Nghiên cứu khả năng xử lý thuốc kháng sinh họ b laptam trong môi trường nước bằng than hoạt tính biến tính

ĐẠI HỌC QUỐC GIA HÀ NỘI
TRƯỜNG ĐẠI HỌC KHOA HỌC TỰ NHIÊN
-------------------

PHẠM THỊ VÂN

NGHIÊN CỨU KHẢ NĂNG XỬ LÝ THUỐC KHÁNG SINH HỌ β- LACTAM
TRONG MÔI TRƯỜNG NƯỚC BẰNG THAN HOẠT TÍNH BIẾN TÍNH

LUẬN VĂN THẠC SĨ KHOA HỌC

Hà Nội – Năm 2016

ĐẠI HỌC QUỐC GIA HÀ NỘI


TRƯỜNG ĐẠI HỌC KHOA HỌC TỰ NHIÊN
---------------------

PHẠM THỊ VÂN

NGHIÊN CỨU KHẢ NĂNG XỬ LÝ THUỐC KHÁNG SINH HỌ β- LACTAM
TRONG MÔI TRƯỜNG NƯỚC BẰNG THAN HOẠT TÍNH BIẾN TÍNH

Chuyên ngành: Hóa môi trường
Mã số: 60440120

LUẬN VĂN THẠC SĨ KHOA HỌC

NGƯỜI HƯỚNG DẪN KHOA HỌC:
TS. Trần Thị Thanh Vân

Hà Nội – Năm 2016


LỜI CẢM ƠN
Với sự giúp đỡ của các thầy giáo và cô giáo, các anh chị và các bạn học
viên, sau một thời gian học tập và thực nghiệm em đã hoàn thành bản luận văn của
mình. Với lòng biết ơn sâu sắc, em xin chân thành cảm ơn thầy giáo PGS.TS.
Đỗ Quang Trung, cô giáo TS. Trần Thị Thanh Vân người đã trực tiếp giảng dạy,
hướng dẫn nghiên cứu khoa học tận tình trong suốt quá trình em làm luận văn.
Em cũng xin chân thành cảm ơn các thầy cô tại phòng thí nghiệm Hóa
môi trường, các thầy cô khoa Hóa học, trường ĐHKHTN đã hướng dẫn nhiệt tình
trong quá trình thực hiện luận văn.
Hà Nội, ngày tháng năm 2016
HVCH. Phạm Thị Vân


MỤC LỤC
LỜI MỞ ĐẦU .............................................................................................................1
CHƯƠNG 1. TỔNG QUAN .......................................................................................2
1.1

Ô nhiễm kháng sinh và phương pháp xử lý ................................................... 2

1.1.1

Sự phát sinh và ô nhiễm kháng sinh trong nước....................................2

1.1.2. Ảnh hưởng của thuốc kháng sinh đến các hệ sinh thái tự nhiên. ...............2
1.1.3 Một số nghiên cứu về thuốc kháng sinh phát sinh trong môi trường..........5

1.1.4 Giới thiệu chung về kháng sinh họ β- lactam..............................................7
1.2

Than hoạt tính và một số ứng dụng của than hoạt tính trong xử lý thuốc kháng

sinh. 9
1.2.1

Than hoạt tính .........................................................................................9

1.2.2

Một số nghiên cứu về xử lý kháng sinh sử dụng vật liệu than hoạt tính
………………………………………………………………………..11

CHƯƠNG 2. THỰC NGHIỆM ................................................................................13
2.1 Mục tiêu và nội dung nghiên cứu của luận văn .............................................. 13
2.1.1 Mục tiêu .....................................................................................................13
2.1.2 Nội dung nghiên cứu .................................................................................13
2.2 Hóa chất, dụng cụ ............................................................................................ 13
2.2.1 Dụng cụ .....................................................................................................13
2.2.2 Hóa chất và vật liệu ...................................................................................13
2.2.2.1.Chuẩn bị hóa chất ...................................................................................13
2.2.2.2. Vật liệu ..................................................................................................14
2.3 Xây dựng đường chuẩn amoxicillin, cefotaxim natri và ảnh hưởng của pH tới
sự dịch chuyển bước sóng...................................................................................... 15
2.3.1. Xây dựng đường chuẩn amoxicillin .........................................................15


2.3.2 Xây dựng đường chuẩn Cefotaxim natri ...................................................18

2.3.3. Xây dựng đường chuẩn COD ...................................................................20
2.4 Các phương pháp đánh giá đặc tính của vật liệu hấp phụ ............................... 21
2.4.1 Phương pháp tính toán tải trọng hấp phụ cực đại......................................21
2.4.2 Xác định giá trị pH trung hòa điện của vật liệu ........................................25
2.4.3 Phương pháp hiển vi điện tử quét (SEM) ..................................................26
2.4.4. Phương pháp phổ hồng ngoại (IR) ...........................................................28
CHƯƠNG 3. KẾT QUẢ VÀ THẢO LUẬN ............................................................30
3.1. Khảo sát khả năng hấp phụ amoxicillin của các vật liệu ................................ 30
3.1.1 Khảo sát ảnh hưởng của pH tới khả năng hấp phụ amoxicillin của các vật
liệu than biến tính ...............................................................................................30
3.1.2. Nghiên cứu thời gian cân bằng hấp phụ amoxicillin của các vật liệu than
biến tính. .............................................................................................................32
3.1.3 Nghiên cứu tải trọng hấp phụ cực đại của các vật liệu than biến tính ......33
3.1.3.1. Nghiên cứu tải trọng hấp phụ cực đại của vật liệu AC .........................33
3.1.3.2 Nghiên cứu tải trọng hấp phụ cực đại AMX của vật liệu AC-S. ...........35
3.2 Nghiên cứu khả năng hấp phụ Cefotaxim natri của các vật liệu ..................... 36
3.2.1. Nghiên cứu ảnh hưởng của pH tới khả năng hấp phụ Cefotaxim natri của
các vật liệu ..........................................................................................................36
3.2.2 Khảo sát thời gian cân bằng hấp phụ CFN của các vật liệu ......................38
3.2.3. Nghiên cứu tải trọng hấp phụ cực CFN của các vật liệu than biến tính...40
3.2.3.1. Nghiên cứu tải trọng hấp phụ cực CFN của vật liệu AC ......................40
3.2.3.2 Nghiên cứu tải trọng hấp phụ cực đại CFN của vật liệu AC-Br ............42
3.2.3.3 Nghiên cứu tải trọng hấp phụ cực đại CFN của vật liệu AC-S ..............43


