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Introducción
Las aguas residuales de varias industrias como la farmacéutica, la textil y la agrícola a menudo contienen contaminantes tóxicos con baja biodegradabilidad. La aplicación generalizada de estos productos químicos tóxicos y su eliminación incompleta de las aguas residuales se ha descubierto de forma generalizada en las aguas superficiales, las aguas subterráneas y las plantas de tratamiento de aguas residuales municipales (Koe et al., 2020; Quintero-González et al., 2025). Estos incluyen contaminantes emergentes de cuidado (CEC, por sus siglas en inglés), que se definen como cualquier químico sintético o natural que no se controla de forma rutinaria en el medio ambiente, a pesar de tener la posibilidad de ingresar a los suelos y ecosistemas acuáticos y causar efectos adversos en los humanos, en la vida silvestre y en el medio ambiente. Los CEC incluyen productos químicos industriales y farmacéuticos, entre otros (Careghini et al., 2015; Snik et al., 2025).
El paracetamol se seleccionó como contaminante modelo por ser una droga de consumo masivo en todo el mundo. Un rango de concentración entre 4.6 µg L−1 y 52 µg L−1 ha sido reportado en estudios previos realizados en varios países de Europa y América (Castro-Pastrana et al., 2021; Hmoudah et al., 2025; Olama et al., 2018). No obstante, se espera que se puedan encontrar concentraciones más altas en las aguas residuales de los hospitales, como lo reportan Castro-Pastrana et al. (2021), quienes analizaron agua residual de un hospital, encontrando concentraciones de paracetamol en promedio de 101.3 µ/L en los efluentes de la planta de tratamiento.
Además, el agua contaminada con productos farmacéuticos como el paracetamol puede causar daño hepático en humanos y alterar el equilibrio de los ecosistemas acuáticos debido a su toxicidad (Castilla-Caballero et al., 2018). Se han desarrollado varios métodos para el tratamiento de aguas residuales, como tratamiento físico (sedimentación, ecualización, segregación y filtración), tratamiento fisicoquímico (coagulación/floculación química, intercambio iónico, adsorción, oxidación química con ozono, oxidación química con peróxido de hidrógeno) y tratamiento biológico (tratamiento aeróbico y tratamiento anaeróbico). Todas estas técnicas son útiles; sin embargo, muchos de estos contaminantes no podrían eliminarse fácilmente con las tecnologías existentes, lo que genera algunos productos de desecho secundarios que requieren un tratamiento adicional (Bello & Raman, 2018; Santhi et al., 2015; Tian et al., 2023).
Los procesos de oxidación avanzada (POA) generan el radical hidroxilo altamente reactivo (•OH) para degradar una amplia gama de contaminantes orgánicos persistentes presentes en las aguas residuales, atacando a los contaminantes de forma rápida y no selectiva (Atalay & Ersöz, 2016; Dodoo-Arhin et al., 2021; Tian et al., 2023; Zhang et al., 2020). El radical •OH y superóxido (•O2−) (ROR, radicales de oxidación rápida) son bien conocidos por su potencial de oxidación de 2.7 eV y 2.3 eV, respectivamente (Dodoo-Arhin et al., 2021; González et al., 2020; Kumar et al., 2021; Munguti et al., 2023; Tian et al., 2023; Varadavenkatesan et al., 2019).
En el caso de la degradación fotocatalítica, los pares electrón-hueco se generan absorbiendo energía del ancho de banda prohibida de una fuente externa, lo que conduce a reacciones redox efectivas con especies adsorbidas en la superficie de los fotocatalizadores (Hasan et al., 2020; Kumar et al., 2021; Varadavenkatesan et al., 2019). La fotocatálisis de semiconductores heterogéneos se ha considerado uno de los métodos PAO prometedores y rentables debido a su menor consumo de energía, condiciones más suaves, dispositivos simples, fácil operación y ausencia de contaminación secundaria (Varadavenkatesan et al., 2019; Zhu et al., 2020). Se están estudiando varios semiconductores de ancho de banda prohibida (TiO2, WO3, ZnO, etc.) para la fotodegradación de fármacos en fase acuosa bajo iluminación UV (Kaur et al., 2018; Kumar et al., 2021).
