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Nov 11, 2023

Fabricación fácil de UE

Scientific Reports volumen 13, Número de artículo: 11107 (2023) Citar este artículo 252 Accesos Detalles de métricas La eliminación del clorhidrato de tetraciclina (TCH) de las aguas residuales es importante para el medio ambiente

Scientific Reports volumen 13, número de artículo: 11107 (2023) Citar este artículo

252 Accesos

Detalles de métricas

La eliminación del clorhidrato de tetraciclina (TCH) de las aguas residuales es importante para el medio ambiente y la salud humana, pero constituye un desafío. En este caso, el MOF basado en Eu, Eu(BTC) (BTC representa ácido 1,3,5-trimésico) se preparó mediante una estrategia eficiente y respetuosa con el medio ambiente, y luego se utilizó para la captura de TCH por primera vez. La Eu(BTC) se caracterizó mediante diferentes métodos, como la difracción de rayos X, la microscopía electrónica de barrido y la espectroscopia infrarroja por transformada de Fourier. La absorción de Eu (BTC) por TCH se investigó sistemáticamente. También se estudiaron las influencias de las condiciones del experimento, como el valor del pH de la solución, el tiempo de adsorción y la concentración inicial, sobre la capacidad de TCH de Eu(BTC). El Eu(BTC) obtenido mostró una notable absorción de TCH (qm fue de hasta 397,65 mg/g), que fue mucho mayor que la de la mayoría de materiales como UiO-66/PDA/BC (184,30 mg/g), PDA-NFsM ( 161,30 mg/g) y muchos materiales a base de carbono reportados hasta ahora. Además, el comportamiento de adsorción de TCH en Eu (BTC) se exploró mediante las ecuaciones de Freundlich y Langmuir, y se analizó más a fondo el mecanismo de adsorción. Los resultados experimentales sugirieron que el mecanismo de adsorción de TCH de Eu (BTC) incluía la interacción π – π, la interacción electrostática y los enlaces coordinados. El excelente rendimiento de adsorción de TCH y la eficiente estrategia de fabricación hacen que el preparado Eu(BTC) sea prometedor en la eliminación de TCH.

Hoy en día, la contaminación del medio acuático causada por iones de metales pesados1, contaminantes orgánicos2 y antibióticos3 se ha convertido en un problema mundial cada vez mayor. En particular, como componente farmacéutico más comúnmente utilizado y altamente eficaz, los antibióticos están ampliamente involucrados en la industria agrícola y la terapia humana4. Vale la pena señalar que una gran proporción de antibióticos no son absorbidos completamente por el cuerpo humano y los animales, y luego se excretan en el ecosistema como metabolitos o incluso en estado primitivo5. Los antibióticos vertidos provienen principalmente de efluentes agrícolas, hospitalarios, acuícolas e industriales6,7,8,9. Se ha informado que la concentración de antibióticos puede alcanzar hasta 100-500 mg/L en aguas residuales médicas y farmacéuticas10,11. La emisión excesiva de antibióticos crearía inevitablemente una grave amenaza a la supervivencia humana y la seguridad ambiental. El antibiótico más típico y representativo, el clorhidrato de tetraciclina (TCH), exhibe una solubilidad media en agua (231 mg/L)12, durabilidad y alta biotoxicidad, y generalmente se detecta en ambientes acuáticos.

Debido a que la eliminación profunda de TCH de la solución acuosa es difícil para la tecnología tradicional de tratamiento de aguas residuales, y los TCH son propensos a acumularse en el suelo, las aguas subterráneas y las aguas superficiales. El desarrollo de una estrategia eficaz para eliminar los antibióticos sigue siendo un desafío importante13,14,15,16. Recientemente, se han informado diferentes métodos para la eliminación de TCH, como la electrólisis17, la oxidación18, la degradación fotoquímica19 y la adsorción20. Entre estos métodos, la tecnología de adsorción está muy considerada como la primera opción para la captura de antibióticos debido a sus ventajas como alta eficiencia energética, operación simple y respeto al medio ambiente21,22,23. Si bien la mayoría de los adsorbentes reportados muestran una selectividad y capacidad de adsorción inferiores hasta ahora, es urgente desarrollar adsorbentes de alto rendimiento24. Hasta donde sabemos, se han aprovechado algunos materiales porosos para eliminar el TCH de las aguas residuales, incluidas estructuras metalorgánicas (MOF), materiales lignocelulósicos25, caolín26, carbono poroso27 y óxidos metálicos28.

