Preparación de una membrana de acetato de celulosa mediante el reciclaje de colillas de cigarrillos e investigación de su eficiencia en la eliminación de metales pesados ​​de la solución acuosa

Oct 19, 2023

Scientific Reports volumen 12, Número de artículo: 20336 (2022) Citar este artículo

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Este estudio investigó el reciclaje de colillas de cigarrillos recién fumadas (FCB) y filtros de cigarrillos sin fumar (UCF) en una membrana de acetato de celulosa (CA). Ambas muestras se prepararon mediante una combinación de siete marcas de cigarrillos y se utilizó el método de inversión de fase para reciclar cada muestra en una membrana utilizando N-metil-2-pirrolidona. Se investigó la eficacia de las membranas preparadas para la eliminación de cromo, cadmio y plomo de una solución acuosa en un reactor de ósmosis directa. Los resultados mostraron que ambas membranas tenían una superficie lisa y macrovacíos. El flujo de las membranas preparadas a partir del reciclaje de UCF y FCB fue de 14,8 y 13,2 LMH, respectivamente. La porosidad y la salinidad inversa de la membrana UCFs fueron del 61 % y 3,5 gMH, mientras que las de la membrana FCBs fueron del 58 % y 3,9 gMH. La eficiencia de remoción de metal observada de ambas membranas estuvo en el rango de 85 a 90%. Sin embargo, el aumento de la concentración de metales hasta cinco veces provocó una ligera disminución en la eficiencia de eliminación (menos del 5%).

Cuando se introdujeron los primeros cigarrillos con filtro en la década de 1950 para reducir los elementos nocivos inhalados por los fumadores1, parecía que este tipo de cigarrillos podía controlar las consecuencias para la salud del tabaquismo. Los cigarrillos con filtro han podido reducir el riesgo de fumar debido a la capacidad de su filtro para atrapar los contaminantes nocivos del humo del cigarrillo2, y hoy en día son la forma más común de consumo de tabaco en todo el mundo3. Sin embargo, los cigarrillos con filtro han planteado un grave riesgo medioambiental. Las colillas de cigarrillos (CB), que a menudo se desechan como desechos después de fumar, ahora se reconocen como un contaminante ambiental importante que contamina muchos lugares públicos en todo el mundo4. Más de 4,5 billones de CB se desechan anualmente5, lo que los convierte en uno de los desechos peligrosos más frecuentes en todo el mundo. Además, se espera que el número de CB arrojados a la basura aumente a casi 2 millones de toneladas por año en el mundo6.

Además del gran número de CB, su dispersión en el medio ambiente es otro aspecto peligroso de este residuo peligroso; además, dado que muchos fumadores desechan descuidadamente los CB, este desecho se ha considerado uno de los desechos más comunes en el medio ambiente7,8,9,10. Como consecuencia, la gestión de estos residuos se enfrenta a serios desafíos prácticos, incluidos los altos costos de recolección de CB desechados11. Además, no existe una solución eficiente para recolectar CB de entornos urbanos y lugares públicos como las playas12. Además, los CB se conocen como desechos peligrosos porque contienen miles de componentes químicos, como metales pesados ​​y toxinas. Debido a que estos contenidos nocivos a menudo se filtran al medio ambiente, los CB representan una amenaza potencial para el medio ambiente, la salud humana y los organismos locales13. La lixiviación de productos químicos de los CB desechados es un problema grave, ya que conduce a la contaminación del suelo y el agua. De hecho, la nicotina lixiviada de una colilla de cigarrillo tiene el potencial de contaminar 1000 L de agua14. Además, los lixiviados de CB son tóxicos para plantas y animales. Las revisiones de la literatura han revelado que los CB pueden reducir significativamente el crecimiento de las plantas y cambiar el tamaño normal de los órganos en algunos animales15,16. Otra amenaza ambiental relacionada con los CB desechados es el riesgo de ingestión por parte de animales domésticos y vida silvestre17,18.

Por lo tanto, es fundamental buscar soluciones eficientes para abordar este problema ambiental. Sin embargo, otro desafío asociado con la gestión de CB es la limitación sobre el uso de métodos convencionales de eliminación de desechos, como el vertido y la incineración. Las dos técnicas mencionadas pueden dar lugar a la liberación de sustancias químicas peligrosas en el aire, el agua y el suelo y no se sugieren como una medida adecuada para gestionar los CB19. Sin embargo, se han publicado numerosos estudios con resultados alentadores sobre el reciclaje de CB en los últimos años, como la extracción de sustancias químicas atrapadas en CB para el control de vectores20,21. Se han realizado numerosos intentos en este campo, por ejemplo, la producción de portadores de biopelículas utilizados en el tratamiento de aguas residuales22, adsorbentes de carbono23,24, ladrillos y asfalto25,26, absorbentes de sonido27 y pulpa de papel28 a partir de CB se han investigado en estudios previos.