El dióxido de titanio es uno de los fotocatalizadores más conocidos por su intensa capacidad de oxidación, buena estabilidad, bajo costo y alta eficiencia en la degradación de la contaminación (Chandren & Rusli, 2022; Gandra et al., 2024; Xiao et al., 2024). Este óxido en forma de nanopolvos y películas delgadas puede ayudar a la reacción en una variedad de reactores químicos.
Cuando se irradia TiO2 con los fotones, se crean pares electrón-hueco (e - /h+). El principio de fotocatálisis de TiO2 se basa principalmente en la generación de radicales hidroxilos a través de los pares e - /h+ generados bajo irradiación de luz ultravioleta a temperatura y presión bajas (Anucha et al., 2022; Badvi & Javanbakht, 2021; Kumar et al., 2021; Zhang et al., 2020; Zhu et al., 2020). El electrón y el hueco pueden interactuar con el O2 y el H2O adsorbidos en la superficie del fotocatalizador para generar •O2 - y •OH, respectivamente, que pueden reducir y oxidar por completo los contaminantes orgánicos en sus respectivos productos finales (CO2 y H2O) (Chakravorty & Somnath, 2024; Chen et al., 2017; El Nemr et al., 2019; Varadavenkatesan et al., 2019).
Como fotocatalizador, el TiO2 es un material de ancho de banda prohibida amplia (3.2 eV para la anatasa, 3.0 eV para la fase de rutilo) y, por lo tanto, requiere luz ultravioleta para generar el par hueco-electrón. Esto limita su amplia aceptación en aplicaciones prácticas. Por lo tanto, para potenciar la actividad fotocatalítica del TiO2, se utilizan métodos como el dopaje con diferentes tipos de elementos metálicos y no metálicos (Chakravorty & Somnath, 2024; Islam et al., 2018; Kumar et al., 2021).
Entre estos diversos iones metálicos, el Fe3+ es un elemento dopante exitoso en el que sus radios (0.64 Å) son similares a los del Ti4+ (0.68 Å), por lo que el Fe3+ reemplazará fácilmente al Ti4+ en la red cristalina del TiO2. Como el nivel de energía de Fe2+/Fe3+ es cercano al de Ti3+/Ti4+, Fe3+ puede proporcionar una trampa poco profunda para los huecos y electrones fotogenerados en anatasa (González et al., 2020; Seda & Hearne, 2004).
La iluminación de Fe3+ puede mejorar la separación de pares de electrones y huecos fotogenerados y la eficiencia cuántica. Los iones de Fe3+ pueden actuar como atrapadores de electrones y huecos para reducir la tasa de recombinación fotogenerada de huecos y electrones y mejorar la actividad fotocatalítica (Hemmati et al., 2014).
La plata (Ag+) como dopante es utilizada para dar ciertas cualidades de desinfección. Diversos catalizadores de iones plata Ag+ actúan como bactericidas incluso sin radiación (Bruna et al., 2021; Escobar-Alarcón & Solís-Casados, 2021; Nguyen et al., 2022). Los iones de plata son altamente estables y una de sus principales características es que no reaccionan con el agua ni con el oxígeno para oxidarse (Bruna et al., 2021; Mikhailova, 2020).
Titanio dopado con iones plata (Ag+) genera una mayor cantidad de radicales oxidantes, debido a que interactúa con el TiO2, generando nuevos niveles de energía dentro del ancho de banda prohibido. De esta forma, más pares de electrón-hueco son fotogenerados por otros fotones de menor energía; es decir, el catalizador suele activarse por acción de la luz natural (Marimuthu et al., 2020; Saravanan et al., 2017).