3.2.3.4 Nghiên cứu tải trọng hấp phụ cực đại CFN của vật liệu AC-HNO3 ......44
3.2.3.5. Nghiên cứu tải trọng hấp phụ cực đại CFN của vật liệu AC-H2O2 .......46
3.3. Nghiên cứu khả năng giải hấp cefotaxim natri của các vật liệu. .................... 47
3.5. Nghiên cứu khả năng hấp phụ đồng thời AMX và CFN của vật liệu AC-S .. 49
3.6. Xác định các đặc trưng của vật liệu ................................................................ 51

3.6.1 Xác định pHpzc của các vật liệu ..................................................................... 51
3.6.2 Bề mặt riêng của vật liệu BET ...................................................................... 53
3.6.3 Phổ IR và ảnh SEM của vật liệu ................................................................... 55
4. KẾT LUẬN ...........................................................................................................57
TÀI LIỆU THAM KHẢO .........................................................................................58


DANH MỤC BẢNG
Bảng 2. 1 Bảng thể hiện độ hấp thụ quang của AMX ở các nồng độ khác nhau......15
Bảng 2. 2 Kết quả xác định cực đại hấp thụ (Abs) của dung dịch chuẩn AMX từ nồng
độ 1-90mg/l ...............................................................................................................16
Bảng 2. 3 Kết quả xác định bước sóng của cefotaxim natri ở các nồng độ khác nhau
...................................................................................................................................18
Bảng 2. 4 Kết quả đo cực đại hấp thụ (Abs) của cefotaxim natri từ 1-70mg/l .........19
Bảng 2. 5 Kết quả đo sự phụ thuộc COD vào Abs ...................................................21

Bảng 3.1 Ảnh hưởng của pH tới khả năng hấp thụ AMX của các vật liệu...............30
Bảng 3.2 Ảnh hưởng của thời gian đến khả năng hấp phụ AMX của các vật liệu ...32
Bảng 3. 3 Kết quả khảo sát tải trọng hấp phụ cực đại AMX của vật liệu AC ..........34
Bảng 3. 4 Kết quả tải trọng hấp phụ AMX của vật liệu AC-S .................................35
Bảng 3. 5 Kết quả ảnh hưởng của pH tới khả năng hấp phụ CFN của các vật liệu ..37
Bảng 3. 6 Kết quả ảnh hưởng của thời gian tới sự hấp phụ CFN của các vật liệu ...39
Bảng 3. 7 Kết quả nghiên cứu tải trọng hấp phụ CFN của vật liệu AC ....................41
Bảng 3. 8 Kết quả nghiên cứu tải trọng hấp phụ CFN của vật liệu AC-Br ..............42
Bảng 3. 9 Kết quả nghiên cứu tải trọng hấp phụ CFN của vật liệu AC-Br ..............43
Bảng 3. 10 Kết quả nghiên cứu tải trọng hấp phụ CFN của vật liệu AC-HNO3 ......45
Bảng 3. 11 Kết quả nghiên cứu tải trọng hấp phụ CFN của vật liệu AC-H2O2 .......46
Bảng 3. 12 Khả năng giải hấp cefotaxim natri của các vật liệu ................................47
Bảng 3. 13 Kết quá hấp phụ đồng thời AMX và CFN của vật liệu AC-S ................50

DANH MỤC HÌNH
Hình 2. 1 Đồ thị quét bước sóng cực đại của AMX..................................................16
Hình 2. 2 Đường chuẩn amoxicillin từ 1-100mg/l ....................................................17
Hình 2. 3 Đồ thị xác định bước sóng hấp thụ amoxicillin ở các pH khác nhau. ......17
Hình 2. 4 Đồ thị xác định bước sóng hấp phụ cực đại của cefotaxim natri ..............18
Hình 2. 5. Đường chuẩn cefotaxim natri từ 1-70mg/l ...............................................19
Hình 2. 6 Đồ thị xác định ảnh hưởng của pH tới bước sóng hấp thụ của cefotaxim
natri............................................................................................................................20
Hình 2. 7 Đường chuẩn COD....................................................................................21
Hình 2. 8. Đường đẳng nhiệt hấp phụ Langmuir ......................................................23
Hình 2. 9 Đường thẳng xác định hệ số Langmuir .....................................................24
Hình 2. 10. Đồ thị xác định các hệ số trong phương trình Freundlich .....................25
Hình 2. 11. Đồ thị xác định pHpzc của vật liệu ..........................................................26
Hình 2. 12 Sơ đồ nguyên lý của kính hiển vi điện tử quét ........................................27

Hình 3.1. Đồ thị ảnh hưởng của pH tới khả năng hấp phụ AMX của các vật liệu ...31
Hình 3. 2. Đồ thị thời gian cân bằng hấp phụ AMX của các vật liệu .......................33
Hình 3. 3. Đường thẳng xác định hệ số phương trình Langmuir của vật liệu AC ....34
Hình 3. 4. Đường thẳng xác định hệ số phương trình Freundlich của vật liệu AC ..34
Hình 3. 5. Đường xác định hệ số Langmuir của vật liệu AC-S ...............................35
Hình 3. 6. Đường xác định hệ số Freundlich của vật liệu AC-S..............................35
Hình 3. 7. Đồ thị ảnh hưởng của pH tới khả năng hấp phụ CFN của vật liệu AC ...37
Hình 3. 8. Đồ thị biểu diễn thời gian cân bằng hấp phụ CFN của các vật liệu ........40
Hình 3. 9. Đồ thị xác định hệ số Langmuir của vật liệu AC .....................................41
Hình 3. 10. Đồ thị xác định hệ số Freundlich của vật liệu AC .................................41
Hình 3. 11. Đồ thị xác định hệ số Langmuir của vật liệu AC-Br .............................42
Hình 3. 12. Đồ thị xác định hệ số Freundlich của vật liệu AC-Br ............................42
Hình 3. 13. Đồ thị xác định hệ số Langmuir của vật liệu AC-S ...............................44

