Entfernung von Schwermetallen und organischen Farbstoffen über ein hybrides poröses hexagonales Bornitrid

npj Clean Water Band 5, Artikelnummer: 24 (2022) Diesen Artikel zitieren

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Zahlreiche Adsorptionsmittel wurden eingeführt, um Schwermetalle und organische Farbstoffe effizient aus Umweltwasserproben zu entfernen. Magnetische Aerogele mit porösem Netzwerk werden jedoch selten entwickelt, um anorganische und organische Schadstoffe aus wässrigen Medien einzufangen. Wir haben hier hexagonale Bornitrid-Nanoblätter (h-BNNSs) auf Basis magnetischer Hybridaerogele (MHAs) als leichtes Adsorptionsmittel für die robuste Aufnahme von Cr(VI), As(V), Methylenblau (MB) und Säureorange (AO) hergestellt. . Das Syntheseverfahren von Poly(ethylenimin)-modifizierten h-BNNSs (PEI-h-BNNSs) umfasste eine thermische Polykondensation von Melamin und Borsäure sowie eine Pyrolyse der resultierenden Produkte, die eine weitere Funktionalisierung der durch Ultraschallbehandlung abgeblätterten Produkte mit PEI-vermittelter Modifikation ermöglichte von h-BNNSs. Die so gebildeten PEI-h-BNNSs ermöglichten die In-situ-Bildung von Magnetit-Nanopartikeln (Fe3O4-NPs), die auf ihren Oberflächen dekoriert waren und sich in PEI-h-BNNSs@Fe3O4-NPs verwandelten. Die Lyophilisierungsbehandlung von mit PEI-h-BNNSs@Fe3O4-NPs beladenen PVA-Hydrogelen erzeugte MHAs mit großen porösen Strukturen, vielfältigen und zahlreichen funktionellen Gruppen, gutem Superparamagnetismus und einer Nettooberflächenladung von Null. Diese Eigenschaften ermöglichten die Verwendung des vorgeschlagenen Adsorptionsmittels (MHAs) zur effizienten Entfernung von Cr(VI), As(V), MB und AO aus einer wässrigen Lösung, wobei die maximale Adsorptionskapazität auf 833, 426, 415, 286 mg g geschätzt wurde −1. Die Daten zur Adsorptionskinetik und zur Isotherme zeigten, dass die durch MHAs vermittelte Adsorption von Cr(VI), As(V), MB und AO dem Freundlich-Isothermenmodell und einem Kinetikmodell pseudo-zweiter Ordnung folgte. Dieser Befund deutet darauf hin, dass die MHAs ein heterogenes Bindungsverhalten mit mehrschichtiger Chemisorption von Cr(VI), As(V), MB und AO aufweisen. Anschließend wurde die praktische Anwendung validiert, indem die Entgiftung von Chrom und Arsen in Feststoffschlammproben durchgeführt wurde.

Die rasche Urbanisierung und die Expansion der Industrie haben zu einem massiven Anstieg anorganischer und organischer Schadstoffe in natürlichen Gewässern geführt, die stark mit der öffentlichen Gesundheit und der Wasserqualität zusammenhängen1,2,3. Verschiedene Industrien leiten ihre Schwermetalle, organischen Farbstoffe und polyzyklischen aromatischen Kohlenwasserstoffe (PAK) in die Gewässer ein, ohne dass diese Schadstoffe ordnungsgemäß gereinigt werden. Die Entfernung giftiger Metalle1,2,3, organischer Farbstoffe4 und polyzyklischer aromatischer Kohlenwasserstoffe (PAK)5,6,7,8 aus Umweltgewässern wurde aufgrund ihrer Umweltbeständigkeit in jüngster Zeit als eines der wichtigsten Probleme bei der Gewinnung von sauberem Wasser angesehen und extreme Toxizität. Als Reaktion auf diese Anforderung wurden mehrere Verfahren zur Reinigung von mit Schwermetallen und organischen Farbstoffen verunreinigtem Wasser eingeführt, darunter Techniken der Photokatalyse9, der Flockung10, des biologischen Abbaus11, der Membrantrennung12 und der Adsorption13. Unter ihnen werden adsorptionsbezogene Methoden intensiv zur Entfernung verschiedener Schadstoffe eingesetzt, da sie kosteneffizient arbeiten, eine hohe Abscheideeffizienz aufweisen und nur sehr wenige Sekundärverschmutzungen entstehen. Um ein geeignetes Adsorptionsmittel zu identifizieren, muss es die folgenden Kriterien erfüllen: (1) hohe Adsorptionsfähigkeit für verschiedene Schadstoffe bei niedrigen Konzentrationen; (2) ausgezeichnete Wiederverwendbarkeit ohne Einbußen an Oberflächenbindungsstellen; (3) schnelle Adsorptionsrate in komplexen Matrizen.

Gemäß den oben genannten Prinzipien wurden zahlreiche Adsorbentien zur Beseitigung von Umweltschadstoffen vorgeschlagen, beispielsweise Aktivkohle14, Verbundwerkstoffe auf Graphenoxidbasis15, synthetische Polymere16, Koordinationspolymere17, metallorganische Gerüste18, kovalente organische Gerüste19 und tensidverankerte Biopolymere20. Aufgrund seiner hochporösen Struktur, polaren B-N-Bindungen und sp2-Hybridisierung stellt hexagonales Bornitrid (h-BN) in letzter Zeit eine vielversprechende Alternative zum Einfangen von Umweltschadstoffen dar. Zu den gemeldeten h-BN-bezogenen Materialien gehören BN-Kugeln2, h-BN-Whisker21, BN-Nanoblätter (BNNSs)22, käseartiges 3D-BN23, chemisch aktivierte BN-Fasern24 und BN-Hohlkugeln25. Darüber hinaus kann die Einführung geeigneter Wirkstoffe über ihre h-BN-Oberfläche eine Funktionalisierung mit spezifischen Gruppen ermöglichen, die effizient mit Adsorbaten interagieren können. Dieser synergistische Effekt ermöglicht es den h-BN-bezogenen Adsorbentien, über mehrere Bindungsstellen zu verfügen, um mit verschiedenen Umweltschadstoffen zu interagieren26,27,28. Als Beispiel für die Sorption von Schwermetallen könnten die polaren B-N-Bindungen, die aus h-BN-verwandten Materialien erhalten werden, toxische Metallkationen wie Cr(III)1,2,3,27, Cu(II) elektrostatisch über ihre Oberfläche anziehen. 1,2 und Pb(II)1,2,3. Darüber hinaus waren die porösen Materialien auf h-BN-Basis, die mit Polyanilin abgeblättert und zusätzlich mit Magnetit-Nanopartikeln (Fe3O4-NPs) dekoriert waren, gut für die Aufnahme von Cr(VI)26 bzw. As(V)28 geeignet. In einem anderen Beispiel kann das mit h-BN verwandte poröse Adsorptionsmittel kationische und anionische Farbstoffe durch ihre π-π-Wechselwirkungen, strukturellen Defekte und polaren B-N-Bindungen effizient aus Umgebungswasser entfernen1,2,3,21,22,23,24, 25. Obwohl neuere Literaturstudien das potenzielle Verhalten zur Entfernung von Umweltschadstoffen aus einem wässrigen System zeigen, weisen diese porösen Adsorbentien auf BN-Basis aufgrund ihrer hydrophoben Natur und ihres geringen Oberflächen-Volumen-Verhältnisses eine unzureichende Adsorptionskapazität auf. Es ist erwähnenswert, dass die maximalen Adsorptionskapazitätswerte der oben diskutierten Adsorbentien 10–133 mg g−1 für Cr(VI)26, 10–30 mg g−1 für As(V)28 und 10–133 mg g−1 für Cr(VI)26 betragen. 392 mg g−1 für Methylenblau (MB)2,22,23,24,–25, nacheinander.

Als Reaktion auf dieses Hindernis zielte unsere aktuelle Studie darauf ab, magnetische Hybridaerogele (MHAs) zu synthetisieren, um Cr(VI), As(V), MB und Säureorange (AO) effizient aus einer wässrigen Lösung einzufangen. Die MHAs wurden durch „In-situ“-Bildung von Magnetit-Nanopartikeln (Fe3O4-NPs) auf der Oberfläche von Polyethylenimin-modifizierten h-BNNSs (genannt PEI-h-BNNSs@Fe3O4-NPs) hergestellt, gefolgt von einem Sol-Gel-Prozess und einer Lyophilisierungsbehandlung . Die so hergestellten MHAs (PEI-h-BNNSs@Fe3O4 NPs-beladene PVA-Aerogele) zeigten eine dreidimensionale Struktur mit verschiedenen funktionellen Gruppen (−N, − NH, − NH2 und −OH) und ein großes Verhältnis von Oberfläche zu Volumen Verhältnis und Null-Nettogebühr. Darüber hinaus hatte die Einbindung magnetischen Materials in Aerogele die zusätzlichen Vorteile der Einfachheit, der geringen Kosten und der Schnelligkeit des Recyclingprozesses. Der pH-Wert der Lösung erwies sich als entscheidender Faktor für die Bewertung des Adsorptions-Desorptionsprozesses der Adsorbentien. Das Adsorptionsverhalten von MHAs wurde mithilfe von Adsorptionsisothermen und kinetischen Studien weiter untersucht und ihre Machbarkeit wurde durch die Sanierung von Cr(VI)/As(V)-kontaminierten Bodenschlammproben demonstriert.