Entre los adsorbentes mencionados anteriormente, los MOF están compuestos de iones o grupos metálicos divergentes y ligandos orgánicos29,30,31,32, y demuestran propiedades únicas, como una alta área superficial, tamaño de poro ajustable y funcionalidades adaptables, que no tienen comparación con los materiales convencionales. Sin embargo, la mayoría de los MOF suelen tener baja estabilidad en solución acuosa y sus aplicaciones suelen centrarse en la adsorción de moléculas orgánicas, vectores de administración de fármacos, luminiscencia y catálisis33,34,35. Hasta la fecha, ha habido pocos informes sobre la eliminación de antibióticos utilizando MOF de lantánidos36. En este trabajo, se preparó mediante una estrategia sencilla un MOF ecológico, Eu(BTC) (BTC significa ácido 1,3,5-trimésico), y se empleó para la eliminación de TCH de una solución acuosa por primera vez. Se examinaron en detalle la cinética de adsorción de TCH y las isotermas de adsorción de Eu (BTC). Además, también se estudió en profundidad la influencia del valor del pH en la solución, el tiempo de adsorción y la concentración inicial sobre el rendimiento de adsorción de TCH de Eu(BTC). Los datos de adsorción se ajustaron con las ecuaciones de Freundlich y Langmuir para investigar el comportamiento de TCH en Eu(BTC). Los resultados experimentales indicaron que la capacidad de adsorción de TCH de Eu (BTC) dependía principalmente del efecto sinérgico de la interacción π-π y la quimisorción. La reutilización y la estabilidad del Eu(BTC) en agua se estudiaron según la literatura publicada37,38,39,40. La UE (BTC) preparada puede ofrecer una alternativa prometedora para la eliminación de antibióticos de las aguas residuales.

N,N-Dimetilformamida (C3H7NO, 99,8%), ácido 1,3,5-trimésico (C9H6O6, 99%), nitrato de europio hexahidrato (Eu(NO3)3·6H2O, 98%), clorhidrato de tetraciclina (C22H25ClN2O8, 97% ), acetato de sodio anhidro (CH3COONa, 99,0%). Todos los reactivos adquiridos en J & K Scientific Ltd. o Acros Organics se utilizaron sin purificación adicional y todas las soluciones se obtuvieron mediante diluciones sucesivas de la solución madre. No hay muestras humanas/humanas directas involucradas en este estudio.

Eu (BTC) se sintetizó mediante reacción solvotérmica. Brevemente, se colocaron 0,033 g de Eu(NO)3·6H2O y 0,016 g de H3BTC en 10 ml de DMF para adquirir el precursor de la reacción, se disolvieron 0,02 g de CH3COONa en la solución mezclada (DMF:C2H6O:H2O = 3:2:2, v /v) de antemano, y luego el precursor de la reacción y la solución mezclada se pusieron en un matraz de fondo redondo, se calentaron y se acompañaron con agitación continua a 80 °C durante 24 h. Cuando terminó la reacción, el matraz se enfrió a temperatura ambiente. El residuo resultante se lavó continuamente con etanol anhidro y agua desionizada hasta que se observó el producto incoloro, y luego la muestra se secó a 60 °C durante la noche para obtener el Eu (BTC) objetivo.