Hình 3. 14. Đồ thị xác định hệ số Freundlich của vật liệu AC-S..............................44
Hình 3. 15. Đồ thị xác định hệ số Langmuir của vật liệu AC-HNO3 .......................45
Hình 3. 16. Đồ thị xác định hệ số Freundlich của vật liệu AC-HNO3 ......................45
Hình 3. 17. Đồ thị xác định hệ số Langmuir của vật liệu AC-H2O2 .........................46
Hình 3. 18. Đồ thị xác định hệ số Freundlich của vật liệu AC-H2O2 .......................46
Hình 3. 19. Đồ thị hiệu suất giải hấp cefotaxim natri của các vật liệu .....................48
Hình 3. 20. Đồ thị đường cân bằng hấp phụ động cefotaxim natri của các loại vật liệu
...................................................................................................................................49
Hình 3. 21. Đồ thị hiệu suất hấp phụ đồng thời AMX, CFN của vật liệu AC-S ......50
Hình 3. 22. Đồ thị xác định pHpzc của các vật liệu AC, AC-Br, AC-S ...................52
Hình 3. 23. Đồ thị xác định pHpzc của vật liệu AC-HNO3, AC-H2O2 .....................52
Hình 3. 24. Đồ thị tọa độ BET của than chưa biến tính ............................................53
Hình 3. 25. Đồ thị tọa độ BET của vật liệu AC-S.....................................................54
Hình 3. 26. Phổ hồng ngoại của than trước khi biến tính .........................................55
Hình 3. 27. Phổ hồng ngoại của vật liệu AC-S .........................................................55
Hình 3. 28 Ảnh SEM của vật liệu AC.......................................................................56
Hình 3. 29 Ảnh SEM của vật liệu AC-S ...................................................................56
DANH MỤC BẢNG VIẾT TẮT
AMX: amoxicillin
CFN: cefotaxim natri
AC: Vật liệu than chưa biến tính
AC-S: vật liệu than biến tính lưu huỳnh
AC-Br: vật liệu than biến tính brom
AC-H2O2: Vật liệu than biến tính bằng H2SO4 và H2O2
AC-HNO3: Vật liệu than biến tính HNO3


LỜI MỞ ĐẦU
Kháng sinh là một trong những thuốc thành công nhất được sử dụng để điều

trị cho con người. Tuy nhiên, kể từ khi kháng sinh ra đời đã thách thức quần thể sinh
vật vì nó được coi là một trong những tác nhân gây ô nhiễm môi trường. Ngoài việc
sử dụng trong công tác chữa bệnh cho con người, kháng sinh còn được sử dụng rộng
rãi trong chăn nuôi và trong nông nghiệp. Những dư lượng còn lại của thuốc kháng
sinh mà con người cũng như hoạt động nông nghiệp thải vào môi trường có thể gây
ô nhiễm môi trường tự nhiên. Hậu quả rõ ràng nhất của việc phát thải kháng sinh
trong môi trường tự nhiên là biến đổi của các vi khuẩn kháng thuốc. Tuy nhiên, tác
dụng của thuốc kháng sinh vào sinh quyển là rộng hơn so với điều này và có thể tác
động đến cấu trúc và hoạt động của vi sinh vật môi trường. Vì vậy, việc loại bỏ kháng
sinh trong môi trường nước là một nghiên cứu cấp thiết và quan trọng.
Có nhiều cách để loại bỏ kháng sinh trong nước, điển hình là việc thực hiện
quá trình hấp phụ bởi một số vật liệu như than hoạt tính, vật liệu phế thải, các vật liệu
biến tính. Than hoạt tính có diện tích bề mặt riêng rất cao và khả năng hấp phụ tốt,
do đó than hoạt tính là vật liệu được sử dụng rộng rãi để loại bỏ các chất gây ô nhiễm
trong nước. Do vậy, trong luận văn này chúng tôi thực hiện đề tài “ Nghiên cứu khả
năng xử lý thuốc kháng sinh họ β- lactam trong môi trường nước bằng than hoạt
tính biến tính ” với mong muốn có thể góp phần hạn chế ô nhiễm kháng sinh đến với
môi trường.

1


CHƯƠNG 1. TỔNG QUAN
1.1 Ô nhiễm kháng sinh và phương pháp xử lý
1.1.1 Sự phát sinh và ô nhiễm kháng sinh trong nước
Thuốc kháng sinh có lẽ là những họ thuốc thành công nhất của thuốc, cho đến
nay thuốc, kháng sinh đã được nghiên cứu phát triển vô cùng mạnh mẽ để phục vụ
cải thiện sức khỏe con người. Bên cạnh ứng dụng trong việc chữa trị và phòng bệnh
cho con người, thuốc kháng sinh (kháng sinh nói chung) cũng đã được sử dụng để
ngăn ngừa và điều trị cho động vật, thực vật cũng như đối với việc thúc đẩy tăng

trưởng trong chăn nuôi gia súc [4,12]. Tất cả các hoạt động trên sẽ phát thải số lượng
lớn dư lượng chất kháng sinh vào hệ sinh thái. Tuy nhiên, chúng ta ít được biết về tác
động tổng thể của kháng sinh trên các biến động số lượng của các thể sinh học nhỏ
microbiosphere [14].
Những vấn đề liên quan đến thuốc kháng sinh tương tự như ô nhiễm kim loại
nặng. Cũng giống như kim loại nặng, thuốc kháng sinh là những hợp chất tự nhiên có
trong các hệ sinh thái khác nhau. Tuy nhiên, con người khi sử dụng thuốc kháng sinh
đã làm tăng khả dụng sinh học của chúng, dẫn đến những thay đổi lớn trong hệ sinh
thái, làm hệ sinh thái bị ô nhiễm. Khác với các kim loại nặng, hậu quả của ô nhiễm
kháng sinh đối với hệ sinh thái còn chưa được chú ý tới [11].
1.1.2. Ảnh hưởng của thuốc kháng sinh đến các hệ sinh thái tự nhiên.
Kể từ khi thuốc kháng sinh là chất ức chế hiệu quả vi khuẩn phát triển, được
sản xuất bởi các vi sinh vật có trong tự nhiên, kháng sinh đã được sử dụng rộng rãi
với vai trò ức chế vi khuẩn. Sự gia tăng mạnh mẽ của hàm lượng kháng sinh trong
các hệ sinh thái tự nhiên là kết quả của các hoạt động của con người (điều trị cho con
người, nông nghiệp). Những thay đổi này có thể ảnh hưởng, không chỉ tới những cấu
trúc của quần thể vi sinh tự nhiên và có thể làm thay đổi sinh lý của vi sinh vật.
Ngoài việc gây ra các đột biến kháng thuốc kháng sinh và ảnh hưởng đến các
gen kháng kháng sinh, nó còn lây lan giữa các vi sinh vật trong môi trường, ô nhiễm