Abbildung 1 veranschaulicht das Syntheseverfahren für die PEI-h-BNNSs, PEI-h-BNNSs@Fe3O4-NPs und MHAs. Frühere Studien haben gezeigt, dass planare Melaminmoleküle drei Aminogruppen haben, die Wasserstoffbrückenbindungen mit Borsäure bilden29,30. Die gebildeten wasserstoffgebundenen Molekülgerüste können als Vorläufer für die Herstellung von h-BN-Whiskern30 dienen. Dementsprechend wurden in dieser Studie die h-BN-Whisker durch thermische Polykondensation von Melamin und Borsäure und anschließende Pyrolyse hergestellt31. Nach der Ablösung der h-BN-Whisker mittels Ultraschall wurden die resultierenden h-BNNSs mit PEI modifiziert, um die Dispersität und Adsorptionsfähigkeit zu verbessern. Es wird darauf hingewiesen, dass die Funktionalisierung von PEI auf der h-BNNS-Oberfläche auf die Lewis-Säure-Base-Wechselwirkung zurückzuführen ist32. Als nächstes haben wir die so entwickelten PEI-h-BNNSs in die basenvermittelte Co-Fällung von Fe (III) und Fe (II) einbezogen. In Anbetracht der Tatsache, dass ein einzelnes Elektronenpaar eines Stickstoffatoms mit Fe (III) und Fe (II)33 koordinieren kann, wurden die Fe3O4-NPs direkt auf der PEI-h-BNNS-Oberfläche gebildet. Zur Charakterisierung der so hergestellten PEI-h-BNNSs wurden Elektronenmikroskopietechniken und Raman-Spektroskopie eingesetzt. Abbildung 2a, b zeigt die Transmissionselektronenmikroskopiebilder (TEM) von PEI-h-BNNSs mit geringer Vergrößerung und zeigt die Bildung von 100–200 nm großen Nanoblättern mit glatter Oberfläche. Der atomare interplanare Abstand der PEI-h-BNNSs im hochauflösenden TEM-Bild zeigt ihren interplanaren Abstand von 0,33 nm (Abb. 2c), der auf die (002)-Ebene der h-BN-Kristalle indiziert ist. Die ausgewählte Flächenelektronenbeugung (SAED) der PEI-h-BNNSs zeigt mehrere Beugungsringe, die ihre polykristalline Natur widerspiegeln (Abb. 2d). Die Dicke des PEI-h-BNNS, geschätzt anhand von Linienprofilen aus dem Bild der Rasterkraftmikroskopie (AFM), betrug weniger als 2 nm (Einschub in Abb. 2e). Die Schichtzahl von PEI-h-BNNS wurde auf nahezu 6 geschätzt, entsprechend dem theoretischen Zwischenschichtabstand von h-BN, der 0,34 nm entspricht. Die aggregierten Flecken im AFM-Bild könnten auf die verstärkte Wechselwirkung zwischen den PEI-h-BNNSs während der Probenverdunstung zurückzuführen sein33. Die Analysen von h-BN-Whiskern, PEI-h-BNNSs und PEI-h-BN-Quantenpunkten mittels Raman-Spektroskopie zeigen, dass das charakteristische D-Band bei 1376 cm−1 (Abb. 2f) dem E2g-Schwingungsmodus von h zugeordnet ist -BN34,35,36,37. Die Halbwertsbreite einer identifizierten D-Bande wurde mit etwa 10 cm−1 bestimmt, was darauf hindeutet, dass die oben genannten Materialien eine hochkristalline Struktur besitzen38,39. Darüber hinaus folgt die Raman-Intensität des D-Bandes in diesen BN-bezogenen porösen Materialien der Reihenfolge: h-BN-Whisker > PEI-h-BNNSs > PEI-h-BN-Quantenpunkte. Angesichts der Tatsache, dass die Raman-Intensität des D-Bandes proportional zur Schichtzahl von h-BN38,39 ist, weisen wir darauf hin, dass die so hergestellten PEI-h-BNNSs tatsächlich zu Strukturen mit wenigen Schichten abgeblättert sind.

Die schematische Darstellung des detaillierten Verfahrens zur Synthese magnetischer Hybrid-Aerogele (PEI-h-BNNSs@Fe3O4 NPs).

Charakterisierung der PEI-h-BNNSs: a, b Geringe Vergrößerung der TEM-Bilder, c hohe Auflösung des TEM-Bildes, d SAED-Muster, e AFM-Bild und Höhenprofil (grüne Linie) und f Raman-Spektren (rote Linie) . Die schwarzen und blauen Linien (f) entsprechen den Raman-Spektren von h-BN-Whiskern bzw. h-BN-Quantenpunkten.

In der anschließenden Studie bestätigten wir die Bildung von PEI-h-BNNSs@Fe3O4NPs und verglichen sie mit PEI-h-BNNSs und Fe3O4-NPs. Die schwach vergrößerten TEM-Bilder von PEI-h-BNNSs@Fe3O4-NPs zeigen, dass zahlreiche kugelförmige Fe3O4-NPs an den Kanten von PEI-h-BNNSs befestigt waren (Abb. 3a, b). Wie im entsprechenden hochauflösenden TEM-Bild von Abb. 3c gezeigt, zeigten die PEI-h-BNNSs@Fe3O4-NPs deutliche Gitterränder mit d-Abständen von 0,33 und 0,21 nm, die den (002)- und (100)-Gitterebenen von entsprechen h-BNNSs (Abb. 3c) bzw. kubische Fe3O4-NPs (ergänzende Abb. 1). Das SAED-Ringmuster von PEI-h-BNNSs@Fe3O4-NPs spiegelt ihre polykristalline Struktur wider (Abb. 3d). Darüber hinaus wurde die chemische Zusammensetzung von PEI-h-BNNSs@Fe3O4-NPs durch TEM mit energiedispersiver Spektroskopie (EDS) nachgewiesen. Das EDS-Spektrum von PEI-h-BNNSs@Fe3O4-NPs zeigte eine Reihe von Peaks, die den Elementen B, N, O und Fe entsprachen (Abb. 3e). Diese Beobachtungen bestätigen, dass die Fe3O4-NPs durch ihre direkte Bindung von Fe(II) und Fe(III) an die PEI-h-BNNSs28,40,41 in situ an den PEI-h-BNNS-Oberflächenkanten gebildet werden könnten. Die Röntgenbeugungstechnik (XRD) wurde verwendet, um die Bildung der Verbundwerkstoffe PEI-h-BNNSs@Fe3O4 NPs und Fe3O4 NPs zu unterstützen. Aufgrund des kristallinen Verhaltens von PEI-h-BNNSs@Fe3O4-NPs, das zwei intensive XRD-Peaks bei 2θ-Winkeln von 27,9° und 30,3° liefert, entsprachen sie den (002)-Ebenen der h-BN-Whisker28,40,41 und (220) Ebene kubischer Fe3O4-NPs28,40 (Abb. 3f). Ein Vergleich zwischen dem Haupt-XRD-Peak von PEI-h-BNNSs@Fe3O4-NPs und dem der PEI-h-BNNSs@Fe3O4-NPs zeigt einen leichten Unterschied im 2θ-Winkelwert, ein ähnliches Ergebnis wurde auch bei der XRD-Messung von Fe3O4 festgestellt NPs. Diese Ergebnisse deuten darauf hin, dass die Fe3O4-NPs stark an den Nanoblattkanten haften28,40. Die Auswirkung des pH-Werts der Lösung auf die Oberflächenladungen von PEI-h-BNNSs, Fe3O4-NPs und PEI-h-BNNSs@Fe3O4-NPs wurde durch Zetapotentialmessungen untersucht. Wie in Abb. 3g angegeben, betrugen die Nullpunktladungswerte (pHzpc) 9,3, 6,8 und 8,1 für die PEI-h-BNNSs, Fe3O4-NPs bzw. PEI-h-BNNSs@Fe3O4-NPs28,40,42 . Der hohe pHzpc-Wert von PEI-h-BNNSs beruht auf dem hohen Gehalt an Aminoresten (−N, − NH und −NH2) auf ihren Oberflächen28,34,35,40,41,42,43. Außerdem liegt der pHzpc-Wert der PEI-h-BNNSs@Fe3O4-NPs zwischen denen der Fe3O4-NPs und der PEI-h-BNNSs, was die Konjugation von Fe3O4-NPs an den PEI-h-BNNS-Oberflächenkanten bestätigt28,40,41,42 ,43. Die oben diskutierten Ergebnisse zeigen, dass die Oberflächenladungen von PEI-h-BNNSs@Fe3O4-NPs durch Anpassen des pH-Werts ihrer Lösung eingestellt werden können. Wie in der ergänzenden Abbildung 2 angegeben, wurden die Sättigungsmagnetisierungswerte von Fe3O4-NPs und den vorgeschlagenen PEI-h-BNNSs@Fe3O4-NPs auf 120 bzw. 74,6 emu g-1 geschätzt40,41,42. Der Unterschied in der Magnetisierung zwischen den beiden oben erwähnten Nanomaterialien ergibt sich aus der Nichtmagnetisierung der PEI-h-BNNSs in den PEI-h-BNNSs@Fe3O4-NPs. Darüber hinaus weisen diese beiden Nanomaterialien ohne die Hystereseschleife eine Koerzitivkraft und Remanenz von Null auf, was ihr superparamagnetisches Verhalten widerspiegelt. Mit anderen Worten: Die vorgeschlagenen PEI-h-BNNSs@Fe3O4-NPs können durch Anlegen eines externen Magnetfelds bei Umgebungstemperatur gesammelt werden42.

Charakterisierung der PEI-h-BNNSs@Fe3O4-NPs: a, b Geringe Vergrößerung der TEM-Bilder, c hohe Auflösung des TEM-Bildes, d SAED-Muster, e EDS-Spektren/Elementarzusammensetzung, f XRD-Spektren (blaue Linie) und g pH-abhängiges Zetapotential (blaue Linie). Die schwarzen und roten Linien in (f) entsprechen den XRD-Spektren von PEI-h-BNNSs bzw. Fe3O4-NPs. Die grünen und roten Linien in (g) stellen die pH-abhängigen Zetapotentiale von PEI-h-BNNSs bzw. Fe3O4-NPs dar.