En la última década, se han hecho numerosos intentos de reciclar los CB en varios productos y extraer los químicos atrapados en su filtro para diferentes propósitos. Los objetivos de reciclaje de colillas de cigarrillos se pueden clasificar en tres grupos principales.

El uso de productos químicos atrapados en el filtro para fines como el control de vectores20 y el control de la corrosión de metales29.

Convertir el acetato de celulosa recuperado de los CB en productos valiosos como pulpa de papel28 y supercondensadores30.

El uso de CB completos sin separar sus componentes para la fabricación de ladrillos y productos similares25.

Los productos con buena calidad y rendimiento garantizarán el reciclaje sostenible de los CB como un desecho peligroso y un desafío ambiental. Sin embargo, en muchos intentos anteriores en este campo, la calidad del producto final no fue satisfactoria en comparación con las muestras comerciales. Los ladrillos producidos mediante la adición de CB a las materias primas no tenían las mismas características térmicas, como la resistencia al calor y la transferencia de calor, que las muestras comerciales25.

El papel convertido a partir del reciclaje de CB en el estudio realizado por Teixeira et al. parecía más oscuro y era más frágil que el papel comercial28. Además, en varios estudios sobre el reciclaje de CB en adsorbentes de carbono, se ha informado que la capacidad de adsorción en muestras recicladas es moderada en comparación con los adsorbentes comerciales23,24. Sin embargo, se ha informado que la calidad de algunos otros productos finales del reciclaje de CB es satisfactoria. Ou et al. recicló con éxito CB en fibras oleofílicas, que se mantuvieron eficientes después de 10 ejecuciones experimentales31. El portador de biopelícula preparado a partir del reciclaje de CB en el estudio de Sabzali et al. mostró un rendimiento similar al de las muestras comerciales utilizadas en el tratamiento de aguas residuales22.

Sin embargo, existen desafíos importantes que enfrenta el reciclaje de CB, incluida la amenaza de fugas de contaminantes durante el proceso y la calidad del producto final19. Teniendo en cuenta que cada año se producen casi 2 millones de toneladas de residuos de CB en todo el mundo, uno de los desafíos más importantes en el reciclaje de CB es seleccionar productos de alta demanda como salida de reciclaje de CB. Dado que los filtros de cigarrillos están hechos de fibras de acetato de celulosa4,5, la producción de productos a base de acetato de celulosa puede ser una buena solución para el reciclaje de CB a gran escala. Las membranas tienen numerosas aplicaciones en el mundo actual, como el tratamiento de aguas y aguas residuales32,33,34,35, y el acetato de celulosa es uno de los materiales más comunes utilizados para la producción de membranas36,37,38, lo que ofrece una gran oportunidad para gestionar los CB reciclándolos en membranas. Este estudio tuvo como objetivo investigar la posibilidad de reciclar CB en una membrana y las características de la membrana producida. Además, se examinó la eficacia de la membrana producida en la eliminación de cromo, cadmio y plomo de una solución acuosa en un reactor de ósmosis directa y se comparó con otras membranas disponibles.

Se prepararon dos muestras que incluían colillas de cigarrillos recién fumadas (FCB) y filtros de cigarrillos sin fumar (UCF). Para preparar la muestra de UCF, se identificaron siete marcas de cigarrillos más vendidas en el mercado de Irán. Se compraron tres bolsillos (60 cigarrillos con filtro) de cada marca en tres centros de venta diferentes. Los filtros se separaron y mezclaron y luego se usaron sin procesamiento. La muestra de FCB se preparó a partir de las mismas marcas utilizando una bomba manual con diez succiones por cada cigarrillo. El tabaco restante de los CB obtenidos se eliminó en la etapa inicial de procesamiento. A continuación, los papeles de envolver alrededor de los filtros se separaron manualmente. Después del procesamiento inicial, el proceso de limpieza se realizó mediante inmersión de 20 min y mezclado en agua tres veces19,23,24. A continuación, los filtros se sumergieron en etanol al 96 % dos veces durante 20 min. Finalmente, se utilizó una solución ácida que contenía ácido nítrico y ácido acético para eliminar los metales pesados39. Los filtros limpios se mantuvieron a temperatura ambiente durante 48 h para que se secaran por completo antes de ingresar a la etapa principal de reciclaje.