El área de superficie específica, la determinación del diámetro de los poros y el volumen de los poros se calcularon mediante los métodos BET (Quantochrome NOVA, EE. UU.). El patrón de difracción de rayos X en polvo del Eu (BTC) se adquirió mediante un difractómetro de rayos X en polvo (Bruker D8, Alemania). Los espectros FT-IR de Eu (BTC) se recopilaron con base en un espectrómetro FT-IR en el rango de 400 a 4000 cm-1 (NICOLET 380, EE. UU.). La composición elemental de las muestras se caracterizó mediante espectroscopía de fotoelectrones de rayos X (espectrómetro ESCALAB 250Xi, EE. UU.). Se aplicó microscopía electrónica de barrido para observar las morfologías y estructuras de los productos (FEI quanta 400feg, EE. UU.). La propiedad óptica de las muestras se investigó utilizando un espectrofotómetro ultravioleta-visible (UV-Vis, TU-1901, EE. UU.).

La capacidad de adsorción de Eu (BTC) se realizó mediante experimentos de sorción por lotes. Se evaluó la influencia de las condiciones experimentales, como el pH de la solución (2–10), el tiempo de adsorción (2–30 h), la temperatura (298–328 K) y la concentración inicial de TCH (40–140 mg/g) sobre el rendimiento de la adsorción. respectivamente. En un procedimiento de adsorción típico, el TCH se disolvió en agua ultrapura para obtener las soluciones madre (200 mg/L). Se prepararon soluciones estándar (20–140 mg/L de TCH) diluyendo las soluciones madre. Todo el tiempo de adsorción fue de 24 h, asegurando el establecimiento del equilibrio de adsorción. La cantidad residual de TCH en la solución se analizó mediante espectroscopia de absorción UV-Vis a 357 nm.

Se colocaron 5 mg de Eu(BTC) en 10 ml de solución con diferentes concentraciones de TCH (20, 40, 60, 80, 100, 120 y 140 mg/l), respectivamente. Después de 24 h, a 298, 303, 313, 323 y 333 K, se extrajeron periódicamente 5 ml de solución de cada muestra para analizar la concentración de TCH restante. La curva de calibración se adquirió según el espectro de las soluciones estándar de TCH. La capacidad de adsorción de TCH de Eu (BTC) se calculó utilizando la ecuación. (1).

donde qe (mg/g) significa la cantidad de TCH adsorbida al alcanzar el equilibrio de adsorción, C0 (mg/L) es la concentración inicial de TCH y Ce (mg/L) es la concentración de equilibrio, m (g) significa la dosis de Eu (BTC) y V (L) representan el volumen de solución de TCH utilizado.

La cinética de adsorción se investigó en un intervalo de tiempo predeterminado de 2 a 30 h. Se dispersaron 50 mg de Eu (BTC) en 100 ml de solución de TCH (100 mg/l) a 298 K. Se tomaron muestras de 5 ml de solución en un intervalo de tiempo definido y luego se analizaron mediante espectrofotómetro.

Se sumergieron 5 mg de Eu (BTC) en diferentes soluciones de TCH (10 ml, 100 mg/l) con un pH de 2 a 10. El pH en la solución acuosa se ajustó con una solución diluida de HCl o NaOH. Después de alcanzar el equilibrio de adsorción, la concentración de TCH residual se determinó mediante espectrofotómetro UV, respectivamente.

Se estudió la influencia de la fuerza iónica en la adsorción de TCH. Se colocaron 20 mg de Eu (BTC) en una solución de TCH de 50 ml y 50 mg/l que contenía 0,01–0,08 mol/l de NaCl.

Para examinar la porosidad del Eu (BTC), se midieron las isotermas de adsorción/desorción de nitrógeno. La curva de adsorción-desorción de nitrógeno y la curva de distribución del tamaño de poro de Eu (BTC) antes y después de la adsorción de TCH se muestran en la Fig. 1. Se puede ver que el Eu (BTC) mostró una buena capacidad de adsorción de nitrógeno a la presión relativa (P /P0) de 0 a 1, y las isotermas de nitrógeno fueron consistentes con la isoterma representativa de tipo IV, que sugirió la existencia de mesoporos en Eu(BTC). Como se muestra en la Tabla 1, el área superficial calculada (SBET) de Eu(BTC) fue de 123,87 m2/g y el diámetro de poro promedio fue de 8,81 nm. En comparación con el Eu(BTC), el SBET y el volumen de poros del Eu(BTC)-TCH (después de la adsorción de TCH) disminuyeron significativamente, lo que se atribuyó al efecto de llenado de poros en el proceso de adsorción de TCH41.

