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Jul 10, 2023

Comportamiento de adsorción y rendimiento del amonio en biocarbón de paja de sorgo a partir de agua.

Scientific Reports volumen 12, Número de artículo: 5358 (2022) Cite este artículo 1999 Accesos 10 Citas 1 Detalles de Altmetric Metrics El sorgo se ha utilizado ampliamente para la producción de licores y la elaboración de cerveza, pero

Scientific Reports volumen 12, número de artículo: 5358 (2022) Citar este artículo

1999 Accesos

10 citas

1 altmétrica

Detalles de métricas

El sorgo se ha utilizado ampliamente para la producción de licores y la elaboración de cerveza, pero cómo utilizar eficientemente la paja de sorgo (SS) se ha convertido en un problema urgente. Mientras tanto, las aguas residuales producidas durante la elaboración del vino son típicas aguas residuales orgánicas con una alta concentración de amonio. Para resolver el problema de la utilización de recursos de SS y eliminar el amonio del agua, se utilizó SS para preparar biocarbón como adsorbente para la adsorción de amonio. Se llevaron a cabo experimentos de adsorción discontinua para estudiar los factores que influyen y los mecanismos de adsorción del amonio en biocarbón de paja de sorgo (SSB). Los resultados mostraron que la capacidad de adsorción de SSB era mucho mayor que la de SS. La SSB pirolizada a 300 °C tuvo la mayor capacidad de adsorción. El pH favorable fue de 6 a 10 y la dosis óptima fue de 2,5 g/L. El proceso y el comportamiento de la adsorción se ajustaron a los modelos de adsorción cinética de pseudo segundo orden y de isoterma de Langmuir. La capacidad máxima de adsorción de amonio de la SSB a 45 °C fue de 7,09 mg/g, lo que equivalía a 7,60 veces la SS. La adsorción de amonio de SS y SSB fue principalmente adsorción química. La prueba de regeneración indicó que la SSB tuvo un buen rendimiento de regeneración después de tres ciclos de adsorción-regeneración. Este trabajo sugiere que la SSB podría aplicarse potencialmente al tratamiento de aguas residuales que contienen amonio para lograr el propósito de reciclar recursos.

El amonio es una de las principales formas de nitrógeno en las aguas residuales. Una gran cantidad de amonio que ingresa al medio acuático puede provocar una contaminación ambiental grave y amenazar la salud humana1,2. Por lo tanto, es necesario un control y una eliminación eficaces del amonio de las aguas residuales para garantizar la calidad del medio ambiente acuático3. Hoy en día, los tratamientos comúnmente utilizados para la eliminación de amonio en agua incluyen principalmente intercambio iónico, precipitación química, adsorción, nitrificación/desnitrificación biológica, química física, etc.4,5,6,7,8. Entre ellos, el método de adsorción se considera el método de tratamiento más prometedor. Tiene las ventajas de un área de equipo pequeña, alta eficiencia de eliminación, proceso simple y adsorbente renovable9. Sin embargo, existen muchos tipos de adsorbentes con diferentes efectos de adsorción10,11,12. Aunque algunos adsorbentes tienen buenos efectos de adsorción (como el carbón activado, los minerales arcillosos, los nanotubos de carbono y el grafeno), el costo es mayor que el del biocarbón preparado a partir de desechos de paja. Por ejemplo, la temperatura de activación del carbón activado es alta y el proceso de activación es más complicado que el del biocarbón13. Por lo tanto, la investigación y el desarrollo de un adsorbente de bajo costo y alta eficiencia se han convertido en un punto importante en este campo.

Como una de las principales materias primas para la elaboración de licores, el área de siembra de sorgo se ha incrementado con el aumento de la producción de licor, lo que genera una gran cantidad de desechos de paja de sorgo (SS). En 2019, la producción de sorgo en China alcanzó los 7,227 millones de toneladas. Según la relación sorgo a SS, se estimó que la producción de SS podría alcanzar los 9.395 millones de toneladas14. Actualmente, los métodos de utilización de recursos de SS incluyen principalmente paja que regresa al campo, alimento para animales, energía de paja y sustrato de paja, etc. Debido a las limitaciones del nivel técnico, la economía y la aceptación del mercado, la tasa de utilización de SS sigue siendo relativamente baja, con sólo unas pocas partes de ellos se utilizan como recursos y la mayoría de ellos se eliminan mediante quema al aire libre. No sólo provoca un desperdicio de recursos sino que también da lugar a la contaminación del entorno natural rural. Por lo tanto, cómo aprovechar al máximo los tallos de sorgo como recurso se ha convertido en un desafío.

