Eliminación de U(VI) de sistemas acuosos diluidos por sorción

Scientific Reports volumen 12, Número de artículo: 16951 (2022) Citar este artículo

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Los legados de las actividades pasadas de extracción y molienda de uranio para la fabricación de combustible nuclear siguen siendo motivo de preocupación y requieren una evaluación y medidas correctivas por parte de los investigadores de todo el mundo. La descarga de agua contaminada con uranio en el medio ambiente es una cuestión de regulación (Organización Mundial de la Salud, OMS—15 μg/L, Legislación rumana, RO—21 μg/L), medio ambiente y salud. Por lo tanto, varias tecnologías de eliminación de U(VI) de soluciones acuosas diluidas incluyen precipitación química, intercambio iónico, adsorción, inmovilización en nanopartículas de hierro de valencia cero, etc., que se han aplicado ampliamente. Nuestra investigación anterior ha estudiado la eliminación de U(VI) de sistemas acuosos diluidos, como aguas de mina, utilizando nanomateriales basados en Fe0 sintetizados en el laboratorio (NMS) (Crane et al. en Water Res 45:2391–2942, 2011). El sistema acuoso rico en carbonato se trató con NMS para eliminar el U(VI). Se observó que después de media hora de tiempo de reacción solo se eliminó alrededor del 50% debido a su alta tendencia a formar complejos carbonatados solubles estables. Considerando eso, el presente artículo tiene como objetivo investigar la técnica de Sorción/Flotación, utilizando un sorbente generado in situ Fe2O3 · nH2O y un surfactante de oleato de sodio para remover U(VI) de sistemas acuosos diluidos y actualizar el conocimiento sobre el mecanismo del proceso. Para determinar la eficiencia de eliminación de U(VI), se estudiaron los factores que influyen: pH, dosis de sorbente, concentración de surfactante, tiempo de contacto, velocidad de agitación, concentración de U(VI), presión de aire en el recipiente de agua a presión y el efecto de algunos iones de metales pesados acompañantes (Cu(II), Cr(VI) y Mo(VI)). Se monitoreó la eficiencia de remoción (%R) y sus valores máximos permitieron establecer los parámetros óptimos de separación (los parámetros de proceso establecidos), los cuales fueron validados en muestras reales de agua de mina (MW). Se obtuvieron altas eficiencias de remoción de U (VI) %R > 98%. Se aplicó la técnica de sorción/flotación para eliminar el U(VI) de dos tipos de muestras de agua de mina reales, a saber, "simple" y "pretratada con NMS", respectivamente. Para las muestras de agua de mina pretratadas con NMS, funcionó en dos variantes: con y sin corrección de pH. Para un rango de pH = 7,5–9,5, relaciones molares [U(VI)] : [Fe(III)] = 1 : 75, [U(VI)] : [NaOL] = 1 : 1 × 10–2, tiempo de contacto 30 min., velocidad de agitación 250 RPM, concentración inicial de U(VI) 10 mg·L−1, presión de aire en recipiente de agua a presión se obtiene p = 4 × 105 N·m−2 %R > 98%. Se ha encontrado que la sorción/flotación puede funcionar con buenos valores de %R como una operación independiente o junto con el pretratamiento NMS del agua de la mina y el ajuste del pH demostró ser altamente eficiente (CU(VI) < 1·10– 3 mg·L−1).

La contaminación radiactiva del medio ambiente causada por el procesamiento hidrometalúrgico de los minerales de uranio, además de la contaminación cruzada generada por otros metales pesados utilizados en esta industria, sigue siendo un desafío para los científicos y una gran amenaza para la salud humana en todo el mundo2,3,4. El agua de mina generada por los fenómenos meteorológicos es un importante contaminante radiactivo y moviliza cantidades significativas de U(VI), además de otros metales pesados acompañantes como Cu (II), Cr (III + VI) y Mo (VI), y en consecuencia, necesita tecnologías de remediación altamente eficientes3,5. Desafortunadamente, las tecnologías de remediación desarrolladas como procesos de complejación6, coprecipitación7,8,9,10, reacciones redox9, intercambio iónico11,12, extracción por solventes13,14, adsorción en diferentes materiales15,16,17,18,19 biorremediación20,21 y la inmovilización sobre nanomateriales5,18,22,23,24,25,26 presenta ventajas y desventajas específicas. Un ejemplo de ventaja específica es el desarrollo de nuevos adsorbentes con propiedades modificadas que ofrecen una multitud de aplicaciones mejoradas, incluida la selectividad. En el caso de la eliminación de uranio de una solución acuosa, se pueden observar algunas investigaciones para este propósito. Quitosano reticulado usando glutaraldehído en presencia de magnetita. La resina se modificó químicamente a través de la reacción con tetraetilenpentamina (TEPA) para producir quitosano que contiene amina. Esta resina mostró una mayor afinidad hacia la captación de iones UO22+ del medio acuoso27. Compuesto de quitosano base de Schiff con propiedades magnéticas. Esta composición mostró alta afinidad y rápida cinética para la sorción de iones UO22+28. Nanopartículas magnéticas de quitosano funcionalizadas por injerto de dietilentriamina (DETA) y ditizona para mejorar la sorción de U(VI) a un pH de alrededor de 529. La fosforilación de gomas de guar combinadas con quitosano preparan un sorbente eficaz para la eliminación de U(VI) de soluciones ligeramente ácidas. Además, si se realiza la fosforilación de nanocompuestos de gomas de guar/magnetita/quitosano tiene efectos antibacterianos contra bacterias Gram+ y Gram−30. Otro sorbente nuevo e interesante para U(VI) son las perlas de sílice funcionalizadas con polímeros a base de urea o tiourea31. Ejemplos de desventajas son los métodos químicos, el intercambio iónico y la extracción con solventes. Son altamente eficientes en el tratamiento de efluentes que contienen grandes cantidades de contaminantes, pero son prohibitivos para remediar sistemas acuosos diluidos (soluciones 10–3–10–6 M).

La flotación es una de las técnicas de separación de burbujas por absorción, que implica la eliminación de iones inactivos superficiales de sistemas acuosos homogéneos y heterogéneos mediante la introducción de un tensioactivo para convertirlos en iones tensioactivos y el paso posterior de burbujas microdispersas de gas a través de la solución en una espuma. columna de separación. Los iones tensioactivos, que se absorben en las superficies de las burbujas ascendentes, pueden transportarse hacia arriba hasta la parte superior de la columna de separación de espuma y, por lo tanto, eliminarse del sistema acuoso como espuma condensada (superficie).

En el proceso de separación, las propiedades de las fases participantes son importantes: propiedades de interfaz superficial de la fase líquida; alta hidrofobia y baja densidad para especies en espuma concentrada; dimensión homogénea de las burbujas de gas, que proporciona la transferencia de masa líquido-espuma; el flujo de gas óptimo para la agregación de partículas de burbujas en la espuma.

Las diferentes variantes tecnológicas como la flotación iónica4,32,33,34,35, la flotación de precipitados36, la sorción-flotación12,35,37,38,39,40, la flotación por adsorción coloidal41, la electroflotación42, la flotoextracción43,44, han demostrado su gran eficiencia de descontaminación de una amplia variedad de sistemas acuosos diluidos45,46,47,48,49,50,51,52.

Las principales ventajas son alta selectividad, adaptabilidad, alta eficiencia de remoción, posibilidad de ser aplicado para la remoción de especies iónicas, moleculares, coloidales y microdispersas de naturaleza inorgánica u orgánica35,48,49,50,51,52. Sin embargo, algunos de ellos tienen desventajas, como la electro-flotación, que consume energía, y la flotación con gas disperso, que proporciona burbujas no homogéneas y requiere material poroso resistente y de alta calidad. Entre las técnicas de generación de burbujas, se prefiere la técnica de flotación por aire disuelto (DAF) porque proporciona pequeñas burbujas homogéneas in situ.

La aplicación de DAF implica dos variantes: (a) presurización directa mediante la introducción del flujo de aire en la muestra de agua acondicionada con reactivos sometidos a flotación; (b) dilución con agua recirculada bajo presión de la muestra acondicionada con reactivos, antes de la flotación. Industrial es la última opción porque es rentable y funciona en instalaciones pequeñas, compactas y relativamente sencillas. Rapidez (tiempo de contacto de flotación inferior a 5 min.), versatilidad (remoción de sustancias orgánicas y metales pesados como cobre, cromo y molibdeno), sencillez de instalación, son otras de las ventajas que recomiendan este método de separación.

La movilidad de U(VI) depende en gran medida de los cambios en el pH, la variación del potencial redox en el medio ambiente y la presencia de otras especies neutras y/o iónicas, como ácidos húmicos, sulfato, fosfato e iones de carbonato, que interactúan con los iones de uranilo, y los convierte en complejos altamente solubles. Por ejemplo, el carbonato genera complejos de uranilo-carbonato altamente estables y juega un papel clave en su biogeoquímica y biodisponibilidad53.

Teniendo en cuenta la química compleja de las aguas de mina contaminadas con uranio, además de la contaminación ambiental causada por otras industrias que utilizan metales pesados tóxicos como Cu (II), Cr (VI) y Mo (VI), este estudio tiene como objetivo investigar la eliminación de U(VI) por sorción/flotación de precipitados de sistemas acuosos mono y multicontaminados como análogos naturales y, respectivamente, muestras reales de agua de mina, con el fin de actualizar los conocimientos adquiridos sobre el mecanismo del proceso.

