Eliminación rápida por adsorción de cromo de aguas residuales utilizando nuez

Scientific Reports volumen 13, número de artículo: 6859 (2023) Citar este artículo

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La contaminación de los recursos hídricos por efluentes industriales que contienen iones de metales pesados y la gestión de residuos sólidos de las industrias agrícolas y alimentarias es un problema grave. Este estudio presenta la valorización de residuos de cáscaras de nueces como un biosorbente eficaz y respetuoso con el medio ambiente para secuestrar Cr(VI) de medios acuosos. El polvo de cáscara de nuez nativa (NWP) fue modificado químicamente con álcali (AWP) y ácido cítrico (CWP) para obtener biosorbentes modificados con abundante disponibilidad de poros como centros activos, según lo confirmado por análisis BET. Durante los estudios de adsorción por lotes, los parámetros del proceso para la adsorción de Cr(VI) se optimizaron a pH 2,0. Los datos de adsorción se ajustaron a modelos isotérmicos y cinéticos para calcular varios parámetros de adsorción. El patrón de adsorción de Cr(VI) fue bien explicado por el modelo de Langmuir que sugiere la formación de una monocapa de adsorbato en la superficie de los biosorbentes. La capacidad máxima de adsorción, qm, para Cr(VI) se alcanzó para CWP (75,26 mg/g), seguida de AWP (69,56 mg/g) y NWP (64,82 mg/g). El tratamiento con hidróxido de sodio y ácido cítrico mejoró la eficiencia de adsorción del biosorbente en un 4,5 y un 8,2%, respectivamente. Se observó que la adsorción endotérmica y espontánea seguía la cinética de pseudosegundo orden bajo parámetros de proceso optimizados. Por lo tanto, el polvo de cáscara de nuez modificada químicamente puede ser un adsorbente ecológico para el Cr(VI) de soluciones acuosas.

La contaminación del agua por efluentes generados por diversas industrias de procesos que contienen metales pesados persistentes y no degradables es una preocupación mundial debido a su severo impacto negativo en el medio ambiente1. Los metales pesados, como As, Pb, Cr, Hg y Ni, no son biodegradables, son tóxicos y persisten en el medio ambiente debido a su tendencia a bioacumularse, causando graves problemas de salud a los organismos vivos al ingresar a la cadena alimentaria2. El Cr, predominantemente como Cr(VI), se encuentra entre los contaminantes del agua más frecuentes generados por las industrias de minería, acabado de metales, textil, galvanoplastia y cuero3,4,5. Según las normas de la OMS, la concentración segura y permisible de Cr(VI) en el agua potable y en las aguas residuales industriales es de 0,05 mg/L y 0,5 mg/L, respectivamente5. El Cr(VI) es altamente soluble en agua y puede ingresar al cuerpo humano a través de exposición dérmica y oral. Es extremadamente tóxico y cancerígeno en caso de exposición prolongada y debe eliminarse de los efluentes antes de su eliminación6.

Las técnicas convencionales reportadas para el secuestro de Cr(VI) incluyen extracción con solventes7, filtración8, reducción9, precipitación10 e intercambio iónico11. Aun así, estos métodos tienen una aplicabilidad limitada debido a la necesidad de energía e instrumentos costosos, reactivos químicos peligrosos y, en algunos casos, su aplicación da como resultado una contaminación secundaria12. El requisito de monitoreo y eliminación de sólidos y lodos generados requiere mano de obra adicional, y el proceso puede resultar en un tratamiento incompleto que limite su idoneidad para grandes volúmenes12. La biosorción se ha considerado una técnica sencilla, fácil de operar, rentable y ecológica con materiales biodegradables y económicos13. Estos materiales incluyen desechos animales (cáscaras y huesos de huevos de desecho)14, biomasa microbiana (algas y bacterias)5 y desechos agrícolas (cortezas, hojas, cáscaras de frutas, semillas, cáscaras, cáscaras, pajitas, etc.)15. La eficiencia de los biosorbentes puede mejorarse mediante el tratamiento químico con ácidos y bases, lo que da como resultado la modificación de las funcionalidades presentes en la superficie del biosorbente y la mejora de los sitios activos16.

