84
ÇUKUROVA ÜNİVERSİTESİ FEN BİLİMLERİ ENSTİTÜSÜ YÜKSEK LİSANS TEZİ İbrahim Halil KANAT YAYGIN KULLANILAN BAZI AĞRI KESİCİ ve VETERİNER İLAÇLARININ KOAGÜLASYON ile GİDERİM VERİMLERİNİN İNCELENMESİ ÇEVRE MÜHENDİSLİĞİ ANABİLİM DALI ADANA, 2011

ÇUKUROVA ÜNİVERSİTESİ FEN BİLİMLERİ ENSTİTÜSÜ YÜKSEK ... · Sodyum, Metamizol Sodyum ve İvermektinin, koagülasyonla giderim özellikleri incelenmiştir. Bu amaçla,

  • Upload
    others

  • View
    15

  • Download
    0

Embed Size (px)

Citation preview

ÇUKUROVA ÜNİVERSİTESİ FEN BİLİMLERİ ENSTİTÜSÜ

YÜKSEK LİSANS TEZİ

İbrahim Halil KANAT

YAYGIN KULLANILAN BAZI AĞRI KESİCİ ve VETERİNER İLAÇLARININ KOAGÜLASYON ile GİDERİM VERİMLERİNİN İNCELENMESİ

ÇEVRE MÜHENDİSLİĞİ ANABİLİM DALI

ADANA, 2011

I

ÇUKUROVA ÜNİVERSİTESİ FEN BİLİMLERİ ENSTİTÜSÜ

YAYGIN KULLANILAN BAZI AĞRI KESİCİ ve VETERİNER İLAÇLARININ

KOAGÜLASYON ile GİDERİM VERİMLERİNİN İNCELENMESİ

İbrahim Halil KANAT

YÜKSEK LİSANS TEZİ

ÇEVRE MÜHENDİSLİĞİ ANABİLİM DALI

Bu tez 04/02/2011 Tarihinde Aşağıdaki Jüri Üyeleri Tarafından Oybirliği İle Kabul Edilmiştir. ………..……………………. Prof.Dr. Mesut BAŞIBÜYÜK DANIŞMAN

………. …………………. Prof. Dr. Ahmet YÜCEER ÜYE

…………..……………….. Doç.Dr. Ramazan BİLGİN ÜYE

Bu tez Enstitümüz Çevre Mühendisliği Anabilim Dalında hazırlanmıştır. Kod No:

Prof. Dr. İlhami YEĞİNGİL Enstitü Müdürü Bu çalışma Ç.Ü. Araştırma Projeleri Birimi tarafından desteklenmiştir. Proje No: MMF2010YL7 Not: Bu tezde kullanılan özgün ve başka kaynaktan yapılan bildirişlerin, çizelge, şekil ve fotoğrafların

kaynak gösterilmeden kullanımı, 5846 sayılı Fikir ve Sanat Eserleri Kanunundaki hükümlere tabidir.

I

ÖZ

YÜKSEK LİSANS TEZİ

YAYGIN KULLANILAN BAZI AĞRI KESİCİ ve VETERİNER İLAÇLARININ KOAGÜLASYON ile GİDERİM VERİMLERİNİN İNCELENMESİ

İbrahim Halil KANAT

ÇUKUROVA ÜNİVERSİTESİ FEN BİLİMLERİ ENSTİTÜSÜ

ÇEVRE MÜHENDİSLİĞİ ANABİLİM DALI

Danışman: Prof. Dr. Mesut BAŞIBÜYÜK Yıl : 2011, Sayfa : 71 Jüri : Prof. Dr. Mesut BAŞIBÜYÜK Prof. Dr. Ahmet YÜCEER

Doç.Dr. Ramazan BİLGİN

Bu çalışmada, insan ve veteriner ilaçları olan Gentamisin Sülfat, Diklofenak Sodyum, Metamizol Sodyum ve İvermektinin, koagülasyonla giderim özellikleri incelenmiştir. Bu amaçla, yaygın olarak kullanılan koagülantlardan demir üç klorür, alum ve magnezyum klorür kullanılmıştır. Buna ek olarak doğal bir malzeme olan profillit de yardımcı koagülant olarak kullanılmıştır. Çalışmada kullanılan her bir koagülant için etkili olduğu doz ve pH değerleri araştırılarak optimum koşullar belirlenmeye çalışılmıştır. Her bir koagülant için belirlenen optimum koşullarında koagülasyon işlemi gerçekleşririlerek sonuçlar değerlendirilmiştir. Elde edilen sonuçlara göre kogaülasyonverimi ilaç türüne bağlı olarak %19-68 arasında değişim gösterdiği görülmüştür. Ayrıca yardımcı koagülant olarak kullanılan profillit arıtma verimi yaklaşık % 9 luk bir artış sağladığı tespit edilmiştir.

Anahtar Kelimeler: Tıbbi ilaçlar, Koagülantlar, Optimum Koşullar

II

ABSTRACT

MSc. THESIS

INVESTIGATION OF THE REMOVAL PROPERTIES OF SOME COMMON PAIN KILLER DRUGS AND VETERINARY MEDICINE BY COGAULATION

İbrahim HALİL KANAT

ÇUKUROVA UNIVERSITY

INSTITUTE OF NATURAL AND APPLIED SCIENCES DEPARTMENT OF ENVIROMENTAL ENGINEERING

Supervisor : Prof. Dr. Mesut BAŞIBÜYÜK Year : 2011, Page : 71 Jury : Prof. Dr. Mesut BAŞIBÜYÜK Prof. Dr. Ahmet YÜCEER

Assoc.Prof.Dr. Ramazan BİLGİN In this work, removal properties of some human and veterinary drugs namely

Gentamycin sulphate, Diclofenac, Metamizol sodium and Ivermectin by coagulation process were investigated. For this purpose, ferric chloride, alum and magnesium chloride were used as coagulants. Additionally, profillit which is a natural material was also used as a coagulant aid. For each cogaulant used, optimum conditins were determined including pH and dose. Under optimum conditions for each coagulant, cogaulation experiments were performed and results were evaluated. According to results obtained, depending on the type of pharmaceuticals, removal rates varied between 19-68%. Additionally, the usage of profillit contributed to removal rate about 9 % rise for each pharmaceutical tested. Key Words: Pharmaceuticals, Coagulants, Optimum Condition

III

TEŞEKKÜR

Yüksek Lisans öğrenimim boyunca değerli fikirlerinden ve yardımlarından

faydalandığım ve bu tezi hazırlamamda bana büyük destek veren, danışman hocam

sayın Prof. Dr. Mesut BAŞIBÜYÜK’e sonsuz teşekkürlerimi sunarım.

Tecrübelerinden faydalandığım ve desteğini esirgemeyen Çukurova Üniversitesi

Çevre Mühendisliği Bölüm Başkanı Prof. Dr. Ahmet YÜCEER’e içten teşekkürlerimi

sunarım.

Fikirleri ile beni destekleyen tüm bölüm hocalarıma özellikle her konuda fikrini

çekinmeden sorduğum Arş. Gör. Elçin ERKURT’a, yardımlarını benden esirgemeyen

Arş. Gör. Ayşe ERKUŞ ve diğer tüm hocalarıma teşekkürlerimi sunarım.

Maddi ve manevi her konuda beni destekleyen, annem Miyese KANAT,

babam Mustafa KANAT’a ve ablam Evrim KANAT GÜLABİ’ye bana gösterdikleri

sabır, sevgi ve desteklerinden dolayı teşekkür ederim.

IV

İÇİNDEKİLER

SAYFA

ÖZ……………………………………………………………………………

ABSTRACT…………………………………………………………………

TEŞEKKÜR…………………………………………………………………

İÇİNDEKİLER……………………………………………………………...

ÇİZELGELER DİZİNİ…………………………………………………….

ŞEKİLLER DİZİNİ………………………………………………………...

1. GİRİŞ

1.1. İlaç Sektörü Tanımı ve Konumu……………………………………...

1.1.1. Beşeri İlaç ve Hammaddeleri ……………………………..........

1.1.2. Veteriner ilaçları ……………………………………………......

1.1.3. İlaç Üretim ve Kullanım Oranları ………………………...........

1.2. Tıbbi İlaçların İnsan Organizması Tarafından Metabolizması……….

1.2.1. Uygulama (Kullanım)………………………………………......

1.2.2. Resorpsiyon ve Yayılım……………………………………......

1.2.3. Tesir………………………………………………………….....

1.2.4. Atılım ve Biyolojik Parçalanma…………………………….......

1.3. Sucul Ortamdaki Tıbbi İlaçların Kaynakları…………………………

1.3.1. Çevresel Ortamdaki Tıbbi İlaçların Kaynakları………………...

1.3.2. Çevresel Ortamdaki Tıbbi İlaçların Oluşumları ve Akıbetleri….

1.3.3. Tıbbi İlaçların Ekolojiye Etkileri.................................................

1.4. Tıbbi İlaçların Atıksulardan Giderilmesinde Teknik Olasılıklar……..

1.4.1. Tıbbi İlaçların Atıksu Arıtma Tesislerinde Giderim Prosesleri...

1.4.1.1. Biyolojik Parçalanma…………………………………..

1.4.1.2. Abiyotik Prosesler……………………………………...

1.4.1.2.(1). Sorpsiyon……………………………………………

1.4.1.2.(2). Sıyırma ve Uçuculuk………………………………..

1.4.1.2.(3). Abiyotik Hidroliz……………………………………

1.4.1.2.(4). Abiyotik Oksidasyon………………………………..

I

II

III

IV

VIII

X

1

3

3

3

4

6

7

8

8

8

10

11

12

13

14

14

15

16

16

16

16

17

V

1.4.1.3. İleri Arıtma Yöntemleri………………………………...

1.4.1.4. Fiziko-Kimyasal Arıtma……………………………......

1.4.1.5. Pıhtılaştırma-Yumaklaştırma………………………..….

1.4.1.5.(1). Kolloidal Sistem…………………………………….

1.4.1.5.(2). Kolloidlerin Stabilitesi……………………………...

1.4.1.5.(3). Kolloidlerin Destabilizasyonu………………………

1.4.1.6. Yumaklaştırma Mekanizması…………………….…….

1.5. Koagülant Maddeler…………………………………………………..

1.5.1. Çökelme………………………………………...........................

2. ÖNCEKİ ÇALIŞMALAR……………………………………………….

3. MATERYAL VE METOD………………………………………………

3.1. Materyal................................................................................................

3.1.1. Çalışmada Kullanılan Tıbbi İlaçlar ve Özellikleri……………...

3.1.1.1. Diklofenak (Diklofenak Sodyum)……………........

3.1.1.2. Gentamisin Sülfat …………….…………………...

3.1.1.3. İvermektin …………………………………………

3.1.1.4. Metamizol Sodyum ………………………………..

3.1.2. Çalışmada Kullanılan Koagülantlar ve Özellikleri……………..

3.1.2.1. Alüm…………………………………………………...

3.1.2.2. Demir (III) Klorür……………………………………..

3.1.2.3. Magnezyum Klorür…………………………………….

3.1.2.4. Profillit…………………………………………………

3.2. Metodlar……………………………………………………………..

3.2.1. Standart Stok Çözeltilerin Hazırlanması………………………..

3.3. Koagülasyon Çalışmaları (Jar Test)…………………………………

4. ARAŞTIRMA BULGULARI VE TARTIŞMA………………………...

4.1. İçme Suyundan Tıbbi İlaçların Giderimin de Demir III Klorürür ve

Alüm Koagülantının Etkileri ………………………………………..

4.1.1. İçme Suyundan Tıbbi İlaçların Giderimin de Demir III Klorürür

Koagülantının Etkisi ……………………………………………

4.1.1.1. Optimum pH Doz Deneyleri…………….………….

17

17

17

18

18

20

21

22

23

25

31

31

31

31

33

35

38

39

40

41

41

43

43

45

45

47

47

48

49

VI

4.1.1.2. Optimum Koagülant Doz Deneyleri……..…….……

4.1.2. İçme Suyundan Tıbbi İlaçların Giderimin de Alüminyum Sülfat

Koagülantının Etkisi………………………………….…………

4.1.2.1. Optimum pH Doz ve Optimum Koagülant Deneyler

4.1.3. İçme Suyundan Tıbbi İlaçların Giderimin de Magnezyum

Klorürür Koagülantının Etkisi………………………………..…

4.1.3.1. Optimum pH Doz ve Optimum Koagülant Deneyleri

5. SONUÇLAR VE ÖNERİLER……………………………………….…..

KAYNAKLAR………………………………………………………………

ÖZGEÇMİŞ…………………………………………………………….……

52

56

56

58

58

61

63

71

VII

VIII

ÇİZELGELER DİZİNİ

SAYFA

Çizelge 1.1.

Çizelge 1.2.

Çizelge 1.3.

Çizelge 1.4.

Çizelge 1.5.

Çizelge 3.1.

Çizelge 3.2.

Çizelge 3.3.

Çizelge 3.4.

Çizelge 3.5.

Çizelge 3.6.

Çizelge 3.7.

Çizelge 3.8.

.

Mevcut Kapasite Kullanım Oranı (KKO)……………………

Beşeri İlaç Üretim Miktarı …………………...……………...

Türkiyede ve Diğer Ülkelerde İlaç Sayısı ve Sunuş Biçimleri

Suda Bulunan Partiküller ve Kolloidal Maddelerin Boyutları

Koagülant Olarak Kullanılan Maddeler……………………...

Diklofenak-Diklofenak Sodyumun Fiziksel-Kimyasal ve

Diğer Özellikleri……………………………………………..

Gentamisin Sülfat'ın Fiziksel-Kimyasal ve Diğer Özellikleri

İvermektin'in Fiziksel-Kimyasal ve Diğer Özellikleri……….

Metamizol Sodyum'un Fiziksel-Kimyasal ve Diğer

Özellikleri……………………………………………………

Çalışmada kullanılan koagülantlar ……………………...…..

Pirofillitin Genel Özellikleri…………………………………

Çalışmada Kullanılan İlaçların Maksimum Absorbans

Yaptığı Dalga Boyları………………………………………

Jar Testi Uygulama Şartları………………………………….

5

6

10

18

23

33

35

37

39

40

43

44

45

IX

X

ŞEKİLLER DİZİNİ

SAYFA

Şekil 1.1.

Şekil 1.2.

Şekil 1.3.

Şekil 1.4.

Şekil 1.5.

Şekil 3.1.

Şekil 3.2.

Şekil 3.3.

Şekil 3.4.

Şekil 3.5.

Şekil 3.6.

Şekil 4.1.

Şekil 4.2.

Şekil 4.3.

Şekil 4.4.

Şekil 4.5.

Şekil 4.6.

Şekil 4.7.

Şekil 4.8.

Şekil 4.9.

Şekil 4.10.

Şekil 4.11.

Ağız Yoluyla Alınan İlacın İnsan Vucudundaki Geçirdiği

Evreler……………………………………………………...

Tıbbi İlaçların Çevresel Sucul Ortamlara Muhtemel

Taşınım Yolları…………………………………………….

Negatif Yüklü Küresel Bir Kolloidin Etrafındaki Benzer

Ve Zıt İyonların Dağılımı………………………………….

Kolloidlerin Polimerler İle Köprü Oluşturma Şekli………..

Jar testi düzeneği…………………………………………...

Dilofenak, Diklofenak Sodyum Etken Maddesi ve Yapısal

Formülü…………………………………………………….

Gentamisin Sülfat'ın Etken Maddesi……………………….

İvermektin'in Ticari Olarak Piyasada Bulunan Formu….....

Metamizol Sodyum'un Ticari Olarak Piyasada Bulunan

Formu………………………………………………………

Çalışmada Kullanılan Spektrofotometre…………………..

Alüminyum ve Demir 'in Hidroksitlerinin pH 'nın

Fonksiyonu Olarak Çözünürlükleri………………………...

Gentamisin Sülfat İçin Optimum pH Doz Deneyleri………

Metamizol Sodyum İçin Optimum pH Doz Deneyleri…….

Diklofenak Sodyum İçin Optimum pH Doz Deneyleri……

Diklofenak Sodyum İçin Optimum pH Doz Deneyleri……

İvermektin İçin Optimum pH Doz Deneyleri……………...

Gentamisin Sülfat İçin Optimum Koagülant Doz Deneyleri

Metamizol Sodyum İçin Optimum Koagülant Doz

Deneyleri…………………………………………………

Diklofenak Sodyum İçin Optimum Koagülant Doz

Deneyleri…………………………………………………...

Diklofenak Sodyum için optimum koagülant doz deneyleri

İvermektin için optimum koagülant doz deneyleri………...

7

9

12

19

21

31

32

34

36

38

44

47

49

49

50

51

51

52

53

53

54

55

XI

Şekil 4.12.

Şekil 4.13.

Şekil 4.14.

Şekil 4.15.

Şekil 4.16.

Şekil 4.17.

Şekil 4.18.

Gentamisin Sülfat için optimum pH doz deneyleri………...

Gentamisin Sülfat için optimum koagülant doz deneyleri…

İvermektin için optimum pH doz deneyleri………………..

Gentamisin Sülfat için optimum pH doz deneyleri………...

Gentamisin Sülfat için optimum koagülant doz deneyleri…

Demir Klorür, Profilit, Alüm ve Magnezyum Klorürün

verimlerinin karşılaştırılması………………………………

Her bir ilaç için Demir Klorürün farklı pH’lardaki giderim

verimlerinin karşılaştırılması………………………………

56

57

57

58

59

59

60

1. GİRİŞ İbrahim Halil KANAT

1

1. GİRİŞ

Farmosetik maddeler organik kimya biliminin gelişmesine paralel olarak 20.

yüzyılda insan hayatına yaygın bir şekilde girmeye başlamış ve günümüze kadar

kullanılan miktar ve çeşitleri de sürekli artış göstermektedir. Farmosetik maddeler,

günümüzde modern toplumların gerek beşeri ve gerekse veteriner alanlarında artık

vazgeçilmez bir yer almıştır. Öte yandan, son dönemlerde daha hassas analitik

yöntemlerin kullanılmaya başlanmasıyla beraber sucul ve diğer ortamlarda yapılan

araştırmalar sonucunda, kullanılan beşeri ve veteriner ilaçlarının çeşitli ortamlarda

bulunduğu ortaya konmuştur. Söz konusu bu kimyasal maddelerden kaynaklanan

mikro kirleticilerin görülmesi ve bunların bu ortamlarda yaşayan canlılara olan

olumsuz etkilerinin ortaya konması, endişeleri arttırmıştır (Richardson ve Brown,

1985; Halling-Sorensen ve ark., 1998; Ternes, 1998; Daughton ve Ternes, 1999;

Heberer, 2002).