Wie durch Fourier-Transform-Infrarotspektroskopie (FT-IR) untersucht, zeigten die PEI-h-BNNSs@Fe3O4-NPs scheinbare FT-IR-Peaks bei 808, 1105, 1377 cm−1, die mit Biegeschwingungen von B– außerhalb der Ebene verbunden sind. N-B-Bindung, symmetrische Streckschwingung der B-O-Bindung und Streckschwingung in der Ebene der B-N-Bindung, wie in der ergänzenden Abbildung 3a44,45 angegeben. Im Gegensatz zu FT-IR-Spektren von h-BN-Whiskern und PEI-h-BNNSs (ergänzende Abbildung 3b, c) ist eine leichte Verschiebung der borbezogenen FT-IR-Peakpositionen von PEI-h-BNNSs@Fe3O4-NPs zu beobachten bedeutet, dass die starke Wechselwirkung zwischen h-BNNSs mit PEI-Polymeren und Fe3O4-NPs besteht. Darüber hinaus spiegeln die zusätzlichen Schwingungsmoden von N-H (3383 und 1657 cm-1), –CH2 (2956 und 2827 cm-1) und Fe-O (572 cm-1) die erfolgreiche Modifikation von PEI-Polymeren und Fe3O4-NPs wider auf der h-BNNS-Oberfläche28,40,41,46.

Die erfolgreiche Synthese von PEI-h-BNNSs@Fe3O4-NPs ermutigt uns, die MHAs durch ihren Gefriertrocknungsprozess herzustellen (Abb. 1). Die so hergestellten PEI-h-BNNSs@Fe3O4-NPs könnten Hydroxyl- und Amingruppen aufweisen, um Wasserstoffbrücken mit Hydroxylgruppen aus Polyvinylalkohol (PVA) zu bilden, der intensiv zur Herstellung von Aerogelen durch den Gefriertrocknungsprozess verwendet wird47,48,49, 50. Daher wurden die PEI-h-BNNSs@Fe3O4-NPs mit einer PVA-Lösung gemischt, um PVA-Hydrogele zu erhalten. Die resultierende homogene Mischung wurde gefriergetrocknet, um Wassermoleküle aus den PVA-Gerüsten zu entfernen und so eine poröse Struktur des MHA zu erzeugen. Die Rasterelektronenmikroskopbilder (REM) zeigen die polygonale poröse Struktur von MHAs mit einer Porengröße im Bereich von 1,0 bis 10 μm (Abb. 4a, b). Die Bildung dieser porösen Struktur könnte mit der zufälligen Anordnung der PEI-h-BNNSs@Fe3O4-NPs und PVA zusammenhängen. Wie in Abb. 4c – e dargestellt, zeigen sie nacheinander digitale Fotografien der mit PEI-h-BNNSs, Fe3O4-NPs und PEI-h-BNNSs@Fe3O4-NPs beladenen PVA-Aerogele. Intuitiv verursachte die Dekoration von PEI-h-BNNSs mit Fe3O4-NPs einen Farbwechsel von Weiß nach Schwarz. Im Vergleich zu den mit Fe3O4-NPs beladenen PVA-Aerogelen ist die poröse Struktur von MHAs (dh PEI-h-BNNS@Fe3O4-NP-beladenen PVA-Aerogelen) relativ starr und kompakt. Darüber hinaus waren die MHAs in der Lage, auf einem Blatt zu stehen, was ihr ultraleichtes Verhalten und ihr Verhalten bei geringer Dichte demonstrierte (Abb. 4f). Die vorgeschlagene Adsorptionsfähigkeit und die magnetischen Eigenschaften der MHAs wurden separat durch Brunauer-Emmet-Teller-Analyse (BET) und Magnetometrie mit supraleitenden Quanteninterferenzgeräten (SQUID) bestimmt. Wie in Abb. 4g gezeigt, gehörte die BET-Kurve von MHAs zu einer Typ-IV-Isotherme, was auf ihre wohlgeformte mesoporöse Reife hinweist. Das Vorhandensein einer schmalen Hystereseschleife vom H3-Typ spiegelt wider, dass die gemessenen Materialien aufgrund der Anordnung von Nanoblättern schlitzförmige Poren enthalten könnten51.

Charakterisierung der h-BN-verwandten Aerogele. a, b REM-Bilder der MHAs. Fotos von (c) den PEI-h-BNNSs-beladenen PVA-Aerogelen mit der Form „NSYSU“ und „AGH“, (d) dem Fe3O4 NP-beladenen PVA-Aerogel (25 mg mL−1), (e) den MHAs mit einem Volumen von (30 mg mL−1) und (f) die MHAs mit einem Volumen von (45 mg mL−1), die auf einem Blatt stehen. g BET-Adsorptionsisotherme der MHAs.

Die BET-Oberfläche, das Porenvolumen und der Porendurchmesser der vorliegenden MHAs wurden mit 104,6 m2 g-1, 0,13 cm3 g-1 und 16,4 nm bestimmt (ergänzende Abbildung 4), was zwischen h-BN-Whiskern und mit Fe3O4-NPs beladenen liegt PVA-Aerogele (Ergänzungstabelle 1). Das Vorhandensein langer PEI-Ketten und Fe3O4-NPs könnte die π-π-Stapelwechselwirkung zwischen zwei benachbarten h-BN-Schichten verzerren, was zu einer Verringerung der Porosität von MHAs im Vergleich zu den mit h-BN-Whiskern beladenen PVA-Aerogelen26,28,32,34 führt. 35,47,48. Kurz gesagt gehen wir davon aus, dass das mesoporöse Verhalten aufgrund seiner dreidimensionalen mesoporösen Struktur, einer vergrößerten Oberfläche, diversen funktionellen Gruppen und einem guten superparamagnetischen Verhalten als effizientes und wiederverwendbares Adsorptionsmittel fungieren könnte.

Sechswertiges Chrom [Cr(VI)] wird intensiv in der Gerberei, Textil- und Stahlherstellung verwendet1,2,3,13,26, während Arsen, das als Arsenit [As(III)] und Arsenat [As(V)] vorliegt, Entladung in verschiedene Umweltumgebungen durch geothermische Prozesse und Mineralablagerungen28. Die von der Weltgesundheitsorganisation (WHO) maximal zulässigen Konzentrationen von Arsen und Chrom liegen im Trinkwasser bei 10 und 50 ppb1,2,3,13. Aufgrund ihrer Toxizität für die menschliche Gesundheit und Wasserorganismen wurden Cr(VI) und As(V) als Beispielverunreinigungen ausgewählt, um ihre Sorptionsfähigkeit der vorgeschlagenen MHAs zu testen. Wie in Abb. 5a angegeben, wurden die maximalen Adsorptionswerte (mehr als 95 %) von Cr(VI) und As(V) durch die MHAs bei pH 7,0 beobachtet. Wenn man bedenkt, dass die PEI-h-BNNSs@Fe3O4-NPs einen pHzpc-Wert von 8,1 besitzen, besitzen die MHAs die positive Ladung aufgrund der pronierten Aminogruppen (R-NH3+) der PEI-Ketten und auch pronierter Oberflächenhydroxylgruppen (Fe–OH2+). aus Fe3O4-NPs bei pH 7,0. Daher ermöglichen diese protonierten Amino- und Hydroxylreste, dass das Adsorptionsmittel (MHAs) bei pH 7,0 elektrostatisch mit negativ geladenem CrO42−, HCrO4−, H2AsO4− und HAsO42− interagieren kann. Es ist zu beachten, dass die Ladung der chemischen Spezies Cr(VI) und As(V) mit zunehmendem pH-Wert ihrer Lösung auf 13,28,40,41,42,43 allmählich zunahm. Außerdem enthält die Oberfläche von MHAs reichlich Hydroxylgruppen (gegeben durch PVA-Polymere), die bei pH 7,0 sehr gut in der Lage sind, Wasserstoffbrückenbindungen mit CrO42−, HCrO4−, H2AsO4− und HAsO42− zu bilden. Zusammengenommen könnte die Kombination aus Wasserstoffbrückenbindung und elektrostatischer Anziehung ihre Adsorption von Cr(VI) und As(V) auf der MHA-Oberfläche bei pH 7,0 maximieren. Interessanterweise boten die MHAs bei extrem niedrigem und hohem pH-Wert immer noch eine Aufnahme von >65 % Cr(VI) und As(V) aus einer wässrigen Lösung. Dieser Befund impliziert, dass die elektrostatische Anziehung von MHAs mit Cr(VI) und As(V) der entscheidende Faktor ist, der ihre Absorptionsfähigkeit beeinflusst. Beispielsweise wird erwartet, dass bei einem pH-Wert von 9,0 eine starke elektrostatische Abstoßung zwischen den MHAs und HAsO42− besteht. Die Adsorption von As(V) durch die MHAs blieb jedoch immer noch bei etwa 96 %. Daher empfehlen wir, dass Wasserstoffbrückenbindungen die vorherrschende treibende Kraft sind, um die Wechselwirkung der MHAs mit Cr(VI) und As(V) in einer wässrigen Lösung auszulösen. Zur Unterstützung der oben erwähnten Diskussion wurden die Adsorptionsisothermenexperimente durchgeführt, um deren Adsorptionsenthalpie von Cr(VI) und As(V) auf den MHAs zu bestimmen. Die Gleichgewichtsadsorptionskapazitätswerte (qe) von Cr (VI) und As (V) auf den MHAs nahmen mit zunehmender Inkubationstemperatur bei pH 7,0 und 9,0 allmählich ab (ergänzende Abbildung 5a, b), was darauf hindeutet, dass diese Adsorptionsprozesse exotherm sind . Es wurde vermutet, dass es sich bei diesem Phänomen um eine starke elektrostatische Abstoßung zwischen den MHAs und HAsO42− (oder HCrO4−) bei pH 9,0 handelt. Darüber hinaus wurde der Mechanismus der Enthalpieänderungen (ΔH0) bestimmt, der mit der Bindungsart von MHAs an Cr(VI) und As(V) verbunden ist. Es ist gut dokumentiert, dass die Energie der London-van-der-Waals-Wechselwirkung 4 bis 8 kJ mol−1 beträgt, während die Stärke der Wasserstoffbrückenbindungen zwischen 8 und 40 kJ mol−1 variiert.

