3. Çeşitli Antibiyotik Gruplarının İleri Arıtma Teknolojileri İle Giderim
Verimleri
13 Tablo 4. Daphnia magna yetiştirmek için alg inkübasyonunda kullanılacak içme
suyu analiz değerleri 22
Tablo 5. Askıda Katı Sistem FK Prosesi Veriminin Çeşitli Parametrelerle
İlişkisi 31
5
ÖZET
Arıtılmış evsel atıksuların yeniden ve güvenli kullanımı konusundaki çalışmalar gelişmiş Ülkelerde hız kazanmış ve bu yolda Yönetmelikler güncellenmektedir. Evsel atıksularda bulunan pek çok yeni ölçülen ve öncelikli kirletici bu yönetmeliklerde yer almaya başlamıştır. Bu kirleticiler arasında insanı kullanım amaçlı ilaçlardan sadece 2 tanesi izlenesi önerilmiş anak bazı ülkeler özellikle en çok tüketilen ilaç grubu olan ve antibiyotiklerin de ilave edilmesi ynünde çalışmalar başlatmıştır.
Bu çalışma, evsel atıksularda ve arıtma tesisi çıkış sularında yaygın olarak ölçülmüş olan ve anytibiyotiklere dirençli bakteri gelişmesine yol açtığı çalışmalarla ortaya konulan ampisilin antibiyotiğinin fotokalaliz ileri oksidasyon prosesi ile giderim verimliliği incelenmiştir.
Ampisilin gideriminde literatürde yer alan sınırlı sayıdaki diğer fotokatalik proses çalışmaları (değişik nanopartikük bazlı ve process modifikasyonlu reaktörlerler ile fotokatalitik giderim) ile benzer sonuçlar elde edilmiştir. Değişen konsantrasyonlardaki ve koşullardaki deney sonuçları özellikle toksisite bazlı izleme ile optimize edilmiş olup bu proje çıktıları baz alınarak daha ileri çalışmaların yer alacağı projeler geliştirilmesine görüş açmıştır.
Anahtar Kelimeler: Ampisilin, Antibiyotik Dirençli Bakteri, Evsel atıksu, Eko-Toksisite, Fotokataliz
ABSTRACT
Recent advances on safe re-use of treated wastewater effluents are globally progressing and legislations and regulations are being updated concordantly. In paralel to Water Frame Directive established by EU, Turkey put into force the same Directive to protect and improve the quality of surface waters. The same Directive forsees the monitoring of 48 priority pollutants as well among which antibiotics are not included yet.
Among various antibiotics ampicilline is one of those widely used and related to antibiotic resistance, in particular to E. coli bacteria wide spreading in the environment.
This project aimed to investigate the effectiveness of photocatalysis process to remove ampiciline from synthetic solutions. The factors such as influent apicilne concentration, irradiation time, pH, light intensity, adsorption affecting process efficiency are detailed in this study.
The results showed that the process an be opitimized based on toxicity experiments at the comparable conditions with the literature findings.
Keywords: Ampicillin, Antibiotics resistant bacteria, Urban wastewater, Ecotoxicity, Photocatalysis
6
Evsel atıksularda ampisilin antibiyotiğinin ve ona dayanıklı bakterilerin (ARB) izlenmesi ve fotokalatik proses ile gideriminin incelenmesi (ECOFOTO-ARB)
Projesi Sonuç Raporu 1. GİRİŞ
Bu mikrokirleticiler biyolojik ayrışmaya karsı dirençli olup geleneksel atıksu arıtma tesislerinde sadece bir kısmı arıtılarak ya da hiç arıtılmadan alıcı ortamlara verilmektedir. Klasik atıksu arıtma tesisi büyük oranda ve tesise düzenli gelen organik maddelerin azot fosfor gibi nutrientlerin giderimi üzerine projelendirilmiştir. Kullanılan birçok ilaç klasik atıksu arıtma tesislerinde metabolitleri ve farklı kimyasal yapılarından dolayı farklı oranlarda arıtılmakta veya hiç arıtılamamaktadır.
Arıtma tesisinin giriş veya çıkış suyu konsantrasyonu ölçülerek ilaçların giderim oranları bulunur. Giderim oranları ise mevsimsel koşullara, hidrolik bekletme süresine, arıtma teknolojisine ve arıtma tesisinin performansına bağlı olarak değişiklik göstermektedir (Heberer vd., 2002; Rizzo vd., 2013). İklim parametreleri ve diger abiyotik faktörlerin enfeksiyon hastalıklarının kontrolü açısından değerlendirilmesi yönünde yapılan gözlemlerin yetersizliği göz önüne alınırsa oldukça tedirgin edici bir tabloyla karşılaşılacaktır. Mikroorganizmaların ve özellikle de bakterilerin abiyotik faktörlerdeki değisiklikleri bir stres ortamı olarak algılayıp farklı moleküller sentezleyerek değisik davranışlar gösterdikleri göz önüne alındığında, bu parametrelerden olan ışığın etkisi araştırılması gereken bir konu olarak karşımıza çıkmaktadır. Direnç gelişimi olması sebebiyle kullanımdan kaldırılan yada uzun süre kullanılmayan antibiyotiklere karşı bakterilerde direncin azaldığı yada kayboldugu bildirilmektedir.
Tıbbi kimyasalların arıtılması amacıyla gelişmiş ülkeler ileri arıtma teknolojisini uygulamaktadır. Bunlar ozonlama, ultrafiltrasyon, ters osmoz gibi yüksek basınçlı membran sistemleri, fiziksel kimyasal prosesler ve adsorbsiyondur (Ternes vd., 2002).
Tıbbi ilaçların arıtımında yaygın olarak kullanılan fizikokimyasal prosesler koagülasyon ve flokülasyon üniteleridir.
Uygun arıtma teknolojisi kullanılmadığı taktirde alıcı su ortamlarında rastlanacak olan antibiyotik ve antibiyotiklere dirençli bakterilerin çevre sularında dağılımı üzerine çalışmalar yoğunlaşmıştır. AB COST ESSEM aktiviteleri arasında son yıllarda devam eden EU COST Action TD0803 projesi özellikle evsel atıksu arıtma tesisi çıkışında ARB lerin ve antibiyotiklerin kontrolünde solar fotokalatilik prosesini incelemiştir.
Bu proje kapsamında antibiyotik dirençli bakterlerin laboratuvardaki mevcut alt yapı ve temin edilecek ek materyal iletimi ile fotokalatilik giderimi çalışılmıştır.
Bu proje yaygın olarak kullanılan ve antibiyotiklere dayanıklı bakterilerin gelişmesi ile lişkilendiriliş olan ampisilin antibiyotiğinin fotokatalitik proses ile giderim verimliği araştırılıştır.
Bu araştırma sonuçları ile yabanı dilde bir kitap bölümü ve bir bildiri olmak üzere iki yayın oluşturulmuş, fotokataliz prosesinin verimliliği göz önüne alınarak daha ileri alışalar yapak üzere yeni proje teklif edilmiştir. Araştırma sonuçlarının pratik anlam ve bütünlük kazanması daha ileri alışmalar sonucunda ancak mümkün olabilecektir.
7
2. LİTERATÜR ÖZETİ
2.4. İNSANİ KULLANIM (FARMASOTİK) İLAÇLARININ ÇEVRESEL ÖNEMİ İlaçlar, kolay içilebilmeleri ve uzun süre depolanabilmeleri amacı ile mümkün olduğu kadar dayanıklı ve sıvı fazda hareketlilikleri yüksek olacak şekilde üretilirler. Bu özelliklerinden dolayı, ilaç içindeki aktif maddeler ve biyotransformasyon ürünleri, ekosistemde birikerek çeşitli etkilere sebep olabilirler (Ankley ve diğ., 2007, Cunnigham vd., 2006; Lienert vd., 2007). İlaçların karakteristik özellikleri onların çevrede yayılımını etkiler. Bu karakteristikler polimorfizmi içerir, insan metabolizması sonucu çevreye verilir ve kimyasal kompleks yapısı ve molekülün her tarafında çoklu iyonizasyon yerlerine sahip olmasından dolayı iyonize olabilir. Çevredeki ilgili farmasötiklerin prosesleri toprağın ve sedimentin sorpsiyonu, metaller ve organikler ile kompleksleşmeyi, kimyasal oksidasyon, fotoliz, uçuculuk ve biyodegredasyonu içerir.