El biocarbón se refiere a una clase de sustancias sólidas insolubles altamente aromáticas producidas por pirólisis (generalmente la temperatura de carbonización < 700 °C) y carbonización de materiales orgánicos como paja de cultivos, materiales de madera y estiércol de ganado en condiciones limitadas o sin O215,16. La estructura porosa bien desarrollada y la superficie específica (SSA) relativamente grande del biocarbón hacen que tenga una buena capacidad de adsorción17. Por lo tanto, la aplicación del biocarbón en la remediación ambiental ha atraído mucha atención16. El biocarbón se ha utilizado cada vez más como adsorbente de contaminantes como metales pesados18,19,20,21, clorofluoro22, contaminantes orgánicos23,24, fosfato25,26,27,28 y amonio, etc.2,28,29,30,31. ,32. Cui et al. (2016) estudiaron el efecto de adsorción del biocarbón preparado a partir de seis biomasas de humedales a 500 °C sobre amonio y encontraron que el biocarbón de canna tenía la mayor capacidad de adsorción (5,60 mg/g)29. Huang et al. (2020) utilizaron compuestos de arcilla/biocarbón para adsorber amonio en agua y descubrieron que el proceso de adsorción estaba más en línea con el modelo cinético de pseudosegundo orden y el modelo de adsorción isotérmica de Freundlich33. Cuando Xue et al. (2019) utilizaron biocarbón a base de desechos de alimentos para adsorber amonio en agua, descubrieron que la ecuación de Langmuir se ajustaba mejor al comportamiento de adsorción y que la adsorción de biocarbón de tallo de maíz a amonio era un proceso exotérmico espontáneo. La capacidad máxima de adsorción fue de 7,174 mg/g30. Wang y cols. (2020c) utilizaron FeCl3 y HCl para modificar el biocarbón de paja de trigo y descubrieron que la capacidad de adsorción de amonio mejoró en un 14%34. Aunque se han realizado muchos estudios sobre el tratamiento del amonio en aguas residuales utilizando biocarbón de diferentes materias primas2,29,30,35, se han informado pocos estudios sobre el uso de biocarbón derivado de SS para eliminar el amonio en el agua. El uso de biocarbón preparado por SS no solo puede adsorber eficazmente los contaminantes, sino también aprovechar los recursos de los desechos de paja. Por lo tanto, es necesario el estudio del biocarbón de paja de sorgo (SSB).

Como una especie de paja de biomasa especial con abundantes fuentes, la SSB debería ser un adsorbente del amonio en el agua. El contenido principal de este trabajo es (1) preparar y caracterizar SSB; (2) explorar los factores que influyen y los mecanismos de adsorción del amonio en agua con SSB, y (3) evaluar su rendimiento de adsorción y regeneración. Este trabajo podría proporcionar una base teórica para la posible aplicación de SSB para absorber amonio en aguas residuales y resolver la utilización de recursos de SS.

Reactivos principales: reactivo de Nessler, cloruro de amonio, tartrato de sodio y potasio, ácido sulfúrico, ácido clorhídrico, hidróxido de sodio, carbonato de sodio, bicarbonato de sodio, etóxido de sodio, etc. Los reactivos anteriores son todos analíticamente puros. Como agua de prueba se utiliza agua ultrapura. La solución madre de amonio se prepara con cloruro de amonio a 1000 mg/L y luego se diluye a la concentración de amonio requerida para diferentes pruebas.

Instrumentos principales: Microscopio electrónico de barrido (JSM-6610 LA, JEOL, Tokio, Japón) (SEM). Espectrómetro infrarrojo por transformada de Fourier (FTIR) (IRAffinity-1, Shimadzu, Japón). Analizador de tamaño de poro y SSA (Kubox1000, Beijing Builder Electronic Technology Co., Ltd). Espectrofotómetro UV (UV-8000ST, Shanghai Yuanxi Instrument Co., Ltd). Horno tubular de alta temperatura (SG-GL1200K, Instituto de Óptica y Mecánica Fina de Shanghai).

