Síntesis de doble

Scientific Reports volumen 13, Número de artículo: 8092 (2023) Citar este artículo

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En este documento, informamos la síntesis de compuesto de nanoesferas de organosílice mesoporoso periódico de doble capa/MIL-88A-Fe (DSS/MIL-88A-Fe) a través de un método hidrotermal. Para examinar las características estructurales y de composición del compuesto sintetizado, se han empleado diversas técnicas espectroscópicas y microscópicas, incluidas FT-IR, XRD, BET, TEM, FE-SEM, EDX y EDX-mapping. Un punto digno de mención en este procedimiento de síntesis es la integración de MOF con PMO para aumentar el rendimiento del adsorbente, como una mayor área de superficie específica y más sitios activos. Esta combinación conduce a lograr una estructura con un tamaño promedio de 280 nm y 1,1 μm de largo atribuidos a DSS y MOF, respectivamente, estructura microporosa y área superficial específica relativamente grande (312,87 m2/g). El compuesto preparado podría usarse como un adsorbente eficaz con una alta capacidad de adsorción (250 mg/g) y un tiempo de adsorción rápido (30 min) para la eliminación de Pb2+ del agua. Es importante destacar que el compuesto DSS/MIL-88A-Fe mostró un reciclaje y una estabilidad aceptables, ya que el rendimiento en la eliminación de Pb2+ del agua se mantuvo por encima del 70 % incluso después de 4 ciclos consecutivos.

Para todas las actividades humanas, el agua segura es un material esencial, pero la presencia de contaminantes es uno de los desafíos humanos más importantes para obtener agua limpia. El rápido desarrollo de la industrialización conduce a una mayor contaminación por metales pesados ​​en el medio ambiente1,2,3. Para reducir la contaminación del agua por la descarga de metales pesados ​​en la naturaleza, la agencia de protección ambiental (EPA) ha establecido límites permitidos específicos para este propósito. Se determinó que la concentración máxima aceptable de Pb2+ en descargas industriales y agua potable según las directrices de la OMS y la EPA se aproxima a 0,01 y 0,015 mg/L, respectivamente4,5. Este valor de Pb (II) en aguas residuales es de 0,05 mg/L, según la guía de la EPA6,7. Además, las concentraciones de iones de plomo en las aguas residuales industriales oscilan entre 200 y 500 mg/l. Cabe señalar que este valor es notablemente superior a la calidad estándar del agua, por lo que, antes de descargar las aguas residuales a los cursos de agua o sistemas de alcantarillado, la concentración de iones de plomo debe reducirse a un nivel de 0,05–0,10 mg/L6,8, 9. Los iones de metales pesados, incluido el plomo, dañan la salud humana y el medio ambiente. Estos metales pesados ​​pueden provocar muchas enfermedades y complicaciones en el organismo10,11. Por lo tanto, la eliminación de metales pesados, incluido el Pb2+, del agua y las aguas residuales es de gran importancia no solo para proteger los recursos hídricos sino también para la supervivencia permanente de los seres humanos. De acuerdo con este tema esencial, los científicos se han centrado en nuevas tecnologías que permitirán eliminar los metales pesados ​​de los suministros ambientales12,13,14,15. En general, algunos métodos de tratamiento utilizados para purificar el agua mediante la captura de metales pesados ​​e iones radiactivos se han centrado en tratamientos basados ​​en adsorción-16, membrana-17, químico-18, eléctrico-18 y fotocatalítico-19,20. Entre ellos, el proceso de adsorción es uno de los métodos más eficientes para tratar con iones de metales pesados ​​debido a su desempeño simple, varias fuentes de adsorbente, costo asequible, operación simple, alta eficiencia y capacidad regenerativa de los adsorbentes21. En los últimos años, los materiales adsorbentes convencionales, incluidos los óxidos metálicos22,23,24,25,26,27, el carbón activo28,29,30,31,32,33,34 y los nanotubos de carbono35,36,37,38,39,40 han ganado una enorme atención. Sin duda estos materiales presentan un gran comportamiento adsorbente; sin embargo, algunos de ellos todavía tienen algunas desventajas, que incluyen tamaños y volúmenes de poros pequeños, cinética de adsorción descendente, preparación elaborada, renovación difícil y baja eficiencia de adsorción. Por lo tanto, existe una necesidad urgente de desarrollar nuevos materiales de adsorción.

Recientemente, los materiales porosos como las estructuras organometálicas (MOF)41,42,43,44,45,46 y los organosílices mesoporosos periódicos huecos (PMO)47,48,49,50,51,52,53,54,55 ,56 se sienten atraídos por una perspectiva de aplicación inclusiva en el campo de la adsorción. Los marcos metalorgánicos (MOF), que también se conocen como una nueva clase de materiales híbridos y cristalinos en el campo de los materiales metalorgánicos (MOM)57,58,59, están construidos por centros metálicos o grupos que se unen a través de fuertes enlaces de coordinación con enlazadores orgánicos60,61,62,63,64. El procedimiento de síntesis para obtener MOF NP se clasifica en dos categorías principales, que incluyen técnicas hidrotermales65 y solvotérmicas66,67. En ambos procedimientos, se mezclaron dos soluciones que contenían los iones metálicos en sus estados de oxidación estables, es decir, elementos alcalinos, alcalinotérreos, de metales de transición y de tierras raras68, con enlazadores orgánicos, como moléculas policarboxílicas y poliazaheterociclos69, para lograr una amplia gama de estructuras MOF cristalinas y estables. En los últimos años, estos materiales han experimentado un rápido y extenso crecimiento de la atención debido a sus características atractivas, como una gran superficie70, arquitecturas de poros bien definidas71 y características estructurales ajustables72. Sus propiedades únicas los convierten en un gran candidato para muchas aplicaciones, incluido el almacenamiento de gas73, la purificación74, la detección molecular75, la administración de fármacos76, los catalizadores orgánicos y la purificación de agua77. En el caso de aplicaciones de tratamiento de agua, el uso de MOF con polvo de tamaño pequeño está asociado con algunos riesgos debido a la alta afinidad de estos compuestos hacia el agua, lo que conduce a aumentar la posibilidad de aglomeración y, por lo tanto, dificultar la recuperación45. Como resultado de este problema, las nanopartículas de MOF pueden ingresar directamente al agua potable78 y causar nanotoxicidad ambiental a largo plazo, problemas de contaminación por metales pesados ​​y afectar la salud humana79. Por otro lado, algunas de las estructuras de MOF son sensibles a la humedad y al agua, lo que conduce a un colapso estructural en las estructuras metalorgánicas (MOF), lo que es una seria desventaja en el uso aplicado80. La razón principal de este fenómeno puede explicarse por la estructura de los MOF (la naturaleza del enlazador y el grupo de metales) y el proceso de activación que conduce al efecto puente que se produce en la adsorción de agua46. Por ejemplo, en el proceso de activación de HKUST-1 MOF (= (Cu3(BTC)2) (BTC = benceno-1,3,5-tricarboxilato)) que está compuesto de iones de cobre rematados por ligando de agua axial y conectores BTC, se eliminaron los ligandos de agua axiales, lo que resultó en una nueva disposición en la geometría del centro cúprico hacia una coordinación planar cuadrada relativamente estable81. Sin embargo, según los artículos reportados46,81, HKUST-1 tiene una alta afinidad de adsorción de agua y no mostró estabilidad a largo plazo cuando entró en contacto directo con el agua. Contra este grupo, algunos materiales MOF, como MIL-101 (Fe), muestran una excelente estabilidad al agua. Pueden presentarse como excelentes candidatos para materiales prometedores para aplicaciones de adsorción de agua, como la eliminación de metales pesados82,83,84,85. Para aumentar las ventajas de los compuestos MOF, la incorporación de excelentes adsorbentes como los PMO con estos materiales conduce a la formación de un compuesto con propiedades mecánicas mejoradas.

