Activación de peroximonosulfato utilizando un catalizador ZnFe2O4 altamente eficiente y estable para la degradación de tetraciclina.

Scientific Reports volumen 13, número de artículo: 13932 (2023) Citar este artículo

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La tetraciclina (TC) es un antibiótico ampliamente utilizado que afecta negativamente a los ecosistemas y, por tanto, debe eliminarse del medio ambiente. Debido a su gran capacidad para oxidar contaminantes, incluidos los antibióticos, y su selectividad hacia estos contaminantes, un método de oxidación mejorado basado en radicales sulfato (SO4·-) ha ganado considerable interés. En este estudio, se desarrolló una técnica novedosa para eliminar TC activando peroximonosulfato (PMS) utilizando un catalizador de ZnFe2O4. Utilizando el método de coprecipitación, se preparó un catalizador de ZnFe2O4 dopando zinc en materiales a base de hierro, lo que aumentó el ciclo redox, mientras que el PMS estuvo activo y facilitó la producción de radicales libres. Según los resultados de la espectroscopía de resonancia paramagnética electrónica, un catalizador de ZnFe2O4 puede activar PMS y generar SO4·-, HO·, O2·- y 1O2 para eliminar el TC. Esta investigación ofrece un nuevo método para crear catalizadores heterogéneos altamente eficaces que puedan activar el síndrome premenstrual y destruir los antibióticos. El estudio propone las siguientes vías de degradación: hidroxilación y apertura de anillo de TC a partir de los productos identificados mediante cromatografía líquida de ultra rendimiento-espectrometría de masas. Estos resultados ilustraron que el catalizador de ZnFe2O4 preparado eliminó eficazmente el TC y exhibió un excelente rendimiento catalítico.

Recientemente, debido al rápido desarrollo de la industria, se vierten cada vez más contaminantes antibióticos en las masas de agua, lo que provoca una contaminación del agua cada vez más grave. La tetraciclina (TC) es un antibiótico ampliamente utilizado en medicina y ganadería1. Sin embargo, una cantidad significativa de CT se libera al medio ambiente y no es absorbida por humanos ni animales, lo que genera una mayor resistencia microbiana e impactos nocivos en el sistema ecológico2,3. Se han informado niveles de CT de hasta 20 mg/L en aguas residuales de acuicultura y, recientemente, se ha detectado CT en agua potable4,5. Por lo tanto, los métodos eficaces para la eliminación de TC de soluciones acuosas se han convertido en un motivo de preocupación urgente.

En los últimos años, los antibióticos se han eliminado del agua mediante diversos métodos, como la adsorción, la biodegradación6, la fotodegradación7,8 y los procesos de oxidación avanzada (POA)9. Los métodos convencionales, como la adsorción y los procesos de membrana, a menudo tienen algunas limitaciones, incluida la producción de contaminantes secundarios, el alto costo y el proceso tedioso. El uso de AOP, en los que moléculas orgánicas grandes se convierten en compuestos de moléculas orgánicas pequeñas e incluso H2O y CO2, es el método más eficaz para eliminar TC10,11. El proceso de oxidación avanzado basado en la activación de peroximonosulfato (PMS) surgió como uno de los más tecnologías prometedoras para la remediación de antibióticos.

El SO4·- tiene un mayor potencial de oxidación, una mayor duración y un rango de pH más amplio en comparación con el HO· producido mediante la reacción de Fenton12. Generalmente, para producir SO4·–13,14,15 se utilizan persulfatos como el PMS o el peroxidisulfato (PDS). El PMS con una estructura asimétrica exhibe un rendimiento de oxidación más fuerte que el PDS con una estructura simétrica sólida16. Por lo tanto, el PMS se usa ampliamente en los AOP basados en sulfatos radicales, que generalmente se facilitan mediante el uso de catalizadores que contienen metales (Co, Fe, Cu y Mn)17,18,19,20,21,22. Sin embargo, todavía se necesitan catalizadores heterogéneos altamente eficaces, fiables y reciclables para aplicaciones prácticas. Se prefiere el catalizador heterogéneo como activador de PMS en comparación con el catalizador homogéneo debido a la facilidad de recuperación del catalizador, la liberación mínima de contaminantes secundarios y el potencial para operar en condiciones tan extremas (alta presión y alta temperatura).