Böylece oktanol/su dağılım katsayısı, ayrışma sabiti, buhar basıncı veya Henry Kuralı Sabiti gibi fizikokimyasal özellikler bileşiklerin sucul, karasal veya atmosferik çevrede konsantre olup olmadığının tespitini kolaylaştırır (Fatta-Kassinos vd., 2011). İlaçların çevre sularına ulaşma yolları Şekil 1’de özetlenmiştir.
Şekil 1. İnsani kullanım ilaçlarının çevresel sulara ulaşım yolları
Antibiyotikler, antibakteriyel ilaçlar, ağrı kesiciler ve ateş düşürücü ilaçlar, betablokerler, kolesterol ilaçları, sitostatik ilaçlar, sentetik steroidler v.b. çeşitli araştırmalarla su ekosisteminde tespit edilen ilaçlardır (Heberer vd., 2002). Bunlar arasında özellikle antibiyotikler yaygın olarak kullanılan ilaç sınıfıdır ve çoğu ülkede
8
reçetesiz satılmaktadır (WHO, 2011). US Gıda ve İlaç Ajansı (www.fda.gıov) , ürün satılmadan önce insan ve hayvan ilaçlarının sucul ve karasal çevredeki risk değerlendirmesini gerektirir. AB içinde ayrıca Avrupa İlaç Ajansı (EMEA) ilaç bileşiklerinin çevre sularında salınımı ile ilgilenir (EMEA, 2006). Şekil 2 de İlaç grupları ve en çok rastlanan türleri özetlenmiştir.
Şekil 2. İnsani kullanılan ilaç grupları
2.4.1. İlaçların Ölçümü
Su ortamında ilaç kalıntıların oluşumu, kaderi ve insan sağlığına zararlı etkilerinden dolayı son yıllarda ilgi artmıştır (Kümmerer, 2009). Çevrede ve su çevriminde ilaçların oluşumu düşük düzeyde (ng/L ile µg/L seviylerinde) olduğu literatürde belirtilmiştir (Fent ve diğ., 2006). Ülkemizde bu konu ile ilgili bilimsel literatür çok yakın zamanda yer almaya başlamıştır (Balcı ve ark. 2010, Saygı ve ark. 2012). Birçok araştırma ve
Antibiotikler Eritromisin Ofloksazin Klortetrasiklin
Teramisin Streptomisin
Flumequin Siproflaksin, Trimetoprim Sülfometaksozol
Linkomisin, Penisillin Linkomisin Amoksisillin
Spiramisin
Steroidler and ilgili hormonlar 17-β-estradiol
Estron 17 α-etinil estradiol
Dietilstilbestrol Diethilstilbestrol asetat
Kanser Terapötikleri Siklofosfamit
Ifosfamid
Diüretikler Furosemid
Antiepileptik Karbamazepin
Antidepresanlar Mianserin Sakinleştiriciler
Diazepam
Beta-blocklayıcılar Metoprolol Propranolol Nadolol Atenolol Sotalol Betaksolol Lipit düzenleyiciler
Bezafibrat Gemfibrozil Klofibrik asit Fenofibrat Antiinflamatuar ilaçlar /
analjezikler Asetilsalisilik asid (Aspirin)
Diklofenak Ibuprofen Asetaminofen
Metamizol Kodein Indometasin
Naproksen Fenazon
Çevredeki en yaygın farmasötikler
9
çalışmalar, kentsel atıksu ve akışlarında bulunduğunu belirtmiştir ve bunlar içme suyunda ilaçların ana kaynağıdır (WHO, 2011).
Çevresel numunelerde ilaçların çok düşük konsantrasyonlarda bulunması, tayin ve nicel belirleme amacıyla kullanılabilecek yöntemleri sınırlamaktadır (Fatta-Kassinos vd., 2011). Ayrıca, numunenin içinde yer alan ve analiz edilen madde ile birlikte hareket eden istenmeyen maddelerin (matriks etkisi) varlığı, farmasötiklerin ölçümünde dikkatli olmayı gerektirir. En çok kullanılan yöntemler ‘tireli/bütünleşik’ yöntemler olarak da bilinen gaz ya da sıvı kromatografi ile sıralı kütle spektroskopisi (GC-MS/MS veya LS- MS/MS) gibi uygun bir konsantre hale getirme ve/veya türevlendirme ön işlemleri de uygulandığında ng/L seviyelerinde ölçüm yapmak mümkün olmaktadır. Bunların dışında kapiler elektroforez (CE) de ilaçların ölçülmesinde kullanılır. Bu ölçüm sistemi, daha az kompleks, ucuzdur ve tespit limiti µg/L’dir. Bu yüzden CE metotları, yüzey su örneklerinden çok atıksu analizlerinde kullanılır (Fatta-Kassinos vd., 2011).
2.4.2. İlaçların Çevrede Etkileri
Suda zararlı kimyasalların risk değerlendirmelerinde, standart toksisite testleri kısa (akut) ve uzun (kronik ) zamanlı skalaları kullanılır. İlaçların çevre sularında etkilerinin incelenmesine yönelik literatür çalışmalarında genellikle çevredeki konstrasyonlarından çok daha yüksek konsantrasyonlarının etkileri gözlenmiştir Santos vd., 2010). Günümüzde, ilaçların yaygın çeşitliliğine karşı tüm akuatik türler için tek değerlendirme faktörü bulunmamaktadır. Bununla birlikte, çevredeki akut toksik etkilerin riski günümüzdeki ilaçların kullanımı için mümkün görülmeyip kronik ekotoksisite data eksikliği ve bu yönde daha çok çalışma yapılması gerektiği sonuca ulaşılmıştır (Fatta-Kassinos vd., 2011; Lienert vd., 2007). Literatürde yaygın şekilde bahsedildiği gibi, antibiyotik dirençli bakterilerin yaygınlaşması diğer önemli konudur.
Kümmerer’e göre (2009), önemli medikal örnekleri vankomisin-dirençli enterokoki, metisillin-dirençli Staphylococcus aureus, ve multi-dirençli Pseudomonas. Dirençli bakterilerin insana transferi su, atıksu ile sulanmış bitki ile veya antibiyotik dirençli genler ile yüklü çamurun bitkilere teması sonucu gerçekleşir (Fatta-Kassinos vd., 2011).
2.2.ANBİYOTİKLERİN ALICI ORTAMA GEÇİŞLERİ
Farklı bölge ve ülkelerin kanalizasyon ham atıksu deşarj sistemlerinde tanımlanan ve miktarları belirlenen antibiyotikler farklılıklar göstermektedir. Farklı, günlük kişi başı su kullanım değerleri değişen seyreltme oranlarının oluşmasına sebep olmaktadır. Birçok antibiyotik tedavi amaçlı kullanımları sırasında canlı bünyesinde tamamen metabolize edilemeyerek dışarı atılmaktadır ve boşaltım yoluyla kanalizasyon akımına karışmaktadır. Mevsimsel ilaç kullanımı ve reçetelenmiş kullanım verileri ile, atıksuda ölçülen konsantrasyon değerlerinin ilişkiliendirilebilmesi mümkündür. Kısmen veya hiç arıtılmadan alıcı ortamlara deşarj olan bu tıbbi ilaçlar nehirlerin, göllerin, denizlerin, haliçlerin ve sıklıkla da yeraltı ve içme sularının kirlenmesine sebep olmaktadır. Avrupa ülkelerinde yapılan çalışmalarda arıtma tesisi çıkısında yeraltı ve yüzeysel sularda 100’ün üzerinde ilaç bileşimine rastlanmıştır (Le-Minh vd., 2010; Heberer, 2006) Tablo 1’de bazı bulgularda çeşitli antibiyotiyotiklerin ölçülen konstrasyonları verilmiştir.