Las nanopartículas de plata poseen propiedades físicas, químicas y biológicas superiores, lo que les permite encontrar aplicaciones en diversas industrias. También poseen propiedades antibacterianas y antifúngicas que facilitan sus aplicaciones en el tratamiento de aguas residuales (Saravanan et al., 2017). Recientemente, se descubrió que las nanopartículas de plata con una gran área superficial tienen más reactividad hacia los compuestos químicos y son herramientas efectivas en el tratamiento de aguas residuales en un corto periodo de tiempo (Marimuthu et al., 2020; Saravanan et al., 2017).
Una manera de clasificar los reactores fotocatalíticos es de acuerdo con la disposición del catalizador. El catalizador puede emplearse de dos formas: en suspensión o inmovilizado, en este caso sobre superficies inertes como vidrio, cuarzo o cerámica. En cerámicas se ha visto que hay una mejor fijación de los materiales fotocatalíticos. Una de las principales ventajas de la utilización del catalizador soportado es que se evita la remoción de las partículas del catalizador después del tratamiento, lo que resulta ventajoso desde el punto de vista económico y práctico (Ahmad et al., 2021; Mehrabadi et al., 2017; Munnik et al., 2015).
Se puede decir que los reactores fotocatalíticos rotativos (RFR) son un reactor del tipo discontinuo. Y una de las características más importantes es que se tiene un área de contacto muy grande en un área de tratamiento pequeña, ventajas que se tienen en los reactores biológicos de discos rotativos. Por otra parte, en los RFR se pueden tener limitaciones a la transferencia de masa. Por tanto, es necesario tener velocidades de rotación en las que se tengan regímenes de flujo turbulento, pero cuidando que no se creen condiciones en las que el catalizador es desprendido de la superficie (Ahmad et al., 2021; Mosleh & Mehrorang, 2021); en otras palabras, se deben crear regímenes del tipo laminar con los que la película de agua formada sobre la superficie del disco cree las condiciones para evitar efectos difusivos y esfuerzos de corte fuertes que arrastren el catalizador de la superficie del disco.
En este sentido, se diseñó y construyó un fotorreactor tipo disco rotatorio que puede considerarse un novedoso sistema de fotorreacción particularmente conveniente para aplicaciones a gran escala y que constituye un buen ejemplo de sistema que utiliza un fotocatalizador inmovilizado.
Materiales y métodos
Características del fotorreactor de disco rotatorio
El fotorreactor de disco rotatorio es una modificación de un reactor biológico de disco rotatorio con unas dimensiones de 30 cm (ancho) x 60 cm (largo) x 25 cm (alto), a un reactor de tipo fotocatalítico que consta de cuatro etapas con un volumen de 3.7 litros cada una.
El reactor tiene una velocidad de rotor de 54 rpm, la cual se fijó después de diversos ensayos de diferentes trabajos de tesis. Se agregó una tapa de acero inoxidable con acabado espejo para cubrir el reactor y se adaptaron siete lámparas UV, tipo germicida de 8 W con una longitud de onda de 264 nm, distribuidas estratégicamente entre los discos para una mejor radiación, como se muestra en la Figura 1. El volumen de trabajo es de 12 litros.
Síntesis y acoplamiento de catalizadores
Los discos de arcilla de 29 cm de diámetro y 0.8 cm de espesor se impregnaron con TiO2 por impregnación húmeda, lo que consistió en preparar una solución con el catalizador TiO2 Degussa e impregnar todos los discos en ambas caras. Posteriormente, se dejaron secar un poco al aire libre y después fueron metidos a una estufa para su secado a una temperatura de 65 °C durante 30 min, luego se calcinaron en una mufla con una rampa de temperatura de 380 °C, 460 °C y 550 °C durante 1 h cada una.
El dopaje de estos discos se realizó mediante la técnica de fotodeposición. En este método, la luz ultravioleta cataliza la reducción de las sales metálicas (Ag y Fe) a su estado metálico elemental (Ag⁰ y Fe⁰) antes de la calcinación. Esta estrategia fotoquímica ofrece una ruta más eficiente para la obtención de nanopartículas metálicas en comparación con otros métodos de síntesis (Montalvo-Romero et al., 2018).
