Verbesserung der Adsorptionseffizienz von Kristallviolett und Chlorpyrifos auf Pektinhydrogel@Fe3O4

Scientific Reports Band 13, Artikelnummer: 10764 (2023) Diesen Artikel zitieren

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Das magnetische mesoporöse Nanoadsornet auf Hydrogelbasis wurde durch Zugabe der ex situ hergestellten magnetischen Fe3O4-Nanopartikel (MNPs) und Bentonit-Ton zum dreidimensionalen (3D) vernetzten Pektin-Hydrogel-Substrat für die Adsorption von Organophosphor-Chlorpyrifos (CPF)-Pestizid und -Kristall hergestellt violetter (CV) organischer Farbstoff. Zur Bestätigung der Strukturmerkmale wurden verschiedene Analysemethoden eingesetzt. Basierend auf den erhaltenen Daten betrug das Zetapotential des Nanoadsorbens in entionisiertem Wasser mit einem pH-Wert von 7 −34,1 mV und die gemessene Oberfläche betrug 68,90 m2/g. Die hergestellte Hydrogel-Nanoadsorbens-Neuheit ist darauf zurückzuführen, dass sie über eine reaktive funktionelle Gruppe verfügt, die ein Heteroatom enthält, eine poröse und vernetzte Struktur, die die bequeme Diffusion von Schadstoffmolekülen und die Wechselwirkungen zwischen dem Nanoadsorbens und den Schadstoffen, nämlich CPF und CV, unterstützt. Die Hauptantriebskräfte bei der Adsorption durch das Pektin-Hydrogel@Fe3O4-Bentonit-Adsorbens sind elektrostatische Wechselwirkungen und Wasserstoffbrückenbindungen, die zu einer großen Adsorptionskapazität führten. Um optimale Adsorptionsbedingungen zu bestimmen, wurden wirksame Faktoren auf die Adsorptionskapazität von CV und CPF, einschließlich des pH-Werts der Lösung, der Adsorptionsmitteldosierung, der Kontaktzeit und der anfänglichen Schadstoffkonzentration, experimentell untersucht. Unter optimalen Bedingungen, d. h. Kontaktzeit (20 und 15 Minuten), pH 7 und 8, Adsorptionsmitteldosis (0,005 g), Anfangskonzentration (50 mg/L), T (298 K) für CPF bzw. CV, die CPF- und CV-Adsorptionskapazität betrugen 833,333 mg/g und 909,091 mg/g. Das hergestellte magnetische Nanoadsorbens aus Pektinhydrogel@Fe3O4-Bentonit wies eine hohe Porosität, eine vergrößerte Oberfläche und zahlreiche reaktive Stellen auf und wurde unter Verwendung kostengünstiger und verfügbarer Materialien hergestellt. Darüber hinaus hat die Freundlich-Isotherme den Adsorptionsvorgang beschrieben und das Pseudo-Modell zweiter Ordnung die Adsorptionskinetik erklärt. Das hergestellte neuartige Nanoadsorbens wurde magnetisch isoliert und für drei aufeinanderfolgende Adsorptions-Desorptions-Läufe ohne spezifische Verringerung der Adsorptionseffizienz wiederverwendet. Daher ist das magnetische Nanoadsorbens Pektinhydrogel@Fe3O4-Bentonit aufgrund seiner bemerkenswerten Adsorptionskapazität ein vielversprechendes Adsorptionssystem zur Eliminierung von Organophosphor-Pestiziden und organischen Farbstoffen.

Neben dem rasanten Bevölkerungswachstum auf der Welt ist die Versorgung mit Nahrungsmitteln ein wichtiges Thema, das tiefgreifend berücksichtigt werden muss. In diesem Zusammenhang erscheint es unumgänglich, Pflanzenschädlinge nicht zur Nahrungsmittelversorgung in der Landwirtschaft einzusetzen. Allerdings werden durch dieses Verfahren Pestizide in die Natur freigesetzt und deren übermäßiger Einsatz1,2. Phosphororganische Pestizide werden als synthetische Pestizide unter verschiedenen Pestizidtypen kategorisiert, die in der industriellen Landwirtschaft eingesetzt und in vielen Ländern aufgrund der weit verbreiteten Beschränkungen für die Verwendung von Organochlorid-Pestiziden seit den 1970er Jahren als Insektizide und Nervenkampfstoffe eingesetzt werden. Fast 36 % des gesamten Weltmarktes für Pestizide bestehen aus Organophosphor-Pestiziden3. Chlorpyrifos (CPF) ist ein chloriertes Organophosphat-Insektizid mit hoher Kristallinität, das seit 1965 weltweit in verschiedenen Formen hergestellt und eingesetzt wird, z. B. als Flüssigkeit, Gel, Pellets, Spritzpulver usw.4,5. Der Wunsch der Öffentlichkeit, das CPF-Pestizid zu nutzen, hat zwei Hauptgründe: Zum einen ist es kostengünstig und zum anderen ist es leicht zugänglich6. Die lange Haltbarkeit des CPF wird auf seine physikalisch-chemischen Eigenschaften und strukturellen Eigenschaften zurückgeführt. CPF ist ein unpolares und wasserlösliches Material mit erhöhter Verteilung von aquatischen Lösungsmitteln zu organischen Lösungsmitteln. Aufgrund der Unterdrückung des Acetylcholinesterase-Enzyms treten, ähnlich wie bei anderen Organophosphatformen, toxische CPF-Wirkungen auf, die verschiedene neurologische Verhaltenseffekte verursachen können7,8. Aufgrund einer neuartigen Aussage haben Forscher verschiedene CPF-Effekte auf Zielzellen in Betracht gezogen.

Darüber hinaus verursacht die Exposition gegenüber geringen Mengen dieses Pestizids genetische Störungen beim Menschen und Genotoxizität9. Organische Farbstoffe sind giftige, schwer biologisch abbaubare Materialien, die aufgrund ihrer stabilen und aromatischen Struktur krebserregende Auswirkungen auf Wasserorganismen haben10,11,12. Einer der am häufigsten verwendeten organischen Farbstoffe mit positiv geladener Natur in industriellen Anwendungen, einschließlich Textil, Pharmazeutik usw., ist Kristallviolett (CV)13. Die Freisetzung von CV in Wasserquellen ist zu einem massiven Problem geworden, da es aufgrund seiner mutagenen Giftwirkung, die Krebs, Hautreizungen und Hornhautkomplikationen verursacht, eine Gefahr für Säugetierzellen darstellt14. Trotz der Vorteile von CPF und CV in industriellen Anwendungen, insbesondere in der Landwirtschaft und im Textilbereich, verursachen diese Substanzen schwerwiegende Probleme, indem sie die Umwelt verschmutzen und die menschliche Gesundheit gefährden. Aufgrund der oben genannten Nachteile scheint die Behandlung des durch diese organischen Schadstoffe verunreinigten Wassers für den Schutz der Umwelt und der menschlichen Gesundheit von entscheidender Bedeutung zu sein. Bis heute wurden verschiedene physikalisch-chemische Verfahren zur Beseitigung organischer Verunreinigungen angewendet, wie z. B. Fällung15, Photokatalyse16, Adsorption17,18,19, Membranfiltration20, Abbau21, Ionenaustausch22 usw. Obwohl die genannten Verfahren erhebliche Vorteile bringen, weisen sie mehrere Nachteile auf groß angelegte Leistung. Beispielsweise ist die Bildung eines konzentrierten Schlamms ein zeit- und energieaufwendiger Prozess mit geringer Wirksamkeit und teurem Betrieb. Daher wird von allen Verfahren zur Schadstoffentfernung aus Wasser die Adsorption aufgrund ihres wirtschaftlichen und praktikablen Verfahrens, ihrer verbesserten Wirksamkeit, Selektivität und Rückholbarkeit sowie ihrer Erschwinglichkeit empfohlen12,23.

In diesem Bereich wurden viele Adsorptionssysteme zur Schadstoffeliminierung entwickelt und eingesetzt, wie z. B. poröse Substanzen24, Bioadsorbentien25, Kohlenstoffnanoröhren26, Verbundwerkstoffe auf Graphenbasis27 und Systeme auf Polymerbasis6. Biopolymere sind aufgrund ihrer Zugänglichkeit, Kostengerechtigkeit, geringen Toxizität, biologischen Abbaubarkeit und Biokompatibilität bekannte Vorläufer für die Bildung eines umweltfreundlichen Adsorptionssystems28. Natürliche Polymere neigen dazu, über Vernetzungsmittel dreidimensionale (3D) Netzwerke zu bilden. Verschiedene Polypeptide29 und Polysaccharide, darunter Cellulose30, β-Cyclodextrin31, Agar32, Gummi arabicum33 usw., wurden in Hydrogel-Nanokompositen verwendet, deren auffällige Eigenschaften auf ihrer strukturellen Flexibilität, einfachen Funktionalisierung und Modifikationen für die gewünschten Zwecke beruhen34. Abgesehen vom 3D-Netzwerk der vernetzten Hydrogele auf natürlicher Polymerbasis, das den Einschluss des Schadstoffs verbessern kann, haben die funktionellen Gruppen am Hydrogel direkte Wechselwirkungen mit Schadstoffen, um die Adsorptionseffizienz zu verbessern35,36,37,38. In diesem Zusammenhang ist Pektin ein Biopolymer mit hoher Biokompatibilität und biologischer Abbaubarkeit, das in verschiedenen Bereichen eingesetzt wird, einschließlich der Arzneimittelabgabe, des Tissue Engineering und der Adsorption39,40. Aufgrund der ungiftigen Natur des Pektin-Biopolymers wird es auch als essbare Fasern verwendet. Diese pektinhaltigen Fasern haben die Rolle einer Barriere gegen Gas- und Ölmoleküle oder als Träger aktiver Materialien wie Farbstoffe, Gerüche und Antioxidantien41. Darüber hinaus könnten die geringe mechanische Festigkeit, die geringe Adsorptionseffizienz und die geringe Verarbeitbarkeit der einzelnen Hydrogele auf Polysaccharidbasis durch verschiedene Substanzen verbessert werden, darunter anorganische Nanomaterialien, mesoporöse kieselsäurehaltige und kohlenstoffhaltige Substanzen14.