10
Tablo 1. Başlıca Antibiyotik Türlerinin Atıksu Arıtma Tesislerinde Bulunma Miktarları
Başlıca Antibiyotik Türlerinin Atıksu Arıtma Tesislerinde Bulunma Miktarları Analiz Edilen
tür/Bölge
Giriş akımında kons.(ng/L)
Çıkış Akımında kons.
(ng/L)
Uygulanan Arıtma Yöntemi
Giderim Yüzdesi
Reference
Amoksisilin (Avustralya)
<280 <30 AÇ - (Watkinson vd., 2007) Penisilin G
(Avustralya)
<2 <2 A.Ç - (Watkinson vd., 200)]
Sulfametaksazol (A.B.D)
<1090 <210 A.Ç / Klorlama 81 (Yang vd., 2004) Sulfametaksazol
(Hırvatistan) <590 390 A.Ç 33 (Gros vd., 2006) Sulfametaksazol
(İsveç) <20 <70 A.Ç / K.P
giderimi
- (Bendz vd., 2005) Siprofloksasin
(A.B.D)
<50-310 50-60 A.Ç 100 (Karthikeyan vd., 2006) Siprofloksasin
(İsveç) 90-300 <6-60 K.P giderimi 87 (Lindberg vd., 2005) Siprofloksasin
(İsviçre) 320-570 60-90 A.Ç / Fe
flokulasyon
83 (Golet vd., 2003) Siprofloksasin
(Avustralya)
90 130 A.Ç - (Costanzo vd., 2005)
Eritromisin
(Hırvatistan) <20 <20 Aktif çamur - (Gros vd., 2006) Eritromisin
(İsviçre) 60-190 60-110 Aktif çamur - (Gobel vd., 2005)
İngiltere 71-141 145-290 DF / A.Ç / UV -79 (Roberts vd., 2006) Klaritromisin
(isviçre)
330-600 110-350 A.Ç/Kum filtresi
21 (Gobel vd., 2005) Klaritromisin
(Japonya)
492-883 266-444 A.Ç 43 (Yasojima vd., 2006) Klaritromisin 59-1433 12-232 İkincil
arıtım/UV veya klorlama
<0 to 99 (Lin vd., 2009)
A.Ç : Aktif çamur sistemi KP : Kimyasal fosfor Giderimi DF : Damlatmalı Filtrasyon
2.3.ANTİBİYOTİKLERİN BİYOLOJİK GİDERİMİ
Sudan kirleticilerin klasik gideriminde doğal (kil, sediment, mikroorganizmalar) veya ortama eklenen (aktif karbon, koagülant) katı partiküller yardımıyla fizikokimyasal olarak çökme ve adsorbsiyon gibi işlemler ile mikrobiyal degradasyonu esas alan biyolojik prosesler kullanılmaktadır. Ancak bu sistemlerle giderilemeyen bileşikler sıvı fazda kalma eğilimindedirler ve klasik arıtma tesislerinden alıcı ortama ulaşmaktadırlar.
Biyolojik arıtma ve konvansiyonel arıtma sistemleri mikro kirleticilerin ve yüksek toksisiteye sahip kirleticilerle inhibe olmakta ve gideriminde yetersiz kalmaktadır.
Antibiyotiklerin farklı noktalarda ve arıtma öncesi sonrası ölçüm verileri ile kalıcılığının belirlenmesinin önemi, atıksu ve arıtma tesisi yakınındaki yüzeysel su kaynaklarında bakteri türlerinin antibiyotik direnci geliştirme mekanizması üzerine olan etkilerinden kaynaklanmaktadır. Bir çok derleme çalışmasında, farklı konvansiyonel ve ileri arıtma
11
proseslerinin antibiyotiklerin nihai kaderine olan etkilerini ortaya koymak amacıyla mevcut verilerin kullanımı ve değerlendirmesine rastlanmaktadır. Üçüncül ortam filtrasyonu, ozonlama, klorlama, UV fotolizi, aktif karbon adsorpsiyonu ve NF/RO filtrsayon gibi metodların etkinlikleri karşılaştırılmıştır .
Tablo 2. Antibiyotiklerin İkincil Arıtma Yöntemleri ile Giderim Verimlilikleri (Golet vd., 2003; Gobel vd., 200)
İkincil Arıtma Yöntemleri ile Antibiyotiklerin Giderim verimlilikleri Arıtma
Yöntemi
Hidrolik bekletme süresi
Çamur bekletme süresi
Klaitromisin G%
Eritromisin G%
Siprofloksasin G%
Sulfametaksazol G%
MBR 13 16 57 34 - 37
MBR 13 33 41 26 - 38
MBR 13 60-80 88 87 - 37
A.Ç /N-DN 31 21-25 4-20 <0 - <0 to 60
A.Ç /N-DN 12 20 - - 92 -
A.Ç 7 10 11 - -
A.Ç /MF, UV
9 12 27 - -
A.Ç: Aktif çamur MF: mikrofiltrasyon UV: Ultraviyole radyasyon N: Nitrifikasyon DN: Denitrifikasyon G: Giderim
2.4.ANTİBİYOTİKLERİN İLERİ OKSİDASYON PROSESLERİ İLE GİDERİMİ
Arıtılmış sularda bu tür ilaç kalıntılarının bulunması bu suların kullanımını sınırlandırmaktadır. Arıtılmış suların geri kazanımı ve yeniden kullanımı için bu tür kimyasalların sulardan tamamen giderilmesi gerektiğinden araştırmalar daha çok giderimde ileri oksidasyon prosesleri üzerinde yoğunlaşmaktadır (Fatta-Kassinos vd 2011; Klavarioti vd., 2009; Sönmez vd., 2013). Kimyasal/biyolojik proseslere göre ileri oksidasyon proseslerinin en önemli avantajı, kimyasal çöktürme, adsorpsiyon, uçurma gibi işlemlerle ile kirleticiyi başka bir faza aktararak ya da biyokimyasal proseslerde olduğu gibi tehlikeli çamur oluşturarak giderim olmadığı için çevresel dost veya yeşil teknoloji uygulamaları olmalarıdır. Biyolojik arıtım işlemlerinden önce veya sonra ileri oksidasyon yöntemlerinin uygulanması mineralizasyon ve biyolojik parçalanabilirliğin geliştirilmesi ile sularda ilaç kalıntılarının önemli oranda azalmasını sağlayabilir. İleri oksidasyon prosesleri düşük derişimlerde ilaç kalıntılarını içeren atıksularda bulunabilen ve ilaçlara karşı direnç kazanmış bakterilerin gideriminde de etkili olabilir (Sönmez ve Işık, 2013).
Ozonlama, fenton ve foto/fenton, yarı iletken temelli fotokataliz prosesleri gibi ileri oksidasyon prosesleri (İOP) antibiyotiklerin gideriminde sıklıkla kullanılan yöntemlerdir (Homem vd., 2011). İOP yüksek reaktiflikte kimyasal türlerin oluşumu ve rekalsitrant yapıdaki molekülleri biyolojik olarak indirgenebilir bileşiklere çevirme prensibine dayanmaktadır. Mekanizmaları sonucu serbest hidroksil radikalleri oluşturan ileri oksidasyon prosesleri en etkili olan tür olarak belirlenmiştir çünkü hidroksil radikalleri standart oksidanlara gore daha yüksek oksidasyon potansiyeline sahiptir.