Los desechos agrícolas han sido reconocidos como biosorbentes de bajo costo, renovables, biodegradables y ecológicos con una importante capacidad de adsorción de contaminantes como iones de metales pesados, productos farmacéuticos, colorantes y compuestos aromáticos17. Los residuos agrícolas como biosorbentes también proporcionan una solución sostenible para la gestión eficiente y la utilización de estos residuos cada vez mayores generados por las operaciones agrícolas, la preparación de alimentos domésticos y el procesamiento industrial de alimentos18. Los desechos agrícolas son una rica fuente de material lignocelulósico, a saber. lignina, celulosa, hemicelulosa, pectina, proteínas, flavonoides, terpenoides y otros metabolitos secundarios con funcionalidades polihidroxi, carboxi, amina y aldehídica, con alta afinidad por los iones metálicos15. Se ha informado que los desechos agrícolas, incluida la cáscara de arroz19, el salvado de trigo20, la cáscara de palmiste21, la semilla de albaricoque16, la cáscara de maní22, las hojas1, las cáscaras de frutas y verduras23, los desechos vegetales24 y el bagazo25 en forma de polvo seco o ceniza, son adsorbentes eficaces para compuestos orgánicos persistentes y iones de metales pesados por su mayor eficacia de adsorción así como por la facilidad de separación y regeneración26,27.

La nuez (Juglans regia) se consume como un fruto seco muy nutritivo en todo el mundo. Su cáscara se descarta como residuo agrícola sin valor después de la eliminación de su semilla y es una rica fuente de lignocelulosa que comprende lignina (36,90%), hemicelulosa (36,06%) y celulosa (17,74%)28. La literatura informa que la cáscara de nuez es un biosorbente económico y eficaz para secuestrar contaminantes como iones de metales pesados30, colorantes29 y otros compuestos orgánicos31 de las aguas residuales. En el caso de los materiales lignocelulósicos, la celulosa y las hemicelulosas se encuentran en forma de red compacta, lo que limita la disponibilidad de grupos hidroxilo libres para unirse con iones de metales pesados. Por tanto, su capacidad de adsorción es bastante baja16. La eficacia de dichos biosorbentes se puede aumentar después de una modificación química con hidróxido de sodio (base) y ácido cítrico (ácido). El hidróxido de sodio desintegra esta red, haciendo que los grupos hidroxilo sean fácilmente accesibles en la superficie del biosorbente28. El ácido cítrico se considera más beneficioso para aumentar la eficiencia de adsorción de materiales lignocelulósicos. Tiene grupos tricarboxílicos, uno de los cuales reacciona con el grupo hidroxilo de la celulosa presente en la nuez. Por el contrario, quedan dos grupos disponibles para reaccionar con iones de metales pesados, aumentando así la capacidad de adsorción del adsorbente30.

La literatura informa el uso de cáscaras de nuez como biocarbón o carbón activado para secuestrar Cr(VI); sin embargo, los informes sobre el polvo de cáscara de nuez en forma nativa y modificada químicamente son escasos31. Este artículo compara el efecto de la modificación química del polvo de nuez nativa mediante hidróxido de sodio y ácido cítrico sobre las capacidades de adsorción del polvo de cáscara de nuez nativa y tratada químicamente para secuestrar Cr(VI) de soluciones acuosas. Se estudiaron las características funcionales de estos biosorbentes económicos y el comportamiento de adsorción optimizando los parámetros del proceso. El mecanismo subyacente se ha explorado mediante análisis cinético y termodinámico.

Los productos químicos en su calidad analítica se compraron en Sigma-Aldrich (Delhi) y se utilizaron en el estudio. Las cáscaras de nuez se obtuvieron como producto de desecho de un vendedor local. Las conchas se lavaron en agua desionizada para eliminar la suciedad o los residuos, se expusieron al sol para que se secaran por completo y luego se molieron hasta convertirlas en polvo para su uso posterior en tres juegos separados.

La cáscara en polvo se tamizó en la primera serie para obtener polvo de cáscara de nuez nativa (NWP). En el segundo conjunto, se trataron 20 g de NWP con una solución de hidróxido de sodio 2 M a 353 K con agitación constante durante 2 h. utilizando un agitador magnético. La solución se filtró y el filtrado se secó en un horno de aire caliente a 383 K después de enjuagar con agua desionizada. El polvo seco se almacenó para su uso posterior como polvo de cáscara de nuez (AWP) tratado con álcali. En el tercer conjunto, se trataron 20 g de NWP con una solución de ácido cítrico 2 M en lugar de hidróxido de sodio, siguiendo el mismo procedimiento que en el segundo paso para obtener polvo de cáscara de nuez (CWP) tratado con ácido cítrico.