Da es wichtig ist, den Verlust des Adsorptionsmittels während seiner Isolierung aus dem Reaktionsgemisch zu verhindern, wurde festgestellt, dass magnetische Nanokomposite hergestellt oder natürliche Substanzen mit angeborenen magnetischen Eigenschaften verwendet werden42. In dieser Hinsicht verhindert die Integration magnetischer Nanopartikel (MNPs) in die Nanokomposite den Verlust von Nanokompositen während der Adsorptions-Desorptions-Zyklen und verbessert die Scale-up-Effizienz bei der Wasseraufbereitung und Adsorption von Verunreinigungen 43, 44. Die Einbindung tonbasierter Materialien, z. B. Bentonit, in das Adsorptionssystem hat den Weg zur Verbesserung der Adsorptionskapazität erleichtert, sei es einphasig oder als Verbundwerkstoffkomponente45. Bentonit sorgt für eine verbesserte Oberflächenreaktivität, Ionenaustauscheigenschaften, Flexibilität, Ungiftigkeit, Biokompatibilität und eine große Oberfläche, was zu einer verbesserten Adsorptionskapazität führt46. In letzter Zeit zeigten viele Studien die beeindruckende Wirkung des Einbaus von Bentonitschichten zwischen natürlichen Hydrogelen auf Polymerbasis und untersuchten deren Einfluss auf die strukturellen physikalisch-chemischen Eigenschaften im Adsorptionsprozess47,48. Beispielsweise führte die Interkalation von Bentonitschichten mit Polyanilin-Polymerketten zur Entwicklung eines Produkts mit größerer Oberfläche, hoher Leitfähigkeit, mechanischer Stabilität und erhöhter Adsorptionskapazität49,50. Darüber hinaus haben mehrere Berichte auf die vorteilhaften physikalisch-chemischen Eigenschaften des Bentonits hingewiesen, die durch die Integration von Bentonit und vielen Metalloxiden oder metallbasierten Strukturen in die Nanoadsorbensstruktur induziert werden51,52.

Hierin wurde ein neuartiges Nanoadsorbens auf Basis eines natürlichen vernetzten Pektinhydrogels mit dem Vernetzungsmittel Calciumchlorid (CaCl2) über einen ionischen Vernetzungsprozess hergestellt. Anschließend wurde es mit den so hergestellten nanoskaligen Fe3O4-MNPs mit sphärischer Morphologie magnetisiert, um bequem aus der Reaktionsmischung abgetrennt zu werden. Anschließend wurde Bentonit-Ton in das Adsorptionssystem eingebracht, um die Oberfläche und Porosität zu erhöhen. Die Vorteile des hergestellten Pektinhydrogel@Fe3O4-Bentonit-Nanoadsorbens sind sein wirtschaftliches Herstellungsverfahren aus natürlichen und kostengünstigen Vorläufern, die große Oberfläche von 68.904 m2.g−1 als Ergebnis der Ionenvernetzung des Pektinhydrogels und die Zugabe von Bentonit die Struktur mit einer Oberfläche von 100.011 m2.g−1, zahlreichen reaktiven Stellen, einfacher magnetischer Rückgewinnung sowie ihrer Wiederverwendbarkeit in drei Adsorptions-Desorptions-Läufen ohne nennenswerten Rückgang der Ausbeute der Adsorptionsreaktion. Dieses Nanoadsorbens gehorcht der Freundlich-Isotherme und dem Pseudo-Modell zweiter Ordnung für den Adsorptionsprozess bzw. die Kinetik der Beschreibung. Den gewonnenen Ergebnissen des Adsorptionsprozesses zufolge zeigte das hergestellte Nanoadsorbet außerdem eine hohe Adsorptionskapazität von 833,333 mg/g und 909,091 mg/g für die CPF- und CV-Adsorption aus einem wässrigen Medium in einem optimalen Zustand. Basierend auf den experimentellen Daten erbrachte das Pektinhydrogel@Fe3O4-Bentonit-Nanoadsorbens eine wünschenswerte Leistung bei der Adsorption von Organophosphor-Pestiziden (CPF) und organischen kationischen Farbstoffen (CV). Die aktuelle Studie zeigt ein neuartiges, erschwingliches, umweltfreundliches und vielversprechendes Adsorptionsmittel mit einem kostengünstigen anorganischen Vernetzer, einer fortschrittlichen Adsorptionskapazität und einer großen Oberfläche für eine effektive Farbstoffentfernung und Dephosphorisierung aus Wasser. Die Vorbereitungsschritte sind in Abb. 1 dargestellt.

Das Schema des Herstellungsweges für magnetische Nanokomposite aus Pektinhydrogel@Fe3O4-Bentonit.

Hochreine Materialien, einschließlich Pektin (Sigma-Aldrich Cas.no, (9000–69-5)), Bentonit (Sigma-Aldrich Cas.no, (1302–78-9)), Eisenchlorid-Hexahydrat (FeCl3·6H2O) (ACS-Reagenz, 97 %), Eisenchlorid-Tetrahydrat (FeCl2·4H2O) (Reagent Plus®, 98 %, Sigma-Aldrich), Ethanol (96 %, Sigma-Aldrich), Schwefelsäure (ACS-Reagenz, 95,0–98,0 %, Sigma-Aldrich), Diethylether (ACS-Reagenz, wasserfrei, ≥ 99,0 %, enthält BHT als Inhibitor, Sigma-Aldrich), Ammoniak (puriss., wasserfrei, ≥ 99,9 %, Sigma-Aldrich), Natriumhydroxid (Reagenzqualität, ≥ 98 %, Pellets (wasserfrei), Sigma-Aldrich), Calciumchlorid (CaCl2) (wasserfrei, Pulver, 99,99 % Spurenmetallbasis).

Die in dieser Arbeit verwendeten chemischen Lösungsmittel und Reagenzien, nämlich FeCl3.6H2O, FeCl2.4H2O, destilliertes Wasser, Ammoniaklösung (25 %), Aceton, Pektin, Calciumchlorid, Methanol, Natriumhydroxid, Bentonit und Ethanol, wurden bereitgestellt von Sigma-Aldrich Company, USA. Basierend auf dem Herstellungsprozess des Pektin-Hydrogel@Fe3O4-Bentonit-Nanoadsorbens wurden einige analytische und spektroskopische Experimente durchgeführt, um die Strukturmerkmale in jeder Herstellungsphase wie folgt zu authentifizieren. Fourier-Transformations-Infrarotspektren (FT-IR) von Shimadzu FTIR-8400S-Modell, Japan, Gerät unter Verwendung von KBr-Pellet. Der Elementnachweis des Nanoadsorbens wurde durch energiedispersive Röntgenanalyse (EDX) (Modell VEGA-TESCAN-XMU, Tschechische Republik) durchgeführt. Das Röntgendiffraktometer (DRON-8, Sankt Petersburg, Russland) wurde verwendet, um das Röntgenbeugungsmuster (XRD) der vorbereiteten Proben aufzuzeichnen. Die Morphologie der Proben wurde mit dem Hitachi S-5200-Gerät, Japan, und ZEISS SIGMA, Deutschland, für die Untersuchung mit dem Feldemissions-Rasterelektronenmikroskop (FESEM) untersucht. Die Untersuchung des magnetischen Verhaltens der Probe wurde durch VSM-Analyse (Meghnatis, daneshpajooh Kashan, Iran) durchgeführt. Außerdem wurde das Gerät BAHR-STA 504, Deutschland, eingesetzt, um die Gewichtsänderung der Proben bei Temperaturerhöhung durch thermogravimetrische Analyse (TGA) unter einer Argonatmosphäre zu untersuchen. Die spezifische Oberfläche, Porenweite und das Porenvolumen der Proben wurden mit dem Brunauer-Emmett-Teller-Verfahren (BET, Micrometics ASAP2020, USA) bestimmt. Die Oberflächenladung der Proben wurde durch das Zetapotential bestimmt (Bruker, D8 Advance, USA). Darüber hinaus wurden die Analysen durchgeführt, um die Eigenschaften und die beachtliche Adsorptionsleistung des Nanoadsorbens zu spezifizieren.

Zur Herstellung von Fe3O4-MNPs wurde der Co-Deposition-Ansatz angewendet. Zunächst wurden 2,35 g FeCl3.6H2O und 0,86 g FeCl2.4H2O zusammen mit 40,0 ml destilliertem Wasser unter einem Stickstoffgasstrom bei 80 °C 30 Minuten lang magnetisch gerührt. Anschließend wurden der Suspension 15,0 ml Ammoniak zugesetzt, um Fe3O4-MNPs zu bilden. Schließlich wurde der schwarze Niederschlag magnetisch gesammelt und mehrmals mit destilliertem Wasser gespült; Anschließend wurde es 12 Stunden lang bei 70–80 °C getrocknet.

Pektin (0,75 g) wurde 30 Minuten lang in 75,0 ml destilliertem Wasser bei 50 °C gelöst. Dann wurden 1,5 g CaCl2 mit 30,0 ml destilliertem Wasser tropfenweise injiziert und 40 Minuten lang gerührt. Anschließend wurden 30,0 ml Ethanol zugegeben. 0,12 g Natriumhydroxid und 15,0 ml destilliertes Wasser wurden tropfenweise zugegeben und 30 Minuten lang gemischt, wodurch sich das Pektinhydrogel bildete. Es wurde in das Eisbad gegeben, um seinen gelartigen Charakter zu fixieren. Nach der Bildung und Aushärtung des Gels wurde die Reaktionslösung mit 50,0 ml Ethanol und 50,0 ml destilliertem Wasser gewaschen.