El sorbente utilizado en este estudio se genera in situ y consta de Fe2O3 × n H2O y se seleccionó teniendo en cuenta las propiedades fisicoquímicas del hierro y la alta eficiencia de separación de una amplia variedad de contaminantes, incluido el U(VI) y los metales pesados que lo acompañan5,23,24,54 . Esta elección se hizo para obtener las ventajas que ofrece: (i) la circulación de un pequeño volumen de reactivo con Fe(III) para generar el soporte adsorbente; (ii) la reducción de los costes de obtención del soporte adsorbente; (iii) asegurar el contacto óptimo con U(VI) a través de su estructura suelta y escamosa; (iv) la reducción del tiempo de reacción y del volumen de residuos generados. Aunque el hidróxido de hierro no es único, es una alternativa ecológica y de bajo costo a los adsorbentes sintetizados.

Para aumentar la hidrofobicidad del sorbente cargado con U(VI), se introdujo en el sistema un colector (surfactante), que en este caso es oleato de sodio (NaOL), C18H33O2Na. Ha sido preferido sobre otros porque es un reactivo común y económico debido a su baja toxicidad, accesibilidad, alta disponibilidad y seguridad comprobada en sus usos alimentarios como aglutinante, emulsionante, antiaglomerante y aditivo indirecto55. La larga cadena C del oleato de sodio explica la alta hidrofobicidad y las propiedades tensioactivas (surfactantes) del oleato de sodio48,49,50,51,52.

La investigación presentada en este trabajo se justifica por el interés científico práctico mostrado anteriormente4,12,32,33,34,35,37,38,39.

Investigaciones previas1 sobre la eliminación de U(VI) en nanomateriales a base de Fe0 sintetizados en el laboratorio (NMS) han demostrado su eficacia en la eliminación de U(VI) del agua de mina rica en carbonatos en aproximadamente una hora, pero después de más de 24 h de tiempo de reacción un proceso de desorción debido a la aparición soluble de complejos de uranilo-carbonato5. Por lo tanto, la tecnología tándem combinada NMS-Sorción/Flotación se está convirtiendo en una alternativa de tratamiento prometedora. Por lo tanto, la novedad de este trabajo en comparación con investigaciones anteriores es la propuesta de una nueva tecnología de remediación que utiliza la reactividad de los nanomateriales a base de hierro y la eficiencia de separación de la técnica DAF.

Todos los reactivos fueron grado analítico MERCK. Todas las soluciones se prepararon con agua purificada Mili-Q (resistividad > 18,2 MΩ·cm).

Na4[UO2(CO3)3], solución madre (1 g·L−1 U(VI)) y solución de trabajo (10 mg·L−1) se prepararon utilizando acetato de uranilo (UO2(CH3COO)2·H2O) y carbonato de sodio anhidro (Na2CO3);

Cu (NO3)2, MoO3·H2O y K2CrO4, soluciones de trabajo (10 mg L−1) de Cu(II), Cr(VI) y Mo(VI);

NaOH y HCl, soluciones de ajuste de pH (0,01 M y 0,1 M);

FeCl3, soluciones (0,01 M y 0,1 M) para adsorbente generadas in situ;

Soluciones de NaOL: 0,25 M, 0,25 × 10–3 M y 0,025 × 10–3 M.

NMS (nanomateriales basados en Fe0) sintetizados en el laboratorio1

Agitador Heidolph Vibramax 100, con velocidad variable.

pH-metro 290A ORION;

espectrofotómetro de absorción atómica UNICAM PAY SP9 para determinación de Cu (II), Cr (VI) y Fe (III);

Espectrofotómetro CINTRA 404 UV-VIS para determinación de U(VI) y Mo (VI).

UHPLC PLATINblue para determinación de NaOL

Espectrofotómetro FT-NIR MB3600-AAA para espectros IR.

Analizador Netzsch TG 449 C STA Jupiter para análisis térmico de muestras sólidas.

Los experimentos se realizaron en modo discontinuo. La muestra de U(VI) (200 mL) se puso en contacto con solución de Fe(III) mezclada con NaOH 0.1 M en varias relaciones molares [U(VI)]:[Fe(III)] agitada continuamente por un tiempo previamente establecido de 30 min56 . Después de ajustar el pH, la muestra se puso en contacto con el surfactante (NaOL) en varias relaciones molares [NaOL]: [U(VI)] y se transfirió a la celda de flotación, que está acoplada a un recipiente de agua a presión. El recipiente se llena con agua saturada de aire a una presión de 5 × 105 N·m−2. Se introdujo una alícuota de agua a presión (relación de dilución Vmuestra: Vagua = 3 : 1) en la base de la celda de flotación y se generaron microburbujas de tamaño uniforme. Así, se adhirieron a la superficie del sólido formado (sorbente generado in situ y cargado de U(VI) en su superficie) y asciende hasta la parte superior de la celda de flotación. El tiempo de flotación fue de 5 min hasta que se separó toda la espuma en la parte superior. Se analizó la concentración residual de U(VI), Fe(III) y NaOL. Todos los experimentos se triplicaron.

El estudio de los factores que influyen (pH, relación molar, concentraciones de iones metálicos, aire necesario, etc.) por %R = f(propiedad)max estableció las condiciones óptimas para la separación de U(VI).

La eficiencia de remoción se calculó de acuerdo con la ecuación:

dónde,

Ci es la concentración inicial de iones metálicos (mg·L−1);

Cf es la concentración final de iones metálicos (mg·L−1).

El proceso de adsorción de U(VI) en condiciones de trabajo se caracteriza por una dinámica isotérmica y los modelos cinéticos, respectivamente. Los resultados obtenidos56 sugieren que el proceso es mixto e involucra interacciones tanto físicas como químicas entre las especies acuosas de U(VI) y Fe(III) (coprecipitación). Con base en los coeficientes de correlación (R2), los datos de equilibrio de sorción se ajustaron a los modelos de isoterma en el siguiente orden: Langmuir (0,9808) > Temkin (0,8715) > Freundlich (0,8344). Los valores cercanos de KF, Qeexp y Qecalc sugieren que el proceso involucra quimisorción en buen acuerdo con el hecho de que ha seguido la cinética de pseudo-segundo orden como lo confirman otros estudios57,58.

Dos tipos de muestras de agua de mina (MW), a saber, "simple" y "pretratada con NMS" respectivamente (Vmuestra = 400 mL, rango de pH = 7,5–9,5, mNMS = 0,1 g, τcontacto = 30 min, tasa de agitación 250 RPM ) fueron sometidos a un proceso de Sorción/Flotación previamente estudiado. Se recolectaron muestras de agua de mina (MW1–3) de un antiguo sitio de extracción de uranio situado en la región de Banat.

En cuanto a las muestras de “pretratamiento con NMS”, se menciona que el nanomaterial utilizado tiene las siguientes características1:

el área superficial (por análisis BET) fue de 14,8 m2/g para más del 80 % de las nanopartículas estudiadas;

distribución del tamaño de partículas (por análisis TEM) en el rango de 0 a 50 nm;

El análisis XRD de la cristalinidad reveló una estructura desordenada/amorfa;

El análisis XPS de la composición química de la superficie condujo a % Fe = 30,5, % O = 32,1, % C = 14,5 y % B = 22,9;

el espesor del óxido (por análisis XPS) fue de 3 a 4 nm;

química superficial (Fe0 / Fe2+ = 0,02 y Fe2+ / Fe3+ = 0,38) 1;

El pH es extremadamente importante porque determina la carga, la estructura y la concentración de especies de U(VI) en sistemas acuosos diluidos (Fig. 1). Las especies de U(VI) se calcularon usando el software Phreeqc Interactive 3.2.2 y la base de datos llnl.dat considerando solo la solución acuosa simple de Na4[UO2(CO3)3] que contiene 0,042 mM de U(VI) (10 mg·L−1 U (VI)), respectivamente (concentración principal de las muestras experimentales). El pH osciló entre 2 y 12 para cubrir todos los tipos de aguas naturales, como las altamente ácidas del drenaje minero ácido y las de la industria minera del uranio. La fuerza iónica fue determinada por el software.

Especies de U(VI) en la mezcla U(VI) + Fe(III) calculadas con el software Phreeqc Interactive 3.2.2 y la base de datos llnl.dat. (a) complejos de hidróxido; (b)—complejos carbonáticos.

Los cálculos de especies se realizaron teniendo en cuenta el sistema acuoso simple que contiene solo la sustancia química simple sin adición de sales para garantizar una fuerza iónica constante. La fuerza iónica fue calculada por el software. La suma de fracciones molares fue 1, considerando todas las especies involucradas. No se mostraron especies con fracciones molares muy pequeñas.

Las curvas obtenidas para [U(VI)] = 0,042 mM están de acuerdo con la literatura59. De acuerdo con los datos calculados que se muestran en la Fig. 1, las especies probables de U(VI) que se encuentran en el rango de pH de 7,0 a 9,5 son: (a) complejos de hidróxido—UO2(OH)2, [UO2(OH)3]−, [ (UO2)3(OH)7]−, y complejos de carbonato—UO2CO3, [UO2(CO3)2]−2, [UO2(CO3)3]−4 y [(UO2)2CO3(OH)3]− de acuerdo con la literatura53,59. Las especies de hidróxido y carbonato de U(VI) se trazaron por separado, debido a las diferentes proporciones de fracción.