Los SS se recolectaron de la base de sorgo orgánico en el suburbio de la ciudad de Renhuai, provincia de Guizhou, para la cual se obtuvo permiso del propietario (materiales complementarios). Este experimento se llevó a cabo de acuerdo con la norma nacional de China titulada "Carbón de madera y método de prueba del carbón de madera"36. La preparación de SSB se realizó siguiendo métodos anteriores37. Después de secar a 80 °C durante 24 h, el SS se cortó en 1 ~ 3 mm y luego se puso en el horno tubular. A una velocidad de calentamiento de 2,5 °C/min, la temperatura de carbonización osciló entre 300 y 600 °C bajo la condición de introducir N2 y luego se mantuvo a la temperatura de carbonización objetivo durante 30 minutos. Después de enfriar, se molió y se pasó a través de un tamiz de malla 100-200 para obtener biocarbón uniforme. El biocarbón preparado a temperaturas de 300, 450 y 600 °C fue etiquetado como SSB300, SSB450, SSB600.

Se utilizó el método de titulación de Boehm para determinar el contenido de grupos funcionales ácidos del biocarbón que contienen oxígeno38. Las características morfológicas del biocarbón se escanearon mediante SEM. El espectro infrarrojo del biocarbón fue analizado mediante FTIR. BET-N2 determinó la SSA, el volumen total de poros y el diámetro promedio de poros del biocarbón.

La concentración de amonio se midió mediante el método del reactivo de Nessler. Se adoptaron tres muestras paralelas para controlar la calidad del proceso de análisis. Se utilizaron tubos centrífugos de PE de 50 ml para realizar todos los experimentos de adsorción.

Se pesaron en tubos de ensayo 0,1000 g de SSB300, SSB450, SSB600 y SS. Luego se agregaron 40 ml de solución de amonio (concentración de 50 mg/l, pH = 7,0) y se agitó a 25 °C durante 1440 min. Después de agitar, la concentración de amonio del sobrenadante se filtró y analizó para obtener el biocarbón con una temperatura de carbonización óptima para experimentos posteriores. El experimento de adsorbente óptimo se seleccionó en el rango de 0,0250, 0,0500, 0,1000, 0,1250, 0,1500, 0,1750 y 0,2000 g. El efecto del pH de la solución sobre la adsorción de amonio se realizó ajustando el pH de la solución de 2,0 a 12,0 mediante NaOH 0,1 mol/L y HCl 0,1 mol/L.

La cinética de sorción se examinó a 25 °C con un intervalo de tiempo de 15, 30, 60, 120, 240, 480, 960 y 1440 min en las condiciones óptimas de adsorción. Las isotermas de sorción se llevaron a cabo mediante concentraciones variables que oscilaron entre 0 y 250 mg/L a 25, 35 y 45 °C y se agitaron durante 24 h.

Después de alcanzar el equilibrio de adsorción, se filtraron SS y SS300. Luego se pusieron 0,1 g de SS y SS300 en tubos de ensayo de 50 mL respectivamente y se agregaron 40 mL de soluciones de HCl y H2SO4 (con una concentración de 0,1 mol/L)39. Después de agitar durante 1440 min a 25 °C, las muestras se filtraron y secaron a 103 °C, y las pruebas de adsorción-regeneración anteriores se repitieron varias veces.

Las imágenes del microscopio electrónico de barrido de diferentes biocarbón se muestran en la Fig. 1. El aumento de la temperatura de carbonización produce capas de bloques más obvias y aumenta la estructura de los poros del biocarbón. La temperatura más alta conduce a que se descomponga más materia orgánica en SS, lo que hace que el biocarbón tenga muchos microporos en la estructura, lo que da como resultado capas sueltas del biocarbón40. Muestra que una temperatura de carbonización alta es beneficiosa para mejorar el SSA del biocarbón. De las propiedades fisicoquímicas de SSB en la Tabla 1, SSB300 tiene el volumen de poro promedio más alto. Afectado por el volumen total de poros, SSB600 tiene el SSA más alto y SSB300 tiene el más bajo. El resultado coincide con la inferencia de la imagen del microscopio electrónico de barrido.

Micrografía electrónica de barrido de biocarbón a diferentes temperaturas de carbonización.

