Die Untersuchung der Entfernung des Penconazol-Fungizids aus Oberflächenwasser unter Verwendung von Carboxymethyltraganth

Aug 09, 2023

Scientific Reports Band 13, Artikelnummer: 13569 (2023) Diesen Artikel zitieren

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In dieser Studie wurde ein polymeres Adsorbens auf der Basis von Carboxymethyltraganth (CMT), gepfropft mit Polyacrylsäure-co-Acrylamid (AAc-co-AAm), erstmals durch radikalische Polymerisation synthetisiert, zur Entfernung des Fungizids Penconazol (PEN) oder Topas verwendet 20 % aus Oberflächenwasser. Die Parameter pH-Wert der Lösung, Adsorptionsisotherme und Adsorptionskinetik von PEN wurden mit dem synthetischen Adsorbens untersucht. Die Oberflächenmorphologie und die funktionellen Gruppen von CMT-g-poly (AAc-co-AAm) wurden durch XRD-, SEM- und FT-IR-Techniken bestätigt. Die Adsorption von PEN an CMT-g-poly (AAc-co-AAm) folgt dem Freundlich- und dem Pseudo-Modell zweiter Ordnung. Die signifikante maximale Adsorptionskapazität des synthetisierten Polymers betrug 196,08 mg/g. Das synthetische Adsorptionsmittel zeigte eine gute Reproduzierbarkeit bei der PEN-Entfernung über bis zu 5 Zyklen. CMT-g-poly (AAc-co-AAm) ist ein kostengünstiges und ungiftiges Adsorbens zur Dekontamination von Oberflächenwasser von Pestiziden.