2


kháng sinh có thể làm tăng số lượng vi khuẩn đề kháng, và giảm số lượng của hệ vi
sinh vật nhạy cảm. Một ví dụ của tình trạng này là một nghiên cứu trong đó tác dụng
của kháng sinh ciprofloxacin trên các chủng tảo nước ngọt tự nhiên đã được thử
nghiệm ở thượng lưu và hạ lưu nhà máy xử lý nước thải. Sự khác biệt đáng kể đã
được quan sát thấy trong năng suất sinh khối, trong cơ cấu treo và gắn tảo, trong khả
năng xử lý chất dinh dưỡng và trong chuỗi thức ăn tự nhiên của hệ sinh thái. Một
nghiên cứu tương tự cũng đã chứng minh rằng tetracycline có tác động tiêu cực đến

các chức năng đa dạng của cộng đồng vi khuẩn đất [10].
Thuốc kháng sinh ở nồng độ cao hơn nhiều thường được tìm thấy trong các hệ
sinh thái tự nhiên trong nước (ví dụ nước thải) và đất (ví dụ đất được xử lý bằng phân
hữu cơ và trang trại). Tuy nhiên, những nồng độ cao thường tập trung ở những khu
vực có sự hoạt động của con người, trong khi môi trường tự nhiên thường có nồng độ
thuốc kháng sinh thấp. Để đánh giá được hậu quả của thuốc kháng sinh chúng ta cần
phân tích chủ yếu ở các khu vực có hàm lượng chất kháng sinh cao, phân tích ảnh
hưởng của ô nhiễm kháng sinh trên các hệ sinh thái tự nhiên.
Có thể dự đoán rằng dư lượng từ các bệnh viện hoặc các trang trại sẽ chứa cả
hai loại chất gây ô nhiễm: thuốc kháng sinh và gen kháng. Một số thuốc kháng sinh
là các hợp chất tự nhiên mà có tiếp xúc với vi sinh vật môi trường hàng triệu năm
mới phân hủy sinh học, thậm chí nó đóng vai trò như là một nguồn thức ăn cho một
số vi sinh vật. Kháng sinh tổng hợp (ví dụ quinolone) là chất khó để phân hủy sinh
học. Tuy nhiên, chúng vẫn đang bị suy thoái ở mức độ khác nhau trong môi trường
tự nhiên. Các nghiên cứu đã chứng minh rằng ciprofloxacin hiện diện trong mẫu nước
sông sẽ hoàn toàn bị phân hủy sau 3 tháng, trong khi chỉ có 20% axit oxolinic trong
các mẫu được phân hủy sau 5 tháng [11].
Các nghiên cứu gần đây đã chỉ ra rằng sự gắn kết của các quinolone đất và trầm
tích làm chậm quá tình phân hủy sinh học của chúng. Tuy nhiên, xử lý nước thải của
các vùng nước ô nhiễm quinolone không đạt hiệu quả loại bỏ các kháng sinh bởi các
quá trình bao gồm : không chỉ phân hủy sinh học mà còn xảy ra sự suy thoái của các

3


chất. Các nghiên cứu cho thấy, nồng độ các kháng sinh trong tầm tích thường dưới
giới hạn phát hiện và thường ổn định khi hấp phụ. Vì lý do này, các mẫu trầm tích từ
các môi trường kháng sinh bị ô nhiễm có nồng độ kháng sinh cao hơn so với các mẫu
nước từ cùng một khu vực [7].
Trên thực tế, sự suy thoái kháng sinh trong các hệ sinh thái tự nhiên không có

nghĩa là chúng không gây ô nhiễm môi trường. Ví dụ, quá trình thoái hóa chậm ở
nhiệt độ thấp vào mùa đông, vậy các thành phần và độ ẩm của đất ảnh hưởng rõ ràng
đến suy thoái kháng sinh. Quan trọng hơn, một số hệ sinh thái phát sinh liên tục thuốc
kháng sinh vào môi trường (ví dụ nước thải bệnh viện). Lindberg và các đồng nghiệp
đã tiến hành kiểm tra các chất độc môi sinh nhận thấy nồng độ các chất kháng sinh
tăng cao trong một thời gian ngắn. Kể từ khi ở nồng độ nhỏ ức chế của thuốc kháng
sinh đã gây ra phản ứng phiên mã cụ thể trong vi khuẩn, sự hiện diện của kháng sinh
sẽ sửa đổi các hoạt động trao đổi chất của vi sinh vật hiện diện trong những môi
trường bị ô nhiễm. Cuối cùng, tác động vào cấu trúc của quần thể vi khuẩn. Sự ảnh
hưởng của kháng sinh có thể vẫn còn ngay cả khi các kháng sinh đã được khoáng
hóa. Trong mọi trường hợp, ảnh hưởng của kháng sinh trong các hệ sinh thái tự nhiên
là giảm nếu việc sử dụng kháng sinh được kiểm soát một cách chặt chẽ, nó sẽ giảm
việc gây ô nhiễm cho các hệ sinh thái tự nhiên. Kháng sinh sẽ bị thoái hóa nhiều hơn
hoặc ít hơn tùy thuộc vào điều kiện môi trường, kháng sinh phát thải trong đất thường
thấp hơn trong môi trường nước.
Hầu hết các loại thuốc kháng sinh được sử dụng để ngăn ngừa hoặc điều trị các
bệnh nhiễm trùng ở người và động vật cũng như để thúc đẩy tăng trưởng nhanh hơn
của thực vật. Khi sử dụng, kháng sinh chỉ được chuyển hóa một phần và sau đó được
thải ra qua đường bài tiết, dư lượng kháng sinh hoặc là được xử lý trong các nhà máy
xử lý nước thải hoặc đơn giản là quá trình tự phân hủy trong nước hoặc đất. Bên cạnh
đó, các hợp chất kháng sinh sử dụng trong nuôi cá thâm canh được thêm trực tiếp vào
nước làm nồng độ kháng sinh trong nước ở khu vực và trong trầm tích liền kề tăng
cao. Thuốc kháng sinh được sử dụng trong các cây trồng nông nghiệp gây ra các ô