En la figura 2 se muestran las especies de sorbente Fe(III) calculadas con el software Phreeqc Interactive 3.2.2 y la base de datos llnl.dat.

Especies acuosas de Fe (III) en la mezcla U (VI) + Fe (III) calculadas por el software Phreecq Interactive 3.1.1-8288 utilizando la base de datos llanl.dat.

En la Fig. 2 se observa que el Fe2O3·nH2O se forma en el rango de pH entre 7,0 y 9,0, idéntico al de [(UO2)2CO3(OH)3]− y UO2(OH)2. Por lo tanto, como resultado, existe una competencia entre estas especies. Su formación respeta el orden ascendente del producto de solubilidad (Ksp) Ksp, Fe(OH)3 = 4 · 10–38 < Ksp, UO2(OH)2 = 1,1 · 10–22 < Ksp, UO2CO3 = 1,8 · 10–12 < Ksp, FeCO3 = 10–10.560,61.

La influencia del pH en la eficiencia de remoción ha sido estudiada en la sorción/flotación del precipitado mediante la función %R = f(pH) (Fig. 3).

%RU(VI) y CU(VI) = f(pH), Vmuestra = 200 mL, tasa de agitación 250 RPM, [U(VI] : [Fe (III)] : [NaOL] = 1 : 100 : 1, contacto tiempo 30 min, p = 4 × 105 N·m−2, relación de dilución Vmuestra : Vagua = 3 : 1

Las muestras de U(VI) (200 mL) de 10 mg·L−1 de U(VI) se pusieron en contacto con solución de Fe(III) en relación molar [U(VI)]: [Fe(III)] = 1:100, lo cual se determinó mediante pruebas preliminares62 bajo agitación constante (250 RPM) durante 30 min para generar el adsorbente in situ (Fe2O3·nH2O). El ajuste de pH se realizó en el rango de pH de 7,0 a 9,5 correspondiente a la cantidad máxima de adsorbente (Fig. 4). Después de ajustar el pH, la muestra se puso en contacto con el surfactante (NaOL) a la relación molar [NaOL]: [U(VI)] = 1:151,63, se transfirió a la celda de flotación y se diluyó en una relación de dilución Vmuestra: Vagua : = 3 : 1 con agua destilada bajo presión, como se ha descrito anteriormente. Se analizaron las concentraciones residuales de U(VI).

(a) %RU(VI) = f ([U(VI)] : [Fe(III)]) en el rango de pH óptimo; (b) %RFe(III) = f([U(VI)] : [Fe(III)]) en el rango de pH óptimo (Vmuestra = 200 mL, tasa de agitación 250 RPM, tiempo de contacto 30 min, p = 4 × 105 N·m−2, relación de dilución Vmuestra : Vagua = 3:1).

Las mejores eficiencias de eliminación de U(VI) (%R > 98%) en valores muy cercanos se obtuvieron en un rango de pH de 7,5 a 9,5, lo que puede explicarse por las interacciones fisicoquímicas de las especies de U(VI) estudiadas por sorción y/o precipitación con especies de sorbente generadas in situ: [Fe (OH)2]+, Fe (OH)3 y [Fe (OH)4]− representados en la Fig. 2. Wang et al.64 han demostrado que la carga superficial del sorbente está influenciada por envejecimiento65 por su concentración y el potencial zeta de los sorbentes generados in situ es positivo a pH alrededor de 8, luego se vuelve negativo66.

La dosis de sorbente es importante para la eliminación altamente eficiente de especies de U(VI) de sistemas acuosos diluidos por sorción/flotación, siendo las posibles interacciones físicas (sorción) o químicas (coprecipitación). La cantidad óptima de adsorbente es un mínimo de residuos sólidos, pero un máximo de soporte adsorbente que asegure la máxima eficiencia.

Las diferentes relaciones molares [U(VI)]:[Fe(III)] que oscilan entre 1:5 y 1:100 se obtuvieron utilizando volúmenes conocidos de soluciones de FeCl3 0,1 M y 0,01 M. Los ajustes de pH en el rango de 7,5 a 9,5 se realizaron utilizando soluciones de NaOH 0,1 M y 0,01 M. Los estudios se realizaron para los valores de pH 8,5, 9,0 y 9,5 (pH de aguas de mina reales). La concentración de tensioactivo utilizada fue la misma para todos estos experimentos para proporcionar la mejor separación de fase sólida. Las Figuras 4a, b muestran los resultados obtenidos para las concentraciones residuales de U(VI) y Fe (III) y la eficiencia de recuperación.

Relaciones molares menores [U(VI)] : [Fe(III)] entre 1:5 y 1:25 no fueron adecuadas porque las concentraciones de U(VI) superan el límite legal a nivel internacional67. La superficie de contacto sorbente-contaminante no fue eficiente para la remoción de U(VI) de acuerdo a la legislación vigente.

La relación molar [U(VI)]: [Fe (III)] = 1:75 y pH = 8,75, 9,0 y 9,5 corresponde a una eficiencia máxima de eliminación de U(VI) y Fe(III), %R = 99,96% (CU(VI) = 0,0044 mg·L−1 y CFe(III) = 0,01 mg·L−1 como valor medio).

En la flotación del precipitado, el consumo de surfactante es una relación molar subestequiométrica. Sin embargo, la concentración es importante porque la flotabilidad debería aumentar en términos de concentraciones por debajo de la concentración micelar crítica del surfactante68.

Para proporcionar la mejor separación del adsorbente cargado con U(VI), es necesario determinar la cantidad óptima de NaOL, que aumenta la hidrofobicidad y la flotabilidad de la fase sólida debido a su larga cadena C63. Las especies acuosas de oleato de sodio dependen del pH, por lo que se proporcionaron los mismos valores de pH para realizar los experimentos.

Según51,63 los equilibrios químicos que se deben considerar entre las especies de oleatos son:

donde: RH es ácido oleico; R- es ion oleato; R2H− es complejo ácido-jabón; R2HNa es sal de jabón ácido y R22− es dímero de oleato, respectivamente.

Los resultados de los experimentos se muestran en la Fig. 5.

(a) %RU(VI) = f([U(VI)] : [NaOL]) en el rango de pH óptimo; (b) %RFe(III) = f([U(VI)] : [NaOL]) en el rango de pH óptimo (Vmuestra = 200 mL, tiempo de contacto 30 min., velocidad de agitación 250 RPM, relación molar [U(VI )] : [Fe (III)] = 1 : 75, p = 4 × 105 N·m−2, relación de dilución Vmuestra : Vagua = 3 : 1).

Los resultados que se muestran en la Fig. 5 sugieren que la relación molar más confiable es [U(VI)] : [NaOL] = 1 : 1 × 10–2.

El tiempo de contacto incluye tanto el tiempo requerido para preparar el adsorbente in situ como el tiempo de ajuste del pH; el valor de pH de trabajo determinado de 8.75 estuvo de acuerdo con los datos de la literatura24,25,69 con respecto a la formación del precipitado de Fe2O3 ∙ n H2O dentro de los límites 7.0–9.5 como se muestra en la Fig. 2. Valores de %R en función del tiempo de contacto se muestran en la Fig. 6.

%R = f (tiempo de contacto), Vmuestra = 200 mL, tasa de agitación 250 RPM, pH = 8,75, [U(VI)] : [Fe (III)] : [NaOL] = 1 : 75 : 1 × 10–2 , p = 4 × 105 N·m−2, relación de dilución Vmuestra : Vagua = 3 : 1

Se puede observar que después de 30 min la eficiencia de remoción (%R) alcanza el valor máximo de 99.96. Un incremento adicional en el tiempo de contacto determina que no haya variación en la eficiencia de remoción (%R = 99.96). Por lo tanto, el tiempo de contacto elegido fue de 30 min porque no se justifica ningún otro valor superior.

Este factor es importante en la etapa de sorción de U(VI) en el adsorbente. Las altas velocidades de agitación determinan tamaños más pequeños de escamas de sorbente y la disminución de la eficiencia de eliminación de U(VI).

La Figura 7 indica que 250 RPM es la mejor tasa de agitación para obtener eficiencias de eliminación de U(VI) y Fe(III) > 98 %.

%R = f (velocidad de agitación), Vmuestra = 200 mL, tiempo de contacto 30 min, pH = 8,75, relación molar [U(VI)]: [Fe(III)]: [NaOL] = 1:75:1×10 –2, p = 4 × 105 N·m−2, relación de dilución Vmuestra : Vagua = 3 : 1

La presión del aire en el recipiente de agua a presión de la celda de flotación asegura la formación de burbujas homogéneas capaces de absorber el adsorbente sólido cargado con U(VI) y asegurar suficiente fuerza ascendente para que el adsorbente cargado se concentre en la parte superior de la columna de la celda de flotación. . Por lo tanto, una presión de aire baja no asegura estas condiciones y favorece el proceso inverso de depositar el adsorbente cargado en el fondo de la columna de la celda de flotación48,49. Los valores más altos de presión de aire producen turbulencia con un impacto negativo en la estabilidad del sorbente agregado cargado de burbujas.

