El estudio de la eliminación del fungicida penconazol de aguas superficiales utilizando carboximetil tragacanto.

Aug 09, 2023

Scientific Reports volumen 13, número de artículo: 13569 (2023) Citar este artículo

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En este estudio, se utilizó un adsorbente polimérico a base de carboximetil tragacanto (CMT) injertado por ácido poliacrílico-coacrilamida (AAc-co-AAm) sintetizado por polimerización radicalaria por primera vez para eliminar el fungicida penconazol (PEN) o Topas. 20% de aguas superficiales. El adsorbente sintético estudió los parámetros de pH de la solución, isoterma de adsorción y cinética de adsorción de PEN. La morfología de la superficie y los grupos funcionales de CMT-g-poli (AAc-co-AAm) se confirmaron mediante técnicas de XRD, SEM y FT-IR. La adsorción de PEN en CMT-g-poli (AAc-co-AAm) sigue los modelos de Freundlich y de pseudosegundo orden. Se encontró que la capacidad de adsorción máxima significativa del polímero sintetizado era 196,08 mg/g. El adsorbente sintético tuvo buena reproducibilidad en la eliminación de PEN hasta por 5 ciclos. CMT-g-poly (AAc-co-AAm) es un adsorbente rentable y no tóxico para la descontaminación de pesticidas en aguas superficiales.