Bu çalışmalarda organizmalar üzerinde tıbbi ilaçlardan kaynaklanan ve tespit

edilen bazı etkiler, cinsiyet oranlarının değişmesi, cinsiyet tersinimleri,

popülasyonların azalması, yumurtlama ve canlı kalma oranlarının azalmasıdır.

Avrupa Birliği ülkelerinde ağrıkesiciler, doğum kontrol, antibiyotik, kalp

ilaçları, kolestrol, sinir ve kemoterapi ilaçları vb. tıbbi ilaç yapımında yaklaşık 3000

farklı madde kullanılmaktadır (Fent ve ark, 2005). Bunların yanında veteriner ilacı

olarak da çok miktarda ilaç maddesi kullanılmaktadır. Özellikle steroidal olmayan

ağrıkesiciler (NSAİD) birçok ülkede yıllık yüzlerce ton mertebesinde

kullanılmaktadır (Schwarzenbach ve ark., 2003).

Günümüze kadar çeşitli Avrupa ülkelerinde yapılan çalışmalarda arıtma tesisi

çıkış sularında, yüzeysel sular ve yeraltı sularında 100’ün üzerinde ilaç bileşimine

rastlandığı bildirilmiştir (Heberer, 2002). Bu bileşiklerin çevreye olan potansiyel

etkileri çoğunlukla bilinmemektedir (Lange ve Dietrich, 2002).

Kullanılan birçok tıbbi ilaç ise atıksu arıtma tesislerinde metabolitleri ve farklı

kimyasal yapılarından dolayı farklı oranlarda arıtılmakta veya hiç arıtılamamaktadır.

Arıtma tesislerindeki ilaçların giderim oranları üzerindeki çalışmalar çoğunlukla giriş

1. GİRİŞ İbrahim Halil KANAT

2

ve çıkış suyu konsantrasyonlarının ölçülmesi esasına dayanmaktadır. Giderim

oranları kullanılan arıtma teknolojisine, hidrolik bekletme süresine, mevsimsel

koşullara ve arıtma tesisinin performansına bağlı olarak büyük değişiklikler

göstermektedir (Ternes, 1998; Heberer, 2002; Clara ve ark., 2004; Carballa ve ark.,

2004).

Gelişmiş ülkelerde tıbbi kimyasalların arıtılması amacıyla ileri arıtma

teknolojileri kullanılmaktadır. Bunlar ozonlama, ultrafiltrasyon, ters osmoz gibi

yüksek basınçlı membran sistemleri, fiziksel kimyasal prosesler ve adsorpsiyondur

(Ternes ve ark., 2002).

İnsan ve hayvan sağılığı için kullanılan çeşitli farmasotik kimyasallara yalnızca

atıksu arıtma tesisleri çıkış sularında değil aynı zamanda içme sularında da

rastlandığı bilinmektedir (Garsion ve ark., 1976). Bu kimyasal maddeler çeşitli

taşınım mekanizmaları ile içme suyu kaynaklarına da ulaşabilmekte ve içme suyu

arıtma prosesinde de geçerek tüketicilere ulaşabilmektedir (Heberer, 2002).

Fizikokimyasal arıtma gerek atıksu arıtımında ve gerekse içme suyu arıtımında sık

başvurulan bir konvansiyonel arıtma yöntemidir. Bu amaçla alum, demirüç klorür,

demir sülfat gibi çeşitli koagülantlar yaygın olarak kullanılmaktadır. Bu çalışmada

beşeri ve veteriner amaçlı olarak kullanılan bazı farmosetiklerin çeşitli koagülantlar

kullanımı sonucunda ortaya çıkan giderim verimleri üzerinde durulmuştur. Bu

amaçla, literatürde evsel atıksu, yüzeysel ve yer altı sularında ençok karşılaşılan, hem

insanlar tarafından kullanılan farmasötiklerin, ve hem de veteriner ilaçlarının

laboratuar ortamında Alüm, FeCl3, MgCl26H2O koagülantları kullanılmıştır. Ayrıca

koagülasyona etkisini gözlemlemek için çalışmaların bir bölümü de koagülantlarla

beraber profillit de kullanılmıştır. Buna göre elde edilen değerler yardımıyla

optimum koşullarda koagülasyon işlemi sonucunda ortaya çıkan sonuçlar

değerlendirilmeye çalışılmıştır.

1. GİRİŞ İbrahim Halil KANAT

3

1.1. İlaç Sektörü Tanımı ve Konumu

İlaç Sanayii beşeri ve veteriner hekimlikte tedavi edici, koruyucu, besleyici,

tanı aracı olarak kullanılan sentetik, biyolojik, bitkisel ve hayvansal kaynaklı ilaç

etkin ve yardımcı maddeleri ile farmasötik teknolojiye uygun olarak müstahzar ilaç

üreterek sağlık hizmetlerine sunan bir sanayii dalıdır.

1.1.1. Beşeri İlaç ve Hammaddeleri

Tıbbi farmasötik ürün insanlarda ve hayvanlarda hastalıklardan korunma, tanı,

tedavi veya bir fonksiyonun düzeltilmesi ya da insan (hayvan) yararına değiştirilmesi

için kullanılan, genelde bir veya daha fazla yardımcı maddeler ile formüle edilmiş

etkin madde(ler) içeren bitmiş dozaj şeklidir.

1999-2005 döneminde ekonomik dalgalanmalar, ilaç pazarını ve firmaların

faaliyetini önemli ölçüde etkileyen ruhsatlandırma, fiyatlandırma ve geri ödeme vb.

sistemlerin uygulanmasında yetkili mercilerin bazı radikal değişim kararları

nedeniyle sektörde yıllar itibariyle değişken bir profil ortaya çıkmıştır.

Üretimde miktar olarak mamul ilaçta %6 artış, hammaddede %7 artış

gerçekleşmiştir. Artışların düşük seyretmesindeki en önemli etken bu dönemde

yaşanan ekonomik krizler olmuştur. Pazarda değer olarak ortalama mamul ilaçta

%36 artış, hammadde de %40 artış yaşanmıştır. Bu olguda kur değişikliklerinin

önemli etkisi olmuştur. İlaç tüketimi dönem başında kişi başına 40 USD’den dönem

sonunda 85 USD’ye ulaşmıştır.

1.1.2. Veteriner ilaçları

Veteriner müstahzar; hayvanlarda hastalıkları tedavi etmek, hastalıklardan

korumak, tanı koymak, fizyolojik fonksiyonları düzeltmek veya değiştirmek

amacıyla hayvanlarda kullanılan, uygulanan kimyasal veya biyolojik etkin

madde(ler) ve yardımcı maddelerin farmasötik teknolojiye göre oluşturulmuş

kombinasyonu olarak tanımlanır.

1. GİRİŞ İbrahim Halil KANAT

4

Veteriner ilaçları ve diğer veteriner sağlık ürünlerini üreten ve sağlayan

endüstri sektörü ilaç sanayii içinde yer alan bir özel faaliyet alanıdır. Veteriner sağlık

ürünleri hayvan sağlığında sağladığı katkılarla, hayvan yetiştiriciliğinde kazanılan

verimlilik artışı, yaşam kalitesi ve süresinde kazanılan iyileştirmelerle ülkelerin

hayvancılık faaliyetinde önemi ve vazgeçilmezliği kabul edilmiştir. Veteriner

ilaçların da beşeri ilaçlar gibi etkin, kaliteli ve güvenirlilik özelliklerine sahip olması

temel koşuldur.

1.1.3. İlaç Üretim ve Kullanım Oranları

İlaç endüstrisinde teorik kapasite ile pratik kapasite birbirinden büyük ölçüde

farklıdır:21 İlaç sanayiinde diğer sektörlerden farklı olarak aynı makinelerde,

bileşimi birbirinden farklı çok sayıda ilaç üretilmektedir. Bir üretimden diğerine

geçerken, GMP kuralları gereği makinelerin ve ambalaj hatlarının bir önceki üretime

ait maddeler ve malzeme kalmayacak şekilde bulaşmalardan arındırılması, üretimin

ara safhalarındaki zorunlu beklemeler, kalite kontrol sonuçları alınmadan bir sonraki

kademeye geçilememesi veya kontaminasyon riski nedeniyle bazı makinelerin

sadece belirli ilaçlara tahsis edilmesi (örneğin penisilin türevleri için ayrı,

sefalosporin türevleri için ayrı, bazı hormonlar için ayrı bina, ayrı alt yapı, ayrı

makinalar kullanılması gibi) zorunluluğu vb. nedenler teorik kapasitenin tamamen

kullanılabilmesine imkan bırakmamaktadır. Bazen bir ürün elde etmek için aynı

makinenin 2-3 defa kullanılması (örnek, liyofilize ampul, briket baskı vs.) gibi

nedenler pratik kapasitenin teorik kapasiteden düşük olmasının bir diğer sebebidir.

Ürün yelpazesine bağlı olarak aynı tesisten farklı ürün skalası ile farklı miktarlarda

üretim sağlanabilmektedir. Kapasite kullanım oranları Çizelge 1.1.’de gösterilmiştir.

1. GİRİŞ İbrahim Halil KANAT

5

Çizelge 1.1. Mevcut Kapasite Kullanım Oranı (KKO) (İlaç Sanayi Özel İhtisas Komisyonu Raporu, 2006)

Kapasite kullanım oranları tüm farmasötik şekillerde 1999-2005 yılları

arasında istikrarlı bir artış göstermiştir. 2005 yılında tüm formlarda kapasite kullanım

oranı ortalama %60 olarak gerçekleşmiştir. En yüksek kapasite kullanımı oranı

%82,4 ile parenteral preparatlar, en düşük kapasite kullanım oranı %39,4 ile

suppozituvar ve ovul formlarında olmuştur.

Ülkemizde kurulu ilaç hammaddeleri üretim tesislerinde 96 değişik madde

üretilmekte olup bu tesislerin toplam üretim kapasitesi 1 500 ton/yıl dolayındadır .

Çizelge 1.2. de yer alan 4 madde toplam kapasitenin %80’ini oluşturmakta olup,

yıllık kapasite kullanımı ortalama %70’tir. En büyük kapasiteye sahip olduğumuz

Parasetamol’de kapasite kullanımı ancak %60’a Morfinde %97’ye ve

antibiyotiklerde %85’e ulaşmaktadır.

Üretilen Morfinin %95’i ihraç edilmekte olup bu tesis halen dünya morfin

ihtiyacının %30’nu karşılayacak kapasitededir. Türkiye’de ilaç hammadde üretimi

beşeri ilaç üretimi ile benzerlik göstermekte olup, girdi hammaddesinin değer olarak

%54’ünü ithalat yoluyla sağlamak durumundadır. Bunun da en önemli nedeni

ülkemizde sektörün gerekliliklerine yönelik temel kimya sektörünün yeterince

gelişmemiş olmasından kaynaklanmaktadır.

Sektörün 1500 ton/yıl kurulu kapasitenin yalnızca %10’u, yani 153 ton/yıl

kısmı ihraç edilmekte geri kalan kısım yurtiçi talep için kullanılmaktadır. 2003-2005

yılları ortalama ihracat tutarının 60 milyon USD olması ve bu miktarın yıllık %4

artışlarla 2013 yılında 80-85 milyon USD ulaşması beklenmektedir. Sektör

Tedavi Grubu Milyon Kutu Tüm Satışlarda Payı %

Antibiyotikler 158 22

Soğuk algınlığı, öksürük ilaçları 67 9

Analjezikler 66 9

Sindirim sistemi ilaçları 61 8

Parenteral solusyonlar 58 8

1. GİRİŞ İbrahim Halil KANAT

6

ihracatının 2005 yılında %23’ünün AB ülkelerine, %46’sının ABD’ye yapıldığı

belirtilmiştir.

İlaç hammadde üretimi yaklaşık 200 Milyon USD/yıl değerinde olup bu

değerde 2011 yılına kadar bir değişiklik beklenmemektedir. Üretim miktarlarında ise

yılda %4 civarında bir artış öngörülmüştür.

Çizelge 1.2. Beşeri İlaç Üretim Miktarı (İlaç Sanayi Özel İhtisas Komisyonu Raporu,

2006)

Üretim değerinde en yüksek payı %64 ile katı formlar oluşturmaktadır. Üretim

değerindeki yıllık artışlar yıllık enflasyonun düşmesinin etkisi ile son yıllarda düşüş

göstermektedir. 2001 yılında üretim değerindeki artış %52 iken 2005 yılındaki artış

sadece %12 olmuştur. Ülkemizde ilaç endüstrisi bütün gelişmiş ülkelerde olduğu gibi

bazı ürünleri bitmiş halde ithal etmektedir. Bu ilaçların içinde, çok yeni ve ileri

teknoloji gerektiren, biyoteknoloji ile üretilen preparatlar, yeni ilaç taşıyıcı sistemler

(örneğin TTS), aşılar, kan faktörleri, insülin, kanser ilaçları, bazı hormonlar,

radionüklidler, bazı oftalmik preparatlar ve antidotlar yer almaktadır.

1.2. Tıbbı İlaçların İnsan Organizması Tarafından Metabolizması

Tıbbi ilaçların etki mekanizması, organizmadaki sayısız ve karmaşık prosesler

sonucu meydana gelmektedir. Şekil 1.1’de ağız yoluyla alınan bir ilacın organizmada

geçirdiği en önemli evreler (etki mekanizmaları) görülmektedir.

İlaç Hammedesi Yıllık Üretim

(ton/yıl) Kullanım %

Parasetamol 1000 60

Morfin 76,5 97

Kodein fosfat 22,5 70

Antibiyotikler 100 85

1. GİRİŞ İbrahim Halil KANAT

7

Farmosetik Evre

Farmokinetik Evre

Farmodinamik Evre

Şekil 1.1. Ağız Yoluyla Alınan İlacın İnsan Vucudundaki Geçirdiği Evreler (Mutschler ve ark., 2001)

1.2.1. Uygulama (Kullanım)

Tıbbi ilaçlar çoğunlukla (yaygın) ağız yoluyla alınır ve mide ve bağırsak

yoluyla emilir (Tabletler, kapsüller). Bunun dışında ilaçlar burundan (spreyler),

rektumdan (fitiller), deriden (kremler), akciğerden (aerosol), gözden ve kulaktan (göz

İlacın Ayrışması Etki Maddesinin Çözülmesi

Resorpsiyon

Dağılma (Yayılma) Birikim

Biyolojik Dönüşüm

Ayrılma

Hücre Tesiri (İndirgeyiciler)

Farmakolojik Etki

Toksik Etki

Uygulama

Klinik Etki

1. GİRİŞ İbrahim Halil KANAT

8

ve kulak damlaları) uygulanabilirler. Diğer önemli bir uygulama şekli ise

enjeksiyondur.

1.2.2. Resorpsiyon ve Yayılım

Bir ilacın vücut yüzeyinden vücut içine adsorpsiyonu resorpsiyon olarak

adlandırılmaktadır. Resorpsiyondan sonra ilaçlar kan yoluyla vücuda yayılır ve tesir

edeceği hücrelere taşınır. Daha sonra mide bağırsak kanallarında emilen ilaçlar kılcal

ve toplardamar vasıtası ile karaciğere iletilir. İlk buradan kandaki ilaçlar kalp

aracılığı ile akciğer ve vücut kan dolaşımına iletilir. Bir ilacın etkisinin derecesi, bu

ilacın karaciğerden ilk geçişte ne kadar bir kısmının metabolize olduğu veya

tutulduğu ile yakından ilgilidir.

1.2.3. Tesir

Bir ilacın hedeflenen terapik (iyileştirici) etkisi, o ilacın etki ettiği hücredeki

konsantrasyonuna bağlıdır. Bir ilacın iyileştirici etkisinin görülmesi için etki ettiği

hücredeki minimum etki konsantrasyonuna ulaşmalı ve etki sınırını aşmamalıdır.

Hücredeki ilaç konsantrasyonları çoğunlukla doğrudan saptanamaz, daha ziyade kan

plazmasındaki ilaç konsantrasyonunun ölçümü ile tahmin edilmektedir (Plazma

konsantrasyonu). Hedeflenen terapik konsantrasyon alanı, ilacın etki sınırı ve

minimum toksik konsantrasyon aralığında yer almaktadır. Bir ilacın farmakolojik

etkisi o ilacın biyolojik dönüşüm veya ayrışma ile konsantrasyonunun minimum

terapik konsantrasyona düşmesine bağlıdır. İlaçların hücrelerdeki parçalanma hızları

plazma yarılanma ömrü ile anlaşılabilmektedir. Yarılanma ömrü ile ilacın plazma

konsantrasyonundaki değerinin yarıya düşmesi için gerekli zaman gösterilmektedir.

1.2.4. Atılım ve Biyolojik Parçalanma

İlaçların insan metabolizmasından ana atılım yolları idrar, dışkı, dermal ve

soluk verme şeklinde olmaktadır. Lipofilik (yağ seven) maddeler böbrek yoluyla

1. GİRİŞ İbrahim Halil KANAT

9

yavaş atılırlar. Şayet bu maddeler kimyasal değişime uğramazlarsa, vücutta birikerek

yağ dokularının artması tehlikesini doğurmaktadırlar. İlaçların insan organizması

tarafından metabolizması yöntem olarak iki evrede oluşmaktadır. Bu evreler aşağıda

Şekil 1.2’de şematik olarak gösterilmiştir.

Evre-I reaksiyonları biyolojik dönüşüm olarak adlandırılmakta ve ilaçlar

yükseltgenme, indirgenme veya hidroliz reaksiyonları ile değişime uğramaktadır.

Evre-II reaksiyonları ile vucuttaki Evre-I matabolitlerinin birleşmesi (konjugasyon)

sağlanmaktadır. Birleşme reaksiyonları hidroliz grubu, sülfit grubu, amino ve

karboksil gruplarının aktifleşmiş vucut içindeki maddelere bağlanması ile ayırt

edilmektedir. En önemli Evre-II reaksiyonları aktifleşmiş glukoronikasit, sülfürikasit,

asetikasit, aminoasit ile olan reaksiyonlardır. Eğer ilaç bu gruplardan bir veya

birkaçını içeriyorsa, Evre-II reaksiyonu doğrudan da yürüyebilir. (Lishman ve ark,

2006).

Şekil 1.2. Tıbbi İlaçların İnsan Organizması Tarafından Metabolizması (Mutschler ve

ark., 2001) Eğer Evre-I ve Evre-II ürünleri arıtma prosesleri sırasında orijinal bileşiklerini

oluşturan metabolitlerini serbest bırakmak için dönüştürülürse ve bu dönüşümler

atıksu arıtma tesislerinde toplama ve taşıma esnasında oluşursa giderim verimlerinde

dalgalanmalara neden olabilmektedir.