Los resultados obtenidos y mostrados en la Fig. 8 sugieren que el mejor valor de trabajo de la presión del aire es p = 4·105 N·m−2, cuando la eficiencia de remoción es máxima: %RU(VI) = 99.96 y %RFe(III ) = 99,95%, respectivamente.

%R = f(p), Vmuestra = 200 mL, velocidad de agitación 250 RPM, tiempo de contacto 30 min, pH = 8,75, relación molar [U(VI)] : [Fe(III)] : [NaOL] = 1 : 75 : 1 × 10–2, p = 4 × 105 N·m−2, relación de dilución Vmuestra : Vagua = 3 : 1

La variación de la concentración de contaminantes tiene un impacto importante en la eficiencia de separación porque determina el consumo de reactivos y el volumen de sorbente cargado.

Como tal, cuando la concentración alcanza valores altos, aumenta el peso del adsorbente cargado y disminuye la flotabilidad de la fase sólida.

La figura 9 muestra el efecto del aumento de la concentración de U(VI) sobre la eficiencia de eliminación. Aumenta al 99,96% y luego disminuye ligeramente a concentraciones superiores a 20 mg·L−1.

%R = f(U(VI)), Vmuestra = 200 mL, velocidad de agitación 250 RPM, tiempo de contacto 30 min, pH = 8,75, relación molar [U(VI)] : [Fe (III)] : [NaOL] = 1 : 75 : 1 × 10–2, p = 4 × 105 N·m−2, relación de dilución Vmuestra : Vagua = 3 : 1

Los parámetros óptimos (a máxima eficiencia de remoción, %R) en el orden de las etapas del proceso de Sorción/Flotación son:

concentración de U(VI) 10 mg L−1;

Rango de pH de flotación 7,5–9,5;

U(VI) : dosis de sorbente, [U(VI)] : [Fe(III)] = 1: 75;

tiempo de contacto U(VI) con Fe(III) = 25 min.;

Tasa de agitación = 250 RPM;

Relación molar [U(VI)]: [NaOL] = 1: 1 × 10–2;

tiempo de contacto U(VI) con Fe(III) y NaOL = 5 min.;

Presión del aire, p = 4 × 105 N m−2;

Tiempo de flotación = 5 min.

Se prepararon siete muestras (Vmuestra = 200 mL) en las que se introdujeron 10 mg·L−1 de U(VI), Cu (II), Cr (VI) y Mo (VI) cada una, se sometieron a sorción/flotación de precipitado bajo los valores óptimos de los parámetros de trabajo previamente establecidos para observar las interacciones entre todas las especies iónicas. Los resultados sugieren que, en la solución multicomponente, Cu(II) y Fe(III) precipitan, y U(VI) podría ser absorbido y/o precipitado. Las especies de Mo (VI) y Cr (VI) también pueden absorberse en Fe2O3 ∙ n H2O generado in situ.

En el caso del Cu(II), los resultados obtenidos sugieren que a pH de trabajo = 8.75 precipita como Cu(OH)249,70,71,72.

La formación de precipitados tiene lugar en orden del producto más bajo al más soluble, es decir, Fe(OH)3 (Ksp = 2,79 × 10–39) < UO2(OH)2 (Ksp = 1,1 × 10–20) < UO2CO3 (Ksp = 1,8 × 10–12) < CuCO3 (Ksp = 1,4 × 10–10)49,60,61,70,71,72, según el principio expuesto anteriormente (3.1.1).

La principal especiación de Cr(VI) a pH de trabajo = 8,75 es CrO42− según la literatura73,74.

En el caso de las especies de Mo (VI), los investigadores señalaron que la principal especiación probable es MoO42− con un valor máximo de concentración a pH = 7, cuando las concentraciones de los otros dos, H2MoO4 y HMoO4−, son muy bajas75.

La Figura 10 muestra la influencia de los iones acompañantes en la eliminación de U(VI) por sorción/flotación de precipitados. Se puede observar que, cuando especies de Cu (II) y Mo (VI) acompañan a U(VI) en sistemas bicomponentes, la sorción de U(VI) no se ve influenciada por ellas a diferencia del caso de Cr (VI), que disminuye la remoción. eficiencia de U(VI).

Influencia de las especies iónicas metálicas acompañantes Ci = 10 mg·L−1 sobre la variación del contenido de U(VI) en los sistemas acuosos diluidos después de la sorción/flotación del precipitado.

También se puede observar que después del proceso de flotación de sorción/precipitado, la eficiencia de remoción de U(VI) de estos sistemas acuosos estudiados es muy alta (%R > 99) considerando que en solución la concentración residual de U(VI) tiene valores en el rango de 0,1–1,9 µg·L−1 que son muy inferiores a la concentración límite legal máxima permitida (0,02 mg·L−1) estipulada por las normas de la OMS.

Otros estudios de investigación que presentan interacciones en las especies acuosas de U(VI) y los metales pesados que acompañan al adsorbente generado in situ han señalado una especiación iónica metálica dominante en los sistemas acuosos diluidos, que son similares a los estudiados.

Riba et. Alabama. ha demostrado que para una solución con [U(VI)] = 4,2 mM (10 mg·L−1) en contacto con 1,2% O2(g) y 0,017% CO2(g) para un rango de pH de 8 a 9 la dominante las especies son [UO2(CO3)3]4− y [UO2(CO3)2]2−25.

Wanze et al. ha señalado que para [U(VI)] = 4,2 × 10–6 M disuelto en solución de NaCl 0,01 M en presencia de carbonato [CO32−] = 1 × 10−2 M existen las mismas especiaciones dominantes69.

Mitchell demostró la presencia de [MoO42-] en el sistema con [Mo (VI)] = 0,3 y 1 mM (3 mg/l y 100 mg/l) en un rango de pH de 2 a 775.

Según Matis y Mavros, en un sistema acuoso diluido que contiene Cu (II) = 10 mg/L en un rango de pH de 8 a 10, precipita Cu(OH)233.

Para [Cr (VI)] entre 10–4 y 6 × 10−4 M en el rango de pH de 1 a 12, la especiación dominante es CrO42−74,76.

Los resultados obtenidos demuestran la presencia de una competencia entre las especies iónicas de iones metálicos presentes para unirse a la superficie activa de la carga sorbente con carga eléctrica74. Dado que el punto de sorción cero del sorbente cambia con el aumento de la cantidad de Fe2O3 ∙ n H2O64, los resultados obtenidos sugieren que las especies de Cu (II) precipitan y el Cr (VI) y el Mo (VI) se eliminan de la solución acuosa por sorción. Los resultados experimentales indican que es posible que el U(VI) esté unido electrostáticamente a la superficie cargada eléctricamente del sorbente como un complejo de carbonato.

Los resultados experimentales demuestran que los metales pesados que los acompañan no influyen significativamente en la eficiencia de separación.

Del estudio de los factores de influencia correlacionados con la eficiencia máxima de la separación de U(VI), resulta que los parámetros óptimos de trabajo de la separación de U(VI) por sorción/flotación de precipitados son: rango de pH 7.0–9.5, tasa de agitación 250 RPM, contacto tiempo 30 min, relación molar [U(VI)] : [Fe(III)] : [NaOL] = 1 : 75 : 1 × 10–2, p = 4·105 N·m−2, relación de dilución Vmuestra : Vagua = 3 : 1, tiempo de flotación 5 min, dependiendo del rango de concentración inicial de U(VI) = 1–30 mg·L−1.

Las condiciones óptimas de trabajo establecidas para los sistemas acuosos sintéticos fueron validadas en muestras reales de agua de mina y se han obtenido muy buenos resultados.

Los datos preliminares sobre la interacción entre el U(VI) y el sorbente se obtuvieron mediante el análisis de espectros FT-IR de dos muestras obtenidas en condiciones de trabajo óptimas para sorción/flotación de precipitados Muestra 1: Fe2O3∙nH2O y Muestra 2: Fe2O3∙nH2O con U( VI) complejo carbonatado.

Ambos espectros incluyen la banda IR de 3400 cm−1 que puede asignarse a los modos de estiramiento de las moléculas de H2O o al recubrimiento de los grupos OH de la superficie con enlaces de hidrógeno, mientras que la banda IR de 3037 cm−1 se debe a la presencia del modo de estiramiento OH en α-FeOOH y un pico prominente correspondiente H2O coordinado o adsorbido cerca de 1620 cm−177.

La fijación de iones del complejo de carbonato de U(VI) en el adsorbente parece estar enfatizada por el movimiento que se observa desde 653 cm−1 hasta 626 cm−1 en la Muestra 2. La afirmación parece estar respaldada por el valor potencial positivo cerca de pH = 8.0 66.

La Tabla 1 presenta las bandas características atribuidas a los sublatos obtenidos después de la separación de U(VI) de Cr(VI), Cu(II) y Mo(VI) por sorción/flotación de precipitado.