El agua es la sustancia más valiosa e importante que necesitan los seres humanos y su uso e importancia se muestran en los usos potable, sanitario, agrícola e industrial. El crecimiento cada vez mayor de la población, la mejora del nivel de vida y el desarrollo de la urbanización se encuentran entre los factores que provocan un aumento en el consumo de agua y la producción de aguas residuales y causan contaminación ambiental1. Mientras tanto, los pesticidas, que son contaminantes emergentes, se encuentran entre los venenos más importantes y ampliamente utilizados en la agricultura como insecticidas para matar insectos y artrópodos, o como herbicidas para combatir las malas hierbas. El uso de nuevas tecnologías en la agricultura ha llevado al uso de estos materiales para cosechar más cultivos, sin embargo, el uso excesivo de pesticidas ha provocado la contaminación del suelo y el ingreso de grandes cantidades de estos tóxicos a las fuentes de agua2. Aunque los fungicidas han recibido menos atención en comparación con otras toxinas agrícolas, las enfermedades fúngicas se consideran una gran amenaza para los productos agrícolas. Los fungicidas son tóxicos para una amplia gama de organismos y peligrosos para la vida acuática. Los fungicidas, como los insecticidas piretroides y organofosforados, son lipófilos. El efecto de los fungicidas en el medio ambiente se produce directa o indirectamente a través de otra especie que se ve afectada por ellos3. Los fungicidas de triazol son un grupo de compuestos heterocíclicos que tienen al menos un anillo de cinco miembros de dos átomos de carbono y tres átomos de nitrógeno y se usan ampliamente para prevenir y tratar diversas enfermedades fúngicas en productos agrícolas. Estos fungicidas constituyen actualmente 25 agroquímicos comerciales en todo el mundo. Además, tienen buena penetración y durabilidad en suelo y agua, y su elevado consumo provoca efectos secundarios relacionados con las glándulas endocrinas en humanos y animales4. PEN o (R, S) -1-[2-(2, 4-diclorofenil) pentil]-1H-1, 2, 4-triazol es un fungicida de la familia de los triazol que se utiliza para controlar el mildiú polvoriento y otros ascomicetos patógenos. , basidiomicetos y deuteromicetos. La estructura química del PEN se muestra en la Fig. 1. Este fungicida se comercializa bajo la marca Topas 20% y está clasificado por la Organización Europea de Seguridad Alimentaria como una sustancia peligrosa para los humanos y el medio ambiente, por lo que se busca una manera de eliminarlo de el medio ambiente es muy importante5. En un estudio realizado por Nicoleta et al. para eliminar PEN del agua utilizando arcilla de montmorillonita, se obtuvo una capacidad de adsorción de 6,33 mg/g de PEN por montmorillonita6. Teniendo en cuenta que los estudios realizados en el campo de la eliminación de PEN mediante el método de adsorción superficial son limitados, decidimos utilizar este método en el estudio reciente. Mediante el uso de métodos físicos, químicos y biológicos, los pesticidas se pueden eliminar de las fuentes de agua. Los procesos de membrana y adsorción se encuentran entre los métodos físicos que dependen de la separación. El desafío del ensuciamiento de la membrana es la principal limitación en cuanto a la eliminación de pesticidas con este método porque altera el desempeño de la membrana en la separación7. El método de adsorción superficial sobre sustratos sólidos y porosos tiene una ventaja significativa sobre otras técnicas de tratamiento de agua y aguas residuales debido a su bajo costo, facilidad de uso, producción de menos subproductos y fácil integración con otras técnicas para una mejor eficiencia8. Los principios del proceso de adsorción superficial se muestran en la Fig. 2. La transferencia de masa tiene lugar cuando la solución contaminada con el contaminante entra en contacto con el adsorbente. Las especies adsorbidas por contaminantes se transportan selectivamente desde la solución a granel y ocupan los sitios de unión en la superficie del adsorbente. Según la naturaleza de la interacción entre el adsorbente y el adsorbato, el fenómeno de adsorción superficial es químico o físico. La adsorción física de la superficie conduce a la adsorción de varias capas de contaminante en el adsorbente y también es endotérmica y reversible, mientras que la adsorción química de la superficie es una adsorción densa de una sola capa y también es un proceso exotérmico e irreversible y es más fuerte que la adsorción física9. El carbón activado, el biocarbón, la arcilla montmorillonita y los hidrogeles son los adsorbentes más importantes utilizados para eliminar pesticidas del agua y las aguas residuales10,11,12. El hidrogel es una red polimérica tridimensional hinchable, hidrófila e insoluble que se produce mediante la reacción de uno o más monómeros. Estas características distinguen a los hidrogeles de otros polímeros. Según el origen del polímero, los hidrogeles se dividen en dos categorías: naturales y sintéticos. Los hidrogeles naturales tienen una larga vida útil, una alta capacidad de adsorción de agua y una alta resistencia del gel y han reemplazado gradualmente a los hidrogeles sintéticos13. La goma tragacanto (TG) es uno de los polisacáridos naturales económicos que se obtiene de la savia seca del astrágalo y, debido a la presencia de grupos funcionales hidroxilo, carboxílico y epoxi, se puede utilizar en la reacción de polimerización con varios reactivos. Esta goma de mascar no es tóxica, es biocompatible y estable en un amplio rango de pH14. Los hidrogeles a base de ácido acrílico, debido a su alto hinchamiento, alta capacidad de adsorción y alta velocidad de adsorción, han encontrado amplias aplicaciones en el campo de la preparación de absorbentes poliméricos para el tratamiento de agua y aguas residuales. El método de síntesis más común para estos hidrogeles es el método de polimerización radicalaria. El grado de reticulación es uno de los factores más importantes en la capacidad de adsorción de estos hidrogeles. Estos hidrogeles han propuesto varios mecanismos de adsorción, como interacciones electrostáticas, interacciones hidrofóbicas, intercambio iónico y enlaces de hidrógeno15. Además, los hidrogeles a base de acrilamida son los hidrogeles más utilizados y muestran un cambio de volumen significativo en respuesta a estímulos físicos y químicos. Estos hidrogeles se utilizan para eliminar diversos contaminantes16,17. En este estudio, por primera vez, utilizamos hidrogel a base de carboximetil tragacanto injertado con poli (ácido acrílico-coacrilamida) para eliminar PEN de soluciones acuosas y se determinaron los parámetros del tiempo de contacto del adsorbente con el contaminante, la concentración del contaminante y el pH de la solución. evaluado.

Estructura química del penconazol.

Proceso de adsorción superficial.

