En los últimos años, el rápido desarrollo industrial ha provocado problemas ambientales cada vez más graves, especialmente la contaminación del agua. La contaminación por metales pesados es uno de los factores importantes que causan la contaminación del agua. Los iones de metales pesados en cuerpos de agua exhiben una alta toxicidad y carcinogenicidad incluso en niveles traza. Pueden acumularse en los animales mediante bioacumulación en la cadena alimentaria, causando daños persistentes e induciendo diversas enfermedades. Por lo tanto, explorar métodos para eliminar metales pesados de las masas de agua es un medio eficaz para garantizar la seguridad del agua y mejorar la reutilización de los recursos hídricos.
1. Introducción
En los últimos años, el rápido desarrollo industrial ha provocado problemas ambientales cada vez más graves, especialmente la contaminación del agua. La contaminación por metales pesados es uno de los factores importantes que causan la contaminación del agua. Los iones de metales pesados en cuerpos de agua exhiben una alta toxicidad y carcinogenicidad incluso en niveles traza. Pueden acumularse en los animales mediante bioacumulación en la cadena alimentaria, causando daños persistentes. Los metales pesados pueden provocar diversas enfermedades. Explorar métodos para eliminar metales pesados de las masas de agua es un medio eficaz para garantizar la seguridad del agua y mejorar la reutilización de los recursos hídricos.
Los principales iones de metales pesados que contaminan los cuerpos de agua en mi país incluyen cadmio (Cd), cromo (Cr), plomo (Pb) y arsénico (As), entre los cuales el Cd(II) y el Cr(VI) son extremadamente tóxicos. Los métodos para eliminar metales pesados de cuerpos de agua incluyen principalmente precipitación química, intercambio iónico, separación por membranas y adsorción. Entre ellos, la adsorción ha atraído mucha atención debido a su alta eficiencia, bajo costo y facilidad de operación. Wu et al. (2000) y Zan et al. (2006) informaron sobre el uso de membranas líquidas para adsorber iones de metales pesados y al mismo tiempo sintetizar nanopartículas, "convirtiendo así los desechos en tesoros" y eliminando iones de metales pesados. Ge et al. (2013) encontraron que las nanopartículas de Al2O3 tienen un buen rendimiento de adsorción de Cr(VI) en solución acuosa, con una tasa de adsorción de hasta el 90%. Sin embargo, después de la adsorción, las pequeñas partículas de óxido metálico son difíciles de recuperar. A menudo, esto conduce a pérdidas o incluso a nueva contaminación. La inmovilización de nanopartículas de Al2O3 sobre materiales como hidroxiapatita, montmorillonita y quitosano puede resolver eficazmente los problemas anteriores. Sin embargo, el portador orgánico es propenso a una descomposición irreversible durante la regeneración del adsorbente, lo que resulta en la pérdida de nanopartículas, lo que limita la aplicación práctica de estos materiales. El acero inoxidable poroso 316L (PSS, 022Cr17Ni12Mo2) es un tubo de membrana poroso con alta resistencia mecánica y es un portador relativamente ideal para inmovilizar nanopartículas de óxido metálico. Este estudio tiene como objetivo sintetizar nanopartículas de Al2O3 mediante un método hidrotermal e inmovilizarlas en 316L PSS utilizando un método de recubrimiento por inmersión de partículas suspendidas para preparar una membrana de alúmina porosa a base de acero inoxidable. Al mismo tiempo, utilizando esta membrana como adsorbente, se investigará su rendimiento de adsorción de Cr(VI) y Cd(II) en solución acuosa.
2. Parte experimental 2.1 Instrumentos y reactivos
Instrumentos: Microscopio electrónico de barrido de emisión de campo (FESEM, JEOL S-4800, Hitachi, Japón), difractómetro de rayos X (D/MAX-3C, Ricoh Corporation, Japón), equipo a escala piloto de membrana de fibra hueca (HFM-0530, Xiamen Shida Membrane Technology Co., Ltd.), espectrómetro de absorción atómica con horno de grafito (AAS-9000, Jiangsu Tianrui Instrument Co., Ltd.), alta velocidad centrífuga (ZONKIA, HC-3018, Anhui Zhongke Zhongjia Co., Ltd.). Los materiales experimentales fueron nanopartículas de γ-Al₂O₃ de fabricación propia y acero inoxidable poroso 316L (grado de acero: 022Cr17Ni12Mo₂, tamaño de poro 1 μm, longitud 30 cm, diámetro interior 8 mm, diámetro exterior 12 mm).
Reactivos: aluminato de sodio (NaAlO₂), urea (CON₂H₄), nitrato de potasio (KNO₃) y etanol anhidro (C₂H₅OH) eran todos de calidad analítica; el polietilenglicol (PEG 2000) y el poliacrilato de sodio (PAAS 20M) eran químicamente puros. Todos los reactivos se compraron en Tianjin Kemei Chemical Reagent Factory; el agua de prueba fue agua desionizada.