12
Katalizörün su ortamında askıda bulunması veya bir taşıyıcı üzerine sabitlenmesi seçenekleri arasında, TiO2 nin düşük tane boyutu sebebiyle (<0,5 um) arıtılmış akımdan ayrılması zor ve maliyetli olduğundan farklı taşıyıcı ortamların TiO2 katalizörü ile zenginleştirilmesinde silika jel, quartz camlar, cam lifleri, seramik ve selüloz membran, polimer film ve zeolit ile çalışmalar yürütülmüştür. Taşıyıcı üzerine katalizörün sabitlenmesi üzerine de bir çok çalışma yapılmış ve gelişme sağlanması gerekli bir alan olarak önemini korumaktadır. .Fotokatalizörün UV enerjisi maruziyeti sırasında elektron/hole rekombinasyonunda harcanan enerji önemlidir ve elektron alıcı ilavesiyle rekombinasyon oranı azalmaktadır. Elektron alıcılar tarafından ecb – alınır ve rekombinasyon engellenir. ȮH radikali konsantrasyonu artar, O2, H2O2, O3 gibi elektron alıcıların ilavesiyle fotokatalitik proses verimi arttırılabilmektedir. Ayrıca yarı- iletkenin platin, gümüş veya altın ile katkılandırılması fotokatalitik reaksiyon hızını arttırabilmektedir. Aydınlatma türü (yapay veya gün ışığı) ve yoğunluğu hesaba katılacak bir diğer önemli parametredir. Güneş ışığının enerjisinin yalnızca %5 i yeryüzüne ulaşmaktadır ve elektron-boşluk çiftleri tarafından adsorbe edilmektedir.
Tablo 3. Çeşitli Antibiyotik Gruplarının İleri Arıtma Teknolojileri İle Giderim Verimleri Ozonlama Koşullar - %
Giderim
UV–Radyasyonu - % Giderim RO-NF Membran-%
G
Ref.
Beta- lactam grubu
3-5 mg/L O3, DOC (5,3 mg/L) pH = 7,7
80- 100
Tipik Dezenfeksiyon Dozu
<20 >95 (Morse and Jackso n, 2004) Makrolidle
r
2-5 mg/L O3, DOC (6,6-23 mg/L) pH = 7,7-8
>95 Tipik De. Dozu <20 >95 (Dolar et al., 2009) Daha yüksek doz (20-
100 kat) 9,2 w/cm2, DOC : 3,5 mg/L
20-45
Fluoroquin olones
O3 (3 mg/L); DOC (5.3 mg/L), pH (7.7),
>95 Tipik De. Dozu <20 >95
2007;
Dolar et al., 2009)
Atıksu ortamında kirleticilerin oksitlenerek giderilmesi prosesinin, güneş ışığında uygulanma ve verimlilik potansiyeli yüksek bir sistem haline gelmesi için, fotokatalizör ilaveli ideal bir reaktör tasarımı gerekmektedir. Ancak bu şekilde daha büyük ölçekli uygulama imkanı bulacak ve ekolojik ve ekonomik anlamda sürdürülebilir bir teknoloji haline gelecektir. Filmler UV ışığı radyasyonuna tutulduğu zaman heterojenik Fotokatalizde olduğu gibi OH radikalleri oluşur. Fakat fotokatlitik aktivitenin yetersiz kalışı, foton etkisiyle oluşan e-:h+ çiftlerinin yüksek yenideneşleşme (rekombinasyon) oranı sebebiyle düşük kalan foto-kuantum verimliliği ile açıklanabilr. Yani fotondan alınan enerjinin büyük kısmı rekombinasyon sonucu yalnızca ısıya dönüşür. Elektron- boşluk çiftlerinin etkin ayrımı, TiO2 nin fotokatalizör olarak etkin kullanımını sağlayacaktır (Bransfield vd., 2006; Chhang v.d, 2005). Diğer yandan en son yayında Rizzo vd., 2012, fotoliz ve klorlama yöntemleri ile antibiyotikler ve antibiyotik dirençli bakterileri giderme oranlarını incelemiştir. Klorlama ve fotoliz yöntemlerinin
13
Escherichia coli aktivitesi üzerine etkili olmadığı ve her geçen gün bu bakterinin direncinin artma riski ile maruz kalınacağı araştırmada belirtilmiştir (Rizzo vd., 2012).
2.5. ANTİBİYOTİKLERİN DİRENÇ GELİŞTİREN BAKTERİLER İLE İLİŞKİLENDİRİLMESİ
Bakterilerde antibiyotik direncinin gelişimi ve önceliği ile antibiyotik tüketimi arasındaki bağlantı gittikçe daha iyi bir şekilde belgelenmektedir. Direnç gelişimi en az üç aşamada meydana gelir, direnç genlerinin canlı tarafından yapıya alınması, bu genlerin canlı yapısında etkinleşmesi, bu genleri ifade eden mikropların seleksiyonu.
Bakteri aynı zamanda mevcut genlerin aniden gelişen mutasyonu ile de direnç kazanabilir (Rizzo vd., 2013).
AR testleri dünya genelinde çalışmalarda standardize hale getirilmiştir. Numunelerin özellikler ve içerdiği bakterilerin çeşitliliği gereği yöntem bir çok modifikasyona uğramış ve yüzeysel ve atıksulara uygulanabilecek güvenilir metod geliştirilmiştir. AR testleri sıklıkla disk difüzyon, mikro seyreltme vb. yöntemlere dayanmaktadır. Bu yöntemler duyarlı ve direnç gösteren bakterilerin net olarak ayrımının yapılabilmesine olanak sağlamaktadır. Direnç geliştiren tür ve direnç oranı, Bakteri türü için özel belirlenmiş kültür ortamına (besi yeri), hedef bakteri türü için inhibe edici olduğu rapor edilen ve daha yüksek konsantrasyonlarda antibiyotik ilavesiyle hiç antibiyotik ilave edilmeyen koşullarda, bakteri büyüme oranlarının karşılaştırılması ile elde edilmektedir.
Antibiyotik kullanımı bakterilerin direnç gelişimine yol açan en önemli faktörlerden biridir. Kazanılan direnç::
• DNA’daki mutasyonlar ya da yeni bir DNA dizini elde edilmesi sonucu ortaya çıkar
• Mutasyonların genellikle kromozomal DNA’da oluştuğu görüşü vardır
• Örn: Streptomisin, rifampin ve florokinolonlara karşı gelişen direnç bu yolla olmaktadır,
• Ancak mutasyonlar plazmid veya transpozonlar üzerindeki genlerle de oluşabilmektedir.
a. Kromozomal direnç
• Bakteri hücresinin metabolik ara ürünleri ve bazı çevresel faktörlerle kromozomda spontan mutasyon sonucu bakteri hücresinde yapısal değişimler oluşabilir
• Hücrelerin ilaca permeabiliteleri azalabilir ya da hücre içinde ilacın hedefinde değişiklik olabilir
• Ortamda AB bulunduğunda duyarlı organizmalar baskılanır, dirençli olanlar çoğalır ve dirençli suşlar seçilerek baskın hale gelir.
b. Plazmidlere bağlı direnç
• Plazmidler, kromozomdan bağımsız olarak replike olan, kromozom dışı genetik elemanlar
• klinikte görülen direnç daha çok plazmide bağlı
• R-plazmidi içeren bakteriler bu özelliği başka plazmidlere aktararak onları da dirençli kılar
• Daha çok AB inaktive eden veya hücrenin permeabilitesini değiştiren enzimlerle olmakta
c. Transpozonlara bağlı direnç
• Transpozonlar, bir DNA molekülünden diğerine geçebilen DNA dizileri, 14
• Plazmidden farkı bağımsız olarak replike olmamaları,
• Kromozom veya plazmid içinde bulunmakta, bunlar arasında yer değiştirebilmekte
• R-plazmidlerin ortaya çıkışında ve bir bakterinin kısa süre içinde multipl dirençli hale gelişinde transpozonların rolü var
Milattan önce değişik bitki kökleri, küf gibi bazı maddelerin infeksiyon tedavisinde kullanıldığı bilinmektedir.
• Daha sonraki dönemlerde ise bitkilerin değişik kısımlarından elde edilen ekstreler kullanılmıştır.
– Kına kına ağacından elde edilen KİNİN sıtmada,
– İpeka kökü ekstresinden elde edilen EMETİN amipli dizanteride vb.
20 yy gelindiğinde enfeksiyon hastalıkları hakkındaki bilgilerin artışı yanında yeni kemoterapötikler keşfedilmeye başlanmıştır.
