Методы удаления тяжелых металлов из водных объектов – адсорбционный метод

В последние годы быстрое промышленное развитие привело к все более серьезным экологическим проблемам, особенно к загрязнению воды. Загрязнение тяжелыми металлами является одним из важных факторов, вызывающих загрязнение воды. Ионы тяжелых металлов в водоемах проявляют высокую токсичность и канцерогенность даже в следовых количествах. Они могут накапливаться у животных путем биоаккумуляции в пищевой цепи, нанося стойкий вред и вызывая различные заболевания. Поэтому изучение методов удаления тяжелых металлов из водных объектов является эффективным средством обеспечения безопасности воды и повышения возможности повторного использования водных ресурсов.

1. Введение

В последние годы быстрое промышленное развитие привело к все более серьезным экологическим проблемам, особенно к загрязнению воды. Загрязнение тяжелыми металлами является одним из важных факторов, вызывающих загрязнение воды. Ионы тяжелых металлов в водоемах проявляют высокую токсичность и канцерогенность даже в следовых количествах. Они могут накапливаться у животных путем биоаккумуляции в пищевой цепи, нанося стойкий вред. Тяжелые металлы могут вызывать различные заболевания. Исследование методов удаления тяжелых металлов из водных объектов является эффективным средством обеспечения безопасности воды и повышения возможности повторного использования водных ресурсов.

К основным ионам тяжелых металлов, загрязняющим водоемы в моей стране, относятся кадмий (Cd), хром (Cr), свинец (Pb) и мышьяк (As), среди которых Cd(II) и Cr(VI) чрезвычайно токсичны. Методы удаления тяжелых металлов из водоемов в основном включают химическое осаждение, ионный обмен, мембранное разделение и адсорбцию. Среди них адсорбция привлекла большое внимание благодаря своей высокой эффективности, низкой стоимости и простоте эксплуатации. Ву и др. (2000) и Зан и др. (2006) сообщили об использовании жидких мембран для адсорбции ионов тяжелых металлов при одновременном синтезе наночастиц, таким образом «превращая отходы в сокровища» и удаляя ионы тяжелых металлов. Ге и др. (2013) обнаружили, что наночастицы Al2O3 обладают хорошими характеристиками адсорбции Cr(VI) в водном растворе со степенью адсорбции до 90%. Однако после адсорбции мельчайшие частицы оксидов металлов трудно восстановить. Зачастую это приводит к утрате или даже новому загрязнению. Иммобилизация наночастиц Al2O3 на таких материалах, как гидроксиапатит, монтмориллонит и хитозан, может эффективно решить вышеуказанные проблемы. Однако органический носитель склонен к необратимому разложению при регенерации адсорбента, приводящему к потере наночастиц, что ограничивает практическое применение этих материалов. Пористая нержавеющая сталь 316L (PSS, 022Cr17Ni12Mo2) представляет собой пористую мембранную трубку с высокой механической прочностью и является относительно идеальным носителем для иммобилизации наночастиц оксидов металлов. Целью данного исследования является синтез наночастиц Al2O3 гидротермальным методом и их иммобилизация на PSS 316L с использованием метода погружения взвешенных частиц для приготовления пористой мембраны из оксида алюминия на основе нержавеющей стали. В то же время, используя эту мембрану в качестве адсорбента, будут исследованы ее характеристики адсорбции Cr(VI) и Cd(II) в водных растворах.

2. Экспериментальная часть 2.1. Приборы и реагенты.

Приборы: полевой эмиссионный сканирующий электронный микроскоп (FESEM, JEOL S-4800, Hitachi, Япония), рентгеновский дифрактометр (D/MAX-3C, Ricoh Corporation, Япония), пилотное оборудование с половолоконной мембраной (HFM-0530, Xiamen Shida Membrane Technology Co., Ltd.), атомно-абсорбционный спектрометр с графитовой печью (AAS-9000, Jiangsu Tianrui Instrument Co., Ltd.), высокоскоростная центрифуга (ZONKIA, HC-3018, Anhui Zhongke Zhongjia Co., Ltd.). Экспериментальными материалами служили самодельные наночастицы γ-Al₂O₃ и пористая нержавеющая сталь 316L (марка стали: 022Cr17Ni12Mo₂, размер пор 1 мкм, длина 30 см, внутренний диаметр 8 мм, внешний диаметр 12 мм).

Реагенты: алюминат натрия (NaAlO₂), мочевина (CON₂H₄), нитрат калия (KNO₃) и безводный этанол (C2H₅OH) имели чистоту анализа; полиэтиленгликоль (ПЭГ 2000) и полиакрилат натрия (ПААС 20М) были химически чистыми. Все реагенты были приобретены на Тяньцзиньском заводе химических реагентов Кемей; исследуемая вода представляла собой деионизированную воду.

