Uso potencial del polvo seco de Vossia cuspidata (Roxb.) Griff. rizomas y hojas en remediación con tinte azul de metileno

Jul 27, 2023

Scientific Reports volumen 13, número de artículo: 11073 (2023) Citar este artículo

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La fitorremediación es un proceso prometedor, rentable y ecológico para el tratamiento de aguas residuales. En este caso, las biomasas secas de Vossia cuspidata (Roxb.) Griff. Se utilizaron hojas (PL) y rizomas, incluidos tallos aéreos (PR), para remediar eficazmente los tintes de azul de metileno (MB). Curiosamente, la eficiencia de absorción y eliminación de adsorción de MB por parte de PR fue mayor que la de PL; superando el 97 y 91% en 35 y 25 min para 0,1 y 0,4 g/L MB, respectivamente. La difusión de MB dentro de PL y PR fue insignificante y la cinética de adsorción estuvo controlada principalmente por la interacción de la superficie MB-adsorbente, como lo aprueba consistentemente el modelo cinético de pseudo segundo orden. Además, la adsorción aumentó rápidamente con la dosis de la planta con una alta dependencia de la concentración inicial de MB. Además, el impacto de la velocidad de agitación en la adsorción fue menor, pero la temperatura jugó un papel crítico donde las eficiencias más altas se registraron a 30 y 40 °C en PL (91,9%) y PR (93,3%), respectivamente. Las mejores eficiencias de eliminación se lograron con PR a pH 6, pero con PL a pH 8. La isoterma de Temkin pudo simular perfectamente los datos experimentales (R2 > 0,97); sugiriendo una disminución lineal del calor de adsorción de MB con la cobertura de la planta.

Según el Informe de las Naciones Unidas sobre el desarrollo de los recursos hídricos en el mundo de 2020, alrededor de 4 mil millones de personas están sometidas a una grave escasez física de agua durante al menos 1 mes al año1,2. Se espera que esta cifra aumente rápidamente con el crecimiento demográfico hasta alcanzar los 10.200 millones de personas en 20503. Según otra estimación de la Organización de las Naciones Unidas para la Alimentación y la Agricultura (FAO), 3.200 millones de personas viven en zonas agrícolas con una densidad alta a muy alta. escasez o escasez de agua, de las cuales 1.200 millones de personas (aproximadamente una sexta parte de la población mundial) viven en zonas agrícolas con graves limitaciones de agua4. Por lo tanto, deberían proponerse varios planes para remediar las aguas residuales, particularmente las de plantas depuradoras. La contaminación ambiental por colorantes es un problema global que necesita más atención para un medio ambiente saludable. La contaminación con colorantes causa impactos peligrosos para todos los organismos vivos y, dependiendo del ecosistema, pueden afectar aún más la fotosíntesis y las cadenas alimentarias5. Normalmente, los tintes son extremadamente tóxicos y cancerígenos, junto con degradaciones naturales persistentes6. Desafortunadamente, estos contaminantes se utilizan ampliamente en cantidades considerables en diversas actividades industriales textiles, cosméticas, alimentarias, farmacéuticas, papeleras y del cuero. La producción anual mundial de tintes supera las 700 mil toneladas. Alrededor del 2 % de ellos se vierten directamente desde las plantas de fabricación a los efluentes y aproximadamente el 10 % de los tintes se pierden durante el proceso de las industrias de teñido7,8,9,10. El vertido de estos colorantes en el ecosistema provoca cargas ambientales indeseables11,12,13,14.

El azul de metileno (MB, también conocido como cloruro de metiltioninio) es una de las sustancias más comunes y ampliamente utilizadas en las industrias de teñido. La presencia de este colorante, incluso en bajas concentraciones, provoca una coloración indeseable del ecosistema acuático. Varios grupos estudiaron la eliminación de (MB) utilizando algunas materias primas naturales como cáscara de arroz, pelo y semillas de guayaba15,16. Sin embargo, la gestión de este contaminante es todavía un tema creciente, necesitando el desarrollo de nuevas tecnologías, apelando a las preocupaciones de valorización ecológica17. Entre los métodos recientes para la decoloración de efluentes que contienen colorantes, la eliminación mediante adsorción en adsorbentes específicos parecía muy prometedora desde una perspectiva medioambiental considerable18. A pesar de la amplia variedad de sorbentes en la literatura, la biomasa derivada de desechos agrícolas o residuos vegetales parece muy atractiva para la adsorción de metales pesados ​​inorgánicos emergentes y contaminantes de colorantes orgánicos19. Generalmente, la biomasa es un biosorbente rentable, ambientalmente benigno y renovable con un alto contenido de carbono y celulosa y una funcionalidad diversa20. Esta diversidad es propia de la biomasa debido a la disponibilidad de múltiples grupos funcionales de superficie –OH, –C=O y –COOH que proporcionan una alta tendencia a la adsorción a gran escala de adsorbatos21,22. Recientemente se revisó el papel de la activación de biosorbentes y sus aplicaciones para remediar aguas residuales de metales pesados ​​y colorantes2,19.

Generalmente, en la fitorremediación donde se utiliza biomasa de residuos vegetales para remediar corrientes industriales contaminadas, se aplicaron los mismos principios y pasos mecánicos de adsorción. Esto implicó una cascada de eventos simultáneos que transportaban las moléculas contaminantes desde la solución a la interfaz mediante migración, difusión y/o convección antes de ser adsorbidas en la interfaz sólido/H2O23. Es posible una modificación estructural del adsorbato en la interfaz sólido/H2O o dentro de los poros del adsorbente para un mejor empaquetamiento con las interacciones laterales de las moléculas de adsorbato23. En los ecosistemas naturales, se debe considerar adicionalmente la competencia por adsorción entre moléculas de diferente naturaleza y peso molecular24. Finalmente, además, se debe abordar la interacción superficial (ya sea física o química) del adsorbato en la superficie del adsorbente y la posible desorción. Cualquiera de estos pasos puede determinar la cinética del proceso de adsorción y, en consecuencia, se desarrollaron varios modelos cinéticos e isotermas de adsorción25,26,27,28.