Los llamados organosílices mesoporosos periódicos (PMO) como materiales híbridos orgánicos e inorgánicos avanzados se han investigado con gran interés debido a sus propiedades fisicoquímicas únicas, como canales porosos54, marco orgánico e inorgánico poroso robusto86, organización de tamaño de poro ajustable87,88, biocompatibilidad89 y el mayor contenido orgánico en el (nano)material90. Estas excelentes propiedades hacen que los PMO sean atractivos para aplicaciones en muchos campos, como adsorción47,48,49,50,51,52, catálisis91,92,93,94,95,96,97, captación de luz98,99, electrónica100,101,102, estudios de liberación de fármacos en medios biológicos simulados103,104,105,106,107,108, cromatografía109, inmovilización enzimática110,111 y bactericidas112,113. Los PMO tienen muchas aplicaciones como catalizadores en muchos campos, como la síntesis de derivados de dihidropirano[3,2-c] cromeno114, reacción de sonogashira115, acoplamiento de Chan-Lum116, condensación de una variedad de diferentes aldehídos con malononitrilo117, condensación de Knoevenagel118, oxidación de alcoholes119,120, producción limpia de polihidroquinolinas121 y reacción de Heck122. Además, la aplicación de estos materiales como adsorbentes para la adsorción selectiva y la separación de metales pesados ​​(como el plomo) se considera uno de los puntos críticos de investigación más atractivos. Es interesante señalar que la eliminación de iones de metales pesados ​​mediante PMO es sensible a los precursores de silano funcionales en sus marcos123. En otras palabras, de acuerdo con la base del propósito de la investigación y el tipo de iones metálicos que se eliminarán, los precursores de PMO se cambian y seleccionan con mucho cuidado (de acuerdo con la teoría de ácido-base duro-blando (HSAB)). En este sentido, los ácidos duros (como Mg2+, Ca2+ y Cr3+) tienen afinidad por bases duras con alta electronegatividad; los ácidos blandos (como el Hg2+, el Pd2+ y el Hg2+) reaccionan con las bases blandas y tienen una gran afinidad con los ligandos donantes de N y O blandos, y los ácidos limítrofes (como el Zn2+, el Fe2+ y el Cr2+) reaccionan con las bases limítrofes124,125,126. Los PMO que comprendían unidades de siloxano unidas por grupos orgánicos se sintetizan tradicionalmente a través de métodos sol-gel y de injerto119. El proceso sol-gel consiste en mezclar los alcoxisilanos con puentes orgánicos (RʹO)3Si–R–Si(ORʹ)3 con copolímeros o tensioactivos como agente bloqueante56,127,128. Mientras que, en el método de injerto, se unió un precursor de organosílice sin puente a un material de PMO preparado previamente119. Al insertar algunos grupos orgánicos específicos en las paredes de los poros de los PMO, se obtuvieron nuevos materiales de sílice (nano) con las ventajas de las unidades orgánicas e inorgánicas56,87,127,128,129,130,131,132,133,134,135. Curiosamente, al modificar la superficie interna y externa de los PMO, la hidrofilicidad y la hidrofobicidad de los poros se ajustan, lo que permite controlar las propiedades de estos materiales en solventes136,137,138. Además, de acuerdo con la literatura reportada139, bajo ciertas condiciones tales como condiciones de pH, redox, fotoquímicas o bioquímicas, los materiales de PMO pueden cambiar. Por lo tanto, la modificación de estos compuestos con otros materiales (como los MOF) puede ser una gran solución para resolver sus problemas.

En este trabajo, nos enfocamos en sintetizar un nuevo nanocompuesto a través de la integración de organosílice mesoporoso periódico (DSS) de doble capa con MIL-88A-Fe con el objetivo de mejorar la estabilidad del agua y la capacidad de adsorción. A continuación, se examinará el desempeño de DSS/MIL-88A-Fe como adsorbentes para eliminar el plomo del agua. Proporciona una base teórica para la integración de PMO con MOF en el tratamiento de iones de metales pesados ​​en el agua.

Los espectros FTIR se registraron en modo de transmisión 4000–400 cm−1 en un espectrómetro Thermo Nicolet Avatar 370 equipado a temperatura ambiente. La difracción de rayos X en polvo (XRD) se realizó en un difractómetro PANalytical Company X'Pert Pro MPD con radiación Cu Kα (λ = 0,154 nm). Las isotermas de adsorción de nitrógeno se midieron en un Quantachrome Instruments versión 2.2 utilizando N2 como adsorbato a -196 °C. La microscopía electrónica de transmisión (TEM) se llevó a cabo utilizando un microscopio EM10C-100 kV (empresa ZEISS). Las imágenes FE-SEM, EDX y mapeo EDX se registraron con un microscopio electrónico de barrido TESCAN (modelo: Sigma VP) que opera a un voltaje de aceleración bajo de 15,00 kV y una resolución de aproximadamente 500 nm (empresa ZEISS). La espectroscopia de emisión óptica de plasma acoplado inductivamente (ICP-OES) se logró con un Varian Vista Pro CCD (Australia). Los espectros UV-Vis de las muestras se obtuvieron en un espectrofotómetro Hitachi UV-2910.

Todos los reactivos y productos químicos se usaron sin purificación adicional. Etanol absoluto (EtOH, 99,9 %), amoniaco concentrado (28 wt%), bromuro de cetiltrimetilamonio (CTAB, ≥ 98 %), ácido clorhídrico (HCl, 38 %), ortosilicato de tetraetilo (TEOS, 98 %), 1,2-bis (trietoxisilil)etano (BTEE, 97 %) y ácido fumárico (HO2CCH = CHCO2H) utilizados en este estudio se adquirieron de Sigma-Aldrich. El cloruro férrico hexahidratado (FeCl3·6H2O) se compró a PubChem. En todos los experimentos se utilizó agua desionizada con una resistividad de 18,2 MΩ cm−1.