Untersuchung von Cr(VI)- und As(V)-adsorbierten MHAs. a Einfluss des pH-Werts der Lösung auf die Adsorption von Cr(VI) und As(V) auf dem Adsorptionsmittel. b XPS-Vermessungsspektren von PEI-h-BNNSs-beladenen PVA-Aerogelen (schwarze Kurve), MHAs (rote Kurve), Cr(VI)-adsorbierten MHAs (blaue Kurve) und As(V)-adsorbierten MHAs (magentafarbene Kurve). Hochauflösende XPS-Spektren von MHAs in den (c) Cr2p- und (d) As3d-Regionen. e Schematische Darstellung des vorgeschlagenen Mechanismus im Zusammenhang mit der MHA-vermittelten Reduktion von Cr(VI) und As(V). f EPR-Spektren von MHAs vor und nach der Sorption von Cr(VI) über 8 Tage.

Im Gegensatz dazu liegt die Enthalpie der Chemisorption im Bereich von 40 bis 400 kJ mol−1. Aus der ergänzenden Abbildung 5c ​​und der ergänzenden Tabelle 2 geht hervor, dass die berechneten ΔH0-Werte im Bereich von –65 bis –40 kJ mol−1 für das so entwickelte Adsorptionsmittel von MHA ermittelt wurden, das durch das Einfangen von Cr(VI) und As(V) vermittelt wurde. bei pH 7,0 und 9,0. Dieser Befund legt nahe, dass die Stärke ihrer Wechselwirkung zwischen MHAs und Cr(VI)/As(V) der der Wasserstoffbrückenbindung nahe kommt, was bestätigt, dass die Wasserstoffbrückenbindung ein vorherrschender Faktor für die Wechselwirkung von MHAs mit Cr(VI) und As ist (V).

Die Bindung von Cr(VI) und As(V) an die Oberfläche von MHAs bei pH 7,0 wurde durch FT-IR und Röntgenphotoelektronenspektroskopie (XPS)42,43,52,53,54 untersucht. Das Einfangen von Cr(VI) und As(V) durch MHAs führte zur Bildung von Peakpositionen bei 904 und 997 cm−1, die charakteristisch für die Cr-O-Streckschwingung in HCrO4− sind (ergänzende Abbildung 6a)42,43 und die As-O-Streckschwingung in H2AsO4− (Ergänzende Abbildung 6b) 53, 54, 55. Im Gegensatz zu den XPS-Vermessungsspektren der mit PEI-h-BNNSs beladenen PVA-Aerogele (schwarze Kurve in Abb. 5b) und MHAs (rote Kurve in Abb. 5b) entsprechen die zusätzlichen Peaks Cr(VI) und As( V) erschien in den XPS-Messungen von Cr(VI)- bzw. As(V)-adsorbierten MHAs (blaue und magentafarbene Kurven in Abb. 5b). Genauer gesagt erzeugte die Adsorption von Cr(VI) durch MHAs zwei Peaks bei 575,9 und 585,6 eV, die der charakteristischen Bindungsenergie von Cr2p3/2 bzw. Cr2p1/2 entsprechen (Abb. 5c). Die Entfaltung des Cr2p1/2-Peaks führt zu zwei Gauß-Banden bei 586,4 und 584,9 eV, die den Oxidationsstufen Cr(III) bzw. Cr(VI) zugeordnet werden42,43. Ebenso kann der Cr 2p3/2-Peak in zwei Gauß-Banden bei 575,4 und 577,2 eV unterteilt werden, die getrennt den Oxidationsstufen Cr(III) und Cr(VI) zugeordnet werden. Obwohl die Reduktion von Cr(VI) zu Cr(III) bei einem niedrigeren pH-Wert von 56 einfacher verläuft, lösen die elektronenreichen funktionellen Gruppen (d. h. –NH2 und –OH) der MHAs und Fe(II)-Ionen aus Fe3O4-NPs immer noch die Reduktion aus des adsorbierten Cr(VI) zu Cr(III) bei pH 7,057. Auch der protonengekoppelte Elektronentransfer, der von protonierten Amin- (von PEI) und Hydroxylgruppen (von Fe3O4-NPs, MHA) auf das adsorbierte Cr(VI) erfolgt, ist für die Reduktion von Cr(VI) von Vorteil. In ähnlicher Weise haben Ding et al. fanden heraus, dass protonierte Imingruppen aus Polyanilin-Kompositen als protonengekoppelte Elektronendonoren dienen könnten, um das adsorbierte Cr(VI) in Cr(III) umzuwandeln56. Außerdem wurde der Oxidationszustand von Fe in den MHAs vor und nach der Adsorption von Cr (VI) durch XPS untersucht (ergänzende Abbildung 7). Im Gegensatz dazu wurde bei den Fe2p3/2- und Fe2p1/2-Peaks festgestellt, dass es vor und nach der Sorption von Cr(VI) auf der Oberfläche des Adsorbens außerdem zu einer leichten Verschiebung zu höheren Bindungsenergien kommt. Wenn man bedenkt, dass Atome mit höheren positiven Oxidationsstufen im XPS-Spektrum höhere Bindungsenergien aufweisen, führte die Adsorption von Cr(VI) auf der Adsorbensoberfläche zu einem erhöhten Verhältnis von Fe(III) zu Fe(II). Mit anderen Worten: Die Reaktion mit Cr(VI) und MHAs erleichtert den Elektronentransfer von Fe(II) zu Cr(VI), was zur Bildung von Fe(III) und Cr(III)58 führt. In den hochauflösenden XPS-Spektren nach der Sorption von Arsen in der As-3d-Region (Abb. 5d) wurden sie weiter in drei weitere Peakpositionen bei 43,7, 42,6 und 40,3 eV entfaltet, die als As(V), As identifiziert wurden (III) bzw. As(0) Oxidationsstufen. Es wird vermutet, dass das adsorbierte As(V) auf der Oberfläche des Adsorbens (MHAs) den gleichen Reduktionsprozess durchläuft wie auf Cr(VI). Der oben diskutierte Mechanismus hängt mit der durch MHAs vermittelten Reduktion von Cr(VI) und As(V) zusammen, wie in Abb. 5e dargestellt. Um die oben diskutierten Ergebnisse zu untermauern, wurden die Oxidationsstufen von Cr(VI), das an die Oberfläche des Adsorbens (MHAs) gebunden ist, nach 8 Tagen durch paramagnetische Elektronenresonanz (EPR) bestimmt. Ein Vergleich der EPR-Spektren vor und nach der Sorption von Cr(VI) auf der Oberfläche des Adsorbens zeigt, dass ein breiter EPR-Peak einen identifizierten g-Wert von etwa 2,00 aufweist (Abb. 5f), was das Auftreten von bestätigt Cr(III) auf der Adsorbensoberfläche59,60. Erwähnenswert ist, dass Cr(V) bei der EPR-Messung einen scharfen Peak aufweist59,60, während bei der Analyse von Cr(VI) aufgrund gepaarter Elektronen kein EPR-Peak erkennbar war61. Der Unterschied im EPR-Signalprofil zwischen Cr(III) und Cr(V) spiegelt wider, dass das vorgeschlagene Adsorptionsmittel die Reduktion von Cr(VI) zu Cr(III) anstelle von Cr(V) auslösen kann. Kurz gesagt, unter neutralen pH-Bedingungen erfolgt die MHA-vermittelte Entfernung von Cr(VI) und As(V), die hauptsächlich die folgenden Prozesse umfasst: (i) Cr(VI)- und As(V)-Spezies werden auf der Oberfläche des Adsorptionsmittels adsorbiert durch ihre Kombination aus Wasserstoffbrückenbindungen und elektrostatischen Wechselwirkungen; (ii) Die Redoxreaktionen werden aufgrund der Elektronenübertragung von den funktionellen Gruppen auf der Oberfläche des Adsorbens [d. h. –NH2, –OH, Fe(II)] und den adsorbierten anionischen Spezies von Cr(VI)/As(V) begünstigt ); (iii) das adsorbierte Cr(VI)/As(V) wurde teilweise in die entsprechende reduzierte Form von Cr(III) bzw. As(III)/As(0) umgewandelt; Die relevanten Reaktionen wurden in den folgenden chemischen Gleichungen beschrieben:

