Estudio de adsorción de cromo hexavalente por material compuesto preparado a partir de hierro

Scientific Reports volumen 13, Número de artículo: 135 (2023) Citar este artículo

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Se sintetizó un nuevo adsorbente con función de eliminación de cromo mediante el método térmico de carbono utilizando lodos de Fenton residuales que contienen hierro y cenizas volantes de residuos sólidos que contienen carbono para tratar aguas residuales con un pH elevado generadas a partir de procesos industriales. Los resultados mostraron que el adsorbente utilizado T = 273.15 K, pH = 10, t = 1200 min, C0 = 100 mg/L, tuvo una tasa de remoción de Cr(VI) superior al 80%, y la capacidad de adsorción pudo llegar a 393.79 mg/g. Los resultados de la caracterización muestran que el material compuesto mesoporoso dopado con nitrógeno sintetizado tiene una gran área de superficie específica y una estructura mesoporosa, y la superficie del material es rica en grupos funcionales que contienen oxígeno y sitios activos. En comparación con otros estudios, la capacidad de adsorción del material es mayor, lo que indica que el efecto de eliminación de Cr(VI) en este estudio es mejor. Los resultados de la cinética de adsorción muestran que la adsorción sigue un modelo cinético de pseudo segundo, y el proceso de adsorción es una quimisorción que implica compartir o intercambiar electrones. Este experimento diseñó un método simple para sintetizar compuestos mesoporosos dopados con nitrógeno utilizando desechos sólidos industriales, con materias primas de desechos sólidos industriales baratos y fácilmente disponibles, y resolvió el problema dual de los metales pesados en las aguas residuales y los desechos sólidos, brindando una nueva idea para el utilización de recursos del lodo de Fenton sin producir contaminación secundaria.

El cromo y sus compuestos se utilizan ampliamente en curtidos, textiles, galvanoplastia, tintes, combustibles y conservación de la madera1. La aplicación de cromo y sus compuestos inevitablemente ha causado una serie de contaminación mientras impulsa un rápido crecimiento económico2. El Cr(VI) se encuentra principalmente en el agua y es un contaminante representativo con alta toxicidad y movilidad. El Cr(VI) existe en diferentes formas a diferentes pH, dominando el HCrO4− en condiciones de pH bajo y el CrO42− en condiciones de pH alto. El Cr(VI) es 500 veces más tóxico que el Cr(III), y es uno de los tres metales cancerígenos reconocidos internacionalmente. El cromo es una grave amenaza para los organismos acuáticos y la salud humana, por lo que la eliminación del cromo de las aguas residuales es necesaria y urgente3. Entre las muchas técnicas de eliminación de cromo, la adsorción es ahora una solución eficiente y económica debido a su alta tasa de eliminación, alto potencial de regeneración, bajo costo inicial, diseño simple y facilidad de operación4. Varios adsorbentes como óxidos metálicos, carbón activado y biomateriales están presentes en el mercado. Entre estos adsorbentes, los materiales de carbono son muy preferidos debido a la diversificación de las materias primas y el bajo costo y se consideran los materiales más prometedores para la eliminación de metales pesados5. Sin embargo, muchos adsorbentes actualmente tienen ciertos inconvenientes, como una capacidad de adsorción deficiente y una tasa de adsorción lenta, que limitan la aplicación y el desarrollo de adsorbentes y, por lo tanto, corresponden a la necesidad de desarrollar adsorbentes con una mejor capacidad de adsorción y menores costos de producción para tratar aguas residuales que contienen cromo6 .

Los desechos y subproductos de los procesos industriales se consideran una de las fuentes de adsorbentes de bajo costo7. Las cenizas volantes no solo pueden resolver el problema de la contaminación por desechos, sino que también reducen significativamente el costo de preparación de compuestos mesoporosos dopados con nitrógeno. Las cenizas volantes son un tipo de residuo sólido industrial producido por la combustión de diversos componentes orgánicos e inorgánicos en el proceso de generación de energía a base de carbón a temperaturas que oscilan entre 1200 y 1700 °C. La producción anual de cenizas volantes en el mundo es de aproximadamente 450 millones de toneladas y la producción anual en China es de aproximadamente 100 millones de toneladas. El método de tratamiento actual es principalmente el acopio, y un tratamiento inadecuado puede provocar la contaminación del aire, el agua y el suelo, lo que es perjudicial para el medio ambiente y la ecología8. El lodo Fenton es un tipo de desecho peligroso producido por el proceso Fenton, que se compone principalmente de iones de hierro y necesita ser tratado adecuadamente. Se trata principalmente por incineración o vertedero, pero causará una contaminación secundaria al medio ambiente. Se considera un recurso potencial por su alto contenido en hierro, y muchos estudios se han dedicado a su conversión en recursos para aprovechamiento secundario. Ye et al.9 usaron pirólisis para convertir el lodo de Fenton en biocarbón basado en lodo magnético, que se usó como catalizador para activar el peróxido de hidrógeno para la eliminación del azul de metileno de las aguas residuales, y este estudio encontró que la capacidad catalítica del catalizador preparado podría se mantuvo en 88,13 % y fue capaz de degradar 98,56 % de 100 mg/L de azul de metileno en 3 min, lo cual fue rentable, bueno y muy amigable con el medio ambiente. Tong et al.10 usaron lodos de Fenton para sintetizar hidrógeno amida de carbono por un método hidrotermal de un solo paso y lo usaron para adsorber Pb2+ y encontraron que su capacidad de adsorción podía alcanzar los 359.83 mg/L con buenos resultados. Este estudio proporciona una forma de utilizar los recursos de cenizas volantes y lodos de Fenton. La síntesis de carbón activado convencional utiliza materias primas ricas en carbono para la carbonización anaeróbica, y los compuestos mesoporosos dopados con nitrógeno a base de desechos sólidos utilizan carbón calentado repetidamente para regenerar compuestos de hierro y compuestos que contienen carbono11. Los problemas de alto costo y riesgo ambiental limitan el desarrollo de métodos convencionales. Los compuestos mesoporosos dopados con nitrógeno se han convertido en uno de los focos de investigación para el tratamiento de aguas residuales que contienen cromo debido a su bajo costo y ventajas ambientales. Y el lodo de Fenton tiene un alto contenido de hierro y puede proporcionar una fuente de hierro para la preparación de compuestos mesoporosos dopados con nitrógeno11,12,13,14, mientras que las cenizas volantes utilizadas tienen un alto contenido de carbono y pueden proporcionar una fuente de carbono para la preparación de el material; por lo tanto, teóricamente es posible usar lodo de Fenton y cenizas volantes para preparar compuestos mesoporosos dopados con nitrógeno.