Wasser ist die wertvollste und wichtigste Substanz, die der Mensch benötigt, und seine Verwendung und Bedeutung zeigt sich in Trink-, Sanitär-, Landwirtschafts- und Industrieanwendungen. Das stetig steigende Bevölkerungswachstum, die Verbesserung des Lebensstandards und die Entwicklung der Urbanisierung gehören zu den Faktoren, die zu einem Anstieg des Wasserverbrauchs und der Abwasserproduktion führen und Umweltverschmutzung verursachen1. Mittlerweile gehören Pestizide, die neu auftretende Schadstoffe, zu den wichtigsten und am weitesten verbreiteten Giften, die in der Landwirtschaft als Insektizide zur Abtötung von Insekten und Arthropoden oder als Herbizide zur Unkrautbekämpfung eingesetzt werden. Der Einsatz neuer Technologien in der Landwirtschaft hat dazu geführt, dass diese Materialien für die Ernte größerer Mengen genutzt werden. Der übermäßige Einsatz von Pestiziden hat jedoch zu Bodenverschmutzung und zum Eintrag großer Mengen dieser Giftstoffe in Wasserquellen geführt2. Obwohl Fungiziden im Vergleich zu anderen Agrargiften weniger Beachtung geschenkt wurde, gelten Pilzkrankheiten als große Bedrohung für landwirtschaftliche Produkte. Fungizide sind für eine Vielzahl von Organismen giftig und für Wasserlebewesen gefährlich. Fungizide wie Pyrethroid- und Organophosphat-Insektizide sind lipophil. Die Wirkung von Fungiziden in der Umwelt erfolgt direkt oder indirekt über eine andere von ihnen befallene Art3. Triazol-Fungizide sind eine Gruppe heterozyklischer Verbindungen mit mindestens einem Fünfring aus zwei Kohlenstoffatomen und drei Stickstoffatomen und werden häufig zur Vorbeugung und Behandlung verschiedener Pilzkrankheiten in landwirtschaftlichen Produkten eingesetzt. Diese Fungizide machen derzeit weltweit 25 kommerzielle Agrochemikalien aus. Außerdem dringen sie gut in Boden und Wasser ein und sind dort dauerhaft haltbar. Ihr hoher Verzehr verursacht Nebenwirkungen im Zusammenhang mit endokrinen Drüsen bei Menschen und Tieren4. PEN oder (R, S)-1-[2-(2, 4-dichlorphenyl) pentyl]-1H-1, 2, 4-triazol ist ein Fungizid aus der Familie der Triazole, das zur Bekämpfung von Mehltau und anderen pathogenen Ascomyceten eingesetzt wird , Basidiomyceten und Deuteromyceten. Die chemische Struktur von PEN ist in Abb. 1 dargestellt. Dieses Fungizid wird unter dem Markennamen Topas 20 % vermarktet und von der Europäischen Organisation für Lebensmittelsicherheit als gefährlicher Stoff für Mensch und Umwelt eingestuft Die Umwelt ist sehr wichtig5. In einer Studie von Nicoleta et al. Um PEN mithilfe von Montmorillonit-Ton aus Wasser zu entfernen, wurde eine Adsorptionskapazität von 6,33 mg/g PEN durch Montmorillonit erhalten6. In Anbetracht der Tatsache, dass die im Bereich der Entfernung von PEN durch Oberflächenadsorptionsmethode durchgeführten Studien begrenzt sind, haben wir uns entschieden, diese Methode in der aktuellen Studie zu verwenden. Durch den Einsatz physikalischer, chemischer und biologischer Methoden können Pestizide aus Wasserquellen entfernt werden. Membran- und Adsorptionsverfahren gehören zu den physikalischen Methoden, die auf einer Trennung beruhen. Das Problem der Membranverschmutzung ist die größte Einschränkung bei der Entfernung von Pestiziden mit dieser Methode, da sie die Leistung der Membran bei der Trennung beeinträchtigt7. Die Oberflächenadsorptionsmethode auf festen und porösen Substraten hat einen erheblichen Vorteil gegenüber anderen Wasser- und Abwasseraufbereitungstechniken, da sie kostengünstig ist, einfach anzuwenden ist, weniger Nebenprodukte produziert und sich für eine bessere Effizienz einfach in andere Techniken integrieren lässt8. Die Prinzipien des Oberflächenadsorptionsprozesses sind in Abb. 2 dargestellt. Der Stoffaustausch findet statt, wenn die mit dem Schadstoff kontaminierte Lösung mit dem Adsorbens in Kontakt kommt. Schadstoffadsorbierte Spezies werden selektiv aus der Massenlösung transportiert und besetzen die Bindungsstellen auf der Oberfläche des Adsorbens. Aufgrund der Art der Wechselwirkung zwischen Adsorbens und Adsorbat ist das Phänomen der Oberflächenadsorption chemischer oder physikalischer Natur. Die physikalische Oberflächenadsorption führt zur Adsorption mehrerer Schadstoffschichten auf dem Adsorbens und ist ebenfalls endotherm und reversibel, während die chemische Oberflächenadsorption eine dichte Einzelschichtadsorption ist und ebenfalls ein exothermer und irreversibler Prozess ist und stärker als die physikalische Adsorption ist9. Aktivkohle, Pflanzenkohle, Montmorillonit-Ton und Hydrogele sind die wichtigsten Adsorbentien zur Entfernung von Pestiziden aus Wasser und Abwasser10,11,12. Hydrogel ist ein quellbares, hydrophiles und unlösliches dreidimensionales Polymernetzwerk, das durch die Reaktion eines oder mehrerer Monomere entsteht. Diese Merkmale unterscheiden Hydrogele von anderen Polymeren. Je nach Herkunft des Polymers werden Hydrogele in zwei Kategorien eingeteilt: natürliche und synthetische. Natürliche Hydrogele haben eine lange Lebensdauer, ein hohes Wasseradsorptionsvermögen und eine hohe Gelfestigkeit und haben nach und nach synthetische Hydrogele ersetzt13. Traganthgummi (TG) ist eines der preiswerten natürlichen Polysaccharide, das aus dem getrockneten Saft des Astragalus gewonnen wird. Aufgrund des Vorhandenseins funktioneller Hydroxyl-, Carboxyl- und Epoxidgruppen kann es in der Polymerisationsreaktion mit verschiedenen Reagenzien verwendet werden. Dieses Gummi ist ungiftig, biokompatibel und in einem weiten pH-Bereich von 14 stabil. Hydrogele auf Acrylsäurebasis haben aufgrund ihrer hohen Quellung, ihres hohen Adsorptionsvermögens und ihrer hohen Adsorptionsgeschwindigkeit breite Anwendung im Bereich der Herstellung von Polymerabsorptionsmitteln für die Wasser- und Abwasseraufbereitung gefunden. Die gebräuchlichste Synthesemethode für diese Hydrogele ist die radikalische Polymerisationsmethode. Der Vernetzungsgrad ist einer der wichtigsten Faktoren für die Adsorptionsfähigkeit dieser Hydrogele. Für diese Hydrogele wurden verschiedene Adsorptionsmechanismen vorgeschlagen, wie z. B. elektrostatische Wechselwirkungen, hydrophobe Wechselwirkungen, Ionenaustausch und Wasserstoffbrückenbindungen15. Außerdem sind Hydrogele auf Acrylamidbasis die am häufigsten verwendeten Hydrogele und zeigen eine signifikante Volumenänderung als Reaktion auf physikalische und chemische Reize. Diese Hydrogele werden zur Entfernung verschiedener Verunreinigungen verwendet16,17. In dieser Studie verwendeten wir zum ersten Mal ein Hydrogel auf Carboxymethyltraganth-Basis, das mit Poly(acrylsäure-co-acrylamid) gepfropft war, um PEN aus wässrigen Lösungen zu entfernen, und es wurden Parameter wie die Kontaktzeit des Adsorbens mit der Verunreinigung, die Verunreinigungskonzentration und der pH-Wert der Lösung ermittelt ausgewertet.

Chemische Struktur von Penconazol.

Oberflächenadsorptionsprozess.