Zunächst wurden 0,25 g Pektinhydrogel in 50,0 ml destilliertem Wasser 30 Minuten lang bei 50 °C gelöst. Anschließend wurden 0,15 g CaCl2 langsam in die Reaktionsmischung gegossen und 30 Minuten bei Raumtemperatur gerührt. 0,35 g der so hergestellten Fe3O4-MNPs wurden in 20,0 ml destilliertes Wasser gegeben und durch Ultraschallbehandlung für 40 Minuten dispergiert53. Anschließend wurde es vorsichtig in 2–3 Schritten zur Reaktionslösung gegeben und 30 Minuten lang gerührt. Schließlich wurden 10,0 ml Methanol, 0,04 g Natriumhydroxid und 5,0 ml destilliertes Wasser zu der Mischung gegeben und 1 Stunde lang gerührt. Nach Durchführung der genannten Schritte wurde die Reaktionslösung viele Male mit destilliertem Wasser und Ethanol gewaschen und ein magnetisches Hydrogel erhalten. Das erhaltene magnetische Hydrogel wurde 24 Stunden lang gefriergetrocknet. Das magnetische Hydrogel Pektinhydrogel@Fe3O4 wurde durch ein ionisches Vernetzungsverfahren hergestellt. Die Verwendung des zweiwertigen Ca2+-Kations als Vernetzungsmittel in dieser Zubereitung trug zur Schaffung einer 3D-Struktur bei. Die funktionellen Carbonsäuregruppen an der Pektinpolymerkette wandelten sich in einem durch NaOH verursachten alkalischen peripheren Zustand in COO- um. Außerdem wurden die Hydroxylgruppen zu O-. Diese Anionen haben elektrostatische Wechselwirkungen mit Ca2+. Abschließend wurde der Niederschlag durch Auftragen von Ethanol und verdünnter NaOH-Lösung gebildet.

Zur Herstellung des magnetischen Nanoadsorbens Pektinhydrogel@Fe3O4-Bentonit wurden zunächst 1,0 g Bentonit in 100,0 ml destilliertes Wasser gegeben und 2 Stunden lang bei Umgebungstemperatur belassen. Dann wurde Pektinhydrogel@Fe3O4 (0,25 g) 20 Minuten lang ohne Temperatur mittels Ultraschall in 25,0 ml destilliertem Wasser dispergiert. Bentonitsuspension wurde zur Pektinhydrogel@Fe3O4-Lösung gegeben und weitere 20 Minuten lang mit Ultraschall dispergiert. Im letzten Schritt wurde die erhaltene Lösung 16 Stunden lang bei 25 °C gerührt. Abschließend wurden die erhaltenen Partikel magnetisch getrennt, mit destilliertem Wasser und Ethanol gespült und 24 Stunden lang in einem Vakuumofen getrocknet. In dieser Vorbereitungsphase bindet sich Bentonit vom Siliziumkopf an die Oberfläche des magnetischen Nanokomposits Pektinhydrogel@Fe3O4, und es wurde das magnetische Nanoadsorbens Pektinhydrogel@Fe3O4-Bentonit gebildet. Letztendlich wurden Ethanol und verdünnte NaOH-Lösung zur Bildung des Niederschlags verwendet, wie in Abb. 1 dargestellt.

Experimentelle Untersuchungen wurden durchgeführt, um die Fähigkeit des magnetischen Nanokomposits Pektinhydrogel@Fe3O4-Bentonit für die CPF- und CV-Adsorption aus wässrigen Medien zu untersuchen.

Zur Berechnung der Adsorptionskapazität wurden die variablen Parameter wie pH-Wert, Adsorptionsmittelmenge, Kontaktzeit und Anfangskonzentration von CPF und CV herangezogen. Um die optimalen Adsorptionsbedingungen zu ermitteln, wurden verschiedene Parameter untersucht. Zur pH-Einstellung im Bereich von 4 bis 9 wurden 0,1 M HCl und 0,1 M NaOH verwendet und 5–25 mg des Pektinhydrogel@Fe3O4-Bentonit-Nanoadsorbens in der Kontaktzeit von 5–25 Minuten aufgetragen Die Anfangskonzentrationen von CPF und CV betrugen 50–400 ppm. Außerdem wurden die Adsorptionsisothermen durch Vergleich der experimentellen Ergebnisse mit den Modellen von Freundlich, Langmuir, Temkin und Dubinin-Radushkevich (DR) untersucht. Darüber hinaus wurde die Adsorptionskinetik mithilfe von Adsorptionskinetikmodellen pseudo-erster Ordnung, pseudo-zweiter Ordnung und Elovich untersucht. Die Konzentrationen von CPF und CV wurden mit einem UV-Vis-Spektrophotometer bestimmt. Darüber hinaus wurde die Adsorptionskapazität von CPF und CV durch das Pektin-Hydrogel@Fe3O4-Bentonit-Nanoadsorbens über Gleichung (1) gemessen. (1) und Gl. (2) bzw.6.

Dabei ist Ci (mg/L) die Anfangskonzentration und Ce (mg/L) eine Gleichgewichtskonzentration von CPF und CV in einer wässrigen Lösung. V (L) steht für das Lösungsvolumen. Und m (g) stellt das Gewicht des Pektin-Hydrogel@Fe3O4-Bentonit-Nanoadsorbens dar.

Die Rückholbarkeitsbewertung wurde durchgeführt, um einen Überblick über das Regenerationspotenzial des Pektin-Hydrogel@Fe3O4-Bentonit-Nanoadsorbens und die Kosten für das Wasseraufbereitungsverfahren zu geben. In dieser Studie wurden drei aufeinanderfolgende Wiederverwendungszyklen unter optimalen Bedingungen durchgeführt, um die Regeneration des Pektinhydrogel@Fe3O4-Bentonit-Nanoadsorbens nach der CPF- und CV-Adsorption zu beobachten. Das Desorptionsexperiment von CPF wurde wie folgt durchgeführt. Nach der CPF-Adsorption durch Pektin-Hydrogel@Fe3O4-Bentonit-Nanoadsorbens unter optimalen Bedingungen, d. h. 10,0 ml Lösungsvolumen, 0,005 g Adsorbens-Dosierung, 20 Minuten Kontaktzeit, pH-Wert der Lösung 7, 300,0 mg/L Anfangskonzentration bei Umgebungstemperatur, Das Nanoadsorbens wurde in 10,0 ml Ethanol gegossen und 3 Stunden bei 25 °C gerührt. Darüber hinaus wurde für das CV-Desorptionsexperiment nach der CV-Adsorption durch Pektinhydrogel@Fe3O4-Bentonit-Nanoadsorbens unter optimalen Bedingungen, nämlich 10,0 ml Lösungsvolumen, 0,005 g Adsorbensdosis, 15 Minuten Kontaktzeit, pH-Wert der Lösung 9, 300,0 mg ermittelt /L Anfangskonzentration bei Umgebungstemperatur wurde das Nanoadsorbens in eine HCl-Lösung (0,1 M) gegeben und bei 25 °C gerührt. Nach der Desorption wurde das Nanoadsorbens magnetisch aus der Mischung isoliert. Die freigesetzte CPF- und CV-Menge wurde dann mit einem UV-Vis-Spektrophotometer untersucht. Der Desorptionsprozentsatz (D%) wurde unter Verwendung von Gleichung berechnet. (3).

wobei A (mg) zur desorbierten Schadstoffmenge im Elutionsmedium gehört und B (mg) für die adsorbierte Schadstoffmenge durch Pektinhydrogel@Fe3O4-Bentonit-Nanoadsorbens steht.

In Bezug auf die Vorbereitungsschritte des magnetischen Nanoadsorbens, wie z. B. die Herstellung der Fe3O4-MNPs, die Bildung des Pektinhydrogels, die Ex-situ-Magnetisierung des Pektinhydrogels durch Zugabe der so hergestellten Fe3O4-MNPs (Pektinhydrogel@Fe3O4) und den Einbau von Bentonit in den Verbundstoff (Pektinhydrogel). @Fe3O4-Bentonit) wurden verschiedene Charakterisierungen verwendet, um die Eigenschaften des vorbereiteten Nanoadsorbens wie folgt zu untersuchen.

Magnetisches Nanokomposit aus Pektinhydrogel@Fe3O4-Bentonit wurde hergestellt und als effizientes Nanoadsorbens zur CPF- und CV-Entfernung aus wässrigen Medien eingesetzt. Wie in Abb. 1 gezeigt, umfasst die Herstellung dieses Nanoadsorbens die Herstellung von Fe3O4-MNPs über einen Co-Sedimentationsansatz, die Herstellung von Pektinhydrogelen unter Verwendung des zweiwertigen Ca2+-Kations als Vernetzer und schließlich die Zugabe von Bentonit als Tonmaterial Komposit zur Vergrößerung der Oberfläche. Wie bereits erwähnt, weisen Hydrogele aufgrund ihrer vernetzten 3D-Struktur eine hohe Porosität auf, was durch das physikalische Einfangen von Verunreinigungen in den Poren zu einer höheren CPF- und CV-Adsorption führt. Andererseits führen verschiedene funktionelle Gruppen am Hydrogel, d. h. Hydroxyl- und Carboxylgruppen, aufgrund der CPF- und Pektin-Heteroatomstrukturen zu Wasserstoffbrückenbindungen und elektrostatischen Wechselwirkungen.