(a) Isoterma de adsorción-desorción de nitrógeno y (b) distribución del tamaño de poro de Eu (BTC) antes y después de la adsorción de TCH.

La medición XRD se llevó a cabo para investigar la estructura cristalina del Eu (BTC) antes y después de la adsorción de TCH. Los picos de difracción característicos de Eu(BTC) se muestran en la Fig. 2. El patrón de difracción exhibió dos picos distintos a 8,54° y 10,50°, lo que coincidía con los patrones simulados informados42. Los picos de difracción fueron estrechos y fuertes, lo que indica la excelente cristalinidad del Eu(BTC) obtenido. Además, casi no aparecieron picos de impureza en el patrón de difracción, lo que sugiere la pureza y cristalinidad ideales del Eu (BTC). La posición de los picos de difracción permaneció sin cambios antes y después de la adsorción de TCH, conformando la perfecta estabilidad de Eu(BTC).

Patrón XRD de Eu (BTC) antes y después de la adsorción de TCH.

Se midieron los espectros FT-IR de Eu (BTC) antes y después de la adsorción de TCH, H3BTC y TCH. Como se muestra en la Fig. 3, H3BTC mostró tres picos característicos a 3086 cm-1 (el pico de vibración de estiramiento de –OH), 1712 cm-1 (el pico de vibración de estiramiento de –C=O) y 525 cm-1 (el pico de vibración de estiramiento de –C=O) pico de vibración de –C=O). Los tres picos característicos anteriores desaparecieron en el espectro de Eu (BTC), lo que indica que los ligandos de BTC quedaron completamente desprotonados después de la reacción. Los picos de Eu(BTC) en 1543–1651 y 1373–1388 cm−1 pueden asignarse a las vibraciones de estiramiento y las vibraciones de flexión de C=O, respectivamente. La banda ancha a 3394 cm-1 se asignó a los grupos vOH unidos por enlaces de hidrógeno del agua adsorbida, lo que sugiere que las moléculas de agua se coordinaron exitosamente con Eu3+. Estos resultados demostraron la síntesis exitosa de Eu (BTC). En el caso de TCH, los picos en 1589, 1620 y 1666 cm-1 podrían asignarse a las vibraciones de estiramiento de –C=O en el anillo C, el anillo A y la amida I (el grupo C=O de –CONH2), respectivamente. En comparación con el de Eu(BTC), los principales picos de absorción de Eu(BTC)-TCH se mantuvieron casi sin cambios, mientras que la migración del número de onda se produjo en cierta medida. Para el Eu(BTC)-TCH, el pico a 1620 cm-1 podría atribuirse a TCH, es decir, la adsorción exitosa de Eu(BTC) por TCH. Los picos de Eu(BTC) a 3394, 1651 y 818 cm-1 se debilitaron significativamente, lo que confirma nuevamente la absorción de Eu(BTC) por TCH. El fuerte pico a 818 cm-1 se atribuyó a las vibraciones de flexión C – H del benceno, lo que indica la existencia de carbono aromático en Eu (BTC) y proporciona evidencia de las interacciones π – π * sobre la adsorción TCH de Eu (BTC). .

(a) espectros FT-IR de H3BTC, TCH, Eu(BTC), Eu(BTC)-TCH, y (b) espectros FT-IR de Eu(BTC)-TCH y TCH de 1200 a 1800 cm-1.