Para realizar el dopaje se prepararon soluciones con los reactivos FeCl3 y Ag4(SO)3, se prepararon dos soluciones (una al 3% en peso otra al 5% en peso para cada metal) y se dejaron reaccionar por un tiempo de 5 h. Finalmente, los discos impregnados fueron calcinados a una temperatura de 550 °C. De manera similar, la calcinación es un proceso térmico en presencia de oxígeno o aire que se aplica comúnmente en la formación de fotocatalizadores para facilitar la transición de fase, la descomposición térmica o la eliminación de una fracción volátil. La calcinación, que es el proceso principal en la construcción del catalizador núcleo-corteza, siempre puede cambiar el tamaño promedio de los cristales, la interacción interfacial entre los soportes de metales nobles y los óxidos, y ejercer una influencia en la generación de vacantes de oxígeno (He et al., 2015).
Caracterización de catalizadores
La caracterización de los catalizadores permite establecer sus propiedades estructurales. Se utilizaron las técnicas de XRD y SEM. Los análisis XRD se realizaron con un modelo Rigaku, SMART LAB (LINAN, San Luis Potosí, México), utilizando un tubo de cobre como fuente de rayos X y SEM en un microscopio electrónico de barrido de doble haz (FIB/SEM) FEI Helios Nanolab 600 del Laboratorio Nacional de Investigación en Nanociencias y Nanotecnología (LINAN, San Luis Potosí, México).
Pruebas de degradación
Las pruebas de degradación se realizaron con soluciones de paracetamol (marca Sigma-Aldrich) de 12 L por cada lote manejado, en concentraciones de 30 ppm, 40 ppm y 100 ppm, a temperatura ambiente y presión atmosférica. Se realizó una fotodegradación de 72 h, tomando muestras cada 7 h; la alícuota tomada fue de aproximadamente 5 ml utilizando una pipeta graduada. Luego de cada corrida de degradación, las muestras fueron analizadas mediante técnicas de caracterización UV-visible en un espectrómetro UV-Vis Carry 60, de la Universidad Autónoma del Carmen, Campeche, México.
Resultados
Caracterización de catalizadores
Difracción de rayos X
El espectro de difracción de rayos X que se muestra en la Figura 2 establece una comparación entre el difractograma característica del TiO2 Degussa P25, compuesto por dos fases cristalinas, la fase anatasa y rutilo. Los principales picos se observan alrededor de los 25°, 38°, 48°, 54°, 55°, 63° 68° y 75°, los cuales representan la formación de anatasa, como lo reportaron Rui et al. (2014). Lo anterior significa que la fase dominante en estos materiales es la fase anatasa; adicionalmente, se identificó en menor medida la fase rutilo. Cada uno de los picos presentes en el difractograma representa las fases cristalinas del TiO2 Degussa P25, el cual está compuesto por un 70% anatasa y un 30% rutilo.
Fuente: Elaboración propia.
Figura 2 Difractograma de rayos X del catalizador de TiO2 sin dopar (Degussa P25). A: Anatasa; R: Rutilo.
La Figura 3 muestra el Difractograma de rayos X de los sistemas dopados con nanopartículas de Ag+ por el método de fotodeposición, correspondientes a las muestras de Ag-TiO2 3% en peso y 5% en peso. Los resultados del difractograma de los materiales dopados son muy similares, no se observan los picos. Los picos característicos del TiO2 se observan en sus fases anatasa y rutilo. Los resultados muestran la coexistencia de TiO2 anatasa y plata en pequeños porcentajes.
Fuente: Elaboración propia.
Figura 3 Difractograma de rayos X del catalizador Ag-TiO2. a) Dopado con el 3% en peso y b) Dopado con el 5% en peso.
