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
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
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.
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.