En este estudio, el material compuesto mesoporoso dopado con nitrógeno se preparó mediante un método carbotérmico simple utilizando desechos sólidos de lodo de Fenton de la planta de tratamiento de aguas residuales de Datansha en Guangzhou, China, y cenizas volantes de la planta de energía térmica en Xinjiang, China, como principal materias primas. Este estudio está dirigido a aguas residuales industriales que contienen cromo con pH alto. En la actualidad, la mayoría de los estudios se centran en aguas residuales que contienen cromo con pH < 7. La investigación sobre pH alto es menor y el mecanismo no está lo suficientemente claro. En el proceso, el lodo de Fenton se recicla para proporcionar un elemento de hierro en el proceso de preparación del adsorbente, y las cenizas volantes son un gran desecho industrial sólido para proporcionar elementos de carbono. El Cr(VI) es un metal pesado altamente tóxico, ampliamente utilizado en la industria química. Es fácil de causar cáncer, teratogénesis y mutagénesis y representa una grave amenaza para la salud animal, vegetal y humana. Por lo tanto, la capacidad de adsorción del adsorbente preparado se mide como el contaminante objetivo en el estudio. Se estudiaron los efectos de las condiciones de preparación (como la dosificación de cenizas volantes y lodo de Fenton) sobre el rendimiento de adsorción del adsorbente y el rendimiento de adsorción del adsorbente en diferentes condiciones de reacción (como pH, temperatura, tiempo de adsorción y concentración inicial). determinar las condiciones óptimas para la adsorción de Cr(VI). Y a través de una serie de medios de caracterización para explorar el mecanismo de adsorción. Este estudio no solo puede hacer que las cenizas volantes de residuos sólidos industriales generales y los residuos sólidos peligrosos Fenton lodos obtengan la utilización de recursos para reducir su contaminación al medio ambiente, sino que también puede usarse para preparar materiales de adsorción para eliminar Cr (VI) en aguas residuales de cromo, resolver el problema de los metales pesados en los desechos sólidos y las aguas residuales, por lo tanto, no producirá contaminación secundaria, para lograr el propósito del tratamiento de desechos por desechos.

Para investigar la composición estructural de NMC-2, se realizaron gráficos de análisis XRD. La Figura 1a muestra el patrón XRD del compuesto NMC-2 antes de la adsorción. El patrón XRD muestra los picos fuertes y estrechos correspondientes, de los cuales se puede ver que los picos de difracción amplia NMC-2 pueden corresponder a las tarjetas estándar de Fe, C, Fe7C3, Fe2C y FeC, lo que indica que el adsorbente sintetizado es un compuesto de hierro-carbono. Se puede indicar que los compuestos mesoporosos dopados con nitrógeno se formaron durante el proceso de carbonización. Durante los experimentos, se encontró que los materiales son magnéticos, probablemente debido a la presencia de Fe, FeC, Fe7C3, Fe2C. Debido a las propiedades magnéticas de este tipo de material, se puede obtener una rápida separación y recuperación bajo las condiciones de un campo magnético aplicado, lo que permite una fácil separación del adsorbente y los iones metálicos de las aguas residuales15.

Pruebas de adsorción y desorción de nitrógeno y XRD en materiales: (a) patrón de XRD del adsorbente NMC-2 antes de la adsorción, (b) distribución del tamaño de poro de NMC-2, (c) curva de adsorción-desorción de nitrógeno del adsorbente NMC-2.

De las curvas de adsorción-desorción del adsorbente N2 en la Fig. 1b, se puede ver que la isoterma NMC-2 pertenece a la curva de clase IV, y se observa la aparición de bucles de histéresis tipo H3 en el extremo de media presión, y H3 se encuentra comúnmente en agregados con estructura laminar, produciendo materiales mesoporosos o macroporosos hendidos, lo que indica que el N2 se condensa y acumula en los canales de los poros, y estos fenómenos prueban que NMC-2 es un material poroso16. La Figura 1c muestra la distribución del tamaño de poro del adsorbente NMC-2 obtenido según el método de cálculo BJH, de la cual se puede observar que la distribución del tamaño de poro no es uniforme en el rango, y la mayoría de ellos se concentran por debajo de 20 nm, mientras que de acuerdo con la Tabla 1, el área de superficie específica de la muestra original de lodo Fenton y cenizas volantes es de 124,08 m2/g y 3,79 m2/g, respectivamente, y el área de superficie específica de NMC-2 es de 228,65 m2/g. El volumen de poros de las muestras originales de lodo y cenizas volantes de Fenton fue de 0,18 cm3/g y 0,006 cm3/g respectivamente, mientras que el volumen de poros de NMC-2 fue de 0,24 cm3/g. Los diámetros de poro de la muestra original de lodo y ceniza volante de Fenton eran de 5,72 nm y 6,70 nm respectivamente, mientras que el diámetro de poro de NMC-2 era de 4,22 nm. Los datos anteriores indicaron que los materiales sintéticos han aumentado el área de superficie específica y el volumen de poro en comparación con las muestras originales, lo que indica que el dopaje con nitrógeno puede aumentar el área de superficie específica del material. Dado que el tamaño de poro de los materiales mesoporosos es de 2 a 50 nm, NMC-2 es un material poroso con mesoporos principales. Gracias a la gran superficie específica proporcionada por los mesoporos, el material tiene una gran cantidad de sitios activos y, además, los mesoporos pueden almacenar más Cr(VI)16, lo que contribuye a una eliminación eficiente.

El análisis morfológico de la superficie del material utilizando SEM puede ver la estructura de la superficie y la estructura de los poros de NMC-2. Y la Fig. 2a-d muestra la imagen de microscopio electrónico de barrido de NMC-2. La figura 2a muestra que la superficie del material no es lisa y que hay más estructuras de fibras similares a pelusas. Las fibras de la Fig. 2b están dispuestas de forma suelta e irregular, lo que puede deberse a la morfología irregular provocada por las pequeñas partículas de la muestra de NMC-2. Como se muestra en la Fig. 2c y la Fig. 2a, se generan más poros en la superficie de NMC-2, lo que puede deberse a la adición de K2CO3 a la urea y la solución de lodo de Fenton para generar CO217.

Pruebas SEM, TEM y EDS de materiales: (a–d) imagen SEM del adsorbente NMC-2, (e) imagen TEM de NMC-2; ( g – i ) Espectro TEM-EDS de NMC-2, ( j ) Espectro TEM-EDS de NMC-2 obtenido de.