El examen de la morfología superficial de los tres biosorbentes (NWP, AWP y CWP) se ejecutó utilizando un microscopio electrónico de barrido (SEM, Modelo ZEISS EVO 50) y XRD (Modelo PANalytical X'Pert Pro) operando con una velocidad continua de 0,045 ° por minuto. A 45 kV utilizando radiación Cu-Kα (K = 1,5406 A°). Los grupos funcionales asociados se identificaron utilizando un espectroscopio infrarrojo por transformada de Fourier (FTIR, modelo NICOLET-IS-50). El área de superficie y los volúmenes de poros de los tres biosorbentes se midieron en el analizador de área de superficie Brunauer-Emmett-Teller (BET) (modelo BELSORP-maxII). Al mismo tiempo, se evaluó el potencial zeta mediante un analizador de potencial zeta (Malvern Zetasizer, Model Nano ZS). el pH de las soluciones preparadas se monitoreó a través de un medidor de pH (Modelo 1010 Labtronics). La concentración residual de Cr (VI) se midió utilizando un espectrofotómetro de absorción atómica (PerkinElmer AAS, modelo PinAAcle 900 T).

Se prepararon medios sintéticos que contenían 20 mg/l de Cr(VI) y se diluyeron usando agua desionizada para obtener la concentración necesaria. Los experimentos se llevaron a cabo por triplicado utilizando procedimientos discontinuos, que implicaron agregar una cantidad conocida de biosorbente (0,2 a 1,2 g/l) a 100 ml de solución de Cr (VI), con agitación a 298 K durante 120 min. El pH se ajustó al rango deseado (1,0–8,0) utilizando alícuotas de ácido clorhídrico diluido (HCl) o hidróxido de sodio (NaOH), y luego se dejó que la mezcla se equilibrara. Los análisis se realizaron en un rango de temperatura de 288 a 328 K. Después de filtrar el lodo, se midió la concentración de iones residuales. El biosorbente agotado por los lodos se regeneró utilizando HCl 0,1 M. Los datos de adsorción se analizaron mediante el programa de modelos de análisis isotérmico y cinético, como se ilustra en la Fig. 1. Los resultados se analizaron mediante análisis de regresión lineal y no lineal para identificar los modelos isotérmicos y cinéticos apropiados basados en los valores máximos del coeficiente de regresión. (R2) junto con valores mínimos de chi-cuadrado (χ2) y el porcentaje de desviación estándar de Marquardt (MPSD)32.

Programa de estudios de adsorción.

Las micrografías de NWP, AWP y CWP se muestran en la Fig. 2a, que ilustran las modificaciones de la superficie en los biosorbentes con tratamiento. La estructura heterogénea, porosa y rígida de NWP se transformó en una estructura rota con tratamiento alcalino (AWP) y exhibió más homogeneidad con poros dilatados después del tratamiento con ácido cítrico (CWP). Las micrografías de los tres biosorbentes mostraron poros obstruidos después de la biosorción de iones Cr (VI), como se evidencia en la Fig. 2b.

(a) Micrografías de biosorbentes nativos (b) micrografías de biosorbentes cargados de Cr.