Se han realizado numerosos estudios sobre el uso de plantas y su biomasa en la limpieza de ambientes contaminados29,30,31,32,33,34. Se han asignado más de 400 plantas, incluidas muchas hidrófitas, como posibles fitorremediadores35,36,37,38. Por ejemplo, las hojas de Neolamarckia cadamba lograron remediar el tinte MB y disminuir significativamente los sólidos disueltos totales (~ 27%), la conductividad (~ 21%), la dureza (~ 89%) y la demanda química de oxígeno (~ 66%) de las aguas residuales. cinturones del río Yamuna en Allahabad, Uttar Pradesh, India39. Alternativamente, la planta acuática Azolla pinnata como biosorbente prosperó para impartir ~85% de decoloración del tinte MB (25 mg/L) de corrientes de aguas residuales contaminadas en 48 h40.

Vossia cuspidata (Roxb.) Griff. (familia Poaceae) es una hierba macrófita de larga vida que se cultiva ampliamente en el sudeste asiático y África tropical41. La vegetación natural del río Nilo en Egipto ha disminuido drásticamente debido a su reciente invasión del medio acuático42. En Egipto, se investigó V. cuspidata por su capacidad para fitoestabilizar metales pesados ​​de canales de agua contaminados43,44,45,46. Informaron que esta especie puede acumular niveles significativos de iones Cd, Cu, Mn, Pb, Ni, Co y Zn en sus raíces. Sin embargo, hasta donde sabemos, no hay datos disponibles sobre el uso de biomasa seca de V. cuspidata en la fitorremediación de tintes industriales MB. Por lo tanto, el objetivo de este estudio es investigar el uso potencial de la biomasa seca de V. cuspidata en la fitorremediación de tintes MB textiles. La eliminación del tinte MB se empleó para marcar la eficiencia de adsorción y la capacidad de la biomasa de las hojas y tallos de la planta V. cuspidata, incluidos los rizomas subterráneos y los tallos aéreos.

Los materiales vegetales se recolectaron de los hábitats naturales de V. cuspidata a lo largo del río Nilo, El Cairo, Egipto. Las muestras de plantas fueron transportadas al laboratorio y divididas en rizomas, tallos aéreos y hojas. Nos referimos a los rizomas y tallos de la planta V. cuspidata como PR, y a las hojas de la planta como PL. Después de la separación, todos los órganos se lavaron con agua corriente varias veces para limpiar la planta de residuos y polvo, y luego se lavaron con agua destilada. El componente de cada órgano de la planta se secó primero al aire, seguido de un secado en horno a 60 °C durante 72 h para lograr una masa constante, y finalmente se molió hasta obtener un polvo fino en un mortero de ágata y se tamizó a través de un tamiz de malla de 0,2 mm. La biomasa seca de PL y PR se utilizó como adsorbente para la remediación del colorante MB. Los grupos funcionales del adsorbente se caracterizaron mediante espectroscopía infrarroja por transformada de Fourier (FTIR, modelo Bomen/MB102, ABB Company, Suiza). La morfología de la superficie de V. cuspidata se evaluó mediante microscopía electrónica de barrido de emisión de campo (FE-SEM, Quanta FEG250).

Para probar la capacidad de la biomasa seca de los órganos seleccionados de V. cuspidata para remediar el tinte MB, se realizaron varias pruebas que incluyeron el efecto del tiempo de contacto, la concentración inicial de adsorbato y la masa de adsorbente, la temperatura, el pH y la velocidad de agitación. Durante los estudios de adsorción, la eficiencia de eliminación de MB en PL y PR se calculó utilizando la ecuación. (1)47:

donde \({C}_{e}\) (mg/L) es la concentración final (de equilibrio) de colorante (adsorbato) de MB y \({C}_{0}\) (mg/L) es la concentración de MB inicial Concentración de colorante en la solución a granel. Todas las mediciones de adsorción se repitieron tres veces antes de probar el ajuste de la curva, calcular el error estándar y realizar el análisis estadístico.

Se mezcló 1 g de biomasa seca de PL o PR con 100 ml de solución de MB de 0,1, 0,2, 0,3 y 0,4 g/l. Cada solución estuvo representada por tres réplicas para evitar una disminución en el volumen del contaminante. Las soluciones se mantuvieron a temperatura ambiente y pH natural. Se tomaron muestras de sobrenadante de 10 ml cada 5 minutos y se centrifugaron, luego el tinte restante se analizó a 664 nm usando un espectrofotómetro (espectrofotómetro PerkinElmer Lamda 25 UV/VIS). Se calibró la absorción del tinte MB a la misma longitud de onda.

Para dilucidar la cinética de adsorción, se toma en cuenta la cantidad (mg) de colorante MB adsorbida por la biomasa vegetal seca en un momento dado (\({q}_{t}\)) y en equilibrio (\({q}_{e} \)) se calcularon de acuerdo con las Ecs. (2) y (3), respectivamente48:

donde \({C}_{t}\) (mg/L) es la concentración de colorante MB (adsorbato) en un momento dado en la solución a granel de un volumen \(V\) (L). La masa de biomasa de PL o PR (adsorbente) es \(W\) (g).

Los datos cinéticos de la adsorción de MB en la biomasa PL o PR se probaron para ajustarlos a los modelos de difusión intrapartícula de pseudoprimer orden (PFO), pseudosegundo orden (PSO) y Weber y Morris (WM)48,49,50. . Según el modelo de tasa de PFO Ec. (4) y su forma linealizada Ec. (5) que fue desarrollado por Lagergren, \({q}_{t}\) aumenta exponencialmente con el tiempo, como sigue49,51:

donde \({k}_{1}\) (min−1) es la constante de velocidad de primer orden.

Por otro lado, el modelo PSO propone la siguiente fórmula lineal empírica Ec. (6) para \({q}_{t}\) frente al tiempo52,53:

donde y \({k}_{2}\) (mg/g/min) es la constante de velocidad de segundo orden

La tasa inicial de adsorción (\(h\)) se puede evaluar según el modelo PSO de la siguiente manera: (7)52,53;

Alternativamente, el modelo WM sugirió una variación lineal de \({q}_{t}\) con la raíz cuadrada del tiempo según la ecuación. (8)48,50:

donde \({k}_{3}\)(mg/g/min0.5) y \(C\) (mg/g) representan, respectivamente, las constantes de velocidad y correlación del modelo de difusión intrapartícula.

Se prepararon cinco concentraciones diferentes de adsorbato (0,025, 0,05, 0,1, 0,2 y 0,4 g/L) de MB. En tres reactores separados, se mezclaron 100 ml de cada concentración de colorante MB con una de estas tres cargas (1, 2 y 3 g) de PL y PR. Las soluciones se mantuvieron a temperatura ambiente y pH natural (≈ 7) hasta el tiempo de contacto deseado y luego se analizaron.