La preparación de la membrana se realizó con base en el método de inversión de fase40,41. Considerando el efecto de la viscosidad sobre la miscibilidad, con base en estudios previos; para cada preparación de membrana, los filtros se agregaron al solvente N-metil-2-pirrolidona en una proporción de 15% en peso38,41. Debido a la existencia de muchos estudios previos en el campo de la preparación de membranas a partir de acetato de celulosa, en este estudio no se preparó una membrana a base de acetato de celulosa. Por lo tanto, el rendimiento de la membrana preparada por UCF y FSB se comparó con los resultados de estudios previos. Para lograr una solución homogénea, la mezcla se colocó en un agitador magnético durante 8 h a una temperatura de 40 °C. Las burbujas de aire generadas deben eliminarse de la mezcla antes del vaciado, por lo que la mezcla se mantuvo a temperatura ambiente durante 2 h y luego se transfirió a la nevera y se mantuvo a 4 °C durante 24 h36,42. La solución desgasificada se moldeó y se formó una película delgada con un espesor de 150 μm. La película obtenida se sumergió inmediatamente en agua desionizada durante 15 min para sufrir la inversión de fase41,42. La película se colocó en un baño de agua a 50 °C durante 15 min para completar la inversión de fase y el reemplazo del solvente con agua42,43. La membrana resultante se mantuvo en agua destilada a temperatura ambiente durante 48 h para asegurar la eliminación completa del solvente y las impurezas43. Finalmente, la membrana preparada se mantuvo en agua destilada a 4 °C antes de la evaluación de la morfología y las características40. Los pasos de preparación de la membrana se muestran en la figura 1.

Pasos de preparación de la membrana.

La morfología y la estructura de porosidad de las membranas preparadas se estudiaron utilizando imágenes de superficie y sección transversal tomadas con un microscopio electrónico de barrido (SEM) según el método presentado en estudios previos36,41,42. Las membranas se congelaron en nitrógeno líquido durante 60 s, y luego los fragmentos congelados se rompieron y se recubrieron con oro mediante la técnica de pulverización catódica para producir conductividad eléctrica42. Se utilizó un sistema de ósmosis directa a escala de laboratorio para evaluar las características operativas de las membranas preparadas y su eficiencia en la eliminación de metales pesados ​​de una solución acuosa. Como se muestra en la Fig. 2, este sistema consta de soluciones de extracción y alimentación, que fluyen por separado mediante dos bombas diferentes. La cámara de contención de la membrana tenía unas dimensiones de 2,1 cm de ancho y 3,2 cm de largo, por lo que cubría adecuadamente el área superficial de la membrana igual a 6,7 ​​cm2.

Esquema del sistema de ósmosis directa utilizado.

Para determinar el flujo de agua de la membrana preparada, se usó ósmosis directa con (100 ml de solución de cloruro de sodio 1 M) como solución de extracción y 400 ml de agua desionizada como solución de alimentación. La solución de extracción se hizo circular en el sistema con un caudal de 18 l por hora y el flujo de la membrana se calculó utilizando la siguiente ecuación.

donde JW es el flujo de agua en L/m2.h, Δm es la disminución de peso de la solución de alimentación en litros, Am es el área activa de la membrana en m2 y Δt representa el tiempo en horas, que fue 0,25 en este estudio .

Además, para determinar el flujo salino inverso se utilizó la siguiente fórmula.

donde Js es el flujo de sal inverso en g/MH, ΔCt es la pérdida de sal de la solución de extracción en gramos, V representa la disminución de peso de la solución de extracción en gramos, Am representa el área activa de la membrana en m2 y Δt es tiempo en hora, que fue de 0,25 en este estudio.

Para determinar la porosidad, se midieron la masa de membrana húmeda (W1) y la masa de membrana seca (W2) y se colocaron en la siguiente fórmula.

En esta ecuación \(\rho_{w}\) y \(\rho_{m}\) representan la densidad del agua y la membrana, respectivamente.

La eficacia de las membranas preparadas en la eliminación de cromo, cadmio y plomo de una solución acuosa se investigó en el proceso de ósmosis directa. Las soluciones de alimentación para cada metal pesado mencionado se prepararon en concentraciones de 10, 20, 30 y 50 mg/L. Además, se usó una solución 1 molar (M) de cloruro de sodio como solución de extracción. Todos los pasos asociados con la evaluación de las características operativas de la membrana y su eficiencia en la remoción de metales pesados ​​se realizaron a temperatura ambiente. Ambos flujos (retirada y alimentación) se ajustaron a 0,3 L por minuto, y el muestreo se realizó 20 min después del inicio del proceso. La concentración de metales pesados ​​en la solución se midió utilizando el sistema GF-AAS, fabricado en Australia. Se utilizó la siguiente fórmula para determinar la eficiencia de eliminación de metales pesados.