4


nhiễm ở các khu vực đó, mặc dù số lượng thuốc kháng sinh sử dụng trong cây trồng
nông nghiệp thường thấp hơn so với phục vụ con người, trong thú y và chăn nuôi [4]
Để giảm bớt những ảnh hưởng mà sự phát thải các loại thuốc kháng sinh, năm

1998 Liên minh châu Âu đã cấm sử dụng một số loại kháng sinh trong việc thúc đẩy
sự tăng trưởng của gia súc. Năm 2006, lệnh cấm đã được mở rộng cho tất cả các loại
thuốc kháng sinh và các thuốc liên quan. Tương tự như vậy, nhiều quốc gia đã hạn
chế việc sử dụng kháng sinh trong nuôi trồng thủy sản, bao gồm hạn chế mạnh mẽ
trong việc sử dụng kháng sinh dự phòng, và cấm sử dụng thuốc kháng sinh mà vẫn
còn hữu ích trong việc điều trị các bệnh nhiễm trùng của con người. Ví dụ, việc sử
dụng các quinolone cho nuôi trồng thủy sản đã bị cấm ở một số nước công nghiệp
phát triển, vì kháng sinh thuộc họ quinolone có thể tồn tại trong các trầm tích trong
thời gian dài [11].
1.1.3 Một số nghiên cứu về thuốc kháng sinh phát sinh trong môi trường
Để phục vụ cho chăm sóc sức khỏe con người và động vật, việc sản xuất dược
phẩm đã tăng lên nhanh chóng trong vài thập kỷ qua. Sau khi sử dụng, số lượng lớn
dược phẩm được thải vào nước. Sự phát tán dược phẩm vào môi trường đã nhận được
rất nhiều sự chú ý trong những năm gần đây vì dược phẩm được biết là có nguy cơ
rủi ro cho hệ sinh thái thủy sinh như phá vỡ trật tự nội tiết và tác dụng phụ nghiêm
trọng, bởi vì chúng tác động trực tiếp tới môi trường sinh thái [17]. Trong rất nhiều
loại dược phẩm, thuốc kháng sinh là một họ đặc biệt quan trọng được sử dụng rộng
rãi trong y học nhằm phục vụ cho công tác phòng và chữa bệnh của con người và thú
y. Sau khi tiêu thụ kháng sinh có thể được chuyển hóa một phần, các chất chuyển
hóa này sau đó được bài tiết vào nước tiểu hoặc phân [13]. Hiện nay, nhiều nhà máy
xử lý nước thải thông thường không được thiết kế và vận hành để loại bỏ nồng độ rất
thấp của các chất ô nhiễm, chẳng hạn như dược phẩm và các sản phẩm chăm sóc cá
nhân [13]. Kết quả là, các dư lượng dược phẩm tập trung có thể thải vào môi trường
bằng cách thải ra ngoài môi trường [17].

5


Với sự phát triển của kỹ thuật phân tích trong những năm gần đây, có nhiều
bằng chứng cho thấy sự hiện diện của dược phẩm trong hệ thống thủy sản trên thế

giới. Y Chen et al., [18] chỉ ra rằng nồng độ các chất trung gian của các dược phẩm
có trong các mẫu nước thải bùn thu thập từ 45 nhà máy xử lý nước thải ở Trung Quốc
có nồng độ cao trong nước thải. Sự xuất hiện của các hợp chất dược phẩm trong bùn
có thể là kết quả của việc sử dụng dược phẩm của con người. Các hợp chất như
ofloxacin (24 760 µg kg-1), norfloxacin (5 280 µg kg-1) và ketoprofen (4 458 µg kg1

) đã được tìm thấy.
Nghiên cứu khác được thực hiện trong các nhà máy xử lý nước thải của tất cả

năm WWTPs tại Ulsan, Hàn Quốc bởi S. K. Behera et al [15]. Các tác giả chỉ ra rằng
tổng nồng độ nhóm kháng sinh, hormone và dược phẩm khác trong khoảng dao động
3,4-19,8 µg/L, 0,16-0,9 µg/L và 14,8-33,1 µg/L tương ứng, trong khi trong nước thải
các nồng độ tương ứng là 1,9-21,3 µg / L, 0-0,024 µg/L và 0,75-6,8 µg/L.
P.Gao et al. [14] chỉ ra rằng hầu hết các dược phẩm tìm thấy trong giai đoạn
dịch cũng đã được phát hiện trong các mẫu bùn thu thập. Sulfamethoxazole đã được
tìm thấy trong bùn thải và bùn tách nước nhưng ở nồng độ tương đối thấp trong
khoảng giữa 3,5-7,0 µg kg-1. Tetracycline thường bị hấp phụ mạnh bằng bùn qua phức
với các kim loại, kết hợp với phản ứng bùn và trao đổi cation. Trong những nghiên
cứu này, các tác giả cũng chỉ ra rằng các nồng độ tương đối cao hơn được tìm thấy
đối với tetracycline hiện trong giai đoạn bùn, với nồng độ DOC là 762 µg kg -1 bùn
khô, 313 µg kg-1 trong bùn thải, và 568 mg kg-1 trong bùn tách nước.
A. L. Batt et al. [3] đã có một nghiên cứu so sánh sự xuất hiện của kháng sinh
trong bốn nhà máy xử lý nước thải ở Erie, New York, Hoa Kỳ bao gồm Amherst,
Đông Aurora, Hà Lan, và Lackawanna với thiết kế và hoạt động khác nhau.Tất cả các
loại thuốc kháng sinh bao gồm ciprofloxacin, sulfamethoxazole, tetracycline và
trimethoprim đã được phát hiện tại mỗi vị trí lấy mẫu, nồng độ (trong phạm vi µg/L)
được phát hiện trong tất cả các máy xử lý nước dao động 0,21-2,8 cho