El difractograma presentado en la Figura 4 corresponde al sistema Fe-TiO2, 3% en peso y 5% en peso, respectivamente.
Fuente: Elaboración propia.
Figura 4 Difractograma de rayos X del catalizador Fe-TiO2. a) Dopado con el 3% en peso y b) Dopado con el 5% en peso.
Se observan picos característicos de TiO2 en sus fases anatasa y rutilo y un ensanchamiento de los picos debido a la posible formación de fases de ilmenita (FeTiO3) y pseudo brookita (Fe2TiO5). Para determinar la causa del ensanchamiento se debe realizar la síntesis sin lavar el catalizador, con esto se encontrará la presencia de los picos característicos de TiO2 en la fase anatasa y rutilo: FeTiO3 y Fe2TiO5.
Microscopia electrónica de barrido
Las micrografías muestran las imágenes del sistema Fe-TiO2 a 3% en peso y 5% en peso; el SEM muestra principalmente aglomerados de TiO2. En la Figura 5a y 5b se muestran pequeñas aglomeraciones brillantes que corresponden a nanopartículas de Fe depositadas en la superficie del catalizador.
Fuente: Elaboración propia.
Figura 5 Imagen SEM de los catalizadores Fe-TiO2. a) Dopado con el 3% en peso y b) Dopado con el 5% en peso.
Los microanálisis solo muestran la presencia de oxígeno, titanio -correspondiente al dióxido de titanio- y hierro elemental en cantidades que no superan el 6% en peso. Las Figuras 6a y 6b muestran aglomerados de partículas de TiO2 y leves puntos de mayor brillo, correspondientes a plata metálica. Los microanálisis corroboran la presencia únicamente de oxígeno, titanio y plata. Al no observarse las partículas de Fe y Ag en los catalizadores de dopados con 3% en peso se decidió solo ocupar los catalizadores con un dopaje del 5% en peso para las fotodegradaciones.
Degradación de acetaminofén
A continuación, se muestran los espectros obtenidos del análisis en el espectrómetro UV-Vis de las muestras de degradación de paracetamol en el fotorreactor de disco rotatorio usando luz UV. En estos se observa la disminución del pico característico de paracetamol a lo largo del tiempo de reacción en el reactor.
La Figura 7 muestra los espectros de la degradación a una concentración de 40 ppm de paracetamol. La absorbancia máxima de la muestra que se observa es 2.264 unidades arbitrarias (u. a.), que corresponde a una longitud de onda de 242 nm en un tiempo inicial, la cual es característica de este compuesto (Basavaraju et al., 2011). Se observa que, a partir del segundo espectro, la absorbancia disminuye considerablemente y, conforme el tiempo pasa, el pico que se encuentra a 242 nm va disminuyendo de intensidad.
Fuente: Elaboración propia.
Figura 7 Espectro de UV-vis de paracetamol con una concentración de 40 ppm y catalizador TiO2 -Ag+ (Figura 7a) y espectro de UV-vis de paracetamol con una concentración de 40 ppm y catalizador TiO-Fe3+ (Figura 7b).
La Figura 7a muestra los gráficos de la degradación en presencia del catalizador Ag-TiO2, y la Figura 7b muestra los espectros obtenidos de la fotodegradación de paracetamol en presencia del catalizador Fe-TiO2 con un tiempo de reacción de 72 h.
Se observa en la figura que después de un tiempo de 56 h el pico característico del paracetamol es nulo, y a un tiempo de 72 h este pico ya no se encuentra, por lo que podemos decir que la molécula original se degradó, aunque se observa a un tiempo de 56 h un pico a una longitud de onda de 225 nm con una absorbancia apreciable que puede ser causada por la aparición de un compuesto intermediario. Sin embargo, este pico también desaparece después de 72 h de reacción, por lo que se puede decir que tanto el compuesto original como los compuestos intermediarios son degradados después de 72 h de reacción. El pico a 225 nm puede ser atribuido a la especie de p-aminofenol, lo cual se hace con base en los resultados presentados por Aguilar et al. (2011). En este trabajo se identificó esta especie en la degradación fotocatalítica del paracetamol, llevándose acabo reacciones de degradación de p-aminofenol.