Entre los catalizadores basados en metales de transición, los catalizadores basados en Fe se utilizan con frecuencia para desencadenar el PMS debido a su alta eficacia, seguridad, no toxicidad y bajo precio. Los catalizadores a base de Fe que pueden activar el PMS para descomponer contaminantes orgánicos incluyen Fe3O4 magnético, α-Fe2O3, γ-Fe2O3 y δ-FeOOH23. Aunque el Fe2+ y el Fe0 de baja valencia se oxidan fácilmente, el ciclo lento de Fe2+/Fe3+ da como resultado una baja eficiencia de activación del PMS24. Por tanto, para eliminar estos efectos negativos, se han propuesto catalizadores de óxidos bimetálicos como sustitutos para mejorar la actividad catalítica y la estabilidad. En el pasado, hubo muchos estudios sobre la degradación de contaminantes orgánicos por persulfato utilizando óxidos bimetálicos Fe-Mn, Fe-CO como catalizadores20,22,24, pero la lixiviación de iones CO y Mn causará contaminación secundaria al medio ambiente, por lo tanto , este estudio se centró en catalizadores de óxido bimetálico de Fe-Zn libres de contaminación ambiental.

En este estudio, se sintetizó el catalizador ZnFe2O4 mediante la reacción de coprecipitación y se evaluó su desempeño en la degradación de TC. Los objetivos principales de este estudio fueron (1) investigar las características fisicoquímicas del catalizador y discutir su efectividad catalítica en sistemas PMS, (2) investigar el efecto de diversas condiciones ambientales en la degradación del TC y (3) examinar las especies reactivas de oxígeno. generado en el sistema ZnFe2O4/PMS y dilucidar el proceso de degradación de TC. Nuestro estudio proporciona una nueva perspectiva sobre la búsqueda de catalizadores mejorados, económicos y ecológicos.

PMS (KHSO5·0,5KHSO4·0,5K2SO4), cloruro de hexahidrato de hierro (FeCl3·6H2O), cloruro de zinc (ZnCl2), TC, cloruro de sodio (NaCl), carbonato de sodio (Na2CO3) y dihidrógenofosfato de sodio (NaH2PO4) fueron suministrados por Aladdin Industrial Co., Ltd. El ácido clorhídrico (HCl), el etanol y el hidróxido de sodio (NaOH) se adquirieron de Guangzhou Chemical Reagent Co. Se utilizó agua desionizada (DI) durante todo el experimento. Todos los reactivos fueron de la calidad analítica más baja.

Utilizando un método de coprecipitación, se sintetizó ZnFe2O4. Primero, se dispersaron ultrasónicamente FeCl3·6H2O y ZnCl2 en 50 ml de agua desionizada durante 30 min. Luego la mezcla resultante se colocó en un baño de agua a 50 °C y se agitó magnéticamente. Se añadió NaOH a la solución hasta que el pH alcanzó 9 y la suspensión se agitó continuamente y se mantuvo a 50 °C durante 1 h. Luego, los compuestos de ZnFe2O4 se centrifugaron, separaron y lavaron con etanol y agua ultrapura para alcanzar un pH de 7. Los compuestos obtenidos se secaron a 60 °C durante 24 h, se pulverizaron, se pasaron a través de un tamiz de malla 80 y luego se calcinaron a 600 °C durante 2 h bajo gas N2.

El patrón de difracción de rayos X (DRX) se midió entre 5 y 80° a 40 kV y 250 mA. La morfología de los compuestos de ZnFe2O4 se obtuvo mediante microscopía electrónica de barrido (SEM; TESCAN MIRA LMS) equipada con espectroscopia de rayos X de energía dispersiva (EDS). La espectroscopía de fotoelectrones de rayos X (XPS) se realizó utilizando un sistema de espectrómetro de fotoelectrones Thermo Scientific K-Alpha.

Para evaluar el rendimiento catalítico y la reutilización de ZnFe2O4, determinamos su eficiencia de eliminación de TC. Para lograr un equilibrio entre adsorción y desorción, el catalizador (0,2 g/L) se suspendió uniformemente en la solución de TC (20 mg/L) a 25 °C y se agitó continuamente durante 30 min. Para iniciar la oxidación catalítica, se introdujo PMS en la solución de reacción. Recogimos 2 ml de soluciones de muestra a la vez, las filtramos a través de una membrana de 0,22 mm y medimos su contenido de TC utilizando un espectrofotómetro ultravioleta-visible a 360 nm. Se utilizó un sistema de cromatografía líquida de ultra rendimiento-espectrometría de masas (UPLC-MS) para identificar los intermedios de oxidación de TC. Las especies reactivas de oxígeno (ROS) se detectaron mediante resonancia paramagnética electrónica (EPR). Después de la reacción, el catalizador se recogió, se lavó con etanol y agua y se usó en un ciclo posterior para determinar su idoneidad para su reutilización.