En este estudio, se compró goma tragacanto (TG) de calidad comercial en una tienda de plantas medicinales en Tabriz, Irán. La acrilamida (AAm), el ácido acrílico (AAc), la N, N'-metilen bisacrilamida (MBA) y el peroxidisulfato de amonio (APS) se adquirieron de Merck. Para preparar la solución de PEN se utilizó el fungicida comercial Topas 20%. El alcohol isopropílico (C3H8O), el ácido cloroacético (MCA) y el hidróxido de sodio (NaOH) eran grados analíticos y se usaron sin purificación adicional.

La carboximetilación se llevó a cabo para la funcionalización de la superficie del tragacanto con ácido carboxílico. También los grupos carboxilo próximos a los grupos hidroxilo son los sitios de polimerización para la polimerización por injerto radical. Entonces, en un matraz de fondo redondo de 100 ml equipado con una barra de agitación magnética y un condensador de reflujo, se agitaron 2 g de tragacanto en una solución de 44 ml de isopropanol/agua desionizada con una proporción de 31/13. Luego, se añadieron 2,4 g de hidróxido de sodio al contenido del matraz y la mezcla de reacción se calentó a 60 °C durante 30 min. A continuación, se le añadieron 3 g de ácido monocloroacético, luego se aumentó la temperatura de la mezcla de reacción a 70 °C y se agitó durante otras 4 h. Después de completarse la reacción de síntesis, la mezcla de reacción se dejó enfriar hasta temperatura ambiente y el disolvente orgánico se eliminó por evaporación. Luego se neutralizó la fase acuosa con ácido acético. Se añadió metanol frío a la mezcla de reacción como antidisolvente, y el precipitado recogido se lavó con metanol y se secó al vacío, y finalmente se obtuvo la CMT.

Para el paso principal de síntesis del hidrogel, en un matraz redondo equipado con un agitador magnético y un condensador de reflujo, se disolvieron 0,6 g de CMT en polvo sintetizado en el paso anterior en 100 mL de agua desionizada. Luego se desoxigenó la solución burbujeando gas argón durante 20 min. A continuación, se agregaron 0,057 g de APS para activar los sitios de polimerización en carboximetil tragacanto y comenzar la polimerización por injerto, y la mezcla de reacción se calentó a una temperatura de 50 °C durante 10 min. Después de eso, se añadieron 0,385 g de MBA, 1,8 g de ácido acrílico y 1,8 g de acrilamida y, después de unos minutos, se formó un gel en la mezcla de reacción. La Figura 3 muestra el mecanismo de formación del copolímero CMT-g-poli (AAc-co-AAm). El gel obtenido se separó y se lavó con una mezcla de metanol/agua y se secó en una estufa de vacío hasta peso constante. El copolímero CMT-g-poli (AAc-co-AAm) obtenido se utiliza para investigar la eliminación de PEN de un medio acuoso18. En comparación con el estudio anterior, el monómero de acrilamida se ha utilizado en la síntesis de hidrogel. Este monómero es ampliamente utilizado en la síntesis de hidrogeles19. El uso de monómeros de acrilamida y ácido acrílico en la copolimerización de injerto tiene un gran efecto para ajustar la hidrofilicidad del hidrogel y también la síntesis de hidrogel con alta capacidad en la formación de enlaces de hidrógeno y buena interacción con las moléculas del fungicida penconazol. El objetivo de este estudio es la posibilidad de utilizar este adsorbente polimérico en la eliminación de pesticidas, como una de las principales especies de contaminación del agua.

Mecanismo de formación del copolímero CMT-g-poli (AAc-co-AAm).

Los espectros infrarrojos por transformada de Fourier (FT-IR) para TG, CMT y CMT-g-poli (AAm-co-AAc) se adquirieron mediante el método del disco KBr utilizando un espectrofotómetro Thermo-AVATAR FT-IR. Se utilizó microscopía electrónica de barrido (SEM) para la elucidación morfológica de TG, CMT y CMT-g-poli (AAc-co-AAm) utilizando el modelo FE-SEM ZEISS Sigma 300. Además, los espectros de difracción de rayos X (XRD) para TG, CMT y CMT-g-poli (AAm-co-AAc) se obtuvieron utilizando el modelo XRD Rigaku Ultima IV.