– Arsenik bileşikleri frengide (sifiliz) kullanılmış, ancak toksik etkileri sebebiyle terkedilmiştir.
• Ardından 1930 lu yılların sonunda SÜLFONAMİTLER ve ardından PENİSİLİNLERİN keşfi ile antimikrobiyal tedavi çağı başlamıştır.
• Son 50 yıldır pek çok antibiyotik kullanıma sunulmuş ancak MO lar bunlara karşı direnç geliştirebilmeyi başarmışlardır.
• Tıpta ve tıp teknolojisinde kaydedilen gelişmeler sayesinde, insan ömrünün uzaması ve immun sistemi bozan hastalıklar nedeniyle klasik enfeksiyonların yanında pek çok yeni enfeksiyon hastalıkları etkeni dirençli mikroorganizmalarla uğraşmak zorunda kalınmıştır.
Bu MO’lara etkili daha geniş spektrumlu daha etkin AB ihtiyacı ortaya çıkmıştır.
• Ancak bilinçsiz AB kullanımı sebebiyle kullanılan yeni eski pek çok AB’ye dirençli MO’lar ortaya çıkmıştır.
• Dirençli suşlar, antimikrobiyal tedavide başarısızlıklara ve önemli ölçüde mali yüke hatta pek çok ölüme sebep olmuştur.
• Bu sebeple AB lerin doğru kullanımı için bazı GENEL TEDAVİ PRENSİPLERİNE uymak ve bunun eğitimini doktorlara ve tıp öğrencilerine ayrı bir ders olarak vermek kaçınılmaz olmuştur.
• Rasyonel antibiyotik kullanımı; hastanın klinik ihtiyacını karşılayacak olan en uygun antibiyotiğin uygun dozda, uygun sürede ve uygun yoldan kullanılması olarak tanımlanmaktadır.
• Çocuklar,
– Antibiyotik kullanımının ve
– Dirençli patojen oranlarının yüksek olduğu bir gruptur
Garcia-Rey C, Aguilar L, et al. J Clin Microbiol 2002; 40: 2959-2963
• 1990’lı yılların başlarında, ABD’de
– 15 yaşından küçük çocukların yılda ortalama bir kez antibiyotik reçetesi aldığı
– Bunun başlıca solunum yolu infeksiyonu için olduğu
– Bu reçetelerin önemli bir kısmının gereksiz olduğu bildirilmiştir
• İlaç kullanım çalışmaları
– Belli bir periyod süresinde
– Belli bir uygulamanın sonucunu takip etmek amacıyla
– Genellikle depo istatistikleri veya küçük topluluklarda yapılan araştırmalara dayanmaktadır
– Direnç maliyeti hesaba katılmamaktadır 15
• Antibiyotik satışlarının, ulusal ve uluslararası karşılaştırılması güçtür
• Antibiyotik kullanımı hakkında elde edilen sağlıklı veriler bireysel hasta tedavisine dayanmalıdır
Altı Avrupa ülkesinin 21 yoğun bakım ünitesinde antibiyotik kullanımının çok heterojen olduğu gösterilmiştir. Avrupa ülkelerinde direnç oranları arasında çok büyük fark vardır Oral kullanılan antibiyotiklerin satışı, Fransa’da Almanya’dan 3 kat fazla olarak kaydedilirken Penisiline duyarlı olmayan pnömokok oranı
– Fransa’da %43
– Almanya’da % 7 olarak raporlanmıştır.
İtalya’da antibiyotik kullanımı, 22.7 DDD/1000 kişi
• En sık kullanılan antibiyotikler sefalosporinler, geniş spektrumlu beta laktam antibiyotikler ve makrolidler
• Penisilin V, kuzey İtalya’da ilk 15 ilaç içinde değil
• En çok antibiyotik yazılan yaş grubu, çocuklar (1190 reçete/1000 çocuk/yıl ) Danimarka’da poliklinik düzeyinde antibiyotik kullanımı azdır
• Poliklinik hastasına yazılan oral sefalosporinlerin geri ödemesi yoktur
• En fazla antibiyotik kullanımı
– >80 yaş (20.1 DDD/1000kişi/gün).
– Çocuklarda 429 reçete/1000 çocuk/yıl
Norveç’teki antibiyotik kullanımı, diğer endüstriyel ülkelere göre daha iyi durumdadır
• İnsanda ve veteriner hekimlikte kullanılan antibiyotikler yalnız eczanelerde satılmaktadır
• Tüm alanlarda antibiyotiklerin kayıtları, Norvegian Medicinal Depot AS tarafından tutulur
• Sınırlı sayıda antibakteriyel ajan, büyüme güçlendirici ajan olarak kullanılmaktadır
• Antibiyotikler, eczaneden alındığı için promosyonel faaliyetler yapılamaz
• İlaç fiyatları Norveç’te ilaç otoriteleri tarafından belirlenir
• Yeni ilaçların kabulü ile ilgili çok katı politika uygulanmaktadır
• 1 Ocak 1994 tarihine kadar, Norveç ilaç ruhsat komisyonu, ilacın kullanım iznini, yalnızca “ihtiyaç’’ ibaresi olduğu taktirde vermekteydi
• Bu tarihten sonra ‘European Economic Area Agreement’ anlaşmasına göre bu uygulama kaldırıldı
Avustralya
• Gelişmiş ülkeler arasında, antibiyotik kullanım oranları en yüksek olan ülkeler arasındadır
• Dar spektrumlu antibiyotik kullanımını cesaretlendiren yazılı rehberlere ve protokollere rağmen, gereğinden fazla geniş spektrumlu antibiyotik kullanımı vardır
Türkiye’deki tüketilen ilaçların hastalık gruplarına göre dağılımı Şekil 3’te ve ilaç gruplarının dağılımları Şekil 4’te gösterilmiştir.
16
Şekil 3. Türkiye’de tüketilen ilaçların hastalık gruplarına göre dağılımı
Şekil 4. Türkiye’de tüketilen ilaç grupları
Antibiyotik tüketim verileri, uygun metodolojik standartlara göre, düzenli aralıklarla toplanmalıdır
• Kantitatif analiz
• Kalitatif analiz – Direnç
– Hastanede kalma süresi – Yan etki
– Antibiyotiğin direkt maliyeti
• Antibiyotik tüketim verilerinin takibi
Dünyadaki ilk beş tedavi grubu (ciro)-2001
Kalp-damar hastalıkları ilaçları Merkezisinir sistemi ilaçları Metabolik ilaçlar
Solunum yolu ilaçları Antibiyotikler
0 5 10 15 20
Antibiyotikler1
Tedavi gruplarına göre ilaç kullanım oranları 2001 (Kaynak:İlaç Endüstrisi İşverenler Sendikası-IMS/Türkiye)
antibiyotikler ağrı kesiciler antiromatizmal ilaçlar soğuk algınlığı ve öksürük ilaçları vitamin,mineral, anemi ilaçları deri hastalıkları ilaçları sindirim sistemi ilaçları kalp-damar hastalıkları ilaçları hormonlar
kulak,burun,boğaz, göz ilaçları sinir sistemi ilaçları spazm çözücü ilaçlar astım ilaçları antihistaminikler hipertansiyon ilaçları laksatiflar diyabet ilaçları parazit ilaçları diğer ilaçlar
0 2 4 6 8 10 12 14 16 18 20
1
Antibiyotikler
Türkiye'de tedavi gruplarına göre ilaç kullanım oranları, kutu (2000) (Kaynak:İlaç Endüstrisi İşverenler Sendikası-IMS/Türkiye)
antibiy otikler ağrı kesiciler antiromatizmal ilaçlar soğuk algınlığı ve öksürük ilaçları vitamin,mineral, anemi ilaçları deri hastalıkları ilaçları sindirim sistemi ilaçları kalp-damar hastalıkları ilaçları hormonlar kulak,burun,boğaz, göz ilaçları sinir sistemi ilaçları spazm çözücü ilaçlar astım ilaçları antihistaminikler hipertansiyon ilaçları laksatif lar diyabet ilaçları parazit ilaçları diğer ilaçlar
17
– Antibiyotik kullanımının daha net olarak anlaşılması – Uygulanan politikaların etkinliğinin belirlenmesi – Antibiyotik kullanımı ile direnç gelişimi ilişkisi – Sorun olan kullanım alanları ve bölgeler
– Gelecekte antibiyotik kullanımını etkileyecek olan faktörlerin belirlenmesi – Antibiyotik kullanımının rasyonalize edilmesi
– Antibiyotik kullanımı ve kalite yönetiminde düzelme
(Dr. Dilek Kılıç, Kırıkkale Üniversitesi Tıp Fakültesi İnfeksiyon Hastalıkları ve Klinik Mikrobiyoloji A.D., DÜNYADA VE TÜRKİYE’DE ANTİBİYOTİK KULLANIMI sunusu) 400-800 nm dalgaboyundaki ısıgı geçiren UV filtreli bir inkübatör deney grubu mikroorganizmalarının inkübasyonunda kullanılmıs, labaratuvar da normal kosullarda inkübe edilen mikroorganizmalardan alınan sonuçlarla karsılastırmalı olarak degerlendirilmistir.. P. aeruginosa daki Amikasin ve mipenem dirençleri ile S. aureus taki Gentamisin ve Tetrasiklin dirençlerinde hiçbir azalma görülmemis, E. Coli deki Ampisilin ve Netilmisin direncinin kaybolduğu ve K.pneumoniae deki Aztreonam ve Sefuroksim direncinin ise azaldığı tespit edilmistir. A.baumannii’deki Seftazidin ve Siproflaksasin dirençleri de E.coli çalısmasıyla benzerlik göstermiştir (Avşar, 2007).