Se mezclaron seis cargas diferentes (0,5, 1, 1,5, 2, 2,5 y 3 g) de biomasa seca de PL y PR con 100 ml de solución de MB de 0,1, 0,2, 0,3 y 0,4 g/l y las soluciones se mantuvieron a temperatura ambiente. temperatura y pH natural (≈ 7). Se tomaron muestras de sobrenadante de 10 mL para análisis en el tiempo de contacto óptimo para cada material vegetal.

Los matraces que contenían 100 ml de solución de MB de 0,1 g/l se colocaron en un baño de agua para ajustar su temperatura antes de mezclarlos con 1, 2 o 3 g de cada material vegetal. Luego, las soluciones se incubaron a siete temperaturas diferentes (20, 25, 30, 35, 40, 45 y 50 °C) y pH natural (≈ 7) en un baño de agua. En el tiempo de contacto óptimo se tomaron 10 mL de sobrenadante para análisis.

Se trataron 100 ml de solución de MB de 0,1 g/l con 1, 2 y 3 g de cada material vegetal a cinco concentraciones diferentes de pH (ion hidrógeno) (6, 6,5, 7, 7,5 y 8, respectivamente). Las soluciones analizadas se ajustaron al valor de pH deseado antes de mezclarlas con el adsorbente usando soluciones de NaOH 0,1 M y HCl 0,1 M. Las mezclas se dejaron hasta el tiempo de contacto de equilibrio antes del análisis.

Cuatro modelos de adsorción; a saber, se emplearon las isotermas de Freundlich, Langmuir, Temkin y Dubinin-Radushkevich (D-R). El modelo de Freundlich que se ocupa de la adsorción sobre superficies heterogéneas asumió la siguiente relación Ec. (9) entre \({q}_{e}\) y \({C}_{e}\)54,55,56:

donde \({k}_{F}\) es la capacidad de adsorción (L/mg) y n es una constante empírica que infiere la distribución relativa de energía y heterogeneidad en la superficie del adsorbato54. Para valores de 1/n entre 0,1 < 1/n < 1, el proceso de adsorción es favorable54.

Por otro lado, la isoterma de Langmuir que encajaba perfectamente para la adsorción de una monocapa de adsorbato sobre la superficie del adsorbente asumió la uniformidad del adsorbente que asegura la equivalencia de los sitios de adsorción57. También se supone la adsorción del adsorbato en un número finito de sitios activos idénticos del adsorbente con el mismo mecanismo de adsorción. También está prohibida la interacción de las moléculas adsorbidas entre sí, independientemente de la cobertura de la superficie58,59,60. Matemáticamente, el modelo de isoterma de adsorción de Langmuir está representado por la ecuación. (10):

donde \({q}_{m}\) (mg/g) es la capacidad máxima de adsorción y \({K}_{L}\) (L/mg) es la constante de equilibrio de Langmuir que está relacionada con la energía de adsorción61.

Sin embargo, el modelo de Temkin se expresa en la siguiente fórmula Ec. (11); teniendo en cuenta las posibles interacciones indirectas adsorbato/adsorbente48,56,62:

donde \(b\) (J/mol) y \(A\) (L/g) son las constantes de Temkin, R es la constante de los gases (8,31 J/mol/K) y T (K) es la temperatura absoluta.

Finalmente, la isoterma D – R que se da cuenta de la no uniformidad de la superficie al acomodar diferentes modos de adsorción y se adapta perfectamente al mecanismo de llenado de poros se expresa en las siguientes ecuaciones. (12)–(14)56,63,64:

donde \(\varepsilon\) es el potencial de Polanyi y \(\beta\) (mol2/kJ2) es la constante D–R o coeficiente de actividad que se puede convertir directamente a la energía de adsorción promedio, \(E\), ( kJ/mol).

Se mezclaron 100 ml de solución de MB de 0,1 g/l con (1, 2 y 3 g) de cada material vegetal utilizando cinco velocidades de agitación diferentes (100, 150, 200, 250 y 300 rpm, respectivamente). Las soluciones se mantuvieron en los agitadores a temperatura ambiente y pH natural (≈7) hasta el tiempo de contacto óptimo para cada material vegetal, luego se trasladaron al análisis.

Aprobación ética En este estudio, los materiales vegetales se recolectaron y utilizaron de acuerdo con las regulaciones nacionales. La utilización de estas especies con fines experimentales no requiere ningún permiso especial. Todos los métodos de nuestro estudio cumplen con las directrices y la legislación institucionales, nacionales e internacionales pertinentes. La planta fue identificada por el último autor según Boulos31 y se depositó un comprobante de identificación (8105) para la planta en el herbario de la Universidad de Helwan.

Análisis químicos previos verificaron y estimaron los contenidos de Na, K, N, Mg, P, Ca, éter, fibras crudas, proteínas, cenizas y carbohidratos con variaciones estacionales en las hojas y tallo aéreos, y en las raíces y rizomas subterráneos de Vossia cuspidata65. Las Figuras 1A, B muestran el FTIR de las biomasas PL y PR antes de ser "prístinas" y después de cargarse con el tinte MB. Como se ve en la Fig. 1, las materias primas vegetales tuvieron picos importantes en 3417, 2924, 1646 y 1050 cm-1 para PL (Fig. 1A), y en 3424, 2925, 1639 y 1054 cm-1 para PR ( Figura 1B). Otros picos menores aparecieron en 1728, 1646, 1518, 1428, 1381, 1250, 1158, 902, 598, 467 y 429 cm−1 para PL (Fig. 1A), y en 1721, 1513, 1426, 1254, 1157, y 605 cm-1 para PR (Fig. 1B). La carga de MB en las biomasas de PL y PR resultó en cambios obvios en las posiciones de los picos (Fig. 1A, B), que pueden correlacionarse ciertamente con modulaciones de la estructura de energía vibratoria de PL y PR debido a su interacción con el tinte MB.

Espectros FTIR de hojas de V. cuspidata, PL (A) y rizoma, polvo de PR (B) antes y después de la carga de MB.

