Son yıllarda hızlı endüstriyel gelişme, başta su kirliliği olmak üzere giderek daha ciddi çevre sorunlarına yol açmıştır. Ağır metal kirliliği su kirliliğine neden olan önemli faktörlerden biridir. Su kütlelerindeki ağır metal iyonları, eser düzeylerde bile yüksek toksisite ve kanserojenlik gösterir. Besin zincirinde biyobirikim yoluyla hayvanlarda birikerek kalıcı zarara neden olabilirler ve çeşitli hastalıklara neden olabilirler. Bu nedenle ağır metallerin su kütlelerinden uzaklaştırılmasına yönelik yöntemlerin araştırılması, su güvenliğini sağlamak ve su kaynaklarının yeniden kullanılabilirliğini artırmak için etkili bir araçtır.
1. Giriş
Son yıllarda hızlı endüstriyel gelişme, başta su kirliliği olmak üzere giderek daha ciddi çevre sorunlarına yol açmıştır. Ağır metal kirliliği su kirliliğine neden olan önemli faktörlerden biridir. Su kütlelerindeki ağır metal iyonları, eser düzeylerde bile yüksek toksisite ve kanserojenlik gösterir. Besin zincirinde biyobirikim yoluyla hayvanlarda birikerek kalıcı zarara neden olabilirler. Ağır metaller çeşitli hastalıklara neden olabilir. Ağır metallerin su kütlelerinden uzaklaştırılmasına yönelik yöntemlerin araştırılması, su güvenliğini sağlamanın ve su kaynaklarının yeniden kullanılabilirliğini geliştirmenin etkili bir yoludur.
Ülkemdeki su kütlelerini kirleten başlıca ağır metal iyonları arasında kadmiyum (Cd), krom (Cr), kurşun (Pb) ve arsenik (As) yer alır; bunların arasında Cd(II) ve Cr(VI) son derece toksiktir. Ağır metallerin su kütlelerinden uzaklaştırılmasına yönelik yöntemler temel olarak kimyasal çökeltme, iyon değişimi, membranla ayırma ve adsorpsiyonu içerir. Bunlar arasında adsorpsiyon, yüksek verimliliği, düşük maliyeti ve kullanım kolaylığı nedeniyle büyük ilgi görmüştür. Wu ve diğerleri. (2000) ve Zan ve ark. (2006), ağır metal iyonlarını adsorbe ederken aynı zamanda nanopartikülleri sentezlemek için sıvı membranların kullanıldığını, böylece ağır metal iyonlarını uzaklaştırırken "atığı hazineye dönüştürdüğünü" bildirmiştir. Ge ve diğerleri. (2013), Al2O3 nanopartiküllerinin sulu çözeltide Cr(VI) için %90'a kadar adsorpsiyon oranıyla iyi bir adsorpsiyon performansına sahip olduğunu bulmuşlardır. Ancak adsorpsiyondan sonra küçük metal oksit parçacıklarının geri kazanılması zordur. Çoğu zaman bu, kayıplara ve hatta yeni kirliliğe yol açar. Al2O3 nanoparçacıklarının hidroksiapatit, montmorillonit ve kitosan gibi malzemeler üzerinde hareketsizleştirilmesi yukarıdaki sorunları etkili bir şekilde çözebilir. Bununla birlikte, organik taşıyıcı, adsorban rejenerasyonu sırasında geri dönüşü olmayan ayrışmaya eğilimlidir, bu da nanopartiküllerin kaybına neden olur ve bu da bu malzemelerin pratik uygulamasını sınırlar. 316L gözenekli paslanmaz çelik (PSS, 022Cr17Ni12Mo2), yüksek mekanik mukavemete sahip gözenekli bir membran tüptür ve metal oksit nanopartiküllerinin hareketsizleştirilmesi için nispeten ideal bir taşıyıcıdır. Bu çalışma, Al2O3 nanoparçacıklarını hidrotermal yöntemle sentezlemeyi ve gözenekli paslanmaz çelik bazlı bir alümina membran hazırlamak için askıda parçacık daldırma kaplama yöntemini kullanarak bunları 316L PSS üzerinde immobilize etmeyi amaçlamaktadır. Aynı zamanda bu membranın adsorban olarak kullanılmasıyla Cr(VI) ve Cd(II)'nin sulu çözeltideki adsorpsiyon performansı da araştırılacaktır.
2. Deneysel Bölüm 2.1 Cihazlar ve Reaktifler
Cihazlar: Alan Emisyon Taramalı Elektron Mikroskobu (FESEM, JEOL S-4800, Hitachi, Japonya) X-ışını difraktometresi (D/MAX-3C, Ricoh Corporation, Japonya), içi boş fiber membran pilot ölçekli ekipman (HFM-0530, Xiamen Shida Membrane Technology Co., Ltd.), grafit fırınlı atomik absorpsiyon spektrometresi (AAS-9000, Jiangsu Tianrui Instrument Co., Ltd.), yüksek hızlı santrifüj (ZONKIA, HC-3018, Anhui Zhongke Zhongjia Co., Ltd.). Deney malzemeleri, kendi yapımı γ-Al₂O₃ nanopartikülleri ve 316L gözenekli paslanmaz çeliktir (çelik kalitesi: 022Cr17Ni12Mo₂, gözenek boyutu 1 μm, uzunluk 30 cm, iç çap 8 mm, dış çap 12 mm).
Reaktifler: Sodyum alüminat (NaAlO₂), üre (CON₂H₄), potasyum nitrat (KNO₃) ve susuz etanol (C₂H₅OH) analitik saflıktaydı; polietilen glikol (PEG 2000) ve sodyum poliakrilat (PAAS 20M) kimyasal olarak saftı. Tüm reaktifler Tianjin Kemei Kimyasal Reaktif Fabrikasından satın alındı; test suyu deiyonize suydu.