También, en la Figura 7b se observa que después de 32 h aparece un pico definido a 222 nm, con una absorbancia de 2.3 u. a.; después de 40 h este pico aumenta hasta 2.8 u. a.; a un tiempo de 56 h a esta longitud de hora disminuye drásticamente hasta una absorbancia de 0.9 u. a.; a un tiempo de 72 h ya no aparece dicho pico. Este comportamiento también ha sido reportado por diferentes estudios (Montalvo, 2009; Aguilar et al., 2011).
La Figura 8 representa la comparación de la concentración con respecto al tiempo, en la cual se observa cómo el componente disminuye su concentración, pero no logra una degradación completa del compuesto orgánico persistente, y al mismo tiempo se observa una comparación de la degradación de paracetamol utilizando catalizadores de TiO2/Ag+ y TiO2/Fe3+ a 100 ppm expuestas a luz UV, representados de color azul y verde, respectivamente. Como se puede observar en la figura, el TiO2/Ag+ muestra una mayor degradación del paracetamol durante el intervalo de 0 a 72 horas, mientras que el TiO2/Fe3+ muestra una menor degradación en el mismo intervalo.
Efecto Raman
El efecto Raman es una dispersión inelástica de un fotón, es decir que cuando a un material se le aplica una luz monocromática el material absorbe una parte de la luz y otra la devuelve, de manera que se tiene una dispersión elástica o Rayleigh y una inelástica o el efecto Raman. Esta última dispersión experimenta ligeros cambios de frecuencia que son característicos del material analizado e independiente de la frecuencia de la luz incidente. Es por este hecho, por las diferentes frecuencias que están asociadas a cada molécula en particular, que podemos identificar materiales y distinguirlos con la espectroscopia Raman. Así, la espectroscopia de Raman es una técnica fotónica capaz de determinar en un tiempo muy breve la información molecular de materiales, ya sean orgánicos o inorgánicos, permitiendo así su identificación.
En la Figura 9 podemos observar que tenemos muchas bandas Raman hasta 1150 cm -1, también a partir de 1350 cm -1 y hasta 1800 cm -1, aproximadamente. Los picos más altos son 1323.66 cm -1, 1391.66 cm -1, 1465.8 cm -1, 1529.05 cm -1, 1598.28 cm -1 y 1683.58 cm -1 los cuales son característicos del paracetamol en un T = 0. En otras palabras, es el espectro Raman del paracetamol sin degradar (Fateixa et al., 2023).
Fuente: Elaboración propia.
Figura 9 Espectroscopia Raman del paracetamol con una concentración de 40 ppm a tiempo de 0 horas.
En la Figura 10b podemos ver con más detalle estos picos mencionados. Las bandas Raman que van de 990 cm -1 a 1100 cm -1 corresponden al anillo aromático. Las bandas Raman que van de 1450 cm -1 a 550 cm -1 con intensidad moderada corresponden a los enlaces C=C del anillo aromático. Las bandas correspondientes a una intensidad Raman que van de 1550 cm -1 a 1610 cm -1 corresponden a un enlace C-N. Estas bandas Raman corresponden a las bandas de mayor intensidad mostradas para el espectro Raman del paracetamol.
Fuente: Elaboración propia.
Figura 10 Lectura de Espectroscopia Raman del paracetamol con una concentración de 40 ppm utilizando TiO2 -Fe de 30 ppm utilizando TiO2 -Ag+.
La Figura 10a muestra las lecturas de degradación del paracetamol con dosis de luz UV durante un tiempo de 68 h a una concentración de 40 ppm utilizando TiO2 -Fe3+. Se observa cómo el paracetamol se va degradando con respecto al tiempo.