Todos los espectros FT-IR con las bandas características que se muestran en la Tabla 1 presentan los siguientes picos específicos:

En el rango de 3000–3650 cm−1 se atribuyen a grupos hidroxilo asociados y no asociados;

En el rango de 1620–1634 cm−1 atribuido al agua adsorbida en la superficie de Fe2O3·nH2O generada in situ;

Las bandas características alrededor del valor de 1500 cm−1 atribuidas a la vibración de estiramiento de los iones de carbonato, que están presentes para I (Fe(III)) a 1486 cm−1, para A (Fe(III) + U(VI)) a 1521 cm -1, para B(Fe(III) + U(VI) + Cr(VI)) a 1542 cm−1, para C(Fe(III) + U(VI) + Cu(II)) a 1512 cm−1 , para E(Fe(III) + U(VI) + Mo(VI)) a 1518 cm−1, para D (Fe(III) + U(VI) + Cr(VI) + Cu (II)) con hombro a 1519 cm−1, para F(Fe(III) + U(VI) + Cr(VI) + Mo(VI)) con hombro a 1540 cm−1, para G(Fe(III) + U(VI) + Cu(II) + Mo(VI)) con hombro a 1526 cm−1 y para H(Fe(III) + U(VI) + Cr(VI) + Cu(II) + Mo(VI)) a 1512 cm− 1;

Las bandas características alrededor del valor de 1400 cm−1 pueden atribuirse al enlace de vibración de deformación de FeOOH y están presentes en todas las muestras excepto en la muestra I (Fe(III)), lo que sugiere que U(VI), Cr(VI) y Mo( VI) podría unirse a la superficie del adsorbente y el Cu(II) podría precipitarse como carbonato de cobre al pH de trabajo;

Las bandas características a 703 cm−1 atribuidas a νFe-O están presentes en las muestras A (Fe (III) + U(VI)) y B (Fe (III) + U(VI) + Cr (VI)) y parecen sugerir la posibilidad de unión U(VI) en el adsorbente generado in situ;

Las bandas características en 682 cm−1, 647 cm−1 y 612 cm−1 atribuidas a δFe-O de la muestra I (Fe (III)) parecen señalar la existencia de sitios activos disponibles para U(VI) y acompañantes. unión de iones de elementos;

La banda característica del complejo [(UO2)2(OH)2]2+ + CO32− aparece sólo en los sistemas : C(Fe(III) + U(VI) + Cu(II)) a 683 cm−1; E(Fe(III) + U(VI) + Mo(VI)) a 690 cm−1 y F(Fe(III) + U(VI) + Cr(VI) + Mo(VI)) a 683 cm−1 ;

Las bandas δFe−O y νFe−O también se desplazan hacia valores más bajos, lo que indica que la quimisorción también podría ser posible a este nivel.

El análisis de espectros FT-IR sugiere que existe la posibilidad de que se forme el complejo [(UO2)2(OH)2]2+CO32− considerando que la cinética de reacción es de pseudo-segundo orden involucrando la quimisorción. Al mismo tiempo, al pH de trabajo, el Cu (II) puede precipitar y el Cr (VI) y Mo (VI) ser adsorbidos en el oxihidróxido de Fe (III) 50,74.

La Tabla 2 muestra los resultados del análisis térmico de las subplacas obtenidos tras la separación por sorción/flotación del precipitado de U(VI) a partir de Cr (VI), Cu (II) y Mo (VI).

El análisis de las curvas TG/DTG/DTA muestra el proceso de degradación no isotérmica de los sublatos en la atmósfera del aire en el caso de los sistemas bi, tri y tetracomponentes. Las muestras fueron sometidas a tres procesos sucesivos de descomposición y pérdida de agua (Cuadro 2).

El primer proceso endotérmico (20-120 °C) señala la pérdida total de humedad. Las muestras analizadas presentan una humedad similar. Las pérdidas de peso en esta etapa son de Δm1 = 4,57–6,21 % a las temperaturas máximas dentro del rango de 97,1–109,3 °C.

Las muestras parecen ser estables dentro del rango de temperatura de 120 a 250 °C. Luego sigue el segundo proceso de descomposición, que es exotérmico (250–350 °C) y representa la principal etapa de degradación con la pérdida de peso Δm2 = 6,14–8,07 % a las temperaturas máximas dentro de los rangos 273,0–281,0 °C y 304,1–347,5 ° C, respectivamente.

A temperaturas más altas (350-900 °C) se obtuvo el último proceso exotérmico de descomposición termooxidativa de productos no volátiles en la segunda etapa de degradación.

En todos los casos, para las temperaturas que oscilan entre 513,7 y 620,9 °C, los pesos residuales similares Δm3 = 1,35–2,06 % indican la aparición de mezclas de óxidos de iones metálicos estudiadas.

Los parámetros óptimos de la técnica de sorción/flotación de precipitados determinados previamente se examinaron en 10 soluciones de muestra idénticas (Co = 10 mg/L) correspondientes a dos relaciones molares diferentes ([U(VI)] : [Fe (III)] : [NaOL] = 1 : 75 : 1 × 10–2 y 1 : 100 : 1 × 10–2), respectivamente, para calcular la reproducibilidad de eliminación de U(VI) por el método de Student (Tabla 3).

Las muestras de agua de la mina (MW1-MW3) se recolectaron de un antiguo sitio de extracción de uranio en la región de Banat y su composición química se muestra en la Tabla 4. Se procesaron de acuerdo con el diagrama de flujo propuesto (Fig. 12) con y sin ajuste de pH respectivamente . El pH se ajustó con una solución de HCl 0,1 M al valor de trabajo de 8,75.

Se observó que la eficiencia de eliminación de U(VI) fue mayor después del ajuste de pH, por lo que la flotación por sorción fue muy eficiente (Fig. 11).

%RU(VI) = f (ajuste de pH), Vmuestra = 200 mL, velocidad de agitación 250 RPM, tiempo de contacto 30 min, relación molar [U(VI)] : [Fe (III)] : [NaOL] = 1 : 75 : 1 × 10–2, p = 4 × 105 N·m−2, relación de dilución Vmuestra : Vagua = 3 : 1, donde MW1–MW3: muestras sin ajuste de pH y MW1C–MW3C: muestras con ajuste de pH.

La figura 12 resume un diagrama de procesamiento tecnológico propuesto (diagrama de flujo) del sistema acuoso multicontaminado por flotación por sorción.

El esquema de separación para el tratamiento de un sistema multicomponente por flotación por sorción adaptado al sistema estudiado51.

En caso de que las muestras se procesaran sin ajuste de pH, las eficiencias de separación fueron del 96,6 % para la muestra MW1 y del 97,2 % para las muestras MW2 y MW3, respectivamente (Fig. 13).

Cambio de concentración residual de U(VI) en tres muestras de agua real después de la inmovilización: proceso de sorción/flotación, donde: MW1i–MW3i es la fase líquida resultante después de la inmovilización en NMS; MW1c–MW3c es una fase líquida con pH ajustado con FeCl3 0,1; MW1f.–MW3f. es la fase líquida resultante después de la inmovilización en NMS, decantación, adición del colector y flotación.

En el caso de que las muestras se procesaran con ajuste de pH a pH = 8,75 con solución de HCl 0,1 M, se obtuvo un %RU(VI) > 99 para las muestras MW1C–MW3C (Fig. 13).

Se puede notar que la eficiencia de remoción de U(VI) fue mayor para las muestras con pH ajustado que para las demás, lo que confirma los valores óptimos de los parámetros previamente estudiados.

Los residuos sólidos generados pueden almacenarse o reciclarse como fuente secundaria de U(VI) para la fabricación de combustible nuclear.

La validación de los parámetros óptimos del proceso de inmovilización en tándem en NMS-flotación en muestras de agua real se realizó en dos variantes:

Sin ajuste de pH ni adición de sorbente: las muestras de agua real con la composición química que se muestra en la Tabla 4 (300 mL) MW1–MW3 se pretrataron con 0,15 g NMS y se pusieron en contacto durante 30 min con agitación a 250 RPM. La fase sólida se separó por decantación. A la fase líquida resultante, MW1i–MW3i, se le añadió la cantidad adecuada de solución de NaOL 0,25 × 10−3 M y se la flotó sin ajuste de pH y sin adición de FeCl3 0,1 M porque el Fe2+ y el Fe3+ suministrados por el NMS en la solución filtrada eran utilizado como soporte de adsorción. Después de la flotación, el agua muestrea MW1f.–MW3f. (Fig. 14).

Con ajuste de pH y adición de adsorbente: las muestras de agua real con la composición química que se muestra en la Tabla 4 (300 ml) MW1–MW3 se pretrataron con 0,15 g NMS durante 30 min con agitación a 250 RPM. La fase sólida se separó por decantación. A la fase líquida resultante, MW1i–MW3i, se le ajustó el pH utilizando una solución de FeCl3 0,1 M para evitar la adición de iones extraños, se añadió la cantidad adecuada de solución de NaOL 0,25 × 10−3 M y después de las muestras de flotación, MW1c–MW3c (Fig. 15).

Inmovilización y flotación sin ajuste de pH y Fe2O3 · nH2O generado in situ usando solo el Fe (III) residual después de la inmovilización con U (VI) en NMS.

Inmovilización y flotación donde para el ajuste de pH se utiliza solución de FeCl3 0,1 M, que es el reactivo para la generación in situ del sorbente.

La figura 13 muestra el contenido residual de U(VI) después de la inmovilización y flotación de muestras de agua reales.

Dos versiones de esquemas de separación, que utilizan ambos métodos de eliminación de U(VI), han dado como resultado: uno sin ajuste de pH y sin generación in situ de Fe2O3·nH2O (Fig. 14) y otro con ajuste de pH y con Fe2O3 in situ ·nH2O generado (Fig. 15).