Evre-I Reaksiyonu

Evre-I-Metabolit Evre-II-Metabolit İlaç

Evre-II Reaksiyonu

Yükseltgenme İndirgenme Hidroliz

İle Birleşme; akt.Glukoronikasit akt. Sülfirikasit akt. Asetikasit akt. Aminoasitler ve diğerleri

1. GİRİŞ İbrahim Halil KANAT

10

1.3. Sucul Ortamdaki Tıbbi İlaçların Kaynakları

Sucul sistemlerde çeşitli ilaç gruplarına ait oldukça fazla tıbbi ilaç ve

metabolitleri tespit edilmiştir (Jones ve ark, 2001; Heberer, 2002). En fazla tespit

edilen ilaç grupları ağrıkesiciler, kolestrol, sara, antibiyotik ve kalp ilaç gruplarıdır.

Sucul ortamlarda ilk kez tespit 1970’li yılların ortalarına dayanmaktadır. 1976

ve 1977 yıllarında Amerika Birleşik Devletlerinde (ABD) yapılan bir çalışmada

atıksu arıtma tesisi çıkışında klofibrikasit ve aktif metabolitleri tespit edilmiştir

(Garrison ve ark., 1976; Hignite ve Azarnoff, 1977). Daha sonra 1990’lı yılların

başlarında klofibrikasit, ilk defa ilaç kalıntısı olarak yer altı suyunda da tespit

edilmiştir (Stan ve Linkerhägner, 1992). Bu ve bundan başka birçok tıbbi ilaç ve

metabolitlerinin sucul ortamlarda tespiti ile bunların sucul ortamdaki etkileri ve

davranışları üzerinde Avrupa ve ABD’de birçok ayrıntılı ve detaylı bilimsel

araştırmalar yapılmaya başlanmıştır. (Stan ve Heberer, 1997; Halling-Sorensen ve

ark., 1998; Daughton ve Ternes, 1999; Stumpf ve ark., 1999; Daughton ve Jones-

Lepp, 2001; Kümmerer., 2001; Zuccato ve ark., 2000; Kolpin ve ark., 2002).

Sucul ortamlarda yapılan bu çalışmalarda tıbbi ilaç kullanımından kaynaklanan

mikrokirleticilerin görülmesi ve bunların bu ortamda yaşayan canlılara muhtemel

etkilerinin ortaya konması, endişeleri iyice arttırmıştır.

Sucul ortamlarda bulunan bazı kimyasalların organizmaların normal hormonal

fonksiyonlarını engelleyip endokrin sistemlerini bozabileceği çeşitli çalışmalarla

ortaya konmuştur. Bu kimyasallar genel hatlarıyla endokrin-üreme sistemini bozan

kimyasallar (Endocrine Disrupting Chemicals, (EDCs’ler), tıbbi ilaçlar ve kozmetik-

bakım ürünleri (Pharmaceuticals and Personal Care Products (PPCPs’ler), hormonal

olarak aktif maddeler (Hormonally Active Agents (HAAs’lar) ve antibiyotikler

olarak sıralanabilir.

Yapılan çalışmalarda organizmalar üzerinde tespit edilen bazı etkiler cinsiyet

oranlarının değişmesi, cinsiyet tersinimleri, popülasyonların azalması, yumurtlama

ve canlı kalma oranlarının azalmasıdır. Tıbbi birçok kimyasalın kullanım sonucu,

bunların çevresel ortamlardaki taşınımı, bozunumu, dönüşümü, miktarları ve nihai

akıbetleri konularında sınırlı bilgi mevcuttur. .

1. GİRİŞ İbrahim Halil KANAT

11

1.3.1. Çevresel Ortamdaki Tıbbi İlaçların Kaynakları

Yıllık binlerce ton mertebesinde kullanılan tıbbi ilaçlar çeşitli yollarla alıcı

sucul ortamlara taşınmaktadır. Aşağıda Şekil 1.3’te tıbbi ilaçların çevresel sucul

ortamlara muhtemel taşınım yolları gösterilmiştir. Günümüzde Avrupa birliği

ülkelerinde ağrıkesiciler, doğum kontrol, antibiyotik, kalp ilaçları, kolestrol, sinir ve

kemoterapi ilaçları vb. tıbbi ilaç yapımında yaklaşık 3.000 farklı etken madde

kullanılmaktadır. Bunun yanında antibiyotik ve ağrıkesici olarak büyük miktarlarda

veteriner ilaçları da kullanılmaktadır (Fent ve ark, 2005).

Çöpe atılan ilaçlar çöp alanlarından sızıntı suyuna karışarak sucul sistemlere

karışabilmekte ve kirliliğe neden olabilmektedir. Hastahanelerde ve evlerde

kullanılan ilaçların yanında hiç kullanılmadan doğrudan kanalizasyon sistemine ve

çöpe atılan ilaçlarlar da başlıca kirletici kaynaklardır. (Holm ve ark., 1995).

Tarımda veya araziye serilen gübreler ve arıtma çamurları toprağa sızarak

yeraltı sularına, nihai olarak da içme sularına ulaşmakta ve kirliliğe neden

olabilmektedir. Yağışlı havaların etkisi ile bu işlem daha hızlı meydana gelmektedir.

Atıksu arıtma tesislerinde kolayca giderilemeyen tıbbi ilaçlar, akarsulara,

göllere, haliçlere deşarj edilerek yeraltı sularının ve içmesularının kirlenmesine

neden olmaktadır.

1. GİRİŞ İbrahim Halil KANAT

12

Şekil 1.3. Tıbbi İlaçların Çevresel Sucul Ortamlara Muhtemel Taşınım Yolları (Heberer ve ark., 2004)

1.3.2. Çevresel Ortamdaki Tıbbi İlaçların Oluşumları ve Akıbetleri

Atıksu arıtımında çoğunlukla iki giderim prosesi önemlidir; bunlar aktif çamur

adsorpsiyonu ve biyolojik bozunmadır. Adsorpsiyon tıbbi ilacın hem hidrofobik ve

İçme Suları

Güb. Dep

Dışkı (Hastane Atığı)

Kentsel Atıksu

Sucul Kültürler

Tıbbi İlaçlar

Veteriner

İlaçları

Atıksu Arıtma Tesisi

Dışkı (Evlerden )

Kullanılmayan (Tıbbi İlaçlar)

Dışkı

Toz

Evsel Atık Gübre

Arazide Arıtma

Arıtma Çamuru Katı Atık

Uzaklaştırma Alanı

Toprak

Yüzeysel Sular Yeraltı Suları

İlaç Üretim Tesisleri

1. GİRİŞ İbrahim Halil KANAT

13

elektrostatik etkileşim özelliklerine hem de aktif çamurun özelliklerine bağlıdır.

(Ternes, 1998; Kahn ve Ongerth, 2002).

İlaçların birçoğu oldukça polar olup bunun sonucunda çevresel ortamda

oldukça hareketlidirler. Bu nedenle bu ilaçlar yer altı sularına sızabilmektedir. Genel

olarak ilaçların akıbetleri sadece o ilaçların fizikokimyasal özelliklerine bağlı

olmayıp aynı zamanda alıcı çevresel ortamın yapısına (durumuna) da bağlıdır (pH,

yükseltgenme-indirgenme şartları vs.)

1.3.3. Tıbbi İlaçların Ekolojiye Etkileri

Son yıllarda yürütülen birçok çalışma eser miktardaki bu ilaç kalıntılarının

analizleri üzerine yoğunlaşmıştır. Özellikle daha polar organik bileşiklerin

oluşturduğu eser halindeki organik kirleticileri belirleyebilen (ölçebilen) (sıvı

kromotografisi, kütle spektrometresi v.b.) analiz metotlarının geliştirilmesi ile birçok

ülkede sucul ortamlardaki ilaç kalıntıları üzerine çok sayıda çalışma gerçekleştirilmiş

olup bu çalışmalar çeşitli raporlarda özetlenmiştir (Halling-Sorensen ve ark., 1998;

Doughton ve Ternes, 1999; Kümmerer, 2004).

Yapılan çalışmalarda çeşitli tedavi gruplarından 100 farklı ilacın toksisite

verileri elde edilmiştir. Diğer türlerle kıyaslandığında alglerin planktonlara karşı bu

farklı 100 ilaç türlerine karşı çok daha hassas olduğunu, en az hassasiyetin ise

balıklarda olduğu gösterilmiştir (Webb, 2001).

Birçok sucul ortamda yaşayan canlı türü uzun süreli veya tüm yaşamı boyunca

tıbbi ilaç gibi mikrokirleticilerin etkisinde kalabilir. Bu nedenle bu mikrokirleticilerin

kronik potansiyel etkilerinin değerlendirilmesi önem arz etmektedir. Ancak ilaçların

kronik etkileri hakkında veri bulunmamakta olup, bunların kronik toksisite etkileri

genellikle bilinmemektedir. Bu konuda çok daha spesifik çalışmaların yapılması

gerekmektedir. (Halling-Sorensen ve ark., 1998 ve Webb, 2001)

1. GİRİŞ İbrahim Halil KANAT

14

1.4. Tıbbi İlaçların Atıksulardan Giderilmesinde Teknik Olasılıklar

1.4.1.Tıbbi İlaçların Atıksu Arıtma Tesislerinde Giderim Prosesleri

Atıksudan mikro kirleticilerin giderimi için temelde, dört farklı yaklaşım vardır

bunlar;

• Var olan arıtma teknolojilerinin en iyi şekilde optimize edilerek kullanımı,

• Var olan arıtma tesisleriyle yeni son arıtma teknolojilerinin birlikte kullanımı,

• Kaynakta ayırma metotları,

• Kaynak kontrol ölçümleri.

Atıksu arıtma tesislerinin iyileştirilmesi ve kaynakta kontrol önlemlerinin

uygulanması, atıksu deşarj ve alıcı ortam standartlarının geliştirilmesi için geleneksel

yöntemlerdir. Bunlardan kaynakta ayırma son zamanlarda atıksu arıtım çevrelerinde

gittikçe artan bir oranda kabul gören bir yaklaşımdır (Heberer, 2002; Henze, 1997;

Larsen ve Gujer, 2001). Tıbbi ilaçların atıksu arıtma tesisi çıkışlarında ve sucul

ortamlarda eser miktarlarda dahi tespit edilmesi ve bunların sucul ortamlardaki

canlılara olan olumsuz etkilerinin ortaya konması, atıksu arıtma tesisi dizaynlarına

yeni yaklaşımların getirilmesine neden olmuştur. Geleneksel (konvansiyonel) atıksu

arıtma tesisleri büyük hacimlerde ve tesise düzenli gelen organik maddelerin

(öncelikle azot fosfor gibi nütriyentlerin) giderimi üzerine projelendirilmiştir.

Tıbbi ilaçların büyük çoğunluğu organik madde, azot, fosfor gibi nütriyentlerin

giderimi üzerine projelendirilmiş konvansiyonel atıksu arıtma prosesleri ile etkin

olarak giderilememekte ve olumsuz etkiler yapacak konsantrasyonlarda sucul

ortamlara deşarj edilmektedirler. Yapılan bilimsel çalışmalarda bu ilaçların çoğunun

uygulanan atıksu arıtım tesislerinde tamamıyla giderilmediği, bu nedenle çıkış

suyunda bulundukları belirtilmiştir (Ternes, 1998; Boyd ve ark., 2003; Metcalfe ve

ark., 2003; Gomez ve ark., 2007; Gagnéet ve ark., 2006; Roberts ve Thomas, 2006).

Çıkış suyunda bulunan bu kirleticilerin alıcı ortama deşarjıyla yüzey sularına, yeraltı

sularına ve içme sularına karıştığı belirlenmiştir (Sacher ve ark., 2001; Heberer,

2002; Kolpin ve ark., 2002; Bendz ve ark., 2005). Sudan kirleticilerin giderimine etki

eden en önemli faktör doğal (kil, sediment, mikroorganizmalar) veya ortama eklenen

1. GİRİŞ İbrahim Halil KANAT

15

(aktif karbon, koagülant) katı partiküllerin birbirlerini etkileyerek fizikokimyasal

(çökme, flotasyon) veya biyolojik proseslerle (biyolojik ayrışma) giderimidir.

Tipik bir Avrupa ülkesi atıksu arıtma tesisinde biyolojik giderim, tıbbi ilaç gibi

mikrokirleticilerin giderilmesinde en etkili arıtma (giderim) prosesidir. Arıtma

çamurlarının yakıldığı yerlerde adsorpsiyon prosesi de önemli bir giderim verimi

sağlamaktadır. Özel durumlarda, fiziksel prosesler yakılabilecek nitelikte olan yoğun

mikrokirletici içeren çözeltileri oluşturabilirler. Fotokimyasal prosesler sucul

ekosistemlerdeki mikrokirleticilerin giderilmesinde önemli bir katkı sağlarken, atıksu

arıtma tesislerinde daha az rol oynamaktadırlar (Jürgens ve ark., 2002). Çıkış

sularında kimyasal oksidasyon uygulaması henüz deneysel çalışma aşamasında

(evresinde) olan yeni bir arıtma teknolojisidir. Adsorpsiyon mikrokirleticilerin nihai

gideriminde önemli bir proses olup ancak gerçek giderim arıtma çamurlarının

akıbetine bağlıdır. Sıyırma (stripping) sucul ortamdaki mikrokirleticilerin atmosfere

taşınımını sağlamaktadır.

1.4.1.1. Biyolojik Parçalanma

Organik kirleticiler atıksu arıtma tesislerinde 10-5-10-9 g/L konsantrasyon

aralığında bulunurlar (Golet ve ark., 2002). Bu kirleticiler kısmi parçalanırlar; bu

bileşiklerden bazıları giderilemezken, bazıları kısmen ve bazıları da tespit sınırının

altındadırlar (Golet ve ark., 2002).

Günümüzde giderim verimini etkileyen parametreler tam olarak

anlaşılamamıştır. Üzerinde yoğunlaşılan araştırmalarda çamur yaşı, substrat varlığı

(substrat inhibisyonu), redoks şartları (aerobik, anoksik veya anaerobik), adsorpsiyon

ve reaktör konfigürasyonu üzerinde durulmaktadır.

Atıksu arıtma tesislerinde tıbbi ilaçların biyolojik parçalanma ile giderimi

üzerinde yapılan çalışmalar gerçek arıtma tesislerinden ziyade, laboratuar

ortamlarında oluşturulan test sistemlerinde gerçekleştirilmiştir (Kümmerer ve ark.,

2000; Steger-Hartmann ve ark., 1998).

1. GİRİŞ İbrahim Halil KANAT

16

Bir maddenin biyolojik parçalanması oksijen tüketiminin ölçülmesi,

karbondioksit oluşturması veya çözünmüş organik karbon konsantrasyonunun

giderimi ile anlaşılmaktadır.

1.4.1.2. Abiyotik Prosesler

Birçok toksik ve biyolojik olarak ayrışmaya dirençli organik bileşikler,

biyolojik atıksu arıtma tesislerine girmektedir. Biyolojik olmayan, adsorpsiyon,

sıyırma, uçurma gibi abiyotik giderimler bazı durumlarda biyolojik giderimden daha

önemli olabilmektedir ( Metcalf ve Eddy., 2003).

1.4.1.1. (1). Sorpsiyon

Atıksu arıtma tesislerinde organik mikrokirleticilerin aktif çamura sorpsiyonu

iki ana mekanizmaya bağlıdır bunlar; adsorpsiyon ve absorpsiyondur. Absorpsiyon

bir bileşiğin düz ve halkalı grupları ile mikroorganizmaların lipofilik hücre

membranı ve çamurların lipit kısmının hidrofobik etkileşimidir. Adsorpsiyon bir

kimyasalın pozitif yüklü grupları ile biokütlenin negatif yüklü yüzeyi arasındaki

eloktrostatik etkileşimlerdir (Schwarzenbach ve ark., 2003).

1.4.1.1. (2). Sıyırma ve Uçuculuk

Uçucu xenobiotik organik bileşikler (XOCs ) su fazından havaya sıyırma ve

uçurma ile taşınmaktadır. Sıyırma mekanik havalandırmadan dolayı aktif bir proses

iken, uçurma difüzyon ile yönlendirilen pasif bir prosesdir.

1.4.1.1. (3). Abiyotik Hidroliz

Abiyotik hidroliz, su ve xenobiotik organik bileşikler arasındaki reaksiyondur.

Xenobiotik organik bileşiklerin metabolitlerine parçalanması sonucu oluşmaktadır.

1. GİRİŞ İbrahim Halil KANAT

17

Xenobiotik organik bileşiklerden hidrolize karşı hassas olanlar alkil halidler, amidler,

karbamik asitler ve esterlerdir (Connell, 1997).

1.4.1.1. (4). Abiyotik Oksidasyon

Atıksulardaki abiyotik oksidasyon, oksidanlar (O2, NO3- vb.) ve tipik olarak

ilave oksijen içeren xenobiotik organik bileşikler arasındaki reaksiyonlardır. Proses

çözünmüş oksijenin konsantrasyonuna, nitrat ve xenobiotik organik bileşiğin

özelliklerine bağlıdır (Connell, 1997).

1.4.1.3. İleri Arıtma Yöntemleri

Gelişmiş ülkelerde kullanılan tıbbi kimyasalların arıtılması amacıyla ileri

arıtma teknolojileri uygulanmaktadır. Bunlar; Ozonizasyon, ultrafiltrasyon, ters

osmoz gibi yüksek basınçlı membran sistemleri ve aktif karbon adsorpsiyonudur.

1.4.1.4. Fiziko-Kimyasal Arıtma

Biyolojik sistemler gerekli Kimyasal Oksijen İhtiyacı (KOİ) ve Biyolojik

Oksijen İhtiyacı (BOİ5) giderme verimlerini her zaman sağlayamaz. Bu durumda

fazla KOİ, BOİ5 ve Askıda Katı Madde (AKM)’yi gidermek için fizikokimyasal

arıtma uygulanır. En çok kullanılan koagülantlar alüminyum sülfat ve polimerlerdir.

1.4.1.5 Pıhtılaştırma-Yumaklaştırma

Kendiliğinden çökelmeyen ve stabil halde olan bu taneciklerin fiziksel ve

kimyasal etkilerle stabilliğinin bozulması işlemi pıhtılaştırma (koagülasyon) olarak

tanımlanır. Yumaklaştırma (flokülasyon) işlemi ise, pıhtılaşmış taneciklerin

yumaklar teşkil ederek çökelebilir büyüklüğe ulaşmasıdır. (Şengül ve Küçükgül,

1995).