In dieser Studie wurde Traganthgummi (TG) in handelsüblicher Qualität in einem Heilpflanzenladen in Tabriz, Iran, gekauft. Acrylamid (AAm), Acrylsäure (AAc), N,N′-Methylenbisacrylamid (MBA) und Ammoniumperoxidisulfat (APS) wurden von Merck bezogen. Zur Herstellung der PEN-Lösung wurde das handelsübliche Fungizid Topas 20 % verwendet. Isopropylalkohol (C3H8O), Chloressigsäure (MCA) und Natriumhydroxid (NaOH) waren analysenrein und wurden ohne weitere Reinigung verwendet.

Zur Funktionalisierung der Tragantoberfläche durch Carbonsäure wurde eine Carboxymethylierung durchgeführt. Auch die Carboxylgruppen sind neben den Hydroxylgruppen die Polymerisationsstellen für die radikalische Pfropfpolymerisation. In einem 100-ml-Rundkolben, der mit einem Magnetrührstab und einem Rückflusskühler ausgestattet war, wurden 2 g Traganth in einer 44-ml-Lösung aus Isopropanol und entionisiertem Wasser im Verhältnis 31/13 gerührt. Dann wurden 2,4 g Natriumhydroxid zum Kolbeninhalt gegeben und die Reaktionsmischung 30 Minuten lang auf 60 °C erhitzt. Als nächstes wurden 3 g Monochloressigsäure hinzugefügt, dann wurde die Temperatur der Reaktionsmischung auf 70 °C erhöht und weitere 4 Stunden gerührt. Nach Abschluss der Synthesereaktion ließ man die Reaktionsmischung auf Raumtemperatur abkühlen und entfernte das organische Lösungsmittel durch Verdampfen. Anschließend wurde die wässrige Phase mit Essigsäure neutralisiert. Der Reaktionsmischung wurde kaltes Methanol als Antilösungsmittel zugesetzt, der gesammelte Niederschlag wurde mit Methanol gewaschen und im Vakuum getrocknet, und schließlich wurde das CMT erhalten.

Für den Hauptschritt der Hydrogelsynthese wurden in einem Rundkolben, der mit einem Magnetrührer und einem Rückflusskühler ausgestattet war, 0,6 g pulverförmiges CMT, das im vorherigen Schritt synthetisiert wurde, in 100 ml entionisiertem Wasser gelöst. Dann wurde die Lösung durch Einleiten von Argongas für 20 Minuten von Sauerstoff befreit. Als nächstes wurden 0,057 g APS zugegeben, um die Polymerisationsstellen in Carboxymethyltraganth zu aktivieren und die Pfropfpolymerisation zu starten, und die Reaktionsmischung wurde 10 Minuten lang auf eine Temperatur von 50 °C erhitzt. Danach wurden 0,385 g MBA, 1,8 g Acrylsäure und 1,8 g Acrylamid zugegeben und nach einigen Minuten bildete sich im Reaktionsgemisch ein Gel. Abbildung 3 zeigt den Mechanismus der Bildung des CMT-g-Poly (AAc-co-AAm)-Copolymers. Das erhaltene Gel wurde abgetrennt, mit einer Methanol/Wasser-Mischung gewaschen und in einem Vakuumofen bis zur Gewichtskonstanz getrocknet. Das erhaltene CMT-g-Poly (AAc-co-AAm)-Copolymer wird verwendet, um die Entfernung von PEN aus einem wässrigen Medium zu untersuchen18. Im Vergleich zur vorherigen Studie wurde Acrylamidmonomer bei der Synthese von Hydrogel verwendet. Dieses Monomer wird häufig bei der Synthese von Hydrogelen verwendet19. Die Verwendung von Acrylamid- und Acrylsäuremonomeren bei der Pfropfcopolymerisation hat einen großen Einfluss auf die Einstellung der Hydrophilie von Hydrogelen und auch auf die Synthese von Hydrogelen mit hoher Fähigkeit zur Bildung von Wasserstoffbrückenbindungen und guter Wechselwirkung mit Penconazol-Fungizidmolekülen. Das Ziel dieser Studie ist die Möglichkeit, dieses polymere Adsorbens zur Entfernung von Pestiziden als einer der Hauptarten der Wasserverschmutzung einzusetzen.

Bildungsmechanismus CMT-g-Poly (AAc-co-AAm)-Copolymer.

Fourier-Transformations-Infrarotspektren (FT-IR) für TG, CMT und CMT-g-Poly (AAm-co-AAc) wurden mit der KBr-Scheibenmethode unter Verwendung eines Thermo-AVATAR FT-IR-Spektrophotometers erfasst. Rasterelektronenmikroskopie (REM) wurde zur morphologischen Aufklärung von TG, CMT und CMT-g-Poly (AAc-co-AAm) unter Verwendung des FE-REM-Modells ZEISS Sigma 300 verwendet. Außerdem wurden die Röntgenbeugungsspektren (XRD) verwendet für TG, CMT und CMT-g-poly (AAm-co-AAc) wurden mit dem XRD-Modell Rigaku Ultima IV erhalten.