Die Hauptwechselwirkung zwischen dem Pektinhydrogel@Fe3O4-Bentonit-Nanoadsorbet mit negativer Oberflächenladung (basierend auf den in Tabelle 2 angegebenen Daten) und dem kationischen CV-Farbstoff sind jedoch elektrostatische Wechselwirkungen. Daher führte das magnetische Pektinhydrogel@Fe3O4-Bentonit-Nanoadsorbet mit Heteroatomstrukturen und Tonsubstanzen zu einer verbesserten Adsorptionskapazität für organische Farbstoffe und Organophosphor-Pestizide.

Die Fourier-Transformations-Infrarotspektroskopie (FTIR) ist eine der am besten geeigneten und gebräuchlichsten Techniken zur qualitativen Identifizierung der strukturellen funktionellen Gruppen von Arten und zur Bestimmung der Struktur verschiedener Moleküle, insbesondere organischer Arten. Abbildung 2 zeigt die FTIR-Spektren von Pektinhydrogel, Fe3O4-MNPs, Pektinhydrogel@Fe3O4, Bentonit bzw. Pektinhydrogel@Fe3O4-Bentonit. Wie im FTIR-Spektrum des Pektinhydrogels dargestellt (Abb. 2a), wird die Bildung des Pektinhydrogels durch das Vorhandensein von fünf charakteristischen Absorptionspeaks bestätigt. Der breite Absorptionspeak, der bei 3425 cm-1 auftrat, korreliert mit der Streckschwingung der -OH-Gruppen bei der Wasserstoffbrückenbindung54. Zwei scharfe Peaks bei 2917 cm-1 und 1425 cm-1 sind auf die C-H-Streckschwingungen bzw. Biegeschwingungen zurückzuführen. Darüber hinaus treten die Streckschwingungen von –C–O–C in der glykosidischen Bindung und der Carbonylgruppe in –COOCH3 bei 1049 cm-1 bzw. 1736 cm-1 auf42,55. Wie in Abb. 2b zu sehen ist, weist das Spektrum von Fe3O4 drei charakteristische Absorptionspeaks auf. Der Vibrationspeak bei 570 cm−1 steht im Zusammenhang mit den Bindungen zwischen Eisen und Sauerstoff (Fe-O)6,56. Die H-O-H-Schwingung hat einen Absorptionspeak im Bereich von 1624 cm−157. Außerdem entspricht die Bande bei 3403 cm−1 der Streckschwingung der Hydroxylgruppen, die eine hydrophile Komponente für Fe3O4-MNPs bereitstellt und deren Dispersität erhöht58. Im Pektinhydrogel@Fe3O4-Spektrum (Abb. 2c) sind alle Peaks mit den reinen Fe3O4-NPs und dem Pektinhydrogel verbunden. Wie oben diskutiert, bestätigt der breite Absorptionspeak bei 3410 cm−1 die Streckschwingung der –OH-Wasserstoffbindung, die in beiden reinen Substanzen beobachtet wird. Die Peaks bei 2920 cm-1 und 1425 cm-1 bestätigen die CH-Streck- bzw. Biegeschwingungen des Pektinhydrogels. Der Peak bei 1626 cm−1 wird der H-O-H-Bindung von Fe3O4-MNPs zugeschrieben. Die Streckschwingungen der –C–O–C-Gruppe in der glykosidischen Bindung und von C = O in –COOCH3 des Pektinhydrogels traten bei 1049 cm−1 bzw. 1736 cm−1 auf. Außerdem wird ein markanter Peak bei 560 cm-1 den Schwingungen der Fe-O-Bindung in Fe3O4-MNPs zugeordnet31,59,60. Das Vorhandensein aller Peaks weist auf die Bildung eines Pektin-Hydrogel@Fe3O4-Nanokomposits hin.

Die FT-IR-Spektren von (a) Pektin-Hydrogel, (b) Fe3O4-MNPs, (c) Pektin-Hydrogel@Fe3O4, (d) Bentonit (e) Pektin-Hydrogel@Fe3O4-Bentonit.

Abbildung 2d stellt das Bentonitspektrum dar, das amorphem Siliciumdioxid ähnelt, mit Absorptionspeaks bei 1040 cm-1, 794 cm-1, 524 cm-1 und 473 cm-1, verursacht durch Streck- und Biegeschwingungen von SiO42. Die Si-O-Bindungen sind in der Silikatstruktur erkennbar und im FTIR-Spektrum leicht durch starke Absorptionspeaks im Bereich von 1000–1100 cm−1 zu identifizieren. Im Gegensatz dazu werden die Peaks bei 473 cm−1 und 524 cm−1 durch Si-O-Al- bzw. Si-O-Si-Biegeschwingungen verursacht. Darüber hinaus ist der breite Absorptionspeak bei 3440 cm−1 auf die Streckung der Wasserstoffbindung –OH zurückzuführen, die den Frequenzen von –OH (Silanolgruppe (Si–O–H)) entspricht61,62.

Abbildung 2e zeigt das FTIR-Spektrum des vorbereiteten Pektinhydrogel@Fe3O4-Bentonit-Nanoadsorbens. Wenn das Pektin-Hydrogel@Fe3O4 mit einem Bentonit-Bindemittel funktionalisiert wurde, wurde das Pektin-Hydrogel@Fe3O4 reaktiver, es kam zu einigen Veränderungen in den Peaks des Pektin-Hydrogel@Fe3O4 und es traten neue Absorptionspeaks auf. Der bei 3420 cm−1 entstandene Peak wird der Streckschwingung des –OH zugeordnet, die in allen drei Reinstoffen beobachtet wurde. Der Adsorptionspeak bei 1662 cm−1 wird den Schwingungen von H-O-H in den Fe3O4-MNPs zugeordnet. Die bei 2922 cm−1 und 1420 cm−1 beobachteten Banden sind auf CH-Streck- und Biegeschwingungen zurückzuführen63. Der Peak bei 1043 cm−1 entspricht den Streckschwingungen von –C–O–C (glykosidische Bindung) der –COOCH3-Gruppe; Alle diese Peaks stehen im Zusammenhang mit Pektinhydrogel. Wie oben erwähnt, sind die Absorptionsbindungen bei 1038 cm-1, 794 cm-1 und 470 cm-1 auf Dehnungs- und Biegeschwingungen (Si-O-Si) zurückzuführen, die zum vierdimensionalen SiO42 gehören, was in sehr deutlich zu erkennen ist Bentonitstruktur. Darüber hinaus wird der Peak bei 524 cm−1 durch Al-O-Si-Biegeschwingungen verursacht, die alle spezifisch für Bentonitmaterial sind. Letztendlich entstand durch die Kombination aller markanten Absorptionspeaks und die Bindung von Materialien mit einzigartigen funktionellen Gruppen mit einer neuen chemischen Struktur das vorbereitete magnetische Nanoadsorbens.

Zur Untersuchung der Probenelemente und der Elementverteilung in der Probe wurde die EDX-Analyse durchgeführt (Abb. 3). Die Elemente O und Fe werden mit 38,22 Gew.-% bzw. 61,78 Gew.-% den superparamagnetischen Fe3O4-MNPs zugeordnet (Abb. 3a). Basierend auf dem EDX-Spektrum in Abb. 3b stellen zwei unterschiedliche C- und O-Elemente Pektinhydrogel dar und zeigen aufgrund der quantitativen Ergebnisse 49,84 W % und 50,14 W %. Die Integration von Fe3O4-MNPs und Pektinhydrogel wurde durch das Vorhandensein des Fe-Elements (8,78 Gew.-%) im Pektinhydrogelspektrum erfolgreich bestätigt (Abb. 3c). Durch die Zugabe von Al (2,49 Gew.-%), Si (14,41 Gew.-%) und O (57,19 Gew.-%), was die Strukturelemente des Bentonits angibt, wird die Bildung des endgültigen Pektinhydrogels@Fe3O4-Bentonits authentifiziert (Abb. 3d). Darüber hinaus zeigt Abb. 3e die gute Verteilung der Elemente im magnetischen Pektin-Hydrogel@Fe3O4-Bentonit-Nanoadsorbens.

EDX-Analyse von (a) Fe3O4-MNPs, (b) Pektin-Hydrogel, (c) Pektin-Hydrogel@Fe3O4, (d) Pektin-Hydrogel@Fe3O4-Bentonit-Nanoadsorbens und (e) EDX-Kartierung von Pektin-Hydrogel@Fe3O4-Bentonit-Nanoadsorbens.

Die FESEM-Bilder wurden zur Verfügung gestellt, um die Morphologie, Größe, Formgleichmäßigkeit, Verteilung der Partikelgröße und mögliche Agglomerationen der Proben zu klären und zu untersuchen. Abbildung 4a zeigt das FESEM-Bild der vorbereiteten Fe3O4-MNPs. Obwohl die Nanopartikel im Allgemeinen eine einheitliche Größe und kugelförmige Morphologie aufweisen, sind sie in einigen Bereichen aggregiert. Darüber hinaus ergaben die hergestellten Nanopartikel eine enge Größenverteilung von ca. 40–70 nm, beteiligt sich am endgültigen Adsorbens und bildet das Pektin-Hydrogel@Fe3O4-Bentonit-Nanoadsorbens. Basierend auf den FESEM-Bildern in Abb. 4b, c zeigten die Bentonitkomponenten eine kugelartige Morphologie und eine poröse Struktur. Die Größe und Molekularmasse der Strukturphasen von Bentonit waren nicht gleich; Die Größe des Materials war unterschiedlich. Die FESEM-Bilder des Pektin-Hydrogels@Fe3O4 wurden in 700-nm- bzw. 1-μm-Vergrößerung aufgenommen, wie in Abb. 4d bzw. e dargestellt. Die kugelförmigen Fe3O4-MNPs wurden gut auf dem Pektin-Hydrogel-Substrat platziert, funktionalisiert und es entstand ein magnetisches Hydrogel. Da die Ionenvernetzung der Pektinpolymerstränge jedoch in Gegenwart der so hergestellten Fe3O4-MNPs durchgeführt wurde, sind diese MNPs nicht einfach in den REM-Bildern des Pektinhydrogel@Fe3O4-Bentonit-Nanoadsorbens und des Hydrogelnetzwerks sichtbar deckt sie ab. Aus dem Vergleich der FESEM-Bilder des Pektinhydrogel@Fe3O4-Bentonit-Nanoadsorbens und des Pektinhydrogel@Fe3O4-Nanokomposits geht hervor, welche Modifikationen an der Oberfläche vorgenommen wurden, um das Nanokomposit effizienter bei der Absorption von Wasserverunreinigungen und Chlorpyrifos-Gift anzuwenden. In Abb. 4f–i führte die Zugabe von Bentonit zu erheblichen Veränderungen an der Oberfläche des magnetischen Hydrogels, einschließlich einer Glättung der Porenoberfläche und der Bildung einer Schichtstruktur.