6

sulfamethoxazole, 0,21 - 7,9 cho trimethoprim, từ 0,20 đến 1,4 cho ciprofloxacin và
0,061-1,1 cho tetracycline. Chênh lệch phần trăm tổng thể về nồng độ của các thuốc
kháng sinh trong nước thải và nước triều dâng của các kháng sinh khác nhau giữa các
nhà máy và dao động từ 33% đến 97%.
Hiện nay, có một vài nhà nghiên cứu đã nghiên cứu về sự hiện diện của dư
lượng dược phẩm trong nước thải tại Việt Nam. Do một số lý do khách quan, một số
nhà máy xử lý nước không chú ý đến những vấn đề này cũng như có các tác động
hiệu quả loại bỏ các hợp chất này. Nước thải từ các ngành công nghiệp hóa chất và
dược phẩm, bên cạnh phần dư của các sản phẩm, các dung môi tổng hợp mà còn chứa
các sản phẩm trung gian có thể không phân hủy sinh học hoặc độc hại đối với nguồn
nước và môi trường nói chung [6]. Trong nghiên cứu này, chúng tôi nghiên cứu sự
xuất hiện và loại bỏ hiệu quả của một số dược phẩm đặc biệt là thuốc kháng sinh.
Ở Việt Nam, năm 1999 kháng sinh được sử dụng phổ biến nhất bao gồm:
ampicillin hoặc amoxicillin(86%), penicillin(12%), erythromycin (5%), tetracyclin
(4%) và streptomycin (2%). Kháng sinh được dùng khoảng 3 ngày, quá ngắn cho điều
trị viêm phổi do vi khuẩn với thời gian điều trị tối thiểu được khuyến cáo là 5 ngày.
Năm 2007, xu hướng sử dụng kháng sinh đã thay đổi, cephalosporins đường uống
được dùng phổ biến đối với các bệnh có triệu chứng nặng. Các kháng sinh thường
dùng là: ampicillin hoặc amoxillin (49%), cephalosporin thế hệ 1 theo đường uống
(27%), cotrimoxazol (11%), macolides (3%), loại khác (2%) [2]. Từ những số liệu
thu được, ta thấy được lượng amoxicillin và cephalosporin là hai loại kháng sinh được
sử dụng nhiều nhất. Do vậy, trong luận văn này chúng tôi tập chung nghiên cứu xử
lý dư lượng hai loại thuốc trên.
1.1.4 Giới thiệu chung về kháng sinh họ β- lactam
Kháng sinh thuộc họ β – lactam là những kháng sinh có cấu trúc azetidin-2-on
(còn được gọi là vòng β-lactam) – một amin vòng bốn cạnh.[1]

7

Khi vòng này liên kết với một cấu trúc vòng khác sẽ hình thành các phân nhóm
lớn tiếp theo: nhóm penicilin, nhóm cephalosporin và các beta-lactam khác.
 Amoxicillin [1]
Công thức phân tử: C16H19N3O5S (M=365.41g/mol)
Công thức cấu tạo:

Tên khoa học: Acid (2S, 5R, 6R)-6- [( R) -2- amino -2 (4hydroxyphenyl acetamido3,3-dimethyl-7-oxo-4-thia-1- azabicyclo [3,2,0] – heptan-2- carboxylic
Amoxycillin hoặc Amoxicillin hay được gọi tắt là amox, là thuốc kháng sinh
cùng họ với penicilin, nó ngăn chặn và diệt các loại vi khuẩn gram dương như viêm
họng, da tấy mủ hay nhiễm trùng da, nhiễm trùng đường tiết niệu, viêm phổi..
Amoxicillin là một trong chất bán tổng hợp các dẫn xuất của 6aminopenicillanic acid ( 6-APA ) đã phát triển tại Beecham, Anh trong những năm
1960.
Tính chất:
-Bột kết tinh màu trắng, vị đắng.

8


-Độ ẩm cao và nhiệt độ > 370C ảnh hưởng bất lợi đến độ bền.
- Độ tan : 1g/370ml nước hoặc 100ml ancol
 Cefotaxim natri [1].
Công thức phân tử: C16H17N5O7S2Na ( M=455,47g/mol)
Công thức cấu tạo

Tên khoa học: (6R,7R,Z)-3-(Acetoxymethyl)-7-(2-(2-aminothiazol-4-yl)-2(methoxyimino) acetamido)-8-oxo-5-thia-1-azabicyclo[4.2.0]oct-2-ene-2-carboxyl
sodium
Cefotaxim là thế hệ thứ ba của cephalosporin trong đó Cefotaxim natri là dẫn
xuất muối của cefotaxim
Cefotaxim natri được dùng để điều trị nhiễm khuẩn thể nặng đường hô hấp

dưới (kể cả viêm phổi), nhiễm khuẩn da và mô mềm, nhiễm khuẩn xương và khớp,
nhiễm khuẩn thể nặng niệu - sinh dục, nhiễm khuẩn huyết và viêm màng não do các
vi khuẩn nhạy cảm gây ra. Cefotaxim natri cũng được tiêm để điều trị dự phòng nhiễm
khuẩn khi phẫu thuật.
Tính chất: Bột trắng, hơi háo ẩm, dễ tan trong nước, rất ít tan trong ancol,
không tan trong ete.
1.2

Than hoạt tính và một số ứng dụng của than hoạt tính trong xử lý thuốc
kháng sinh.