Suda zararlı kimyasalların risk değerlendirmelerinde, standart toksisite testleri kısa (akut) ve uzun (kronik ) zamanlı skalaları kullanılır. İlaçların çevre sularında etkilerinin incelenmesine yönelik literatür çalışmalarında genellikle çevredeki konstrasyonlarından çok daha yüksek konsantrasyonlarının etkileri gözlenmiştir (Santos vd., 2010). Günümüzde, ilaçların yaygın çeşitliliğine karşı tüm akuatik türler için tek değerlendirme faktörü bulunmamaktadır. Bununla birlikte, çevredeki akut toksik etkilerin riski günümüzdeki ilaçların kullanımı için mümkün görülmeyip kronik ekotoksisite data eksikliği ve bu yönde daha çok çalışma yapılması gerektiği sonuca ulaşılmıştır (Fatta-Kassinos vd., 2011; Lienert vd., 2007).
18
3. GEREÇ VE YÖNTEM 3.1 AMPİSİLİN ÇÖZELTİSİ
Ampisilin de bir çok penisilin grubu bakteri gibi, 300 nanometre dalgaboyu altında ışığı abosrblamaktadır, ve UV-A (365-380nm) dalgaboyunda fotoliz benzeri bir mekanizma ile bozunması beklenmemektedir.
Şekil 5. Ampisilin Kimyasal Yapısı
Daha çok antibiyotiğin içinde bulunduğu su matrisinde fotoliz etkisiyle oluşacak hidroliz mekanizmasının baskın olması beklenmektedir. Nükleofil su molekülünün beta-laktam halka yapıya etki etmesiyle halka yapının açılması şeklinde bozunmanın gerçekleşmesi beklenmektedir. Fotokatalizör ilavesi bu reaksiyonu hızlandıracak yönde etki gösterecektir.
Şekil 6. Nükleofil H2O molekülünün β-laktam yapıdaki penisilin antibiyotiğine etki mekanizması
3.2. FOTOKATALİZ İLE BOZUNMA VE MİNERALİZASYON DERECELERİNİN BELİRLENMESİ
UV-A irradysyonu altında yürütülecek fotokataliz prosesi öncesinde, TiO2 ince filmi kaplı quartz substratlar veya TiO2 nanopartikülleri antibiyotik çözeltisi içerisinde, TiO2
kaplı yüzey/TiO2 nanopartikülü ile antibiyotik çözeltisi adsorpsiyon desorpsiyon dengesi sağlanana kadar manyetik karıştırıcı ile karıştırıImıştır.
pH ın çalışılması planlanan koşullarda kalmasını sağlayacak şekilde asit/baz ilaveleri seyreltik NaOH veya HCL çözeltileri ile yapılmıştır. Deney süresince ortam sıcaklığını
19
20-25 0C’de tutulmuştur. Adsorpsiyon/desorpsiyon dengesine ulaşıldığı spektrofotometrik ölçümlerle belirlendikten sonra UV-A lambaları açık konuma getirilerek zamana karşı antibiyotik bozunumu spektrofotometrik yöntemle ölçülmeye devam edilmiştir.
Aynı numune alma periyodlarında TOK ölçümleri için de numuneler alınarak 0.45 mikron delik çaplı mikrofiltreden süzülerek nanopartiküllerin çözeltiden ayrılması sağlanmıştır. TOK analizleri ile bozunma ve mineralizasyon derecesi belirlenmiştir.
Mineralizasyonun, fotokatalitik proses sırasında oluşan daha stabil dönüşüm yan ürünleri sebebiyle, degredasyona göre göreceli olarak daha yavaş gerçekleşmesi beklenmektedir. Mevcut dönem çalışmalarında yan ürünlerin varlığı hakkında yalnızca toksikoloji analizleri üzerinden yorum yapılabilmektedir. Yan ürünlerin belirlenmesi için NABILTEM’e ölçümler için numune verilmiş ve ödemesi yapıldığı halde teknik sebeplerle rapor sürecine kadar ölçüm sonuçları sağlanamamıştır.
Spektrofotometrik yöntemle antibiyotik bozunumu ve yan ürün oluşumu ifade edilirken, antibiyotik konsantrasyonundaki azalmaya karşı proses sonunda oluşan ürünün toksikoloji analizleri ile, dönüşüm yan ürünlerinden kaynaklı toksik bir etki oluşmapotansiyeli belirlenmiştir.
AMP çözeltisinin ticari T25 Degussa TiO2 nanopartikülü ile fotokatalitik olarak arıtılabilirliğini belirlemek amacıyla pH, TiO2 dozu, AMP konsantrasyonu, fotokataliz süresi ve UV enerjisi parametreleri belirlenmiştir. Değişen pH koşullarında (5 – 7 -11), Zaman karşı sabit enerji ve pH koşullarında (15-30-60-90-120 dak.) ve Farklı UV enerjisi koşullarında (4,92 – 3,62 – 2,69 - 2,16 mw/cm2 UV-A enerjisi) çalışmalar yürütülmüş ve bu raporda sunuluştur.
Reaktör 42 x 42 x 28 cm (Derinlik-en-yükseklik) boyutlarına sahiptir. Fotoreaktör çeperlerinde, UV ışınlarını en iyi yansıtan malzeme olarak bilinen elektropolisajlı anotlanmış aluminyum malzeme tercih edilmiştir. Fotoreaktörde kullanılan lambalar, Philips TL serisi blacklight modelidir, 8 watt UV-A enerjisi yayan lambalardan 4 er adet yanlarda 6 adet üstte olmak üzere 14 adet kullanılmaktadır. Tercih edilen lambaların yaydığı ışığın baskın olduğu dalgaboyu aralığı Şekil 7’de de görülmektedir. TiO2 temelli bir fotokataliz sistemi ile çalışılacağından maksimum ışık şiddetini 380 nm dalgaboyu çevresinde verebilecek lamba tercih edilmiştir.