La Figura 3a representa los patrones de XRD para los tres biosorbentes con picos característicos para polisacáridos y celulosa33. Se observó un cambio en la intensidad de los picos con modificación química que indica una diferencia en la red. El área de superficie BET para los tres biosorbentes se obtuvo como 423,86 m2/g (NWP), 567,31 m2/g (AWP) y 602,47 m2/g (CWP), con volúmenes de poros BJH iguales a 0,426 cm3/g (NWP), 0,575 cm3/g (AWP) y 0,641 cm3/g (CWP), lo que indica una abundante disponibilidad de poros como centros activos para una mayor adsorción de Cr(VI) en nano-CWP. Los espectros FTIR de los tres biosorbentes (NWP, AWP y CWP) antes y después de la sorción de iones Cr (VI) se ilustran en la Fig. 3b. En NWP, AWP y CWP nativos, los picos de biosorción alrededor de 3260,53 cm-1, 3227,48 cm-1 y 3229,11 cm-1 reflejaron la presencia de grupos OH5. Los picos de 2976,12 cm-1 (NWP), 2918,76 cm-1 (AWP) y 2900,38 cm-1 (CWP) se atribuyeron a los modos de estiramiento C-H3. Los picos alrededor de 1724,12 cm-1 (NWP), 1716,36 cm-1 (AWP) y 1603,57 cm-1 (CWP) correspondieron al estiramiento C = O, mientras que los picos en 1581,18 cm-1 (NWP), 1594,06 cm-1 (AWP) y 1606,47 cm−1 (CWP) se asociaron a los modos de flexión N–H5. Los picos de 1298,12 cm-1 (NWP), 1270,40 cm-1 (AWP) y 1242,35 cm-1 (CWP) se atribuyeron a modos de estiramiento del grupo C-O en compuestos lignocelulósicos30. Los picos de 1042,55 cm-1 (NWP), 1008,42 cm-1 (AWP) y 1052,33 cm-1 (CWP) se relacionaron con los modos de flexión del grupo C-N5. Los cambios en los picos característicos (Fig. 3b) después de la biosorción de Cr (VI) confirman la participación de varias funcionalidades en la unión del metal4.

(a) XRD de biosorbentes nativos (b) Espectros FTIR de biosorbentes nativos y cargados de Cr.

El pH de la solución afecta significativamente la tasa de adsorción porque las características de la superficie del adsorbente cambian considerablemente con un cambio de pH. El pH de la solución se varió de 1,0 a 8,0 para una concentración inicial de Cr(VI) de 20 mg/L a una dosis constante de biosorbente (0,2 g/L) con agitación a 200 rpm durante 120 min a 298 K. La Figura 4a ilustra una aumento inicial en la biosorción de Cr(VI) por NWP, AWP y CWP con un aumento en el pH de 1,0 a 8,0 seguido de una disminución progresiva con una biosorción máxima a pH 2,0. CWP ha mostrado la máxima eliminación de Cr(VI) del 73,40%, seguido por AWP (68,98%) y NWP (63,78%). Cr (VI) existe en muchas formas, a saber. el H2CrO4 neutro a pH < 2,0, el HCrO4− aniónico y el Cr2O72− a 7,0 > pH < 2,0, mientras que el CrO42− es la forma predominante a pH > 7,09. Las funcionalidades polihidroxi, carboxi y amina en los biosorbentes facilitan la adsorción al participar en la unión de iones metálicos30. El pH a una carga de punto cero (pHpzc) para los biosorbentes se determinó como 4,9 (NWP), 5,4 (AWP) y 4,2 (CWP). Las funcionalidades presentes en la superficie biosorbente se protonan a un pH más bajo (< pHpzc), lo que da como resultado que la superficie cargada positivamente genere una atracción electrostática hacia las formas cargadas negativamente de Cr(VI) y una mayor biosorción3. La literatura informa que el HCrO4− es la forma aniónica de Cr(VI) más predominante en un medio acuoso a un pH de 2,0 a 4,034. Por lo tanto, la biosorción máxima a pH 2,0 confirma que HCrO4− es la especie predominante y el pH óptimo de 2,0 para estudios posteriores. La desprotonación de las funcionalidades con pH aumentado (> pHpzc) y la posible competencia entre las especies aniónicas y los iones OH − en la solución disminuye la capacidad de biosorción21.

Efecto de (a) pH (b) dosis de biosorbente (c) tiempo de contacto (d) concentración inicial de Cr (VI) (e) variación de temperatura y (f) diagramas de Van't Hoff para la adsorción de Cr (VI).

La cantidad de adsorbente necesaria para eliminar una sustancia determinada afecta su capacidad de eliminación. La dosis del biosorbente se varió (0,2–1,2 g/L) para una concentración inicial de Cr(VI) de 20 mg/L a 298 K y un pH optimizado (2,0) durante 120 min. (Figura 4b). La biosorción aumentó con un aumento en la dosis de biosorbentes y una disminución en el tiempo de equilibrio. La biosorción aumentó del 63,78 % al 80,12 % para NWP, del 68,98 % al 84,35 % para AWP y del 67,13 % al 89,08 % para CWP a medida que la dosis aumentó de 0,2 a 1,0 g/L, posiblemente con la accesibilidad de sitios más activos con mayor biosorbente. dosis18. Se logró una eliminación significativa de Cr(VI) en 40 minutos. y no se observó ningún cambio sustancial adicional en la biosorción, lo que indica el logro del equilibrio. Por lo tanto, en estudios posteriores se utilizó una dosis de NWP, AWP y CWP de 1,0 g/l. La eficiencia de adsorción de los biosorbentes no mostró cambios significativos con un mayor aumento de la dosis, posiblemente debido a la superposición de los sitios activos con el hacinamiento de las partículas del biosorbente12. Vu et al. En 2019 también se obtuvo una tendencia similar en la adsorción de Cr(VI) en biosorbentes derivados de conchas de caracol3.