1.2.1 Than hoạt tính

9


Việc sử dụng than (cacbon) đã được biết đến từ rất lâu. Nguồn gốc của nó
không thể tìm thấy trong tài liệu nào. Việc dùng than hoa để lọc nước uống đã được
tổ tiên người Hindu ở Ấn Độ áp dụng, than gỗ được sử dụng như chất hấp phụ thuốc
và làm sạch được người Ai Cập biết đến trước năm 1500 trước Công nguyên.
Ngành công nghiệp sản xuất cacbon hoạt tính hiện đại được thành lập từ năm
1990-1991 để thay thế cho than-xương (bone-char) dùng trong làm trắng đường. Than
hoạt tính dạng bột (PAC) lần đầu tiên được sản xuất thương mại (từ gỗ) ở châu Âu từ
đầu thế kỷ 19 và đã được sử dụng rộng dãi trong ngành công nghiệp sản xuất đường.
Than hoạt tính dùng để xử lý nước được báo cáo lần đầu tiên ở Mỹ vào năm 1930.
Than hoạt tính là dạng thô của gra-phit với cấu trúc ngẫu nhiên và vô định
hình với nhiều lỗ (khoảng trống) với kích thước khác nhau từ những vết nứt nhìn thấy
được đến những vết chỉ có kích thước của phân tử. Than hoạt tính được sản xuất từ
than dừa, than gỗ, chất gỗ li-nhin, than cốc, than xương, than bùn, mùn cưa, than đen,
vỏ trấu, mía, hạt đào, cá, phế phẩm phân bón, phế phẩm lốp cao su,…. Những nguyên

liệu được dùng phổ biến nhất để sản xuất than hoạt tính là gỗ (130000 tấn/năm), than
(100000 tấn/năm), li-nhin (50000 tấn/năm), vỏ dừa (35000 tấn/năm) và than bùn
(35000 tấn/năm) [5].
Bề mặt hóa học của Cacbon đã được nghiên cứu. Bề mặt này phụ thuộc vào
điều kiện hoạt hóa và nhiệt độ. Sự hoạt hóa làm cải tiến cấu trúc xơ rỗng. Các vi cấu
trúc rỗng này làm tăng diện tích tiếp xúc lên tới 2000 m2/g. Theo phân loại của
Steenberg thì có cacbon được hoạt hóa bằng axit và cacbon được hoạt hóa bằng bazơ. Nhóm hoạt hóa bằng axit hấp phụ các ion kim loại. Diện tích bề mặt lớn có thể
không phải là yếu tố tiên quyết cho sự hấp phụ của cacbon hoạt tính.
Diện tích bề mặt than hoạt tính lớn không đồng nghĩa với khả năng hấp phụ
lớn. Sự hấp phụ các hợp chất hữu cơ trên cacbon phức tạp hơn hấp phụ các chất hữu
cơ vì việc loại các hợp chất hữu cơ này ảnh hưởng đến giải pháp loại bỏ. Khả năng
hấp phụ phụ thuộc vào các thuộc tính của cacbon hoạt tính, thuộc tính của các chất
hoạt hóa, pH, nhiệt độ, độ mạnh của ion, … Rất nhiều cacbon hoạt tính được sản xuất

10


thương mại nhưng chỉ rất ít trong số chúng có thể chọn để loại bỏ các hợp chất hữu
cơ và chúng cũng rất đắt. Bất chấp tính đa dụng của cacbon trong việc xử lý nước,
giá thành của nó vẫn còn đắt, và đòi hỏi phải sử dụng một số lượng lớn cacbon hoạt
tính. Do đó, các nguyên liệu cải tiến và tương đương đã được tìm kiếm. Các nguyên
liệu thay thế này phải sẵn có, rẻ và trên hết là phải dễ sản xuất nhằm đáp ứng khả
năng thay thế.
1.2.2 Một số nghiên cứu về xử lý kháng sinh sử dụng vật liệu than hoạt tính
H.R. Pouretedal và N. Sadegh đã nghiên cứu và cho thấy khả năng ứng dụng
của các hạt nano carbon làm từ gỗ cây nho là một chất hấp phụ rẻ tiền cho việc loại
bỏ các Amoxicillin, Cephalexin, Tetracycline và Penicillin G từ dung dịch nước. Việc
hoạt hóa các hạt nano carbon đã được thực hiện bằng dung dịch NaOH, KOH, ZnCl2,
NaCl và HNO3. Hiệu suất khử (R%) các chất ô nhiễm cho thấy NaOH có thể được sử
dụng như là một tác nhân hiệu quả, chi phí thấp và thân thiện môi trường (R = 7488%). Diện tích và thể tích lỗ xốp của than hoạt tính đã thu được tương ứng là 13,397

m2/g và 54,79 cm3/g. pH hấp phụ tối ưu bằng 2, nồng độ chất hấp phụ là 0,4 g/L,
nồng độ dung dịch kháng sinh 20 mg/L, thời gian cân bằng hấp phụ là 8 h. Có thể tái
sử dụng chất hấp phụ bằng cách sử dụng NaOH giải hấp vật liệu hấp phụ[8].
Kamyar Yaghmaeian và các cộng sự đã nghiên cứu loại bỏ amoxicillin khỏi
nước bằng hấp phụ lên carbon biến tính bằng NH4Cl (NAC) và than hoạt tính tiêu
chuẩn (SAC) trong các cột cố định với ozon-tái sinh của cacbon no. Kết quả thu được
cho thấy dung lượng hấp phụ của NAC là lớn hơn nhiều so với SAC tại mỗi EBCTs
thử nghiệm. Dựa trên các dữ liệu thực nghiệm, khả năng hấp phụ điểm đột phá của
NAC tăng 73,3-274,1 mg/g và của SAC đã tăng từ khoảng 31,6-65,2 mg/g với một
EBCT tăng 2-10 phút. Có thể bão hòa NAC tại chỗ để tái sinh hoàn toàn thông qua
một quá trình ozone-tái sinh xúc tác với một liều lượng ozon 1,4 mg-O3/phút cho 3 h
và NAC tái sinh đã được chứng minh có khả năng hấp phụ tương tự như của NAC
ban đầu. NAC đã cải thiện chất lượng của các mẫu nước thực sự ô nhiễm từ các chất
gây ô nhiễm nền và loại bỏ hoàn toàn amoxicillin. Vì vậy, các NAC hấp phụ cố định

11


và ozon hóa tiếp là một nghiên cứu đầy hứa hẹn và hiệu quả cho việc loại bỏ các chất
gây ô nhiễm amoxicillin trong nguồn nước ô nhiễm [9].

12


CHƯƠNG 2. THỰC NGHIỆM
2.1 Mục tiêu và nội dung nghiên cứu của luận văn
2.1.1 Mục tiêu
Nghiên cứu xử lý các thuốc kháng sinh loại β-lactam trong nước bằng vật liệu
than biến tính. Nghiên cứu các yếu tố ảnh hưởng tới khả năng hấp phụ thuốc kháng
sinh của các vật liệu than biến tính.