Tüm lambalar açık konumda olduğunda birim alana etki eden UV-A enerjisi fotometre ile 49,4 W/m2 olarak ölçülmüştür. Literatürdeki çalışmalara bakıldığında (Malato vd., 2002; Miranda Garcia vd., 2010) bu çalışmadaki değerlere yakın olan 30 W/m2 değerlerinde çalışmışlardır. Deney süresinin hesaplama birimi olarak kullanılmasıyla sonuçların farklı yorumlanabilmesi söz konusu iken, (reaktör içerisinde rastgele UV enerjisi değişimlerin hesaba katılmaması gibi) Robert ve Malato’nun çalışmalarında belirttikleri eşitlik hem zamanı hem de ortalama ölçülen UV enerjisini içermekte ve güneşli havada öğlen vaktinde elde edilen 30 W/m2 değeri sayesinde, farklı çalışmalarda elde edilen bir çok sonucun normalizasyonuna olanak sağlamaktadır (Malato vd., 2010)
20
Şekil 7. Fotokatalitik deneylerde kullanılan fotoreaktörün görünümü
Çalışma sonuçları yorumlanırken bu normalizasyon yaklaşımından yararlanmadan, birim süre, fotokatalizör dozu ve UV enerjisine maruz kalan birim yüzey alanında elde edilen TOK giderimi üzerinden fotokataliz prosesi verimi karşılaştırması yapabilmek amacıyla literatürde elde edilen sonuçlardan yararlanılmıştır. Fotokataliz yönteminin TOK giderim verimlilikleri mg TOK giderimi / (m2 UV enerjisine maruz kalan yüzey alanı, zaman) cinsinden ifade edilerek karşılaştırılmıştır.
3.3. ANALİZLER
Proses verimi, Toplam organik karbon (TOK), UV absorbans değişimi izlenerek optimize edilmiştir. TiO2’ nin sudan ayrılmasında mikrofiltreler (0,45μ) kullanılmıştır.
3.4 TOKSİSİTE DENEYLERİ
Oksidasyon sonrası herhangi bir toksik yan ürün oluşum riskini (Hund-Rinke ve Simon, 2006) minimize etmek amacıyla ayrıca ekotoksisite deneyleri yapılmıştır. Ham ve arıtılmış su numuneleri değişen seyreltilerde Daphnia magna ile toksisite ölçümü ISO 6341 (1996) metodu esas alınarak gerçekleştirilmiştir. Daphnia magna vektörleri aynı laboratuar koşullarında büyütülmüş olan yeşil alg “Selenastrum capricornutum” ve maya “Saccharomyces cerevisiae”, ile her bir reaktörde 300.000 hücre/ml yoğunluk sağlanacak şekilde 18 W’lık 1000 lux kapasiteli floresan lamba ile doğal ortamı yansıtması bakımından günde 16 saat aydınlatılmış koşullarda beslenmektedir. Daha önceki çeşitli çalışmalarda kullanılan Daphnia magna ile yürütülen toksisite deneyleri [(Meriç vd., 2009) yapılışı aşağıda açıklanmıştır (Şekil 8).
Standart besleme suyu olarak hem Daphnia hem de alg inkübasyonu için ozon ile oksijen zenginleştirilmesi sağlanmış T.C. Sağlık Bakanlığı'nın doğal mineral suyu tescili almış şişe suyu kullanılmıştır (Tablo 4.).
-
21
Daphnia magna’nın görünüşü Daphnia magna besleme seti
Şekil 8. Toksiste testinin yürütülmesi
Tablo 4. Daphnia magna yetiştirmek için alg inkübasyonunda kullanılacak içme suyu analiz değerleri
Parametre mg/l
Florür (F) 0.03
Bikarbonat (HCO3) 59.40
Klorür (Cl) 12.42
Sülfat (SO4) 2.20
Kalsiyum (Ca) 3.50
Magnezyum (Mg) 0.83
Potasyum (K) 0.78
Sodyum (Na) 14.60
Demir (Fe) 0.00
Toplam Mineral Madde 131.00
ISO 6341/2010 – APAT 8040/2003
Vasche con femmine adulte
prossime al parto Raccolta dei neonati
R1
R2 R3 R4
Negatif kontrol
(Şahit)ontrollo negativo 20-21°C ve ışıksız
ortamda 24-48h bekletme
Mikroskop altında okumasservazione degli organismi immobili
Hareketsizlik yüzdesi
22
Besleme reaktör ve koşulları:
- yaklaşık 5 lt’lik pyrex cam reaktörler besleme yeri için kullanılır.
- her bir reaktör 18 W’lık 1000 lux kapasiteli floresan lamba ile aydınlatılır.
Aydınlatma periyodu, doğal ortamı yansıtması bakımından günde 16 saat alınır.
- reaktörler Ç.O. min 6 mg/l olacak şekilde orta şiddette havalandırılır.
- ortam sıcaklığı 20 ± 1 0C olarak tutulur.
- pH 8 ± 02 olacak şekilde besleme çözeltileri ile sabit tutulur.
- Daphnia magna rektörleri yeşil alg “Selenastrum capricornutum” ve maya
“Saccharomyces cerevisiae”, her bir reaktörde 300.000 hücre/ml yoğunluk sağlanacak şekilde beslenir.
- Daphnia magna besleme reaktörleri sağlıklı deney koşulları elde etmek amacıyla gün aşırı olmak üzere haftada en az üç kez temizlenir.
- deneyde seyreltme amaçlı olarak kullanılan saf suyun 1 litresine 10 mg KCl, 192 mg NaHCO3, 53 mg MgSO4 ve 183 mg CaSO4.2H2O ilave edilerek bu su 24 saat boyunca Ç.O. doygunluğu sağlamak için havalandırılır.
- 24 saat önce doğmuş olan daphnia’lar 100 m’lik özel cam kapların her birine 5-10 adet olacak şekilde yerleştirilir. Bu sayı toplam deney sıvı hacmi olan 50 ml’de stres olmasına yol açmamak üzere 10’u geçmemeli, ölüm oranını hesaplamada temsil edici olması bakımından 5’in altına olmamalıdır.
- her bir deney setinde şahit deney daphnia’lar sadece besleme çözeltisi ile beslenmek üzere negatif kontrol deneyi yapılmıştır.
- Her numune için en az 3-4 tekrar yapılacaktır.
- 24 ve 48 saat sonunda her bir kaptaki canlı (hareket eden) kalan daphnia sayısı belirlenerek aynı seyreltiden yapılan tekrar sayısı toplamındaki ölüm oranı belirlenir.
23
4.BULGULAR VE TARTIŞMA
4.1 AMPİSİLİN ÇÖZELTİSİ İLE YÜRÜTÜLEN TiO2 İLAVELİ FOTOKATALİZ DENEYLERİ
Yürütülecek fotokataliz deneylerinde, fotokatalizör dozunun askıda sistem çalışmalarında önerilen TiO2aralıklarında olabilmesi ve göreceli olarak kısa sürelerde tamamlanabilecek deney reaksiyon sürelerinin sağlanabilmesi açısından, literatürdeki ileri oksidasyon çalışmalarında kullanılan antibiyotik konsantrasyonu değerleri esas alınmıştır. Normal şartlarda bu konsantrasyon değerlerine (mg/L) hastane atıksularında, evsel atıksu akımlarıyla karışmadan dahi rastlanmamaktadır. Çok düşük konsantrasyon değerlerinin analitik yöntemlerle takibinin zor olması ve sistem kinetiklerinin, giderim verimliliklerinin daha kolay elde edilebilmesi gibi sebeplerden dolayı yüksek konsantrsasyonlar ile çalışılmıştır.
Çalışmalara 105 mg/L AMP çözeltisi ile başlanmış. Adsorpsiyon deneyleri ve değişik pH koşullarında fotokataliz verimi UV absorbans ve TOK giderim verimleri üzerinden belirlenmiştir.
4.1.1 Adsorpsiyon çalışmaları
Belirlenen TiO2 dozu ve pH koşullarında, AMP + TiO2 çözeltisi karanlık koşullarda 30 dakika süre ile manyetik karıştırmaya tabi tutulmuştur. Ve zamana karşı UV absorbans verileri takip edilerek, TiO2 yüzeyine AMP adsorpsiyonu belirlenmiştir. Antibiyotiklerin yüksek polarite ve uçuculuk göstermeyen özellikleri sebebiyle, bir katı yüzeye tutunma, adsoprlanma eğilimleri düşük olduğundan, sucul ortamda kalma eğilimleri yüksektir, ve bu yürütülen deneysel çalışma sonuçlarına da yansımaktadır (Şekil 9).