Se inspeccionó la morfología de la biomasa de V. cuspidata antes y después de la carga con MB. La Figura 2A-D muestra las imágenes FE-SEM de superficie de PL (Fig. 2A, C) y PR (Fig. 2B, D) antes y después de remojar en una solución contaminada con MB. Como se ve obviamente en la Fig. 2A, C, el PL mostró microcavidades intensivas en la superficie con una textura porosa que es favorable para el mecanismo de adsorción de llenado de poros. Por otro lado, la biomasa de PR apareció como haces tubulares aglomerados. Después de cargar con MB (Fig. 2C, D), la superficie de PL y PR apareció parcialmente cubierta con desechos blancos.

Imágenes FE-SEM de las hojas de V. cuspidata (A,C) y el rizoma (B,D) antes (A,B) y después (C,D) de cargar con solución contaminada con MB.

Los datos experimentales para la adsorción de MB por la biomasa seca de PL y PR se ajustaron a las ecuaciones de PFO. (4) y (5), PSO Ec. (6) y la ecuación WM. (8) modelos cinéticos (Fig. 3A – D, Tablas 1, 2). El coeficiente de regresión, R2, se asignó como índice de ajuste para evaluar la idoneidad de los diferentes modelos a los datos de adsorción. Se reveló que la adsorción de MB en polvos de PL y PR fue muy rápida ya que \({q}_{t}\) aumentó semiexponencialmente con el tiempo, saltando a la saturación en los primeros minutos (aprox. 5 min). de adsorción (Fig. 3A). La absorción de adsorción en equilibrio, \({q}_{e}\), de PR (14,50 mg/g) fue mayor que la de PL (10,54 mg/g). Después de 5 minutos de contacto con MB, 1 g de polvo de PR mostró una eliminación del 89 y 85 % cuando se trató con 0,1 g/L y 0,4 g/L de MB, respectivamente. Por otro lado, el polvo de PL alcanzó eficiencias de eliminación del 91 y 64 % cuando se trató con las mismas concentraciones, respectivamente. El aumento del tiempo de contacto mostró una tasa de eliminación más lenta. Las eficiencias de eliminación de MB en polvo de PR se ampliaron al 97 y 91% a los 35 y 25 minutos, respectivamente, para las mismas soluciones mencionadas anteriormente. Sin embargo, se registró una eliminación del 94 y 76 % a los 40 minutos para el polvo de PL cuando se trató con las mismas concentraciones, respectivamente. Si bien parecía adecuado para el modelo cinético del PFO (Fig. 3A), los datos de adsorción no se pudieron cumplir perfectamente en su forma lineal, ecuación. (5). Esto se verificó para los datos de adsorción de MB en PL y PR (Fig. 3B). Por otro lado, el modelo cinético de PSO (Fig. 3C) parecía más apropiado para ajustar los datos de adsorción de MB tanto en PL como en PR (R2 ≈ 1). El modelo de difusión intrapartícula WM (Fig. 3D) no funcionó bien como el modelo PSO, pero fue mejor que el modelo PFO con R2 = 0,79. Esto disminuye la importancia de la difusión de MB dentro de PL y PR y dedica la cinética de adsorción principalmente a la interacción de superficie MB-adsorbente. Curiosamente, el modelo PSO predijo que las cantidades de MB que se adherirían a PL y PR en equilibrio serían alrededor de 10,63 y 15,02 mg/g, respectivamente, cuando la concentración inicial de MB era 0,1 g/L, lo que estaba exactamente en línea con los datos experimentales correspondientes, \({q}_{e,exp}\), (10,63 mg/g para PL y 15,19 mg/g para PR). La pendiente y la intersección de la Fig. 3C se utilizaron para determinar las constantes de velocidad, que resultaron ser 0,47 y 0,07 mg/g/min (Tabla 2). En consecuencia, se asignaron velocidades de adsorción, \(h\), de 52,66 y 15,78 mg/g/min para la adsorción de MB sobre PL y PR, respectivamente.

(A) Efecto del tiempo de contacto sobre la capacidad de adsorción de 0,1 g/L MB (pH natural) en 1 g de PL (círculos azules) y PR (cuadrados rojos). El ajuste lineal de los datos experimentales se realizó utilizando los modelos cinéticos PFO (B), PSO (C) y WM (D).

El impacto de la dosis de la planta en la absorción y eficiencia de la adsorción se muestra en la Fig. 4. Es evidente que la adsorción de MB aumentó rápidamente con la dosis de la planta, debido al aumento de los sitios de adsorción disponibles para la eliminación de MB. Curiosamente, 0,5 g de polvo de PR indujeron ca. Eficacias de eliminación del 76 y 73 % cuando se tratan con 0,1 g/l y 0,4 g/l de solución que contiene MB, respectivamente. Por otro lado, la misma masa de polvo de PL registró eficiencias de eliminación del 75 y 70% para las mismas soluciones, respectivamente. Se pudieron verificar eficiencias de adsorción de hasta 92,8 y 92,5% para la adsorción de MB en PL y PR, respectivamente, en dosis más altas de polvo vegetal. Sin embargo, la influencia de la masa vegetal sobre la capacidad de adsorción y eficiencia del MB fue menor dentro del rango de 1 g/100 mL (10 g/L) a 2 g/100 mL (20 g/L) de biomasa de PL y PR. , respectivamente. Estos resultados nos llevaron a creer que 10 g/L de PL y PR era la dosis óptima y al mismo tiempo intentamos limitar las variables.

Efecto de la biomasa seca vegetal sobre la capacidad de adsorción (color azul) y eficiencia de remoción (color rojo) de 0.1 g/L MB (pH natural) sobre PL (círculos) y PR (cuadrados).

La investigación continuó analizando el papel de la concentración inicial de adsorbato donde se probaron varias muestras de MB con concentraciones de 0,025 a 0,400 g/L manteniendo la dosis óptima de adsorbente de 10 g/L. Desde una perspectiva industrial, este análisis es muy importante debido a la presencia de MB en concentraciones variables en las corrientes industriales. En general, la tendencia a la eliminación de materiales vegetales fue mayor cuando se trataron con solución de MB diluida. Esta capacidad disminuyó al aumentar la concentración de adsorbato, pero la cantidad real de contaminante adsorbido por unidad de masa de adsorbente aumentó con el aumento de las concentraciones de adsorbato en la solución de prueba. Como se muestra en la Fig. 5, una muestra con 0,025 g/L de MB mostró eficiencias de eliminación del 94 y 92 % cuando se trató con 1 g de polvo de PR y PL, respectivamente, mientras que la misma concentración alcanzó una eliminación del 98 % cuando se trató con 3 g de ambos materiales vegetales. Por otro lado, una muestra con 4 g/L de MB alcanzó eficiencias de eliminación de hasta 89 y 87 % cuando se trató con 1 gy 96 y 98 % cuando se trató con 3 g de polvos PR y PL, respectivamente.