La solución madre de PEN de concentración de 100 mg L-1 se preparó utilizando una solución comercial de Topacio al 20% en un balón de 100 mL con una proporción 4:1 de agua desionizada y acetonitrilo. Se prepararon soluciones de trabajo para cada experimento diluyendo la solución anterior. Todos los espectros UV-Vis de PEN se registraron utilizando un espectrofotómetro Agilent 8453 equipado con un detector de matriz de diodos en una cubeta de cuarzo de 1 cm de longitud de paso. La curva de calibración estándar para PEN también se determinó utilizando soluciones de PEN de diversas concentraciones.

En primer lugar, se colocaron 0,01 g de CMT-g-poli (AAc-co-AAm) seco en agua, y después de diferentes períodos, se escurrió el agua y se midió el peso del CMT-g-poli (AAc-co-AAm) hinchado. ) fue medido. La absorción de agua dentro de la matriz de hidrogel está determinada por la diferencia entre el peso del CMT-g-poli (AAc-co-AAm) hinchado y el CMT-g-poli (AAc-co-AAm) seco según la ecuación. (1)20.

donde Wwet es el peso del CMT-g-poli (AAc-co-AAm) hinchado y Wdry es el peso del CMT-g-poli (AAc-co-AAm) seco. A continuación, se investigó la tasa de hinchamiento del hidrogel sintético en medios ácidos y alcalinos.

La adsorción de PEN en CMT-g-poli (AAc-co-AAm) se estudió mediante experimentos discontinuos. Para ello, se mezclaron 30 mL de solución de PEN (30 mg L-1) con 10 mg de CMT-g-poli (AAm-co-AAc) y se agitaron a 120 rpm a temperatura ambiente durante un tiempo determinado. Todas las muestras se centrifugaron y analizaron mediante espectrofotómetro UV-Vis para garantizar la concentración residual de PEN en la solución. La concentración de PEN antes y después de la adsorción se midió usando la curva de calibración de PEN. Finalmente, la cantidad de PEN absorbida por el adsorbente se calculó utilizando la ecuación. (2)21.

En esta ecuación, qe (mg g-1) es la tasa de adsorción del adsorbato en equilibrio, C0 (mg L-1) es la concentración inicial de PEN, Ce (mg L-1) es la concentración de equilibrio de PEN después del contacto. con el adsorbente, M (g) es la cantidad de adsorbente utilizado y V (L) es el volumen de la muestra.

Para los experimentos de cinética de adsorción, se mezclaron 30 ml de solución de PEN (30 mg L-1) con 10 mg de CMT-g-poli (AAm-co-AAc) y se agitaron a 120 rpm a temperatura ambiente durante intervalos de tiempo específicos. Los datos de laboratorio se equiparon con modelos cinéticos de pseudoprimer orden (PFO), pseudosegundo orden (PSO) y Elovich. La forma no lineal del modelo PFO se muestra en la ecuación. (3)22.

En esta ecuación qe (mg g−1) y qt (mg g−1) son PEN adsorbidos en CMT-g-poli (AAm-co-AAc) en el tiempo de equilibrio y en el tiempo t (min) y k1 (min-1). ) es la constante del modelo PFO. Además, los datos experimentales fueron evaluados mediante el modelo PSO, que se da en la ecuación. (4)22.

En esta ecuación, K2 (g mg−1 min−1) es la constante de velocidad del modelo PSO22.

El modelo cinético de Elovich también se expresa mediante la ecuación. (5) que en esta ecuación, α (mg g−1 min−1) es la tasa de adsorción inicial y β (g mg−1) es la constante de desorción22.