A partir de los datos del análisis en la Tabla 1, SSB300 tiene el mayor contenido de carboxilo, lactona, hidroxilo fenólico y grupo carbonilo, seguido por SSB450 y SSB600. Está demostrado que los grupos funcionales ácidos pueden caracterizar la hidrofilicidad y la capacidad de intercambio iónico disminuye gradualmente con el aumento de la temperatura de carbonización41. Por lo tanto, desde la perspectiva de los grupos funcionales ácidos que contienen oxígeno, SSB300 es más propicio para la adsorción.

El espectro infrarrojo de SS y SSB se muestra en la Fig. 2. El pico de absorción cerca de 3417 cm-1 es el pico de absorción de vibración de estiramiento –OH42. El pico de absorción disminuye gradualmente con el aumento de la temperatura de carbonización. El aumento de la temperatura de carbonización mejora la pérdida de hidroxilo durante el proceso de pirólisis, reduciendo así la polaridad del biocarbón. Los picos de absorción cerca de 2852 cm-1 y 2919 cm-1 son simetría C-H y picos de absorción de vibración de estiramiento antisimétrico del grupo metilo en el grupo alquilo y el grupo metileno43. El pico de absorción disminuye gradualmente con el aumento de la temperatura de carbonización, lo que demuestra que la temperatura de carbonización es proporcional a la aromaticidad del biocarbón. Los picos de absorción cerca de 1714 cm-1 y 1100 cm-1 son el C=O en el grupo carboxilo y el pico de absorción de vibración de estiramiento de CO en el grupo éster44. A medida que aumenta la temperatura de carbonización, estos picos de absorción disminuyen gradualmente, lo que demuestra que la polaridad del biocarbón disminuye gradualmente. El pico de absorción cerca de 1596 cm-1 es el pico de absorción de vibración de estiramiento de C=C en el anillo aromático y C=O en el grupo carbonilo45. A medida que aumenta la temperatura de carbonización, el pico se debilita gradualmente. Puede ser que el grupo carbonilo en el biocarbón sea destruido por las altas temperaturas para generar CO y CO246. El pico de absorción cerca de 875 cm-1 es el pico de absorción por vibración de flexión C-H en el anillo aromático47. El pico de absorción aumenta gradualmente con el aumento de la temperatura de carbonización, lo que indica que la estabilidad y la aromaticidad del biocarbón son más fuertes. Por lo tanto, según el análisis de espectroscopia infrarroja, el biocarbón contiene una gran cantidad de grupos funcionales que contienen oxígeno, como OH, COOH y C=O, que disminuyen gradualmente a medida que aumenta la temperatura de carbonización. El biocarbón piroliza a baja temperatura y es más propicio para la adsorción, lo que concuerda con los resultados de los grupos funcionales que contienen oxígeno.

Espectros infrarrojos de paja de sorgo y su biocarbón.

Según la Fig. 3, SSB300 tenía la mayor capacidad de adsorción de amonio, y la capacidad de adsorción y la tasa de adsorción fueron de 3,45 mg/g y 16,8%, respectivamente. Los SS tuvieron la menor capacidad de adsorción (0,321 mg/g). En general, la capacidad de adsorción fue del orden de SSB300 > SSB450 > SSB600 > SS. A medida que aumentó la temperatura de carbonización, la adsorción de amonio por SSB tuvo una tendencia a la baja. El SS también tuvo cierta adsorción de amonio, pero su rendimiento de adsorción fue mucho menor que el del SSB. Aunque el SSB300 tenía el SSA más pequeño, tenía el mayor contenido de grupos funcionales ácidos que contienen oxígeno y una mayor capacidad de intercambio iónico, lo que hizo que el SSB300 tuviera la mayor adsorción de amonio en agua.

La capacidad de adsorción de biocarbón y paja de sorgo para amonio a diferentes temperaturas de carbonización.

Como se muestra en la Fig. 4, con un aumento de la dosis, la capacidad de adsorción de SSB300 y SS para amonio mostró una tendencia a la baja, mientras que las tasas de adsorción aumentaron. Esto se debió a que a medida que aumentaba la cantidad de adsorbente, aumentaban el SSA y los poros de adsorción del adsorbente, aumentando así la tasa de adsorción de amonio. Cuando la dosis de adsorbente era inferior a 0,1000 g, las tasas de adsorción de amonio de SSB300 y SS aumentaron rápidamente. Cuando superó los 0,1000 g, la tendencia creciente fue suave, lo que indicó que más adsorbentes no pueden adsorber eficazmente el amonio en el agua. Por lo tanto, se eligió 0,1000 g como la dosis óptima para la prueba de SS y SSB para adsorber amonio en agua.