Şekil 9. Nötral pH koşullarında zamana karşı adsorpsiyon süresince UV absorbans değişimi
0 0,05 0,1 0,15 0,2 0,25
200 250 300 350 400
Absorbans, cm-1
Dalgaboyu, nm
105 mg/L AMP pH-7 Adsorpsiyon Çalışmaları
t=0 t=15 Ads.
t=30 Ads.
24
pH 5.0 ve pH 7.0 koşullarında 105 mg/L 200 ml AMP çözeltisine 0.5 g/L TiO2 ilavesi sonrası karanlık ortamda yürütülen adsorpsiyon çalışmalarında, ihmal edilebilir oranda adsorpsiyon gerçekleştiği görülmektedir (Şekil 10). pH 11.0 koşullarında (Şekil 11) gerçekleşen adsorpsiyon, su ortamında OH radikallerinin oluşumu, karanlık ortam ve TiO2 katalizörünün etkisi olmamasına karşın, nötral pH’a göre daha yüksek seviyelerdedir (Şekil 12). Bu da AMP antibiyotiğinin yapısının bozulması ve degradasyonla sonuçlanmaktadır.
Şekil 10. pH 5.0 koşullarında zamana karşı adsorpsiyon süresince UV absorbans değişimi
Şekil 11. pH 11.0 koşullarında zamana karşı adsorpsiyon süresince UV absorbans değişimi
0 0,05 0,1 0,15 0,2 0,25 0,3 0,35 0,4 0,45 0,5
200 220 240 260 280 300
Absorbans, cm-1
Dalgaboyu, nm
AMP 105 mg/L pH 5 Adsorpsiyon
t=0 Ads t=30 Ads.
0 0,05 0,1 0,15 0,2 0,25 0,3 0,35 0,4 0,45 0,5
200 250 300 350 400
Absorbans, cm-1
Dalgaboyu, nm
AMP 105 mg/L pH 11 Adsorpsiyon
t=0 Ads t=30 Ads.
25
Şekil 12. Nötral pH koşullarında Fotoliz uygulaması süresince UV absorbans değişimi Nötral koşullarda fotoliz, sistemin özellikle solar sürekli sistem uygulamalarda ve gerçek atıksu koşullarındaki davranışı hakkında bilgi sahibi olmak ve beta-laktam yapının fotoliz ile degradasyon derecesinin ifade edilmesi amacıyla gerçekleştirilmiştir.
Fotoliz ciddi anlamda bir bozunmaya sebep olmadığı görülmektedir. Fotoliz ve fotokataliz üzerine doğal organik maddenin etkisinin çalışılması gelecek çalışma dönemi planları arasındadır.
4.2.2 Fotokataliz Deney Sonuçları
4.2.2.1 Askıda sistem fotokataliz çalışmalarında pH koşullarının optimizasyonu Daha önce de belirtildiği gibi 105 mg/L AMP konsantrasyonu ile yürütülen çalışma sonuçlarına göre, ihmal edilebilir seviyelerde gerçekleşen adsorpsiyon ardından pH koşullarının fotokatalitik reaksiyonlara olan etkisini belirlemek amacıyla sabit süre ve UV enerjisi koşullarında (4,92 mw/cm2) ve sabit TiO2 dozunda çalışmalar gerçekleştirilmiştir (Şekil 13-14).
0 0,02 0,04 0,06 0,08 0,1 0,12 0,14 0,16 0,18 0,2
200 250 300 350 400
absorbans cm-1
Dalgaboyu, nm
AMP 105 mg/L Nötral pH Fotoliz
t=0 photolysis t=30 photolysis t=60 photolysis t=120 photolysis
26
Şekil 13. Farklı pH koşullarında askıda katı fotokataliz çalışması süresince UV absorbans değişimi
Şekil 14. Farklı pH koşullarında askıda katı fotokataliz çalışmasında zamana karşı TOK giderim verimi.
4.2.2.2 Askıda Sistem Zamana Karşı fotokataliz Deneyleri
Zamana karşı fotokataliz deneylerine geçilirken, nispeten daha düşük sürelerde prosesin sonlanması ve TiO2 dozunu arttırmak yerine AMP konsantrasyonunun azaltılması ile TiO2/AMP oranındaki değişimin proses verimine olan etkisini inceleme
0 0,05 0,1 0,15 0,2 0,25
5 7
11
UV absorbance, cm-1
Farklı pH koşullarında UV254 absorbans sonuçlarının değişimi
pH
0 20 40 60 80 100
5 7
11
TOK Giderimi %
Farklı pH Koşullarında TOK Giderimi %
pH
AMP 105 mg/L - 0.5 g/L TiO2, 4,92 mw/cm2 UV-A Enerjisi, 120 dakika FK
AMP 105 mg/L - 0.5 g/L TiO2, 4,92 mw/cm2 UV-A Enerjisi, 120 dakika FK
27
yönünde karar verilerek 50 mg/L AMP çözeltisi ile çalışmalar sürdürülmüştür. 0.5 g/L TiO2 dozunda, TOK giderimi sonuçları üzerinden optimum olarak pH=5 koşulunda, 4,92 mw/cm2 UV-A enerjisi koşulunda yürütülen çalışmalarda; Şekil 15’te zamana karşı UV 254 absorbans verilerindeki değişim inelendiğinde, oluşan artışın AMP nin fotokatalitik oksidasyonu sırasında oluşan yan ürünlerden kaynaklandığı yorumu yapılabilir.
Şekil 15. Farklı AMP konsantrasyonlarında (50 – 105 mg/L) askıda katı fotokataliz çalışmasında zamana karşı UV absorbans değişimi
Birim AMP başına TiO2 oranının yüksek olduğu 50 mg/L AMP çalışmalarında, daha fazla yan ürün oluştuğu sonucuna da varılabilir. Fakat oluşan yan ürünlerin devam eden fotokatalititik oksidasyon prosesi ile daha basit yapılara dönüşmesi ve bunun UV 254 değeri üzerinden izlenmesi yüksek AMP konsantrasyonu (105 mg/L) çalışmasında çok daha kolaydır.
0 0,1 0,2 0,3 0,4
0 15 30 60
90 Fotokataliz süresine karşı UV 254 Absorbans Değişimi
AMP 50 mg/L pH=5 AMP 103 mg/L pH=5
Süre dk
0.5 g/L TiO2, 4,92 mw/cm2 UV-A Enerjisi, pH=5,
28
Şekil 16. Askıda katı fotokataliz çalışmasında zamana karşı TOK giderim verimi
Şekil 17. Zamana karşı askıda katı fotokataliz çalışması çıkış akımında toplu gösterimi 4.2.2.3 Farklı Enerji Seviyelerinde Askıda Sistem Fotokataliz Deney Sonuçları Fotokataliz prosesi veriminin, sabit TiO2 dozu ve optimum pH koşullarında Enerjiye olan bağlılığını ortaya koymak amacıyla 4 farklı UV-A enerjisinde yürütülen deneylerde proses verimi UV254 absorbans ve TOK giderimi sonuçları üzerinden değerlendirilmiştir (Şekil 18-19).
0 10 20 30 40 50 60 70 80
0 15 30
60 90
TOK Giderimi, %
Askıda Sistem FK ile Zaman Karşı TOK Giderimi
Süre, dk
0 20 40 60 80 100
0 15 30 60 90
Miktar ve Yüzdesel Değişim
Süre, dk
Zamana karışı Askıda Sistem FK Sonuçları
254 nm pH
TOK (mg/L)
24 saat immobilite (%) 48 saat immobilite (%)
AMP 50 mg/L - 0.5 g/L TiO2, 4,92 mw/cm2 UV-A Enerjisi, pH=5,
29