FESEM-Bilder von (a) magnetischen Fe3O4-Nanopartikeln, (b,c) Bentonit, (d,e) Pektinhydrogel@Fe3O4, (f–i) Pektinhydrogel@Fe3O4-Bentonit-Nanoadsorbens.

Die magnetischen Eigenschaften der Proben, d. h. Fe3O4-MNPs, Pektinhydrogel@Fe3O4, Pektinhydrogel@Fe3O4-Bentonit-Nanoadsorbens, wurden über die VSM-Analyse in einem angelegten Magnetfeld von – 10.000 bis + 10.000 Oe bei 25 °C durchgeführt, wie in dargestellt Abb. 5a–c. Die magnetische Koerzitivfeldstärke und die magnetischen Remanenzeigenschaften der Fe3O4-MNPs, des Pektinhydrogel@Fe3O4 und des Pektinhydrogel@Fe3O4-Bentonit-Nanoadsorbens sind Null. Daher weisen die vorbereiteten Proben superparamagnetisches Verhalten auf. Gemäß der in Abb. 5 dargestellten VSM-Kurve beträgt die magnetische Sättigung der blanken Fe3O4-MNPs 56,40 emu/g. Dann verringerte sich die magnetische Sättigung von 33,76 emu/g für Pektinhydrogel@Fe3O4 auf 20,53 emu/g für Pektinhydrogel@Fe3O4-Bentonit-Nanoadsorbens. Die beobachtete Abnahme der magnetischen Sättigung hängt mit der Zugabe von Pektin als natürlichem Polysaccharid und Bentonit zur Vergrößerung der aktiven Stellen der Oberfläche zusammen. Außerdem sind diese Materialien nicht magnetisch, und die Verringerung der magnetischen Sättigung aufgrund der chemischen Modifikationen und des Einbaus der organischen Substanzen auf der Oberfläche des Nanoadsorbens erscheint logisch. Dennoch reicht die magnetische Sättigung sowohl der Pektinhydrogel@Fe3O4- als auch der Pektinhydrogel@Fe3O4-Bentonit-Nanoadsorbentien aus, um durch einen Magneten aus der Mischung isoliert zu werden.

VSM-Kurven von (a) Fe3O4-MNPs, (b) Pektinhydrogel@Fe3O4, (c) Pektinhydrogel@Fe3O4-Bentonit-Nanoadsorbens.

Abbildung 6 zeigt das thermogravimetrische Verhalten des Pektinhydrogels, des Pektinhydrogels@Fe3O4, des Bentonits und des Pektinhydrogels@Fe3O4-Bentonit-Nanoadsorbens sowie deren Stabilität bei einem Temperaturanstieg auf 800 °C mit einer stabilen Heizrate von 10 °C/min unter Luftatmosphäre durch die thermogravimetrische Analyse (TGA). Das thermogravimetrische Verhalten des Pektinhydrogels (Abb. 6a) zeigt einen Gewichtsverlust von 2 % bei 50–223 °C, was auf die Verdunstung und Entfernung der eingeschlossenen und absorbierten Wassermoleküle in den Poren und der Oberfläche des Pektinhydrogels hinweist. Darüber hinaus führt eine Erhöhung der Temperatur auf 350 °C zu einem Gewichtsverlust von 25 % aufgrund der Trennung organischer Einheiten und der thermischen Dissoziation. Das thermische Verhalten des Pektin-Hydrogels zeigt, dass der Abbau des Pektin-Hydrogels bei ca. 250 °C und weiter bis 350 °C64,65. Etwa 70 % des Gewichts des Pektinhydrogels nehmen zwischen 200 und 550 °C ab. Das Restgewicht des Pektinhydrogels bei 800 °C wird mit etwa 20 % angegeben. Wie in der Pektin-Hydrogel@Fe3O4-Thermogrammkurve (Abb. 6b) zu sehen ist, werden bei einem Temperaturanstieg auf 800 °C ca. 67 % des Gewichts dieser Probe bleiben zurück, und der Anstieg des thermischen Widerstands im Vergleich zum Pektinhydrogel ist nur auf die Bildung anorganischer Fe3O4-MNPs in seinem Substrat zurückzuführen66. Der beobachtete allmähliche Gewichtsverlust kann auf die Verdunstung von Wasser aus den Löchern in dieser Struktur sowie auf eine Dehydrierung oder Dehydroxylierung ihrer Oberfläche zurückgeführt werden.

TGA-Kurve von (a) Pektinhydrogel, (b) Pektinhydrogel@Fe3O4, (c) Bentonit, (d) Pektinhydrogel@Fe3O4-Bentonit-Nanoadsorbens.

Den zuvor gemeldeten Ergebnissen zufolge weist Bentonit eine hohe thermische Stabilität auf, so dass mehr als 91–95 % seines Gewichts bis zu 700 °C erhalten bleiben67. Das Bentonit-Thermogramm hat einen kontinuierlichen, aber teilweisen Gewichtsverlust bei Erhöhung der Temperatur aufgrund der Dehydrierung oder Dehydroxylierung der Oberfläche gezeigt (Abb. 6c). Darüber hinaus zeigt ein kurzer Blick auf das Thermogramm des Pektinhydrogel@Fe3O4-Bentonit-Nanoadsorbens in Abb. 6d, dass ein teilweiser Gewichtsverlust (2 %) im Temperaturbereich von 150–250 °C auf die Verdunstung und Entfernung der absorbierten Stoffe zurückzuführen ist Wasser im Inneren und auf der Oberfläche der mesoporösen Struktur. Darüber hinaus kommt es bei einem Temperaturanstieg auf bis zu 551 °C zu einem Gewichtsverlust von etwa 12 % aufgrund der Trennung und thermischen Zersetzung der organischen Einheiten der Alkylkette, die kovalent an Bentonit gebunden sind68. Auch aus der Gewichtsverlustdifferenz der drei Proben ergibt sich ca. 21 % des Gewichts des Pektin-Hydrogel@Fe3O4-Bentonit-Nanoadsorbens besteht aus dem organischen Teil. Daraus kann geschlossen werden, dass das Pektinhydrogel@Fe3O4-Bentonit-Nanoadsorbens eine hohe Temperaturbeständigkeit aufweist.

Die Kristallinitätsuntersuchung der Fe3O4-MNPs, des Pektinhydrogels@Fe3O4 und des Pektinhydrogels@Fe3O4-Bentonit-Nanoadsorbens wurde durch Röntgenbeugungsanalyse (XRD) von 10° bis 80° durchgeführt (Abb. 7). Die Bragg-Beugungspeaks stammen aus den Ebenen (1 1 1), (2 2 0), (3 1 1), (2 2 2), (4 2 2) und (5 1 1) in Fe3O4-MNPs, was auf kubische ( fcc) Strukturen von Fe3O4-Magnetit-NPs, wie in Abb. 7a69 dargestellt. Aufgrund von Abb. 7b weist das Pektin-XRD-Muster eine amorphe Struktur auf, die durch einen Peak bei 2θ = 20°70 gekennzeichnet ist. Den in den Artikeln berichteten Daten zufolge weisen die XRD-Muster von Fe3O4-MNPs und Pektinhydrogel starke, charakteristische Peaks bei 2θ = 20° bzw. 2θ = 35°71,72,73,74 auf. Das Pektinhydrogel@Fe3O4-Komposit zeigte beide Peaks auch bei 2θ = 20° und 2θ = 35°, was 2θ von Pektinhydrogel und Fe3O4-MNPs entspricht (Abb. 7c). Eine Verringerung der Peakintensität weist auf chemische Wechselwirkungen zwischen Pektinhydrogel und Fe3O4-MNPs hin. Basierend auf dem Muster von Abb. 7d entsprechen die kristallinen Peaks bei 2θ = 19,76º, 21,48º, 28,52º, 35,68º, 62,16º außerdem dem Vorhandensein von Bentonit im Pektinhydrogel@Fe3O475. Im XRD-Muster des Pektinhydrogel@Fe3O4-Bentonit-Nanoadsorbens ist eine Abnahme der Peakintensität bei 2θ = 20° und 2θ = 36° auf die Zusammensetzung und die chemischen Modifikationen der magnetischen Pektinhydrogel@Fe3O4-Oberfläche zurückzuführen (Abb . 7e).

XRD-Muster von (a) Fe3O4-MNPs, (b) Pektin, (c) Pektinhydrogel@Fe3O4, (d) Bentonit, (e) Pektinhydrogel@Fe3O4-Bentonit-Nanoadsorbens.