Se utilizó una dosis de biosorbente de 1,0 g/l para estudiar el efecto de la duración del contacto al pH optimizado y 298 K. La absorción adsortiva de Cr(VI) de las soluciones (20–120 mg/l) en NWP, AWP y CWP Se descubrió que dependía de la concentración inicial de Cr (VI), así como del tiempo de contacto. La Figura 4c muestra el impacto del tiempo de contacto en la biosorción bajo parámetros de proceso optimizados, mientras que la Fig. 4d muestra el resultado de variar la concentración inicial de Cr (VI) en la biosorción. Un aumento inicial en la biosorción alcanzó un valor máximo aproximadamente a los 40 min. (logro del equilibrio) sin cambios significativos después de eso. Bansal et al. han informado de resultados similares. 2022 para la adsorción de Cr (VI) dependiente del tiempo en su estudio18. Puede atribuirse al agotamiento de los sitios activos para la dosis constante de biosorbentes en equilibrio. Así, 40 min. Se consideró el momento óptimo para la biosorción bajo los parámetros estudiados. El porcentaje de eliminación disminuyó a medida que la concentración de Cr(VI) en la solución aumentó de 20 mg/L a 120 mg/L. La disminución en el porcentaje de eliminación puede estar relacionada con la menor proporción de sitios activos e iones metálicos, lo que lleva al agotamiento de los sitios activos de los biosorbentes. Además, las fuerzas de repulsión entre el adsorbato y la fase masiva también disminuyeron la absorción de iones metálicos16.

Los biosorbentes mostraron una importante facilidad de regeneración y reutilización en los sucesivos ciclos de adsorción y desorción. La reutilización y la eficiencia de desorción de un adsorbente dependen de su eficiencia de unión con los adsorbatos13. La máxima eficiencia de desorción la exhibió NWP, seguida de AWP y CWP, lo que indica una mayor unión de Cr (VI) a la superficie de CWP. Se encontró que los biosorbentes eran efectivos hasta diez ciclos de estudios sucesivos de adsorción y desorción con una ligera reducción en el porcentaje de eliminación, lo que indica su importante potencial como bioadsorbentes.

La variación del porcentaje de eliminación de Cr (VI) (20 mg / L) por NWP, AWP y CWP en parámetros de proceso optimizados con una variación de temperatura (288–328 K) se muestra en la Fig. 4e. Se observó un aumento gradual en el porcentaje de eliminación de 72,15 a 89,19% (para NWP), 77,75 a 91,22% (para AWP) y 84,96 a 93,11% (para CWP) al aumentar la temperatura. El porcentaje máximo de eliminación se encontró en CWP, seguido de AWP y NWP. Los resultados reflejan la naturaleza endotérmica de la sorción debido al mayor transporte de iones metálicos con el aumento de temperatura que también aumenta el número de sitios activos con escisión de enlaces en la superficie del adsorbente35. La gráfica lineal de lnK versus 1 / T (Fig. 4f) se usó para calcular los parámetros termodinámicos (información complementaria como se muestra en la Tabla S1). Los valores negativos de ΔHo validan la naturaleza endotérmica de la adsorción, mientras que el aumento de la aleatoriedad en la superficie de los biosorbentes está indicado por los valores positivos de ΔSo36. Los valores negativos de ΔG˚ confirman que la adsorción de Cr(VI) en NWP, AWP y CWP es espontánea. Muchos investigadores han informado de la adsorción automática de Cr(VI) en biosorbentes como los nanocompuestos lignocelulósicos37, la cáscara de albaricoque30 y la cáscara de maní15.