Las nanoesferas de PMO de doble capa se obtuvieron mediante un proceso sol-gel basado en informes de la literatura140. En una síntesis típica, se combinaron 0,16 g de CTAB con una solución mixta de etanol (30 ml), amoníaco concentrado (1,0 ml) y agua desionizada (75 ml) a 40 °C durante media hora. Posteriormente, se añadió rápidamente a la mezcla anterior una mezcla que contenía BTSE (0,119 g, 0,33 mmol) y TEOS (0,116 g, 0,56 mmol) bajo agitación vigorosa (1100 rpm) a 40 °C y se mantuvo durante 24 h. Para obtener esferas de organosílice mesoestructuradas de dos capas, a la mezcla del paso anterior se le añadió una mezcla de TEOS y BTSE con una relación molar inicial. Después de agitar más durante 24 h a 40 °C, la suspensión se recogió por centrifugación y se lavó con etanol. Las esferas periódicas de organosílice mesoestructurado se redispersaron en 360 ml de agua desionizada y luego se transfirieron a un autoclave de acero inoxidable revestido con teflón, que se calentó en un horno eléctrico de flujo de aire a 140 °C durante 5 h. Después de enfriar el autoclave a temperatura ambiente, el producto se recogió por centrifugación. Posteriormente, mediante el proceso de extracción con solvente que contenía una solución que contenía 180 mL de etanol y 360 µL de HCl concentrado, se eliminaron las plantillas de CTAB del producto. Finalmente, se obtuvieron nanoesferas de PMO con puente de etano de doble cubierta después de lavar con etanol tres veces y secar a alto vacío a 80 °C durante la noche.

Para preparar el MIL-88A-Fe por el método ultrasónico, se disolvió 1 mmol de FeCl3·6H2O (0,27 g) en 10 mL de una mezcla de DMF y solución etanólica previamente preparada con una relación volumétrica de 4,5:1 manteniendo una relación molar constante. proporción (NaOH:Fe = 0,8:1). En una relación equimolar de FeCl3·6H2O, se disolvió ácido fumárico (1 mmol, 0,116 g) en 5 ml de DMF. Posteriormente, ambas soluciones se mezclaron y sonicaron durante 10 min con una sonda de 20 W y 10 kHz en modo de onda continua. Luego, las varillas de MIL-88A-Fe sintetizadas se centrifugaron y se lavaron con DMF y etanol varias veces y luego se secaron al vacío a 85 °C durante la noche141.

Como se demuestra en el Esquema 1, el procedimiento de síntesis del compuesto DSS/MIL-88(A)-Fe ha seguido un tratamiento hidrotermal. En primer lugar, se dispersó una cierta cantidad de polvo de PMO con puente de etano de doble cubierta (10 % en peso) en 20 ml de agua ultrapura en un baño de ultrasonidos a temperatura ambiente durante 1 hora. Posteriormente se disolvió 1 mmol de FeCl3·6H2O (0.27 g) y 1 mmol de ácido fumárico (0.116 g) en una mezcla de DMF y la solución etanólica previamente preparada con una proporción en volumen de 4.5:1 obteniendo una proporción de 0.8:1 de NaOH a Fe relación en los medios de reacción. Luego, la solución de PMO con puente de etano de doble capa se dejó caer gradualmente en la solución anterior y se sonicó durante 15 min en las mismas condiciones. Luego, la mezcla se transfirió a un autoclave de 100 ml, se selló y se calentó a 65 °C durante 12 h. El compuesto DSS/MIL-88A-Fe se obtuvo por centrifugación y se lavó con etanol varias veces y luego se secó al vacío a 85 °C durante 12 h.

Preparación del compuesto de nanoesferas organosílicas mesoporosas periódicas de doble capa/MIL-88A-Fe.

Se prepararon varias concentraciones iniciales de solución de Pb2+ (10, 20, 40, 60, 80 y 100 mg/l) disolviendo la sal de Pb(OAc)2 en desionizado. Posteriormente, se añadió compuesto DSS/MIL-88(A)-Fe (15 mg) en solución de Pb2+ (50 mL) para adsorber Pb (II) a pH 6. La suspensión se agitó durante la prueba (5–150 min), y la temperatura se controló mediante un baño de agua con termostato (25 ± 2 °C). Los datos de la cinética de adsorción se obtuvieron muestreando 5 mL de suspensión en diferentes períodos durante el progreso del experimento. El compuesto adsorbente sólido se separó de la solución por filtración.

La capacidad de adsorción (\({q}_{e}\), mg g−1) de Pb2+ por el compuesto adsorbente sólido en equilibrio y así como la eficiencia de eliminación (%) (R) de Pb2+ se calculó de la siguiente manera fórmula: donde C0 (mg/L) es la concentración inicial de Pb (II), y Ce (mg/L) es la concentración de equilibrio en la fase líquida. V es el volumen de solución (mL), y m es la cantidad de adsorbente (mg).

La preparación del compuesto DSS/MIL-88(A)-Fe se demuestra en el Esquema 1. Al principio, se obtuvieron nanoesferas de sílice mesoporosas periódicas de doble capa monodispersas mediante el proceso de polimerización sol-gel140. Se lograron dos capas de nanoesferas de SiO2 a través de un método de sol-gel dirigido por surfactante de bromuro de cetiltrimetilamonio (CTAB) mediante una mezcla de precursores de silano que incluyen ortosilicato de tetraetilo (TEOS) y 1,2-bis (trietoxisilil) etano (BTSE) en solución de agua y etanol . Las nanoesferas de SiO2 de doble cubierta (DSS) se obtienen agregando una mezcla de TEOS y BTSE a la solución de reacción, con adición paso a paso a intervalos de 24 horas. Las esferas de DSS que crecieron sucesivamente se trataron hidrotérmicamente a 120 °C durante 5 h para la transformación del estado sólido en una estructura hueca. Se pudieron obtener nanoesferas de SiO2 de dos capas con los mesocanales radiales ordenados, después de la extracción de los tensioactivos CTAB de las conchas con etanol ácido. La preparación del adsorbente compuesto DSS/MIL-88(A)-Fe para eliminar el Pb2+ de la solución se ha llevado a cabo mediante un tratamiento hidrotermal. A una cierta cantidad de FeCl3·6H2O en agua ultrapura, se le añadió ácido fumárico con agitación. Luego, la solución de nanoesferas DSS se dejó caer gradualmente en la solución anterior y se agitó con fuerza durante 2 h. Luego, la mezcla se transfirió a un autoclave para obtener el nanocompuesto final.