Die BET-Analyse wurde durchgeführt, um das Oberflächenverhalten und die Porosität des Bentonit- und Pektin-Hydrogels@Fe3O4-Bentonit-Nanoadsorbens mithilfe von N2-Adsorption-Desorption zu erklären. Wie in Abb. 8 gezeigt, handelt es sich bei den Isothermenprofilen um Typ-IV-Profile, die die H4-Hystereseschleife bei einem Druck von 0,42–0,1 p/p0 darstellen. Mesoporöse Materialien gehören zur Typ-IV-Isothermenprofilkategorie basierend auf der IUPAC-Kategorisierung. Den Ergebnissen zufolge wurde die BET-Oberfläche des Bentonits mit 100,011 m2/g berechnet, was eine erweiterte Oberfläche im Vergleich zu den berichteten Studien zeigt (Tabelle 1). Darüber hinaus hat das Pektinhydrogel@Fe3O4-Bentonit-Nanoadsorbens eine BET-Oberfläche von 68,904 m2/g bereitgestellt, was ausreichend gut ist. Darüber hinaus wurde durch die Funktionalisierung des Pektinhydrogels, dh Magnetisierung durch Fe3O4-MNPs, und die Zusammensetzung des Pektinhydrogels@Fe3O4 mit Bentonit eine Verringerung des Porenvolumens und der Oberfläche beobachtet. Bemerkenswerterweise könnte das so hergestellte Pektinhydrogel@Fe3O4-Bentonit-Nanoadsorbens, das zufriedenstellende Texturmerkmale, erhöhte Porosität und spezifische Oberfläche aufweist, als wirksames Nanoadsorbens bei der Entfernung verschiedener Wasserverunreinigungen in Betracht gezogen werden.

Die N2-Adsorptions-Desorptions-Isothermen von Bentonit und Pektin-Hydrogel@Fe3O4-Bentonit-Nanoadsorbens.

Die Oberflächenladungen des so hergestellten Pektin-Hydrogel@Fe3O4-Bentonit-Nanoadsorbens wurden durch einen Zeta-Potenzialtest gemessen. Zetapotentialmessungen wurden einmal vor der Adsorption und einmal nach der CV-Farbstoffadsorption bei Raumtemperatur durchgeführt. Aufgrund der berichteten Ergebnisse betrug das gemessene Zetapotential des Pektinhydrogel@Fe3O4-Bentonit-Nanoadsorbens in entionisiertem (DI) Wasser bei pH-Werten von 3, 5, 7 und 9 − 32,2, − 33,1, − 34,1 und − 42,8 bzw. (Tabelle 2). Der Anstieg des Absolutwerts des Zetapotentialwerts hängt mit dem Anstieg des pH-Werts zusammen, da die strukturellen Hydroxyl- und Carbonsäuregruppen deprotoniert werden. Noch wichtiger ist, dass die Nanoadsorbenspartikel aufgrund der spürbaren negativen Oberflächenladung des Pektinhydrogel@Fe3O4-Bentonit-Nanoadsorbens bei verschiedenen pH-Werten nicht aggregieren. Durch die Untersuchung der Zetapotentialmessungen nach der CV-Farbstoffadsorption wird gefolgert, dass das Zetapotential des Pektinhydrogel@Fe3O4-Bentonit-Nanoadsorbens in der CV-Lösung bei pH-Werten von 3, 5, 7 und 9 − 32,8, − 34,3, − 35,9 betrug bzw. − 36,2. Da der CV-Farbstoff eine kationische Struktur hat, weist er starke elektrostatische Wechselwirkungen mit dem negativ geladenen Pektin-Hydrogel@Fe3O4-Bentonit-Nanoadsorbens auf.

Vor der Optimierung verschiedener Parameter werden die CPF-Pestizid- und CV-Farbstoff-Kalibrierungskurven in der unterstützenden Informationsdatei als Abb. bereitgestellt. S1 bzw. S2. Verschiedene Faktoren wie der pH-Wert der Lösung, die verwendete Adsorptionsmitteldosis, die Kontaktzeit und die anfängliche Konzentration der Verunreinigung beeinflussen den Adsorptionsprozess organischer Farbstoffe und Pestizide76,77. Darüber hinaus verbessert die Optimierung dieser effektiven Parameter die Schadstoffentfernung. Der pH-Effekt auf die CPF- und CV-Adsorption am Pektinhydrogel@Fe3O4-Bentonit-Nanoadsorbens ist in Abb. 9a dargestellt. Durch den pH-Anstieg der Lösung von 4 auf 7 erhöhte sich die Adsorptionskapazität von ca. 78,6 und 80,2 mg/g bis 91,9 und 88,3 mg/g für CV bzw. CPF. Durch die Erhöhung des pH-Werts auf 8 verringerte sich jedoch die Adsorptionskapazität von CPF auf 82,6 mg/g und die Adsorptionskapazität von CV stieg auf 96,5 mg/g. Bei saurem pH-Wert (d. h. pH 5) nahm die CPF-Adsorptionskapazität ab und erreichte 80,6 mg/g aufgrund der Konkurrenz zwischen den Hydroxylgruppen des Nanoadsorbens und überschüssigem H+ um das Adsorbens um unbesetzte Adsorptionsstellen. Andererseits kann die geringere CPF-Adsorptionskapazität bei hohen pH-Werten (d. h. 9) der elektrostatischen Abstoßung zwischen zusätzlichen OH-Anionen und den OH-Gruppen des Nanoadsorbens zugeschrieben werden78,79. Die führenden Bindungen sind außerdem die Wasserstoffbrückenbindung zwischen dem Pektinhydrogel@Fe3O4-Bentonit-Nanoadsorbens und CPF-Molekülen mit einer nichtionischen Struktur als Organophosphor-Pestizid. Somit liefert der Lösungs-pH-Wert von 7 die minimale Menge an kationischen und anionischen Substanzen und verringert deren Einfluss auf die Wechselwirkungen zwischen Schadstoff und aktiven Nanoadsorptionszentren. In dieser Hinsicht sind die treibenden Kräfte für die Adsorption des CV mit einer positiv geladenen Struktur auf dem Pektin-Hydrogel@Fe3O4-Bentonit-Nanoadsorbens mit negativer Oberflächenladung die elektrostatische Anziehung, die zu einer erhöhten Adsorptionskapazität bei höherem pH-Wert der Lösung führte. Dieses Ergebnis stimmte mit Eltaweil et al. überein. Studie, die die richtige Wirkung der neutralen und alkalischen Umgebung für die adsorbierende Beseitigung schädlicher kationischer Farbstoffe belegte80. Den experimentellen Ergebnissen zufolge lag ein idealer Lösungs-pH-Wert für CPF und CV bei 7 bzw. 8, was die größte Adsorptionskapazität darstellt.

(a) Einfluss des pH-Werts der Lösung (4–9), der Adsorptionsmitteldosis (0,01 g), der Anfangskonzentration (100 mg/l), V (10 ml), Zeit (15 min), T (298 K), (b) Adsorptionsmitteldosis (0,005–0,025 g), pH 7 und 8 für CPF bzw. CV, Anfangskonzentration (100 mg/L), V (10 ml), Zeit (15 Min.), T (298 K), (c) Kontakt Zeit (5–25 Minuten), pH 7 und 8 für CPF bzw. CV, Adsorptionsmitteldosis (0,005 g), Anfangskonzentration (100 mg/L), V (10 ml), T (298 K), (d) anfänglich Konzentration (50–400 mg/L), pH 7 und 8 für CPF bzw. CV, Adsorptionsmitteldosis (0,005 g), V (10 ml), Zeit (20 und 15 Minuten für CPF bzw. CV), T (298 K ).

Der Zusammenhang zwischen der Menge der Nanoadsorbentien und der damit verbundenen Adsorptionskapazität für CPF und CV wurde unter Verwendung verschiedener Mengen an Pektinhydrogel@Fe3O4-Bentonit-Nanoadsorbentien bei optimalem pH-Wert untersucht. Basierend auf den Ergebnissen in Abb. 9b verringerte sich die Adsorptionskapazität des magnetischen Nanoadsorbens für CPF und CV bei einer Erhöhung der Adsorptionsmitteldosis von 0,005 g auf 0,025 g von ca. 170,2 mg/g und 192,3 mg/g bis 37,5 mg/g bzw. 38,1 mg/g. Die Verfügbarkeit von CPF und CV in großer Menge, die vom Pektinhydrogel@Fe3O4-Bentonit-Nanoadsorbens adsorbiert werden können, entspricht der verbesserten Adsorptionsfähigkeit bei niedrigeren Adsorbensdosierungen, die mit der erhöhten für das Nanoadsorbens verfügbaren Schadstoffmenge verbunden ist. Daher wurde gezeigt, dass 0,005 g Pektinhydrogel@Fe3O4-Bentonit-Nanoadsorbens die effizienteste Adsorbensdosis für weitere Studien aufweisen.