El patrón XRD del catalizador preparado coincidió con el de la espinela cúbica ZnFe2O4 (archivo JCPDS n.° 22-1012), lo que indica la presencia de cristales de ZnFe2O4 (Fig. 1). Se observaron seis picos de difracción en 2θ = 18,19°, 29,92°, 35,26°, 42,84°, 45,45° y 62,21°, que correspondieron a (111), (220), (311), (400), (511). , y (440) planos del ZnFe2O4, respectivamente, lo que indica su alta pureza superficial y buena cristalinidad.

Patrón de difracción de rayos X del catalizador ZnFe2O4 sintetizado.

El SEM se utilizó para examinar la morfología de la superficie y la distribución del tamaño de partículas de ZnFe2O4. La Figura 2 muestra una imagen SEM de un catalizador sintético de ZnFe2O4 con varios aumentos. Evidentemente, las nanopartículas de ZnFe2O4 con estructuras hexagonales y esféricas se encuentran uniformemente dispersas. Después de la reacción, los poros de la superficie del catalizador se agrandan. La distribución homogénea de las partículas de ZnFe2O4 puede ayudar a establecer contacto entre el catalizador y el oxidante, facilitando la activación de PMS25. Además, la superficie del ZnFe2O4 contiene varios poros que ayudan a adsorber el TC en la superficie del catalizador.

Imágenes SEM de partículas de ZnFe2O4 antes y después de la reacción. Un aumento mayor sugiere la presencia de nanopartículas aglomeradas.

La degradación de la tetraciclina bajo diferentes catalizadores a base de Fe se ilustra en la Tabla 1. La eficiencia de eliminación de TC fue mayor (63%) que otros catalizadores a base de Fe, cuando se emplearon catalizadores de Fe-Zn en las mismas condiciones de reacción. Por lo tanto, se investigaron las eficiencias de eliminación de TC en varios sistemas para evaluar la efectividad catalítica del PMS activado con ZnFe2O4 para la degradación de TC (Fig. 3a). Se encontró que el ZnFe2O4 solo eliminaba el 15% del TC en 30 minutos debido a que el TC se adhería a la gran superficie del catalizador. A pesar de ser un oxidante poderoso (E = 1,82 V), el PMS por sí solo podría eliminar solo el 30% del TC en un período de 60 minutos debido a un catalizador insuficiente para la activación del PMS y la producción de radicales de oxígeno. Las eficiencias de eliminación de TC de Fe2O3 y ZnO como catalizadores fueron del 60% y 66%, respectivamente, lo que demuestra que tanto el ZnO como el Fe2O3 pueden activar el PMS. Sin embargo, la eficiencia de degradación del TC podría alcanzar el 78% en el sistema ZnFe2O4/PMS, lo que indica su rendimiento catalítico mejorado.

Efectos de (a) diferentes catalizadores, (b) dosis de catalizador, (c) dosis de PMS, (d) pH inicial sobre la degradación de TC (a menos que se indique lo contrario, [Catalizador] = 200 mg L-1, [TC] = 20 mg L- 1, [PMS] = 100 mg L-1, pH = 7).

Se investigaron los efectos de la cantidad de catalizador, la cantidad de adición de PMS y el pH inicial sobre la descomposición de TC para determinar la eficiencia de oxidación catalítica de ZnFe2O4. La degradabilidad del TC mejoró a medida que la cantidad de catalizador aumentó de 0,1 a 0,5 g L-1, como se muestra en la Fig. 3b. Con una concentración de catalizador de 0,1 g L-1, se eliminó el 53% de TC en 60 min. Esto se atribuye al mayor número de sitios activos disponibles para la activación del PMS a medida que aumenta la dosis del catalizador para facilitar la degradación del TC26. Cuando la concentración del catalizador aumentó a 0,2 g L-1, la eliminación de TC aumentó al 78% en 60 min. Sin embargo, no se observó ninguna mejora perceptible al aumentar aún más la cantidad de catalizador a 0,5 g L-1, lo que puede atribuirse a la capacidad del catalizador para unir el exceso de radicales que tienden a agregarse27,28,29,30. La Figura 3c muestra el efecto de la concentración de PMS sobre la eficiencia de eliminación de TC. Usando 20 mg L-1 PMS, la eliminación de TC fue del 42% en 60 minutos y alcanzó el 78% cuando se usaron 100 mg L-1 PMS. Esto podría deberse a que al aumentar la concentración de PMS aumenta el contacto entre PMS y el catalizador, produciendo así más radicales libres31. Sin embargo, la eficacia de la eliminación de TC disminuyó cuando la concentración de PMS aumentó aún más. Debido a que el exceso de PMS podría apagar SO4·- y HO· para formar SO5·- (Ecs. 1 y 2) con capacidad de oxidación débil32, el SO4·- o SO5·- producido también debería tener una capacidad de autoextinción (Ecs. 3 y 4)33,34,35,36. Por lo tanto, en estudios futuros, se debe utilizar 100 mg/L de PMS como concentración óptima.