Estos poros pueden proporcionar muchos sitios activos, lo que es consistente con los resultados derivados de la Fig. 1, donde NMC-2 es un material poroso dominado por mesoporos, y también demuestra que la adición de urea puede proporcionar una fuente de nitrógeno para el material, proporcionando abundantes sitios activos. La Figura 2j representa el TEM de NMC-2. las imágenes de TEM muestran que el NMC-2 sintetizado tiene una estructura plegada con una superficie cubierta por una película de carbono, y el HRTEM (Fig. 2e) también confirma este resultado con un espaciado de red de 0.13, 0.15, 0.20, 0.23, 0.24, y 0,25 nm, correspondientes a la superficie (4 5 2) y (1 0 2) de C, la superficie (2 0 1) de FeC), la superficie (2 1 0) de Fe7C3, la superficie (5 3 1) de Fe2C, y la superficie (2 0 1) de FeC, lo que también confirma la síntesis de las sustancias anteriores. Los espectros EDS correspondientes del diagrama de campo oscuro NMC-2 se obtuvieron de la Fig. 2j, y los espectros EDS demostraron la presencia de varios elementos: carbono (C) (Fig. 2f) de cenizas volantes, hierro (Fe) (Fig. 2g) de lodo de Fenton, nitrógeno (N) (Fig. 2h) de urea y la presencia de (O) (Fig. 2i), lo que confirma aún más la preparación exitosa de NMC-2.

El tipo de grupos funcionales y enlaces químicos en la superficie del material se puede analizar mediante análisis de espectrograma IR. La Figura 3b muestra la imagen FTIR del adsorbente NMC-2 de 3440 cm−1 de ancho y el fuerte pico de absorción se debe a la vibración de estiramiento de –OH, hay una gran cantidad de –OH presente en la superficie del material; el pico que aparece a 1640 cm−1 es –COOH. La caracterización revela que el pico de absorción de –OH es más amplio18,19. Además, las absorciones a 1390 cm−1 y 1000 cm−1 se atribuyeron a las vibraciones de flexión de –OH de alcoholes y fenol y a la vibración de estiramiento de C–O20. Los resultados anteriores indican que la superficie de NMC-2 contiene una gran cantidad de grupos funcionales que contienen oxígeno y estos grupos funcionales pueden proporcionar muchos sitios activos para la eliminación de Cr(VI). También se encontró que los picos débiles correspondientes a 573 cm−1 y 550 cm−1 se atribuyeron a los grupos Fe–O21. El estiramiento de Fe–O puede deberse a la oxidación de Fe0 y Fe2+ cargados a Fe3+22. La Figura 3a muestra las imágenes FTIR de lodo y cenizas volantes de Fenton. En la figura se puede ver que las superficies de lodos y cenizas volantes de Fenton contienen una gran cantidad de grupos funcionales que contienen oxígeno, los grupos funcionales de superficie de las dos materias primas son más abundantes y los grupos funcionales de NMC-2 alrededor de 3441 cm−1, 1632 cm−1 y 1400 cm−1 no son significativamente diferentes de los de las materias primas, y los picos de vibración de estiramiento C–H de NMC-2 alrededor de 873 cm−1 y 698 cm−1 no son obvios , lo que puede deberse a que el material del enlace C-H en la superficie de la materia prima se oxidó a C-O en el proceso de síntesis.

Prueba FTIR de materiales: (a) imagen FTIR de lodo Fenton, cenizas volantes, (b) imagen Ftir del adsorbente NMC-2.

Para seleccionar el mejor adsorbente, se realizaron pruebas de adsorción de Cr(VI) en cuatro adsorbentes. La figura 4a muestra el efecto del lodo de Fenton y la adición de urea en la eficiencia de adsorción. Las tasas de eliminación de Cr(VI) de los cuatro adsorbentes se clasificaron de menor a mayor: MC-1 < NMC-0,5 < NMC-1 < NMC-2. Al comparar las tasas de eliminación de Cr(VI) de MC-1 y NMC-1, se puede observar que la tasa de eliminación de Cr(VI) de NMC-1 con 1 g de urea añadida fue del 48,8 %. Se añadió la tasa de eliminación de Cr(VI) de MC-1 sin urea, y su tasa de eliminación de Cr(VI) fue del 17,8 %, lo que indica que la adición de urea tiene un efecto facilitador en la eliminación de Cr(VI). La adición de urea durante la preparación del adsorbente desempeña un papel en el suministro de una fuente de nitrógeno, lo que indica que el dopaje con nitrógeno puede mejorar efectivamente la capacidad de adsorción del material porque los grupos funcionales que contienen nitrógeno pueden proporcionar más sitios activos y, por lo tanto, adsorber más Cr. (VI). La comparación de las tasas de eliminación de Cr(VI) de NMC-0.5, NMC-1 y NMC-2 mostró que la tasa de eliminación de Cr(VI) del lodo Fenton en NMC-0.5 fue del 33,3 % con 0,5 g. La tasa de eliminación de Cr(VI) del lodo de Fenton en NMC-1 fue del 48,8 % con 1 g. La tasa de eliminación de Cr(VI) del lodo de Fenton en NMC-2 fue del 64,3 % con 2 g. Muestra que la adsorción de material en Cr(VI) está relacionada con la dosis de lodo de Fenton, y cuanto mayor sea la dosis de lodo de Fenton, mayor será la eficiencia de adsorción. Mientras tanto, en la adsorción de material con magnetita, se encuentra que NMC-2 tiene un fuerte magnetismo, y el adsorbente con un magnetismo más fuerte es más fácil de separar magnéticamente y regenerar después de la adsorción, si el adsorbente se separa y regenera fácilmente es muy importante en aplicación práctica, considerando el rendimiento de separación magnética y el rendimiento de adsorción del material, y eligiendo NMC-2 para experimentos posteriores considerando el rendimiento de separación magnética y el rendimiento de adsorción del material.