Los resultados obtenidos en las muestras de agua real sugieren que la separación de U(VI) por sorción/flotación de precipitados puede utilizarse como método único o como etapa adicional en el caso de que se utilicen nanomateriales basados en Fe0 in situ.

Este artículo estudió la posibilidad de eliminar el U(VI) y algunos iones metálicos asociados, específicos de sistemas acuosos multicomponentes en la industria del uranio, mediante un proceso de eliminación eficiente como sorción sobre sorbente generado in situ (Fe2O3 ∙ nH2O) seguido de flotación (%RU (VI) y %RFe(III) > 99) en condiciones de trabajo (Ci,U(VI) = 10 mg ∙ L−1, rango de pH = 7,5–9,5, [U(VI)] : [Fe(III)] = 1 :75, tiempo de contacto = 30 min., tasa de agitación = 250 RPM, [U(VI)] : [NaOL] = 1 : 1 × 10–2, p = 4 × 105 N ∙ m−2, tiempo de flotación = 5 minutos).

Al establecer el proceso de separación, se tuvieron en cuenta las especiaciones existentes, las posibles interacciones y las especies probables que participan en el proceso (rango de pH 7,0–9,5): complejo de hidróxido de U(VI) (UO2(OH)2, [UO2(OH)3 ]− y [(UO2)3(OH)7]−), complejos de carbonato de U(VI) (UO2CO3, [UO2(CO3)2]−2, [UO2(CO3)3]−4 y [(UO2)2CO3 (OH)3]−), complejo de hidróxido de Fe(III) (Fe2O3 ∙ nH2O).

Para explicar el mecanismo de separación se registraron: espectros FTIR (rango 400–4000 cm−1) y derivatogramas (rango 20–1000 °C) del sólido cargado con U(VI) concentrado en espuma (sublate). Por lo tanto, el análisis FT-IR ha señalado la posibilidad de formar el complejo [(UO2)2(OH)2]2+CO32−, que puede estar unido a los oxihidróxidos de Fe (III) formados en la inmovilización en NMS y (en caso de el proceso de flotación en tándem por pretratamiento de sistemas acuosos con la inmovilización en nanomateriales a base de Fe) / o sorbente de Fe2O3 · n H2O generado in situ formado en el proceso de flotación de precipitados, también.

En el caso de aplicar el procedimiento propuesto sobre muestras reales pretratadas con NMS (nanomaterial basado en Fe0), sin ajuste de pH y adición de FeCl3, la fase sólida cargada de iones metálicos se separó por decantación. La eficiencia de separación fue superior al 99%.

En el caso de aplicar el procedimiento propuesto sobre muestras reales pretratadas con NMS (nanomaterial basado en Fe0), con ajuste de pH y adición de FeCl3, la fase sólida cargada de iones metálicos se separó por decantación. El pH de la fase acuosa después de la sedimentación se ajusta a pH = 8,75 mediante la adición de solución de FeCl3. El adsorbente se genera in situ, se cargará con los iones metálicos remanentes de su inmovilización en el NMS y finalmente se aplica la etapa de flotación. La eficiencia de separación fue superior al 99%.

La validación de parámetros óptimos en muestras de agua de mina real multicomponente y la capacidad de Fe2O3 ∙ nH2O para interactuar con múltiples especiaciones metálicas concluye que el tándem de sorción/flotación de precipitados podría considerarse una ventaja complementaria en la tecnología de remediación, como una novedad en esta área.

Los conjuntos de datos utilizados y/o analizados durante el presente estudio están disponibles del autor correspondiente previa solicitud razonable.

Crane, RA, Dickinson, M., Popescu, IC & Scott, TB Magnetita y nanopartículas de hierro de valencia cero para la remediación de aguas ambientales contaminadas con uranio. Agua Res. 45, 2391–2942 (2011).

Artículo Google Académico

Bielicka, A., Bojanowska, I. & Wiśniewski, A. Dos caras del cromo-contaminante y bioelemento. Medio. J. Medio Ambiente. Semental. 14(1), 5–10 (2005).

CAS Google Académico

Newsome, L., Morris, K. & Lloyd, R. La biogeoquímica y la biorremediación del uranio y otros radionúclidos prioritarios. química Geol. 363, 164–184 (2014).

Artículo ADS CAS Google Académico

Polat, H. & Erdogan, D. Eliminación de metales pesados de aguas residuales por flotación iónica. J. Peligro. Mate. 148(1–2), 267–273 (2007).

Artículo CAS PubMed Google Académico

Crane, RA, Pullin, H. & Scott, TB La influencia del calcio, el sodio y el bicarbonato en la absorción de uranio en nanopartículas de hierro de valencia cero a nanoescala. química Ing. J. 277, 252–259 (2015).

Artículo CAS Google Académico

Kurniawan, TA, Chan, GYS, Lo, W.-H. & Babel, S. Técnicas de tratamiento fisicoquímico de aguas residuales cargadas de metales pesados. química Ing. J. 118(1–2), 83–98 (2006).

Artículo CAS Google Académico

Aydin, FA y Soylak, M. Una nueva técnica de coprecipitación de múltiples elementos para la separación de iones metálicos en muestras ambientales, Talanta 134–141 (2007)

Chengrouche, MS & Barakat, M. La precipitación de carbonato de amonio y uranilo (AUC): investigaciones termodinámicas y cinéticas. Hidrometalurgia 85, 163–171 (2007).

Artículo Google Académico

Fu, F. y Wang, Q. Eliminación de iones de metales pesados de las aguas residuales: una revisión. J. Medio Ambiente. Administrar 92, 407–418 (2011).

Artículo CAS Google Académico

Wang, LK, Vaccari, DA, Li, Yang, Shammas, NK2005, Cap.5 Precipitación química en el Manual de ingeniería ambiental, Volumen 3: Procesos de tratamiento fisicoquímico Editado por: LK Wang, Y.-T. Hung y NK Shammas © The Humana Press Inc., Totowa, NJ, 143–197.

Aniruhdan, TS & Radhakrishnan, PG Rendimiento mejorado de un intercambiador de cationes basado en biomateriales para la adsorción de uranio (VI) del agua y las aguas residuales de la industria nuclear. J. Medio Ambiente. radiactivo. 100, 250–257 (2009).

Artículo Google Académico

Khalifa, ME Separación selectiva de uranio utilizando resina de intercambio aniónico modificada con Alizarin Red S (ARS) o por flotación de quelato U-ARS. Ciencia sep. Tecnología 33(14), 2123–2141 (1998).

Artículo CAS Google Académico

Ritchey, GM y Ashbrook, AW Extracción por solventes. Principios y aplicaciones a la metalurgia de procesos, Elsevier, Amsterdam (1984)

Yonghui, Y. et al. Extracción de uranio (VI) a través de micelas invertidas por amina primaria N1923. J. Radioanal. química 222(1–2), 239–241 (1997).

Artículo Google Académico

Anirudhan, TS & Rejith, S. Síntesis y caracterización del compuesto de quitosano/bentonita injertado con poli (ácido metacrílico) terminado en carboxilo y su aplicación para la recuperación de uranio (VI) de medios acuosos". J. Environ. Radioact. 106, 8– 19 (2012).

Artículo CAS PubMed Google Académico

Demirel, N., Merdivan, M., Pirinccioglu, N. & Hamami, C. Estudios de sorción de torio (IV) y uranio (VI) en octa carboximetil-C-metilcalix[4] resorcinareno impregnado en un soporte polimérico. Analytica Chemical Acta 485, 213–219 (2003).

Artículo CAS Google Académico

Muzzarelli, RAA Potencial de los materiales que contienen quitina/quitosano para la recuperación de uranio: una revisión interdisciplinaria. Carbohidr. polim. 84, 54–63 (2011).

Artículo CAS Google Académico

Nilchi, A., Dehaghan, TS & Garmarody, SR Cinética, isoterma y termodinámica para la adsorción de iones de uranio y torio de soluciones acuosas por nanopartículas de óxido de estaño cristalino. Desalinización 321, 67–71 (2013).

Artículo CAS Google Académico

Yusan, S. et al. Adsorción y comportamiento termodinámico de U(VI) en toba volcánica Tendurek. J. Radioanal. Núcleo química 283, 231–238 (2010).

Artículo CAS Google Académico

Fortin, C., Dutel, L. y Garnier-Laplace, J. Complejización y absorción de uranio por un alga verde en relación con la especiación química: la importancia del ion uranilo libre. Reinar. Toxicol. química 23(4), 974–981 (2004).

Artículo CAS PubMed Google Académico

Kazy, SK, Souza, SFD & Sar, P. Secuestro de uranio y torio por Pseudomonas sp.: mecanismo y caracterización química. J. Peligro. Mate. 163, 65–72 (2009).

Artículo CAS PubMed Google Académico

Banato, M., Ragnasdottir, KV & Allen, GF Eliminación de uranio (VI), plomo (II) en la superficie de los nanotubos de TiO2 estudiados mediante espectroscopía de fotoelectrones de rayos X, agua, aire y contaminación del suelo. Agua Aire Suelo Contaminación 2012(223), 3845–3857 (2012).

Artículo ANUNCIOS Google Académico

Crane, RA, Dickinson, M. & Scott, TB Nanopartículas de hierro de valencia cero a nanoescala para la remediación de soluciones contaminadas con plutonio y uranio. química Ing. J. 262, 319–325 (2015).