Las Figuras 5a-c muestran los gráficos ajustados de los cuatro modelos isotérmicos para la adsorción de Cr(VI) (20–120 mg/L) en NWP, AWP y CWP (1,0 g/L) a un pH optimizado a 298 K. 1 muestra los valores de los parámetros isotérmicos obtenidos después del análisis de regresión no lineal. Los datos se ajustaron mejor a la expresión linealizada de la isoterma de Langmuir, con los valores más altos de R2 y los valores más bajos de χ2 y MPSD, lo que indica la eficacia del modelo para describir los datos de equilibrio con cobertura monocapa de Cr(VI) en la superficie homogénea de los biosorbentes38 . Se encontró que la capacidad máxima de adsorción, qm, era más alta para CWP (75,26 mg/g), seguida de AWP (69,56 mg/g) y NWP (64,82 mg/g). Se observó una tendencia similar para el parámetro de adsorción Kads, en el orden de CWP (0,1633 L/mg), AWP (0,1235 mg/g) y NWP (0,1044 mg/g). Este parámetro significa la afinidad del biosorbente por los iones metálicos adsorbidos. La tendencia confirma que el impacto positivo del tratamiento con ácido cítrico es consistente con los resultados reportados en la literatura30.

Comparación de valores experimentales y calculados de qe y qt después de un análisis de regresión no lineal de isotermas y modelos cinéticos, respectivamente, para la adsorción de Cr(VI) en biosorbentes.

La posibilidad de adsorción multicapa considerando la superficie heterogénea del biosorbente se exploró mediante un ajuste lineal de los datos de adsorción en equilibrio con la isoterma de adsorción de Freundlich. El modelo se ajusta bien al valor de R2 (Tabla 1), menor que el del modelo de Langmuir, lo que refleja la falta de idoneidad del modelo para el comportamiento de adsorción. Se encontró que el valor de la constante de Freundlich, KF, indicativa de la capacidad de adsorción relativa, era más alto para CWP (19,46 mg/g) en comparación con AWP (16,38 mg/g) y NWP (13,93 mg/g). La afinidad diferencial de NWP, AWP y CWP por el Cr(VI) se reflejó en los valores variables de n, una medida del grado de adsorción1. Los valores correspondientes comprendidos entre 1 y 10 (Tabla 1) indicaron una adsorción favorable con modificación química de los sitios disponibles.

La energía libre media de adsorción \(E_{DR}\) se calculó ajustando los datos de adsorción al modelo de isoterma de Dubinin-Radushkevich. Los valores fueron inferiores a 8 kJ/mol, lo que indica fisisorción en la superficie de los biosorbentes37. El valor de R2 fue menor que el del modelo de Langmuir, mientras que el de χ2 y MPSD fueron mayores, mostrando la no idoneidad del modelo para explicar el proceso de adsorción de los sistemas estudiados. Los datos de adsorción en equilibrio también se utilizaron para ajustar el modelo de isoterma de adsorción de Temkin que considera las interacciones adsorbente-adsorbato (Fig. 4d). Los valores de la constante de Temkin, b, la medida del calor de adsorción, se calcularon ajustando los datos de adsorción en el modelo de isoterma de Temkin. Los valores correspondientes < 8 kJ/mol apoyaron la fisisorción de iones metálicos en los tres biosorbentes12. Sin embargo, este modelo tampoco se consideró adecuado para el presente estudio debido a los valores comparativamente bajos de R2 y los altos valores de χ2 y MPSD en comparación con el modelo de Langmuir39.

Las capacidades máximas de adsorción de los biosorbentes estudiados también se compararon con las de otros biosorbentes reportados en la literatura y enumerados en la Tabla 2. La relación comparativa muestra la efectividad de los biosorbentes estudiados como posibles agentes secuestradores de Cr(VI).

Se exploró el comportamiento de adsorción de Cr(VI) (20 mg/L) sobre los tres biosorbentes (1,0 g/L) durante 120 min. al pH optimizado y 298 K, los datos se aplicaron a modelos cinéticos seguidos de un análisis de regresión no lineal para obtener los parámetros ajustados enumerados en la Tabla 3. La Figura 5d-f aclara la comparación de los valores qt experimentales y calculados después de la regresión no lineal. análisis. El análisis muestra el mejor ajuste de los datos de biosorción con cinética de pseudo segundo orden con los valores más altos de R2 junto con los valores más bajos de χ2 y MPSD. La buena concordancia entre los valores qe experimentales y calculados respaldó aún más la cinética de pseudosegundo orden. Varios investigadores han informado que el proceso de adsorción de Cr(VI) en biosorbentes sigue una cinética de segundo orden39,45.