Un factor clave que influye en la eliminación de TC es el pH inicial de la solución de reacción. La Figura 3d muestra que las eficiencias de eliminación de TC en 60 minutos fueron del 85%, 81%, 78%, 73% y 64% a diferentes valores de pH de 3,0, 5,0, 7,0, 9,0 y 11,0, respectivamente. Según estos hallazgos, el PMS activado con ZnFe2O4 podría disolver el PMS en un amplio rango de pH y su eficacia de eliminación disminuyó al aumentar el pH. Generalmente, el SO4·-, que puede fabricarse en grandes cantidades para la degradación del TC, es la principal especie activa en condiciones ácidas (ecuaciones 5 y 6)37,38. Sin embargo, el SO4·- tiende a reaccionar con el OH- para formar HO· en condiciones alcalinas (Ec. 7)39. Para disociar los enlaces químicos TC, el potencial oxidativo del radical HO· debe ser menor que el del radical SO4·-. Una mayor concentración de OH- también puede hacer que HO· interactúe con OH-, lo que resulta en aniquilación radical y reducción de la eficiencia de degradación de TC.

El agua y las aguas residuales contienen varios aniones inorgánicos que afectan la eliminación de tetraciclina. Por lo tanto, los efectos de Cl−, \({\text{CO}}_{3}^{2}\) y \({\text{H}}_{{2}} {\text{PO} }_{{4}}^{ - }\) sobre la tasa de degradación de TC en el sistema ZnFe2O4/PMS. La Figura 4a muestra que 1 mM de Cl- tuvo un ligero efecto sobre la degradación de TC; sin embargo, 5 a 10 mM de Cl- podrían mejorar la eficiencia de eliminación de TC al 87%. Además, los niveles altos de Cl− pueden transferir electrones al PMS, lo que resulta en radicales sulfato y especies de cloro superabundantes (ecuaciones 8 y 9)40,41,42,43, que pueden participar en el proceso de degradación del TC44.

Efectos de los iones coexistentes (a) cloruro, (b) carbonato y (c) fosfato sobre la degradación del TC ([Catalizador] = 200 mg L-1, [TC] = 20 mg L-1, [PMS] = 100 mg L-1, pH = 7).

Además, aumentar la concentración de \({\text{CO}}_{{3}}^{{{2}{-}}}\) de 1 a 10 mM facilitó la descomposición de TC (Fig. 4b). Esto podría atribuirse a la activación de PMS estructurado asimétricamente por \({\text{CO}}_{{3}}^{{{2}{-}}}\), produciendo así más radicales libres reactivos (Ec. 10)45,46,47.

De manera similar, la Fig. 4c muestra que el H2PO4- degrada el TC rápidamente, lo que puede deberse a la transformación de SO4·- en el H2PO4·- más reactivo, como se muestra en (Ecs. 11 y 12)48.

El factor más crucial en las aplicaciones prácticas es la capacidad del catalizador para ser reutilizado. Para investigar la reutilización de ZnFe2O4, se realizaron cuatro carreras de ciclismo en condiciones experimentales ideales. Como se muestra en la Fig. 5, las eficiencias de degradación del TC se redujeron del 77 al 66% en 60 minutos después de 4 ciclos, lo que indica la buena reutilización del catalizador ZnFe2O4. Un desbordamiento menor de iones metálicos sobre el catalizador puede haber disminuido su actividad. Además, la descomposición del TC puede haber sido obstaculizada por productos intermedios absorbidos por el catalizador49.