Artículo CAS Google Académico

Noubactep, C., Caré, S. & Crane, R. Hierro metálico a nanoescala para la remediación ambiental: perspectivas y limitaciones. Contaminación del suelo del aire del agua. 223(3), 1363–1382 (2012).

Artículo ADS CAS PubMed Google Scholar

Riba, O., Scott, TB, Ragnarsdottir, KV & Allen, GC Mecanismo de reacción del uranilo en presencia de nanopartículas de hierro de valencia cero. Geochim. Cosmoquim. Acta 72, 4047–4057 (2008).

Artículo ADS CAS Google Académico

Scott, TB, Popescu, IC, Crane, RA & Noubactep, C. Hierro metálico a nanoescala para el tratamiento de soluciones que contienen múltiples contaminantes inorgánicos. J. Peligro. Mate. 186, 280–287 (2011).

Artículo CAS PubMed Google Académico

Elwakeel, KZ, Atia, AA y Guibal, E. Eliminación rápida de uranio de soluciones acuosas utilizando resina de quitosano magnético modificado con tetraetilenpentamina. Biorrecursos. Tecnología 160, 107–114 (2014).

Artículo CAS PubMed Google Académico

Elwakeel, KZ & Atia, AA Captación de U(VI) de medios acuosos por compuesto de quitosano de base de Schiff magnético. J. Limpio. Pinchar. 70, 292–302 (2014).

Artículo CAS Google Académico

Elwakeel, KZ, Hamza, MF & Guibal, E. Efecto del modo de agitación (mecánica, ultrasonido y microondas) en la sorción de uranio utilizando materiales híbridos de quitosano magnético funcionalizados con amina y ditizona. química Ing. J. 411, 128553 (2021).

Artículo CAS Google Académico

Hamza, MF et al. Fosforilación de nanocompuestos de goma guar/magnetita/quitosano para sorción de uranio (VI) y aplicación antibacteriana. Moléculas 26, 1920. https://doi.org/10.3390/molecule26071920 (2021).

Artículo CAS PubMed PubMed Central Google Scholar

Hamza, MF et al. Recuperación de U(VI) y Th(IV) mediante microesferas de sílice funcionalizadas con polímeros a base de urea o tiourea: aplicación a lixiviados de mena. ciencia Entorno Total. 821, 153184 (2022).

Artículo ADS CAS PubMed Google Scholar

Doyle, FM Flotación de iones: su potencial para operaciones hidrometalúrgicas. En t. J. min. proc. 72, 387–399 (2003).

Artículo CAS Google Académico

Matis, KA & Mavros, P. Recuperación de metales por flotación iónica a partir de soluciones acuosas diluidas. Sep. Pur. Rev. 20(1), 1–48 (1991).

CAS Google Académico

Zouboulis, AI & Matis, KA Flotación de iones en tecnología ambiental. Chemosphere 16(2–3), 623–631 (1987).

Artículo ADS CAS Google Académico

Walkowiak, W., Maciejewski, P., Ulewicz, M., Kozłowski, C. Flotación de iones con compuestos macrocíclicos: una revisión, XIX-Th ARS SEPARATORIA—ZłotyPotok, Polonia, 58–65 (2004)

Shakir, K., Benyamin, K. y Aziz, M. Separación de U(V1) de soluciones acuosas mediante flotación de precipitados con 8-quinolinol y tensioactivos. Poder. J. Chem. 62, 51–55 (1984).

Artículo CAS Google Académico

Lazaridis, NK, Hourzemanoglou, A. & Matis, KA Flotación de intercambiadores de aniones de arcilla cargados con metal. Parte II: el caso de los arseniatos. Chemosphere 47(3), 319–324 (2002).

Artículo ADS CAS PubMed Google Scholar

Matis, KA, Zouboulis, AI & Lazaridis, NK Eliminación de metales pesados por biosorción y flotación. Contaminación del agua, el aire y el suelo: Focus 3, 143–151 (2003).

Artículo CAS Google Académico

Matis, KA, Zouboulis, AI, Lazaridis, NK y Hancock, IC Flotación por sorción para la recuperación de iones metálicos. En t. J. min. proc. 70(1–4), 99–108 (2003).

Artículo CAS Google Académico

Matis, KA, Zouboulis, AI, Gallios, GP, Erwe, T. & Blöcher, C. Aplicación de flotación para la separación de zeolitas cargadas de metal. Chemosphere 55(1), 65–72 (2004).

Artículo ADS CAS PubMed Google Scholar

Rubio, J. & Tessele, F. Eliminación de iones de metales pesados por flotación de partículas por adsorción. mín. Ing. 10(7), 671–679 (1997).

Artículo CAS Google Académico

Gao, P., Chen, X., Shen, F. y Chen, G. Eliminación de cromo (VI) de las aguas residuales mediante electrocoagulación-electroflotación combinada sin filtro. Sep. Purif. Tecnología 43, 117–123 (2005).

Artículo CAS Google Académico

Obushenko, TI, Astrelin, IM, Tolstopalova, NM, Varbanets, MA & Kondratenko, TA Tratamiento de aguas residuales de metales tóxicos por flotoextracción. J. Agua. química Tecnología 30(4), 241–245 (2008).

Artículo Google Académico

Perlova, OV & Shirlova, AA Aislamiento por flotoextracción de uranio (VI) a partir de soluciones acuosas diluidas con presencia de adiciones de electrolitos (en ruso). Universidad Nacional de Odessa. Heraldo 15(13), 86–96 (2010).

Google Académico

Mamoukaris, A., Mimis, S., Karakolios, E., Xipolitos, K. & Atsioura, GP Nuevo método amigable con el medio ambiente en el tratamiento de aguas residuales. J. Medio Ambiente. prot. Ecol. 15(3), 1021–1027 (2014).

Google Académico

Miranda, R. et al. La eficiencia de los quitosanos para el tratamiento de agua de proceso de fabricación de papel por flotación de aire disuelto. química Ing. J. 231, 304–313 (2013).

Artículo CAS Google Académico

Palaniandy, P., Adlan, MN, Aziz, HA y Murshed, MF Aplicación de flotación por aire disuelto (DAF) en el tratamiento de lixiviados semiaeróbicos. química Ing. J. 157(2–3), 316–322 (2010).

Artículo CAS Google Académico

Stoica, L., Constantin, C. & Lacatusu, I. Reactivos colectores para la separación de iones de metales pesados de sistemas acuosos contaminados. J. Medio Ambiente. prot. Ecol. 13(2), 486–496 (2012).

CAS Google Académico

Stoica, L. y Constantin C. Descontaminación de sistemas acuosos, Manual de buenas prácticas (Depoluarea sistemis apoase, Ghid de buena praccia) (en rumano), vol.1, Politehnica Press Publishing House, Bucarest, Rumania (2010)

Stoica, L., Jitaru, I., Georgescu, D., Filip, D., Razvan, A., Petrescu, S. Recuperación de molibdeno de soluciones residuales acuosas en el procesamiento de minerales de uranio en Proc. Minería e hidrogeología de uranio, Freiberg, Alemania, ISBN 3-87361-267-4, 319–330 (1998)

Stoica, L. Flotación iónica y molecular, Teoría, métodos y aplicaciones

Stoica, L., Catuneanu, R. y Filip, Gh. Descontaminación de soluciones que contienen sustancias radiactivas por flotación de aire disuelto. Agua. Res. 29(9), 2108–2112 (1995).

Artículo CAS Google Académico

Krestou, A. y Panias, D. Diagramas de especiación de uranio (VI) en el sistema UO22+/CO32−/H2O a 25 °C The European Journal of Mineral Processing and Environmental Protection vol. 4, núm. 2, 1303–0868, págs. 113–129 (2004)

Hashim, MA, Mukhopadhyay, S., Sahu, JN y Sengupta, B. Tecnologías de remediación para aguas subterráneas contaminadas con metales pesados. J. Medio Ambiente. Administrar 92, 2355–2388 (2011).

Artículo CAS Google Académico

OMS, 1989. Evaluación de ciertos aditivos alimentarios y contaminantes, Trigésimo tercer informe del Comité Mixto FAO/OMS de Expertos en Aditivos Alimentarios, Serie de Informes Técnicos de la Organización Mundial de la Salud 776, Ginebra, 1989, ISBN 92 4 120776 0, ISSN 0512-3054 , 25

Popescu (Hostuc), IC, Stoica, L., Constantin, C. & Stanescu, AM Equilibrio y cinética de la adsorción de U(VI)aq en Fe2O3 · n H2O generado in situ. Rdo. de Química, 70(10), 3482–3485 (2019)

Waite, TD, Davis, JA, Payne, TE, Waychunas, GA y Xu, N. Adsorción de uranio (VI) a ferrihidrita: aplicación de un modelo de complejación superficial. Geochim. Cosmoquim. Acta 58, 5465–5478 (1994).

Artículo ADS CAS Google Académico

Argun, ME, Dursun, S., Ozdemir, C. y Karatas, M. Adsorción de metales pesados mediante aserrín de roble modificado. Termodinámica y cinética. J. Peligro. Mate. 141, 77–85 (2007).

Artículo CAS PubMed Google Académico

Hsi, CK-D. & Langmuir, D. Adsorción de uranilo en oxihidróxidos férricos: aplicación del modelo de fijación del sitio de complejación superficial. Geochemica et Cosmochimica Acta 49, 1931–1941 (1985).