Después de la síntesis exitosa de nanoesferas de organosílice mesoporosas periódicas de doble capa/compuesto MIL-88A-Fe, su estructura se evaluó utilizando diferentes métodos espectroscópicos, incluido el análisis espectroscópico infrarrojo por transformada de Fourier (FTIR), difracción de rayos X en polvo (XRD), Brunauer, Análisis de área de superficie de Emmett y Teller (BET), microscopía electrónica de transmisión (TEM), microscopía electrónica de barrido de emisión de campo (FE-SEM), espectroscopía de rayos X de dispersión de energía y espectroscopía de emisión óptica de plasma acoplado inductivamente (ICP-OES).

Los espectros FTIR de (a) nanoesferas DSS, (b) MOF MIL-88(A)-Fe y (c) compuesto DSS/MIL-88(A)-Fe se muestran en la Fig. 1. Tal como está evidente en la Fig. 1a, las bandas de absorción típicas ubicadas en 1084, 819 y 465 cm−1 se asignan a las vibraciones asimétricas, simétricas y de flexión del enlace Si-O-Si, respectivamente. Los espectros FT-IR de las nanoesferas DSS mostraron bandas de absorbancia de aproximadamente 2930 cm−1, que pueden asignarse a la vibración del enlace C–H en el grupo –CH2–CH2–, lo que indica claramente las estructuras con puente de etano.

Espectros FTIR de (a) nanoesferas DSS, (b) MOF MIL-88(A)-Fe y (c) compuesto DSS/MIL-88(A)-Fe.

La amplia banda de absorción en 3440 cm−1 y la banda distintiva en 1623 cm−1 se pueden relacionar con los modos de estiramiento y flexión de los grupos hidroxilo (ν O–H) adheridos a la superficie y las moléculas de agua adsorbidas en las nanoesferas DSS, respectivamente140. En el espectro FTIR de MOF MIL-88(A)-Fe (Fig. 1b), la banda correspondiente a ν(C=C) para el ligando fumarato emerge como una banda nítida en la región de 1690 cm−1142. Además, dos bandas influyentes en 1607 y 1398 cm−1 se pueden atribuir a los modos de vibración asimétrica y simétrica del grupo carboxilo del ácido fumárico, respectivamente. El pico característico a 790 cm−1 se puede asociar a la vibración de flexión C–H del enlazador orgánico143. Además, la banda de absorción a 640 cm−1 se asigna al grupo carbonilo 144,145. En el caso del compuesto DSS/MIL-88(A)-Fe, como se puede observar en la Fig. 1c, la vibración de estiramiento característica de O–H (atribuida al SiO2 de doble capa) se encuentra en 3420 cm−1, que está cubierto por el modo vibracional O-H del contenido de agua (relacionado con la adsorción de humedad en el aire a MOF). Además, la estructura definida del nanocompuesto fue corroborada por el advenimiento de las bandas de absorción en 1608 y 1398 cm−1 ( atribuido a la coordinación entre el grupo carboxilo y el Fe3+), y bandas de absorción a 1054 y 800 cm−1 (asociadas a las vibraciones del enlace Si–O–Si). Los resultados obtenidos aprobaron que la información espectral concuerda con los resultados del análisis XRD se describe a continuación.

Para confirmar la estructura cristalina de (a) nanoesferas DSS, (b) MIL-88(A)-Fe MOF y (c) compuesto DSS/MIL-88(A)-Fe, la difracción de rayos X en polvo ( PXRD), y los resultados se muestran en la Fig. 2. Se puede observar (Fig. 2a), que la estructura amorfa de las nanoesferas de SiO2 (DSS) de doble capa (I) exhibe un pico de difracción amplio en 2θ = 22,5°146. Para el MOF MIL-88(A)-Fe, los principales picos distintivos se encuentran en 2θ = 8,4°, 9,9°, 12,8°, 15,3°, 15,9°, 21,1° y 22,5° en relación con (010), ( 101), (110), (002), (012), (022) y (103) planos de cristal (Fig. 2b)141,147. En el patrón XRD del compuesto DSS/MIL-88(A)-Fe, todos los picos coincidían bien con los de su MOF MIL-88(A)-Fe puro correspondiente. En particular, el pico de difracción en 2θ = 8.5 ° atribuido a la faceta cristalográfica (100) se desarrolló más que el de MIL-88 (A) -Fe puro (Fig. 2c). El cambio podría deberse a las nanoesferas de organosílice mesoporosas periódicas de doble capa que controlaban la orientación del cristal MOF MIL-88(A)-Fe en el compuesto modificado. Los resultados de XRD sugirieron que el MOF MIL-88(A)-Fe puro y el compuesto deseado se sintetizaron con éxito.

Patrones XRD de nanoesferas DSS (a), MIL-88(A)-Fe MOF (b) y compuesto DSS/MIL-88(A)-Fe (c).

Se sabe que el área de superficie BET y la estructura de poros del nanocompuesto sintetizado son factores sustanciales que influyen en la actividad catalítica. Para obtener más información sobre las propiedades texturales (las distribuciones de tamaño de poro y las áreas superficiales BET), análisis de adsorción-desorción de N2 de nanoesferas DSS (a), MIL-88(A)-Fe MOF (b), DSS/MIL-88 El nanocompuesto de (A)-Fe (c) y el nanocompuesto de DSS/MIL-88(A)-Fe después de la adsorción de Pb2+ (d) se presentaron en la Fig. 3. Como se ve en la Fig. 3a, las nanoesferas DSS exhiben una isoterma tipo IV típica con un gran ciclo de histéresis que indica la presencia de una estructura mesoporosa con un área superficial alta de alrededor de 244,87 m2 g−1 y un volumen de poro de 0,864 cm3 g−1. En la Fig. 3b se encontró que los bucles de histéresis en la curva de isoterma de MIL-88(A)-Fe MOF se pueden atribuir a la isoterma tipo IV típica con bucle de histéresis H3148. Además, se estimó que el área de superficie BET derivada (obtenida de la teoría de Brunauer-Emmett-Teller (BET)) y el volumen de poro eran 236 m2 g-1 y 0,180 cm3 g-1, respectivamente. Como es evidente a partir de los datos resumidos en la Tabla 1, el área superficial BET del nanocompuesto DSS/MIL-88(A)-Fe es más grande que el DSS puro y el MOF (Fig. 3c). El volumen de poro más grande del nanocompuesto DSS/MIL-88(A)-Fe en comparación con el DSS y el MOF puros ofreció una arquitectura mesoporosa para las muestras compuestas, proporcionando una vía adecuada para el transporte de masa (Tabla 1). Además, el volumen de poro medio del nanocompuesto DSS/MIL-88(A)-Fe (2,919 nm) es ligeramente inferior al del DSS puro (14,115 nm) y MOF (3,056 nm), lo que probablemente se deba al efecto sinérgico e implica la combinación exitosa de MOF y PMO. Además, la investigación de la distribución del tamaño de poro de Barrett-Joyner-Halenda (BJH) que se calculó utilizando la rama de adsorción (presentada en la Fig. 3e) muestra claramente tres picos centrados en 8, 19 y 61 nm, correspondientes al mesoporoso de la cubierta. , vacío hueco (la distancia de capa a capa) y también macro poroso de MOF, respectivamente. Al comparar el BJH antes y después de la adsorción de Pb2+, se pudo derivar la conclusión de que no se observaron cambios significativos en la distribución del tamaño de los poros (Fig. 3e,f).