En esta ecuación, \(C0\) y \(Ce\) representan la concentración de metal en la solución de alimentación y la solución de extracción, respectivamente.

La morfología de la membrana tiene un gran impacto en su eficiencia en aplicaciones específicas; por lo tanto, lograr una estructura física adecuada es esencial durante la preparación de la membrana. La morfología de las membranas UCF y FCB desarrolladas se determinó utilizando un microscopio electrónico de barrido. Las imágenes obtenidas demostraron que las membranas preparadas tenían macrovacíos. La formación de membranas a través del reciclaje de CB se puede explicar en función del proceso de inversión de fase. El filtro del cigarrillo, que es la parte principal de los CB, está compuesto principalmente de acetato de celulosa4,5,18. Se mezclaron N-metil-2-pirrolidona y CB como solución inicial, lo que dio como resultado la formación de una mezcla viscosa. Esta mezcla viscosa se usó para moldear una película y luego la película moldeada se sumergió inmediatamente en agua destilada. La inversión de fase, que es la miscibilidad entre el agua y el solvente, ocurre en esta etapa. Este fenómeno conducirá al intercambio de agua y solvente debido al flujo de difusión42. La inversión de fase ocurre debido a la baja miscibilidad entre el acetato de celulosa (filtro de cigarrillo) y el solvente y continúa hasta el final del proceso de desmezclado, resultando en la solidificación44.

Como se muestra en la Fig. 3, según las imágenes SEM de las membranas preparadas, tanto las membranas UCF como FCB tenían una superficie lisa. La formación de una estructura de superficie lisa en las membranas se puede atribuir a la velocidad del proceso de desmezclado durante la inversión de fase. En general, la morfología de la membrana depende de la velocidad de desmezclado, y las membranas finales con una superficie lisa y formación de macrohuecos indican desmezclado instantáneo en el estudio realizado, mientras que si el proceso de desmezclado fuera lento, se habrían formado membranas con una estructura densa42. Además, como indica la Fig. 3, existe una ligera diferencia en el número de poros en la superficie de la membrana resultante de FCB en comparación con la membrana resultante de UCF. Esta diferencia puede ser el efecto de las impurezas del humo del cigarrillo atrapadas en el filtro durante el proceso de fumar, que permanecieron en los CB a pesar de las etapas de procesamiento y limpieza. El efecto de los compuestos aditivos sobre la estructura superficial de las membranas de acetato de celulosa ha sido mencionado en estudios similares45,46. El proceso de lixiviación de aditivos en la preparación de la mezcla inicial y durante la gelificación se ha considerado una razón para este fenómeno47. En consecuencia, un aumento en las impurezas de la solución de colado puede conducir a una superficie más rugosa de la membrana y poros más dispersos en esta superficie42.

Imágenes SEM de las membranas preparadas.

Las imágenes SEM de la sección transversal de las membranas preparadas del reciclaje de UCF y FCB se muestran en la Fig. 3. Como indica la figura, hay macrovacíos en las membranas. Considerando que la morfología de la membrana depende de las condiciones termodinámicas y de los factores que afectan la cinética de inversión de fase48, se puede explicar la estructura observada en las membranas. La viscosidad de la solución de fundición es uno de los factores más importantes que afectan la estructura de los poros y la porosidad de la membrana49,50. Dado que la viscosidad es efectiva en la difusión mutua de solventes y no solventes, el cambio en la viscosidad de la solución de colado tiene un impacto significativo en la estructura de los poros41. Debido al hecho de que los filtros de los cigarrillos están hechos de acetato de celulosa, la solución de fundición tenía una viscosidad baja, lo que generaba una porosidad adecuada y macrovacíos en las membranas resultantes. En general, una mayor viscosidad de la solución de colado indica una velocidad de desmezclado más lenta en la inversión de fase, lo que lleva a un cambio en la estructura de porosidad de la membrana y la formación de una estructura similar a una esponja36,41. Por el contrario, la menor viscosidad y la mayor hidrofilia de la solución de colado que contiene acetato de celulosa puro, tal como se utiliza en este estudio, dan como resultado una inversión de fase rápida y, finalmente, la formación de macrovacíos y una porosidad mejorada en la membrana42.