Los estudios de isoterma de adsorción de PEN por CMT-g-poli (AAm-co-AAc) se llevaron a cabo mezclando 10 mg de CMT-g-poli (AAc-co-AAm) con 30 mL de diferentes concentraciones de soluciones de PEN en tubos Falcon. . Estos tubos se agitaron a 120 rpm a temperatura ambiente durante 45 min. Las muestras se centrifugaron y la concentración restante de PEN se determinó mediante un espectrofotómetro UV-Vis. Para investigar las isotermas de adsorción en equilibrio de PEN en CMT-g-poli (AAc-co-AAm), se estudiaron tres modelos de Langmuir, Freundlich y Temkin. El modelo de Langmuir, que se basa en el supuesto de adsorción monocapa del contaminante y también la reversibilidad de la adsorción superficial, se presenta mediante la ecuación. (6)23.

En esta ecuación, qe (mg g-1) es la cantidad de adsorción por unidad de superficie del adsorbente en el momento de equilibrio, Ce (mg L-1) es la concentración de equilibrio en la solución, qmax (mg g-1) es la capacidad máxima de adsorción de PEN, y KL (L mg−1) es la constante de equilibrio de adsorción de Langmuir, que depende de la energía de adsorción. La siguiente ecuación que se investigó para investigar la isoterma del proceso de adsorción superficial de PEN es el modelo de Freundlich, que se muestra en la ecuación. (7)23.

En esta ecuación, KF es la constante de equilibrio de adsorción y n es el término de energía, que es función de la superficie cubierta.

A continuación, también se examinó el modelo de isoterma de Temkin, como se muestra en la ecuación. (8)24.

donde AT (L g−1) y BT son las constantes del modelo de isoterma de Temkin.

Para investigar la reproducibilidad de CMT-g-poli (AAc-co-AAm) en la eliminación de PEN, se puso en contacto una cierta cantidad (20 mg) de adsorbente con 30 ml de solución de PEN de 30 mgL-1 y se agitó durante 45 minutos. min, y después de lavar y secar el absorbente con 25 mL de solución de NaCl 0,1 molL-1, se coloca en una solución fresca de PEN para el siguiente ciclo. En el presente estudio, este trabajo se investigó hasta 5 ciclos y en el rango de pH de aguas superficiales.

Cumplir con los lineamientos y la legislación institucional, nacional e internacional pertinente. Los autores declaran que se respetaron todas las directrices y legislación institucionales, nacionales e internacionales pertinentes.

Los espectros FT-IR de TG, CMT y CMT-g-poly (AAc-co-AAm) se muestran en las figuras 4a-c. El pico amplio en la región de 3434 cm-1 en la Fig. 4a está relacionado con las vibraciones de estiramiento de los grupos OH en el TG. El pico de absorción en 1738 cm-1 se asigna a los grupos carbonilo estéricos en el TG. En la Fig. 4b, el pico de absorción a 1455 cm-1 corresponde a la vibración de flexión de –CH2 de CMT. El pico de absorción 1648 cm-1 está relacionado con la vibración de estiramiento asimétrico –COO–, que se superpone con los grupos carbonilo ácidos y las unidades éster de CMT y crea un pico amplio. Según la Fig. 4c, el pico de absorción observado a 3504 cm −1 está relacionado con los grupos hidroxilo ácidos de AAc, que se superponen con las vibraciones de estiramiento N – H de AAm. El pico de absorción 1600-1700 cm-1 se intensifica en comparación con el pico de adsorción del grupo carboximetilcarbonilo debido a los grupos carbonilo de AAc y AAm en el copolímero de injerto. Los picos de absorción de 1077 cm-1 y 1016 cm-1 indican la vibración de estiramiento del C-O, que se crea en la formación de un copolímero. Estas observaciones pueden ser una buena evidencia de la formación de polimerización por enlaces25,26.

Los espectros FT-IR de TG (a), CMT (b) y CMT-g-poli (AAc-co-AAm) (c).

La Figura 5 muestra la microscopía electrónica de barrido de emisión de campo (FESEM) de TG, CMT y CMT-g-poly (AAc-co-AAm). Como se muestra en la Fig. 5, el cambio de morfología de la superficie TG (Fig. 5a) después de su modificación se observa en la imagen CMT FESEM (Fig. 5b). Además, la superficie rugosa de CMT después de la copolimerización del injerto se ha vuelto más suave (Fig. 5c). Estas imágenes muestran el crecimiento uniforme de poli (AAc-co-AAm) en la superficie de CMT y confirman explícitamente la copolimerización de AAc y AAm en CMT.