1. GİRİŞ İbrahim Halil KANAT

18

1.4.1.5.(1). Kolloidal Sistem

Çözünmeyen bir maddenin çok küçük tanecikler halinde homojen bir ortamda

dağılmasıyla oluşan sisteme kolloidal sistem denir. Suda bulunan partiküler ve

kolloidal maddelerin boyutları Çizelge 1.4’de gösterilmiştir (Faust ve Aly, 1983).

Çizelge 1.4. Suda Bulunan Partiküller ve Kolloidal Maddelerin Boyutları (Faust ve Aly, 1983)

Partikül Çap(mm) Toplam Yüzey Alanı (m2) Çökelme Süresi (saat)

Çakıllı kum 10 3,14×10-4 8,3×10-5

Kaba kum 1 3,14×10-3 8,3×10-4

Ince kum 0,1 3,14×10-2 8,3×10-3

Silt 0,01 0,314 0,55

Bakteri 0,001 3,14 55

Kolloidler 0,0001 3,17 5520

Kolloidler 0,00001 2835 55188

Kolloidler 0,000001 28350 551880

1.4.1.5.(2). Kolloidlerin Stabilitesi

Kolloidler tanecik yapıyı oluşturan moleküllerin uç kısmında bulunan reaktif

grupların ayrışması veya su ortamında bulunan iyonların tanecik yüzeyinde

adsorblanması ile meydana gelen ve birincil yük olarak adlandırılan bir elektriksel

yüke sahiptir. Su ve atıksu arıtımında karşılaşılan kolloidlerin çoğunun birincil yükü

negatiftir.

1. GİRİŞ İbrahim Halil KANAT

19

Şekil 1.4. Negatif Yüklü Küresel Bir Kolloidin Etrafındaki Benzer Ve Zıt İyonların Dağılımı (Faust ve Aly,1983).

Yükün işareti ve büyüklüğü sıvı fazın iyon içeriği ve pH ile yakından ilgilidir.

Şekil.1.4’de görülen negatif yüklü bir kolloidal taneciğin taşıdığı elektrik yüküne zıt

iyonlar tanecik etrafında birikir ve sabit bir tabaka meydana getirir. Bu tabakanın

dışında yine aynı iyonlardan oluşan ikinci bir tabaka (Gouy Chapman tabakası)

vardır. Bu iki tabakaya çift tabaka denir. Çift tabakada kolloidin yüküne zıt yükler

bulunmasına rağmen aynı yüklü iyonlarda bulunur. Tanecik yüzeyinden uzaklaştıkca

1. GİRİŞ İbrahim Halil KANAT

20

+ ve - yükler denkleşmeye başlar ve belli bir mesafede konsantrasyonlar birbirine

eşit olur. Bu noktaya izoelektrik nokta denir ve bu noktada potansiyel sıfırdır.

Tanecikler birlikte hareket eden sıvı tabaka ile birlikte hareket etmeyen sıvı tabaka

arasındaki yüzeye kesme yüzeyi denir. Kesme yüzeyindeki elektrostatik potansiyele

de zeta potansiyeli denir ve bu yüzey ayrılma düzlemini karekterize eder.

1.4.1.5.(3). Kolloidlerin Destabilizasyonu

Kolloidal destabilizasyon, kolloidlerin stabilliğinin bozularak taneciklerin

agregasyon teşkil etmesidir. Destabilizasyon pıhtılaştırma-yumaklaştırma işleminin

ilk safhası olan pıhtılaştırma sürecinde gerçekleşir. 4 farklı destabilizasyon

mekanizması vardır. Bunlar çift tabakanın sıkıştırılması, adsorbsiyonla yük

nötralizasyonu, çökelek içinde tutma ve adsorbsiyonla tanecikler arası köprü

oluşturma olarak sıralanır (Faust,1983).

Çift Tabakanın Sıkıştırılması: Ortama ilave edilen zıt yüklü iyonlar çift tabakaya

girer. Çift tabakada zıt yüklü iyonların derişiminin artması çift tabaka kalınlığını

azaltarak zeta potansiyelinin düşmesine neden olur. Böylece benzer tanecikler

arasında itme kuvvetleri azalaır ve destabilizasyon meydana gelir.

Adsorbsiyon ile Yük Nötralizasyonu: Zıt yüklü iyonların ilavesi ve hızlı

karıştırmanın etkisiyle kolloidin yüzeyi etkili bir şekilde katyonlarla kaplanır.

Görünür flok teşkilinden önce gerçekleşen bu olay sonucunda oluşan mikrofloklar

H+ adsorbsiyonundan dolaylı asit ortamda bir pozitif yük tutar. Bu mikrofloklar

kolloidal partikülleri kaplayarak onları nötralize eder. Bu şekilde zeta potansiyeli

azalır ve tanecik destabilize olur. Zeta potansiyeli sıfır olduğunda optimum

pıhtılaşma gerçekleşir ve izoelektrik nokta olarak tanımlanır (Eckenfelder, 1989).

Çökelek İçinde Hapsetme: Belirli metal tuzları [ Al2(SO4)3, FeCl3 ] suya

eklendiğinde, metal hidroksit formunda hızlı bir tortu oluşumu gözlenir. Kolloidler

ya bu tortuların çekirdeğini oluşturarak ya da tortu yoğunları içerisinde kalarak

destabilize olurlar (Duran, 1997).

Tanecikler Arasında Köprü Oluşumu: Polimer molekülü tanecik yüzeyinde

reaksiyona girebilecek reaktif gruplar içerir. Polimerler ortama ilave edildiğinde

1. GİRİŞ İbrahim Halil KANAT

21

reaktif gruplar tanecik yüzeyinde tutulur. Şekil 1.5' de polimerlerin taneciklerle

köprü oluşturma reaksiyonları şematik olarak gösterilmiştir.

Polimer molekülünde bulunan uyumlu uçlar tanecikle temas ettiğinde bu

uyumlu uçlar tanecik yüzeyinde adsorblanır. Polimerin serbest ucu başka bir uyumlu

tanecikle temas ederse bu uç da yüzeyde tutulur ve köprü oluşur. Polimerin serbest

ucu başka bir tanecikle temas edemezse, bu uç aynı tanecik yüzeyinde tutulur ve

köprü oluşumu gerçekleşmez. Tanecik yeniden stabil olur. Aşırı polimer ilavesi

sonucu tanecik yüzeyinde birden fazla uç tutunacağından köprü oluşmaz ve tanecik

stabil olur. Uzun süreli karıştırmalar neticesinde flok partikülü parçalanır ve

parçalanan floklar yeniden stabil olur.

Şekil 1.5. Kolloidlerin Polimerler İle Köprü Oluşturma Şekli ( Şengül ve Ark., 1995).

1.4.1.6 Yumaklaştırma Mekanizması

Destabilize olmuş taneciklerin çarpışarak daha büyük ve çökebilir floklar

haline gelmesi yumaklaştırma işlemi olarak tanımlanmaktadır. Destabilize olmuş

taneciklerin yumaklaştırılmasında üç mekanizma etkin rol oynar, Bunlar perikinetik

1. GİRİŞ İbrahim Halil KANAT

22

yumaklaşma, ortokinetik yumaklaşma ve çökelme hızları farkından dolayı

yumaklaşmadır (Faust, 1983).

Destabilize olmus taneciklerin yumaklaştırılmasında üç mekanizma etkin rol

oynar. Bunlar;

1. Perikinetik Yumaklaşma

2. Ortokinetik Yumaklaşma

3. Çökelme Hızları Farkından Dolayı Yumaklasmadır.

1.5. Koagülant Maddeler

Pıhtılaştırma-yumaklaştırmada genellikle metal tuzları ve sentetik polimerler

kullanılır. Su ve atıksu arıtımında yaygın olarak kullanılan metal tuzları

(koagülantlar) Çizelge 1.5' de verilmiştir.

Pıhtılaştırma tam olarak koagülant dozuna ve ortamın pH’ına bağlıdır.

Alüminyum tuzları ile optimum koagülasyon pH 5-7, demir tuzları ile pH 4-10

arasında gerçekleşir. Bu tip pıhtılaştırma işleminde kolloidler hidrate polimerik yapı

içerisinde tutulur. Su ve atıksu arıtma işlemlerinde en çok kullanılan koagülant Alüm

[Al2(SO4)3.18H2O] dür. Alüminyum hidroksit genellikle Al2O3.xH2O kimyasal

formundadır ve amfoterdir. Hem baz hemde asit gibi davranış gösterebilir. Alüm

flokları yaklaşık olarak pH=7’de en az çözünür durumdadır. pH=7,6’nın altında flok

yükü pozitif, pH 8,2’nin üstünde negatiftir (Eckenfelder, 1989 ).

Pıhtılaştırma - yumaklaştırma işleminin etkin bir şekilde gerçekleşmesi için

ortamda jelatinimsi magnezyum hidroksit [Mg(OH)2] çökeleklerininde bulunması

gerekir. Mg(OH)2 yüksek pH seviyelerinde iyi çökelir (Eckenfelder, 1989).

1. GİRİŞ İbrahim Halil KANAT

23

Çizelge 1.5. Koagülant Olarak Kullanılan Maddeler(Göknil ve Ark. ,1984) Bileşik Adı Formülü Molekül Ağırlığı Özelliği

Alüminyum Sülfat

Sodyum Alüminat

Demir III Klorür

Demir III Sülfat

Demir II Sülfat

Sönmemiş Kireç

Sönmüş Kireç

Al2(SO4)3.18H2O

NaAlO2

FeCl3.6H2O

Fe2(SO4)3.9H2O

FeSO4.7H2O

CaO

Ca(OH)2

666

82

270

562

278

56

74

Asidik

Alkali

Asidik

Asidik

Asidik

Alkali

Alkali

1.5.1. Çökelme

Suda askıda bulunan ve sudan daha ağır olan katı maddelerin yerçekimi

etkisiyle sudan ayrılması olayıdır. Askıda katı madde ihtiva eden bir sıvı, durgun

veya yarı durgun bir ortama bırakılırsa, sıvıdan daha ağır olan partiküller çökelirken

hafif olanlar sıvı içinde yükselir. Sularda ve atık sularda bulunan partiküllerin

birçoğu yumaklaşan karakterdedir.

Askıda katı madde konsantrasyonuna ve parçacıkların birleşme özelliğine göre

sudaki katı maddelerin çökmesi dört şekilde olur;

Serbest Çökelme

Engelli Çökelme

Örtü Çökelme

Sıkışma Çökelme

Münferit Tanelerin Çökelmesi

Süspansiyonların Çökelmesi

Yumaklaşan Süspansiyonların Çökelmesi

Serbest Çökelme: Seyreltik süspansiyonlarda yumaklaşma özelliği

göstermeyen ayrı parçacıkların çökelmesidir. Tanelerin çökelmesi klasik

çökelme teorisine göre gerçekleşir. Çökelme parçacık ve akışkanın özelliğine

bağımlıdır. Kum tanelerinin çökelmesi bunun tipik örneğidir.

1. GİRİŞ İbrahim Halil KANAT

24

Engelli Çökelme: Seyreltik süspansiyonlarda birleşme özelliği gösteren parçacıklar

yumaklaşarak çökelirler. Çökelme hidrolik koşullara, hız değişimine, sıcaklığa,

parçacık büyüklüğüne ve konsantrasyonuna ayrıca çöktürme tankının derinliğine

bağlıdır.

Örtü Çökelme: Derişik süspansiyonlarda (>2000 mg/L) parçacıklar birbirleriyle

birleşerek kütleler halinde çökelirler. Çökelme gerçekleştikçe; kütlenin üzerinde

nispeten temizlenmiş bir sıvı hacmi meydana gelir ve sıvı-katı ara yüzeyi belirgin bir

şekilde ortaya çıkar. Bu tip çökelme hızı partikül konsantrasyonunun ve

büyüklüğünün bir fonksiyonudur (Vesilind, 1965).

Sıkışma Çökelme: Bu tip çökelme, partiküllerin birbirine değmesiyle baslar.

Çökelme birbiri üzerine gelen partiküllerin sıkışması ile ortaya çıkar. Partikülleri

destekleyen kuvvet kısmen hidrolik kısmen de mekaniktir (Handley, 1974). Bu

olaya; çamur kütlesinin dip kademelerinde, ikincil çökeltme birimlerinin diplerinde

ve çamur yoğunlaştırma işlemlerinde rastlanır.

Münferit Tanelerin Çökelmesi: Şekli, büyüklüğü ve ağırlığı çökelme sırasında

değişmeyen bir tanecik durgun halde bulunan bir sıvı içinde çökelmeye bırakılırsa

taneciğin hızı, sıvının göstereceği mukavemet taneyi hareket ettiren kuvvete eşit

oluncaya kadar artar. Bundan sonra tanecik sabit bir hızla yoluna devam eder.

Süspansiyonların Çökelmesi: Bir partikülün çökelme hızı, onun ağırlığına,

büyüklüğüne, şekline, sıvının

viskozitesine ve yoğunluğuna bağlı olmakla beraber, aynı zamanda partikülün bir

yüzeye veya diğer partiküllere yakınlığına da bağlıdır.

Yumaklaşan Süspansiyonların Çökelmesi: Su ve atıksulardaki katı maddeler

kolloidal partiküller halinde bulunur. Çapları çok küçük olan partiküllerin çökelme

hızları oldukça düşüktür. Bu partiküller herhangi bir yöntemle koagülasyona veya

flokülasyona uğratılırsa, çapları büyümekte ve normal bir şekilde çökelebilmektedir.

Yumaklaşan bir süspansiyon için çökelme hızlarının hesabında uygulanabilecek

teorik bir ifade gelistirmek güçtür. Bununla birlikte, yumaklaşan bir süspansiyonun

çökelme hızı deneysel yollarla elde edilmekte ve yolun bir fonksiyonu olarak

belirtilmektedir (Bond, 1961).

2. ÖNCEKİ ÇALIŞMALAR İbrahim Halil KANAT

25

2. ÖNCEKİ ÇALIŞMALAR

Garrison ve arkadaşlarının yaptıkları çalışmada; atıksu arıtma tesisi çıkışında

tespit edilen ilk tıbbi ilaç, klorofibrik asittir. Klorofibrik asitin atıksu arıtma

tesisindeki çıkış konsantrasyonunun 0.8-2 µg/L olduğu bildirilmiştir (Garrison ve

ark., 1976).

Poiger ve ark., (2000), yaptıkları çalışmada atıksu arıtma tesisi girişi ve çıkışı

diklofenak konsantrasyonunu ölçmüşler ve giderim veriminin % 5-50 gibi geniş bir

aralıkta değişim gösterdiğini bildirmişlerdir.

Heberer (2002), Sucul çevredeki tıbbi ilaçların durumunun çevre kimyasının

önemli bir konusu olduğunu bildirmiştir. Avusturya, Kanada, İngiltere, Almanya,

Yunanistan, İtalya, İspanya, İsviçre, Hollanda ve Amerika'da yürütülen bazı

araştırmalarda sucul çevrede 80'den fazla bileşik, tıbbi ilaç ve çeşitli ilaç

metabolitlerine saptandığını bildirmiştir. Bu çalışma PPCP’lerin belediye atık su

arıtma tesisleri tarafından giderilemediğini böylece yüzey sularına ve hatta yer altı

sularına bulaştığını göstermiştir.

Jones ve arkadaşları (2002), İngiltere'de Ulusal Sağlık Servisi'nin 2000

yılında tıbbi ilaçlarla ilgili değerlendirme yaptığını belirtmişlerdir. Çalışmada

eritromisinin yılda 26483.73 kg/yıl ve aspirinin 18105.89 kg/yıl olarak kullanıldığı

rapor edilmiştir.

Sebastine ve Wakeman (2003), farmasötik maddelerin tüketimi ve

kullanımını araştırmışlardır. Çeşitli farmasötik maddelerin boşaltım veya endüstriyel

atıklar yoluyla çevreye girişini bildirmişlerdir. Farmasötik maddeler eğer tamamen

parçalanmazlarsa veya arıtılmazlarsa, alıcı ortamlara ulaşabilirler. Bu maddelerin

biyolojik parçalanmasıyla ilgili çok az çalışma bulunmaktadır. Çalışmada ayrıca

çevresel risk değerlendirmesi ve sudan bu maddelerin giderimi için yöntemler

önerilmiştir.

Wiegel ve arkadaşları (2004), 1998 yılında yapılan çalışmalarda diclofenac,

ibuprofen ve carbamazepine, çeşitli antibiyotikler ve kolestrol ilaçlarına

rastlanmıştır. 1999 ve 2000 yıllarında yapılan çalışmalarda ilaçların (phenazone,

2. ÖNCEKİ ÇALIŞMALAR İbrahim Halil KANAT

26

isopropyl-phenazone ve paracetamol) metabolitleri, toplam tıbbi ilaç

konsantrasyonuna önemli miktarda katkıda bulunduğunu belirtmişlerdir.

Carballa ve ark., (2005), koagülasyon-flokülasyon ve flotasyon gibi, iki

fizikokimyasal prosesle kanalizasyon atıksuyu içinde mevcut bazı tıbbi ilaçlar ve

personel bakım ürünleri’nin giderimini araştırmışlardır. Koagülasyon-flokülasyon

analizleri sonucu diklofenak, galaxolide ve tonalid’in %70 giderildiği, diazepam,

carbamazepin, ibuprofen ve naproksen’in %25’den daha az miktarda giderildiği

gözlemlenmiştir. Flotasyon analizleri farklı iki sıcaklık (12 ve 25 0C) ve atıksuyun

farklı iki yağ içeriğinde (60 mg/L ve 150 mg/L) çalışılmıştır.

Auriol ve arkadaşları (2006), endokrin sistemini bozan kimyasalların

(östrojenler ve alkil fenoller) giderimiyle ilgili çok sayıda arıtma işlemini

araştırmışlardır. Çalışmada fiziksel, kimyasal, biyolojik arıtma işlemlerinin yanında,

ileri arıtma yöntemleri de ele alınmıştır. İleri arıtım prosesiyle rekalsitrant (inatçı)

bileşiklerin giderildiğini, membran biyoreaktörlerin adsorpsiyon ve biyolojik

parçalanma işlemleriyle birleştirildiğinde endokrin sistemini bozan kimyasalların

yanı sıra karbon, azot ve fosforu da giderdiğini belirtmişlerdir.

Carlsson ve arkadaşları (2006), tıbbi ilaçların çevreye etkileri konusunda

İsveç Tıbbi Ürünler Ajansı’na resmi bir rapor hazırlattığını belirtmişlerdir. Raporda

biyolojik parçalanma, çevresel olaylar ve İsveç’teki satış istatistikleri göz önüne

alınarak, risk değerlendirmesi için aralarında Ranitidin’nin de bulunduğu 27 tıbbi ilaç

seçilmiştir. Bu maddelerin çoğu için eksik bilgiler olmasına rağmen, 9 tıbbi ilaç

sucul çevre için tehlikeli olarak tanımlanmıştır.