Prueba del factor de influencia de la adsorción: (a) Efecto de la dosificación de lodo Fenton y urea sobre la eficiencia de adsorción (m = 6 mg, C0 = 50 mg·L−1, V = 30 mL, T = 298 K, pH = 8, t = 20 h). (b) Efecto del pH sobre la adsorción de Cr(VI) (m = 6 mg, C0 = 50 mg·L−1, V = 30 mL, T = 298 K, pH = 6–10, t = 20 h). (c) Efecto del tiempo en las adsorciones de Cr(VI) (m = 6 mg, C0 = 50 mg·L−1, V = 30 mL, T = 298 K, pH = 10, t = 0–1200 min). (d) Efecto de la concentración en la adsorción de Cr(VI) (m = 6 mg, C0 = 30–300 mg·L−1, V = 30 mL, T = 298 K, pH = 10, t = 20 h). (e) Efecto de la temperatura en la adsorción de Cr(VI) (m = 6 mg, C0 = 50 mg·L−1, V = 30 mL, T = 298-318 K, pH = 10, t = 20 h).

El pH es uno de los factores que afectan el desempeño del adsorbente. El pH de la solución afecta la protonación/desprotonación del adsorbato y la carga superficial del adsorbente4. Se investigó el efecto del pH de 6,0 a 10,0 sobre la velocidad de eliminación de Cr(VI) bajo la condición de que los demás factores se mantuvieran constantes. La Figura 4b muestra la prueba del efecto del pH en la adsorción de Cr(VI), de la figura se puede ver que NMC-2 tiene una mayor tasa de eliminación de Cr(VI) de 80,36% a pH = 10, y el Cr( VI) la velocidad de eliminación de pH = 6 a pH = 8 disminuye continuamente a partir del rendimiento y aumenta el rendimiento de adsorción de pH = 8 a pH = 10. Dado que el pH determina la forma de Cr(VI) en solución, el Cr(VI) existe principalmente en forma de CrO42− y HCrO4− en solución acuosa, 1 < pH < 6,5, HCrO4− es la forma principal; pH > 6,5, CrO42− es la forma principal. La disminución de la tasa de eliminación de pH = 6 a pH = 8 se debe a que la superficie de NMC-2 es rica en grupos funcionales que contienen oxígeno, que pueden formar enlaces de hidrógeno con HCrO4-, y tiene menor energía libre de adsorción que CrO42-, y se adsorbe fácilmente; en segundo lugar, debido al ambiente ácido, la superficie –COOH y -OH de NMC-2 puede protonarse con H+, formando grupos funcionales cargados positivamente –OH2+, –COOH2+, que pueden unirse a los aniones HCrO4− y CrO42− a través de la interacción electrostática, resultando en una mayor adsorción de Cr(VI)14,18,23,24. Cuando el pH aumentó de 6 a 8, la alcalinidad se fortaleció y el HCrO4− se convirtió gradualmente en CrO42−, que unió más grupos funcionales que contenían oxígeno que el HCrO4− y redujo la adsorción, mientras que el OH– en la solución se unió fácilmente a los grupos funcionales ácidos en la superficie de NMC-2, que redujeron la absorción de CrO42−23. Cuando pH = 8 a pH = 10, la tasa de eliminación de Cr(VI) aumentó gradualmente de 68,81 a 80,36%. Debido a la gran presencia de CrO42− al aumentar el pH, al mismo tiempo una parte de Cr(VI) se adsorbía y otra parte de Cr(VI) reaccionaba con Fe0 y Fe2+ formaría Cr(III) con una gran cantidad de OH −, y Cr (III) y OH− formaron precipitación adicional. De acuerdo con los resultados anteriores, el valor de pH óptimo para el experimento es pH = 10.

Se estudió el efecto del tiempo de 0 a 1200 min sobre la tasa de remoción de Cr(VI) bajo la condición de que los demás factores se mantuvieran constantes. La Figura 4c muestra la prueba del efecto del tiempo sobre la adsorción de Cr(VI). Como puede verse en la figura, el proceso de reacción de Cr(VI) en NMC-2 se divide en etapas rápidas, de difusión y de equilibrio25. Cuando 0-60 min, la adsorción está en la etapa rápida y la tasa de eliminación de Cr(VI) aumenta rápidamente porque el material tiene una estructura porosa, abundantes grupos funcionales superficiales y sitios activos, lo que conduce a la rápida adsorción de Cr( VI) por fuerza de atracción electrostática. Cuando 60-720 min, pertenece a la etapa de difusión, la tasa de eliminación alcanza el 75,84% a los 360 min, y luego la tasa de eliminación se ralentiza y disminuye porque los grupos funcionales de la superficie del material y el Cr(VI) se desorben o la cinética cambia. a la reacción de rápida a lenta26. Después de eso, la tasa de remoción aumentó lentamente y los sitios activos en la superficie del material se saturaron hasta que se alcanzó el estado de equilibrio a los 1200 minutos, cuando la tasa de remoción de Cr(VI) pudo alcanzar el 80,36 %.

El efecto de la concentración de 0 a 300 mg/L sobre la tasa de eliminación de Cr(VI) se estudió bajo la condición de que los demás factores se mantuvieran constantes. La concentración inicial también tiene un efecto importante en la adsorción, que no solo afecta la cantidad de Cr(VI) cargado en el material NMC, lo que afecta indirectamente el proceso de transporte de electrones, sino que también afecta gravemente la distribución de iones de metales pesados en la solución. , y la tasa de remoción de Cr(VI) puede maximizarse solo bajo las condiciones óptimas27.

La Figura 4d muestra el efecto de la concentración sobre la adsorción de Cr(VI), cuando la concentración inicial aumentó de 30 a 100 mg/L, la tasa de remoción de Cr(VI) aumentó gradualmente, probablemente porque la concentración inicial en la solución era baja, la El grupo funcional de superficie de NMC-2 era más que Cr(VI) en solución, y Cr(VI) en solución podía adsorberse rápidamente en NMC-2, lo que resultaba en una mayor tasa de eliminación28. Cuando la concentración inicial aumentó de 100 a 200 mg/L, la tasa de eliminación de Cr(VI) disminuyó gradualmente de 62,96 a 18,37 %. Puede deberse al aumento de la concentración inicial, la saturación de adsorción de los grupos funcionales en la superficie de NMC-2 se alcanzó en poco tiempo, la tasa de adsorción se hizo más lenta y la tasa de eliminación de Cr(VI) disminuyó17. Los resultados mostraron que el efecto de adsorción fue mejor cuando la concentración inicial fue de 100 mg/L.

Investigue el efecto de la temperatura de 273 a 315 K en la tasa de eliminación de Cr(VI) mientras mantiene constantes otros factores. La figura 4e muestra el efecto de la temperatura en la adsorción de Cr(VI), la temperatura es un factor de influencia importante, afectará directamente la tasa de eliminación de Cr(VI), como se puede ver en la figura, cuando T = 318 K, la eliminación La tasa de eliminación es solo del 37,26 %, cuando T = 303 K, la tasa de eliminación es del 59,30 % y la tasa de eliminación más alta es del 80,26 % en la condición de T = 298 K. Por lo tanto, la tasa de eliminación de Cr(VI) disminuye con el aumento en temperatura, y el efecto de adsorción es mejor a T = 298 K.