Micrografías FESEM de (a) TG, (b) CMT y (c) CMT-g-poli (AAc-co-AAm).

La Figura 6 muestra los espectros XRD de TG, CMT y CMT-g-poli (AAc-co-AAm). Según la Fig. 6, está claro que TG tiene cristalinidad parcial y, después de la modificación y conversión a CMT, hay una clara disminución de la cristalinidad. La disminución de la cristalinidad se puede atribuir al efecto de reemplazar los grupos hidroxilo con grupos carboximetilo. La ruptura de los enlaces de hidrógeno conduce a una disminución de la cristalinidad de los TG. Después de injertar AAc y AAm en CMT, la cristalinidad aumenta debido al aumento de grupos hidroxilo en CMT-g-poli (AAc-co-AAm).

Espectros XRD de TG, CMT y CMT-g-poli (AAc-co-AAm).

Cuanto mayor sea la tasa de hinchamiento del absorbente de hidrogel, mayor será la tasa de adsorción y la tasa de adsorción de contaminantes. Para medir el hinchamiento de CMT-g-poli (AAc-co-AAm), se pesaron 0,01 g y se colocaron en un recipiente que contenía 50 ml de agua desionizada en diferentes períodos. La Figura 7a muestra la relación de hinchamiento (SR, g/g) de CMT-g-poli (AAc-co-AAm) en diferentes períodos. Como se muestra en la Fig. 7a, el hidrogel sintético alcanza el equilibrio de hinchamiento después de 30 min. En el siguiente paso, para verificar el hinchamiento del polímero a diferentes pH, se pesaron cuidadosamente 0,01 g y se colocaron en un vaso de precipitados que contenía 50 ml de agua desionizada con diferentes pH durante 30 minutos, como se muestra en la Fig. 7b. Según la Fig. 7b, con el aumento del pH de la solución, la cantidad de hinchamiento de CMT-g-poli (AAc-co-AAm) aumenta de modo que a pH = 9, la SR del hidrogel sintético se vuelve 177 veces su valor inicial. A medida que aumenta el pH de la solución, los grupos carboxílicos del adsorbente se convierten en aniones carboxilato y, debido a la repulsión entre los grupos COO-, aumenta el hinchamiento del adsorbente en agua.

comportamiento de hinchamiento de CMT-g-poli (AAc-co-AAm) en (a) diferentes períodos de tiempo y (b) diferentes pH.

El pH de la solución es el primer factor importante en el proceso de adsorción. Para investigar el efecto del pH de la solución en la adsorción superficial de PEN en CMT-g-poli (AAc-co-AAm), se prepararon soluciones de PEN y se ajustó su pH usando soluciones de hidróxido de sodio y ácido clorhídrico en las cantidades deseadas. La Figura 8 muestra los resultados del estudio del efecto del pH de la solución en el proceso de adsorción de PEN sobre CMT-g-poli (AAc-co-AAm), y como se puede observar, no hay cambio significativo en la eficiencia de eliminación. con cambios de pH. En un estudio realizado por Wang y sus colegas, se investigó la eliminación de compuestos de triazol utilizando nanocompuestos de grafeno/Fe3O4 y se observó que los cambios en el pH de la solución tienen muy poco efecto sobre la eficiencia de eliminación de estos compuestos4. Los compuestos de triazol suelen ser anfóteros y la interacción electrostática no es eficaz en el mecanismo de adsorción de estos compuestos. Se puede decir aquí que las interacciones relacionadas con los enlaces de hidrógeno entre PEN y CMT-g-poli (AAc-co-AAm) son las interacciones dominantes en la adsorción superficial de PEN.

El efecto del pH para la adsorción de PEN en CMT-g-poli (AAc-co-AAm).