Efecto de la concentración inicial de adsorbato (MB) sobre la capacidad de adsorción (color azul) y la eficiencia de eliminación (color rojo) en 10 g/L de PL (círculos) y PR (cuadrados) a pH natural.

La Figura 5 muestra un aumento lineal de la absorción de adsorción en equilibrio de MB con una concentración de MB de hasta 0,2 g/L con una distinción menor para PR sobre PL. Esta relación lineal continuó hasta 0,4 g/L MB pero con pendientes más bajas. La eficiencia de eliminación de MB, por otro lado, dependió en gran medida de la concentración inicial de MB, y las eficiencias más altas (hasta 97 y 95% para PL y PR, respectivamente) se reportaron para concentraciones intermedias (de 0,05 a 0,2 g/L MB). ). Vale la pena mencionar que el aumento en la concentración de MB a 0,4 g/L no se asoció con un aumento paralelo y equivalente en la absorción de adsorción y, por lo tanto, la eficiencia de eliminación disminuyó notablemente.

Se utilizaron cuatro modelos de adsorción (isotermas de Freundlich, Langmuir, Temkin y DR) para simular la interacción del tinte MB en la superficie de la biomasa PL y PR y para determinar sus capacidades máximas de adsorción para la eliminación del tinte MB.

La Figura 6A muestra la correlación \({q}_{e}\) y \({C}_{e}\) según el modelo de Freundlich Ec. (9) y evalúa las constantes \({k}_{F}\), n y 1/n para la adsorción del colorante MB en la biomasa de PL y PR a temperatura ambiente. Los valores de R2 de ambas gráficas en la Fig. 6A estaban por debajo de 0,85, lo que sugiere ajustes deficientes de los datos experimentales según la isoterma de Freundlich (Tabla 3). Los valores de \({k}_{F}\), n y 1/n fueron 1.70, 1.53 y 0.65, respectivamente, para PL y fueron 1.99, 1.30 y 0.77, respectivamente, para la biomasa de PR. Se observa que el valor 1/n fue bajo (< 1) mientras que el valor \({k}_{F}\) para la adsorción de MB en el PR fue alto.

Ajuste de los datos experimentales de adsorción de MB de acuerdo con las isotermas de adsorción (A) Freundlich, (B) Langmuir, (C) Temkin y (D) D – R utilizando 10 g/L de PL (círculos azules) y PR (cuadrados rojos). a pH natural.

Por otro lado, para examinar la aplicabilidad del modelo de Langmuir a los datos experimentales, se trazó la Fig. 6B para \(\frac{{C}_{e}}{{q}_{e}}\) vs. \( {C}_{e}\) (Ec. 10). Es interesante observar que la adsorción de MB en PL y PR se asoció con factores de regresión (R2) superiores a los encontrados para el modelo de Freundlich (ver Tabla 3). Las capacidades máximas de adsorción en monocapa, \({q}_{m}\), para la adsorción de MB sobre PL y PR fueron 35,7 y 212,9 mg/g, mientras que \({K}_{L}\) fueron 0,0329 y 0,0279. L/mg, respectivamente. Según el modelo de Langmuir, la viabilidad de la adsorción para diferentes concentraciones de adsorbato se evalúa mediante el factor de separación (RL), que es un parámetro adimensional como se ve en la ecuación. (15)57.

Para \({R}_{L}>1\), la adsorción es desfavorable, para \({R}_{L}=1\), la adsorción es lineal, para \({0

El modelo de Temkin Ec. (11) se aplicó a continuación para probar la correlación \({q}_{e}\) versus \({C}_{e}\) como se muestra en la Fig. 6C. Se revela que la mejor correlación para los datos experimentales se obtuvo con este modelo, como lo indica el valor de R2 (> 0,97) (Tabla 3). Para la adsorción del colorante MB en PL y PR, las constantes de Temkin \(b\) se calcularon en 333,18 y 279,52 J/mol, mientras que las constantes \(A\) fueron 0,461 y 0,587 L/g, respectivamente (Fig. 6C).

Finalmente, se probó el ajuste de los datos experimentales de acuerdo con la isoterma D - R (ecuaciones 12-14). Una gráfica simple de \(ln{q}_{e}\) vs. \({\varepsilon }^{2}\) (Fig. 6D) podría predecir \(\beta\) y \({q}_ {m}\) de la pendiente y la intersección, respectivamente (Tabla 3). Una sustitución en la ecuación. (14) podría evaluar \(E\). Se obtuvieron factores de regresión superiores a 0,92 para modelar los datos de adsorción del colorante MB en PL y PR de acuerdo con este modelo. Para la adsorción del colorante MB en PL y PR, se calculó que \({q}_{m}\) era 19,78 y 24,67 mg/g, mientras que \(E\) era 0,31 y 0,38 kJ/mol, respectivamente (Fig. .6D). Los resultados demostraron que el modelo anticipó un \({q}_{m}\) mayor para PR que para PL para la eliminación del tinte MB, lo cual está en línea con los datos experimentales. Además, con base en los bajos valores de E, se determinó que los mecanismos de fisisorción fueron responsables de la eliminación de MB tanto de la biomasa seca de PL como de PR.

En el presente estudio, el impacto de la velocidad de agitación mostró un efecto menor en la adsorción de contaminantes en polvos PR y PL. Cuando se aumentó la velocidad de agitación de 100 a 300 rpm, 1 g de polvo de PR logró hasta un 96 % de eficiencia de eliminación, y 3 g del mismo material vegetal lograron hasta un 98 % de eficiencia. Además, el polvo de PL mostró aproximadamente un 92 y un 98 % de eficiencia de eliminación en las mismas condiciones, respectivamente. Los resultados sobre el efecto de la velocidad de agitación entre 100 y 300 RPM sobre la capacidad de adsorción y la eficiencia de eliminación de 0,1 g/L de MB usando 10 g/L se muestran en la (Fig. 7). Se obtuvo la optimización del proceso de adsorción a 150 RPM con una capacidad de adsorción de 9.34 mg/g y eficiencia del 93.4% en PL. Por otro lado, se optimizó 200 RPM con una capacidad de adsorción de 9,68 mg/g y una eficiencia del 96,8% para PR. Queda por visualizar el proceso de adsorción en modo reversible (adsorción/desorción). Las velocidades de agitación aceleradas pueden inspirar diferentes impactos en las velocidades de los procesos de adsorción y desorción. Mecánicamente, las altas velocidades de agitación pueden superar las fuerzas de atracción física entre el sorbato y el sorbente, mejorando el retorno del tinte MB a la solución y disminuyendo la absorción de adsorción. Eso es esencialmente lo que se observó con velocidades de vibración superiores a 150 y 200 RPM en PL y PR, respectivamente. Sin embargo, la mayor tolerancia del enlace MB-PR para la disociación (desorción) temprana a 150 RPM probablemente fue causada por la mayor energía de adsorción de MB en PR (0,38 kJ/mol) que la de PL (0,31 kJ/mol).