El flujo de las membranas preparadas se midió utilizando agua desionizada como solución de alimentación. Como indica la Tabla 1, el flujo de membranas preparadas a partir del reciclaje de UCF y FCB fue de 14,7 y 13,2 L/MH, respectivamente. Dado que los filtros de cigarrillos están hechos principalmente de acetato de celulosa, el bajo flujo observado en las membranas resultantes puede deberse a una matriz polimérica muy compacta de CA42 puro. Sin embargo, agregar algunos compuestos específicos al acetato de celulosa puede aumentar la hidrofilicidad de la membrana y el fundente porque una mayor hidrofilicidad de la solución de moldeo puede aumentar el fundente en las membranas preparadas41,42. La porosidad de la membrana es otro factor que depende de la hidrofilia de la solución de colado y es efectivo en el fundente51. Como se muestra en la Tabla 1, la porosidad en las membranas preparadas a partir del reciclaje de UCT y FCB fue de 61 y 58%, respectivamente. Aunque esta cantidad estaba cerca de la porosidad de las membranas de CA42, esta propiedad se puede aumentar agregando materiales hidrofílicos a la mezcla inicial. La adición de compuestos hidrófilos no solo aumenta el número de moléculas de agua absorbidas en la membrana, sino que también aumenta la posibilidad de formación de poros grandes y ocupación de moléculas de agua42. Por lo tanto, el aumento de la porosidad hace que aumente el flujo de la membrana52. Asimismo, el aumento de la hidrofilicidad en la membrana da como resultado un mayor ángulo de contacto de la superficie exterior, efectivo en el aumento del flujo41. Sin embargo, el flujo disminuye con la formación de poros más pequeños en la membrana36. La presión aplicada podría ser otra razón de la diferencia observada en el flujo de membranas derivadas de colillas de cigarrillos en este estudio con el flujo de las membranas comerciales basadas en CA. Las membranas preparadas a partir del reciclaje de CB tenían un flujo de 14,7 LMH y 13,2 LMH bajo presión osmótica provocada por la solución de extracción que contenía cloruro de sodio 1 M, mientras que el flujo de la membrana CA fue de 15 LMH a una presión de 100 kPa en el estudio realizado por Han et al.42.

Los resultados de la eficacia de las membranas preparadas en la eliminación de metales pesados ​​se presentan en la Tabla 2. A una concentración de 10 mg/L, la eficacia de eliminación de plomo, cromo y cadmio de la membrana resultante de FCB fue del 85,2, 88,4 y 85,3 %, respectivamente. . En comparación, la eficiencia de eliminación de la membrana resultante de UCF para estos metales a la misma concentración fue 89,3, 91,3 y 87,6 %, respectivamente. El aumento de la concentración de los metales mencionados hasta 50 mg/L en promedio provocó que la eficiencia de eliminación de las membranas resultantes de FCB y UCF disminuyera en un 3,53 y un 4,06 %, respectivamente. La presencia simultánea de los tres metales en la solución de alimentación (10 mg/L de cada metal) redujo la eficiencia de eliminación de las membranas FCB en comparación con la concentración de 10 mg/L. Sin embargo, en promedio, fue 0.73% mejor que la eficiencia de remoción con una concentración de 30 mg/L de cada metal.

En estudios previos, las membranas preparadas con polímero en una proporción del 18 % en peso pudieron eliminar los metales pesados35,38. Sin embargo, en este estudio, el uso de colillas de cigarrillos en una proporción del 15% en peso condujo a la producción de una membrana con la capacidad de eliminar metales pesados, lo que probablemente se deba al efecto del plastificante en el filtro del cigarrillo. En comparación con el rendimiento de las membranas preparadas en este estudio, la eficiencia de la membrana CA para la eliminación de níquel de la corriente de agua fue superior al 93 % en un estudio realizado por Zhao et al.53. En 2013, Butler et al. informaron que la eficiencia de las membranas de CA para la eliminación de cromo, plomo, cobre y arsénico en el proceso de ósmosis directa fue superior al 99 %54. En 2019, Chen et al. estudiaron la eficiencia de las membranas de CA en la remoción de plomo, cromo, zinc, cobre y mercurio a una concentración de 100 mg/L, y la tasa de remoción mencionada para metales fue superior al 99%55. Teniendo en cuenta que la remoción de metales pesados ​​mediante la tecnología de membranas depende de procesos físicos, químicos y electroquímicos, así como de reglas hidráulicas56,57, se puede explicar la eficiencia de remoción de metales lograda en este estudio. El transporte convectivo y la fuerza motriz de la solución de extracción hacen que los metales pesados ​​se transporten a través de la membrana58. Como indican los resultados, la eficiencia de eliminación de ambas membranas para los tres metales estudiados fue cercana al 90 % porque cuando ocurre la polarización de la concentración, el carácter selectivo de la membrana puede eliminar metales pesados ​​de manera eficaz59. La baja presión aplicada mediante ósmosis directa intensifica el fenómeno mencionado porque a baja presión el flujo depende de la polarización de la concentración60. En esta condición, el taponamiento de los poros por partículas más pequeñas y la acumulación de partículas grandes en los poros, que pueden mejorar la eficiencia de eliminación de metales, ocurren lentamente. Además de eso, el transporte difusivo puede hacer que los iones metálicos se muevan a través de la membrana independientemente del movimiento del flujo59,61. A diferencia del transporte convectivo, este proceso depende de las propiedades electroquímicas de la membrana y de los iones de metales pesados, así como de la concentración de polarización58. Por otro lado, la falta de otros iones en las aguas residuales sintéticas usadas puede ser otra razón para no lograr una eficiencia de eliminación prometedora. La presencia de otros iones puede cambiar la carga de la superficie de la membrana creando una fuerza repulsiva. También tiene un impacto en la polarización de la concentración y la tendencia de la solución a mantener la electroneutralidad en ambos lados de la membrana. Teniendo en cuenta estos efectos, la presencia de otros iones metálicos puede aumentar o decretar la eficiencia de remoción62,63. Además, como se ve en la realidad, la presencia de otros compuestos en la solución puede aumentar la eficiencia de eliminación.