2.1.2 Nội dung nghiên cứu
Nghiên cứu các điều kiện hấp phụ amoxicillin và cefotaxim natri trong phòng
thí nghiệm. So sánh khả năng xử lý thuốc kháng sinh họ β-lactam của vật liệu than
biến tính và vi sinh vật hiếu khí.
2.2 Hóa chất, dụng cụ
2.2.1 Dụng cụ
- Máy đo quang
- Máy đo pH
- Cân phân tích 4 số
- Tủ sấy
- Tủ hút
- Máy lắc
- Và các dụng cụ thí nghiệm khác
2.2.2 Hóa chất và vật liệu
2.2.2.1.Chuẩn bị hóa chất
-

Dung dịch axit nitric HNO3 (63%)

-

Dung dịch peoxit H2O2 (30%)

13


-

Dung dịch axit Clohidric HCl (30%)

-

Dung dịch natri hidroxit NaOH (1M)

-

Dung dịch Amoxicillin 1000ppm (AMX): Cân 1g AMX hòa trong 1 lít nước
cất 2 lần ta được dung dịch AMX nồng độ 1000 mg/l.

-

Dung dịch Cefutaxin natri 100ppm (CFN): Cân 1,069g cefotaxin natri
93,49% hòa tan trong 1 lít nước cất 2 lần ta được dung dịch CPN nồng độ
1000mg/l.

-

Hỗn hợp phản ứng: Hòa tan 10,216g K2Cr2O7 loại PA đã được sấy ở nhiệt
độ 105°C sau đó thêm 167ml dung dịch H2SO4 và 33,3g HgSO4. Để nguội
và định mức đến 1000ml bằng nước cất.

-

Hỗn hợp xúc tác: Pha 5,5g Ag2SO4 trong 1 kg dung dịch H2SO4 đặc (d = 1,84
g/mL) có thể khuấy hoặc để cho Ag2SO4 tan hết mới sử dụng.

-

Pha dung dịch chuẩn kalihiđrophtalat (HOOCC6H4COOK): Sấy sơ bộ một
lượng kalihiđrophtalat ở 105°C. Sau đó cân 850mg kalihiđrophtalat pha và

định mức vào bình 1 lít (dung dịch này có nồng độ 1mg O2/mL).

2.2.2.2. Vật liệu
- Than hoạt tính Trà Bắc, được rã, rây lấy kích thước 0,5-1mm, rửa sạch bụi
bẩn bằng nước cất. Sấy khô vật liệu ở 1000C thu được vật liệu than hoạt tính (kí hiệu
AC).
- Than hoạt tính biến tính brom (kí hiệu AC-Br) , than biến tính brom lấy từ
đề tài KC-08/11-15 của phòng thí nghiệm hóa môi trường – trường đại học Khoa học
Tự nhiên.
- Than hoạt tính biến tính lưu huỳnh (kí hiệu AC-S) được tổng hợp bằng cách
trộn đều than hoạt tính với 1g bột lưu huỳnh (5%S) sau đó đưa vào bình kín và nung
ở nhiệt độ 500oC trong 2 giờ.

14


- Than hoạt tính biến tính bằng H2O2 15% trong H2SO4 : Cân 50 g than hoạt
tính cho vào bình nón, sau đó thêm tiếp vào bình 50ml dung dịch H2SO4 và 50ml
dung dịch H2O2 15% được duy trì ở nhiệt độ 500C trong 1 giờ. Sau đó gạn bỏ phần
dung dịch, rửa sạch than bằng nước cất về pH trung tính. Sấy khô vật liệu ở 1050C
thu được vật liệu than biến tính bằng H2O2 (kí hiệu AC-H2O2).
- Than hoạt tính biến tính bằng HNO3 đặc : Đun cách thủy hỗn hợp 50 g than
hoạt tính cỡ hạt 0,5-1mm trong 250ml dung dịch HNO3 đặc ở 1000C trong 4 giờ. Sau
đó rửa sạch về pH trung tính. Sấy khô, rồi ngâm sản phẩm thu được vào 250ml dung
dịch NaOH 0,5M trong 24 giờ. Sản phẩm sau khi ngâm trong dung dịch NaOH được
rửa sạch và sấy khô, thu được vật liệu biến tính bằng dung dịch HNO3 (kí hiệu ACHNO3).
2.3 Xây dựng đường chuẩn amoxicillin, cefotaxim natri và ảnh hưởng của pH
tới sự dịch chuyển bước sóng.
2.3.1. Xây dựng đường chuẩn amoxicillin
* Xác định bước sóng hấp thụ cực đại của amoxicillin

- Để xác định được bước sóng hấp thụ cực đại của amoxicillin chúng tôi tiến
hành quét bước sóng hấp thụ của dung dịch amoxicillin ở các nồng độ 50 mg/l, 70
mg/l và 100 mg/l, pH= 6- 7 ta thu được kết quả như sau:
Bảng 2. 1 Bảng thể hiện độ hấp thụ quang của AMX ở các nồng độ khác nhau
Nồng độ (mg/l)
50

70

100

Bước sóng (nm)

Abs

272

0,133

228

1,19

272

0,191

228

1,67

272

0,271

228

2,356

15


Hình 2. 1 Đồ thị quét bước sóng cực đại của AMX
Từ kết quả thu được nhận thấy bước sóng hấp thụ cực đại của amoxicillin ở
228nm. Tiến hành xây dựng đường chuẩn của amoxicillin ở bước sóng 228nm
*Xây dựng đường chuẩn amoxicillin với nồng độ từ 1- 90mg/l
Pha các dung dịch amoxicillin có nồng độ từ 1- 90mg/l. Sau đó tiến hành đo
độ hấp thụ tại bước sóng 228nm ta được kết quả như sau:
Bảng 2. 2 Kết quả xác định cực đại hấp thụ (Abs) của dung dịch chuẩn AMX từ
nồng độ 1-90mg/l
Nồng
độ

1

10

20

30

40

50

60

70

80

90

0,022

0,224

0,484

0,773

0,956

1,19

1,427

1,67

1,919

2,119

(mg/l)
Abs

16