Fent ve arkadaşları (2006), daha önce yapılan çalışmalarda farmasötikler

hakkında varolan bilgileri özetlemişlerdir. Sucul çevrede hangi tip farmasötiklerin

hangi konsantrasyonlarda bulunduğunu, atıksu arıtma tesislerindeki ve yüzey

sularındaki durumlarını, sucul organizmalar üzerine olan akut ve kronik

ekotoksikolojik etkilerini araştırmışlardır.

Gomez ve arkadaşları (2006), seçtikleri on altı tıbbi ilacı içeren hastane

atıksularının ölçümünde yeni bir metot geliştirmişlerdir. 7-47 ng/L arasındaki

konsantrasyonda çalışmışlardır. Geliştirilen analitik metodun hastane atıksularının

ölçümü için uygun olduğu tespit edilmiştir.

2. ÖNCEKİ ÇALIŞMALAR İbrahim Halil KANAT

27

Sarmah ve arkadaşları (2006), Veteriner antibiyotikleri, çoğu ülkede hayvan

sağlığını korumak için geniş oranda kullanıldığını belirtmişler. Bu antibiyotikler aynı

zamanda hayvanların büyüme hızlarını da etkilemişlerdir. Çalışmada antibiyotiklerin

kimyasal yapısı, doğası, varlığı, toprak organizmaları, bitkiler ve bakteriler

üzerindeki etkileri araştırılmıştır.

Jones ve arkadaşlarının yaptıkları çalışmada; atıksu arıtımı süresince tıbbi

ilaçların büyük bir çoğunluğunun durumu hala tam olarak bilinmemesine rağmen,

daha önce yapılmış olan çalışmalar, bu bileşiklerin klasik atıksu arıtma

teknolojileriyle tam olarak giderilmediğini göstermiştir. Bu ilaçların bazılarının

çevrede nispeten parçalanırken, diğerlerinin biyolojik parçalanmaya karşı dirençli

olduğu tespit edilmiştir (Jones, ve ark., 2007) .

Nikolaou ve arkadaşları (2007), su ve atıksu çevrelerinde farmasötiklerin

varlığını araştırmışlardır. Çevrede farmasötiklerin ve onların metabolitlerinin

varlığının önemli bir ilgi alanı olduğunu belirtmişlerdir. İnsan ve veteriner

famasotiklerinin artan bir şekilde kullanıldığını ve bu farmasötiklerin canlı

organizmalar üzerine olumsuz etkiler yapabileceğini vurgulamışlardır.

Velagaleti ve arkadaşları (2007), çevrede farmasötik kimyasalların

saptanmasını ve insan sağlığı üzerindeki risklerini araştırmışlardır. Farmasötiklerin

yaşam döngüsünü tartışmakla birlikte potansiyel çevresel maruziyet, kullanım, atık

minimizasyonu ve giderimlerini daha önce yapılan çalışmalarla birlikte

özetlemişlerdir.

Feldmann ve arkadaşları (2008), ağrı kesici ilaç sınıfına giren metamizolün

varlığını Almanya’nın Berlin şehrinde askeri bir hastane, şehir kanalizasyon sistemi

ve atıksu arıtma tesisinden alınan numunelerde incelemişlerdir.

Kabak (2008), diklofenak, parasetamol, ibuprofen ve naproksenin kesikli

sistemde canlı aktif çamur tarafından adsorpsiyonla giderim özelliklerini

incelemiştir. Giderim verimi ilaç türüne bağlı olarak %40-79 arasında değişim

göstermiştir. Yapılan denge deneylerinde elde edilen sonuçlar Langmuir ve

Freundlich izoterm modellerine uygulanmış ve her bir ilacın aktif çamur tarafından

adsorpsiyonunun Freundlich izotermine daha iyi uyum gösterdiği tespit edilmiştir.

Her bir ilacın canlı aktif çamur tarafından adsorplanma kinetikleri incelenmiş ve

2. ÖNCEKİ ÇALIŞMALAR İbrahim Halil KANAT

28

adsorpsiyon hızlarının yalancı ikinci dereceden hız modeline uyduğu bulunmuştur.

Çalışmada ayrıca deneysel olarak elde edilen değerler adsorpsiyon katsayılarının

(Kd) hesaplanmasında da kullanılarak canlı aktif çamurun ilaçları adsorplama

özellikleri değerlendirilmiştir.

Kemper (2008), Antibiyotiklerin, metabolitlerinin veya onların parçalama

ürünlerinin tarımda kullanılan gübreler yoluyla veya hayvanların meraya

bırakılmasıyla direk olarak sucul ve karasal çevrelere ve sürüklenmeler yoluyla

toprağın derin tabakalarına ulaştığını belirtmişlerdir. Bazı antibiyotiklerin çevrede

özellikle toprakta uzun süre kaldığını, diğerlerinin ise çok hızlı parçalandığını

kaydetmiştir.

Zhang ve arkadaşları (2008), Yapılan çalışmada sucul çevrelerde

farmasötiklerin büyük oranda bulunduğundan söz etmişlerdir. Bu farmasötikler

arasında carbamazepine ve diclofenakın en yüksek seviyelerde saptandığını rapor

etmişlerdir. Her iki ilacın çevresel etkilerinin değerlendirilmesi için tüketim

değerlerini tahmin etmişlerdir. Bu farmasötiklerin metabolitlerinin de sularda aynı

konsantrasyonlara sahip olduğunu belirtmişlerdir. Her iki ilacın da varlığını, atıksu

arıtma tesislerinde, yüzey sularında, içme sularında ve yer altı sularında

araştırmışlardır. Çalışmada bu ilaçların kimyasal, fiziksel ve fizikokimyasal

özellikleri de belirlenmiştir.

Kümerer (2009), sucul çevrede antibiyotiklerle ilgili daha önce yapılmış

çalışmaları araştırmıştır. Son on yılda büyük miktarda antibiyotik kullanılmasına

rağmen, çevrede bu maddelerin varlığının son yıllarda fark edilmeye başladığını

belirtmiştir.

Prasse ve arkadaşları (2009), aerobik sediment su sisteminde ivermektinin

çevresel durumunu araştırmışlardır. Maksimum dağılma katsayılarını Kd= 160 L/kg

ve Koc= 3550 L/kg olarak hesaplamışlardır.

Türkdoğan ve Yetilmezsoy (2009), Türkiye’de insanlar tarafından kullanılan

antibiyotik bileşikler ile ilgili bir risk değerlendirmesi yapmışlardır. Çalışmada

Türkiye’deki antibiyotiklerin kapsamlı bir analizi, 2007 yılında Türkiye’de

antibiyotik tüketimi ile birlikte potansiyel çevresel risk değerlendirmesi

yürütülmüştür.

2. ÖNCEKİ ÇALIŞMALAR İbrahim Halil KANAT

29

Postigo ve arkadaşları (2010), İlaçları ve onların metabolitlerini çevreye

yayılan organik kirleticiler olarak tanımlamışlardır. Kokain, benzoylecgonine,

ephedrine ve ecstasy sucul ortamlarda en fazla bulunurken, liserjik bileşikleri, heroin

ve onların metabolitleri olan 6-monoacetyl morphine, ve Δ9-tetradhydrocannabinol

daha az tespit edilmiştir. Atıksu arıtma tesislerindeki giderim oranları % 45 ile % 95

arasında değişmektedir. Bazı farmasötikler örneğin kokain ve amphetamine % 90'ın

üzerinde giderim gösterirken, ecstasy ve methamphetamine, hiç bir şekilde giderim

göstermemiştir.

Tambosi ve arkadaşları (2010), atıksu artıma tesislerinde, yeraltı sularında,

içme sularında ve yüzey sularında farmasötik bileşiklere rastlandığını belirtmişlerdir.

Sonuç olarak bu bileşiklerin atıksu arıtma tesislerinde minimize edilmesinin

gerekliliğini vurgulamışlardır.

2. ÖNCEKİ ÇALIŞMALAR İbrahim Halil KANAT

30

3. MATERYAL VE METOD İbrahim Halil KANAT

31

3. MATERYAL VE METOD

3.1. Materyal

3.1.1. Çalışmada Kullanılan Tıbbi İlaçlar ve Özellikleri

Deneysel çalışmada insanlar için kullanılan ilaç (Diklofenak (Diklofenak

Sodyum)) piyasada en fazla tüketilmesi nedeniyle seçilmiştir. Hayvanlar için

kullanılan ilaçlar (Gentamisin sülfat, Metamizol Sodyum, İvermektin) ise yine en

fazla tüketilenler göz önüne alınarak belirlenmiştir. Hem beşeri ve hem veteriner

ilaçları piyasaya sunulmuş haliyle ecza deposundan temin edilmiştir. Koagülant

madde olarak alüm ( OH18)SO(Al 2342 ), demir (III) klorür ( OH6FeCl 23 ) ve

magnezyum klorür ( OH6MgCl 22 ) kullanılmıştır ve yardımcı koagülant olarak da

profillit kullanılmıştır. Ayrıca pH ayarlamak için 1M NaOH ve HCl çözeltileri

kullanılmıştır. Arıtılabilirlik çalışmaları Şekil 3.1’de şematik olarak gösterilen,

karıştırma hızı 0-120 devir/dakika arasında olan ve her pedal için ayrı ayarlanabilen

jar test düzeneğinde yapılmıştır.

Şekil 3. 1. Jar testi düzeneği

3.1.1.1.Diklofenak (Diklofenak Sodyum)

Diklofenak-Sodyum anti-inflamatuar, analjezik ve antipiretik etkiye sahiptir.

Özellikle romatizmal olgularda, ağrı, sabahları görülen katılık ve eklem

3. MATERYAL VE METOD İbrahim Halil KANAT

32

enflamasyonlarında yarar sağlarken fonksiyonları da düzeltir. İntramüsküler yoldan

uygulanan 75 mg diklofenak sodyum (bir ampul) yaklaşık 20 dakika içerisinde

plazmadaki doruk düzeyine ulaşır. Plazma konsantrasyonu, verilen dozla doğru

orantılıdır. Önerilen doz ve sürelerde kullanıldığında plazmada birikim yapmaz.

Diklofenak Sodyum'un %99'undan fazlası, geri dönüşümlü olarak plazma albuminine

bağlanır. Terminal yarı ömrü 1-2 saattir. En yüksek plazma düzeyine ulaşıldıktan 2-4

saat sonra sinoviyal sıvıda da doruk düzeylere erişilir ve bu konsantrasyonda,

plazmadakinden daha yüksek olarak kalır. Biyotransformasyonun çoğunluğu

hidroksilasyonla oluşan metabolitleri ve %1'den az miktarı değişmeyen molekül

biçiminde idrarla atılır. Geri kalan kısmının atılması ise fecesledir.

Diklofenak-Sodyum kokusuz, hafifçe sarımtırak beyaz-bej renginde hafif

hidroskopik kristalize toz halindedir. Aşağıda Şekil 3.2’de diklofenak-sodyum etken

maddesi ve yapısal formülü Çizelge 3.1’de ise fiziksel-kimyasal ve diğer özellikleri

verilmiştir. Diklofenak metanolde kolayca çözünürken sulandırılmış asit ve

kloroformda pratik olarak çözünmez. Suda ise yavaş ve zor çözünmektedir. İnsan

plazmasında ve üresinde diklofenak’ın 5 metaboliti tesbit edilebilmiştir. Bunlar 4'-

hydroxy-, 5-hydroxy-, 3'-hydroxy-, 4',5-dihydroxy- ve 3'-hydroxy-4'-methoxy

diklofenak’tır (Todt ve Sorkin, 1988).

Şekil 3.2. Dilofenak, Diklofenak Sodyum Etken Maddesi ve Yapısal Formülü

3. MATERYAL VE METOD İbrahim Halil KANAT

33

Çizelge 3.1. Diklofenak-Diklofenak Sodyumun Fiziksel-Kimyasal ve Diğer Özellikleri

Diklofenak-Diklofenak-Sodyum Diklofenak Diklofenak Sodyum

İlaç Sınıfı Nonsteroidal, Antipiretik ve Analjezik CAS Numarası 15307-86-5 15307-79-6

Kimyasal İsmi 2-[2-(2,6-diklorofenil) aminofenil] asetik asit-monosodyum tuzu

Kimyasal Formülü C14H11Cl2NO2 C14H11Cl2NO2-Na

Yapısal Formülü

Moleküler Ağırlığı [g/mol] 296,16 318,14 Sudaki Çözünürlüğü [mg/L] 2,37 21.300 Erime Noktası [ C0] 156-158 283-285 Henry Yasası Sabiti [atm-m3/mol] 4,73*10-12 - Buhar Basıncı [mm Hg] 6,14*10-8 Log Kow 1,10-4,51 1,10-4,51 pKa 4-4,2 - Plazma Yarılanma Ömrü [sa] 1-2 1-2 UV Spektrumu (Dalgaboyu) (λmax) nm 254-282 254-282

Çözünürlüğü Metanolde kolay,suda az çözünür Metanolde kolay,suda az çözünür

Fiziksel Görünümü Kristalize toz Kristalize toz Kokusu Kokusuz Kokusuz

Biyolojik Dönüşümü Kolayca Biyolojik Dönüşüme Uğramaz

Kolayca Biyolojik Dönüşüme Uğramaz

3.1.1.2. Gentamisin Sülfat

Gentamisin Sülfat sığır ve atlarda duyarlı bakteriler tarafından meydana

getirilen solunum, sindirim ile yumuşak doku enfeksiyonlarında kullanılır.

Gentamisin Micromonospora purpurea kültüründen elde edilen,

aminoglikozid grubu bir antibakteriyel olup, bakterisid etkilidir. Bakterilerde

ribozomları etkileyip protein sentezini engelleyerek etkili olmaktadır.

Gentamisine başlıca duyarlı bakteriler; Enterobacter sp. E. Coli, Klebsiella

sp., Serratia sp., Yersinia sp., Campylobacter sp., Haemophilus sp., Pasteurella sp

olarak belirtilmiştir.

Gentamisin kas içi enjeksiyondan sonra 1-2 saat içinde gentamisinin etkili

olduğu bakterilere karşı bakterisit etki yapan zirve serum düzeyine ulaşır. Kandaki

3. MATERYAL VE METOD İbrahim Halil KANAT

34

terapötik konsantrasyonu 8-10 saattir. Vücutta başlıca hücre dışı sıvıda dağılır.

Böbrek, kas ve karaciğerde toplanır. Gentamisin’in tamamına yakını (%70 veya daha

fazlası) 24 saat içinde idrarla atılır, safra yolu ile atılım minimal düzeydedir.

Şekil 3.3.'de Gentamisin Sülfat'ın piyasadan temin edilmiş ticari formu

verilmiştir.

Şekil 3.3. Gentamisin Sülfat'ın ticari olarak piyasada bulunan formu

Çizelge 3.2.'de Gentamisin Sülfat'ın fiziksel-kimyasal ve diğer özellikleri

verilmiştir.

3. MATERYAL VE METOD İbrahim Halil KANAT

35

Çizelge 3.2. Gentamisin Sülfat'ın Fiziksel-Kimyasal ve Diğer Özellikleri

GENTAMİSİN SÜLFAT İlaç Sınıfı Antibakteriyel CAS Numarası 1403-66-3 Kimyasal İsmi 2-[4,6-diamino-3-[3-amino-6-(1-

methylaminoethyl)oxan-2-yl]oxy-2-hydroxycyclohexyl]oxy-5-methyl-4-methylaminooxane-3,5-diol

Yapısal Formülü

Mol Kütlesi (g/mol) 477.6 Sudaki Çözünürlüğü (mg/L) 104

Erime Noktası (0C) 102-108 Log Kow - pH - Plazma Yarılanma Ömrü [sa] 2 UV Spektrumu (Dalgaboyu) (λmax) nm

255

Çözünürlüğü Suda Fiziksel Görünümü Sıvı Kokusu Kokusuz

3.1.1.3. İvermektin

İvermektin, Streptomyces avermilitis kültüründen elde edilen makrosiklik

lakton grubu bir bileşiktir ve 22,23 dihidroavermektin B1a (H2B1a) (en az %80) ve

22,23 dihidroavermektin B1b (H2B1b) (en çok %20)’nin karışımıdır. İvermektin

parazitlerin motorik ganglion sinapsislerinde (nematodlar) veya nöyromuskuler son

plaklarda (artropodlar) Gama Amino Butirik Asit (GABA) salgısını artırmak

suretiyle klor (Cl-1) kanallarını açık tutarak motorik sinir impulsunun geçişini önler;

3. MATERYAL VE METOD İbrahim Halil KANAT

36

parazit felç olur ve ölür. Buna karşılık ivermektin memeli hayvanlarda kan/beyin

bariyerini aşıp merkezi sinir sistemi içinde yer alan GABA-erjik sinirlere yeterince

nüfuz edemediği için, konak hayvana zarar vermeksizin parazitleri öldürür.

Deri altı uygulamada maksimal plazma konsantrasyonuna erişme zamanı

ortalama 1.3 gün, plazma eliminasyon yarı ömrü koyunlarda ortalama 3.5 gün,

sığırlarda 8 gündür. Plazma proteinlerine bağlı olarak taşınır. Dağılım hacmi

yüksektir. Beyin-omurilik sıvısı hariç bütün dokulara, vücut sıvısına nüfus eder. Yağ

dokularında depolanarak yavaş yavaş salındığı ve elimine edildiği için parazit

türlerine göre 2-4 hafta arasında değişen kalıcı etkisi vardır. Esas olarak safra salgısı

ile ve çok düşük oranda da idrarla atılır. Atılan maddenin %90’dan fazlası metabolize

olmamış ana bileşiktir.

Sığır ve koyunlarda iç ve dış parazitlerin mücadelesi ve kontrolünde

kullanılır. Sığırlarda; Haemonchus placei, Thelezia sp., Dictyocaulus viviparus,

Hypoderma bovis, Dermatobia hominis, Boophylus sp. ve Ornithodorus savignyi’nin

koyunlarda ise Melophaga ovinus, Oestrus ovis, Chrysomia bezziani ,Haemonchus

placei ve Boophylus sp. parazitleriyle mücadelede başarıyla kullanılır.

Şekil 3.4.'de İvermektin'in piyasadan temin edilmiş ticari formu verilmiştir.

Şekil 3.4. İvermektin'in ticari olarak piyasada bulunan formu.

Çizelge 3.3.'te İvermektin'in fiziksel-kimyasal ve diğer özellikleri verilmiştir.