Al investigar los sistemas de adsorción, es necesario conocer la cinética del proceso de adsorción porque los estudios cinéticos ayudan a determinar la cantidad de contaminante adsorbido en la superficie del adsorbente a una presión o concentración determinada. La cinética de adsorción está relacionada con el estudio de los factores eficaces para alcanzar el equilibrio en un momento dado. Para comprender mejor el mecanismo de adsorción y el proceso que controla la tasa de adsorción, se utilizan diferentes modelos cinéticos. En el presente estudio, se investiga la cinética de adsorción utilizando los modelos PFO, PSO y Elovich. La Figura 9 muestra el espectro espectrofotométrico de PEN en diferentes momentos después del contacto y la adsorción superficial en CMT-g-poli (AAc-co-AAm). Después de 45 minutos de contacto del PEN con el adsorbente, el proceso de adsorción alcanza el equilibrio.

Espectros de absorción UV-vis de PEN en varios tiempos después de la adsorción en CMT-g-poli (AAc-co-AAm).

La cinética de adsorción generalmente se expresa en cuatro etapas consecutivas, que incluyen (1) la transferencia del adsorbato desde la masa de la solución a la capa límite alrededor del adsorbente, (2) la transferencia del adsorbato desde la capa límite a la superficie exterior del adsorbente (penetración externa), (3) transferencia al adsorbente (penetración interna) y (4) la interacción entre el adsorbato y los sitios finales de adsorción. Mientras tanto, los pasos 1 y 4 ocurren muy rápidamente y no participan en la determinación de la velocidad general del proceso de adsorción, y la influencia externa y la influencia interna son las principales resistencias. Aquí, los datos cinéticos de la adsorción de PEN en CMT-g-poli (AAc-co-AAm) se equiparon con modelos cinéticos de PFO, PSO y Elovich, como se muestra en las figuras 10a-d. Además, los valores de las constantes de estos modelos se presentan en la Tabla 1. Como puede verse, el modelo cinético de pseudo segundo orden concuerda mejor con los datos cinéticos de la adsorción de PEN. En este modelo, la cinética de adsorción está controlada por la capacidad absorbente y la concentración del contaminante27.

Cinética de adsorción de PEN en CMT-g-poli (AAc-co-AAm) (a), las gráficas cinéticas correspondientes de los modelos de pseudoprimer orden (b), pseudosegundo orden (c) y Elovich (d) para la adsorción. de PEN sobre CMT-g-poli (AAc-co-AAm) en una concentración inicial de 30 mg L-1.

Las isotermas de adsorción, que muestran la relación entre la correlación de contaminantes y la tasa de adsorción, se realizan en experimentos constantes con una serie de experimentos y se comparan en adsorción y son muy poderosas para comprender el mecanismo de adsorción. Aquí, los datos de adsorción obtenidos para PEN se ajustaron a tres modelos de isotermas comunes de Langmuir, Freundlich y Temkin para obtener su mecanismo de adsorción en CMT-g-poli (AAc-co-AAm). La cantidad de adsorción de contaminante orgánico puede estar limitada debido a la persistencia espacial, pero la fuerza o energía de la adsorción depende de la interacción entre el adsorbente y el contaminante. La Figura 11a-c muestra los resultados de ajuste de los datos de adsorción de PEN en estos tres modelos. La Tabla 2 muestra los valores de las constantes de estos modelos junto con los coeficientes de correlación. Según el diagrama del modelo Langmuir, la capacidad máxima de adsorción (qmax) del adsorbente de PEN es de 196,08 mg/g, que en comparación con otros estudios sobre la eliminación de PEN, el adsorbente de hidrogel sintético tiene una mayor capacidad de adsorción6. Los valores del factor de separación (RL) calculados utilizando la isoterma de Langmuir se dan en la Tabla 3. Según los coeficientes de correlación de la línea de regresión, el modelo de isoterma de Freundlich es más adecuado para describir la adsorción superficial de PEN. Además, considerando que el modelo de Langmuir se basa en la reversibilidad de la acción de adsorción superficial, y considerando la baja constante de absorción de PEN sobre CMT-g-poli (AAc-co-AAm), se puede decir que el modelo de Freundlich es más adecuado para describir el proceso. El modelo de isoterma de Freundlich muestra la heterogeneidad de la superficie de contacto en el proceso de adsorción superficial. Este modelo también enfatiza la adsorción de varias capas de adsorbente sobre el adsorbente y los sitios de unión más fuertes son ocupados primero por el adsorbente. Teniendo en cuenta que la relación 1/n en la ecuación de Freundlich es superior a 1, por lo tanto, la coadsorción de PEN en CMT-g-poli (AAc-co-AAm) es concebible23.