La literatura informa que el proceso de adsorción implica la difusión del adsorbato hacia la superficie del adsorbente que compiten entre sí por la adsorción en la estructura porosa del adsorbente46. Con esta consideración, se investigó la aplicabilidad del modelo de Elovich, además del modelo de difusión entre partículas. El modelo de Elovich también se utilizó para calcular la tasa de adsorción inicial, \(\alpha\) con valores más altos para CWP (50,79 g/mg min) seguido de AWP (24,10 g/mg min) y NWP (26,67 g/mg min). con valores no significativos de R2 (0,771-0,803). La constante de velocidad para la difusión entre partículas y la constante del modelo de difusión entre partículas (mg/g) con valores suficientemente altos indicaron la posibilidad de un efecto de capa límite. Aún así, los correspondientes valores muy bajos de R2 (0,662–0,698) descartan la idoneidad para determinar el mecanismo de la adsorción1. Los valores relativamente altos de χ2 y MPSD para Elovich y el modelo de difusión entre partículas también limitan su idoneidad para los sistemas estudiados.

Los biosorbentes también se utilizaron para secuestrar Cr(VI) en presencia de iones metálicos Na(I), Cu(II), Zn(II), As(III) y Co(III) (100 mg/L) del sistema binario. soluciones de iones metálicos en las condiciones optimizadas obtenidas del análisis anterior. La presencia de iones metálicos univalentes, bivalentes y trivalentes tuvo un efecto insignificante en la eficiencia de eliminación de Cr(VI). Un efecto similar también se ha informado en otros estudios39. En un sistema con múltiples iones metálicos, estos iones metálicos disputan los sitios activos en la superficie del biosorbente47. Se ha informado que el efecto de los coiones depende de la afinidad de la superficie adsorbente por los iones cometálicos del sistema. La superficie biosorbente posiblemente tenga una alta selectividad por los iones Cr(VI) sobre los otros iones en sistemas multimetálicos48. Por lo tanto, los biosorbentes modificados químicamente pueden secuestrar eficientemente Cr(VI) incluso en soluciones multimetálicas.

Se ha considerado que la absorción de Cr(VI) por los biosorbentes implica diversas interacciones dependiendo de la naturaleza del biosorbente49. Se ha considerado que el mecanismo correspondiente para la biosorción de Cr(VI) en biosorbente lignocelulósico implica:

Interacciones electrostáticas entre los grupos funcionales unidos a la superficie del biosorbente y las formas aniónicas de Cr (VI) 1.

Intercambio iónico con los cationes ligados a la superficie biosorbente16.

Adsorción acoplada a reducción de iones metálicos50.

Complejación de iones metálicos con las funcionalidades4.

El mecanismo plausible para la biosorción de Cr (VI) en biosorbentes lignocelulósicos derivados de cáscara de nuez (NWP, AWP y CWP) puede justificarse con base en las observaciones experimentales (Fig. 6).

El mecanismo de adsorción de Cr (VI) en biosorbentes.

El análisis de los estudios de pH de este informe especifica el papel de las posibles interacciones electrostáticas entre el Cr(VI) y las funcionalidades polihidroxi, carboxi y amina presentes en la superficie del biosorbente15. La forma aniónica de Cr(VI) se adsorbe en la superficie cargada positivamente de los biosorbentes debido a la protonación a pH bajo. Los estudios termodinámicos confirman la naturaleza endotérmica de la adsorción, indicando el papel de las interacciones químicas en la biosorción de Cr(VI) en NWP, AWP y CWP. Ren et al. 2022 también informó la unión de Cr(VI) a la biomasa micelial mediante interacción electrostática, reacción redox y formación de complejos5. La reducción progresiva del Cr(VI) en el medio altamente ácido conduce a la generación de iones Cr(III). El cambio en los picos de los espectros FTIR confirma la participación de las funcionalidades en la superficie de los biosorbentes en la unión del Cr(III), posiblemente a través de la complejación16. Mientras que en el caso de AWP (modificación con base), el intercambio iónico entre los iones de sodio unidos con las funcionalidades polihidroxi o carboxi y los iones Cr (III) también puede aumentar su capacidad de adsorción en comparación con NWP5. La mejora de la capacidad máxima de adsorción debido al tratamiento químico con ácido cítrico conduce a un enlace adicional de las funcionalidades carboxi en la superficie del CWP, lo que resulta en mejores interacciones con las especies catiónicas y aniónicas en la solución30. Por tanto, el tratamiento con ácido cítrico mejora la eficacia de la cáscara de nuez residual como biosorbente de Cr(VI) en un medio acuoso.