El acetato de celulosa comercial se puede utilizar para fabricar nanofiltros con excelente permeabilidad y alta eficiencia en la reducción de sales e iones de la solución acuosa. Por ejemplo, Su et al. preparó con éxito un nanofiltro hecho de acetato de celulosa con una permeabilidad de 0,47 LMH y la capacidad de reducir el cloruro de sodio y el cloruro de magnesio de una solución sintética en un 90 y un 96 %, respectivamente. En consecuencia, la membrana CA se puede utilizar de forma eficaz en el proceso de ósmosis directa64. Moradi Hamedani et al. investigó la eficiencia de las membranas de CA para la eliminación de metales como plomo, cadmio, zinc y níquel. Aunque un aumento en la presión hizo que la eficiencia de eliminación de todos los metales disminuyera, la membrana CA mostró la capacidad de eliminar el 98 % del plomo y el 70 % de otros metales65. En el estudio realizado por Idris et al.66, la eficiencia de una membrana de CA modificada para la eliminación de plomo de las aguas residuales fue del 97,6%66. El nanofiltro CA utilizado por Figoli et al. para eliminar el cadmio de una solución acuosa mostró hasta un 95% de eficiencia de eliminación bajo diferentes presiones y valores de pH67. Yu et al. investigó la capacidad de las membranas de acetato de celulosa modificadas en la eliminación de la contaminación por cobre y aceite del agua contaminada. La eficiencia observada para la remoción de cobre fue de hasta 97% en este estudio68. En otro estudio de Al-Wafi et al. La membrana CA mostró una eficiencia del 90% para la eliminación de cromo hexavalente de una solución acuosa. Los investigadores aumentaron con éxito la eficiencia de eliminación al 97 % al agregar algunos compuestos a la estructura de la membrana69. Sin embargo, mezclar la solución de fundición con aditivos no siempre mejora la eficiencia de eliminación de metales pesados ​​de la membrana. Nagandaran et al. se dio cuenta de que aumentar la proporción de polisulfonato en la solución de fundición para la preparación de la membrana de CA puede cambiar negativamente el tamaño de poro de la membrana resultante, lo que reduce la eficiencia de eliminación de iones de cadmio, zinc, níquel y cobre51. Comparando las eficiencias de remoción mencionadas para las membranas CA puras y las membranas preparadas a partir del reciclaje de CB (85 a 90 % según la Tabla 2), se puede decir que la eficiencia de remoción de las membranas basadas en CB fue aceptable pero menor que los tipos comerciales. Sin embargo, esta diferencia puede ser el resultado de diferentes condiciones de operación del sistema de ósmosis directa utilizado y los sistemas de baja presión utilizados en otros estudios. Además, el uso de membranas modificadas por parte de otros investigadores podría ser otra razón probable.