3. MATERYAL VE METOD İbrahim Halil KANAT

37

Çizelge 3.3. İvermektin'in Fiziksel-Kimyasal ve Diğer Özellikleri

İVERMEKTİN

İlaç Sınıfı Antiparazit

CAS Numarası 70288-86-7 71827-03-7

Kimyasal İsmi 22,23-hidroavermektin

Yapısal Formülü

Mol Kütlesi (g/mol) Bileşik BIa=874 Bileşik BIb=860

Sudaki Çözünürlüğü (mg/L) 4

Erime Noktası (0C) 157-162

Log Kow -

pH -

Plazma Yarılanma Ömrü [sa] 18

UV Spektrumu (Dalgaboyu) (λmax)

nm

245

Çözünürlüğü Etanol, Metanol, Diklorometan ve

Toluen'de çözünür, Hekzan'da çözünmez

Fiziksel Görünümü Beyaz opak veya beyaz kristal toz

Kokusu Kokusuz

3. MATERYAL VE METOD İbrahim Halil KANAT

38

3.1.1.4. Metamizol Sodyum

Metamizol Sodyum, enjeksiyonluk çözelti, sığır, at ve köpeklerde analjezik,

antipiretik, spazmolitik ve antiromatizmal etki amacıyla kullanılan, bir pirazolün

türevi olan piramidon molekülünün değiştirilmesi ile elde edilmiş non-steroid bir

antienflamatuvardır. Evcil hayvanlarda her türlü ağrı ve sancı durumlarında

parenteral kullanılan analjezik, spazmolitik, antipiretik, antiromatizmal ve genel

sedatif etkili bir preparattır. Merkezi sinir sistemindeki ağrı ile ilgili merkezlerin ağrı

algılama eşiğini yükseltmek suretiyle analjezik etki gösterir. Otonom merkezleri

uyararak antispazmotik etki oluşturur. Dolayısıyla peristatik hareketleri azaltır, fakat

tümüyle durdurmaz. Böylece bağırsak peristaltik hareketleri düzenlenmiş olur.

Metamizol sodyum uygulama yerinden kolayca ve hızla emilir. Suda kolay çözünür

olması yoğun çözeltiler halinde paranteral uygulama olanağı sağlar. Metamizol

çabuk metabolize olur, hidrolize uğrar. Metabolitlerinden hiç biri plazma

proteinlerine yaygın bir şekilde bağlanmaz. İlaç uygulandıktan sonra dozun büyük

bir kısmı (%90’dan fazlası) idrarla metabolitlerine dönüşerek atılır.

Şekil 3.5.'da Metamizol Sodyum'un piyasadan temin edilmiş ticari formu

verilmiştir.

Şekil 3.5. Metamizol Sodyum'un ticari olarak piyasada bulunan formu.

3. MATERYAL VE METOD İbrahim Halil KANAT

39

Çizelge 3.4.'da Metamizol Sodyum'un fiziksel-kimyasal ve diğer özellikleri

verilmiştir.

Çizelge 3.4. Metamizol Sodyum'un Fiziksel-Kimyasal ve Diğer Özellikleri

METAMİZOL SODYUM

İlaç Sınıfı Aneljezik-Antienflamatuvar

CAS Numarası 68-89-3

Kimyasal İsmi Sodium [(1,5-dimethyl-3-oxo-2

phenylpyrazol-4-yl)

methylamino]methanesulfonate]

Yapısal Formülü

Mol Kütlesi (g/mol) 333.4

pH -

Plazma Yarılanma Ömrü [h] 1-4

UV Spektrumu (Dalgaboyu) (λmax)

nm

253

Çözünürlüğü Suda

Fiziksel Görünümü Sıvı

Kokusu Kokusuz

3.1.2. Çalışmada Kullanılan Koagülantlar ve Özellikleri

Çalışmada gerek endüstriyel atıksuların arıtılmasında ve gerekse içme suyu

arıtımında yaygın olarak kullanılan koagülantlar kullanılmışlardır. Kimyasal

arıtmada en çok kullanılan koagülantlar ve özellikleri Çizelge 3.5’de verilmiştir.

3. MATERYAL VE METOD İbrahim Halil KANAT

40

Yumaklaştırma işlemini hızlandırmak ve daha büyük yumaklar elde etmek için

yumaklaştırma işleminde aktif silika, polielektrolitler, kil ve kalsit gibi yardımcı

koagülant maddeler de kullanılmaktadır.

Bu çalışmada; koagülasyona olan etkisinin gözlenebilmesi için kolloidal

boyuta (100 µm) getirilmiş profillit kullanılmıştır. Koagülant madde olarak da alüm

( OH18)SO(Al 2342 ), demir (III) klorür ( OH6FeCl 23 ) ve magnezyum klorür

( OH6MgCl 22 ) kullanılmıştır.

Çizelge 3.5. Kimyasal arıtmada kullanılan koagülant maddeler (Eroğlu, 1991)

Kimyasal Madde Formülü Rengi Asit veya Alkaliliği

Alüminyum Sülfat Al2(SO

4)

3.14H

2O Beyaz, katı form Asit

Sodyum Aluminat NaAlO2.nH

2O Beyaz Alkali

Demir Klorür FeCI3.6H

2O Kahverengi, katı

veya sıvı form Asit

Demir Sülfat Fe(SO4)

3.9H

2O

Sarımsı-kahverengi, Asit katı form

Demir Sülfat FeSO4.7H

2O Yeşil, katı Asit

Sönmüş Kireç Ca(OH)2

Beyaz Alkali Sönmemiş Kireç CaO

3.1.2.1.Alüm Alüm koagülasyon-flokülasyon işleminde en yaygın kullanılan koagülant

maddelerden biridir. Su veya atıksuya eklendiğinde hidroliz olarak asit oluşturur.

++ +→+ H3)OH(AlOH3Al )k(32

3

++ +→+ H2)OH(AlOH2OHAl )k(322

++ +→+ H)OH(AlOH)OH(Al )k(322

3. MATERYAL VE METOD İbrahim Halil KANAT

41

Bundan dolayı kullanımı sırasında hidroksitleri formuna dönüşebilmesi için oluşan

bu asidi nötralizeedebilecek miktarda alkalinite gereksinimi vardır ve stokiyometrik

eşitliği aşağıda verilmiştir.

2243232342 CO6OH18CaSO3)OH(Al2mol/g162x3

)HCO(Ca3mol/g666

OH18.)SO(Al +++→+

3.1.2.2. Demir (III) Klorür

Demir (III ) klorür alüm gibi çok yaygın kullanımı olan diğer bir koagülant

maddedir ve benzer şekilde hidroliz olarak asit oluşturur.

++ +→+ H3)OH(FeOH3Fe )k(323

++ +→+ H2)OH(FeOH2FeOH )k(32

2

++ +→+ H)OH(FeOH)OH(Fe )k(322

Alüm de olduğu gibi demir (III) klorürün hidroksitleri halinde çözünürlüğü

düşük forma dönüşebilmesi ve koagülant etkide bulunabilmesi için alkalinite ihtiyacı

vardır. Alkalinite ihtiyacı aşağıda verilen stokiyometrik eşitlikle belirlenir.

23233 63)(2/1623

)(3/252

2 COCaClOHFemolgx

HCOCamolg

FeCl ++→+

3.1.2.3. Magnezyum Klorür

Diğer önemli reaksiyon ise aşağıdaki denklemde verilen magnezyum

çökelmesidir.

22 )(2 OHMgOHMg ↔++

3. MATERYAL VE METOD İbrahim Halil KANAT

42

Bu ikili dengenin çözümünden çözünen her 1 mol Mg(OH)2 için 1 mol Mg+2

oluştuğundan Mg(OH)2’nin çözünürlüğü Mg+2’ye eşittir denilebilir.

Kütle ve Yük denklikleri yazılacak olursa:

)()(2)( 32 ++− += OHMgOH

)()(2)( 32 ++− += OHMgOH

Her iki eşitliğinde aynı olduğu görülmektedir. Eşitlikler de 2[Mg+2] çözeltide

çözünmüş olan Mg(OH)2’den kaynaklanan hidroksil iyonu konsantrasyonunu,

[H3O+] ise suyun iyonlaşmasından gelen hidroksil iyonu konsantrasyonunu

göstermektedir.

22 )(2 OHMgOHMg ↔++

)25(108,1)( 0112 CKOHMg çç

−×= 74,10=ççpK

5,11=pH 5,25,1114 =−=pOH MOH 31016,3)( −− ×=

23211 )1016,3).((108,1 −+− ×=× Mg

Denklemde verilen reaksiyon pH=11’den önce tamamlanmamaktadır.

Magnezyum hidroksit atıksudan kolloid gidermede yardımcı jelatimsi bir maddedir

(Anonim 2004).

Atıksularda Mg(OH)2 çöktürmesi pH=11–11,5 tamamlanmaktadır.

Dolayısıyla arıtma proseslerinde NaOH ve Ca(OH)2 kullanılarak gerçekleştirilen

çöktürme işlemlerinde ham atıksu pH’ı 11-11,5’a kadar yükseltilmelidir.

Kimyasal çöktürme prosesinde pH ayarlaması atıksudaki çözünmüş halde

bulunan metallerin, az çözünür veya çözünmez forma dönüştürülmesi

sağlanmaktadır. Kısa reaksiyon süreleri ve düşük işletme maliyetleri yöntemin

avantajları olup, hidroksit çöktürmesiyle askıda katı madde (AKM), renk, kimyasal

3. MATERYAL VE METOD İbrahim Halil KANAT

43

oksijen ihtiyacı (KOİ) ve birçok metalin hidroksit formunda çöktürülerek giderilmesi

sağlanabilmektedir ( Semerjian ve Ayoub 2003).

3.1.2.3. Profillit

Profillit, Al2Si4Oıo(OH)2, bir hidrate alüminyum silikat mineralidir.

Yapısında teorik olarak %28,3 A1203, %66,7 Si02 ve %5 H20 vardır. Görünüş ve

fiziksel özellikleri bakımından talka benzer ve birçok araştırmacı tarafından aynı

grupta sınıflandırılır. Talkta, profillitten farklı olarak, Al3+ iyonlarının yerini Mg24

iyonları almıştır. Ayrıca profillit talktan daha sert olup, ergime sıcaklığı oldukça

yüksektir. Bu nedenle yüksek kaliteli seramik ve refrakter ürünlerin üretiminde

önemli bir hammadde konumundadır (Konrad, 2000).

Çizelge 3.6. Pirofillitin Genel Özellikleri

3.2. Metod

İlaç etken maddelerinin ölçümü 10 mm kuartz tüplü PERKIN ELMER UV-

VIS spektrofotometrede yapılmıştır. Çalışmada kullanılan spektrofotometre Şekil

3.6.'da verilmiştir. Her bir ilaç için dalga boyu taraması yapılmış maksimum

absorbans veren dalga boyları seçilmiş bunların literatüre uygunluğu kontrol

Kimyasal Bileşim : Al2Si4O10(OH)2

% 28.3 % 66.7 % 3.0 Tipik Analiz : SiO2 : Al2O3 : Fe2O3 : CaO : K2O : Kızdırma Kaybı : Toplam : Ergime Sıcaklığı : Sertlik : Özgül Kütle :

% 75-30 % 20-74 % 0.08 % 0.08 % 0.21 % 3.67 % 100 1700oC 1 - 2 Mohs 2.8 - 2.9

3. MATERYAL VE METOD İbrahim Halil KANAT

44

edilmiştir. Kullanılan ilaçlar diklofenak-sodyum, gentamisin sülfat, ivermektin ve

metamizol sodyumun maksimum absorbans yaptığı dalga boyları ve bu çalışma için

seçilen dalga boyları Çizelge 3.7’de verilmiştir.

Çizelge 3.7. Çalışmada Kullanılan İlaçların Maksimum Absorbans Yaptığı Dalga Boyları (λmax)

İlaç Adı Dalga Boyu (nm) Referanslar

Diklofenak 254-282 (277)* (Bucci ve ark., 1998) (Saheb ve ark., 2004) (European Pharmacopoeia, 2001)

Gentamisin Sülfat (255) * (European Pharmacopoeia, 2001) İvermectin 244 (245)* (European Pharmacopoeia, 2001) Metamizol Sodyum (253) * (European Pharmacopoeia, 2001) * Bu Çalışmada Seçilen Dalga Boyları

Hazırlanan standart çözeltilerden belirli konsantrasyonlarda (5, 10, 20 ve 40

mg/L) hazırlanan ilaç etken maddeleri spektrofotometrede belirlenen dalga

boylarında okunarak kalibrasyon eğrileri hazırlanmış, ilaç konsantrasyonları

kalibrasyon eğrileri üzerinden ölçülmüştür.

Şekil 3.6. Çalışmada Kullanılan Spektrofotometre

3. MATERYAL VE METOD İbrahim Halil KANAT

45

3.2.1. Standart Stok Çözeltilerin Hazırlanması

Çalışmada kullanılan her bir ilaç suda iyi çözünmeleri nedeniyle suda

çözülmüştür. Her bir ilaç için etken madde farklı konsantrasyonlarda olduğundan

belirli miktarlarda alındı, saf su ile 1000 ml’ye tamamlanarak 1000 mg/L (ppm) stok

standart çözeltiler hazırlanmıştır.

3.3. Koagülasyon Çalışmaları (Jar Test)

Arıtabilirlik çalışmalarında daha önce belirtilen üç koagülant maddenin farklı

dozları kullanılarak üç numune ile jar testleri yapılmıştır. Jar testinde karıştırma

işlemleri, çökelme ve her bir koagülant için uygun pH değerleri Çizelge 3.8 da

özetlenmiştir.

Çizelge 3. 8. Jar testi uygulama şartları

Koagülant Madde Demir III klorür Alüm MgCI2.6H2O

Hızlı Karıştırma devri (devir/dak) 120 120 120

Hızlı karıştırma süresi (dak) 5 5 5

Yavaş karıştırma devri(devir/dak) 30 30 30

Yavaş karıştırma süresi (dak) 30 30 30

Çökelme süresi (dak) 30 30 30

pH 4,5 7,5 7,5

Kullanılan bazı tıbbi ilaçların koagülasyon ile giderim özelliğini belirlemek

için laboratuar ortamında hızı 0-120 devir/dk arasında ayarlanabilen 6 pedalli jar test

düzeneği (Six Paddle Stirrer-Phipps&Bird Inc.) kullanılmıştır. Jar test deneyleri 1000

ml atıksu numunesinin 1000 ml’lik 6 (altı) adet behere konulması ve jar test

düzeneğine yerleştirilmesini takiben 5 dk süreyle 120 devir/dk hızda hızlı karıştırma,

30 dk süreyle 30 devir/dk hızda yavaş karıştırma ve oluşan flokların çökelmesi için

30 dk süreyle çökelmeye bırakılmıştır. İlk olarak hızlı karıştırma esnasında,

3. MATERYAL VE METOD İbrahim Halil KANAT

46

kullanılan koagülant maddeye bağlı olarak her bir beherdeki çözeltinin pH’ı

optimum şartlara göre ayarlanmıştır. Çökelme işlemi bittikten sonra şırıngayla yüzey

altından çekilen numuneler 0,45 µc filtreden geçirilerek, spektrofotometrede

belirlenen dalga boyların da okunmuştur. Analiz sonuçları araştırma bulguları

bölümünde değerlendirilmiştir.

Deneysel çalışma boyunca en verimli pıhtılaşma ve yumaklaşma için

uygulanan koagülantların etkili dozu ve pH’ı belirlenmiştir. Koagülasyon için uygun

pH, tıbbi ilacın değişen özelliklerine göre farklı etkin pH aralıkları verilmektedir.

4.ARAŞTIRMA BULGULARI VE TARTIŞMALAR İbrahim Halil KANAT

47

4. ARAŞTIRMA BULGULARI VE TARTIŞMALAR

Bu çalışmada içme suyu arıtma tesislerinde birincil arıtma işlemlerinden sonra

ortaya çıkan tıbbi atıkların giderilememesinden kaynaklanan atıksuların arıtımında

koagülasyon - flokülasyon kullanılabilirliği incelenmiştir. Elde edilen sonuçlara göre

koagülat olan Demir III Klorür, Alüm, Magnesyum Klorürün ve yardımcı koagülant

olan profillit koagülant verimleri karşılaştırılmıştır.

4.1. İçme Suyundan Tıbbi İlaçların Giderimin de Demir III klorürür ve Alüm

Koagülantının Etkileri

İçme suyu arıtılmasında yaygın olarak kullanılan fizikokimyasal yöntemlerden

pıhtılaştırma-yumaklaştırma yönteminde kullanılan koagülantlar çeşitlilik

göstermektedir. Genelde demir III klorür ve alüm kullanılmaktadır.

Koagülasyon için etkin pH suyun kaynağına göre değişse de genellikle 5 ila 6,5

arasındadır. Şekil 4.1'de görüldüğü gibi pH 4'ten düşük değerlerde Fe+++'ü

pıhtılaştırmaya yetecek kadar [OH-] iyonu bulunmamaktadır. Aynı nedenlerden

dolayı pH 5'ten küçük olduğu değerlerde Al+++ iyonu da tamamen

pıhtılaşmamaktadır. Kimyasal koagülasyonun tamamlanabilmesi için suda bir miktar

alkalilik bulunması zorunludur (Gölhan 1970).

103

102 fef

Çözünürlük

mg/L 10

10–1

2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 pH

Şekil 4.1. Alüminyum ve Demir'in Hidroksitlerinin pH 'nın Fonksiyonu Olarak Çözünürlükleri

4.ARAŞTIRMA BULGULARI VE TARTIŞMALAR İbrahim Halil KANAT

48

Pıhtılaştırma yumaklaştırma işleminde çok yaygın olarak kullanılan demir III

klorür etkili pH aralığı genelde pH 5 ila 8,5 arasında olacağı bildirilmektedir.

Kullanılan tıbbi ilaçların pH’ı etkileyeceği düşünülerek, koagülantların hangi

pH’larda maksimum performans göstereceğinin araştırılması gerekmektedir. 1000

L’lik altı behere 20 ppm (mg/L) ilaç çözeltileri konularak 1000 L’ye tamamlanmıştır.

Oluşan çözeltilerden 4 ml çekilip içerlerine 50.000 ppm (mg/L)’lik stok çözeltiden

alınan 200 mg/L FeCl3 eklenmiştir.

4.1.1. İçme Suyundan Tıbbi İlaçların Giderimin de Demir III klorürür

Koagülantının Etkisi

Bu çalışmada pH aralığı 3 ila 8 seçilmiş, beherlerden altı tanesinde HCl ve

NaOH ile pH ayarı yapılmıştır. pH ayarlamaları jar testte hızlı karıştırma sırasında

yapılmış, 3 dk 120 rpm, 30 dk 30 rpm de karıştırılmıştır çözeltiler. Flokların

çökelmesi içinde 30 dk’a bekletilmiştir.