Die Stammlösung von PEN mit einer Konzentration von 100 mg L−1 wurde unter Verwendung einer 20 %igen kommerziellen Topaz-Lösung in einem 100-ml-Ballon mit einem Verhältnis von entionisiertem Wasser und Acetonitril von 4:1 hergestellt. Für jedes Experiment wurden Arbeitslösungen durch Verdünnen der obigen Lösung hergestellt. Alle UV-Vis-Spektren von PEN wurden mit einem Agilent 8453-Spektrophotometer aufgezeichnet, das mit einem Diodenarray-Detektor in einer Quarzküvette mit 1 cm Weglänge ausgestattet war. Die Standardkalibrierungskurve für PEN wurde ebenfalls anhand von PEN-Lösungen verschiedener Konzentrationen ermittelt.

Zuerst wurden 0,01 g trockenes CMT-g-Poly (AAc-co-AAm) in Wasser gegeben, und nach verschiedenen Zeiträumen wurde das Wasser abgelassen und das Gewicht des gequollenen CMT-g-Poly (AAc-co-AAm) gemessen ) wurde gemessen. Die Wasserabsorption innerhalb der Hydrogelmatrix wird durch die Differenz zwischen dem Gewicht des gequollenen CMT-g-Poly (AAc-co-AAm) und des trockenen CMT-g-Poly (AAc-co-AAm) gemäß Gleichung (1) bestimmt. (1)20.

Dabei ist Wwet das Gewicht des gequollenen CMT-g-Poly (AAc-co-AAm) und Wdry das Gewicht des trockenen CMT-g-Poly (AAc-co-AAm). Als nächstes wurde die Quellgeschwindigkeit des synthetischen Hydrogels in sauren und alkalischen Medien untersucht.

Die Adsorption von PEN auf CMT-g-poly (AAc-co-AAm) wurde durch Batch-Experimente untersucht. Hierzu wurden 30 mL PEN-Lösung (30 mg L−1) mit 10 mg CMT-g-Poly (AAm-co-AAc) gemischt und für eine bestimmte Zeit bei 120 U/min bei Raumtemperatur geschüttelt. Alle Proben wurden zentrifugiert und mit einem UV-Vis-Spektrophotometer analysiert, um die Restkonzentration von PEN in der Lösung sicherzustellen. Die PEN-Konzentration vor und nach der Adsorption wurde anhand der PEN-Kalibrierungskurve gemessen. Abschließend wurde die vom Adsorbens absorbierte PEN-Menge unter Verwendung von Gleichung berechnet. (2)21.

In dieser Gleichung ist qe (mg g−1) die Adsorptionsrate des Adsorbats im Gleichgewicht, C0 (mg L−1) die Anfangskonzentration von PEN und Ce (mg L−1) die Gleichgewichtskonzentration von PEN nach dem Kontakt Beim Adsorbens ist M (g) die Menge des verwendeten Adsorbens und V (L) das Probenvolumen.

Für adsorptionskinetische Experimente wurden 30 ml PEN-Lösung (30 mg L−1) mit 10 mg CMT-g-Poly (AAm-co-AAc) gemischt und für bestimmte Zeitintervalle bei 120 U/min bei Raumtemperatur geschüttelt. Die Labordaten wurden mit kinetischen Modellen pseudo-erster Ordnung (PFO), pseudo-zweiter Ordnung (PSO) und Elovich angepasst. Die nichtlineare Form des PFO-Modells ist in Gl. dargestellt. (3)22.

In dieser Gleichung sind qe (mg g−1) und qt (mg g−1) PEN, das zum Gleichgewichtszeitpunkt und zum Zeitpunkt t (min) und k1 (min−1) auf CMT-g-poly (AAm-co-AAc) adsorbiert ist ) ist die Konstante des PFO-Modells. Außerdem wurden die experimentellen Daten mit dem PSO-Modell ausgewertet, das in Gl. (4)22.

In dieser Gleichung ist K2 (g mg−1 min−1) die Geschwindigkeitskonstante des PSO-Modells22.

Das kinetische Elovich-Modell wird auch durch Gleichung ausgedrückt. (5) dass in dieser Gleichung α (mg g−1 min−1) die anfängliche Adsorptionsrate und β (g mg−1) die Desorptionskonstante ist22.

Adsorptionsisothermenstudien von PEN durch CMT-g-poly (AAm-co-AAc) wurden durchgeführt, indem 10 mg CMT-g-poly (AAc-co-AAm) mit 30 ml unterschiedlich konzentrierten PEN-Lösungen in Falcon-Röhrchen gemischt wurden . Diese Röhrchen wurden 45 Minuten lang bei Raumtemperatur mit 120 U/min geschüttelt. Die Proben wurden zentrifugiert und die verbleibende PEN-Konzentration mit einem UV-Vis-Spektrophotometer bestimmt. Um die Gleichgewichtsadsorptionsisothermen von PEN auf CMT-g-Poly (AAc-co-AAm) zu untersuchen, wurden drei Langmuir-, Freundlich- und Temkin-Modelle untersucht. Das Langmuir-Modell, das auf der Annahme einer Monoschichtadsorption des Schadstoffs und auch der Reversibilität der Oberflächenadsorption basiert, wird durch Gl. dargestellt. (6)23.