Isotermas de adsorción (a) Langmuir (b) Freundlich y (c) Temkin de PEN sobre CMT-g-poli (AAc-co-AAm).

Para comprobar la reproducibilidad de CMT-g-poli (AAc-co-AAm) en la eliminación de PEN, se pone una cierta cantidad del mismo en contacto con la solución de PEN y después de lavar y secar el absorbente, se coloca en solución fresca para el próximo ciclo. Se coloca desde PEN. En el presente estudio, este trabajo se investigó hasta 5 ciclos y en el rango de pH de aguas superficiales. Según la Fig. 12, después de 5 ciclos, la tasa de eliminación de PEN alcanza el 66-56%, lo que indica la buena estabilidad de CMT-g-poli (AAc-co-AAm) en la eliminación de PEN.

Capacidad de reciclaje de CMT-g-poli (AAc-co-AAm) para la eliminación de PEN hasta 5 ciclos.

En este trabajo, se preparó CMT-g-poli (AAc-co-AAm) mediante el método de polimerización radical. Se investigó la adsorción de PEN (Topas 20%) sobre CMT-g-poli (AAc-co-AAm). Los resultados del estudio del efecto del pH de la solución en el proceso de adsorción de PEN en CMT-g-poli (AAc-co-AAm) mostraron que no hay cambios significativos en la eficiencia de eliminación con cambios en el pH. Los compuestos de triazol suelen ser anfóteros y la interacción electrostática no es eficaz en el mecanismo de adsorción de estos compuestos. El estudio de isoterma de adsorción mostró que los resultados son más consistentes con el modelo de isoterma de Freundlich. La capacidad máxima de adsorción obtenida del modelo de Langmuir mostró un valor de 196,08 mg/g, que es un buen valor para el adsorbente sintético. Además, el estudio de la cinética de adsorción muestra que la adsorción superficial de PEN se describe mejor mediante el modelo de pseudosegundo orden. La reproducibilidad de CMT-g-poli (AAc-co-AAm) en la eliminación de PEN es favorable hasta por 5 ciclos. Por lo tanto, de acuerdo con la buena persistencia de los fungicidas en el agua y la necesidad de reducirlos y eliminarlos, el adsorbente sintético se puede utilizar como adsorbente rentable para eliminar estos pesticidas y obtener buenos resultados.

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

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Esta investigación no recibió financiación externa.

Departamento de Química Analítica, Facultad de Química, Universidad de Urmia, Urmia, Irán

Magsoud Lotfi y Morteza Bahram

Departamento de Química Orgánica, Facultad de Química, Universidad de Urmia, Urmia, Irán

Peyman Najafi Moghadam

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MB presentó la idea principal. ML realizó los experimentos y escribió la versión borrador del manuscrito. PNM contribuyó a la idea principal y editó el manuscrito. Todos los autores han leído y aprobado el manuscrito final.

Correspondencia a Morteza Bahram.

Los autores declaran no tener conflictos de intereses.

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Reimpresiones y permisos

Lotfi, M., Bahram, M. y Najafi Moghadam, P. El estudio de la eliminación del fungicida penconazol del agua superficial utilizando hidrogel a base de carboximetil tragacanto injertado con poli (ácido acrílico-coacrilamida). Informe científico 13, 13569 (2023). https://doi.org/10.1038/s41598-023-40862-7

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Recibido: 08 de mayo de 2023

Aceptado: 17 de agosto de 2023

Publicado: 21 de agosto de 2023

DOI: https://doi.org/10.1038/s41598-023-40862-7

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