2.2 Deneysel Yöntemler
316 L PSS, 0,1 mol·L⁻¹ NaOH ve HNO₃ çözeltileri ile 10 dakika boyunca sırayla ultrasonik olarak temizlendi, ardından nötral olana kadar deiyonize su ile yıkandı ve son olarak 5 dakika boyunca susuz etanol ile ultrasonik olarak temizlendi. Kurutmanın ardından literatürde anlatılan yönteme göre γ-Al₂O₃ tozu hazırlandı (Zhang vd., 2016). Spesifik olarak, belirli miktarda sodyum alüminat, üre ve sodyum poliakrilat sırasıyla 50 mL deiyonize suya ilave edildi, 30 dakika karıştırıldı ve daha sonra paslanmaz çelik bir hidrotermal reaktöre döküldü ve 140 ° C'deki bir fırında 10 saat reaksiyona sokuldu. Reaksiyondan sonra ürün çıkarıldı, yıkandı ve 12 saat süreyle vakumla kurutuldu. Elde edilen beyaz toz daha sonra γ-Al₂O₃ tozu elde etmek için 500 ° C'de 3 saat boyunca kül fırınında kalsine edildi. Daha sonra belirli bir miktarda polietilen glikol, bir dispersiyon hazırlamak için 1000 mL deiyonize su içerisinde çözüldü ve 2 g [belirtilmemiş bileşen] ilave edildi. γ-Al₂O₃ tozu (polietilen glikolün γ-Al₂O₃ kütle oranı 1:7,9) kullanıldı. Çözeltinin parçacık kuvveti, KNO₃ ile C(KNO₃) = 1 mmol·L⁻¹'ye ayarlandı. Süspansiyonun pH'ı daha sonra 0,1 mol·L⁻¹ NaOH ve 0,1 mol·L⁻¹ HNO₃ çözeltileri ile 7,0'a ayarlandı. Oda sıcaklığında 15 dakika ultrasonik dispersiyonun ardından süspansiyon, askıda parçacık daldırmalı kaplama yöntemi kullanılarak gözenekli bir paslanmaz çelik alt tabaka üzerine kaplandı, ardından 400 ° C'de 3 saat sinterlendi. Sinterleme programı şu şekildeydi: 1 saat süreyle 250°C, ardından 3 saat süreyle 400°C. Aşırı hızlı ısıtma nedeniyle alümina filmin çatlamasını önlemek için sinterleme sırasındaki ısıtma hızı 1 OC·min⁻¹ idi. Sinterlemeden sonra film fırınla soğutuldu.
2.3 Adsorpsiyon Deneyi
Membranın adsorpsiyon performansı klasik bir toplu işlem kullanılarak incelenmiştir. Gözenekli paslanmaz çelik bazlı alümina membran modülü, içi boş fiber membranlı pilot ölçekli bir cihaza bağlandı. Adsorpsiyon sabit basınç (0.1 MPa) altında gerçekleştirildi. Tüm deneyler üç kez tekrarlandı.
Sıcaklık oda sıcaklığına ayarlandı, Cr(VI) ve Cd(II)'nin başlangıç konsantrasyonlarının her ikisi de 5 mg·L⁻¹ idi ve adsorpsiyon süresi 8 saatti. Bu koşullar altında çözeltinin başlangıç pH'ının adsorpsiyon kapasitesine etkisi araştırıldı. Cr(VI) için başlangıç pH değerleri 3,0, 4,0, 5,0, 6,0, 7,0, 8,0, 9,0, 10,0 ve 11,0, Cd(II) için ise 3,0, 4,0, 5,0, 6,0, 7,0, 8,0 ve 9,0 idi. Cr(VI) ve Cd(II)'nin başlangıç konsantrasyonları sırasıyla 2, 5, 10 ve 20 mg·L⁻¹ olarak ayarlandı. Başlangıç pH'ı optimal adsorpsiyon pH'ı olarak kabul edildi. Adsorpsiyon süresi (0, 1, 5, 10, 15, 20, 80, 100, 120, 140, 210, 270, 360 ve 480 saatte) araştırıldı. Cr(VI) ve Cd(II)'nin başlangıç konsantrasyonlarının (0, 5, 10, 15, 20, 25, 30, 40 mg·L⁻¹) adsorpsiyon kapasitesi üzerindeki etkisi, optimum adsorpsiyon pH'ı, oda sıcaklığı ve 8 saatlik adsorpsiyon süresi altında araştırıldı. Adsorpsiyon izotermleri çizildi ve uygun bir model elde edildi. Cr(VI) ve Cd(II) konsantrasyonları grafit fırını atomik absorpsiyon spektrometresi ile belirlendi. Tüm deneyler üç kez tekrarlandı.
Adsorpsiyon kapasitesi denklem (1) kullanılarak hesaplandı ve adsorpsiyon yüzdesi r, denklem (2) kullanılarak hesaplandı. Adsorpsiyon kinetik verileri, yalancı birinci dereceden ve yalancı ikinci dereceden adsorpsiyon kinetiği modelleri kullanılarak yerleştirildi (Ho ve diğerleri, 1999) ve bunların denklemleri, denklemler (3) ve (4)'te gösterilmiştir. Adsorpsiyon termodinamik verileri, Langmuir (Langmuir, 1918) ve Freundlich (Freundlich ve diğerleri, 1939) adsorpsiyon izoterm modelleri kullanılarak yerleştirildi. Denklemler sırasıyla denklem (5) ve (6)'da gösterilmektedir.
Kunming Mingzhu Environmental Protection Technology Co., Ltd.