Los biosorbentes utilizados en este estudio se desarrollaron a partir de polvo de cáscara de nuez, una rica fuente de metabolitos secundarios que contienen polihidroxi, carboxi y amina como grupos funcionales primarios. Los biosorbentes NWP (derivado del polvo de cáscara de nuez nativa), AWP (tratamiento químico con hidróxido de sodio) y CWP (tratamiento químico con ácido cítrico) se han utilizado para el secuestro de Cr(VI) de una solución acuosa. El pH de la solución afectó fuertemente la absorción de Cr(VI) por los biosorbentes. Los datos de adsorción se ajustaron bien a la isoterma de adsorción de Langmuir y siguieron una cinética de pseudosegundo orden. La máxima capacidad de adsorción de los biosorbentes se obtuvo a pH 2 para CWP, seguido de AWP y NWP. El ácido cítrico mejoró la capacidad de adsorción del biosorbente modificando los sitios activos. Se descubrió que la biosorción de Cr (VI) es endotérmica y espontánea mediante la interacción química entre las formas aniónicas de Cr (VI) y las funcionalidades presentes en la superficie del biosorbente. Así, el estudio confirma el papel beneficioso del ácido cítrico en la modificación de la superficie del polvo de cáscara de nuez. Estos desechos sólidos se pueden utilizar como un biosorbente eficaz y ecológico después del tratamiento con ácido cítrico para eliminar el Cr(VI) de los medios acuosos.

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

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Descargar referencias

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Rajni Garg

Departamento de Ingeniería Civil, Facultad de Ingeniería y Tecnología Galgotias, Greater Noida, Uttar Pradesh, 201310, India

Rishav Garg y Mohammad Amir Khan

Departamento de Química, Facultad de Ciencias, Universidad Rey Saud, Riad, 11451, Arabia Saudita

Mika Sillanpää

Departamento de Ingeniería Química, Escuela de Minería, Metalurgia e Ingeniería Química, Universidad de Johannesburgo, PO Box 17011, Doornfontein, 2028, Sudáfrica

Mika Sillanpää

Zhejiang Rongsheng Environmental Protection Paper Co. LTD, NO.588 East Zhennan Road, Pinghu Economic Development Zone, Pinghu, Zhejiang, 314213, República Popular de China

Mika Sillanpää

Sección de Ciencias Físicas, Facultad de Ciencias, Universidad Nacional Urdu Maulana Azad, Hyderabad, 500032, Telangana, India

alimuddin

Ingeniería Química y del Petróleo, Facultad de Ingeniería, Universiti Teknologi Brunei, Bandar Seri Begawan, BE1410, Brunei Darussalam

Nabisab Mujawar Mubarak

Departamento de Ingeniería Química y Energética, Facultad de Ingeniería y Ciencias, Universidad Curtin de Malasia, CDT 250, 98009, Miri, Sarawak, Malasia

Yihua Tan

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Plataforma. y Ra.G. conceptualizó el estudio, realizó experimentos y escribió la versión inicial del manuscrito. Alimuddin, YHT y MAK analizaron los datos. MS y NMM revisaron y editaron el manuscrito. Todos los autores han leído y aceptado la versión publicada del manuscrito.

Correspondencia a Rishav Garg o Nabisab Mujawar Mubarak.

Los autores declaran no tener conflictos de intereses.

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Garg, R., Garg, R., Sillanpää, M. et al. Eliminación rápida por adsorción de cromo de aguas residuales utilizando biosorbentes derivados de nueces. Representante científico 13, 6859 (2023). https://doi.org/10.1038/s41598-023-33843-3

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Recibido: 27 de octubre de 2022

Aceptado: 19 de abril de 2023

Publicado: 26 de abril de 2023

DOI: https://doi.org/10.1038/s41598-023-33843-3

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