Teniendo en cuenta la mejor eficiencia de eliminación de las membranas de CA puro y después de revisar las experiencias de otros investigadores en este campo, se podrían presentar las siguientes soluciones para mejorar la eficiencia de la membrana basada en CB. Algunos productos químicos, como la plata, se pueden usar como aditivos en el proceso de preparación de la membrana para mejorar el rendimiento de la membrana resultante. Este aditivo puede afectar positivamente la estructura de la membrana y aumentar su eficiencia en la reducción de contaminantes como los microorganismos70. Además, realizar algunos cambios en el proceso de preparación de la membrana puede mejorar las propiedades estructurales y el rendimiento de la membrana resultante. Por ejemplo, en un estudio de Nguyen et al., se afirmó que el proceso de recocido durante la fabricación de las membranas de CA mejora la eficiencia de las membranas debido a la eliminación de aditivos y solventes remanentes71. Mohammadi y Seljuqi examinaron el efecto de las condiciones de preparación en la estructura de la membrana de CA y concluyeron que aumentar la concentración de polietilenglicol y la temperatura del baño de agua durante el proceso de preparación de la membrana mejora la resistencia térmica de la membrana resultante. Además, quedó claro que al aumentar la concentración de polietilenglicol aumenta la porosidad, mientras que la porosidad disminuye al aumentar la concentración de acetato de celulosa y disminuir la temperatura del baño de agua72. La adición de algunos productos químicos en el proceso de preparación de la membrana también puede mejorar la estructura y el rendimiento de la membrana. Por ejemplo, Vara et al. redujo con éxito el tamaño de los poros de la membrana de 15 a menos de 2 μm agregando alúmina a la solución de fundición73. Sin embargo, la aplicación de aditivos también puede tener algunos efectos secundarios negativos. Por ejemplo, en el estudio de Abedini et al., la adición de óxido de titanio condujo a un aumento del espesor y la tolerancia térmica de la membrana. Mientras tanto, el tamaño de los poros y la permeabilidad de la membrana aumentaron, lo que resultó en una reducción de la eficiencia de eliminación46. Por lo tanto, los productos químicos utilizados para la modificación de la membrana y su proporción en la mezcla deben elegirse cuidadosamente para lograr el mejor resultado. Como ejemplo, podemos mencionar los interesantes resultados reportados por Nazimuddin et al. Descubrieron que la adición de nanotubos de carbono como aditivo a la solución de colado aumentaba la porosidad de la membrana resultante, pero también elevaba el rechazo de sal al 96 %, y se informó que la mejor proporción de polímero a solvente fue de 25 a 7574.

Aunque la cantidad de productos reciclados de CB ha aumentado en los últimos años, como se muestra en la Fig. 4, existen serios desafíos relacionados con este proceso de reciclaje de desechos peligrosos, lo que dificulta el reciclaje a gran escala de CB19.

Métodos y desafíos en el reciclaje de CB.

Las características de la membrana preparada en este estudio se comparan con otros productos convertidos a partir del reciclaje de CB en la Fig. 5. Uno de los desafíos más importantes del reciclaje de CB es la fuga de contaminantes en la etapa de procesamiento en forma de aguas residuales o contaminantes transportados por el aire. Teniendo en cuenta que los filtros de cigarrillos están diseñados para atrapar los contaminantes del humo del cigarrillo, los desechos de CB contienen una amplia gama de contaminantes, incluidos metales pesados ​​y toxinas3,6. Estos contaminantes se filtran durante el procesamiento de CB, como el lavado19 y el calentamiento25. Por lo tanto, convertir los CB en productos que requieran menos pasos de procesamiento y fugas de contaminantes es más deseable en términos de consecuencias ambientales. Algunos métodos de reciclaje de CB se centran en la extracción de sustancias químicas y toxinas atrapadas en el filtro, lo que los hace más ecológicos en comparación con otros métodos de reciclaje de CB. La producción de membranas a partir del reciclaje de CB dio lugar a la generación de aguas residuales con diversos contaminantes en las etapas de lavado con agua y disolvente. Desde este aspecto, el método presentado es similar a los métodos de reciclaje de CB para la producción de absorbentes de sonido y supercondensadores. Sin embargo, dado que el proceso de calor no se utilizó para la preparación de CB en este estudio, no existe una amenaza sobre la emisión de contaminantes en el aire en contraste con la producción de absorbentes de carbono.

Características de los productos de reciclaje CB.

La calidad del producto final es un punto clave a considerar en el reciclaje de CB. Los resultados del estudio presentado mostraron que la membrana preparada a partir de CB tenía una morfología adecuada, y su flujo y tasa de sal inversa eran similares a los rangos informados para las membranas comerciales de CA. Además, la eficiencia de eliminación de la membrana preparada para metales pesados ​​fue superior al 85 %, mientras que la cifra fue superior al 99 % para las membranas de CA puro54,55. Sin embargo, la eficiencia de la membrana preparada se puede mejorar agregando compuestos específicos a la materia prima o cambiando el proceso de producción de la membrana; por lo tanto, la calidad del producto presentado puede considerarse satisfactoria.