El modelo cinético pseudoprimario, el modelo cinético pseudosecundario y el modelo Elovich modificado se han ajustado para el proceso de eliminación de Cr(VI) por NMC-2, y los resultados se muestran en la Fig. 5a-c, y los coeficientes de correlación de los tres modelos cinéticos se muestran en la Tabla S2. Se obtuvo la cantidad máxima de adsorción de 70,87 mg/L, que fue diferente de la cantidad experimental de 80,36 mg/L. Esto muestra que el modelo cinético pseudoprimario no es adecuado para describir el proceso de adsorción de NMC-2 en Cr(VI).

Prueba del factor de influencia de la adsorción: (a) Modelo dinámico de pseudo primer orden, (b) Modelo dinámico de pseudo segundo orden, (c) Modelo dinámico de Elovich.

El modelo de Elovich modificado se utilizó para reflejar el proceso de desorción de la quimisorción superficial no uniforme. Como se muestra en la Tabla S2, el coeficiente de correlación R2 obtenido ajustando el modelo de Elovich modificado fue relativamente pequeño en 0,75593, y la cantidad de adsorción máxima obtenida por cálculo fue de 58,58 mg/L, que difería significativamente de la cantidad de adsorción obtenida experimentalmente de 80,36 mg/ l Esto demuestra que el modelo de Elovich modificado no es adecuado para describir el proceso de adsorción de NMC-2 en Cr(VI).

Además, la Tabla S2 también calcula los parámetros relevantes del pseudo segundo modelo cinético, y el orden de ajuste general es: pseudo segundo modelo cinético > pseudo primer orden modelo cinético > modelo Elovich según el coeficiente de decisión R2. El modelo cinético de pseudo segundo da el mejor ajuste (R2 > 0.9). Se puede ver que el coeficiente de correlación R2 obtenido ajustando el modelo cinético del pseudosegundo es 0,90658, que está más cerca de 1. Mientras tanto, la cantidad máxima de adsorción de saturación calculada es 73,74 mg/L, respectivamente, que es menos diferente de la obtenida experimentalmente. valor de adsorción de saturación de adsorción, y el modelo cinético de pseudo segundo tiene la mejor correlación con el sistema de eliminación de Cr (VI) de NMC-2. Indica que la cinética de adsorción de Cr(VI) por NMC-2 es más consistente con el modelo cinético de pseudo segundo. Por lo tanto, indica que la cinética de adsorción de Cr(VI) por NMC-2 es más consistente con el modelo cinético de pseudo segundo, lo que además indica que el proceso es un proceso de quimisorción que implica compartir electrones o intercambio de electrones, y la tasa de adsorción está controlada. por quimisorción29,30,31. Además, esta conclusión está de acuerdo con las obtenidas por otros estudiosos que utilizan otros adsorbentes para la eliminación de Cr(VI)19,21,32. La reacción de adsorción es una quimisorción acompañada de adsorción física.

La Tabla 2 compara la capacidad de los compuestos NMC-2 preparados con otros materiales para la eliminación de Cr(VI). La cantidad de adsorción experimental de NMC-2, Qmax = 393,79 mg/g, se obtuvo ajustando el método integral, y la ecuación integral se muestra a continuación.

donde Qmax, máxima capacidad de adsorción; te, tiempo para alcanzar el equilibrio de adsorción, min; v, volumen de solución adsorbida, ml.

A través de la Tabla 2 se encontró que NMC-2 exhibió una mayor capacidad de adsorción de Cr(VI), lo que indica que el compuesto preparado puede usarse como un adsorbente potencial para la limpieza efectiva de aguas residuales industriales con Cr(VI).

La isoterma de adsorción se refiere a la relación entre la capacidad de adsorción y la presión o concentración de la fase gaseosa en el proceso de adsorción a temperatura constante. Las más utilizadas son las isotermas de adsorción de Freundlich y Langmuir. La isoterma de adsorción de Freundlich muestra que la adsorción multicapa tiene una distribución no uniforme de grupos funcionales y las moléculas adsorbidas interactúan entre sí. La fórmula es como se muestra en la Ecuación S11. La isoterma de adsorción de Langmuir muestra que el adsorbente forma una capa monomolecular en la superficie del adsorbente, cada sitio activo es el mismo y no hay interacción entre las moléculas adsorbidas, y la fórmula se muestra en la Ecuación S1236.

Los datos de equilibrio se ajustan mediante los modelos de isoterma de Langmuir y Freundlich, y la curva de ajuste de la isoterma se muestra en la Fig. S2, y se puede encontrar que la curva de ajuste de Langmuir R2 = 0.7978, la curva de ajuste de Freundlich R2 = 0.9213 y la curva de ajuste de Freundlich R2 está más cerca de 1. Se puede explicar que la distribución de sitios activos en la superficie del adsorbente preparado en este estudio no es uniforme, y hay una condición superficial no uniforme en la superficie de este experimento30,37. El proceso de adsorción puede ser una adsorción multicapa y existen interacciones entre las moléculas de Cr(VI) adsorbidas. En la Tabla S3, se puede ver que n = − 1,45, 1/n = − 0,689 < 1, y existe adsorción física en el proceso de adsorción superficial38.

La termodinámica de adsorción puede reflejar el cambio de energía antes y después de la adsorción, los parámetros termodinámicos de adsorción son los siguientes, en los que se calcula la entropía (ΔS) de la energía libre de Gibbs (ΔG), la entalpía (ΔH) y la ecuación de cálculo es S13– S15. La curva de ajuste de lnKd y 1/T se muestra en la Fig. S3. Se puede ver que la pendiente después del ajuste es 8145.26, la intersección es −24.55 y la curva de ajuste R2 = 0.90925, lo que indica una buena correlación lineal. Los parámetros termodinámicos obtenidos por cálculo se muestran en la Tabla S4. En la tabla se puede ver que ΔG es negativo, lo que indica que el proceso de adsorción es espontáneo, al mismo tiempo, con el aumento de la temperatura, el valor absoluto de ΔG disminuye, lo que indica que la baja temperatura favorece la adsorción39. Al mismo tiempo, el valor negativo de ΔH indica que el proceso de adsorción es una reacción exotérmica, que es principalmente adsorción monocapa acompañada de adsorción multicapa, lo cual es consistente con los resultados del modelo termodinámico de adsorción. Generalmente, cuando ΔH está entre 2,1 y 20,9 kJ/mol, lo que indica que la adsorción es principalmente física; cuando ΔH está entre 20,9 y 418,4 kJ/mol, indica que la adsorción es principalmente química40. Como se puede ver en la Tabla S4, la adsorción de NMC-2 es principalmente adsorción química, que se ajusta al resultado de ajuste del modelo cinético.