El análisis de espectroscopia fotoelectrónica de rayos X (XPS) se realizó para investigar la composición y el estado químico del Eu (BTC). El espectro completo de Eu (BTC) y Eu (BTC) -TCH mostró que los componentes químicos principales eran C, O y Eu (Fig. 4a, b). Como se muestra en los espectros detallados de Eu 3d (Fig. 4c, d), el pico en 1165,2 eV podría corresponder al Eu 3d3/2, el pico a 1135,5 eV se asignó al Eu 3d5/2 de Eu(BTC) , y el pico a 1135,4 eV se atribuyó al Eu 3d5/2 de Eu(BTC)-TCH43. El espectro C 1s (Fig. 4e, f) de Eu (BTC) antes y después de la adsorción de TCH exhibió cuatro picos centrados en 289,65–290,15 (π – π*), 288,55–288,75 (C = O), 286,50–286,8 (C –O) y 283,4–238,5 eV (C – C). Todos los picos de C 1 cambiaron a una energía de unión más alta después de la adsorción de TCH, lo que indica que estos grupos funcionales podrían mejorar la adsorción de TCH.

Espectros XPS de Eu (BTC) (a, c, e) y Eu (BTC) -TCH (b, d, f).

La estructura y morfología de Eu (BTC) se observaron mediante microscopía electrónica de barrido (SEM). Como se muestra en la Fig. 5, la apariencia general del Eu (BTC) tenía forma de varilla y las partículas se reunieron y agruparon. Parte de los límites entre las partículas desaparecieron y se fusionaron en partículas más grandes, y algunas partículas aparecieron deformaciones irregulares.

Imágenes SEM de Eu (BTC).

El valor del pH afecta seriamente la ionización del TCH en solución acuosa y, por lo tanto, tiene una influencia no despreciable en la adsorción de TCH. Se estudió el efecto del pH (2 ~ 10) sobre la absorción de TCH. El TCH es una molécula anfótera y puede formar diferentes grupos funcionales ionizantes en solución acuosa mediante una reacción de protonación-desprotonación (Tabla 2)44. El contenido aniónico de TCH aumentará con el aumento del valor del pH, lo que beneficia la adsorción de TCH debido a las fuertes atracciones electrostáticas45 y los cationes del adsorbente en solución se reducirán con el aumento del pH46. Como se muestra en las figuras 6c yd, la cantidad de Eu (BTC) adsorcida por TCH aumentó rápidamente cuando el valor de pH cambió de 2 a 6, y luego se estabilizó a un pH de 6 a 8. La absorción de TCH disminuyó rápidamente cuando el valor de pH aumentó. más. Para investigar el mecanismo de adsorción de TCH, se midieron los cambios de potencial zeta de Eu (BTC) y se ilustraron en la Fig. 7. Cuando el valor de pH era inferior a 3,3, la interacción repulsiva causada por el TCH+ cargado positivamente y los grupos positivos de Eu ( BTC), produjo una pobre adsorción de TCH. Aproximadamente a un pH de 3,3 a 7,7, el TCH permaneció en forma de zwitteriones y su cantidad de adsorción no disminuyó con el aumento del pH, lo que indica que la interacción repulsiva no fue el factor principal en el proceso de adsorción. A pH 6, el Eu (BTC) demostró la mayor capacidad de adsorción, que puede atribuirse a las interacciones π – π de los anillos de benceno y los enlaces coordinados. Además, cuando el valor de pH era superior a 7,7, la carga negativa de TCH (TCH− y TCH2–) y OH− aumentaba gradualmente, el Eu(BTC) contenía abundantes aniones, de ahí la fuerte fuerza repulsiva entre el TCH y el Eu (BTC) provocó una baja adsorción de TCH. Si bien la capacidad de adsorción disminuyó, permaneció una gran cantidad de TCH adsorbido, posiblemente atribuyéndose al llenado de los poros.

(a) Tamaño molecular de TCH (código de color: C, gris; O, rojo; H, blanco; N, azul), (b) Estructura molecular de TCH, (c) Espectros UV-Vis de la adsorción de TCH en Eu( BTC), y (d) efecto del pH sobre la adsorción de TCH de Eu (BTC).