Artículo ADS CAS Google Académico

Stoica, L. y Constantin, C. 2010. Descontaminación de medios acuosos. Guía de buenas prácticas, en rumano vol.1, 2010, Politehnica Press, Bucarest

Proyecto de datos de solubilidad de la IUPAC: serie de datos de solubilidad, Unión Internacional de Química Pura y Aplicada, Pergamon Press, Oxford, (1979–1992)

Scott, TB, Popescu, IC, Crane, RA, Noubactep, C. Hierro metálico a nanoescala para el tratamiento de soluciones que contienen múltiples contaminantes inorgánicos, J Hazard Mater. 186(1), 280–287 doi:https://doi.org/10.1016/j.jhazmat.2010.10.113 (2011)

Kulkarni, RD & Somasundaran, P. Química de flotación del sistema hematita/oleato. Surf de coloides. 1, 387–405 (1980).

Artículo CAS Google Académico

Wang, N., Hsu, C., Zhu, L., Tseng, S., Hsu, J.-P. Influencia de la concentración de nanopartículas de óxido metálico en su potencial zeta, JCIS, 407, 22–28 (2013)

Lahann, RW, 1976. Variación de la carga superficial en el envejecimiento del hidróxido férrico, Clays and Clay Minerals, 24, 320–326. Pergamon Press 1976. Impreso en Gran Bretaña.

Heinänen, J., Jokela, P. & Ala-Peijari, T. Uso de flotación por aire disuelto en el tratamiento de agua potable en Finlandia. ciencia del agua Tecnología 31(3–4), 225–238 (1995).

Artículo Google Académico

Uranio en el agua potable de la OMS Documento de antecedentes para la elaboración de las Directrices de la OMS para la calidad del agua potable (2012)

Leja, I. 1982. Química de superficies de flotación por espuma, Plenum, Nueva York.

Wazne, M., Korfiatis, GP y Meng, X. Efectos del carbonato sobre la adsorción de uranio hexavalente por oxihidróxido de hierro. Reinar. ciencia Tecnología 37, 3619–3624 (2003).

Artículo ADS CAS PubMed Google Scholar

Boyd, CE, 2015. Capítulo 3 Revisión de la química básica, la solubilidad y el equilibrio químico en la calidad del agua: una introducción, 2.ª edición, Springer International Publishing, Suiza.

Cornelis, R., Caruso, J., Crews, H., Heumann, K. 2005. Capítulo 5 Elementos actínidos en Manual de especies elementales II-Especies en el medio ambiente, alimentos, medicina y salud ocupacional, Wiley, Inglaterra, Reino Unido, 521–534.

Dean, JA Sección 8 Electrolitos, fuerza electromotriz y equilibrio químico en el manual de química de Lange, 15.ª edición impresa por McGraw-Hill Inc. EE. UU., 841–856 (1999)

Cissoko, N., Zhang, Z., Zhang, J. y Xu, X. Eliminación de Cr (VI) de agua subterránea contaminada simulada por metal de hierro. Proceso seguro. Reinar. prot. 87, 395–400 (2009).

Artículo CAS Google Académico

Aoki, T. & Munemori, M. Recuperación de cromo (VI) de aguas residuales con hidróxido de hierro (III)-I Mecanismo de adsorción de cromo (VI) sobre hidróxido de hierro (III). Agua Res. 16, 793–796 (1982).

Artículo CAS Google Académico

Mitchell, PCH Especiación de compuestos de molibdeno en el agua Espectros ultravioleta y lectura cruzada de REACH Informe para la Asociación Internacional de Molibdeno REACH Molybdenum Consortium, 1–28 (2009)

Sena, MM, Scarminio, IS, Collins, KE y Collins, CH Especiación de soluciones acuosas de cromo (VI) con la ayuda del análisis factorial en modo Q seguido de proyección oblicua. Talanta 53, 453–461 (2000).

Artículo CAS PubMed Google Académico

Saric, A., Music, S. & Nomura, K. Influencia de la urotropina en los óxidos de hierro de las soluciones de FeCl3. Croata. química Acta 71(4), 1019–1038 (1998).

CAS Google Académico

Avram, M., Mateescu, Gh. D. Espectrometría infrarroja. Aplicaciones en química orgánica ("Espectroscopia infrarroja. Aplicaciones en química orgánica") en rumano, Ed. técnica, Bucarest (1966)

Fedoseev, AM et al. Interacción de Hidróxidos/Óxidos de Pu(IV,VI) con Hidróxidos/Óxidos Metálicos en Medios Alcalinos. Informe No. PNNL-11900, Laboratorio Nacional del Noroeste del Pacífico, Richland, WA (1998)

Saputra, AH, Qadhayna, L. & Pitaloka, AB Síntesis y caracterización de carboximetilcelulosa (CMC) a partir de jacinto de agua usando una mezcla de etanol-alcohol isobutílico como solventes. En t. J. Chem. Ing. aplicación 5(1), 36–40 (2014).

CAS Google Académico

Singh, R., Misra, V. & Singh, RP Síntesis, caracterización y función de las nanopartículas de hierro de valencia cero en la eliminación de cromo hexavalente del suelo enriquecido con cromo. J. Nanoparte. Res. 13, 4063–4073 (2011).

Artículo ADS CAS Google Académico

Wang, J. & Somasundaran, P. Adsorción y conformación de carboximetilcelulosa en interfaces sólido-líquido utilizando técnicas espectroscópicas, AFM y afines. J. Interfaz coloidal Sci. 291, 75–83 (2005).

Artículo ADS CAS PubMed Google Scholar

Andrade, AL et al. Síntesis y caracterización de nanopartículas magnéticas recubiertas de sílice mediante un enfoque sol-gel. Cerámica 55, 420–424 (2009).

Artículo CAS Google Académico

Nakamoto, K. (2009). Espectros infrarrojos y Raman de compuestos inorgánicos y de coordinación, 6.ª edición, Wiley, Nueva Jersey.

Niculescu, M. et al. Estudios térmicos y espectroscópicos del compuesto de coordinación heteropolinuclear Ni(II) - Fe(III) obtenido por reacción de 1,2-etanodiol con nitratos metálicos. Habitación Rev. quim. 58(6), 543–552 (2013).

CAS Google Académico

Krehula, S. & Music, S. Influencia de los iones de rutenio en la precipitación de α - FeOOH, α-Fe2O3 y Fe3O4 en medios altamente alcalinos. J. Aleaciones Compd. 416, 284–290 (2006).

Artículo CAS Google Académico

Keith, LS, Faroon, OM y Fowler, BA, 2015. Capítulo 49 Uranio en: Handbook on the Toxicology of Metals 4th Editon, Elsevier.

Madhavi, V., Prasad, TNVKV & Madhavi, G. Síntesis y caracterización espectral de micro y nanopartículas a base de hierro. Irán. J. Energía Medio Ambiente. 4(4), 385–390 (2013).

CAS Google Académico

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Nos gustaría agradecer a la Universidad "Politehnica" de Bucarest, la Facultad de Química Aplicada y Ciencia de los Materiales, el Departamento de Química Inorgánica, Química Física y Electroquímica, y el Instituto Nacional de Investigación y Desarrollo de Metales y Recursos Radiactivos (INCDMRR-ICPMRR, Bucarest, Rumania) personal por el apoyo en la realización de este trabajo. También nos gustaría agradecer al Prof. Dr. Thomas B. Scott y al Dr. Richard A. Crane del Centro de Análisis de Interfaz de la Universidad de Bristol por los nanomateriales basados en Fe proporcionados. También nos gustaría expresar nuestra gratitud por el arduo trabajo de los revisores, ayudándonos con recomendaciones extremadamente inspiradoras, críticas constructivas y objetivas, preguntas pertinentes y comentarios. Por lo tanto, el diálogo fue muy dinámico y fructífero, creando un ambiente amigable para hacer la mejor ciencia.

Departamento de Química Inorgánica, Química Física y Electroquímica, Facultad de Química Aplicada y Ciencia de los Materiales, Universidad "POLITEHNICA" de Bucarest, 313 Splaiul Independentei, 060042, Bucarest 6, Rumania

Carolina Constantin, Ovidiu Oprea y Ligia Stoica

Instituto Nacional de Investigación y Desarrollo de Metales y Recursos Radiactivos, INCDMRR-ICPMRR, Laboratorio de Técnicas y Tecnologías de Protección Ambiental, 70 Blvd. Carol I, 020917, Bucarest 2, Rumanía

Ioana-Carmen Popescu

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CC, LS e I.-CP escribieron el texto principal del manuscrito y prepararon las figuras. OO realizó el análisis TG-DTA. Todos los autores revisaron el manuscrito.

Correspondencia a Ioana-Carmen Popescu.

Los autores declaran no tener conflictos de intereses.

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Reimpresiones y permisos

Constantin, C., Popescu, IC., Oprea, O. et al. Eliminación de U(VI) de sistemas acuosos diluidos por sorción-flotación. Informe científico 12, 16951 (2022). https://doi.org/10.1038/s41598-022-19002-0

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Recibido: 11 de marzo de 2022

Aceptado: 23 de agosto de 2022

Publicado: 10 de octubre de 2022

DOI: https://doi.org/10.1038/s41598-022-19002-0

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