2.2 Métodos experimentales
Se limpiaron ultrasónicamente 316 L de PSS secuencialmente con soluciones de NaOH y HNO₃ 0,1 mol·L⁻¹ durante 10 min, luego se lavaron con agua desionizada hasta neutralidad y finalmente se limpiaron ultrasónicamente con etanol anhidro durante 5 min. Después del secado, se preparó polvo de γ-Al₂O₃ según el método descrito en la literatura (Zhang et al., 2016). Específicamente, se añadió secuencialmente una cierta cantidad de aluminato de sodio, urea y poliacrilato de sodio a 50 ml de agua desionizada, se agitó durante 30 minutos y luego se vertió en un reactor hidrotermal de acero inoxidable y se hizo reaccionar en un horno a 140 ℃ durante 10 h. Después de la reacción, el producto se eliminó, se lavó y se secó al vacío durante 12 h. A continuación, el polvo blanco resultante se calcinó en un horno de mufla a 500 ℃ durante 3 h para obtener polvo de γ-Al₂O₃. A continuación, se disolvió una cierta cantidad de polietilenglicol en 1000 ml de agua desionizada para preparar una dispersión y se agregaron 2 g de [ingrediente no especificado]. Se utilizó polvo de γ-Al₂O₃ (polietilenglicol a relación de masa de γ-Al₂O₃ 1:7,9). La fuerza de las partículas de la solución se ajustó a C(KNO₃) = 1 mmol·L⁻¹ con KNO₃. Después se ajustó el pH de la suspensión a 7,0 con soluciones de 0,1 mol·L⁻¹ de NaOH y 0,1 mol·L⁻¹ de HNO₃. Después de la dispersión ultrasónica a temperatura ambiente durante 15 minutos, la suspensión se recubrió sobre un sustrato poroso de acero inoxidable utilizando un método de recubrimiento por inmersión de partículas suspendidas, seguido de sinterización a 400 ℃ durante 3 h. El programa de sinterización fue: 250 ℃ durante 1 h, luego 400 ℃ durante 3 h. Para evitar el agrietamiento de la película de alúmina debido a un calentamiento excesivamente rápido, la velocidad de calentamiento durante la sinterización fue de 1 ℃·min⁻¹. Después de la sinterización, la película se enfrió en el horno.
2.3 Experimento de adsorción
El rendimiento de adsorción de la membrana se estudió mediante un proceso discontinuo clásico. El módulo de membrana de alúmina porosa a base de acero inoxidable se conectó a un dispositivo a escala piloto de membrana de fibra hueca. La adsorción se realizó a presión constante (0,1 MPa). Todos los experimentos se repitieron tres veces.
La temperatura se ajustó a temperatura ambiente, las concentraciones iniciales de Cr(VI) y Cd(II) fueron ambas de 5 mg·L⁻¹ y el tiempo de adsorción fue de 8 h. Bajo estas condiciones, se investigó el efecto del pH inicial de la solución sobre la capacidad de adsorción. Los valores iniciales de pH para Cr(VI) fueron 3,0, 4,0, 5,0, 6,0, 7,0, 8,0, 9,0, 10,0 y 11,0, y para Cd(II) fueron 3,0, 4,0, 5,0, 6,0, 7,0, 8,0 y 9,0. Las concentraciones iniciales de Cr(VI) y Cd(II) se establecieron en 2, 5, 10 y 20 mg·L⁻¹, respectivamente. El pH inicial se consideró el pH óptimo de adsorción. El tiempo de adsorción se investigó a (0, 1, 5, 10, 15, 20, 80, 100, 120, 140, 210, 270, 360 y 480 h). El efecto de las concentraciones iniciales (0, 5, 10, 15, 20, 25, 30, 40 mg·L⁻¹) de Cr(VI) y Cd(II) sobre la capacidad de adsorción se investigó bajo pH de adsorción óptimo, temperatura ambiente y tiempo de adsorción de 8 h. Se trazaron isotermas de adsorción y se obtuvo un modelo de ajuste. Las concentraciones de Cr(VI) y Cd(II) se determinaron mediante espectrometría de absorción atómica en horno de grafito. Todos los experimentos se repitieron tres veces.
La capacidad de adsorción se calculó usando la ecuación (1) y el porcentaje de adsorción r se calculó usando la ecuación (2). Los datos cinéticos de adsorción se ajustaron utilizando modelos cinéticos de adsorción de pseudoprimer y pseudosegundo orden (Ho et al., 1999), y sus ecuaciones se muestran en las ecuaciones (3) y (4). Los datos termodinámicos de adsorción se ajustaron utilizando modelos de isotermas de adsorción de Langmuir (Langmuir, 1918) y Freundlich (Freundlich et al., 1939). Las ecuaciones se muestran en las ecuaciones (5) y (6), respectivamente.
Kunming Mingzhu Environmental Protection Technology Co., Ltd.