Efecto del pH de la solución y el potencial zeta sobre la adsorción de Eu (BTC) por TCH. (C0 = 100 mg/L, T = 298 K).

Se examinó el efecto de la fuerza iónica sobre la adsorción de Eu (BTC) por TCH. Como se muestra en la Fig. S1, el Na + no afectó significativamente la adsorción de TCH de Eu (BTC) (M ≤ 0,02). Sin embargo, con el aumento de la concentración de Na+ de 0,06 a 0,08 mol/L, la cantidad de adsorción de TCH disminuyó, lo que podría atribuirse a la adsorción competitiva entre Na+ y TCH en Eu(BTC) mediante interacción electrostática.

La rápida tasa de adsorción y la alta capacidad de adsorción son fundamentales para un adsorbente ideal. Se examinaron las cinéticas de adsorción de TCH de Eu(BTC), los experimentos de adsorción en diferentes momentos (2, 4, 6, 8, 10, 12, 14, 16, 18, 20, 22, 24, 26, 28 y 30 h). se llevaron a cabo. Los espectros UV-vis de la adsorción de TCH en diferentes momentos se presentaron en la Fig. 8. Para explorar el proceso de adsorción, todos los resultados experimentales se compararon con los de pseudoprimer orden (Fig. 9a, c, e) y los de pseudoprimer orden. La cinética de segundo orden (Fig. 9b, d, f) y los parámetros de ajuste obtenidos se enumeraron en la Tabla 3. Los parámetros de ajuste se calcularon de acuerdo con la siguiente ecuación:

(a) Espectros UV-Vis de adsorción de TCH en diferentes momentos (C0 = 50 mg/L, T = 298 K) y (b) Espectros UV-Vis de 250 a 400 nm (Negro: 4 h, A = 1,615; Rojo : 8 h, A = 1,53; Azul: 12 h, A = 1,489; Rosa rojo: 16 h, A = 1,471; Verde: 20 h, A = 1,467; Azul oscuro: 24 h, A = 1,455).

Los gráficos de pseudoprimer orden (a, 298 K; c, 323 K; e, 333 K); los gráficos de pseudosegundo orden (b, 298 K; d, 323 K; f, 333 K) (C0 = 100 mg/L, m = 5 mg, V = 10 mL).

La ecuación de pseudoprimer orden:

La ecuación de pseudosegundo orden:

donde qt (mg/g) representa la cantidad de TCH adsorbida de Eu(BTC) en el momento t, k1 (h−1) es la constante del modelo de pseudoprimer orden y k2 (g/mg min) significa la pseudo- constante de velocidad de segundo orden.

En la etapa inicial, la tasa de adsorción aumentó con el tiempo de adsorción y luego disminuyó a medida que pasaba el tiempo. La rápida tasa de adsorción de TCH al principio se atribuyó a los abundantes sitios activos en la superficie desocupada de Eu (BTC). Los datos de laboratorio se ajustaron tanto con el modelo de pseudoprimer orden como con el modelo de pseudosegundo orden (0,90≦R2≦0,99). Los valores de R2 del modelo de pseudosegundo orden estuvieron en el rango de 0,9864 ~ 0,9926, los cuales fueron superiores a los del modelo de pseudoprimer orden (0,9857 ~ 0,9925), confirmando la existencia de quimisorción en la adsorción de Eu por TCH. (BTC). Mientras que, en cuanto a la constante de velocidad de adsorción k2, se obtuvo un resultado opuesto, lo que sugiere que la adsorción rápida juega un papel principal en la adsorción de TCH por Eu(BTC)47.