El efecto de la dosis sobre la adsorción de amonio.

El efecto de adsorción del amonio se ve muy afectado por el pH48. Como se muestra en la Fig. 5, cuando el pH <10, la capacidad de adsorción de amonio de SSB300 y SS aumentó con el aumento del pH. Especialmente cuando el pH era de 6 a 10, la capacidad de adsorción mejoró rápidamente. Cuando el pH > 10, la adsorción de amonio en SSB300 y SS disminuyó gradualmente. El análisis creía que en condiciones ácidas, el H+ facilitaba el desarrollo del equilibrio de ionización NH3·H2O hacia NH4+, mejorando así la adsorción de amonio. Pero a medida que el pH disminuyera, demasiado H+ en la solución competiría con la adsorción de NH4+, inhibiendo la adsorción de amonio35. En condiciones alcalinas fuertes (pH > 10), demasiado OH- inhibió el equilibrio de ionización de NH3·H2O, lo que resultó en una disminución de NH4+ en la solución, reduciendo así la adsorción de amonio. Además, cuando el pH > 10, una parte del amonio se volatiliza en forma gaseosa. Por lo tanto, el pH óptimo de SSB300 y SS para la adsorción de amonio estuvo en el rango de neutro y ligeramente ácido a ligeramente alcalino (6 ~ 10). Teniendo en cuenta la uniformidad de las condiciones de prueba de control del tratamiento de aguas residuales reales posteriores, se seleccionó pH = 7 para experimentos posteriores.

El efecto del pH sobre la adsorción de amonio.

Para ajustar los datos experimentales se utilizaron el modelo de difusión intrapartícula, el modelo cinético de pseudoprimer orden y el modelo cinético de pseudosegundo orden. Las ecuaciones se muestran en (1) ~ (3). La curva de ajuste se muestra en la Fig. 6 y los parámetros de ajuste se muestran en la Tabla 2.

donde qt representa la capacidad de adsorción de amonio en el tiempo t, mg/g. qe es la capacidad de adsorción de amonio en equilibrio de adsorción, mg/g. k1, k2, k3 son constantes de velocidad de adsorción; C es una constante.

Curva de ajuste de la cinética de adsorción de amonio.

Como se muestra en la Tabla 2 y la Fig. 6, el coeficiente de correlación R2 del modelo cinético de pseudosegundo orden fue el más alto, y el R2 de SSB300 fue mayor que el de SS. Las capacidades de adsorción en equilibrio teóricas fueron 3,55 y 0,375 mg/g respectivamente, que estaban muy cerca de las capacidades de adsorción saturadas reales (3,68 y 0,388 mg/g). Por lo tanto, el modelo cinético de pseudosegundo orden fue más consistente con el proceso de adsorción de SS y SSB300 sobre amonio en agua.

Desde la perspectiva del modelo de difusión de partículas, el proceso de adsorción de SS y SSB300 sobre amonio en agua podría dividirse aproximadamente en dos etapas. Las primeras 3 h fueron el proceso de rápida adsorción de amonio sobre la superficie del adsorbente. Fase 2: Después de 3 h, el amonio se difundió lentamente en el adsorbente. Debido a la influencia de la resistencia a la difusión molecular, la velocidad de difusión dentro de la adsorción disminuyó hasta que la adsorción tendió a equilibrarse. Esta etapa fue la etapa de control de la velocidad de adsorción de amonio. Debido a C ≠ 0, indicó que la difusión intrapartícula no era el único paso de control de velocidad, lo que significa que la curva de ajuste no estaba en el origen49. La tasa de adsorción podría controlarse mediante la adsorción superficial y la difusión intrapartícula50,51.

Los modelos de adsorción isotérmica de Freundlich y Langmuir se ajustaron a los datos de las pruebas de adsorción a 25, 35 y 45 °C. Las curvas de ajuste se muestran en las Figs. 7 y 8, respectivamente, y los parámetros de ajuste se muestran en la Tabla 3. Las ecuaciones de los modelos de adsorción isotérmica de Freundlich y Langmuir fueron las siguientes:

La isoterma termodinámica de adsorción del amonio (Freundlich).

La isoterma termodinámica de adsorción del amonio (Langmuir).