In dieser Gleichung ist qe (mg g−1) die Adsorptionsmenge pro Oberflächeneinheit des Adsorbens zum Gleichgewichtszeitpunkt, Ce (mg L−1) die Gleichgewichtskonzentration in der Lösung und qmax (mg g−1). die maximale Adsorptionskapazität von PEN und KL (L mg−1) ist die Langmuir-Adsorptionsgleichgewichtskonstante, die von der Adsorptionsenergie abhängt. Die nächste Gleichung, die untersucht wurde, um die Isotherme des Oberflächenadsorptionsprozesses von PEN zu untersuchen, ist das Freundlich-Modell, das in Gleichung (1) dargestellt ist. (7)23.

In dieser Gleichung ist KF die Adsorptionsgleichgewichtskonstante und n der Energieterm, der eine Funktion der bedeckten Oberfläche ist.

Als nächstes wurde auch das Temkin-Isothermenmodell untersucht, wie in Gl. (8)24.

wobei AT (L g−1) und BT die Modellkonstanten der Temkin-Isotherme sind.

Um die Reproduzierbarkeit von CMT-g-poly (AAc-co-AAm) bei der Entfernung von PEN zu untersuchen, wurde eine bestimmte Menge (20 mg) Adsorbens mit 30 ml einer 30-mg-l-1-PEN-Lösung in Kontakt gebracht und 45 Minuten lang geschüttelt min. Nach dem Waschen und Trocknen des Absorbens mit 25 ml einer 0,1 molL−1 NaCl-Lösung wird es für den nächsten Zyklus in eine frische PEN-Lösung gegeben. In der vorliegenden Studie wurde diese Arbeit bis zu 5 Zyklen und im pH-Bereich von Oberflächengewässern untersucht.

Einhaltung relevanter institutioneller, nationaler und internationaler Richtlinien und Gesetze. Die Autoren erklären, dass alle relevanten institutionellen, nationalen und internationalen Richtlinien und Gesetze eingehalten wurden.

Die FT-IR-Spektren von TG, CMT und CMT-g-poly (AAc-co-AAm) sind in Abb. 4a – c dargestellt. Der breite Peak im Bereich von 3434 cm−1 in Abb. 4a hängt mit den Streckschwingungen der OH-Gruppen im TG zusammen. Der Absorptionspeak bei 1738 cm−1 wird den esterischen Carbonylgruppen im TG zugeordnet. In Abb. 4b entspricht der Absorptionspeak bei 1455 cm−1 der Biegeschwingung von –CH2 von CMT. Der Absorptionspeak bei 1648 cm−1 hängt mit der asymmetrischen Streckschwingung –COO– zusammen, die mit den sauren Carbonylgruppen und Estereinheiten von CMT überlappt und einen breiten Peak erzeugt. Gemäß Abb. 4c hängt der bei 3504 cm-1 beobachtete Absorptionspeak mit den sauren Hydroxylgruppen von AAc zusammen, die mit den N-H-Streckschwingungen von AAm überlappen. Der Absorptionspeak bei 1600–1700 cm−1 ist im Vergleich zum Adsorptionspeak der Carboxymethylcarbonylgruppe aufgrund der Carbonylgruppen von AAc und AAm im Pfropfcopolymer verstärkt. Die Absorptionspeaks von 1077 cm−1 und 1016 cm−1 weisen auf die Streckschwingung von CO hin, die bei der Bildung eines Copolymers entsteht. Diese Beobachtungen können ein guter Beweis für die Bildung einer Bindungspolymerisation sein25,26.

Die FT-IR-Spektren von TG (a), CMT (b) und CMT-g-poly (AAc-co-AAm) (c).

Abbildung 5 zeigt die Feldemissions-Rasterelektronenmikroskopie (FESEM) von TG, CMT und CMT-g-Poly (AAc-co-AAm). Wie in Abb. 5 gezeigt, ist die Morphologieänderung der TG-Oberfläche (Abb. 5a) nach ihrer Modifikation im CMT-FESEM-Bild (Abb. 5b) zu beobachten. Darüber hinaus ist die raue Oberfläche von CMT nach der Pfropfcopolymerisation weicher geworden (Abb. 5c). Diese Bilder zeigen das gleichmäßige Wachstum von Poly (AAc-co-AAm) auf der CMT-Oberfläche und bestätigen explizit die Copolymerisation von AAc und AAm auf dem CMT.