La isoterma de adsorción fue de gran importancia para evaluar la capacidad máxima de adsorción y proporcionar información sobre el mecanismo de adsorción. Para investigar la interacción entre adsorbato y adsorbente, se simularon los datos del equilibrio de adsorción de Eu(BTC) en diferentes concentraciones iniciales (20 ~ 140 mg/L) con dos modelos isotérmicos utilizados habitualmente, los modelos de Langmuir y Freundlich. Las isotermas de adsorción de TCH de Eu (BTC) se estudiaron a 298, 303, 313, 323 y 333 K. Los modelos de isotermas de Langmuir, Freundlich y Dubinin-Radushkevich se expresaron como las ecuaciones. (4), (5) y (6), respectivamente.

Langmuir:

Freundlich:

Dubinin-Radushkevich:

donde qm (mg/g) representa la cantidad máxima teórica de adsorción, kL se refiere a la constante de adsorción en equilibrio de Langmuir, kF es la constante empírica que representa las constantes de Freundlich, n es la constante de no linealidad48,49, respectivamente. Los parámetros de estas isotermas de adsorción se enumeran en detalle en la Tabla 4. β (mol2/KJ2) es la constante D–R, ɛ (KJ2/mol2) es el potencial de polanyil y qm es la capacidad de adsorción.

Con el aumento de la concentración inicial de TCH, la capacidad de adsorción en equilibrio de TCH de Eu (BTC) aumentó gradualmente y luego tendió a equilibrarse (Fig. 10). Mientras tanto, no fue difícil descubrir que la temperatura tiene una influencia notable en la capacidad de adsorción de TCH, y que la temperatura alta beneficia la absorción de TCH. La curva qe-Ce ascendió a medida que aumentaba la temperatura, lo que confirma que la adsorción de Eu (BTC) por TCH era un proceso endotérmico distinto. La cantidad máxima teórica de adsorción calculada por el modelo de isoterma de Langmuir fue de hasta 397,65 mg/g a 303 K, que fue superior a la de muchos adsorbentes informados (Tabla S1). En comparación con los resultados calculados por el modelo de Langmuir, el modelo de Freundlich proporcionó un valor R2 mayor, lo que sugiere que la adsorción multicapa existía en la adsorción TCH de Eu (BTC). Los resultados del modelo Dubinin-Radushkevich se presentaron en la Fig. S2 y los parámetros correspondientes obtenidos se enumeraron en la Tabla S2. Cuando el valor de E está entre 8 y 16 kJ/mol, el mecanismo de sorción se asigna al proceso de intercambio iónico, y en el caso de un valor de E inferior (menos de 8 kJ/mol), es la sorción física50. Los valores de E calculados en este estudio fueron de 0,1066 a 0,2259, lo que sugiere que los procesos de adsorción de TCH de Eu (BTC) estaban controlados por adsorción física.

(a) Curvas de ajuste del modelo isotérmico del modelo Langmuir y (b) modelo Freundlich (m = 5 mg, V = 10 ml).

Para examinar el efecto de la temperatura en la adsorción de TCH de Eu (BTC), los experimentos de adsorción isotérmica se llevaron a cabo a diferentes temperaturas (298, 313, 323, 333 y 343 K), y la termodinámica de adsorción de TCH de Eu (BTC) fue también analizado. Los principales parámetros termodinámicos fueron los siguientes: entalpía estándar (ΔH°), cambio de energía libre de Gibbs (ΔG°) y entropía estándar (ΔS°). Los parámetros termodinámicos se calcularon de acuerdo con las siguientes Ecs. (7) y (8):

donde Kd significa el coeficiente de distribución, ΔS° (J/mol·K) representa la variación de entropía, R (8.314 J/mol/K) significa la constante universal de los gases ideales, ΔH° (kJ/mol) es el cambio de entalpía, T (K) representa la temperatura absoluta y ΔG° (kJ/mol) es la variación de energía libre de Gibbs51, respectivamente.