Efecto de la velocidad de agitación sobre la capacidad de adsorción (color azul) y la eficiencia de eliminación (color rojo) de 0,1 g/L MB utilizando 10 g/L PL (círculos) y PR (cuadrados) a pH natural.

La Figura 8 mostró que la absorción de adsorción en equilibrio del tinte MB sobre PL aumentó ligeramente de 20 a 30 °C, luego se volvió aproximadamente constante hasta 40 °C y luego disminuyó de manera constante hasta 50 °C. La tendencia de la adsorción del colorante MB en PR fue un poco diferente ya que la absorción de adsorción en equilibrio disminuyó directamente de 20 a 33 °C y aumentó nuevamente a 40 °C, y luego continuó disminuyendo hasta 50 °C. Las eficiencias de eliminación no cambiaron en gran medida en la misma medida que la absorción de adsorción y las eficiencias más altas se registraron a 30 y 40 °C en PL (91,9%) y PR (93,3%), respectivamente. La pequeña variación en el calor de adsorción de MB sobre PL y PR, junto con las diferencias geométricas entre PL y PR, podrían ser la razón del comportamiento observado.

Efecto de la temperatura sobre la capacidad de adsorción (color azul) y eficiencia de remoción (color rojo) de 0.1 g/L MB usando 10 g/L PL (círculos) y PR (cuadrados) a pH natural.

El impacto del pH (6–8) en el proceso de adsorción del tinte MB fue bastante difícil (Fig. 9). Esto siguió siendo cierto tanto para PL como para PR, lo que demuestra que este rango de pH, cercano a la neutralidad, casi da como resultado absorciones y eficiencias extremadamente similares. Las eficiencias de eliminación (94% usando 1,0 gy 98% usando 3,0 g de polvo PR) mejoraron en el medio ligeramente ácido (pH 6). Por otro lado, el polvo de PL mostró las mejores eficiencias de eliminación (93% y 98% usando los mismos pesos, respectivamente) en el medio ligeramente básico (pH 8).

Efecto del pH sobre la capacidad de adsorción (color azul) y eficiencia de remoción (color rojo) de 0.1 g/L MB usando 10 g/L PL (círculos) y PR (cuadrados) a pH natural.

Somos los primeros en informar el análisis del grupo funcional de la biomasa PL y PR de Vossia cuspidata. Los principales picos amplios a 3417 y 3424 cm-1 para PL y PR, respectivamente, pertenecen principalmente a la vibración de estiramiento superpuesta –NH/–OH, como se asigna comúnmente en plantas similares66,67,68. Los otros picos principales en 2924, 1646 y 1050 cm-1 para PL (Fig. 1A), y en 2925, 1639 y 1054 cm-1 para PR (Fig. 1B) probablemente puedan referirse a (C-H) estiramiento asimétrico, estiramiento C = N superpuesto y flexión N – H, y estiramiento superpuesto C – O – C y C – N, respectivamente68,69,70,71. Por otro lado, los picos de absorción menores de PL (Fig. 1A) se asignaron al estiramiento C=O del aldehído (1728 cm-1), al estiramiento C=C de imina/oxima (1646 cm-1), N- Estiramiento O (1518 cm-1), estiramiento del anillo lateral C=C (1428 cm-1), estiramiento –CH2 o –CH3 (1381 cm-1), –C–N estiramiento (1250 cm-1), –C– O estiramiento de alcohol terciario (1158 cm-1), flexión C=C (902 cm-1), flexión C-H (598 cm-1), estiramiento Si-O-Si (467 cm-1) y Si- O estiramiento (429 cm−1), respectivamente68,72,73,74. Por otro lado, los picos menores de biomasa PR (Fig. 1B) se asignaron de manera similar al estiramiento C=O del aldehído (1721 cm-1), estiramiento N-O (1513 cm-1), anillo lateral C=C. estiramiento (1426 cm-1), estiramiento –C-N (1254 cm-1), estiramiento –C-O de alcohol terciario (1157 cm-1), flexión C-H (605 cm-1)68,72. La carga de colorante MB sobre la biomasa PL no inspiró grandes cambios en las posiciones de los picos, en contraste con el caso de la biomasa PR. Vale la pena mencionar que el espectro FTIR del tinte MB en sí mostró absorciones muy similares a la mayoría de las de PL y PR68 sin carga. Se requieren más análisis químicos para comprender la naturaleza de la interacción entre el tinte MB y las biomasas PL y PR.

La morfología de la superficie (Fig. 2) de la biomasa de V. cuspidata (PL y PR) parecía porosa y agrupada con microcavidades dispersas, lo cual es una estructura favorable para el mecanismo de adsorción de llenado de poros. El parénquima y el aerénquima, así como los vasos del xilema en ambos materiales vegetales, mostraron una morfología porosa irregular en la superficie de la planta. Los desechos blancos que aparecieron después de cargar la superficie de PL y PR con MB (Fig. 2C, D) probablemente puedan regresar a MB.

En este estudio, se confirmó la idoneidad del modelo cinético PSO para adaptar la adsorción del tinte MB al polvo seco de V. cuspidata. El mismo modelo fue recomendado anteriormente para la adsorción de colorantes orgánicos por biomasas secas de plantas18,75,76. Las absorciones de adsorción en equilibrio, \({q}_{e}\), de PR y PL fueron 14,50 y 10,54 mg/g. Mientras que se obtuvieron eficiencias de eliminación de 97 y 94% para MB en los polvos PR y PL (1 g/100 ml) después de 35 y 40 minutos, respectivamente. Estos valores se encuentran entre los valores más altos reportados para MB de corrientes acuosas contaminadas (Tabla 4)77,78,79,80,81,82,83,84,85,86,87,88,89,90,91,92. 93,94,95.