(iv) das resultierende Cr(III) könnte nicht nur bei neutralem pH als Cr(OH)3 ausfallen, sondern auch mit Fe(III) reagieren, um Fe(III)-Cr(III)-Oxyhydroxide zu bilden; Die Bildung von As(0) und H3AsO3 kann zu direkten Ablagerungen auf der Oberfläche von Adsorbens (MHAs)58 führen. Die Adsorptionskinetik und Isothermen wurden gut dokumentiert, um ihren Adsorptionsmechanismus von Cr(VI)/As(V) auf den vorgeschlagenen Adsorbentien zu verstehen, zu denen PEI-h-BNNSs-beladene PVA-Aerogele, Fe3O4-NPs-beladene PVA-Aerogele und MHAs gehören. Darüber hinaus wurde die maximale Adsorptionskapazität (qmax) der drei verschiedenen Arten von Adsorptionsmitteln für Cr(VI) und As(V) durch Analyse der adsorptionsisothermenbezogenen Modellierung geschätzt. Wie in Abb. 6a, b dargestellt, sind die zeitabhängigen Adsorptionskinetikkurven von Cr(VI) und As(V) durch die drei Arten von Aerogelen bei pH 7,0 dargestellt. Im Vergleich zu den mit PEI-h-BNNSs und Fe3O4-NPs beladenen PVA-Aerogelen sorgten die MHAs für eine relativ schnelle und hohe Aufnahme von Cr(VI) und As(V) aus einer wässrigen Lösung. Darüber hinaus wurden die oben genannten Adsorptionskinetikdaten mit zwei typischen kinetischen Modellen analysiert. Die Anpassungskurven zeigen, dass das kinetische Modell pseudo-zweiter Ordnung in allen drei vorgeschlagenen Aerogelen einen größeren Korrelationskoeffizienten aufweist als das kinetische Modell pseudo-erster Ordnung (Abb. 6a, b; Ergänzungstabelle 3). Mit anderen Worten beruht die Adsorption von Cr(VI) und As(V) auf den vorgeschlagenen Aerogelen hauptsächlich auf dem Chemisorptionsprozess42,43,62. Die Adsorptionsisotherme wurde erstellt, indem ihre Gleichgewichtskonzentration (Ce) von Cr(VI) in Lösung gegen die Gleichgewichtsadsorptionskapazität (qe) von Cr(VI) auf einer festen Menge der vorgeschlagenen Aerogele aufgetragen wurde (Abb. 6c); Auf die gleiche Weise wurde auch die Adsorptionsisotherme für As(V) erstellt (Abb. 6d). Infolgedessen zeigte jeder Aerogeltyp eine Adsorption vom L-Typ für die Sorption von Cr(VI) und As(V)63, die wie folgt gut mit dem Freundlich-Isothermenmodell (R2 > 0,98; Ergänzungstabelle 4) übereinstimmt:

wobei KF- und n-Werte die Freundlich-Konstante bzw. die Adsorptionsintensität sind. Dieses Ergebnis spiegelt wider, dass die Oberfläche der vorgeschlagenen Aerogele verschiedene Arten von Bindungsstellen (dh heterogene Oberfläche) für die mehrschichtige Adsorption von Cr (VI) und As (V) aufweist. Darüber hinaus sind die erhaltenen n-Werte der vorgeschlagenen Aerogele zum Einfangen von Cr(VI) und As(V) größer als 1,0 (Ergänzungstabelle 4), was ihre günstige Adsorption von Cr(VI) und As(V) anzeigt. Wir haben ihre qmax-Werte weiter gemäß der folgenden Halsey-Gleichung bestimmt:

Die qmax-Werte von Cr(VI) und As(V) auf den MHAs betrugen 833 bzw. 426 mg g−1, was deutlich höher ist als bei den mit PEI-h-BNNSs beladenen PVA-Aerogelen, den mit Fe3O4 NPs beladenen PVA-Aerogelen. und andere gemeldete Adsorptionsmittel (Abb. 6e; Ergänzungstabellen 5 und 6).

Aerogel-vermittelte Entfernung von Cr(VI) und As(V). Kinetische Adsorptionskurven der mit PEI-h-BNNSs beladenen PVA-Aerogele, der mit Fe3O4-NPs beladenen PVA-Aerogele und MHAs für (a) Cr(VI) und (b) As(V). Modellierung von Adsorptionskurven mit der Kinetik pseudo-erster Ordnung (a: dunkelgelbe Kurve; b: dunkelblaue Kurve) und der Kinetik pseudo-zweiter Ordnung (a: dunkelgrüne Kurve; b: rote Kurve). Adsorptionsisothermen der mit PEI-h-BNNSs beladenen PVA-Aerogele, der mit Fe3O4-NPs beladenen PVA-Aerogele und MHAs für (c) Cr(VI) und (d) As(V). Modellierung von Adsorptionsisothermen. Anpassung an das Freundlich-Modell (c: dunkelgrüne Kurve; d: rote Kurve) und das Langmuir-Modell (c: dunkelorange Kurve; d: fluoreszierende grüne Kurve). e Die qmax-Werte von Cr(VI) und As(V) auf der Oberfläche von Adsorbentien sind (i) mit PEI-h-BNNSs beladene PVA-Aerogele, (ii) mit Fe3O4 NPs beladene PVA-Aerogele und (iii) MHAs. f Die Rückgewinnung von Cr(VI) und As(V), erhalten durch die Elution von Cr(V) und As(V), desorbiert von MHAs, mit 0,1 M KOH, NaOH und NH4OH. g Die Wiederverwendbarkeit von MHAs zum Einfangen und Freisetzen von Cr(VI) oder As(V). a–g Die Aerogele (2,0 g) wurden mit 10–600 mg mL–1 Cr(VI) oder As(V) bei pH 7,0 und 298 K für (a, b, c–g) 0–15 min inkubiert.

Die Wiederverwendbarkeitsexperimente wurden auch untersucht, um ihre Nachhaltigkeit der vorgeschlagenen MHAs zu bestimmen. Um dieser Überlegung Rechnung zu tragen, wurden ungefährliche Lösungen, die KOH, NaOH und NH4OH enthalten, ausgewählt, um das adsorbierte Cr(VI) und As(V) während der Adsorptions-Desorptions-Zyklen zu eluieren. Abbildung 6f zeigt, dass KOH im Vergleich zu NaOH und NH4OH eine bessere Effizienz beim Eluieren des abgeschiedenen Cr(VI)/As(V) aus den MHAs lieferte. Dieses Phänomen lässt sich wie folgt erklären: Da KOH und NaOH vollständig dissoziiert sind, konkurrieren die produzierten OH−-Ionen effizient mit den adsorbierten anionischen Spezies aus Cr(VI)/As(V) um die Oberfläche der Bindungsstellen (MHA). In Anbetracht dessen ist der Hydratationsradius von K(I) kleiner als der von Na(I), K(I)-Ionen können jedoch effizienter durch die poröse Struktur dringen, was zu mehr Möglichkeiten führt, ihr entsprechendes eluierendes Salz zu bilden (z. B , K2CrO4). Nach der Desorption von Cr(VI) und As(V) wurden die MHAs mehrmals mit einem neutralen Puffer gespült, um ihre Bindungsstellen zu aktivieren. Recyclingstudien zeigen, dass die MHAs im sechsten bzw. vierten Adsorptionszyklus eine Aufnahme von Cr(VI)/As(V) von etwa 60 % aufrechterhielten (Abb. 6g). Allerdings sank die Adsorptionskapazität der MHAs im siebten Adsorptionszyklus auf etwa 40 %, was darauf hindeutet, dass die irreversible Adsorption von Cr(VI) und As(V) immer noch während der aufeinanderfolgenden Adsorptions-Desorptions-Zyklen auftritt. Aufgrund ihrer Vorteile einer großen Adsorptionskapazität, einer guten Wiederverwendbarkeit, mehrerer heterogener Bindungsstellen und einer schnellen Adsorptionsrate nutzten wir die MHAs außerdem zur Reinigung von mit Chrom und Arsen kontaminierten Bodenschlammwasserproben. Diese Proben wurden am Erren River in Tainan, im Kunstmuseum in Kaohsiung und am Love River in Kaohsiung gesammelt. Die gesammelten Boden-Schlamm-Wasserproben wurden mit konzentrierter HNO3 und HF in einem Mikrowellensystem aufgeschlossen. Mittels induktiv gekoppelter Plasma-Massenspektrometrie (ICP-MS) wurden die Konzentrationen an Gesamtchrom und Arsen in den ausgefaulten Bodenschlammwasserproben quantifiziert. Außerdem wurden die MHAs mit den verdauten Bodenschlammwasserproben 15 Minuten lang bei neutralem pH-Wert inkubiert. Nach dem Sammeln der MHAs durch Anlegen eines Magnetfelds wurden die Konzentrationen von Gesamtchrom und Arsen mittels ICP-MS bestimmt. Wie in der Ergänzungstabelle 7 gezeigt, wurden durch die MHA-Behandlung mehr als 95 % des gesamten Chroms und Arsens aus drei verschiedenen Arten von Bodenschlammproben entfernt. Dementsprechend können die MHAs ein vielversprechendes Adsorptionsmaterial zur Entfernung von giftigem Chrom und Arsen aus komplexen Schlammwasserproben sein.