Análisis de adsorción-desorción de N2 de nanoesferas DSS (a), MIL-88(A)-Fe MOF (b), DSS/MIL-88(A)-nanocompuesto Fe (c) y DSS/MIL-88(A)- Nanocompuesto de Fe después de la adsorción de Pb2+ (d). Gráficas BJH de nanocompuesto DSS/MIL-88(A)-Fe (e) y nanocompuesto DSS/MIL-88(A)-Fe después de la adsorción de Pb2+ (f).

Los estudios morfológicos del nanocompuesto DSS/MIL-88(A)-Fe se realizaron investigando la microscopía electrónica de barrido de emisión de campo (FE-SEM) y la microscopía electrónica de transmisión (TEM). Los resultados obtenidos se presentan en la Fig. 4. Para testificar el nanocompuesto DSS/MIL-88(A)-Fe bien sintetizado, inicialmente examinamos las nanoesferas DDS puras y el MOF MIL-88(A)-Fe mediante FE-SEM. análisis. Como se puede observar en la Fig. 4a, el DDS exhibe una forma esférica uniforme, una distribución de tamaño monodispersa y un área superficial alta con tamaños de partículas de aproximadamente 280 nm. Además, el MOF MIL-88 (A)-Fe original muestra varillas bien cristalizadas con una cara hexagonal y un tamaño promedio de 1.2 μm (Fig. 4b). La formación del nanocompuesto DSS / MIL-88 (A) -Fe se confirma obviamente a partir de las imágenes FE-SEM (Fig. 4c, d). Como lo revela la Fig. 4c, d, el nanocompuesto DSS/MIL-88(A)-Fe obtenido conservó la forma original del DSS principal y MOF con un tamaño promedio de 280 nm y 1,1 μm, respectivamente. Curiosamente, la estructura del nanocompuesto muestra la formación de una disposición regular de nanoesferas de DDS, como se indica en la Fig. 4a, junto con la formación de una estructura de varillas hexagonales con dimensiones en el rango de las morfologías de MOF anteriores. Además, para investigar el efecto de la adsorción de Pb2+ en la morfología, se registró e ilustró en la Fig. 4e la imagen FE-SEM del nanocompuesto DSS/MIL-88(A)-Fe después de la adsorción. Al comparar las imágenes FE-SEM del nanocompuesto DSS/MIL-88(A)-Fe antes (Fig. 4c, d) y después (Fig. 4e) de la adsorción de Pb2+, se pudo concluir que los iones de Pb2+ adsorbidos en la superficie de Nanocompuesto DSS/MIL-88(A)-Fe.

Imágenes SEM de nanoesferas DSS (a), MIL-88(A)-Fe MOF (b), nanocompuesto DSS/MIL-88(A)-Fe (c,d), después de la adsorción de Pb2+ (e) y reutilización de DSS /MIL-88(A)-Nanocompuesto de Fe después de 4 ciclos de adsorción-desorción (f).

Para obtener más información sobre la morfología del nanocompuesto DSS / MIL-88 (A) -Fe sintetizado, las imágenes TEM se examinaron y se presentaron en la Fig. 5a-c. Las imágenes TEM del nanocompuesto confirman la existencia de áreas brillantes y oscuras en las estructuras de doble capa. Además, como es evidente en la Fig. 5a, b, las cavidades observadas en las imágenes TEM sugirieron la presencia de canales mesoporosos en la superficie de las nanoesferas DSS. Es de destacar que la formación de la estructura de varillas hexagonales de MIL-88 (A) -Fe MOF se observó claramente en la Fig. 5c. Además, se estimó que el grosor de la capa externa, la capa interna y el vacío hueco (la distancia de capa a capa) era ~13, ~20 y ~33 nm, respectivamente. En consecuencia, el diámetro exterior total es de aproximadamente ∼280 nm para las nanoesferas DSS, que está muy cerca de los datos FE-SEM.

Imágenes TEM de DSS (a) y nanocompuesto DSS/MIL-88(A)-Fe (b,c).

El estudio del espectro EDX confirmó la existencia de elementos C, O y Fe en la estructura del nanocompuesto (Fig. 6a). Después de la adsorción, las señales de Pb2+ se detectaron en la superficie adsorbente utilizada (Fig. 6b).

EDX de nanocompuesto DSS/MIL-88(A)-Fe (a), y después de la adsorción de Pb2+ (b).

Para evaluar más a fondo el nanocompuesto DSS/MIL-88(A)-Fe, se realizó un análisis de mapeo EDX y se aprobó la presencia de C, O, Si y Fe con distribuciones uniformes (Fig. 7a). Además, después de la adsorción de Pb2+, las distribuciones elementales eran casi idénticas. Estos hallazgos evidenciaron que Pb2+ se había adherido con éxito a la superficie adsorbente (Fig. 7b).

Mapeo EDX del nanocompuesto DSS/MIL-88(A)-Fe (a) y después de la adsorción de Pb2+ (b).

En este estudio, se investigó la eliminación de Pb2+ de una solución acuosa utilizando nanoesferas de organosílice mesoporosas periódicas de doble capa/compuesto MIL-88A-Fe. Para comprobar la adsorción de iones de plomo de una solución acuosa, en el primero, a las soluciones de 50 mL de Pb2+ con concentraciones variables (10, 20, 40, 60, 80, 100 mg/L), 15 mg DSS/MIL El compuesto -88A-Fe se añadió por separado a pH 6. Luego, las concentraciones iniciales de Pb2+ se midieron a un intervalo de 5, 15, 30, 45, 60, 75, 90 y 110 min a temperatura ambiente. Se estudiaron los efectos del tiempo de contacto y la concentración inicial de Pb2+ sobre la adsorción de Pb2+ por DSS/MIL-88A-Fe. En la Fig. 8 se encontró que la capacidad de adsorción de Pb2+ con una concentración de masa inicial de 10–100 mg/L en el compuesto DSS/MIL-88A-Fe alcanzó un equilibrio de adsorción en 30 min.

Efecto de la concentración inicial de contacto de Pb2+ y el tiempo sobre su adsorción.