Los parámetros termodinámicos obtenidos se resumieron en la Tabla S3. Como se muestra en la Fig. 8, la capacidad de adsorción de TCH de Eu (BTC) aumentó continuamente cuando aumentó la temperatura. El ΔG del sistema fue menor que cero (-6,0229 a -0,4070 kJ/mol), lo que indica que el proceso de adsorción de TCH fue espontáneo. El ΔH fue mayor que cero (0,1413 kJ/mol), lo que sugiere que la adsorción de Eu(BTC) por TCH fue endotérmica, es decir, aumentar la temperatura podría mejorar el rendimiento de la adsorción19. El ΔS fue de 0,001840 kJ/mol/K, lo que demuestra la excelente afinidad de unión entre Eu (BTC) y TCH, y el mayor desorden en la interfaz sólido-líquido durante el proceso de adsorción de TCH.

La reutilización es un factor importante a la hora de evaluar la aplicación práctica de los adsorbentes. Se examinó la reciclabilidad de Eu (BTC), como se puede ver en la Fig. S3. Después de saturarlo con TCH, el adsorbente se desorbió y luego se volvió a emplear para capturar TCH. La adsorción de TCH se realizó cuatro veces y luego no se observó una disminución obvia de la absorción (menos del 2,87%), lo que indica la excelente reutilización del Eu(BTC). Como se muestra en la Fig. S4, las posiciones de los picos de difracción de Eu (BTC) permanecieron constantes después de cuatro ciclos de adsorción y desorción, lo que confirma la excelente estabilidad de Eu (BTC). Esto hace que el Eu (BTC) obtenido sea muy prometedor en aplicaciones prácticas, como la eliminación de TCH de soluciones acuosas para la remediación ambiental.

En este trabajo, informamos sobre un método eficiente y respetuoso con el medio ambiente para la síntesis de Eu (BTC). Se utilizó el modelo de adsorción de pseudosegundo orden para investigar la interacción entre TCH y Eu(BTC), y se confirmó la existencia de adsorción química en el proceso de captura de TCH. Las curvas de ajuste del modelo de isoterma de Freundlich mostraron una mejor linealidad que las del modelo de isoterma de Langmuir, lo que indica que la adsorción de Eu (BTC) por TCH fue un proceso heterogéneo. La absorción máxima de TCH de Eu(BTC) fue de hasta 397,65 mg/g, cifra mucho mayor de lo que informaron la mayoría de los adsorbentes de referencia. El valor negativo de ΔG y el valor positivo de ΔH revelaron la naturaleza espontánea y endotérmica del proceso de adsorción de TCH en Eu (BTC). Los hechos experimentales demostraron que el mecanismo de adsorción de TCH de Eu (BTC) era la coexistencia de interacción π – π * y quimisorción. La excelente capacidad de adsorción de TCH y la reutilización del Eu (BTC) arrojan nueva luz sobre la eliminación de antibióticos de las aguas residuales.

Todos los datos generados o analizados durante este estudio se incluyen en este artículo publicado y su archivo de información complementaria.

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Este trabajo cuenta con el apoyo de la Fundación Nacional de Ciencias Naturales de China (22162002), la Fundación de Ciencias Naturales de la provincia de Yunnan (202001AU070018), el programa de formación de orientación posdoctoral de la provincia de Yunnan de 2019 (ynbh20002).

Estos autores contribuyeron igualmente: Xue He y Yong Liu.

Facultad de Farmacia, Universidad de Dali, Dali, 671003, República Popular China

Xue He, Yong Liu, Qicui Wang, Tao Wang, Jieli He, Anzhong Peng y Kezhen Qi

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Correspondencia a Anzhong Peng o Kezhen Qi.

Los autores declaran no tener conflictos de intereses.

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Él, X., Liu, Y., Wang, Q. et al. Fabricación sencilla de estructuras organometálicas a base de UE para la captura altamente eficiente de clorhidrato de tetraciclina a partir de soluciones acuosas. Representante científico 13, 11107 (2023). https://doi.org/10.1038/s41598-023-38425-x

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Recibido: 14 de febrero de 2023

Aceptado: 07 de julio de 2023

Publicado: 10 de julio de 2023

DOI: https://doi.org/10.1038/s41598-023-38425-x

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