Farbstoffe stammen aus industriellen Tätigkeiten wie Textil, Kosmetik, Leder, Lebensmittel, Pharmazie, Papierproduktion (Zellstoff), Farben und Lacke2,4,9. Abwässer aus Färbereien sind krebserregend, mutagen und für Menschen und ökologische Organismen giftiger21,22,23,24,25. Da die Oberflächenladung von MHAs durch Anpassen des pH-Werts der Lösung entweder positiv oder negativ sein kann, gehen wir davon aus, dass die MHAs bei hohem pH-Wert elektrostatisch mit kationischen Farbstoffen und bei niedrigerem pH-Wert mit anionischen Farbstoffen interagieren könnten2,4,9,21,22,23,24, 25,64. Kationisches MB und anionisches AO wurden ausgewählt, um die Adsorptionskapazität der vorgeschlagenen Adsorptionsmittel zu untersuchen: PEI-h-BNNSs-beladene PVA-Aerogele, Fe3O4-NPs-beladene PVA-Aerogele und MHAs. Die vorgeschlagenen MHAs wurden getrennt mit MB bei pH 8,5 und AO bei pH 4,5 30 Minuten lang inkubiert. Wir beobachteten eine bemerkenswerte Verringerung der Absorptionsintensität von MB und AO (Abb. 7a, c) und eine sichtbare Farbänderung in MB- und AO-Lösungen (Einschub in Abb. 7a, c2,24,25,64. Eine Verlängerung der Kontaktzeit der MHAs mit MB und AO führte zu einer fortschreitenden Verringerung ihrer Adsorptionsintensität (Abb. 7b, d). Offensichtlich wurden die MHAs eingefangen 90 % der MB- und AO-Moleküle aus einer wässrigen Lösung innerhalb von 30 Minuten Kontaktzeit. Die Adsorptionskinetik- und Isothermendaten sind mit MHAs für die Adsorption von MB und AO verbunden und wurden durch ein kinetisches Modell pseudo-zweiter Ordnung und ein Freundlich-Modell gut korreliert ( Abb. 7e – h; Ergänzungstabellen 3 und 4. Es wird empfohlen, dass die MHAs eine heterogene Oberfläche für die mehrschichtige Chemisorption von MB und AO aufweisen. Wir haben auch im Fall des PEI das gleiche Adsorptionsverhalten für MB und AO entdeckt -h-BNNSs- und Fe3O4-NPs-beladene PVA-Aerogele (Abb. 7–h; Ergänzungstabellen 3 und 4). Die qmax-Werte der MHAs zum Einfangen von MB und AO wurden mit 415 bzw. 286 mg g−1 bestimmt, was den Werten der PEI-h-BNNSs-beladenen PVA-Aerogele, der Fe3O4-NPs-beladenen PVA-Aerogele und der BN-Aerogele überlegen ist. verwandte Materialien und auch andere zuvor beschriebene Adsorbentien (Abb. 7i; Ergänzungstabellen 8 und 9). Die Wiederverwendbarkeit von MHAs beinhaltet die Freisetzung adsorbierter MB- und AO-Moleküle von der Oberfläche des Adsorbens und die Möglichkeit der Regeneration von Oberflächenbindungsstellen zum Einfangen weiterer nachfolgender Zyklen von MB- und AO-Molekülen. Daher sind wir der Meinung, dass die MB-gebundenen MHAs mit einer starken Säure behandelt werden sollten, die die Protonierung ihrer Oberflächenfunktionsgruppen Amino und Hydroxyl auslöst. Dadurch verfügen die MHAs über genügend positive Ladungen, um das adsorbierte MB-Molekül abzustoßen, was zu ihrer Freisetzung in eine wässrige Lösung führt24,25,64. Abbildung 7j zeigt, dass mehr als 90 % der gebundenen MB-Moleküle auf der MHA-Oberfläche mit 0,1 M HCl eluiert wurden, was unsere Hypothese bestätigt. Beim H2SO4-Rückfluss könnte jedoch die Karbonisierung der adsorbierten MB-Moleküle deren Desorptionseffizienz verringern. Außerdem könnte HNO3 die MHA-Oberfläche während des Elutionsprozesses oxidieren und die Desorption von MB beeinträchtigen. Andererseits nehmen wir an, dass die AO-adsorbierten MHAs mit einer starken Base inkubiert werden sollten, was die Dissoziation ihrer Oberflächenhydroxylgruppen aktiviert. Daher kann die elektrostatische Abstoßung zwischen AO-Molekülen und den MHAs die gebundenen freisetzen. Wie in Abb. 7k gezeigt, löste 0,1 M KOH eine effizientere Desorption von AO von der MHA-Oberfläche aus als 0,1 M NaOH und NH4OH. Die Erklärungen beziehen sich auf die KOH-vermittelte Elution des gebundenen Cr(VI) und As(V) und können hier auch zur Interpretation des oben erwähnten ähnlichen Phänomens herangezogen werden. Wie in Abb. 7l, m dargestellt, fangen die MHAs während drei bzw. vier aufeinanderfolgenden Adsorptions-Desorptions-Zyklen immer noch effizient mehr als 90 % der MB- und AO-Moleküle ein65,66,67. Nach sechs und vier aufeinanderfolgenden Adsorptions-Desorptions-Zyklen könnten die geringen Rückgewinnungen (<50 %) von MB und AO jedoch auf die irreversible Adsorption von Adsorbaten und die durch Elutionslösung vermittelte Umwandlung von Adsorbaten zurückzuführen sein65,66,67. Aufgrund der oben genannten Erkenntnisse weisen wir darauf hin, dass die MHAs nicht nur eine hervorragende Adsorptionskapazität zum Einfangen von MB und AO aufweisen, sondern auch eine gute Wiederverwendbarkeitsleistung aufweisen.

Aerogel-vermittelte Entfernung von MB und AO. Absorptionsspektren und Fotografien von (a) 50 mg mL−1 MB und (c) 50 mg mL−1 AO (i, iii) vor und (ii, iv) nach der Zugabe von MHAs (2,0 g). Zeitabhängige Absorptionsspektren von (b) 50 mg mL−1 MB und (d) 50 mg mL−1 AO in Gegenwart von MHAs (2,0 g). Kinetische Adsorptionskurven von PEI-h-BNNSs-beladenen PVA-Aerogelen, Fe3O4-NPs-beladenen PVA-Aerogelen und MHAs für (e) MB und (f) AO. Modellierung von Adsorptionskurven mit der Kinetik pseudo-erster Ordnung (e: braune Kurve; f: dunkelorange Kurve) und der Kinetik pseudo-zweiter Ordnung (e: dunkelgrüne Kurve; f: dunkelgelbe Kurve). Adsorptionsisothermen der mit PEI-h-BNNSs beladenen PVA-Aerogele, der mit Fe3O4-NPs beladenen PVA-Aerogele und MHAs für (g) MB und (h) AO. Adsorptionsisothermenanpassung des Langmuir-Modells (g: braune Kurve; h: hellgelbe Kurve) und des Freundlich-Modells (g: blaue Kurve; h: dunkelorange Kurve). (i) Die qmax-Werte von MB und AO auf der Oberfläche von (x) PEI-h-BNNSs-beladenen PVA-Aerogelen, (y) Fe3O4-NPs-beladenen PVA-Aerogelen und (z) MHAs. j Die Rückgewinnung von MB, erhalten durch mehrfaches Waschen von MB-adsorbierten MHAs mit drei Elutionslösungen. k Die Rückgewinnung von AO, das beim Waschen von MHAs mit drei Elutionslösungen erhalten wird. l, m Die Wiederverwendbarkeit von MHAs zum Erfassen und Freigeben ihrer (l) MB und (m) AO. e–m Die Aerogele (2,0 g) wurden mit 10–500 mg mL–1 MB bei pH 8,5 oder AO bei pH 4,5 für (e) 0–20 min und (f–m) 0–15 min bei 298 K inkubiert .

Die thermodynamischen Studien wurden durchgeführt, um die Eignung der Aerogele als Adsorptionsmittel zum Einfangen von Cr(VI), As(V), MB und AO festzustellen. Die thermodynamischen Parameter der freien Gibbs-Standardenergie (ΔG0), der Standardenthalpie (ΔH0) und der Standardentropie (ΔS0) wurden durch die Gibbs-Helmholtz- und Van't-Hoff-Gleichungen wie folgt bestimmt:

Dabei ist R die Gaskonstante (8,314 J K −1 mol −1), T die absolute Temperatur (Kelvin) und die Gleichgewichtskonstante K wurde aus dem Verhältnis der Festphasenaufnahme in verschiedenen Schadstoffen aus Cr(VI), As(V) erhalten ), MB- und AO-Konzentration im Gleichgewicht (mg L−1) zur Konzentration in wässriger Lösung (mg L−1). Aus der ergänzenden Abbildung 8 geht hervor, dass thermodynamische Kurven der drei vorgeschlagenen Adsorptionsmittel durch Auftragen von ln K gegen 1/T erstellt wurden; Die resultierende Steigung und der Achsenabschnitt der Van't-Hoff-Diagramme entsprechen den ΔH0- bzw. ΔS0-Werten der drei vorgeschlagenen Aerogele. Wie in der ergänzenden Abbildung 8a angegeben, spiegeln die negativen Steigungen der Diagramme wider, dass die Aufnahme von Cr (VI) As (V), MB und AO durch die mit PEI-h-BNNSs beladenen PVA-Aerogele endotherm und nicht spontan erfolgt. Im Gegensatz dazu deuten die positiven Steigungen der Diagramme in der ergänzenden Abbildung 8b, c darauf hin, dass der Adsorptionsprozess der mit Fe3O4-NPs beladenen PVA-Aerogele und MHAs exotherm und enthalpiebegünstigt ist. Außerdem war die Steigung im Diagramm für die MHAs steiler als die für mit Fe3O4-NPs beladene PVA-Aerogele, was darauf hindeutet, dass die MHAs eine bessere maximale Adsorptionskapazität haben als die beiden anderen Arten von Aerogelen. In der Ergänzungstabelle 10 sind die thermodynamischen Parameterwerte (ΔG0, ΔH0 und ΔS0) für die Bindung von Cr(VI), As(V), MB und AO an die Oberfläche von drei vorgeschlagenen Aerogelen bei verschiedenen Temperaturen aufgeführt: 298, 308, 318 und 328 K. Die kleinen negativen ΔG0-Werte bestätigen die Machbarkeit und Spontaneität der drei vorgeschlagenen Aerogele für die physikalische Adsorption von Cr(VI), As(V), MB und AO bei einer gegebenen Temperatur; Es wird darauf hingewiesen, dass die ΔG0-Werte der spontanen physikalischen und Chemisorptionsprozesse im Bereich von –20 bis 0 bzw. –80 bis –400 kJ mol−1 liegen68,69,70. Mit anderen Worten: Die Elution der Adsorbentien aus den drei vorgeschlagenen Aerogelen ist relativ einfach, ohne dass chemische Bindungen aufgebrochen werden. Darüber hinaus besaßen die MHAs bei einer niedrigeren Temperatur einen größeren negativen ΔG0-Wert als die mit PEI-h-BNNSs und Fe3O4-NPs beladenen PVA-Aerogele, was ihre bessere Adsorptionsfähigkeit widerspiegelt. Für den Adsorptionsprozess der mit PEI-h-BNNSs beladenen PVA-Aerogele deuten die erhaltenen positiven ΔS0-Werte darauf hin, dass die Adsorbate ihre Strukturveränderungen auslösen könnten, was zur Freisetzung adsorbierter Wassermoleküle führt. Im Fall der mit Fe3O4-NPs beladenen PVA-Aerogele und MHAs ergeben sich negative ΔS0-Werte, die den Freiheitsverlust der Adsorbate und keine signifikante Änderung der inneren Struktur der Adsorbentien mit sich bringen. Man kommt zu dem Schluss, dass der Adsorptionsmechanismus von MHAs durch physikalische Adsorption gesteuert wird, die bei niedrigeren Temperaturen sehr schnell und spontaner erfolgt.