2.2 Экспериментальные методы

316 л PSS подвергали ультразвуковой очистке последовательно 0,1 моль·л⁻¹ растворами NaOH и HNO₃ в течение 10 мин, затем промывали деионизированной водой до нейтральной реакции и, наконец, подвергали ультразвуковой очистке безводным этанолом в течение 5 мин. После сушки порошок γ-Al₂O₃ готовили по методике, описанной в литературе (Чжан и др., 2016). В частности, определенное количество алюмината натрия, мочевины и полиакрилата натрия последовательно добавляли к 50 мл деионизированной воды, перемешивали в течение 30 минут, а затем выливали в гидротермальный реактор из нержавеющей стали и проводили реакцию в печи при 140 ℃ в течение 10 часов. После реакции продукт удаляли, промывали и сушили в вакууме в течение 12 часов. Полученный белый порошок затем прокалили в муфельной печи при 500 ℃ в течение 3 часов с получением порошка γ-Al₂O₃. Затем определенное количество полиэтиленгликоля растворяли в 1000 мл деионизированной воды для приготовления дисперсии и добавляли 2 г [неуказанный ингредиент]. Использовали порошок γ-Al2O₃ (массовое соотношение полиэтиленгликоля и γ-Al2O₃ 1:7,9). Прочность частиц раствора доводили до C(KNO3) = 1 ммоль·л⁻¹ с помощью KNO3. Затем pH суспензии доводили до 7,0 с помощью растворов 0,1 моль·л⁻¹ NaOH и 0,1 моль·л⁻¹ HNO3. После ультразвукового диспергирования при комнатной температуре в течение 15 минут суспензию наносили на пористую подложку из нержавеющей стали методом погружения суспендированных частиц с последующим спеканием при 400 ℃ в течение 3 часов. Программа спекания была: 250 ℃ в течение 1 часа, затем 400 ℃ в течение 3 часов. Чтобы предотвратить растрескивание пленки оксида алюминия из-за чрезмерно быстрого нагрева, скорость нагрева при спекании составляла 1 ℃·мин⁻¹. После спекания пленку охлаждали в печи.

2.3. Эксперимент по адсорбции

Адсорбционные характеристики мембраны исследовали с использованием классического периодического процесса. Мембранный модуль из пористого оксида алюминия на основе нержавеющей стали был соединен с пилотным устройством с половолоконной мембраной. Адсорбцию проводили при постоянном давлении (0,1 МПа). Все эксперименты повторялись трижды.

Температуру устанавливали равной комнатной, начальные концентрации Cr(VI) и Cd(II) составляли 5 мг·л⁻¹, время адсорбции - 8 часов. В этих условиях исследовали влияние начального pH раствора на адсорбционную емкость. Исходные значения рН для Cr(VI) составляли 3,0, 4,0, 5,0, 6,0, 7,0, 8,0, 9,0, 10,0 и 11,0, а для Cd(II) — 3,0, 4,0, 5,0, 6,0, 7,0, 8,0 и 9,0. Начальные концентрации Cr(VI) и Cd(II) были установлены равными 2, 5, 10 и 20 мг·л⁻¹ соответственно. Оптимальным pH адсорбции считали исходное значение pH. Время адсорбции исследовали при (0, 1, 5, 10, 15, 20, 80, 100, 120, 140, 210, 270, 360 и 480 ч). Влияние исходных концентраций (0, 5, 10, 15, 20, 25, 30, 40 мг·л⁻¹) Cr(VI) и Cd(II) на адсорбционную емкость исследовали при оптимальном рН адсорбции, комнатной температуре и времени адсорбции 8 ч. Построены изотермы адсорбции и получена подходящая модель. Концентрации Cr(VI) и Cd(II) определяли методом атомно-абсорбционной спектрометрии в графитовой печи. Все эксперименты повторялись трижды.

Адсорбционную емкость рассчитывали по уравнению (1), а процент адсорбции r рассчитывали по уравнению (2). Данные о кинетике адсорбции были аппроксимированы с использованием кинетических моделей адсорбции псевдопервого и псевдовторого порядка (Ho et al., 1999), и их уравнения показаны в уравнениях (3) и (4). Термодинамические данные адсорбции были аппроксимированы с использованием моделей изотерм адсорбции Ленгмюра (Langmuir, 1918) и Фрейндлиха (Freundlich et al., 1939). Уравнения показаны в уравнениях (5) и (6) соответственно.