Bunların sonucunda, şırıngayla yüzey altından çekilen numuneler 0,45 µ

filtreden geçirilerek, spektrofotometrede belirlenen dalga boyların da okunmuştur.

4.ARAŞTIRMA BULGULARI VE TARTIŞMALAR İbrahim Halil KANAT

49

4.1.1.1. Optimum pH Doz Deneyleri

Şekil 4.2. Gentamisin Sülfat için optimum pH doz deneyleri (Gentamisin Sülfat dozajı 20 ppm (mg/L), FeCl3 dozajı 200 ppm (mg/L))

Bu setteki çalışmada Gentamisin Sülfat için pH 6-8 arasında pıhtılaştırma-

yumaklaştırma işlemi sonucunda oluşan flokların 30 dk. bekletme süresi sonunda

flokların çok yavaş çökeldiği gözlenmiştir. pH 7’de yaklaşık %9 luk düşük giderim

verimi elde edilmiştir.

Şekil 4.3. Metamizol Sodyum için optimum pH doz deneyleri (Metamizol Sodyum dozajı 20 ppm (mg/L), FeCl3 dozajı 200 ppm (mg/L))

4.ARAŞTIRMA BULGULARI VE TARTIŞMALAR İbrahim Halil KANAT

50

Bu setteki çalışmada 20 mg/L konsantrasyon Metamizol Sodyum ve 200

mg/L FeCl3 koagülant konsantrasyonu için optimum pH dozajı 4 olarak tespit

edilmiştir. Giderim verimi yaklaşık %18 olarak bulunmuştur.

Şekil 4.4. Diklofenak Sodyum için optimum pH doz deneyleri (Diklofenak Sodyum dozajı 20 ppm (mg/L), FeCl3 dozajı 200 ppm (mg/L))

Bu setteki çalışmada Diklofenak Sodyum için pH 4’de pıhtılaştırma-

yumaklaştırma işlemi sonucunda oluşan flokların 30 dk. bekletme süresi sonunda

flokların çok hızlı çökeldiği gözlenmiştir. Şekil 4.4. de görüldüğü gibi pH 4’de en iyi

giderim sağlanmıştır, giderim verimi yaklaşık %87 olarak bulunmuştur.

4.ARAŞTIRMA BULGULARI VE TARTIŞMALAR İbrahim Halil KANAT

51

Şekil 4.5. Diklofenak Sodyum için optimum pH doz deneyleri (Diklofenak Sodyum

dozajı 20 ppm (mg/L), Koagülant dozajı (FeCl3) 200 ppm (mg/L), yardımcı koagülant dozajı (profillit) 100 ppm (mg/L))

Bu sette 20 mg/L Diklofenak Sodyum için yapılan optimum pH deneyi, bir

önceki çalışmaya ek olarak yardımcı koagülant olarak 100 mg/L profillit

kullanılmıştır. Şekil 4.5.’de görüldüğü gibi pH 4’de yaklaşık %97’lik bir giderim

sağlanmıştır.

Şekil 4.6. İvermektin için optimum pH doz deneyleri (İvermektin dozajı 20 ppm

(mg/L), Koagülant dozajı (FeCl3) 200 ppm (mg/L),

4.ARAŞTIRMA BULGULARI VE TARTIŞMALAR İbrahim Halil KANAT

52

Bu setteki çalışmada 20 mg/L İvermektin ve 200 mg/L FeCl3 koagülant

konsantrasyonu için optimum pH dozajı 4-8 arasında tespit edilmiştir. Şekil 4.6.’da

da görüldüğü gibi pH 4-8 arasında giderim verimi yüksektir. Filtreden geçirilerek ve

geçirilmeden direk alınan numuneler sonucunda yapılan spektrofotometre

okumalarında aynı giderim verimini sağlandığı tespit edilmiştir.

4.1.1.2. Optimum Koagülant Doz Deneyleri

Şekil 4.7. Gentamisin Sülfat için optimum koagülant doz deneyleri (Gentamisin

Sülfat dozajı 20 ppm (mg/L), pH 7)

Bu setteki çalışmada 20 mg/L Gentamisin Sülfat konsantrasyonu için pH 7’de

optimum koagülant (FeCl3) dozajı çalışılmıştır. Şekil 4.7.’de de görüldüğü gibi 100

mg/L koagülant dozajından sonra yüksek verim alınmamıştır.

4.ARAŞTIRMA BULGULARI VE TARTIŞMALAR İbrahim Halil KANAT

53

Şekil 4.8.Metamizol Sodyum için optimum koagülant doz deneyleri (Metamizol

Sodyum dozajı 20 ppm (mg/L), pH 4)

Bu setteki çalışmada 20 mg/L konsantrasyon Metamizol Sodyum pH 4’de

optimum koagülant (FeCl3) dozajı çalışılmıştır. Şekil 4.8. de görüldüğü gibi 600

mg/L FeCl3 dozajında giderim verimi yaklaşık %19 olarak bulunmuştur.

Şekil 4.9. Diklofenak Sodyum için optimum koagülant doz deneyleri (Diklofenak Sodyum dozajı 20 ppm (mg/L), pH 4)

4.ARAŞTIRMA BULGULARI VE TARTIŞMALAR İbrahim Halil KANAT

54

Bu setteki çalışmada Diklofenak Sodyum için pH 4’de pıhtılaştırma-

yumaklaştırma işlemi sonucunda oluşan flokların 30 dk. bekletme süresi sonunda

flokların çok hızlı çökeldiği gözlenmiştir. Şekil 4.9. de görüldüğü gibi pH 4’de 100

mg/L koagülant dozajında en iyi giderim sağlanmıştır, giderim verimi yaklaşık %67

olarak bulunmuştur. Sonuç olarak koagülant dozu artsada fazla bir verim

alınmamıştır.

Şekil 4.10. Diklofenak Sodyum için optimum koagülant doz deneyleri (Diklofenak

Sodyum dozajı 20 ppm (mg/L), Koagülant dozajı (FeCl3) 200 ppm (mg/L), pH 4)

Bu sette 20 mg/L Diklofenak Sodyum için yapılan yardımcı koagülant

optimum doz deneyi pH 4’de çalışılmıştır. Şekil 4.10.’da görüldüğü gibi yardımcı

koagülant dozajı artsada bir önceki deneye gore yeterli giderim elde edilememiştir,

yaklaşık %24’lik bir giderim sağlanmıştır.

4.ARAŞTIRMA BULGULARI VE TARTIŞMALAR İbrahim Halil KANAT

55

Şekil 4.11. İvermektin için optimum koagülant doz deneyleri (İvermektin dozajı 20

ppm (mg/L), pH 4), Bu setteki çalışmada 20 mg/L İvermektin için pH 4 de optimum koagülant

dozaj çalışması yapılmıştır. Şekil 4.11.’de görüldüğü gibi 100, 200, 300, 400, 500,

600 mg/L koagülant (FeCl3) dozajları arasında giderim verimi yüksektir. Filtreden

geçirilerek ve geçirilmeden direk alınan numuneler sonucunda yapılan

spektrofotometre okumalarında aynı giderim verimini sağlandığı tespit edilmiştir

Kolloid yapılarda genellikle negatif yüklü iyonlar bulunmaktadır. Kolloidlerin

elektiriksel yük dengesini bozmak için, etrafındaki zeta potansiyelini düşürmek

yetmez aynı zamanda kolloid'e bağlı suyu da uzaklaştırmak gerekmektedir.

Kolloidlerin birbirlerini çeken ve flokların oluşmasını sağlayan Van der Walls

kuvveti aradaki mesafe arttıkça hızla azalır. Mesafe azaldıkça Van der Walls kuvveti

güçlenmekle birlikte aynı işaretli elektirik yükleri birbirlerini itme kuvveti artar

(Samsunlu,1999).

Ortamda bulunan kolloidlerin yük dengesini bozmak için artan dozlarda

koagülant ilave edildiğinde, zeta potansiyeli kinetik enerji seviyesinin altında kalacak

ve belirli bir noktada zeta potansiyeli sıfır olacaktır (izoelektirik nokta), bu noktadan

sonra koagülant dozu artarsa zeta potansiyelinin yük işareti değiştirilip pozitif yönde

artmaya başlar. Bu durum yüksüz olan Fe(OH)3 ve Al(OH)3 molekülünün H+, Fe+++

ve Al+++ iyonlarını tercih etmesinden kaynaklanır. Zeta potansiyelinin yeniden

4.ARAŞTIRMA BULGULARI VE TARTIŞMALAR İbrahim Halil KANAT

56

kurulması beraberinde ortamda enerji dengesinin kurmasını sağlar, enerji dengesini

aşamayan kolloidler birbirleri ile birleşemezler.

Bunların sonucunda koagülant dozu ne kadar artarsa artsın verim belirli bir

seviyeden sonra artmayacaktır.

4.1.2. İçme Suyundan Tıbbi İlaçların Giderimin de Alüminyum Sülfat

Koagülantının Etkisi

4.1.2.1. Optimum pH Doz ve Optimum Koagülant Deneyleri

Şekil 4.12. Gentamisin Sülfat için optimum pH doz deneyleri (Gentamisin Sülfat

dozajı 20 ppm (mg/L), Al2SO4 dozajı 200 ppm (mg/L))

Bu setteki çalışmada Gentamisin Sülfat için pH 6-8 arasında pıhtılaştırma-

yumaklaştırma işlemi sonucunda oluşan flokların 30 dk. bekletme süresi sonunda

flokların çok yavaş çökeldiği gözlenmiştir. pH 8’de yaklaşık %14’lük düşük giderim

verimi elde edilmiştir

4.ARAŞTIRMA BULGULARI VE TARTIŞMALAR İbrahim Halil KANAT

57

Şekil 4.13. Gentamisin Sülfat için optimum koagülant (Al2SO4) doz deneyleri

(Gentamisin Sülfat dozajı 20 ppm (mg/L), pH 7,5)

Bu setteki çalışmada 20 mg/L Gentamisin Sülfat konsantrasyonu için pH

7,5’de optimum koagülant (Al2SO4) dozajı çalışılmıştır. Şekil 4.13.’de görüldüğü

gibi 200 mg/L koagülant dozajından yaklaşık %11 verim alınmıştır.

Şekil 4.14. İvermektin için optimum pH doz deneyleri (İvermektin dozajı 20 ppm

(mg/L), Koagülant dozajı (Al2SO4) 200 ppm (mg/L),

4.ARAŞTIRMA BULGULARI VE TARTIŞMALAR İbrahim Halil KANAT

58

Bu setteki çalışmada 20 mg/L İvermektin ve 200 mg/L Al2SO4 koagülant

konsantrasyonu için optimum pH dozajı 3-8 arasında tespit edilmiştir. Şekil 4.14.’de

görüldüğü gibi pH 3-8 arasında giderim verimi yüksektir. Filtreden geçirilerek ve

geçirilmeden direk alınan numuneler sonucunda yapılan spektrofotometre

okumalarında aynı giderim verimini sağlandığı tespit edilmiştir.

20 mg/L konsantrasyon Metamizol Sodyum, pH 4’de optimum koagülant

(Al2SO4) dozajı çalışılmıştır. Sabit pH’da 100, 200, 300, 400, 500, 600 mg/L

koagülant (Al2SO4) dozajları arasında Metamizol Sodyum giderimi sağlanamamıştır.

4.1.2. İçme Suyundan Tıbbi İlaçların Giderimin de Magnezyum Klorürür

Koagülantının Etkisi

4.1.2.1. Optimum pH Doz ve Optimum Koagülant Deneyleri

Şekil 4.15. Gentamisin Sülfat için optimum pH doz deneyleri (Gentamisin Sülfat

dozajı 20 ppm (mg/L), MgCl2 dozajı 200 ppm (mg/L))

Bu setteki çalışmada Gentamisin Sülfat için pH 8’de pıhtılaştırma-

yumaklaştırma işlemi sonucunda oluşan flokların 30 dk. bekletme süresi sonunda

flokların çok yavaş çökeldiği gözlenmiştir. pH 8’de yaklaşık %22’lik düşük giderim

verimi elde edilmiştir.

4.ARAŞTIRMA BULGULARI VE TARTIŞMALAR İbrahim Halil KANAT

59

Şekil 4.16. Gentamisin Sülfat için optimum koagülant (MgCl2) doz deneyleri

(Gentamisin Sülfat dozajı 20 ppm (mg/L), pH 7,5)

Bu setteki çalışmada Gentamisin Sülfat için pH 7,5’de pıhtılaştırma-

yumaklaştırma işlemi sonucunda oluşan flokların 30 dk. bekletme süresi sonunda

flokların çökeldiği gözlenmiştir. Şekil 4.16. da görüldüğü gibi pH 7,5’de 300 mg/L

koagülant (MgCl2) dozajında en iyi giderim sağlanmıştır, giderim verimi yaklaşık

%34 olarak bulunmuştur.

Şekil 4.17. Demir III klorür, Profilit, Alüm ve Magnezyum Klorürün verimlerinin

karşılaştırılması.

Gentamisin Sülfat

Demir III Klorür

4.ARAŞTIRMA BULGULARI VE TARTIŞMALAR İbrahim Halil KANAT

60

İçme suyu arıtma tesislerinde birincil arıtma işlemlerinden sonra ortaya çıkan

tıbbi atıkların giderilememesinden kaynaklanan atıksuların arıtımında koagülasyon -

flokülasyon kullanılabilirliği inceleme çalışması sonucunda. Elde edilen sonuçlara

göre Demir III klorür, Alüm, Magnesyum Klorür ve yardımcı koagülant olan profillit

koagülant verimlerine bakıldığı kullanılan 4 farklı ilaç için en yüksek verim Demir

III klorürden alınmıştır. 100-600 mg/L dozajlarda uygulanan FeCl3 için pH 4 ‘de

ivermektin için yaklaşık %98, Gentamisin Sülfat için yaklaşık %10, Diklofenak

Sodyum için yaklaşık %67, Metamizol Sodyum için yaklaşık %19’luk bir giderim

sağlamıştır. 100-600 mg/L dozajlarda uygulanan Profillit, 200 mg/L dozajdaki FeCl3

için pH 4 ‘de yaklaşık %24‘lük bir giderim elde edilmiştir. 100-600 mg/L dozajlarda

uygulanan Alüm için pH 7,5 de ivermektin için yaklaşık %99, Gentamisin Sülfat için

yaklaşık %11 bir giderim sağlamıştır, Metamizol Sodyum için bir giderim

sağlanamamıştır. 100-600 mg/L dozajlarda uygulanan MgCl2 için pH 8 de yaklaşık

%34‘lük bir giderim sağlanmıştır.

Şekil 4.18. Her bir ilaç için Demir III klorürün farklı pH’lardaki giderim verimlerinin

karşılaştırılması.

Çalışmalara bakıldığında en iyi giderim FeCl3 için pH aralığı bu ilaçlar için

pH 4-5 olarak gözlenmiştir.

pH

Gentamisin Sülfat

Demir III Klorür

5.SONUÇ VE ÖNERİLER İbrahim Halil KANAT

61

5.SONUÇ VE ÖNERİLER

Bu çalışmada beşeri ve veteriner amaçlı olarak kullanılan bazı farmosetiklerin

çeşitli koagülant kullanımı sonucunda ortaya çıkan giderim verimleri üzerinde

durulmuştur. Bu amaçla, literatürde evsel atıksu, yüzeysel ve yer altı sularında ençok

karşılaşılan, hem insanlar tarafından kullanılan farmasötiklerin, ve hem de veteriner

ilaçlarının labaratuar ortamında Alüm, FeCl3, MgCl26H2O tarafından koagülasyonla

giderimleri üzerinde durulmuştur. Ayrıca koagülasyona etkisini gözlemlemek için

çalışmaların bir bölümünde koagülantlarla beraber profillit de kullanılmıştır. Yapılan

çalışmalardan elde edilen verilerden aşağıdaki sonuçlara varılmıştır.

Demir III Klorürün koagülant olarak etken olduğu pH değeri 4 ve optimum

koagulant dozu olarak 200 mg/L bulunmuştur.

Alümün koagülant olarak etken olduğu pH değeri 7,5 ve optimum koagülant

dozu olarak 200 mg/L bulunmuştur.

Magnezyum Klorürün koagülant olarak etken olduğu pH değeri 8 ve optimum

koagulant dozu olarak 300 mg/L bulunmuştur.

Farmosetiklerin çeşitli koagülantlar kullanımı sonucunda ortaya çıkan giderim

verimlerine bakıldığında;

Gentamisin Sülfat için pH 7,5’de 300 mg/l koagülant (MgCl26H2O) dozajında

en iyi giderim sağlanmıştır, giderim verimi %34,3 olarak bulunmuştur.

Diklofenak Sodyum için pH 4’de 100 mg/l koagülant dozajında en iyi giderim

sağlanmıştır, giderim verimi %67,5 olarak bulunmuştur.

Metamizol Sodyum için pH 4’de 600 mg/l koagülant dozajında en iyi giderim

sağlanmıştır, giderim verimi %19,05 olarak bulunmuştur. Diğer koagülantlarda

giderim sağlanamamıştır.

Yardımcı koagülant olarak kullanılan profillit arıtma verimi % 9,7 lik artış

sağlamıştır. Arıtma tesislerinde kullanılan koagülantların yerine profillit gibi doğal

koagülantların kullanılabilineceği üzere önemli ölçüde koagülant maliyetinden

tasarruf edilmiş olunacaktır.

5.SONUÇ VE ÖNERİLER İbrahim Halil KANAT

62

Çalışmalar sonucunda;

Farmosetiklerin çeşitli koagülant kullanımı sonucunda ortaya çıkan giderim

verimleri incelendiğinde, Demir III Klorür ile yüksek giderim verimi elde edilmiştir.

Koagülant dozu ne kadar artarsa artsın bu çalışmalar için verim belirli bir

seviyeden sonra artmayacağı tespit edilmiştir. Ayrıca koagülasyon işleminden sonra

belli bir miktar ilaç etken maddesinin arıtılmadan sistemden geçtiği görülmüştür. Bu

sonuç içme sularında ve arıtılmış atıksularda ilaç kalıntılarının belli oranda

bulunmasını açıklamaktadır.

Bu çalışma sonucunda, aşağıdaki önerilerin geliştirilmesi durumunda daha

gelişmiş sonuçlar elde edileceği düşünülmektedir:

• Farklı pH, sıcaklık ve ilaç dozajı etkilerinin incelenmesi.

• Farklı yardımcı koagülantlarının etkilerinin incelenmesi.

• Kanalizasyon atıksularında bulunabilecek ilaç gruplarının çeşitliliği göz önünde

bulundurularak daha çok ilaç çeşidiyle koagülasyon çalışmalarının yapılması.