Wir haben die erfolgreiche Synthese von PEI-h-BNNSs durch thermische Polykondensation von Melamin und Borsäure, gefolgt von Pyrolyse, Ultraschallbehandlung und PEI-Modifikation, demonstriert. Die Einbeziehung der Co-Präzipitationsreaktion mit PEI-h-BNNSs fördert die In-situ-Bildung von Fe3O4-NPs auf der Nanoblattoberfläche. Die aus PEI-h-BNNSs@Fe3O4-NPs und PVA-Polymeren bestehenden Hydrogele können durch ihren Gefriertrocknungsprozess zu MHAs verarbeitet werden. Die so hergestellten MHAs dienen als leistungsstarkes Adsorptionsmittel zur Entfernung von Cr(VI), As(V), MB und AO aus einer wässrigen Lösung und ihr Adsorptionsverhalten folgt dem Freundlich-Isothermenmodell und einem Pseudo-Modell zweiter Ordnung. Die Adsorptionskapazität von MHAs ermöglicht die Entfernung von >95 % von Cr(VI) und As(V) in kontaminierten Bodenschlammproben. Im Gegensatz zu den mit PEI-h-BNNSs beladenen PVA-Aerogelen, den mit Fe3O4-NPs beladenen PVA-Aerogelen und anderen zuvor beschriebenen Adsorbentien bieten die MHAs zahlreiche deutliche Vorteile, darunter (1) das Vorhandensein hoch mesoporöser Strukturen mit einer großen spezifischen Oberfläche 104,6 m2 g−1, (2) der Besitz vielfältiger und reichlich vorhandener funktioneller Gruppen (−N, −NH, −NH2 und −OH) auf der Oberfläche, (3) hervorragende Adsorptionskapazität zum Einfangen von Cr(VI) (833 mg g−1), As(V) (426 mg g−1), MB (415 mg g−1) und AO (286 mg g−1), (4) In-situ-Reduktion von Cr(VI) zu Cr (III) und As(V) zu As(III), (5) mehr als drei aufeinanderfolgende Adsorptions-Desorptions-Zyklen für >80 % Aufnahme von Cr(VI), As(V), MB und AO und (6) die zugängliche Sammlung von MHAs durch Anlegen eines externen Magnetfelds. Dementsprechend zeigen unsere Forschungsarbeiten, dass die frisch hergestellten Aerogele, die aus h-BN-basierten Materialien mit PVA-Polymeren bestehen, ein großes Potenzial für die Wasseraufbereitung im großen Maßstab haben.

Melamin wurde von Alfa-Aesar (Ward Hill, MD, USA) gekauft. Borsäure, PEI (MW, 750 kDa) und Polyvinylalkohol (PVA; MW, 130.000 kDa) wurden von Sigma-Aldrich (St. Louis, MO, USA) bezogen. Eine Standardlösung aus Chrom (VI) und Arsen (V) wurde von Merck erworben (1000 mg L−1; Darmstadt, Deutschland) und dann auf die gewünschte Konzentration verdünnt. MB, AO, FeCl2·4H2O und FeCl3·6H2O wurden von Showa Chemicals (Tokio, Japan) bezogen. Alle anderen Reagenzien wurden in analytischer Qualität beschafft. In allen Experimenten wurde Milli-Q-Reinstwasser (Milli-Pore, Hamburg, Deutschland) verwendet.

5,0 g Borsäure und 3,5 g Melamin wurden in 300 ml Milli-Q-Wasser gelöst. Die so erhaltene Mischung wurde 5 Stunden lang auf 85 °C erhitzt und dann auf Umgebungstemperatur abgekühlt. Die resultierenden weißen Niederschläge wurden in einem vertikalen Rohrofen bei 850 °C mit einem N2-Atmosphärenstrom (0,5 l/min) 10 Stunden lang pyrolysiert1,2,3,31. Nach dem Abkühlen auf Umgebungstemperatur wurden die gebildeten Produkte (White Buffy) mit Stößel und Mörser zu feinen Partikeln zermahlen. Anschließend wurden 1,5 g der resultierenden Partikel, die den h-BN-Whiskern entsprachen, in 150 ml 5,0 M HCl dispergiert. Die erhaltene Lösung wurde 6 Stunden lang mit einem Ultraschallsonden-Beschallungssystem (230 W; UP-100-Ultraschallprozessor, ChromTech, Taiwan) behandelt, gefolgt von einer 30-minütigen Zentrifugation bei 4500 U/min. Die abgeblätterten h-BNNSs im Überstand wurden ausgiebig mit Milli-Q-Wasser gewaschen, bis ein neutraler pH-Wert erreicht war18. Die so hergestellten h-BNNSs (45 mg mL−1, 100 mL) wurden mit PEI (10 % w/v, 20 mL) im Ultraschallbad für 2 Stunden funktionalisiert32,43. Die gebildeten festen Produkte (milchig weiß) wurden gründlich mit Milli-Q-Wasser gewaschen, um ihre überschüssigen PEI-Moleküle zu entfernen. Nach dem Verwerfen des Überstands aus der letzten Wäsche wurden die resultierenden festen Produkte, die den PEI-h-BNNSs entsprachen, getrocknet und vor der Verwendung bei der Synthese von MHAs bei Raumtemperatur ohne Licht und Feuchtigkeit gelagert.

Kurz gesagt, die h-BN-Whisker (0,25 g) wurden gleichmäßig in DMF (250 ml) dispergiert, gefolgt von einer Ultraschallbehandlung (Elmasoni E60H; Elma Schmidbauer GmbH, Singen, Deutschland) bei 400 W und 4 °C für 24 Stunden. Anschließend wurde die resultierende Lösung 30 Minuten lang bei 4500 U/min zentrifugiert. Der erhaltene Überstand wurde 10 Stunden lang unter ständigem Rühren bei 130 °C weiter gekocht und dann 60 Minuten lang bei 12.000 U/min zentrifugiert. Die Nanopartikel im zweiten Überstand wurden als h-BN-Quantenpunkte71 bezeichnet. Das mit der PEI-vermittelten Modifikation von h-BN-Quantenpunkten verbundene Verfahren war das gleiche wie das, das bei der Herstellung der PEI-h-BNNSs32,43 verwendet wurde.

(a) PEI-h-BNNSs-beladene PVA-Aerogele. Eine bekannte Menge PEI-h-BNNSs (0,5–1,0 g) wurde mit 3 ml einer 3,0 % w/w wässrigen PVA-Lösung gemischt. Die resultierende Mischung wurde 30 Minuten lang bei 80 °C gerührt; Die Endkonzentrationen der PEI-h-BNNSs lagen zwischen 10,0 und 40,0 mg mL−1. Die Suspension von PVA-modifizierten PEI-h-BNNSs wurde in eine Gummiform gefüllt und mit flüssigem Stickstoff weiter auf –70 °C abgekühlt. Nach 2 Stunden wurden die gefrorenen Produkte mit einem Gefriertrockner (FD-5030, PanChum Sci. Corp, Taiwan) 48 Stunden lang (–57,2 °C und 5,9 Pa) lyophilisiert, um die überschüssige Oberflächenfeuchtigkeit zu entfernen. Die erhaltenen Aerogele wurden in einem trockenen und verschlossenen Behälter bei 25 °C gelagert. (b) MHAs. 0,5 g PEI-h-BNNSs in Milli-Q-Wasser (100 ml) wurden durch Ultraschallbehandlung für 20 Minuten dispergiert. Die dispergierten PEI-h-BNNSs wurden unter leichtem Rühren mit einer Lösung (100 ml) gemischt, die 1,4 g FeCl2·4H2O und 3,6 g FeCl3·6H2O enthielt. Die Mischung wurde 30 Minuten lang mit Stickstoffgas durchströmt und anschließend 30 Minuten lang auf 80 °C erhitzt. Anschließend wurden 10 ml 5,0 M NH4OH schnell in die Heizlösung injiziert und weitere 60 Minuten gerührt. Nach dem Abkühlen auf Umgebungstemperatur wurde die erhaltene schwarz gefärbte Lösung gründlich mit Milli-Q-Wasser42 gewaschen. Die so hergestellten PEI-h-BNNSs@Fe3O4-NPs (30 mg mL−1, 80 ml) wurden mit 3 ml, 3,0 % w/w PVA für 60 Minuten gemischt, gefolgt von der Injektion von 2 ml 4,0 M H2SO4. Die erhaltene Mischung wurde 24 Stunden lang in einem Autoklaven bei 180–200 °C gehalten31,47, auf Umgebungstemperatur abgekühlt, gründlich mit Milli-Q-Wasser gewaschen und dann mit einem Gefriertrockner (–57,2 °C und 5,9 Pa) behandelt 48 Std. Die resultierenden MHAs wurden in einer trockenen Umgebung bei 25 °C gelagert. (c) Fe3O4-NPs-beladene PVA-Aerogele. Die Synthese nackter Fe3O4-NPs, gefolgt von zuvor beschriebenen Methoden28,40,42, und ihre detaillierten Verfahren wurden in den Hintergrundinformationen besprochen. Die so hergestellten Fe3O4-NPs (25 mg mL-1, 80 ml) wurden 60 Minuten lang mit 3,0 ml 3,0 % w/w PVA gemischt. Nach Zugabe von 2 ml 4,0 M H2SO4 zur resultierenden Mischung wurde die Lösung 24 Stunden lang bei 180–200 °C behandelt. Die erhaltenen Produkte wurden ausgiebig mit Milli-Q-Wasser gewaschen, anschließend mit einem Gefriertrockner behandelt und dann bei 25 °C gelagert47.