A partir de la Fig. 9, el compuesto DSS/MIL-88A-Fe tiene la mayor capacidad de adsorción en comparación con MIL-88A-Fe y DDS, lo que se atribuye a la mayor superficie y a la mayor cantidad de sitios activos para la adsorción de iones Pb2+ (solución de Pb2+ con una concentración de 100 mg/L). Se hizo evidente que la capacidad de adsorción aumentaba con el aumento de la concentración inicial de Pb2+. Esto se debe al aumento de la fuerza motriz del gradiente de concentración con el aumento de la concentración inicial de Pb2+.

Isotermas de adsorción de Pb2+ para DSS, MIL-88A-Fe y compuesto DSS/MIL-88A-Fe a temperatura ambiente con una concentración de 100 mg/L de solución de Pb2+.

Se investigó el efecto de la dosis de adsorbente sobre la eficiencia de eliminación de Pb2+ por el compuesto DSS/MIL-88A-Fe. Para ello, se añadieron a temperatura ambiente 50 mL de solución de Pb2+ con una concentración de 40 mg/L y 5-35 mg de composite DSS/MIL-88A-Fe y se agitó durante 30 min. Como puede verse en la Fig. 10, con el aumento de la dosis de adsorbente, el porcentaje de remoción inicialmente aumenta, lo que podría deberse al aumento del área superficial total del adsorbente y el número de sitios de adsorción del adsorbente en cierta cantidad. de solución Pero más allá de un valor de 20 mg, el porcentaje de eliminación alcanza un valor casi constante. Esto puede deberse a una superposición de los sitios de adsorción y, en consecuencia, al hacinamiento de las partículas adsorbentes. Se observó una eliminación máxima del 86,6 % con una dosis de adsorbente de 20 mg/L (con fines económicos) a pH 6.

Efecto de la dosificación de adsorbente sobre la capacidad de adsorción y eficiencia de remoción de Pb2+.

Es bien sabido que el valor de pH de la solución es un factor esencial que afecta el rendimiento de adsorción de Pb2+. Para este propósito, se investigaron diferentes valores de pH (3, 4, 5, 6 y 7) que afectan el rendimiento de adsorción de Pb2+ por DSS/MIL-88A-Fe (Fig. 11). La capacidad de adsorción de Pb2+ en el compuesto depende del valor de pH, que aumenta lentamente con un aumento de pH hasta pH 6.

Efecto del valor de pH sobre la capacidad de adsorción de Pb2+.

La superficie del compuesto DSS/MIL-88A-Fe se protona en las soluciones ácidas (pH 3, 4 y 5), que contienen una carga positiva que provoca repulsión electrostática entre DSS/MIL-88A-Fe y Pb2+. Este fenómeno demostró que una gran cantidad de iones H+ competían con iones Pb2+ por los sitios de adsorción en el compuesto en un ambiente ácido149. Así, se redujo la capacidad de adsorción de Pb2+ por parte del compuesto adsorbente DSS/MIL-88A-Fe. Cuando el pH supera 6, los iones Pb2+ forman rápidamente hidróxido de Pb2+ (precipitación) con OH−150. Por lo tanto, se seleccionó el pH óptimo de 6 para los experimentos de adsorción posteriores.

Para obtener información sobre el mecanismo del proceso de adsorción, los modelos de isotermas de adsorción son importantes para diseñar el sistema de adsorción. La capacidad de adsorción de Pb2+ por el compuesto DSS/MIL-88A-Fe se evaluó utilizando el modelo de adsorción isotérmica de Langmuir (3), Freundlich (4) y Temkin (5) para encontrar la interacción entre el compuesto DSS/MIL-88A-Fe y Pb2+ . Las ecuaciones correspondientes de los modelos de adsorción isotérmica son las siguientes;

donde \({q}_{e}\)(mg/g) es la capacidad de adsorción de equilibrio de Pb2+ en solución, \({q}_{L}\)(mg g−1) representa la capacidad máxima de adsorción, KL (L mg−1) es la constante de Langmuir atribuida a la afinidad de los sitios de unión entre el adsorbente y la sustancia objetivo. KF ((mg g−1)/(mg g−1)1/n) y n ((mg(1−(1/n)) L(1/n) g−1) son constantes de Freundlich que representan la capacidad de adsorción y intensidad de adsorción, respectivamente R es la constante de gas (8.314 J/mol⋅K), T es la temperatura (K).

Se aplicaron tres modelos de datos experimentales de procesos de adsorción para explicar el mecanismo de adsorción de Pb2+ entre las fases líquida y adsorbente. Los resultados de ajuste de la adsorción de Pb2+ se muestran en la Fig. 12. Los parámetros de los modelos se enumeran en la Tabla 2.

Gráfica lineal para (a) modelos de isoterma de adsorción de Langmuir, (b) Freundlich y (c) Temkin.

El modelo de Langmuir normalmente se asocia con las características de adsorción de la monocapa y el nivel de energía de un sistema homogéneo, que no tiene una interacción posterior entre las especies adsorbidas151. El modelo de Freundlich es generalmente empírico relacionado con sistemas heterogéneos y aplicado a la adsorción multicapa del adsorbente152.

El modelo de Temkin se describe comúnmente por una distribución uniforme de energías de unión para explicar las interacciones adsorbato-adsorbente en los sitios de adsorción153.

El modelo de adsorción isotérmica más favorable lo proporcionó el modelo de Freundlich, ya que arrojó un valor de R2 más alto en contraste con el valor del coeficiente de correlación entre los modelos de Langmuir y Temkin. El comportamiento de adsorción de Pb2+ por el compuesto DSS/MIL-88A-Fe se produjo principalmente en poros o superficies heterogéneas como principales sitios de adsorción, y podría existir una adsorción multicapa.

\(\frac{1}{\mathrm{n}}\) es una constante que refleja la intensidad de adsorción de Pb2+ por parte del adsorbente; si el valor de \(\frac{1}{\mathrm{n}}\) se encuentra entre 0,1 y 1,0, el proceso de adsorción es favorable154.

La temperatura es uno de los factores esenciales que influyen en la capacidad de adsorción del composite al absorber Pb2+. Se investigó el efecto de la temperatura en la adsorción de Pb2+ sobre el compuesto DSS/MIL-88A-Fe a tres temperaturas a 298, 308 y 318 K. Obviamente, al aumentar la temperatura, aumentó la capacidad de adsorción del adsorbente al absorber Pb2+. . Esto mostró que el proceso de adsorción era endotérmico.

Para investigar más a fondo las características termodinámicas, los parámetros termodinámicos como el cambio de energía libre de Gibb (ΔG°, kJ/mol), el cambio de entalpía (ΔH°, kJ/mol) y el cambio de entropía (ΔS°, J/(mol·K) ) se calcularon utilizando las siguientes ecuaciones:

donde R es la constante universal de los gases (8,314 J/mol K); T es la temperatura Kelvin (K); Kc representa la constante de equilibrio termodinámico.