La rápida tasa de adsorción de cualquier producto químico puede deberse a la presencia de un número sustancial de sitios de adsorción desocupados en la superficie del adsorbente96. La presencia de MB en contacto con el polvo de rizoma y hojas de V. cuspidata provoca una acumulación repentina de tinte en la superficie del adsorbente. Con el tiempo, estos sitios quedan ocupados por MB, lo que puede producir una fuerza repulsiva entre las moléculas de tinte en la superficie del adsorbente, como informaron Mahmoodi et al.97. A concentraciones de tinte más altas, el número de moléculas de tinte que compiten por los sitios disponibles en la superficie del adsorbente es grande, lo que puede explicar el tiempo de equilibrio más rápido. Este rápido tiempo de adsorción se recomienda y es muy deseable en la aplicación de esta tecnología. Cuando se empleó carbón activado elaborado a partir de madera de Ficus carica y residuos de roble modificado, el tiempo de contacto de equilibrio del MB se alcanzó en 90 min y 120 min, respectivamente98,99. Se observó que los tiempos de equilibrio para la eliminación de MB en V. cuspidata fueron más cortos, lo que indica mejores materiales adsorbentes.

El estudio de la dosis de adsorbente utilizada en el proceso de adsorción es un factor vital, ya que determina las condiciones de equilibrio entre el adsorbente y los contaminantes en el sistema de reacción que pueden usarse para evaluar el costo-beneficio ecológico durante el tratamiento de hábitats contaminados100. El aumento de la dosis de adsorbente provoca un aumento en la superficie de contacto con sitios mucho más activos para la unión con MB. Muchos factores pueden contribuir a una mayor capacidad de eliminación, incluida la disponibilidad de solutos, las interacciones electrostáticas, la interferencia entre los sitios de unión y una menor mezcla a altas densidades de biomasa101. Los hallazgos del presente estudio coincidieron con los informados por Esmaeili y Foroutan102.

A una dosis constante de adsorbente, los polvos de V. cuspidata mostraron diferentes tasas de eliminación cuando se trataron con diferentes concentraciones de tinte. Este fenómeno está muy relacionado con las restricciones de difusión. Si la concentración de MB es baja, la relación entre MB y el número de sitios de adsorción activos disponibles es pequeña, lo que provoca que la transferencia de masa de MB desde la superficie acuosa a la superficie de PL y PR produzca bajas absorciones. Por otro lado, concentraciones iniciales más altas de MB pueden superar las limitaciones de difusión y soportar mayores flujos de MB hacia la superficie de la planta, aumentando la absorción de adsorción58,59,60. Con respecto al peso constante de la biomasa, el aumento de la concentración de colorante (hasta 4 g/L) resultó en una ligera disminución en la capacidad de eliminación, lo que indica la alta capacidad de la biomasa vegetal para la adsorción independientemente de la posición del adsorbente desde el punto de origen de la contaminación. En cuanto al proceso de adsorción, la cantidad de colorantes adsorbidos aumentó a medida que aumentó la concentración inicial de colorante. El aumento del gradiente de concentración al aumentar la concentración inicial del colorante podría explicar este fenómeno103.

Por otro lado, el modelo de isoterma de adsorción de Freundlich tenía valores bajos (< 1) 1/n pero valores altos de \({k}_{F}\) para la adsorción de MB en PL y PR. Los valores numéricos pequeños para 1/n (< 1) no sólo confirman la adsorción favorable de MB en PL y PR, sino que también indican la naturaleza del enlace físico entre MB y el adsorbente54. El mayor \({k}_{F}\) para la adsorción de MB en el PR indicó una correspondiente mayor capacidad de adsorción. Asimismo, un valor de n más alto para la adsorción de MB en PL sugirió una adsorción más favorable que en PR. El modelo Temkin mostró la mejor correlación para los datos experimentales en comparación con otros modelos probados. En consecuencia, podemos sugerir el modelo de Temkin para la adsorción del colorante MB en PL y PR. En una investigación previa, se sugirió el mismo modelo (R2 = 0,95) para la adsorción de MB sobre hojas de Miswak (Salvadora persica) en una solución alcalina con una capacidad de adsorción de 200 mg/g104. Al-Ghouti y Al-Absi investigaron la adsorción y los efectos termodinámicos del colorante catiónico azul de metileno sobre la biomasa celulósica de huesos de olivo18. Descubrieron que los huesos de aceituna verde obtuvieron el valor de R2 más alto con el modelo de isoterma de Temkin, mientras que los huesos de aceituna negra mostraron el valor de R2 más alto con el modelo de isoterma de Langmuir.

Los mismos resultados fueron informados por Amin et al. para la adsorción por lotes de colorantes cristal violeta y azul de metileno a partir de una solución acuosa utilizando biocarbón de Eucalyptus camdulensis76. La isoterma de Temkin se ajustaba casi perfectamente a los datos de adsorción del tinte MB, con un valor R2 cercano a la unidad (1,0). Esta correlación significativa muestra que el tinte MB se adsorbió de manera heterogénea con una distribución homogénea de energías de unión.

La naturaleza de la interacción adsorbente-adsorbato se puede predecir a partir de los datos obtenidos de las isotermas de adsorción investigadas en este estudio. La constante de Temkin \(b\) que está relacionada con la energía de adsorción fue de 333,18 y 279,52 J/mol para la adsorción del colorante MB en PL y PR. La energía de adsorción promedio, \(E\), para la adsorción del colorante MB en PL y PR se estimó a partir de la isoterma D – R en 0,31 y 0,38 kJ/mol, respectivamente, lo que concordaba en gran medida con la constante de Temkin. . Estos hallazgos fueron consistentes con los valores de 1/n (0,65 y 0,77 para la adsorción de MB en biomasa de PL y PR, respectivamente) que fueron calculados mediante el modelo de isoterma de adsorción de Freundlich para indicar la naturaleza del enlace físico entre MB y el adsorbente54. Uno de los enlaces físicos comunes es la interacción dipolo-dipolo, que probablemente prevalecerá debido a la existencia de centros positivos en el átomo de azufre del MB y centros positivos en los átomos de oxígeno de los grupos hidroxilo que enriquecen la superficie de la planta (como se evidencia en espectros IR). El esquema de la Fig. 10 ilustra este tipo de atracciones. Se requieren más análisis químicos y caracterizaciones de materiales para asignar específicamente el tipo de interacción física predominante.