Der Einfluss der Kontaktzeit auf das Pektinhydrogel@Fe3O4-Bentonit-Nanoadsorbens zur Adsorption von CPF und CV wurde von 5 bis 25 Minuten bei optimalem pH-Wert und Adsorbensdosierung untersucht. In dieser Hinsicht zeigt die CPF-Adsorptionskapazität einen steigenden Trend von ca. 200,0 mg/g im Verlauf der Zeit bis 15 Minuten (Abb. 9c). Allerdings nimmt die Adsorptionskapazität bis 20 min leicht ab und weist einen annähernd stetigen Trend bis 25 min auf. Die Adsorptionskapazität von CV zeigt eine Verbesserung auf ca. 178,8 mg/g nach 20 Minuten Kontaktzeit und sinkt allmählich auf 171,6 mg/g nach 25 Minuten. Somit wurde eine optimale Kontaktzeit für CPF und CV mit 15 bzw. 20 Minuten ermittelt. Der zunehmende Trend zu Beginn der Adsorptionsreaktion hängt mit den zahlreichen unbesetzten aktiven Stellen des Pektinhydrogel@Fe3O4-Bentonit-Nanoadsorbens zusammen, die für die Wechselwirkung mit CPF-Organophosphor-Pestizid und CV-organischem Farbstoff zur Verfügung stehen, was zu einem schnellen Stofftransfer führt. Effiziente Wechselwirkungen zwischen den funktionellen Gruppen des Nanoadsorbens und dem CPF-Pestizid und CV-Farbstoff sind fortschreitend, bis nach Ablauf von 15 Minuten und 20 Minuten des Reaktionsprozesses die maximale Gleichgewichtsadsorptionskapazität erreicht wird. Im Gegensatz dazu wurde nach der optimalen Kontaktzeit, die der Besetzung der aktiven Zentren des Nanoadsorbens nach Erreichen der maximalen Gleichgewichtsadsorptionskapazität zugeordnet wird, kein Fortschritt in der Adsorptionskapazität beobachtet.

Die eingesetzte Schadstoffkonzentration war der letzte Parameter, der in diesem Abschnitt diskutiert wurde, um seinen Einfluss auf die Adsorptionskapazität des Pektinhydrogel@Fe3O4-Bentonit-Nanoadsorbens durch Regulierung der CPD- und CV-Anfangskonzentration von 50 bis 400 mg/L bei optimalem pH-Wert und Adsorbensdosierung zu bestimmen und Kontaktzeit. Basierend auf Abb. 9d erhöhte die Erhöhung der CPF- und CV-Anfangskonzentrationen von 50 auf 400 mg/L die Adsorptionskapazität auf 703,8 mg/g bzw. 665,4 mg/g. Sicherlich wurde durch die Erhöhung der CPF- und CV-Anfangskonzentration bei einer konstanten Adsorptionsmitteldosis das Verhältnis von CPF-Organophosphor-Pestizid und CV-Farbstoffadsorbat zum Pektinhydrogel@Fe3O4-Bentonit-Nanoadsorbens erhöht, was zu einer verbesserten Adsorptionskapazität führte.

Die Adsorptionsisothermen wurden untersucht, um die Wechselwirkungen zwischen dem Pektinhydrogel@Fe3O4-Bentonit-Nanoadsorbens und dem CPF-Pestizid und dem CV-Farbstoff zu untersuchen. Die Isothermen von Langmuir, Freundlich, Temkin und Dubinin-Radushkevich (DR) wurden untersucht, um Gleichgewichtsadsorptionsisothermen zu bestimmen und den höchsten Betrag der Adsorptionskapazität zu berechnen81. Die Langmuir-Isotherme (Gleichung (4)) ist ein Modell zur Beschreibung der einschichtigen Schadstoffadsorption auf der Oberfläche des Adsorptionsmittels. In diesem Fall verfügen alle oberflächlichen Stellen des Adsorptionsmittels über eine ähnliche Energie und Affinität, um effektiv mit Verunreinigungen zu interagieren, was zu einer homogenen Adsorption führt17. Tatsächlich wird die maximale Adsorptionskapazität dann angenommen, wenn sich auf der Oberfläche des Adsorbens eine vollständige Monoschicht der Verunreinigungen bildet. Im Gegensatz dazu definiert sich die Freundlich-Isotherme (Gl. (5)) als Modell zur Beschreibung der mehrschichtigen Adsorption von Schadstoffen auf der heterogenen Oberfläche des Adsorbens. Die Temkin-Isotherme (Gl. (6)) definiert, wie die Adsorbatsubstanzen und das Adsorbenssystem interagiert haben und welche Bindungsenergien der Adsorptionsprozess hat. Bei dieser Isotherme nahm die Adsorptionsenergie zwischen der bedeckten Oberfläche des Adsorbens und dem Adsorbat aufgrund des absteigenden linearen Musters ab. Das Temkin-Modell stellt die freie Energie des Adsorptionsverfahrens als Oberflächenbeschichtungsfunktion eines Adsorbens dar82. Das Dubinin-Radushkevich (DR)-Modell (Gleichungen (7), (8)) ist eine empirische Isotherme, die zur Beschreibung des Adsorptionsverfahrens basierend auf dem Porenfüllmechanismus verwendet wird. Die breite Anwendbarkeit dieser Isotherme besteht darin, den Adsorptionsmechanismus darzustellen, der auf homogenen und heterogenen Oberflächen ausgeführt wird83. Die Gleichungen der Langmuir-, Freundlich-, Temkin- und Dubinin-Radushkevich (DR)-Isothermen sind in den Gleichungen definiert. (4), (5), (6), (7) bzw. (8)58.

wobei Ce (mg/L) zur Gleichgewichtskonzentration von CPF und CV gehört, Qe (mg/g) die Gleichgewichtsadsorptionskapazität ist und Qmax (mg/g) die höchste Adsorptionskapazität darstellt. KL (L/mg) und KF (L/mg) sind Konstanten in Langmuir- und Freundlich-Isothermen, die aus der Auftragung zwischen Ce/Qe und Ce bzw. zwischen log Qe und log Ce berechnet wurden. Im Fall von n > 1 ist die Adsorption von CPF und CV bei hohen Konzentrationen auf der Adsorptionsoberfläche günstig17. Für die Temkin-Isotherme (Gleichung (6)) stellt R die universelle Gaskonstante dar, T (K) steht für die Temperatur, bT wird der Adsorptionswärme zugeschrieben und KT (L.mg−1) ist die Konstante von Temkin-Modell. In Gl. (7), (8) Für das Dubinin-Radushkevich (DR)-Isothermenmodell ist qs (mg P/g) die Adsorptionskapazitätskonstante von Dubinin-Radushkevich (DR), KDR (mol2/kJ2) steht für die durchschnittliche freie Adsorption Energie, R (J/mol K) steht für die Gaskonstante und T (K) ist die Temperatur. Gemäß den Diagrammen der Langmuir-, Freundlich-, Temkin- und Dubinin-Radushkevich (DR)-Isothermen in Abb. 10a–d und basierend auf den Daten in der informativen Tabelle 3, erhalten von Langmuir, Freundlich, Temkin und Dubinin -Radushkevich (DR)-Isothermen, Freundlich-Isotherme stimmt gut mit den experimentellen Informationen im Vergleich zu Langmuir-, Temkin- und Dubinin-Radushkevich (DR)-Isothermen für CPF und CV überein. Die linearen Diagramme der Adsorptionskinetik und die berechneten CPF- und CV-Kontaminationsparameter sind in Abb. 10e – g dargestellt. In Bezug auf den R2-Term, der dem Korrelationskoeffizienten und verschiedenen Mengen an Qe (experimentell) und Qe (berechnet für CPF- und CV-Schadstoffe) entspricht, wurde die Adsorptionskinetik durch Modelle pseudo-zweiter Ordnung beschrieben. Darüber hinaus wurde berichtet, dass der R2-Term 0,9972 bzw. 0,9987 für CPF und CV beträgt, was auf einen Wert hinweist, der nahe an der Einheit liegt, die mit dem Kinetikmodell pseudo-zweiter Ordnung übereinstimmt, verglichen mit dem R2-Term, der aus dem Pseudo-Kinetikmodell zweiter Ordnung berechnet wurde ( CPF: 0,9867, CV: 0,9103) und Elovich-Modell (CPF: 0,9155, CV: 0,9031). Darüber hinaus vergleicht Tabelle 4 die Adsorptionskapazität von CPF und CV auf dem vorbereiteten Pektinhydrogel@Fe3O4-Bentonit-Nanoadsorbens mit anderen Adsorbentien, über die in früheren Studien berichtet wurde. Unter allen zuvor untersuchten beschriebenen Adsorbentien zeigte das hergestellte Pektin-Hydrogel@Fe3O4-Bentonit-Nanoadsorbens einen wünschenswerten Qmax. Verschiedene physikochemische Eigenschaften des hergestellten Nanoadsorbens, wie z. B. leichte Schadstoffdiffusion in das 3D-vernetzte Netzwerk und mesoporöse Struktur des magnetischen Nanoadsorbens auf Hydrogelbasis, eine große Oberfläche, die hauptsächlich auf die Bentonitzugabe zurückzuführen ist, zahlreiche adsorptionsreaktive Stellen, wie z. B. Hydroxyl und Carboxylatgruppen sowie nanoskalige Fe3O4-NPs sind einige der Gründe, die eine große Qmax-Menge verursachen. Daher wird das vorbereitete Pektinhydrogel@Fe3O4-Bentonit-Nanoadsorbens zur Adsorption von Organophosphor-Pestiziden und toxischen Farbstoffschadstoffen aus Abwasser empfohlen.

(a) Langmuir, (b) Freundlich, (c) Temkin und (d) Dubinin-Raduskevich (DR)-Isothermen (Bedingung: Anfangskonzentration (50–400 mg/L), pH 7 und 8, Adsorptionsmitteldosis (0,005 g). ), Kontaktzeit (20 und 15 min), T (298 K)). (e) Pseudo-erste Ordnung, (f) Pseudo-zweite Ordnung und (g) Elovich-Modelle (Bedingungen: Kontaktzeit (5–25 min), pH 7 und 8, Adsorptionsmitteldosis (0,005 g), Anfangskonzentration). (50 mg/L), T (298 K)) für CPF bzw. CV.