Los valores de ΔH° y ΔS° se obtuvieron de las pendientes y las intersecciones de la curva de Van't Hoff. Los resultados se muestran en la Fig. 13 y los parámetros termodinámicos se proporcionan en la Tabla 3.

Ecuación de Van Der Hoff. Condiciones experimentales: [Pb2+] = 80 mg L−1, pH 6,0, dosis de adsorbente = 15 mg, volumen de solución = 50 mL; tiempo = 30 min.

Los valores negativos de ΔG° indicaron que la adsorción de Pb2+ en el compuesto DSS/MIL-88A-Fe fue espontánea. Además, con la temperatura elevada, el valor absoluto de ΔG° aumentó, lo que revela que la temperatura alta puede promover el proceso de adsorción.

Los valores positivos de ΔH° sugieren que el proceso de adsorción fue de naturaleza endotérmica, mientras que el valor positivo del cambio de entropía (ΔS°) revela el aumento de la aleatoriedad en la interfase sólido/solución durante la adsorción de Pb2+. Por lo tanto, la adsorción fue un proceso endotérmico y espontáneo.

También se estudió la cinética de adsorción de Pb2+ sobre composite DSS/MIL-88A-Fe utilizando una solución de 80 mg L−1 de Pb2+ de pH 6 a temperatura ambiente. Como se muestra en la Fig. 8, el rápido proceso de adsorción de Pb2+ en el compuesto DSS/MIL-88A-Fe en los primeros 5 min puede deberse a la presencia de suficientes sitios de adsorción activos disponibles en la superficie del adsorbente. La adsorción casi alcanzó el equilibrio en 30 min.

Para estudiar la cinética de adsorción e interpretar con precisión el comportamiento de adsorción de la adsorción de Pb2+ en el compuesto DSS/MIL-88A-Fe, cuatro tipos de modelos cinéticos, incluidos el pseudoprimer orden (9), el pseudosegundo orden (10), El modelo de Elovich (11) y la difusión de partículas (12) se expresan de la siguiente manera155,156;

donde \({q}_{e}\) y \({q}_{t}\) son la capacidad de adsorción en el equilibrio y el tiempo (mg g−1), K1 (min−1) y K2 [g (mg min)−1] son ​​la constante de velocidad de adsorción de la cinética de pseudoprimer orden y pseudosegundo orden, respectivamente. Ki (mg/g \({\mathrm{min}}^{0.5})\) y a son constantes de tasa de adsorción de difusión intrapartícula y constantes de difusión intrapartícula que reflejan el efecto de la capa límite, respectivamente. \(\alpha\)[mg (g min)−1] y \(\beta\)(g mg−1) ilustran las constantes iniciales de adsorción y desorción, respectivamente157,158,159.

El proceso de adsorción generalmente tiene varios pasos y de los cuales el paso más lento controla la velocidad del proceso de adsorción.

Los datos experimentales se ajustaron utilizando los cuatro modelos cinéticos de adsorción anteriores. De acuerdo con los resultados de ajuste en la Fig. 14a-d y la Tabla 4, es evidente que el valor R2 del modelo de dinámica de pseudo-segundo orden es mayor que el de los otros tres modelos (el coeficiente de correlación R2 del modelo de pseudo-dinámica de segundo orden es mayor que el de los otros tres modelos). modelo dinámico de segundo orden es igual a 0.998). Este resultado indica que la tasa de adsorción en la superficie del adsorbente es el paso determinante de la tasa y la superficie del adsorbente corresponde a un sistema heterogéneo.

Gráficos del modelo cinético de pseudo primer orden para la adsorción de Pb2+ (a), modelo cinético de pseudo segundo orden para la adsorción de Pb2+ (b), modelo cinético de Elovich para la adsorción de Pb2+ (c) e intrapartícula -Modelo cinético de difusión para la adsorción de Pb2+ (d). Condiciones: T = 398 K, adsorbente = 15 mg/L, metal = 80 mg/L, pH 6 y tiempo de contacto = 90 min.

De acuerdo con el análisis y la caracterización anteriores, se sugiere un posible mecanismo para la eliminación de Pb2+. Para comprender mejor el proceso de adsorción de Pb2+ y la interacción compuesto-metal pesado, se midió el potencial zeta del DSS y MIL-88(A)-Fe a pH 6. Sobre la base de los resultados obtenidos, la carga superficial del DDS fue Negativo (−40 mV) que indica que la atracción electrostática mejora para una mayor adsorción de Pb2+. Entonces, el mecanismo de adsorción entre DSS y metales pesados ​​se debe a la atracción electrostática de cargas diferentes a pH 6.

Por otro lado, DSS ha proporcionado un área de superficie específica alta y una microestructura de canales mesoporosos en los que muchos grupos funcionales hidroxilo estaban expuestos en la superficie de los materiales DSS como sitios activos para la adsorción de iones de metales pesados. La adsorción se ha producido principalmente a través de interacciones electrostáticas entre el grupo hidroxilo de la superficie del DSS y los iones de metales pesados.

Además, el mecanismo de adsorción de Pb2+ en la solución a través de MIL-88(A)-Fe podría ocurrir fácilmente mediante protones de intercambio iónico en la superficie del adsorbente con Pb2+ (esta observación ha sido confirmada por comparación antes y después de la adsorción de Pb2+ a través de FTIR y SEM). análisis).

Podría entenderse que el mecanismo de adsorción de Pb2+ implicaba intercambio iónico competitivo con MIL-88(A)-Fe e interacciones electrostáticas con el DSS del compuesto. Además, el mecanismo de adsorción de Pb2+ podría ocurrir al unirse a sitios metálicos abiertos en el MOF del compuesto (un mecanismo de llenado de poros) o al interactuar con sitios activos en la superficie de DSS que contienen grupos funcionales hidroxilo.

El MIL-88(A)-Fe mostró una carga superficial positiva (+ 30 mV). Por tanto, se concluye, desde este punto de vista, que la interacción entre las nanopartículas de DDS y el MIL-88(A)-Fe es a través de la atracción electrostática para formar un material compuesto denominado DSS/MIL-88(A)-Fe.