En la fórmula anterior, qm es la capacidad de adsorción máxima teórica de amonio, mg/g. Ce es la concentración de amonio en la solución en el equilibrio de adsorción, mg/L. kF, kL, n son constantes isotérmicas.

Como se muestra en la Tabla 3, Figs. 7 y 8, el coeficiente de correlación R2 del modelo de adsorción isoterma de Langmuir fue mayor que el del modelo de adsorción isoterma de Freundlich, lo que demuestra que el modelo de adsorción isoterma de Langmuir estaba más en línea con el comportamiento de adsorción termodinámica de SS y SSB300 para amonio en agua. Y eran principalmente adsorción monocapa. A 25, 35 y 45 °C, la capacidad máxima de adsorción de SSB300 para amonio fue de 6,77, 6,97 y 7,09 mg/g, respectivamente, lo que equivalía a 8,65, 8,64 y 7,60 veces de SS. En comparación con otros adsorbentes, SSB300 en este estudio mostró una alta capacidad de adsorción de amonio (Tabla 4). Esta diferencia se atribuyó principalmente a las diferencias en las propiedades físicas y químicas entre los diferentes biocarbón.

Además, se utilizó el factor de separación RL para juzgar la eficacia de adsorción del adsorbente56. La ecuación fue:

C0: la concentración inicial de amonio en la solución, mg/L.

Entre ellos, RL = 0 es adsorción irreversible. 0 < RL < 1 es una adsorción favorable. RL = 1 es adsorción lineal.

De la Tabla 3, el RL de SS y SSB300 a las tres temperaturas fue mayor que 0 pero menor que 1, lo que indica que SS y SSB tuvieron una adsorción favorable de amonio en agua.

A juzgar por los modelos de adsorción isotérmica de SS y SS300 a 3 temperaturas, la capacidad de adsorción aumentó gradualmente a medida que mejoraba la temperatura. Para estudiar más a fondo el comportamiento termodinámico de la adsorción, se analizaron el cambio de energía libre de Gibbs, el cambio de entalpía y el cambio de entropía de acuerdo con los parámetros del modelo de adsorción isotérmica de Langmuir en la Tabla 3. La fórmula de cálculo fue la siguiente:

En la fórmula anterior, △Gθ es el cambio de energía libre de Gibbs, kJ/mol. △Hθ es el cambio de entalpía, kJ/mol. △Sθ es el cambio de entropía, kJ/mol. R es la constante de los gases, J/mol·K. KLθ es la constante de equilibrio estándar, es decir, la constante de equilibrio empírico del modelo de adsorción isotérmica de Langmuir después de la corrección de concentración estándar, adimensional.

El cambio de energía libre de Gibbs, el cambio de entalpía y el cambio de entropía calculados mediante las fórmulas (7) y (8) se muestran en la Tabla 5.

De los resultados de la Tabla 5, △Gθ <0, mostró que el proceso de adsorción de SS y SSB a amonio en agua fue espontáneo. Los △Hθ de SS y SS300 fueron menores que 0, lo que indica que el proceso de adsorción de SS y SSB a amonio en agua fue exotérmico.

Según los resultados de los análisis BET, FTIR y SEM de SSB, el biocarbón con mayor temperatura de carbonización tenía mayor SSA y volumen de poros. Sin embargo, los resultados de adsorción mostraron que el biocarbón con baja temperatura de carbonización tuvo el mejor efecto de adsorción sobre el amonio en agua. Mediante el análisis de los resultados de las pruebas de grupos funcionales que contienen oxígeno y el diagrama FTIR del biocarbón, se encontró que el biocarbón con temperatura de carbonización más baja contenía más grupos funcionales que contienen oxígeno, lo que era más propicio para la adsorción de amonio. El resultado de este análisis fue consistente con los resultados de adsorción reales. Se demostró que la adsorción de SSB a amonio en agua no era simplemente una adsorción física, sino un complejo proceso de adsorción física y química dominado por la adsorción química51. Desde la perspectiva de la cinética de adsorción, el proceso de adsorción estaba más en línea con la cinética de pseudo segundo orden, que era consistente con el mecanismo de las partículas de adsorción compuestas de arcilla/biocarbón sobre amonio33. Desde la perspectiva de la adsorción isotérmica, el modelo de adsorción isotérmica de Langmuir fue más consistente con el comportamiento de adsorción de SS y SSB sobre amonio en agua, que era consistente con el mecanismo de adsorción del biocarbón a base de residuos de alimentos sobre amonio en agua30. El análisis termodinámico demostró que el proceso de adsorción fue principalmente adsorción química, que fue un proceso espontáneo y exotérmico.