Wässrige Lösungen verschiedener Nanomaterialien wurden durch Zelluloseacetat-Spritzenfilter (0,22 µm) geleitet, bei 80 °C im Ofen getrocknet und dann 48 Stunden lang bei 50 % relativer Luftfeuchtigkeit und 25 °C gelagert. Die Massen der unbeladenen und mit Nanomaterial beladenen Spritzenfilter wurden auf einer elektronischen Mikrowaage (MSA6.6S-0CE-DM, Sartorius, Göttingen, Deutschland) mit einer Ablesbarkeit von 10–6 g gewogen. Nacheinander wurden die Massenkonzentrationen von PEI-h-BNNSs@Fe3O4-NPs, PEI-h-BNNSs und Fe3O4-NPs zu 41,3, 16,9 und 27,6 mg mL−1 bestimmt.

Das Adsorptionsverhalten und der Adsorptionsmechanismus von PEI-h-BNNSs-beladenen PVA-Aerogelen, Fe3O4-NPs-beladenen PVA-Aerogelen und MHAs wurden mit verschiedenen isothermen Modellen und Kinetiken bei 303 K untersucht. Um die Adsorptionsisothermenkurven zu erstellen, inkubierten wir die festgelegte Menge an Aerogelen (2,0 g) mit 10−600 mg mL−1 Cr(VI) bei pH 4,3−7,0 und 10−600 mg mL−1 As(V) bei pH 4,3−7,0 für 15 Minuten. Die Aerogele in den resultierenden Lösungen wurden durch magnetische Trennung oder Zentrifugation gesammelt. Anschließend wurde die Konzentration von Cr(VI) oder As(V) im Überstand durch Massenspektrometrie mit induktiv gekoppeltem Plasma (ICP-MS; PerkinElmer, Sciex-Elan DRC Plus; verwendete Software: Elan-6100 DRC PLUS) bestimmt. Die gesammelten Aerogele wurden mit einer milden Basenlösung [(10 ml; 0,1 M KOH, NaOH und NH4OH)] gewaschen und dann im nächsten Adsorptionszyklus verwendet. Darüber hinaus wurden die Adsorptionsisothermen von MB und AO mit dem so hergestellten Aerogel behandelt, indem die anfänglichen C0-Konzentrationswerte von 10 bis 500 mg mL−1 bei pH 8,5 bzw. 4,5 variiert wurden. Nach der Zentrifugation oder magnetischen Trennung wurde die Konzentration von MB oder AO im Überstand mit einem UV-Vis-Spektrometer (V-630, Jasco, Tokio, Japan) gemessen. Die MB- und AO-adsorbierten Aerogele wurden mit einer starken Säure [(10 ml; 0,1 M HCl, HNO3 und H2SO4)] und einer starken Base [(10 ml; 0,1 M KOH, NaOH und NH4OH)] gespült. , jeweils. Das oben genannte Verfahren wurde wiederholt, um die Wiederverwendbarkeit der Adsorbentien zu testen.

Die kinetischen Studien wurden durchgeführt, indem verschiedene Arten von Aerogelen mit 100 mg mL−1 Cr(VI), 100 mg mL−1 As(V), 50 mg mL−1 MB und 50 mg mL−1 kontaktiert wurden AO bei pH 7,0, 7,0, 8,5 bzw. 4,521,24,25,26,28,40,42,43. Nach 0–20 Minuten wurden die resultierenden Aerogele durch magnetische Trennung gesammelt. Die Endkonzentrationen (Ce) an freiem Cr(VI), As(V), MB und AO im Überstand wurden mittels ICP-MS oder UV-sichtbarem Absorptionsspektrometer gemessen. Es wird darauf hingewiesen, dass die maximalen Absorptionswellenlängen von MB und AO 660 bzw. 490 nm betrugen23,24,25,64. Die Mengen an Cr(VI), As(V), MB und AO auf den Aerogelen im Gleichgewicht, qe (mg g−1), wurden mit der folgenden Gleichung berechnet:

Dabei ist Ce die Flüssigphasenkonzentration der Aerogele im Gleichgewicht, W das Gewicht (g) der trockenen Aerogele und V das Volumen (L) der getesteten Lösung. Die Entfernungswirksamkeit (% RE) wurde gemäß der folgenden Gleichung bestimmt:

Industrielle Bodenschlammproben wurden am Fluss Erren in Tainan, im Kunstmuseum in Kaohsiung und am Fluss Love in Kaohsiung gesammelt. Die gesammelten Proben (5,0 g) wurden in ein 100-ml-PTFE-Aufschlussgefäß gegeben und anschließend mit einer Aufschlusslösung (5,0 m konzentriertes HNO3 und 4 ml konzentriertes HF) gemischt. Das resultierende Gefäß wurde 40 Minuten lang bei 210 °C und 800 W umgesetzt, blieb 20 Minuten lang bei 160 °C, wurde auf Raumtemperatur abgekühlt und dann mit 10 ml Milli-Q-Wasser verdünnt. Die resultierende Lösung wurde mit und ohne die vorgeschlagenen MHAs (2,0 g) unter leichtem Schütteln bei pH 7,0 behandelt. Die Konzentration an Gesamtchrom und Arsen in der erhaltenen Lösung wurde mittels ICP-MS bestimmt.

Weitere Informationen zum Forschungsdesign finden Sie in der mit diesem Artikel verlinkten Nature Research Reporting Summary.

Die Daten, die die Ergebnisse dieser Studie stützen, sind auf begründete Anfrage beim entsprechenden Autor erhältlich.

Alle relevanten Codes sind in den unterstützenden Informationen oder auf Anfrage beim entsprechenden Autor erhältlich.

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Wir möchten dem Ministerium für Wissenschaft und Technologie (MOST 110-2811-M110-512) für die finanzielle Unterstützung dieser Studie danken und auch diese Forschung wurde von der Stiftung für polnische Wissenschaft POIR.04.04.00-00-14E6/ finanziert. 18-00 im Rahmen des im Rahmen des TEAM-NET-Programms durchgeführten Projekts „Flugasche als Vorläufer funktionalisierter Materialien für Anwendungen in der Umwelttechnik, im Bauingenieurwesen und in der Landwirtschaft“.

Fachbereich Chemie, National Sun Yat-sen University, NO. 70, Lien-hai Road, Bezirk Gushan, Kaohsiung, 80424, Taiwan

A. Santhana Krishna Kumar & Wei-Lung Tseng

Abteilung für Mineralogie, Petrographie und Geochemie, Fakultät für Geologie, Geophysik und Umweltschutz, AGH Universität für Wissenschaft und Technologie, Al. Mickiewicza 30, 30-059, Krakau, Polen

A. Santhana Krishna Kumar, Jakub Matusik und Tomasz Bajda

Abteilung für fortgeschrittene Materialtechnologie, Fakultät für Chemie, Universität für Wissenschaft und Technologie Breslau, ul. M. Smoluchowskiego 25, Breslau, 50-372, Polen

Jolanta Warchol

Fakultät für Pharmazie, Medizinische Universität Kaohsiung, Nr. 100, Shiquan 1st Road, Sanmin District, Kaohsiung, 80708, Taiwan

Wei-Lung Tseng

Abteilung für Chemie, Birla Institute of Technology and Science, Pilani-Hyderabad Campus, Jawahar Nagar, Shameerpet Mandal, Hyderabad, 500 078, Indien

N. Rajesh

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ASKK: Konzeptualisierung, Methodik, formale Analyse, Datenkuration, Untersuchung, Schreiben – Originalentwurf, [(JW, JM, NR: Schreiben – Überprüfung und Bearbeitung)], W.-LT: Untersuchung, Ressourcen, Finanzierungsbeschaffung, Schreiben – Überprüfung und Lektorat, Projektverwaltung, TB: Schreiben-Rezension und Lektorat, Finanzierungseinwerbung. Alle Autoren diskutieren die Ergebnisse und kommentieren das Manuskript.

Korrespondenz mit Wei-Lung Tseng, N. Rajesh oder Tomasz Bajda.

Die Autoren geben an, dass keine Interessenkonflikte bestehen.

Anmerkung des Herausgebers Springer Nature bleibt hinsichtlich der Zuständigkeitsansprüche in veröffentlichten Karten und institutionellen Zugehörigkeiten neutral.

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Nachdrucke und Genehmigungen

Krishna Kumar, AS, Warchol, J., Matusik, J. et al. Entfernung von Schwermetallen und organischen Farbstoffen durch ein hybrides, poröses, hexagonales Bornitrid-basiertes magnetisches Aerogel. npj Clean Water 5, 24 (2022). https://doi.org/10.1038/s41545-022-00175-0

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Eingegangen: 23. Februar 2022

Angenommen: 22. Juni 2022

Veröffentlicht: 04. Juli 2022

DOI: https://doi.org/10.1038/s41545-022-00175-0

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