La Figura 6c muestra el espectro XPS de Fe 2p después de la adsorción de NMC-2, se utilizó XPS para verificar aún más el estado de valencia de Fe en la muestra y los resultados muestran centros de pico a 710,2 eV y 723,7 eV, lo que indica la presencia de Fe3+ 2p3/2 y Fe3+ 2p1/233. Además, los resultados del análisis XPS revelaron dos picos adicionales con mayor energía en 714,8 eV y 728,4 eV como picos de satélite. Indica la presencia de óxidos de hierro trivalentes en la superficie de NMC-2 después de la adsorción, lo que es consistente con los resultados obtenidos en XRD para la presencia de FeC.

Prueba XPS del material: (a) espectro XPS de Cr 2P después de la adsorción de NMC-2, (b) espectro XPS de Fe 2P antes de la adsorción de NMC-2, (c) espectro XPS de Fe 2P adsorbido por NMC-2, ( d) espectros XPS de N 1s antes de la adsorción de NMC-2, (e) espectros XPS de N 1s después de la adsorción de NMC-2, (f) espectro completo de NMC-2 antes y después de la adsorción.

El mecanismo de reacción se determinó mediante mediciones XPS de la composición superficial y la valencia del material de NMC-2 antes y después de la adsorción de Cr(VI). La figura 6f muestra los espectros completos de carbono, nitrógeno, oxígeno y hierro. El espectro completo demuestra plenamente la entrada de elementos de Fe y N en el carbono poroso durante el proceso térmico del carbono41. Después de la adsorción, aparece un pico de 578,08 eV, que se debe a la presencia de Cr 2p, lo que significa que el NMC-2 adsorbe Cr (VI), lo que también prueba los resultados de XRD en la Fig. 1a. Los picos de Cr 2p en la Fig. 6a se asignan principalmente a Cr(VI) 587,84 eV y 590,14 eV y Cr(III) 574,25 eV y 577,83 eV. Los resultados de XPS indican que parte del Cr(VI) altamente tóxico será adsorbido por NMC-2 y parte de Cr(VI) se reducirá a Cr(III), lo que es una prueba más de que la reacción. Esta es una prueba más de que no solo existe la reacción de adsorción sino también la reacción redox. La Figura 6d muestra los espectros XPS de N 1s antes de la adsorción, que muestra cinco picos de fisión correspondientes a N1, 397,77 eV (enlace de nitrógeno de metales), N2, 398,99 eV (piridina-N), N3, 399,93 eV (pirrol-N) y N4, 402,44 eV (grafito-N) y N5, 405,72 eV (óxidos de nitrógeno), respectivamente42,43. La presencia de los cinco picos de fisión anteriores después de la adsorción de Cr (VI) también se puede observar en la succión de la Fig. 6e. Una comparación de los resultados en la Fig. 6d-e reveló que el área del pico de N2 aumentó de 8,0 a 16,0 %, N3 aumentó de 11,9 a 18,0 %, N4 aumentó de 12,4 a 31,2 %, el contenido de área de pico de N5 disminuyó de 64,8 al 31,9% después de la adsorción, y los resultados anteriores indicaron que la piridina-N, el pirrol-N, el grafito-N y los óxidos de nitrógeno proporcionaron la adsorción y proporcionaron la fuerza impulsora. La Figura 6b muestra el espectro XPS del Fe 2p antes de la adsorción, del cual se puede encontrar que antes de la adsorción de Cr(VI), el Fe 2p se dividió en tres picos: 711,38, 714,08 y 725,27 eV, lo que confirma la presencia de Fe , Fe2+ y Fe3+43. Después de la adsorción, aparecieron picos de Fe 2p a 710.2, 714.8, 723.7 y 728.4 eV, y no se observaron Fe, Fe2+, pero sí Fe3+ en los picos adsorbidos (Fig. 6f). Esto indica que Fe, Fe2+ y Cr(VI) han sufrido reacciones redox para formar Fe3+. Para ilustrar mejor el mecanismo de reacción, las proporciones de Cr(III) y Cr(VI) se calcularon utilizando datos XPS como se muestra en la Tabla S5. Los resultados mostraron que Cr(III) y Cr(VI) representaron 60,65% y 39,35% de Cr, respectivamente, indicando la presencia de comportamiento de oxidación durante la reacción y el predominio de la reacción redox43,44.

Con base en el análisis anterior, el mecanismo de reacción de Cr(VI) se resume de la siguiente manera: en primer lugar, una parte de Cr(VI) es adsorbida por la carga negativa en la superficie de NMC-2 debido a la fuerza gravitatoria electrostática. Mientras tanto, la superficie de NMC-2 es rica en grupos funcionales y tiene un área de superficie específica grande, lo que es beneficioso para mejorar la tasa de eliminación de Cr(VI)43,45,46. En segundo lugar, Fe y Fe2+ transfieren electrones y reaccionan con la reacción redox de Cr(VI) a través de los canales porosos en la superficie de NMC-2 (Ecuaciones 2-3). Finalmente, como la reacción de Cr(VI) genera una gran cantidad de OH-, el Cr(III) resultante puede estar presente en forma de precipitado. El mecanismo de reacción se muestra en la Fig. 7.

Diagrama del mecanismo de reacción.