Para investigar el rendimiento de regeneración de SS y SS300 después de adsorber amonio, se regeneraron con soluciones de HCl y H2SO4 respectivamente. El efecto de adsorción después de la regeneración se muestra en la Fig. 9. La capacidad de adsorción de SS y SS300 después de la regeneración con una solución de HCl fue mayor que la de una solución de H2SO4. Con experimentos repetidos de adsorción-regeneración, los primeros 3 ciclos de adsorción-regeneración de SS300 cambiaron ligeramente. Se determinó que el número óptimo de regeneraciones de SS300 bajo la condición de solución de HCl fue 3, y la capacidad de adsorción en equilibrio después de la regeneración fue del 82,1% de la capacidad de adsorción inicial. Dado que la capacidad de adsorción del SS era muy pequeña, la capacidad de adsorción se volvió extremadamente baja después del primer ciclo de adsorción-regeneración. Por lo tanto, el rendimiento de regeneración del SS después de adsorber amonio fue extremadamente bajo, mientras que el SSB tuvo un buen rendimiento de regeneración después de adsorber amonio.

Efecto de adsorción bajo diferentes condiciones de regeneración.

SS y SSB pueden adsorber bien el amonio en agua. La adsorción de amonio en SSB es mucho mayor que la de SS. El pH favorable para la adsorción de amonio es de 6 a 10 y la dosis óptima es de 2,5 g/L. La baja temperatura de carbonización (300 °C) favorece más la formación de grupos funcionales, que son beneficiosos para la adsorción de amonio. El proceso de adsorción de SS y SSB a amonio en agua está más en línea con el modelo cinético de pseudo segundo orden. El comportamiento de adsorción está más en línea con el modelo de adsorción isotérmica de Langmuir. La capacidad máxima de adsorción de amonio a 25, 35 y 45 °C es de 6,77, 6,97 y 7,09 mg/g, que equivalen a 8,65, 8,64 y 7,60 veces de SS, respectivamente. Y el proceso de adsorción es espontáneo y exotérmico. El estudio indica que la SSB se puede aplicar al tratamiento de aguas residuales que contienen amonio para lograr el propósito de reciclar recursos.

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Este trabajo fue apoyado por la Fundación Nacional de Ciencias Naturales de China (41977297), el Fondo Especial de Investigación de Ciencias Naturales (Puesto Especial) de la Universidad de Guizhou [(2020)01], el Programa de Cultivo Clave de la Universidad de Guizhou [2019(08)] y el Proyecto de Talento Juvenil en Ciencia y Tecnología del Departamento de Educación de la provincia de Guizhou ([2018]464).

Instituto Moutai, Renhuai, 564500, Guizhou, China

Huajie Xu, Xiangui Wang, Changbin Pan y Yuting Jiang

Facultad de Ingeniería de Recursos y Medio Ambiente, Universidad de Guizhou, Guiyang, 550025, Guizhou, China

Bing Wang y Ruohan Zhao

Laboratorio clave de recursos geográficos y medio ambiente kársticos, Ministerio de Educación, Guiyang, 550025, Guizhou, China

Bing Wang

Escuela de Ingeniería Ambiental, Universidad Tecnológica de Xuzhou, Xuzhou, 221000, Jiangsu, China

Xueyang Zhang

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Banggui Ge

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HX: Experimentos, escritura y procesamiento de datos. BW: Orientación, supervisión, revisión, edición y revisión. RZ: Redacción, revisión y edición. XW: Asistencia experimental. CP: Asistencia experimental. YJ: Asistencia experimental. XZ: Análisis y caracterización de muestras. BG: Asistencia experimental.

Correspondencia a Bing Wang.

Los autores declaran no tener conflictos de intereses.

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Xu, H., Wang, B., Zhao, R. et al. Comportamiento de adsorción y rendimiento del amonio sobre biocarbón de paja de sorgo a partir de agua. Representante científico 12, 5358 (2022). https://doi.org/10.1038/s41598-022-08591-5

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Recibido: 27 de julio de 2021

Aceptado: 09 de marzo de 2022

Publicado: 30 de marzo de 2022

DOI: https://doi.org/10.1038/s41598-022-08591-5

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