Mecanismo de adsorción plausible para la eliminación de MB por la biomasa de V. cuspidata. Las líneas de puntos verdes representan las interacciones físicas dipolo-dipolo entre MB y la planta.

Para acelerar la transferencia de masa de MB a la superficie absorbente, se examinó la influencia de la velocidad de agitación, un parámetro hidrodinámico. Noubactep et al. investigaron previamente el impacto de la velocidad de agitación entre 0 y 300 min-1 en la adsorción de MB en chatarra de hierro (Fe0), carbón activado granular (GAC) y nódulos de manganeso de aguas profundas (MnO2)24. Mientras que los experimentos sin agitación duraron hasta 50 días, los experimentos con agitación se ejecutaron en menos de un día. Sus resultados sugirieron 50 min-1 como la velocidad de agitación óptima para facilitar la transferencia de masa y la mayor decoloración del MB sin daño ni disolución del material absorbente. La agitación es un factor esencial que afecta los bombardeos entre el adsorbato y los sitios activos del adsorbente. Físicamente, existen dos tipos de resistencias de transferencia de masa: externas e internas. El externo se debe a la difusión externa entre la solución y las partículas adsorbentes, mientras que el interno se debe a la difusión dentro de las partículas. Cambiar la velocidad de agitación no provoca muchos cambios en la eficiencia de eliminación75. Este es un indicador del efecto insignificante de la resistencia externa a la transferencia de masa (difusión externa) a estas velocidades de agitación.

Uno de los parámetros más importantes que influyen en las tasas de adsorción y desorción de iones metálicos y tintes orgánicos es la temperatura de funcionamiento. Las altas temperaturas aceleran cinéticamente ambos, facilitando alcanzar el equilibrio rápidamente a constantes de equilibrio altas. La transferencia de masa del adsorbato desde/hacia la solución en masa también se mejora a temperaturas elevadas. Además, los procesos de adsorción/desorción siguen las restricciones de equilibrio, y aumentar la temperatura favorecería una dirección a expensas de la otra según el principio de Le Chatelier. Termodinámicamente, los procesos de adsorción son siempre exotérmicos, lo que requiere impulsar el proceso de desorción a temperaturas elevadas, disminuyendo la absorción de adsorción. También se sabe que al aumentar la temperatura, la viscosidad de la solución de adsorbato disminuye y aumenta el movimiento de las partículas de tinte. El ligero cambio en la tasa de adsorción "alta" dentro del amplio rango de temperaturas probadas (20-50 °C), indica el costo económico reducido de los requisitos del proceso de adsorción103. En consecuencia, la biomasa adsorbente de V. cuspidata puede eliminar cantidades considerables de tintes a una variedad de temperaturas, lo que representa un material adsorbente eficaz.

La concentración de iones de hidrógeno (pH) de cualquier solución tiene un efecto considerable en el proceso de adsorción. El pH afecta la ionización de la molécula de tinte así como la carga de grupos funcionales en los materiales adsorbentes105. Entre el rango estudiado de concentración de iones de hidrógeno, nuestros resultados en la Fig. 9 mostraron que la capacidad de adsorción del polvo de rizoma fue mayor en el medio ligeramente ácido (pH 6), mientras que el polvo de hojas mostró una mayor capacidad en el medio ligeramente básico (pH 8). ). La diferencia en los valores favorables de pH de adsorción entre los polvos de rizoma y hojas de V. cuspidata probablemente se deba a la diferencia en la composición química y las cargas del sitio activo de cada material adsorbente. En un medio ácido, los sitios adsorbentes cargados positivamente aumentan y se vuelven más que los sitios cargados negativamente. Por el contrario, en el medio básico, el número de sitios con carga negativa es mayor que el de positivos106. El pH normal de los ambientes naturales varía desde medios ligeramente ácidos hasta medios ligeramente alcalinos, lo que proporciona condiciones ideales de adsorción para los polvos de V. cuspidata107.

La biomasa seca de los rizomas de V. cuspidata, incluidos los tallos y hojas aéreos, podría usarse como material eficiente en la fitorremediación del tinte MB de fuentes industriales que contamina los cuerpos de agua. Se obtuvo una eficiencia de eliminación de hasta el 97 % en 35 min para 0,1 g/l de MB. El aumento de la dosis de la planta aumentó la absorción de adsorción con una alta dependencia de la concentración inicial de MB. Los datos experimentales podrían encajar perfectamente en el modelo isotérmico de Temkin, donde los parámetros energéticos sugerían la interacción física entre la biomasa vegetal y el colorante MB. Se deben realizar más investigaciones sobre los ajustes óptimos y las características de embalaje de los polvos vegetales según los fines industriales.

Todos los datos generados durante este estudio se incluyen en este artículo publicado.

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Descargar referencias

Los autores agradecen a la Sra. Menna Rashad y a la Sra. Ahlam Zaki por su ayuda en las primeras etapas de ejecución de los experimentos de adsorción.

Financiamiento de acceso abierto proporcionado por la Autoridad de Financiamiento de Ciencia, Tecnología e Innovación (STDF) en cooperación con el Banco Egipcio de Conocimiento (EKB).

Departamento de Botánica y Microbiología, Universidad de El Cairo, Giza, 12613, Egipto

Hossam EA Awad

Departamento de Química, Facultad de Ciencias, Universidad de El Cairo, El Cairo, 12613, Egipto

Ahmed M.Mohammad

Departamento de Botánica y Microbiología, Universidad de Helwan, El Cairo, 11795, Egipto

Emad A. Farahat

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Todos los autores contribuyeron críticamente a los borradores y dieron la aprobación final para su publicación.

Correspondencia a Ahmad M. Mohammad.

Los autores declaran no tener conflictos de intereses.

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Awad, HEA, Mohammad, AM & Farahat, EA Uso potencial del polvo seco de Vossia cuspidata (Roxb.) Griff. rizomas y hojas en remediación con tinte azul de metileno. Representante científico 13, 11073 (2023). https://doi.org/10.1038/s41598-023-37987-0

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Recibido: 26 de enero de 2023

Aceptado: 30 de junio de 2023

Publicado: 08 de julio de 2023

DOI: https://doi.org/10.1038/s41598-023-37987-0

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