Degradación del TC en cuatro operaciones sucesivas catalizadas por ZnFe2O4. ([Catalizador] = 200 mg L-1, [TC] = 20 mg L-1, [PMS] = 100 mg L-1, pH = 7).

Para explorar el mecanismo catalítico de ZnFe2O4, se investigaron las ROS implicadas en el sistema ZnFe2O4/PMS mediante espectroscopía EPR. Se utilizó DMPO para capturar SO4·-, HO· y O2·- mediante captura por rotación, y TEMP se utilizó para detectar 1O2. Como se muestra en la Fig. 6a, los aductos DMPO-HO· y DMPO-SO4·- mostraron sus picos característicos cuando el tiempo aumentó de 0 a 10 min. Además, la señal del aducto DMPO-O2·- en la Fig. 6b indica que el O2·- también puede estar involucrado en la degradación de TC. Además, la señal del aducto TEMP-1O2 se detectó a los 10 minutos, lo que implica la presencia de 1O2 en la reacción (Fig. 6c). Estos hallazgos demostraron que el síndrome premenstrual podría desencadenarse cuando el ZnFe2O4 produce alguna sustancia activa que elimina el TC.

Mediciones de espectroscopía EPR de (a) SO4·- y HO·, (b) O2·- y (c) 1O2.

Se utilizó XPS para analizar los cambios en los estados de valencia de Zn y Fe en catalizadores de ZnFe2O4 tratados y no tratados para investigar más a fondo su papel en la activación del PMS. Los picos de C 1s, O 1s, Fe 2p y Zn 2p de catalizadores nuevos y usados en la Fig. 7 indican la buena estabilidad del ZnFe2O4. Los picos a 284,8, 530,8, 711,5 y 1021,6 eV en la Fig. 7a corresponden a C 1s, O 1s, Fe 2p y Zn 2p, respectivamente. La Tabla 2 muestra los contenidos relativos de elementos antes y después de la reacción. El orbital C 1s en las muestras antes y después de la reacción tiene componentes similares, que pueden identificarse como C – O, C – C, O = C – O y C = O según los patrones de picos y las energías de enlace de 286,3. 284,8, 288,9 y 287,2 eV, respectivamente (Fig. 7b y Tabla 3). En la Fig. 7c, la diferencia de energía entre los picos de división de la órbita de espín (2p3/2 y 2p1/2) es de aproximadamente 23 eV, y la relación del área del pico espectral (2p3/2:2p1/2) es de aproximadamente 2:1. La posición energética de los picos espectrales de Zn 2p y la base de datos sugieren que 1021,9 eV deberían corresponder a ZnO. Según el espectro de Fe 2p en la Fig. 7d, las especies de Fe en el catalizador deben ser Fe3+ con la intensidad máxima más baja a 708,9 eV. Los picos a 714,5 y 719,3 eV son picos superficiales y satélites del catalizador, respectivamente, mientras que los de 710,0, 711,0, 712,0 y 713,0 eV corresponden a las cuatro escisiones múltiples típicas de Fe3+ con contenidos relativos enumerados en la Tabla 4. Con base en estos Como resultado, los estados de valencia de Fe y Zn en el catalizador no han cambiado sustancialmente. Sin embargo, después de la reacción, el contenido de carbono aumentó, mientras que las concentraciones de Fe y Zn disminuyeron. Aunque el catalizador contiene sólo Fe3+, su contenido con una energía de enlace baja aumentó después de la reacción.

Espectros XPS de (a) estudio, (b) C1, (c) Zn 2p, (d) Fe 2p para catalizador ZnFe2O4 nuevo y usado.

Para dilucidar el proceso de descomposición de TC, los principales productos se analizaron cualitativamente utilizando el ESI Q Orbitrap HRMS. La Figura 8 muestra las posibles vías de degradación que se analizan a continuación. El compuesto inicial (TC) tiene un pico iónico m/z 445, correspondiente a la forma ionizada por protones de [M + H]+. La primera vía de reacción posible implica la formación del producto m/z 461 mediante la hidroxilación oxidativa del anillo "A" de TC, m/z 477 mediante la hidroxilación del anillo "D" y m/z 449 mediante la oxidación "D". apertura del anillo y eliminación del grupo carbonilo. Podría producirse una mayor oxidación cuando se rompen los enlaces C-C y se eliminan las cadenas laterales para producir m/z 378 y 394. Además, se podría obtener m/z 366 mediante la apertura oxidativa del anillo "B". La segunda vía de reacción posible implica la formación del producto m/z 461 mediante la hidroxilación del anillo "D", el producto m/z 495 mediante la apertura del anillo "D" y los productos m/z 376 y 422 mediante la rotura oxidativa del C. –Bonos C. Luego se obtuvo el producto m/z 366 oxidando el anillo "B" y eliminando el grupo carboxilo. El tercer canal de reacción posible implica la ruptura de TC a través del enlace C-N y la desmetilación de dimetilamina para obtener m/z 431, la hidroxilación del anillo "A" de TC para obtener m/z 463 y la apertura oxidativa del " Anillo D” para obtener m/z 364. La división de los anillos para formar pequeñas moléculas de ácidos y aminas, así como H2O, CO2, \({\text{NO}}_{3}^{ - }\) , y \({\text{NH}}_{{4}}^{ + }\), indican degradación oxidativa y degradación completa de los compuestos.