NMC-2 es un adsorbente respetuoso con el medio ambiente sintetizado a partir de lodos Fenton de residuos sólidos a base de hierro y cenizas volantes para la eliminación de Cr(VI) de aguas residuales industriales que contienen cromo con un pH alto. El método de síntesis es simple, fácil de operar y de bajo costo. Se encontró que el adsorbente era predominantemente mesoporoso, con una gran cantidad de grupos funcionales que contenían oxígeno formados en la superficie y que poseía una gran cantidad de sitios activos. La cinética de adsorción siguió un modelo cinético de pseudo segundo con una capacidad de adsorción máxima de aproximadamente 393,79 mg/g. El proceso es un proceso de quimisorción que involucra compartir electrones o intercambio de electrones, y la tasa de adsorción está controlada por quimisorción. El mecanismo de reacción es que una porción de Cr(VI) es adsorbida por la carga negativa en la superficie de NMC-2 debido a la fuerza gravitatoria electrostática. Al mismo tiempo, la superficie del material es rica en grupos funcionales y tiene un área de superficie específica grande, que puede eliminar el Cr(VI) de manera eficiente. Además, Fe y Fe2+ transfieren electrones y reaccionan con la reacción redox de Cr(VI) a través de los canales porosos en la superficie de NMC-2. Finalmente, como la reacción de Cr(VI) genera una gran cantidad de OH-, el Cr(III) resultante puede estar presente en forma de precipitación. Los materiales preparados tienen tanto las propiedades de adsorción de los adsorbentes convencionales como fuertes propiedades magnéticas en comparación con los compuestos dopados con nitrógeno mesoporosos convencionales. Las propiedades magnéticas del material permiten una rápida separación y recuperación bajo la condición de un campo magnético aplicado, lo que facilita la separación del adsorbente y los iones metálicos de las aguas residuales. Mientras tanto, este experimento ha logrado un buen efecto de adsorción en el tratamiento de aguas residuales que contienen cromo, por un lado, y el costo de preparación es relativamente menor por otro lado, y también puede lograr el propósito de tratar los desechos con desechos.

El lodo de Fenton se obtuvo de la planta de tratamiento de aguas residuales de Daitansha, en Guangzhou, China. Las cenizas volantes se obtuvieron de la planta de energía térmica de Xinjiang, Xinjiang, China. El análisis del contenido elemental del lodo de Fenton se muestra en la Tabla S6, el análisis elemental de las cenizas volantes se muestra en la Tabla S7 y la prueba de análisis elemental orgánico de las cenizas volantes se muestra en la Tabla S8. Los otros reactivos utilizados en los experimentos se obtuvieron de Tianjin Sailing Chemical Reagent Technology Co. Todos los reactivos eran analíticamente puros y no se procesaron más. El agua utilizada en los experimentos fue ultrapura.

El proceso de preparación del adsorbente fue el siguiente: se secaron y molieron los lodos Fenton y las cenizas volantes, se pasaron por un tamiz de malla 200 en un matraz de tres bocas, y se agregó cierta cantidad de urea y carbonato de potasio, donde la relación masa, masa , y el nombre de la muestra de lodo Fenton, cenizas volantes y urea se agregaron en las mismas condiciones que se muestran en la Tabla S1, y luego se agregaron 30 ml de agua ultrapura y se dispersaron ultrasónicamente durante 30 minutos a temperatura ambiente. Luego, las muestras se molieron y se pasaron a través de un tamiz de malla 200, y las muestras tamizadas se colocaron en un horno tubular en condiciones de N2 y una velocidad de calentamiento de 5 °C/min, y luego se calentaron a 500 °C durante 2 h. y luego se calentó a 800 ° C durante 2 h, y luego se lavó con agua por centrifugación a neutral, y luego se lavó con etanol por centrifugación de 2 a 3 veces para obtener las muestras preparadas. El material de carbono mesoporoso dopado con nitrógeno preparado se obtuvo mediante secado natural, denominado material de carbono mesoporoso que contiene nitrógeno-n (NMC-n), donde n es la masa del lodo Fenton añadido. De acuerdo con el método anterior, el material de carbono poroso magnético preparado sin la adición de urea se denomina material de carbono mesoporoso (MC-n), donde n es la masa del lodo Fenton añadido.

La solución de Cr(VI) preparada por K2Cr2O7 se ajustó a pH = 8 con 1 mol/L de HCl y 1 mol/L de solución de NaOH utilizando un medidor de pH. Y se tomó pH = 8 como el rango de pH de la sonda era pH = 6–10. Se agregaron cuatro muestras (6 mg cada una) de MC-1, NMC-0.5, NMC-1 y NMC-2 en viales marrones con 30 mL de solución de Cr(VI) preparada con 50 mg/L K2Cr2O7 a pH = 8 y T = 298 K y agitado a 250 rpm durante 20 h. Después de la adsorción, se filtró el sobrenadante y los sólidos separados se lavaron y almacenaron para su regeneración. La concentración de Cr(VI) se midió mediante espectrofotómetro UV y se seleccionó el material con mejor efecto de adsorción.

Utilizando el adsorbente preparado anteriormente para la prueba de adsorción, se tomaron 0,5 g de polvo sólido de K2Cr2O7 y se secaron a 105 °C durante 2 a 3 h, se enfriaron naturalmente y se pesaron 0,2829 g en un vaso de precipitados, se disolvieron con una pequeña cantidad de agua, cuantitativamente. se transfirió a un matraz aforado marrón de 1000 mL, se diluyó con agua a escala, se agitó bien, se etiquete y se reservó. Tome 150 mL de la solución en 5 porciones y ajuste el pH de la solución anterior a 6, 7, 8, 9 y 10 respectivamente con 1 mol/L de HCl y 1 mol/L de NaOH usando un agente de pH. Después de la adsorción, la suspensión se separó mediante un imán externo y el sobrenadante se filtró mediante una membrana de inyección con un tamaño de poro de 0,45 μm. El sólido separado se lavó y almacenó para su regeneración y el sobrenadante recogido se analizó mediante espectrofotometría UV. El sobrenadante recogido se analizó mediante el método espectrofotométrico UV. La tasa de eliminación de Cr(VI) se calculó utilizando las Ecuaciones S1–S4. La absorbancia se midió a 540 nm con un espectrofotómetro (752/752 N, China) y una cubeta de vidrio de 10 mm en un espectrofotómetro UV. La capacidad de adsorción (valor q) se calcula como se muestra en la Ecuación S1.

El espectrofotómetro principal utilizado en este estudio fue el estándar nacional chino GB/7467-87 "Calidad del agua: determinación del método espectrofotométrico de cromo hexavalente-difenilcarbodihidrazida". El instrumento experimental se calibró antes de su uso, y la curva estándar se muestra en la Fig. S2, y la curva estándar se muestra en la Ecuación S16.

La solución de Cr(VI) preparada con K2Cr2O7 se ajustó al pH de la solución con 1 mol/L de HCl y 1 mol/L de solución de NaOH usando un medidor de pH. Se añadieron 30 ml de una solución de Cr(VI) de 50 mg/l y 6 mg de NMC-2 a un vial marrón y se agitó a 250 rpm a T = 298 K en las condiciones de pH anteriores. Después de la adsorción, el sobrenadante se filtró y el sólido separado se lavó y almacenó para su regeneración. La concentración de Cr(VI) se midió mediante un espectrofotómetro UV para investigar el efecto del pH sobre la adsorción de Cr(VI).