FESEM-Aufnahmen von (a) TG, (b) CMT und (c) CMT-g-poly (AAc-co-AAm).

Abbildung 6 zeigt die XRD-Spektren von TG, CMT und CMT-g-poly (AAc-co-AAm). Aus Abb. 6 geht hervor, dass TG teilweise kristallin ist und nach der Modifizierung und Umwandlung in CMT eine deutliche Abnahme der Kristallinität zu verzeichnen ist. Die Abnahme der Kristallinität kann auf den Effekt des Ersatzes von Hydroxylgruppen durch Carboxymethylgruppen zurückgeführt werden. Das Aufbrechen von Wasserstoffbrückenbindungen führt zu einer Abnahme der Kristallinität von TG. Nach dem Aufpfropfen von AAc und AAm auf CMT nimmt die Kristallinität aufgrund der Zunahme der Hydroxylgruppen im CMT-g-Poly (AAc-co-AAm) zu.

XRD-Spektren von TG, CMT und CMT-g-poly (AAc-co-AAm).

Je höher die Quellrate des Hydrogel-Absorptionsmittels ist, desto höher sind die Adsorptionsrate und die Schadstoffadsorptionsrate. Um die Quellung von CMT-g-Poly (AAc-co-AAm) zu messen, wurden 0,01 g davon abgewogen und zu verschiedenen Zeitpunkten in einen Behälter mit 50 ml entionisiertem Wasser gegeben. Abbildung 7a zeigt das Quellverhältnis (SR, g/g) des CMT-g-Poly (AAc-co-AAm) in verschiedenen Zeiträumen. Wie in Abb. 7a dargestellt, erreicht das synthetische Hydrogel nach 30 Minuten das Quellgleichgewicht. Um im nächsten Schritt die Quellung des Polymers bei verschiedenen pH-Werten zu überprüfen, wurden 0,01 g davon sorgfältig abgewogen und 30 Minuten lang in ein Becherglas mit 50 ml entionisiertem Wasser mit unterschiedlichen pH-Werten gegeben, was in Abb. 7b dargestellt ist. Gemäß Abb. 7b nimmt mit steigendem pH-Wert der Lösung die Quellung von CMT-g-Poly (AAc-co-AAm) zu, sodass bei pH = 9 der SR des synthetischen Hydrogels das 177-fache seines Wertes erreicht Ursprünglicher Wert. Mit zunehmendem pH-Wert der Lösung werden die Carboxylgruppen des Adsorbens in Carboxylat-Anionen umgewandelt und aufgrund der Abstoßung zwischen den COO−-Gruppen nimmt die Quellung des Adsorbens in Wasser zu.

Quellverhalten von CMT-g-Poly (AAc-co-AAm) bei (a) verschiedenen Zeiträumen und (b) verschiedenen pH-Werten.

Der pH-Wert der Lösung ist der erste wichtige Faktor im Adsorptionsprozess. Um den Einfluss des pH-Werts der Lösung auf die Oberflächenadsorption von PEN auf CMT-g-Poly (AAc-co-AAm) zu untersuchen, wurden PEN-Lösungen hergestellt und ihr pH-Wert wurde unter Verwendung von Natriumhydroxid- und Salzsäurelösungen in den gewünschten Mengen eingestellt. Abbildung 8 zeigt die Ergebnisse der Untersuchung der Auswirkung des pH-Werts der Lösung auf den Adsorptionsprozess von PEN an CMT-g-Poly (AAc-co-AAm). Wie ersichtlich ist, gibt es keine signifikante Änderung der Entfernungseffizienz mit pH-Änderungen. In einer von Wang und seinen Kollegen durchgeführten Studie wurde die Entfernung von Triazolverbindungen mithilfe eines Graphen/Fe3O4-Nanokomposits untersucht und es wurde beobachtet, dass Änderungen im pH-Wert der Lösung nur sehr geringe Auswirkungen auf die Entfernungseffizienz dieser Verbindungen haben4. Triazolverbindungen sind normalerweise amphoter und elektrostatische Wechselwirkungen sind beim Adsorptionsmechanismus dieser Verbindungen nicht wirksam. Hier lässt sich sagen, dass Wechselwirkungen im Zusammenhang mit Wasserstoffbrückenbindungen zwischen PEN und CMT-g-Poly (AAc-co-AAm) die dominierenden Wechselwirkungen bei der Oberflächenadsorption von PEN sind.

Der Einfluss des pH-Werts auf die Adsorption von PEN an CMT-g-Poly (AAc-co-AAm).