Vías de degradación y mecanismo propuesto de la tetraciclina.

Se utilizó el método de coprecipitación para sintetizar un catalizador de ZnFe2O4 altamente activo, que posteriormente se utilizó como activador de PMS para degradar el TC. El catalizador ZnFe2O4 se estudió mediante XRD, SEM y XPS. Se estudiaron en diversas condiciones los efectos de los cambios en la cantidad de catalizador, la concentración de PMS y el pH inicial sobre la eficiencia de descomposición del TC. En las condiciones de reacción optimizadas, la eficiencia de degradación del TC alcanzó el 78%. Aniones inorgánicos (H2PO4–\({\text{H}}_{{2}} {\text{PO}}_{{4}}^{-}\), \({\text{CO}}_ {{3}}^{{{2}{-}}}\), y Cl–) pueden promover la degradación del TC hasta cierto punto. En los experimentos cíclicos se demostró que el ZnFe2O4 es catalíticamente activo y estable. Además, los resultados de EPR y XPS revelaron la presencia de numerosas sustancias activas, incluidas SO4·–, HO·, O2·– y 1O2, en el proceso de mineralización de TC. Se planteó la hipótesis de que los posibles mecanismos de degradación de TC del sistema ZnFe2O4/PMS dependían de los productos identificados por UPLC-MS. Estos resultados demostraron que el catalizador de ZnFe2O4 preparado eliminó eficazmente el TC y exhibió un excelente rendimiento catalítico.

Los datos están disponibles previa solicitud razonable al autor correspondiente.

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Este trabajo fue financiado por el Proyecto Nacional de Evaluación de Riesgos de Calidad y Seguridad de Productos Agrícolas (GJFP20220204), el Programa de Innovación en Ciencia y Tecnología Agrícola de China (ASTIP-TRIC06), el Proyecto de Ciencia y Tecnología de Bijie Tobacco Branch Company (2020520500240072, 2023520500240162) y el Proyecto de ciencia y tecnología de la empresa tabacalera Chenzhou de la provincia de Hunan (Nº 2019-45).

Estos autores contribuyeron igualmente: Xuying Zhao, Wei Li y Junyi Gao.

Instituto de Investigación del Tabaco, Academia China de Ciencias Agrícolas, Qingdao, 266101, China

Xuying Zhao, Xue Liu, Dean Song y Jiguang Zhang

China Tabaco Jiangsu Industrial Co., Ltd., Nanjing, 210019, China

wei li

Bijie Tobacco Branch Company de la provincia de Guizhou, Bijie, 551700, China

Junyi Gao y Caibin Li

Compañía tabacalera de Chenzhou de la provincia de Hunan, Chenzhou, 423000, China

Yansong Xiao

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Diseño XZ, experimento, análisis, redacción. Diseño, experimentación, análisis y redacción de WL. Diseño, análisis, investigación de JG. Análisis CL, investigación. Análisis YX, investigación. Análisis XL, investigación. Concepción, recursos y revisión del DS. Concepción de JZ, adquisición de financiación, revisión.

Correspondencia a Dean Song o Jiguang Zhang.

Los autores declaran no tener conflictos de intereses.

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Zhao, X., Li, W., Gao, J. et al. Activación de peroximonosulfato utilizando un catalizador ZnFe2O4 altamente eficiente y estable para la degradación de tetraciclina. Informe científico 13, 13932 (2023). https://doi.org/10.1038/s41598-023-38958-1

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Recibido: 27 de marzo de 2023

Aceptado: 18 de julio de 2023

Publicado: 25 de agosto de 2023

DOI: https://doi.org/10.1038/s41598-023-38958-1

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