63

KAYNAKLAR

AURIOL, M., FILALI-MEKNASSI, Y., TYAGI, R. D., ADAMS, C. D.,

SURAMPALLI, R. Y., 2006. Endocrine Disrupting Compounds Removal

From Wastewater, A New Challenge. Process Biochemistry 41: 525–539.

BENDZ, D., PAXEUS, N.A., GINN, T.R., LOGE, F.J., 2005. Occurence and Fate of

Pharmaceutically Active Compounds In The Environment, A Case Study:

Höje River In Sweden. J. Hazard. Mater. 122: 195-204.

BOND, A.W. , 1961. The Behaviour of Suspansions. .Inst. Water Eng. 15, 494.

BOYD, G.R., REEMTSMA, H., GRIMM, D.A., MITRA, S., 2003. Pharmaceuticals

And Personal Care Products (PPCPs) In Surface And Treated Waters Of

Louisiana, USA And Ontario, Canada. Sci. Total Environ. 311: 135-149.

CARBALLA, M., OMIL, F., LEMA, J.M., LLOMPART, M., GARCIA-JARES,

C.,RODRIGUEZ, I., GOMEZ, M., TERNES, T., 2004. Behavior Of

Pharmaceuticals, Cosmetics And Hormones In A Sewage Treatment Plant.

Water Res. 38 (12), 2918–2926.

CARLSSON C., JOHANSSON, A-K., ALVAN, G., BERGMAN, K., KÜHLER, T.,

2006. Are Pharmaceuticals Potent Environmental Pollutants? Part I:

Environmental Risk Assessments of Selected Active Pharmaceutical

Ingredients. Science of the Total Environment 364: 67– 87.

CLARA, M., STRENN, B., KREUZINGER, N., 2004. Carbamazepine As A

Possible Anthropogenic Marker In The Aquatic Environment:

Investigations On The Behaviour Of Carbamazepine In Wastewater

Treatment And During Groundwater Infiltration.Water Res. 38 (4), 947–

954.

CONNELL D.W.,1997. Basic Concepts Of Environmental Chemistry. Crc Press Llc,

Isbn 0-87371-998-0, 506 pp.

DAUGHTON, C.G., TERNES, T.A., 1999. Pharmaceuticals And Personal Care

Products In The Environment: Agents Of Subtle Change. Environ. Health

Perspect. 107 (Suppl. 6), 907–938.

64

DAUGHTON, C.G., JONES-LEPP, T. (EDS.), 2001. Pharmaceuticals And Personal

Care Products In The Environment: Scientific And Regulatory Issues,

Symposium Series 791; American Chemical Society: Washington, D.C.

DURAN, M. ve DEMİRER, G.N., 1997. Su Arıtımında Temel İşlemler. Lazer Ofset,

Ankara,203s.

ECKENFELDER, W.W., Jr., 1989. Industrial Water Pollution Control. McGraw-Hill

Inc. 400p.

EROĞLU, V., 1991. Su Tasfiyesi. İTÜ İnşaat Fakültesi Matbaası, 314s.

FAUST, S.D. ve ALY, O.M., 1983.Chemistry of Water Treatment. Butterworth

Publishers, 723p.

FELDMANN, D. F., ZUEHLKE, S., HEBERER, T., 2008. Occurrence, Fate And

Assessment Of Polar Metamizole (Dipyrone) Residues In Hospital And

Municipal Wastewater. Chemosphere 71: 1754–1764.

FENT KARL, WESTON ANNA A. , CAMINADA DANIEL., 2005. Ecotoxicology

Of Human Pharmaceuticals A Review Aquatic Toxicology 76 (2006)

122–159

GAGNEET, F., BLAISE, C., ANDRE, C., 2006. Occurrence Of Pharmaceutical

Products In A Municipal Effluent And Toxicity To Rainbow Trout

(Oncorhynchus mykiss) Hepa Tocytes. Ecotox. Environ. Safety 64: 329-

336.

GARRISON, A.W., POPE, J.D., ALLEN, F.R., 1976. GC/MS Analysis Of Organic

Compounds In Domestic Wastewaters. In: Keith,C.H.(Edt.), Identification

And Analysis Of Organic Pollutants In Water. Ann Arbor Science

Publishers, Ann Arbor, Chapter 30, Pp. 517-566.

GOLET, E.M., ALDER, A.C., GIGER, W., 2002. Environmental Exposure And

Risk Assessment Of Fluoroquinolone Antibacterial Agents In Wastewater

And River Water Of The Glatt Valley Watershed, Switzerland. Environ.

Sci. Technol. 36 (17), 3645–3651

GOMEZ, M.J., MARTINEZ BUENO, M.J., LACORTE, S., FERNÁNDEZ-ALBA,

A.R., AGUERA, A., 2007. Pilot Survey Monitoring Pharmaceuticals And

65

Related Compounds In A Sewage Treatment Plant Located On The

Mediterranean Coast. Chemosphere 66: 993-1002.

GÖKNİL, H., TORÖZ, İ. ve ÇİMŞİT, Y., 1984. Endüstriyel Atıksuların Kontrol ve

Kısıtlama Esasları Projesi- Tekstil Endüstrisi. İTÜ Çevre ve Şehircilik

Araştırma Merkezi, 282s.

GÖLHAN M., AKSOĞAN S., 1970 Suların Arıtılması Cilt I Maatba Teknisyenleri

Basım Evi, İstanbul.

HALLING-SORENSEN, B., NORS NIELSEN, S., LANZKY, P.F., INGERSLEV,

F., HOLTEN LUTZHOFT, H.C., JORGENSEN, S.E., 1998. Occurrence,

Fate And Effects Of Pharmaceutical Substances In The Environment-A

Review. Chemosphere 36 (2), 357-393.

HANDLEY, J. , 1974. Sedimentation: On Introduction to Solids Flux Theory. Water

Pollution Control, 73, 230-239

HEBERER, T., 2002. Occurrence, Fate, And Removal Of Pharmaceutical Residues

In The Aquatic Environment: A Review Of Recent Research Data.

Toxicol. Lett. 131 (1/2), 5–17.

HEBERER, TH., ZUHLKE, S., FANCK, B., 2004. Arzneimittelrückstände In Der

Aquatischen Umwelt; Laborpraxis, 28(3), 16-21

HENZE, M., 1997.Waste Design For Households With Respect To Water, Organics

And Nutrients. Water Sci. Technol. 35 (9), 113–120

HIGNITE, C., AZARNOFF, D.L., 1977. Drugs And Drug Metabolites As

Environmental Contaminants: Chlorophenoxybutyrate And Salicylic Acid

In Sewage Water Effluent. Life Sciences Vol. 20, Pp. 377-342.

HOLM, J.V., RUGGE, K., BJERG, P.L., CHRISTENSEN, T.H., 1995. Occurrence

And Distribution Of Pharmaceutical Organic-Compounds In The

Groundwater Downgradient Of A Landfill (Grindsted, Denmark). Environ.

Sci. Technol. 29 (5), 1415–1420

http://www.ieis.org.tr

İLAÇ SANAYİİ ÖZEL İHTİSAS KOMİSYONU RAPORU, 2006. ANKARA,

Dokuzuncu Kalkınma Planı (2007-2013)

66

JONES, O.A.H., VOULVOULIS, N., LESTER, J.N., 2001. Human Pharmaceuticals

In The Aquatic Environment - A Review, Environmental Technology, Vol.

22, Pp 1383-1394

JONES, O.A.H., VOULVOULIS, N., LESTER, J.N, 2007. The Occurrence And

Removal Of Selected Pharmaceutical Compounds In A Sewage Treatment

Works Utilising Activated Sludge Treatment. Environmental Pollution 145

(2007) 738-744

JONES, O.A.H., VOULVOULIS, N., LESTER, J.N, 2002. Aquatic Environmental

Assessment Of The Top 25 English Prescription Pharmaceuticals. Water

Res. 36 (20), 5013–5022.

JURGENS, M.D., HOLTHAUS, K.I.E., JOHNSON, A.C., SMITH, J.J.L.,

HETHERIDGE, M.,WILLIAMS, R.J., 2002. The Potential For Estradiol

And Ethinylestradiol Degradation In English Rivers. Environ. Toxicol.

Chem. 21, 480–488.

KABAK, H., 2008. Kullanılan Bazı Tıbbi İlaçların Canlı Aktif Çamur Biyokütlesi

Tarafından Adsorplanma Özelliğinin İncelenmesi. Doktora Tezi, Çukurova

Üniversitesi, Adana.

KEMPER, N., 2008. Veterinary Antibiotics In The Aquatic And Terrestrial

Environment Review. Ecological Indicators 8:1-13.

KHAN, S.J., ONGERTH, J.E., 2002. Estimation Of Pharmaceutical Residues In

Primary & Secondary Sewage Sludge Based On Quantities Of Use And

Fugacity Modeling. Water Science And Technology 46(3), 105-113.

KOLPIN, D.W., FURLONG, E.T., MEYER, M.T., THURMAN, E.M., ZAUGG,

S.D., BARBER, L.B., BUXTON, H.T., 2002. Pharmaceuticals, Hormones,

And Other Organic Wastewater Contaminantes In U.S. Streams, 1999-

2000: A National Reconnaissance. Environmental Science & Technology

36 (6), pp. 1202-1211.

KONRAD, CR., 2000. Pyrophyllite, The American Ceramic Society Bulletin,

August, s.73-74.

67

KUMMERER, K.; H. AL-AHMAD V. MERSCH-SUNDERMANN 2000.

Biodegradability Of Some Antibiotics, Elimination And Their

Genotoxicity And Affection Of Waste-Water Bacteria İn A Simple Test.

Chemosphere, 40, S. 701-710.

KUMMERER, K., 2001. Drugs In The Environment: Emission Of Drugs, Diagnostic

Aids And Disinfectants Into Wastewater By Hospitals In Relation To

Other Sources - A Review. Chemosphere 45, Pp. 957-969.

KUMMERER, K., 2004. Pharmaceuticals In The Environment, 2nd Ed. Springer-

Verlag.

KUMMERER, K., 2009. Antibiotics In The Aquatic Environment – A Review – Part

I, Chemosphere 75:417–434.

LANGE, R., DİETRİCH, D., 2002. Environmental Risk Assessment Of

Pharmaceutical Drug Substances-Conceptual Considerations. Toxicol.

Lett. 131, 97-104.

LARSEN, T.A., GUJER,W., 2001. Waste Design And Source Control Lead To

Flexibility In Wastewater Management. Water Sci. Technol. 43 (5), 309–

318

LISHMAN LORI, ANNE SMYTH SHIRLEY, KURTIS SARAFIN, SONYA

KLEYWEGT, JOHN TOITO,THOMAS PEART, BILL LEE, MARK

SERVOS, MICHEL BELAND, PETER SETO, 2006. Occurrence And

Reductions Of Pharmaceuticals And Personal Care Products And

Estrogens By Municipal Wastewater Treatment Plants In Ontario,

Canadascience Of The Total Environment 544–558.

METCALF and EDDY, 2003. Wastewater Engineering: Treatment And Reuse.

George Tchobanoglous, Franklin l. Burton (editor), H. David Stensel, New

York , McGraw-Hill Pub., 1819s.

METCALFE, C., KOENING, B.G., BENNIE, D.T., SERVOS, M., TERNES, T.A.,

HIRSCH, R., 2003. Occurrence Of Neutral And Acidic Drugs In The

Effluents Of Canadian Sewage Treatment Plants. Environ. Toxicol. Chem.

22: 2872-2889.

68

MUTSCHLER, E.; GEISSLINGER, G.; H.K. KROEMER und M. SCHAFER-

KORTING., 2001. Mutschler, Arzneimittelwirkungen: Lehrbuch Der

Pharmakologie Und Toxikologie. 8. Aufl., Wissenschaftliche

Verlagsgesellschaft, Stuttgart.

NIKOLAOU, A., MERIC, S., FATTA, D., 2007. Occurrence Patterns Of

Pharmaceuticals In Water And Wastewater Environments. Anal Bioanal

Chem 387:1225–1234.

POIGER T, BUSER H-R, MULLER M, 2000. Occurrence And Fate Of Selected

Antiinflammatory Agents In Surface Waters. Presented At Endocrine

Disruptors And Pharmaceutical Active Compounds In Drinking Water

Workshop. Chicago Illinois: Center For Health Effects Of Environmental

Contamination;. April 19-21.

POSTIGO, C., LÓPEZ DE ALDA, M. J., BARCELÓ, D., 2010. Drugs Of Abuse

And Their Metabolites In The Ebro River Basin: Occurrence In Sewage

And Surface Water, Sewage Treatment Plants Removal Efficiency, And

Collecti ve Drug Usage Estimation. Environmental International, 36:75-

84.

PRASSE, C., LÖFFLER, D., TERNES, T. A., 2009. Environmental Fate Of The

Anthelmintic Ivermectin In An Aerobic Sediment/Water System

Chemosphere 77:1321–1325.

RICHARDSON, M.L., BOWRON, J.M., 1985. The Fate Of Pharmaceutical

Chemicals In The Aquatic Environment. J. Pharm. Pharmacol. 37 (1), 1–

12.

ROBERTS, P.H., THOMAS, K.V., 2006. The Occurrence Of Selected

Pharmaceuticals In Wastewater Effluent And Surface Waters Of Lower

Tyne Catchment. Sci. Total Environ. 356: 143-153.

SACHER, F., LANGE, F.T., BRAUCH, H.J., BLANKENHORN, I., 2001.

Pharmaceuticals In Groundwaters. Analytical Methods And Results Of A

Monitoring Program In Baden-Wüttemberg, Germany. J. Chromatogr., A

938: 199-210.

69

SAMSUNLU A. 1999, Çevre Mühendisliği Kimyası. Sam- Çevre Teknolojileri

Merkezi Yayınları.

SARMAH, A.K., MEYER, M.T., BOXALL, A.B.A., 2006. A Global Perspective On

The Use, Sales, Exposure Pathways, Occurrence, Fate And Effects Of

Veterinary Antibiotics (Vas) In The Environment. Chemosphere 65:725–

759.

SCHWARZENBACH, R.P., GSCHWEND, P.M., IMBODEN, D.M., 2003.

Environmental Organic Chemistry. Second Ed. Wiley-Interscience. ISBN

0-471-35750-2 New Jersey.

SEBASTINE, I. M., WAKEMAN, R. J., 2003. Consumption And Environmental

Hazards Of Pharmaceutical Substances In The UK. Institution of Chemical

Engineers Trans IChemE, Vol 81, Part B.

SEMERJİAN, L., AYOUB, G.M., 2003. High-pH-magnesium coagülation-

flocculation in wastewater treatment. Advances in Enviromental Research,

7:389-403.

STAN, H.J., LINKERHAGNER, M., 1992. Identifizierung Von 2-(4-Chlorphenoxy)-

2 Methylpropionsäure Im Grundwasser Mittels Kapillar-

Gaschromatographie Mit Atomemissionsdetektion Und

Massenspektrometrie, Vom Wasser, Vol 79, Pp. 75-88.

STAN, H.J., HEBERER, TH., 1997. Pharmaceuticals In The Aquatic Environment.

In Suter, M.J.F., Ed., Dossier Water Analysis. Analusis 25, M20-23.

STEGER-HARTMANN, T.; R. LANGE und H. SCHWEINFURTH (1998):

Umweltverhalten Und Okotoxikologische Bewertung Von Iodhaltigen

Röntgenkontrastmitteln. Vom Wasser, 91, S. 185-194.

ŞENGÜL, F. ve KÜÇÜKGÜL, E.Y., 1995. Çevre Mühendisliğinde Fiziksel

Kimyasal Temel İşlemler ve Süreçler. DEÜ Müh. Fak. Basım Ünitesi,

İzmir,165s.

TABMOBI, J. L., YAMANAKA, L. Y., JORGE, H., REGINA, J., PERALTA, F

OREIRA, M., 2010. Recent Research Data On The Removal Of

Harmaceuticals From Sewage Treatment Plants (STP). Quim Nova, 33:2,

411-420.

70

TERNES, T.A., 1998. Occurrence Of Drugs In German Sewage Treatment Plants

And Rivers. Water Res. 32 (11), 3245–3260.

TERNES, T.A, MEISENHEIMER, M., MCDOWELL, D., SACHER, F., BRAUCH,

H.-J., HAIST-GLUDE, B., PREUSS, G., WILME, U., ZULEI-SEIBERT,

N., 2002. Removal Of Pharmaceuticals During Drinking Water Treatment.

Environ. Sci. Technol. 36, 3855–3863.

TODT, P.A. und E.M. SORKIN., 1988. Diclofenac Sodium A Reappraisal Of Its

Pharmacodynamic And Pharmacocinetic Properties, And Therapeutic

Efficacy. Drugs 35, S. 244-285.

TÜRKDOĞAN, F. I., YETİLMEZSOY, K., 2009. Appraisal Of Potential

Environmental Risks Associated With Human Antibiotic Consumption In

Turkey. Journal Of Hazardous Materials 166:297-308.

VELAGALETİ, R., BURNS, P., 2007. A Review of the Industrial Ecology of

Particulate Pharmaceuticals and Waste Minimization Approaches.

Particulate Science and Technology, 25:117-127.WEIGEL, S., BERGER,

U., JENSEN, E., KALLENBORN, R., THORESEN, H., HUHNERFUSS,

H., 2004. Determination Of Selected Pharmaceuticals And Caffeine In

Sewage And Seawater From Tromso/Norway With Emphasis On

Ibuprofen And Its Metabolites. Chemosphere 56 (6), 583–592.

WESLIND, P.A., 1965. The Significance of Partucal Size Distrubition in Hindered

Settling. E.S.E. Notes, 2, No. 4,6

ZHANG, Y., GEIßEN, S.U., GAL C., 2008. Carbamazepine And Diclofenac:

Removal In Wastewater Treatment Plants And Occurrence In Water

Bodies. Chemosphere 73:1151–1161.

ZUCCATO, E., CALAMARI, D. NATANGELO, M., FANELLİ, R., 2000. Presence

Of Therapeutic Drugs In The Environment. The Lancet 355, Pp. 1789-

1790

71

ÖZGEÇMİŞ

1983 yılında Urfa’da doğdu. İlk, orta ve lise eğitimini Adana’da tamamladı.

2008 yılında Çukurova Üniversitesi Mühendislik Fakültesi Çevre Mühendisliği

bölümünden mezun oldu. 2008 yılında Çukurova Üniversitesi Fen Bilimleri

Enstitüsü Çevre Mühendisliği Anabilim Dalında yüksek lisans eğitimine başladı ve

2011 yılında tamamladı.