Bei der Untersuchung von Adsorptionssystemen ist es notwendig, die Kinetik des Adsorptionsprozesses zu kennen, da kinetische Studien dabei helfen, das Ausmaß der Schadstoffadsorption auf der Adsorptionsmitteloberfläche bei einem bestimmten Druck oder einer bestimmten Konzentration zu bestimmen. Die Adsorptionskinetik bezieht sich auf die Untersuchung wirksamer Faktoren beim Erreichen des Gleichgewichts zu einem bestimmten Zeitpunkt. Um den Adsorptionsmechanismus und den Prozess, der die Adsorptionsrate steuert, besser zu verstehen, werden verschiedene kinetische Modelle verwendet. In der vorliegenden Studie wird die Adsorptionskinetik anhand der Modelle PFO, PSO und Elovich untersucht. Abbildung 9 zeigt das spektrophotometrische Spektrum von PEN zu verschiedenen Zeiten nach Kontakt und Oberflächenadsorption auf CMT-g-Poly (AAc-co-AAm). Nach 45-minütigem PEN-Kontakt mit dem Adsorptionsmittel erreicht der Adsorptionsprozess ein Gleichgewicht.

UV-Vis-Absorptionsspektren von PEN zu verschiedenen Zeiten nach Adsorption an CMT-g-Poly (AAc-co-AAm).

Die Adsorptionskinetik wird normalerweise in vier aufeinanderfolgenden Stufen ausgedrückt, zu denen (1) die Übertragung des Adsorbats von der Lösungsmasse auf die Grenzschicht um das Adsorptionsmittel und (2) die Übertragung des Adsorbats von der Grenzschicht auf die äußere Oberfläche des Adsorptionsmittels gehören Adsorbens (externe Penetration), (3) die Übertragung in das Adsorbens (interne Penetration) und (4) die Wechselwirkung zwischen dem Adsorbat und den endgültigen Adsorptionsstellen. In der Zwischenzeit erfolgen die Schritte 1 und 4 sehr schnell und sind nicht an der Bestimmung der Gesamtgeschwindigkeit des Adsorptionsprozesses beteiligt, und äußere Einflüsse und innere Einflüsse sind die Hauptwiderstände. Hier wurden die kinetischen Daten der PEN-Adsorption an CMT-g-Poly (AAc-co-AAm) mit den kinetischen Modellen PFO, PSO und Elovich angepasst, wie in Abb. 10a – d dargestellt. Außerdem sind die Werte der Konstanten dieser Modelle in Tabelle 1 dargestellt. Wie man sehen kann, stimmt das kinetische Modell pseudo-zweiter Ordnung besser mit den kinetischen Daten der PEN-Adsorption überein. In diesem Modell wird die Adsorptionskinetik durch die Absorptionskapazität und die Schadstoffkonzentration gesteuert27.

Adsorptionskinetik von PEN auf CMT-g-poly (AAc-co-AAm) (a), die entsprechenden kinetischen Diagramme der Modelle pseudo-erster Ordnung (b), pseudo-zweiter Ordnung (c) und Elovich-Modelle (d) für die Adsorption von PEN auf CMT-g-poly (AAc-co-AAm) bei einer Anfangskonzentration von 30 mg L−1.

Adsorptionsisothermen, die den Zusammenhang zwischen Schadstoffkorrelation und Adsorptionsrate zeigen, werden in konstanten Experimenten mit einer Reihe von Experimenten durchgeführt und bei der Adsorption verglichen und sind sehr aussagekräftig für das Verständnis des Adsorptionsmechanismus. Hier wurden die für PEN erhaltenen Adsorptionsdaten an drei gängige Langmuir-, Freundlich- und Temkin-Isothermenmodelle angepasst, um den Adsorptionsmechanismus auf CMT-g-Poly (AAc-co-AAm) zu ermitteln. Die Adsorptionsmenge organischer Schadstoffe kann aufgrund der räumlichen Persistenz begrenzt sein, die Stärke oder Energie der Adsorption hängt jedoch von der Wechselwirkung zwischen dem Adsorptionsmittel und dem Schadstoff ab. Abbildung 11a–c zeigt die Anpassungsergebnisse der PEN-Adsorptionsdaten für diese drei Modelle. Tabelle 2 zeigt die Werte der Konstanten dieser Modelle zusammen mit den Korrelationskoeffizienten. Gemäß dem Langmuir-Modelldiagramm beträgt die maximale Adsorptionskapazität (qmax) des Adsorbens für PEN 196,08 mg/g, was im Vergleich zu anderen Studien zur Entfernung von PEN eine höhere Adsorptionskapazität des synthetischen Hydrogel-Adsorbens aufweist6. Die mithilfe der Langmuir-Isotherme berechneten Werte des Trennfaktors (RL) sind in Tabelle 3 angegeben. Gemäß den Korrelationskoeffizienten der Regressionsgeraden eignet sich das Freundlich-Isothermenmodell besser zur Beschreibung der Oberflächenadsorption von PEN. Auch wenn man bedenkt, dass das Langmuir-Modell auf der Reversibilität der Oberflächenadsorptionswirkung basiert und die niedrige Absorptionskonstante von PEN auf CMT-g-poly (AAc-co-AAm) berücksichtigt, kann man sagen, dass das Freundlich-Modell mehr ist geeignet, den Prozess zu beschreiben. Das Freundlich-Isothermenmodell zeigt die Heterogenität der Kontaktoberfläche im Oberflächenadsorptionsprozess. Dieses Modell betont auch die Adsorption mehrerer Adsorptionsmittelschichten auf dem Adsorptionsmittel und die stärkeren Bindungsstellen werden zuerst vom Adsorptionsmittel besetzt. Wenn man bedenkt, dass das Verhältnis von 1/n in der Freundlich-Gleichung höher als 1 ist, ist daher die Coadsorption von PEN auf CMT-g-poly (AAc-co-AAm) denkbar23.