Die Rückholbarkeit von Nanoadsorbens ist für die Anwendung in industriellen Bereichen von großer Bedeutung17. Gemäß den erzielten Ergebnissen, wie in Abb. 11 dargestellt, wurde die Recyclingfähigkeit des magnetischen mesoporösen Nanoadsorbens Pektinhydrogel@Fe3O4-Bentonit für drei aufeinanderfolgende Adsorptions-Desorptions-Zyklen erreicht. Um die Desorption zu untersuchen, wurden die magnetischen Nanoadsorbentien mit einer Konzentration von 0,1 M in die HCl-Lösung gegeben und zur Desorption bei Raumtemperatur separat geschüttelt, um die Nanoadsorbent-CV- und Nanoadsorbent-CPF-Bindungen aufzulösen. Anschließend wurden die magnetischen Nanoadsorbentien durch einen Magneten isoliert, mit destilliertem Wasser gespült und in einem Ofen bei 60 °C getrocknet. Aufgrund der aufeinanderfolgenden Wiederverwendbarkeitszyklen in drei Durchläufen wurde kein wesentlicher Rückgang der CPF- und CV-Adsorptionskapazität festgestellt. In dieser Linie ist das magnetische mesoporöse Nanoadsorbens Pektinhydrogel@Fe3O4-Bentonit ein hervorragendes System zur Entfernung von CPF und CV und kann bequem gesammelt werden, ohne dass die Adsorptionseffizienz wesentlich beeinträchtigt wird.

Das Recyclingfähigkeitsdiagramm des magnetischen Nanoadsorbens Pektinhydrogel@Fe3O4-Bentonit zur Eliminierung von (a) CPF und (b) CV für drei aufeinanderfolgende Läufe.

Nach der CPF- und CV-Adsorption unter optimalen Bedingungen wurde das Pektinhydrogel@Fe3O4-Bentonit-Nanoadsorbens filtriert und der ICP-Test aus dem Filtrat durchgeführt. Basierend auf den ICP-Ergebnissen wurde die Konzentration der in die Filtratlösung freigesetzten Fe3+- und Ca2+-Ionen mit 3,21 ppm bzw. 2,09 ppm gemessen. Diese geringe Auslaugungsmenge wird auf die unvollständige Abtrennung des magnetischen Nanoadsorbens aus der Reaktionsmischung nach Abschluss der Adsorption mit einem Magneten zurückgeführt. Daher waren die in der Filtratlösung freigesetzten Ionen so gering, was auf die Stabilität und Anwendbarkeit des Nanoadsorbens für drei aufeinanderfolgende Zyklen ohne Verlust der Adsorptionseffizienz hinweist.

Wie bereits erwähnt, spielt das magnetische Nanoadsorbens Pektinhydrogel@Fe3O4-Bentonit aufgrund seiner vergrößerten Oberfläche und Mesoporosität eine herausragende Rolle bei der Eliminierung organischer Farbstoffe und Pestizide. Darüber hinaus neigen die zahlreichen funktionellen Hydroxyl- und Carboxylgruppen des Pektinhydrogels dazu, ein Wasserstoffbindungsnetzwerk mit CV und CPF bereitzustellen. Die elektrostatische Wechselwirkung zwischen CPF und dem magnetischen Nanoadsorbens erfolgt aufgrund ihrer Heteroatomstrukturen. Es sollte berücksichtigt werden, dass basierend auf der anionischen Natur des hergestellten Nanoadsorbens in unterschiedlichen pH-Werten saurer, neutraler und alkalischer Lösungen, wie in Tabelle 2 gezeigt, und der kationischen Ladung des CV die führende Wechselwirkung zwischen CV und dem hergestellten magnetischen Nanoadsorbet wäre eine elektrostatische Anziehung sein (Abb. 12). Bemerkenswert ist, dass die höchste Adsorptionseffizienz im Zusammenhang mit der effektivsten elektrostatischen Wechselwirkung zwischen dem Nanoadsorbens und CV bei pH = 8 auftrat, da bei saurem pH das produzierte H+ in der Lösung als konkurrierende Spezies mit positiv geladenem CV um geeignete Bindungsstellen fungiert auf der Oberfläche des vorbereiteten Adsorptionsmittels; Daher verringert sich bei einem sauren pH-Wert die Adsorptionseffizienz. Mit einem kurzen Blick auf die bemerkenswerte poröse Struktur des vernetzten Pektin-Hydrogels, die plausible physikalisch-chemische Adsorption und die BET-Oberfläche des Nanoadsorbens (68,904 m2/g), die hauptsächlich aus der Bentonit-Zugabe zum Nanokomposit resultiert, ist dies außerdem möglich Daraus lässt sich schließen, dass CPF und CV physikalisch in der Nanoadsorbensstruktur eingeschlossen werden können. Insgesamt haben zahlreiche Poren, OH- und COOH-Gruppen sowie die Heteroatomstruktur des Nanoadsorbens die Affinität und Adsorptionskapazität gegenüber CPF- und CV-Verunreinigungen gefördert.

Möglicher Adsorptionsmechanismus von CV und CPF auf dem magnetischen Nanoadsorbens Pektinhydrogel@Fe3O4-Bentonit.

In dieser Arbeit zeigte das hergestellte magnetische Nanoadsorbens aus Pektinhydrogel@Fe3O4-Bentonit aufgrund der Anwesenheit der Fe3O4-MNPs in seiner Struktur einen hervorragenden Magnetismus. Das magnetische Nanoadsorbens wurde über verschiedene analytische Ansätze wie FTIR, EDX, FESEM, XRD, TGA, BET und VSM charakterisiert, um die genauen Struktureigenschaften des hergestellten Nanoadsorbens herauszufinden. Die Adsorptionseffizienz des organischen Phosphor-CPF- und CV-Farbstoffs in einem wässrigen Medium wurde berechnet. Die CPF- und CV-Adsorptionskapazität betrug unter optimalen Bedingungen 833,333 mg/g bzw. 909,091 mg/g. TGA-Kurve angezeigt ca. 15 % Gewichtsverlust bis 800 °C, was auf die verbesserte thermische Stabilität des Pektinhydrogel@Fe3O4-Bentonit-Nanoadsorbens hinweist. Darüber hinaus zeigen XRD-Muster deutlich die Immobilisierung und Gleichmäßigkeit der Verteilung von Fe3O4-MNPs in den Nanoadsorbentien, wodurch die Kristallinität der Struktur auch nach Zugabe von Bentonit verbessert wird. Aufgrund der VSM-Ergebnisse betrug die magnetische Sättigung des Nanoadsorbens 20,53 emu/g ohne magnetische Remanenz und Koerzitivfeldstärke und repräsentierte die superparamagnetischen Eigenschaften. Die FESEM-Bilder zeigten die Einheitlichkeit in Größe und Form der vorbereiteten Fe3O4-MNPs in der gesamten vernetzten Struktur des Pektinhydrogels. Auch nach der Bentonitzugabe ist in den FESEM-Bildern eine Glättung der Porenoberfläche und die Bildung der Schichtstruktur zu erkennen. Das Pektinhydrogel@Fe3O4-Bentonit-Nanoadsorbens wurde als wirksames Adsorptionssystem zur Eliminierung von CPF und CV aus wässrigen Medien eingeführt, basierend auf der vergrößerten Oberfläche, zahlreichen aktiven Interaktionsstellen und effektiven Wechselwirkungen mit Verunreinigungen. Im Allgemeinen war das hergestellte Nanoadsorbens ein geeignetes Material für die Skalierung und Industrialisierung im Hinblick auf die bequeme Isolierung aus der Reaktion, die Herstellung aus erschwinglichen Substanzen, die effiziente Bindung an die Schadstoffe und die Aufrechterhaltung der strukturellen Stabilität nach drei aufeinanderfolgenden Rückgewinnungszyklen mit einem bemerkenswerten Rückgang der Adsorption Ertrag.

Alle während dieser Studie generierten oder analysierten Daten sind in diesem eingereichten Artikel (und seinen ergänzenden Informationsdateien) enthalten.

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Die Autoren bedanken sich für die teilweise Unterstützung durch den Forschungsrat der Iran University of Science and Technology (IUST).

Diese Autoren trugen gleichermaßen bei: Paria Beigi, Fatemeh Ganjali und Fereshte Hassanzadeh-Afruzi.

Fakultät für Physik, Iranische Universität für Wissenschaft und Technologie, Teheran, 16846–13114, Iran

Paria Stop

Forschungslabor für Katalysatoren und organische Synthese, Abteilung für Chemie, Iranische Universität für Wissenschaft und Technologie, Teheran, 16846-13114, Iran

Fatemeh Ganjali, Fereshte Hassanzadeh-Afruzi, Mohammad Mehdi Salehi und Ali Maleki

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PB: Datenkuration – gleich, formale Analyse – gleich, Schreiben – Originalentwurf – gleich, Schreiben – Überprüfung und Bearbeitung – gleich; FG: Formale Analyse – gleich, Untersuchung – gleich, Methodik – gleich, Schreiben – Originalentwurf – gleich; FH-A.: Datenkuration – gleich, formale Analyse – gleich, Schreiben – Originalentwurf – gleich, Schreiben – Überprüfung und Bearbeitung – gleich; MMS: Methodik – gleich, Schreiben – Originalentwurf – gleich; AM: Konzeptualisierung gleich, Finanzierungsakquise gleich, Aufsicht gleich.

Korrespondenz mit Ali Maleki.

Die Autoren geben an, dass keine Interessenkonflikte bestehen.

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Nachdrucke und Genehmigungen

Beigi, P., Ganjali, F., Hassanzadeh-Afruzi, F. et al. Verbesserung der Adsorptionseffizienz von Kristallviolett und Chlorpyrifos auf Pektinhydrogel@Fe3O4-Bentonit als vielseitiges Nanoadsorbens. Sci Rep 13, 10764 (2023). https://doi.org/10.1038/s41598-023-38005-z

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Eingegangen: 31. März 2023

Angenommen: 30. Juni 2023

Veröffentlicht: 04. Juli 2023

DOI: https://doi.org/10.1038/s41598-023-38005-z

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