La reciclabilidad del adsorbente es un índice importante, tanto económica como ambientalmente. Para evaluar la capacidad de reciclaje del compuesto DSS/MIL-88(A)-Fe, el adsorbente se colocó en una solución de HCl con una concentración de 0,05 M y se agitó durante 2 h, seguido de filtración y lavado con ácido nítrico durante 3 horas. veces. Posteriormente, el compuesto se limpió varias veces con agua desionizada y se activó a 85 °C durante 10 h para adsorber Pb2+ nuevamente en una solución de 40 mg L−1. El efecto de los tiempos de ciclo del compuesto DSS/MIL-88(A)-Fe en la capacidad de adsorción se revela en la Fig. 15. La capacidad de adsorción de Pb2+ por el compuesto DSS/MIL-88(A)-Fe disminuye ligeramente después de 4 períodos de regeneración para reutilizar el adsorbente (del 77,8% en el primer ciclo al 70,3% en el cuarto ciclo). La disminución de la capacidad de adsorción durante el uso repetido podría deberse a la pérdida de masa del adsorbente compuesto en los tratamientos con ácido. Los resultados demuestran una buena capacidad de reciclaje en el proceso de adsorción cíclica para la adsorción de Pb2+.

Rendimiento del ciclo del compuesto DSS/MIL-88(A)-Fe para adsorción de Pb2+.

Para investigar más a fondo el mecanismo de adsorción y la capacidad de reciclaje del compuesto DSS/MIL-88(A)-Fe en el proceso de adsorción cíclica para la adsorción de Pb2+, los espectros FT-IR del compuesto DSS/MIL-88(A)-Fe antes (Fig. 16a), después de la adsorción de Pb2+ (Fig. 16b), y también se analizó el adsorbente reutilizado después de cuatro corridas catalíticas (Fig. 16c).

Espectros FTIR de compuesto DSS/MIL-88(A)-Fe fresco (a), después de la adsorción de pb2+ (b) y compuesto DSS/MIL-88(A)-Fe reutilizado (c).

Como se observa en la Fig. 16b, los picos característicos en 3420 y 1054 cm−1 atribuidos a vibraciones del DSS, se desplazaron a 3407 y 1043 cm−1 y la intensidad de los picos se debilitó tras la adsorción de Pb2+. Además, los picos significativos en 1608 y 1398 cm−1 representaron la coordinación entre el grupo carboxilo y el Fe3+, se desplazaron hacia el rojo a 1568 y 1390 cm−1 y se debilitaron significativamente (Información complementaria).

Además, a partir del espectro FT-IR del adsorbente reutilizado después de cuatro corridas catalíticas, se puede concluir que coincidieron en todas las bandas de absorción características, como formas, posiciones y frecuencias, con los espectros FT-IR del catalizador nuevo (Fig. 16c) .

De acuerdo con los datos que se muestran en la Fig. 4f, la imagen FE-SEM reutilizada del compuesto DSS/MIL-88(A)-Fe afirma que no se observaron muchos cambios en el tamaño o la forma y la morfología de las partículas después de cuatro corridas catalíticas.

En la Tabla 5 se muestra una comparación de la capacidad de adsorción y el tiempo de equilibrio de adsorción para Pb2+ por nanocompuesto DSS/MIL-88(A)-Fe con algunos adsorbentes diferentes. Obviamente, en trabajos informados anteriormente, a pesar del breve tiempo de equilibrio de adsorción de Pb2+, demostró una capacidad de adsorción deficiente en comparación con este trabajo (Tabla 5, entradas 1–6). Además, el biocarbón modificado mostró un tiempo de adsorción largo y una capacidad de adsorción relativamente baja (Tabla 5, entrada 7). En este estudio, el nanocompuesto DSS/MIL-88(A)-Fe como adsorbente eficaz de Pb2+ de una solución acuosa tiene un alto rendimiento de adsorción, así como un tiempo de adsorción corto.

En resumen, sintetizamos nanoesferas de organosílice mesoporosas periódicas de doble cubierta/nanocompuesto de MIL-88(A)-Fe de manera convencional y caracterizado de manera integral a través de varias técnicas, incluidas FTIR, XRD, BET, TEM, FE-SEM, EDX y Análisis de mapeo EDX. Gracias a la estructura única y las notables propiedades del compuesto DSS/MIL-88A-Fe (como un tamaño promedio de 280 nm y 1,1 μm de largo atribuido al DSS y MOF, respectivamente), estructura microporosa y área de superficie específica relativamente grande (312,87 m2/ g), que resultó de la coexistencia de PMO y MOF, el compuesto descrito anteriormente exhibió un excelente desempeño en la separación de Pb2+ del agua con una capacidad de adsorción máxima de 230 mg/g con una tasa de adsorción efectiva de alrededor de 90 min. Más importante aún, una de las principales ventajas de este composite sin precedentes es su estabilidad cíclica, por lo que se investigó la reutilización del DSS/MIL-88(A)-Fe y los resultados obtenidos demostraron que este adsorbente se conservaba después de 4 veces de regeneración, lo que ilustró su desempeño favorable en la remoción de contaminantes metálicos de plomo.

Los conjuntos de datos utilizados y/o analizados durante el estudio actual están disponibles del autor correspondiente a pedido razonable.

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Sara SE Ghodsinia recibió el apoyo parcial de una subvención de la Universidad Ferdowsi de Mashhad (No. FUM-54707).

Departamento de Química, Facultad de Ciencias, Universidad Ferdowsi de Mashhad, Mashhad, 9177948974, Irán

Sara SE Ghodsinia, Hossein Eshghi y Arezou Mohammadinezhad

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SSEG: escribió el texto principal del manuscrito y preparó todos los resultados. HE: el autor correspondiente y líder en este estudio. AM: hizo el control de datos. Todos los autores revisaron el manuscrito.

Correspondencia a Hossein Eshghi.

Los autores declaran no tener conflictos de intereses.

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Acceso abierto Este artículo tiene una licencia internacional Creative Commons Attribution 4.0, que permite el uso, el intercambio, la adaptación, la distribución y la reproducción en cualquier medio o formato, siempre que se otorgue el crédito correspondiente al autor o autores originales y a la fuente. proporcionar un enlace a la licencia Creative Commons e indicar si se realizaron cambios. Las imágenes u otro material de terceros en este artículo están incluidos en la licencia Creative Commons del artículo, a menos que se indique lo contrario en una línea de crédito al material. Si el material no está incluido en la licencia Creative Commons del artículo y su uso previsto no está permitido por la regulación legal o excede el uso permitido, deberá obtener el permiso directamente del titular de los derechos de autor. Para ver una copia de esta licencia, visite http://creativecommons.org/licenses/by/4.0/.

Reimpresiones y permisos

Ghodsinia, SSE, Eshghi, H. y Mohammadinezhad, A. Síntesis de nanoesferas de organosílice mesoporosas periódicas de doble capa/compuesto MIL-88A-Fe y su rendimiento elevado para la eliminación de Pb2+ en agua. Informe científico 13, 8092 (2023). https://doi.org/10.1038/s41598-023-35149-w

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Recibido: 16 diciembre 2022

Aceptado: 13 de mayo de 2023

Publicado: 19 mayo 2023

DOI: https://doi.org/10.1038/s41598-023-35149-w

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