Adsorptionsisothermen (a) Langmuir (b) Freundlich und (c) Temkin von PEN auf CMT-g-poly (AAc-co-AAm).

Um die Reproduzierbarkeit von CMT-g-Poly (AAc-co-AAm) bei der Entfernung von PEN zu überprüfen, wird eine bestimmte Menge davon mit der PEN-Lösung in Kontakt gebracht und nach dem Waschen und Trocknen des Absorptionsmittels in eine frische Lösung gegeben nächsten Zyklus. Es wird aus PEN platziert. In der vorliegenden Studie wurde diese Arbeit bis zu 5 Zyklen und im pH-Bereich von Oberflächengewässern untersucht. Gemäß Abb. 12 erreicht die Entfernungsrate von PEN nach 5 Zyklen 66–56 %, was auf die gute Stabilität von CMT-g-poly (AAc-co-AAm) bei der Entfernung von PEN hinweist.

Recyclingfähigkeit von CMT-g-poly (AAc-co-AAm) zur PEN-Entfernung in bis zu 5 Zyklen.

In dieser Arbeit wurde CMT-g-poly (AAc-co-AAm) durch die radikalische Polymerisationsmethode hergestellt. Die Adsorption von PEN (Topas 20 %) auf CMT-g-poly (AAc-co-AAm) wurde untersucht. Die Ergebnisse der Untersuchung der Auswirkung des pH-Werts der Lösung auf den Adsorptionsprozess von PEN an CMT-g-Poly (AAc-co-AAm) zeigten, dass sich die Entfernungseffizienz bei Änderungen des pH-Werts nicht wesentlich ändert. Triazolverbindungen sind normalerweise amphoter und elektrostatische Wechselwirkungen sind beim Adsorptionsmechanismus dieser Verbindungen nicht wirksam. Die Adsorptionsisothermenstudie zeigte, dass die Ergebnisse eher mit dem Freundlich-Isothermenmodell übereinstimmen. Die aus dem Langmuir-Modell ermittelte maximale Adsorptionskapazität ergab einen Wert von 196,08 mg/g, was ein guter Wert für das synthetische Adsorptionsmittel ist. Die Untersuchung der Adsorptionskinetik zeigt außerdem, dass die Oberflächenadsorption von PEN besser durch das Pseudo-Modell zweiter Ordnung beschrieben wird. Die Reproduzierbarkeit von CMT-g-poly (AAc-co-AAm) bei der Entfernung von PEN ist für bis zu 5 Zyklen günstig. Aufgrund der guten Beständigkeit von Fungiziden im Wasser und der Notwendigkeit, diese zu reduzieren und zu entfernen, kann das synthetische Adsorptionsmittel daher als kostengünstiges Adsorptionsmittel zur Entfernung dieser Pestizide eingesetzt werden und gute Ergebnisse erzielen.

Die während der aktuellen Studie verwendeten und/oder analysierten Datensätze sind auf begründete Anfrage beim jeweiligen Autor erhältlich.

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Diese Forschung erhielt keine externe Finanzierung.

Abteilung für Analytische Chemie, Fakultät für Chemie, Universität Urmia, Urmia, Iran

Magsoud Lotfi & Morteza Bahram

Abteilung für Organische Chemie, Fakultät für Chemie, Universität Urmia, Urmia, Iran

Peyman Najafi Moghadam

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MB stellte die Grundidee vor. ML führte die Experimente durch und verfasste den Entwurf des Manuskripts. PNM trug zur Hauptidee bei und redigierte das Manuskript. Alle Autoren haben das endgültige Manuskript gelesen und genehmigt.

Korrespondenz mit Morteza Bahram.

Die Autoren geben an, dass keine Interessenkonflikte bestehen.

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Nachdrucke und Genehmigungen

Lotfi, M., Bahram, M. & Najafi Moghadam, P. Die Untersuchung der Entfernung des Penconazol-Fungizids aus Oberflächenwasser unter Verwendung eines Hydrogels auf Carboxymethyltraganth-Basis, gepfropft mit Poly(acrylsäure-co-acrylamid). Sci Rep 13, 13569 (2023). https://doi.org/10.1038/s41598-023-40862-7

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Eingegangen: 08. Mai 2023

Angenommen: 17. August 2023

Veröffentlicht: 21. August 2023

DOI: https://doi.org/10.1038/s41598-023-40862-7

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