La solución de Cr(VI) preparada a partir de K2Cr2O7 se ajustó a pH = 10 con 1 mol/L de HCl y 1 mol/L de solución de NaOH usando un medidor de pH. Se agregaron 30 mL de solución de 100 mg/L de Cr(VI) y 6 mg de NMC-2 a un vial marrón durante los períodos especificados t = 0, 5, 10, 30, 60, 120, 240, 360, 480, 720, 960 y 1200 min. La adsorción se realizó por agitación a t = 298 K, pH = 10 y 250 rpm en un agitador. Después de la adsorción, el sobrenadante se filtró y el sólido separado se lavó y almacenó para su regeneración. La concentración de Cr(VI) se midió mediante un espectrofotómetro UV para investigar el efecto del tiempo de adsorción de Cr(VI).

La solución de Cr(VI) preparada por K2Cr2O7 se ajustó a pH = 10 con 1 mol/L de HCl y 1 mol/L de solución de NaOH usando un medidor de pH. Se agregaron 30 mL de solución de 30, 50, 100, 200 y 300 mg/L de Cr(VI) y 6 mg de NMC-2 a un vial marrón a T = 298 K, pH = 10 y se agitó a 250 rpm. durante 1200 min.

La solución de Cr(VI) preparada por K2Cr2O7 se ajustó a pH = 10 con 1 mol/L de HCl y 1 mol/L de solución de NaOH usando un medidor de pH. Se agregaron 30 mL de solución de Cr(VI) de 100 mg/L y 6 mg de NMC-2 a un vial marrón y se adsorbieron a T = 298, 303, 308 K, pH = 10, agitando a 250 rpm durante 1200 min. Después de la adsorción, se tomó el sobrenadante y se filtró, y el sólido separado se lavó y almacenó para su regeneración. La concentración de Cr(VI) se determinó mediante un espectrofotómetro UV. La concentración de Cr(VI) se midió mediante un espectrofotómetro UV para investigar el efecto de la temperatura sobre la adsorción de Cr(VI).

El espectrómetro de fluorescencia de rayos X (XRF, PANalytical Axios) se utiliza para determinar la composición química y el contenido elemental. El difractómetro de rayos X (XRD, Burker Advance D8) se utiliza para el análisis de la estructura cristalina, el ángulo de exploración es de 5° a 90° y la velocidad de exploración continua es de 10°/min, utilizando radiación de tarjeta de destino de cobre para el trabajo. Se utilizó microscopía electrónica de barrido de longitud de onda (SEM, NovaNanoSEM50) para el análisis de morfología y tamaño de grano. El espectrómetro de fotoelectrones de rayos X (XPS, PHI5000Versaprobe-II) se utiliza para analizar el estado de valencia del material antes y después de la adsorción, para ayudar a comprender el estado, la estructura y las propiedades del material. Potencia: 50W; Voltaje: 15 kV; Ánodo; Al objetivo; Calibración: C1S (284,8 eV); Energía de paso: 46,95 eV. El instrumento de adsorción/desorción física de N2 (Tristar II 3020) se utiliza para comprender el área superficial específica, el rango de tamaño de poro, el tamaño promedio de poro y la capacidad de poro de los materiales. Primero se excluyó el adsorbente del aire a 300 °C durante 3 h. Se utilizó nitrógeno como adsorbente y helio como gas portador, y las pruebas se realizaron en un entorno de nitrógeno líquido (-196 °C). Se utilizó espectroscopia infrarroja por transformada de Fourier (FTIR, Nicolet IS50) para analizar los cambios en los grupos funcionales de la superficie antes y después de la adsorción. Se utilizó microscopía electrónica de lente de emisión FEI Tecnai G2 F2 (TEM, EDS, OXFXRD X-max 80 T) para analizar la microestructura superficial y los elementos del adsorbente. Las muestras se sonican en etanol líquido, se toman y se agregan a una rejilla de cobre cubierta con una película de carbón, se secan y se observan. H2-TEM permite la observación de la morfología de la superficie del adsorbente y EDS se utiliza para el análisis elemental. Analizador elemental orgánico (Elementary: Vario EL cube) con modo de prueba CHNS mode, analiza el contenido de carbono elemental en las cenizas volantes para proporcionar una base para su preparación de materiales con fuente de carbono.

Los datos que respaldan los hallazgos de este estudio están disponibles del autor correspondiente a pedido.

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Este trabajo fue apoyado por la Fundación de Ciencias Naturales de la provincia de Yunnan [202001AT070088], el Fondo Abierto del Laboratorio Clave Provincial de Guangdong para el Control y el Reciclaje de la Contaminación de Residuos Sólidos [2020B121201003], el Programa Nacional de Investigación y Desarrollo Clave de China [2019YFC0214400], la Fundación Nacional de Ciencias Naturales de China [52060010].

Facultad de Ciencias Ambientales e Ingeniería, Universidad de Ciencia y Tecnología de Kunming, Kunming, 650500, China

Jiamin Qi, Bin Li, Pengxiang Zhou, Di Yang y Zixuan Wang

Centro Nacional-Regional de Ingeniería para la Recuperación de Gases Residuales de Industrias Metalúrgicas y Químicas, Kunming, 650500, China

bin li

Escuela de Medio Ambiente y Energía, Laboratorio Provincial Clave de Control y Reciclaje de Contaminación por Desechos Sólidos de Guangdong, Universidad Tecnológica del Sur de China, Guangzhou, 510006, Guangdong, China

Xintai Su

Universidad Normal de Yili, Yining, 835000, Xinjiang, China

Jinxion Wu

Guangzhou Haitao Environmental Protection Technology Company Limited, Guangzhou, 510006, Guangdong, China

Xiangjing Liang

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Correspondencia a Bin Li o Xintai Su.

Los autores declaran no tener conflictos de intereses.

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Reimpresiones y permisos

Qi, J., Li, B., Zhou, P. et al. Estudio de adsorción de cromo hexavalente por material compuesto elaborado a partir de residuos sólidos en base hierro. Informe científico 13, 135 (2023). https://doi.org/10.1038/s41598-023-27414-9

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Recibido: 25 Agosto 2022

Aceptado: 02 enero 2023

Publicado: 04 enero 2023

DOI: https://doi.org/10.1038/s41598-023-27414-9

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