Se estima que la producción anual de CB alcanzará los 1,8 millones de toneladas para 2025. Como resultado, la cantidad requerida de CB en el método de reciclaje juega un papel importante en la gestión de este residuo peligroso frecuente. El producto reciclado de CBs debe ser de uso extensivo y requiere la mayor cantidad de CBs durante el proceso de reciclaje. En este estudio, se investigó la producción de la membrana CA como un producto ampliamente utilizado en varias industrias. Dado que el acetato de celulosa requerido para la producción de membranas provino del reciclaje de CB, este producto es una excelente opción para la gestión de desechos de CB, mientras que este no es el caso de otros productos reciclados de CB. Mohajerani et al. informaron que la mejor proporción de CB utilizados en las materias primas para ladrillos es del 1% en peso25. Por lo tanto, la producción de ladrillos no puede reciclar una gran cantidad de residuos de CB. Además, en el estudio de Sabzali et al., aunque la calidad del medio de sustrato de crecimiento microbiano preparado a partir de CB fue prometedora en el estudio de Sabzali et al. se informó que era apropiado y todo el sustrato se suministró a través del reciclaje de CB22, pero el consumo de estos sustratos, este medio no se usa mucho en la industria de las aguas residuales y no tiene el potencial de desempeñar un papel considerable en el mundo, no es suficiente para hacer una una parte significativa de la gestión se ocupa de 180 millones de toneladas de residuos de CB que se producen anualmente en todo el mundo. producido en todo el mundo a través del reciclaje.

En este estudio se investigó la producción de membranas a partir del reciclaje de CB. De acuerdo con los resultados, la membrana producida utilizando la técnica de inversión de fase tenía macrovacíos y una estructura superficial uniforme. El flujo en la membrana preparada a partir de CB fue de 13,2 LMH y la tasa inversa de sal fue de 3,9 gMH. La comparación de esta membrana con la membrana preparada a partir de los filtros de cigarrillos sin fumar mostró que el ahumado y el procesamiento no tenían un efecto negativo grave sobre la calidad del producto final. El fundente y la sal inversa en la membrana preparada a partir de filtros de cigarrillos sin fumar fueron 14,7 LMH y 3,5 gMH, respectivamente. Las eficiencias de eliminación de la membrana preparada del reciclaje de CB para plomo, cromo y cadmio fueron 85,2, 88,4 y 85,3 %, respectivamente, que fueron en promedio 3,3 % más bajas que las de la membrana preparada de los filtros de cigarrillos no fumados. Teniendo en cuenta la morfología adecuada y la eficiencia de eliminación de metales pesados ​​de la membrana preparada a partir del reciclaje de CB, este producto puede ser una solución eficaz para abordar el problema de los residuos de CB. Además, otra ventaja considerable de este producto reciclado es el hecho de que la CA requerida para la producción de membranas proviene completamente del reciclaje de CB, lo que convierte a la membrana CA en un producto ideal para gestionar las CB como la basura más común del mundo.

Los conjuntos de datos generados y analizados durante el estudio actual están disponibles del autor correspondiente a pedido razonable.

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Los autores agradecen el apoyo financiero brindado por la Universidad de Ciencias Médicas de Irán, Teherán, Irán (Subvención No. 98-2-2-15471) (Código de Ética: IR.IUMS.REC.1398.664).

Centro de Investigación de Tecnología de Salud Ambiental, Universidad de Ciencias Médicas de Irán, Teherán, Irán

Javad Torkashvand, Roshanak Rezaei Kalantary, Mitra Gholami, Ali Esrafili y Mahdi Farzadkia

Departamento de Ingeniería de Salud Ambiental, Escuela de Salud Pública, Universidad de Ciencias Médicas de Irán, Teherán, Irán

Javad Torkashvand, Roshanak Rezaei Kalantary, Mitra Gholami, Ali Esrafili, Mahmood Yousefi y Mahdi Farzadkia

Departamento de Ingeniería de Salud Ambiental, Diputado de Salud, Universidad de Ciencias Médicas de Guilan, Rasht, Irán

Alireza Saedi-Jurkuyeh

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JT: Conceptualización, Metodología, Investigación, Análisis formal, Redacción—borrador original. AS-J., RRK, MG, AE, MY: Investigación, Metodología, Redacción—revisión; edición. MF: Metodología, Redacción—revisión; edición, Supervisión. Todos los autores revisaron el manuscrito.

Correspondencia a Mahdi Farzadkia.

Los autores declaran no tener conflictos de intereses.

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Torkashvand, J., Saeedi-Jurkuyeh, A., Rezaei Kalantary, R. et al. Preparación de una membrana de acetato de celulosa mediante el reciclaje de colillas de cigarrillos e investigación de su eficiencia en la eliminación de metales pesados ​​de la solución acuosa. Informe científico 12, 20336 (2022). https://doi.org/10.1038/s41598-022-24432-x

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Recibido: 18 Septiembre 2022

Aceptado: 15 de noviembre de 2022

Publicado: 25 noviembre 2022

DOI: https://doi.org/10.1038/s41598-022-24432-x

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