La Figura 10b muestra las lecturas de degradación del paracetamol con dosis de luz UV durante un tiempo de 64 h a una concentración de 30 ppm utilizando TiO2 -Ag+. Se observa cómo el paracetamol se va degradando con respecto al tiempo.
Obtención de parámetros cinéticos
Diversos estudios muestran que el primer paso de la degradación fotocatalítica de compuestos orgánicos siguen una cinética de primer orden o de orden cero. Los resultados muestran claramente que la velocidad de reacción depende fundamentalmente de la concentración del reactivo, por lo que se puede decir que sigue una cinética de primer orden o similar a la de primer orden, como se muestra en la ecuación 1:
donde -ra = Velocidad de reacción del componente a, Ca = Concentración del componente a, T = tiempo de reacción y K = Constante de reacción.
Al integrar la ecuación de velocidad se obtiene la siguiente función (ecuación 2):
que equivale a:
Luego se grafica el logaritmo de la concentración normalizada [ln (C/Co)] contra tiempo de reacción en la Figura 11. Los valores de la constante de reacción aparente se obtuvieron mediante regresión lineal y son presentados en la Tabla 1.
Fuente: Elaboración propia.
Figura 11 Cinética de la reacción del paracetamol utilizando a) TiO2 -Fe3+ y b) TiO2 -Ag+, para las diferentes concentraciones manejadas (30 ppm, 40 ppm y 100 ppm).
Tabla 1 Datos cinéticos de la degradación del paracetamol.
| Conc. (ppm) | K (h -1) | R2 | Ra(ppm/h) | Ca/Ra | Ca |
| TIO2 -Fe | |||||
| 30 | 0.0137 | 0.9395 | 0.411 | 72.9927007 | 30 |
| 40 | 0.0068 | 0.9529 | 0.272 | 147.058824 | 40 |
| 100 | 0.0033 | 0.9396 | 0.33 | 303.030303 | 100 |
| TIO2 -Ag | |||||
| 30 | 0.0136 | 0.9822 | 0.408 | 30.1204819 | 30 |
| 40 | 0.0332 | 0.9154 | 1.328 | 73.529412 | 40 |
| 100 | 0.0048 | 0.9222 | 0.48 | 208.333333 | 100 |
Fuente: Elaboración propia.
La Tabla 1 muestra que dichas constantes aparentes aumentan conforme la concentración aumenta. La Figura 11b muestra que la degradación fotocatalítica del paracetamol sigue una cinética de pseudo primer orden, ya que la velocidad de reacción es menor conforme se incrementa la concentración.
La cinética de reacción que precede en estos resultados de investigación corresponde al modelo de Langmuir-Hinshelwood (L-H), evaluados con los catalizadores TiO2 -Ag y TiO2 -Fe usados en la degradación del paracetamol.
En la tabla siguiente (Tabla 1) se puede observar la cinética en cada una de las distintas concentraciones en las cuales mostraron mejores resultados durante su evaluación en los compuestos a degradar.
En los gráficos siguientes de la degradación del paracetamol (Figura 12) se puede apreciar que la cinética de reacción es de orden 0, dopado con el ion metálico Fe3+.
Fuente: Elaboración propia.
Figura 12 Gráfica representativa donde se aprecia la tenencia de la cinética de reacción de primer orden en la degradación del compuesto paracetamol con TiO2 -Fe3+: a) 1/ra vs. ca y b) ra vs. tiempo del modelo L-H.
A continuación, se muestran las gracias de la cinética de reacción en la cual se observa que obedece a la cinética de primer orden, dopado con el ion Ag+ (Figura 13).
Discusión
Los resultados de la caracterización confirman el dopaje exitoso del catalizador con plata y hierro, como se evidencia mediante los análisis de rayos X y microscopia electrónica de barrido. Se identificaron las fases cristalinas de anatasa y rutilo en ambos catalizadores de TiO2.
En cuanto a la degradación del paracetamol, el catalizador dopado con plata mostró una mayor eficiencia, logrando una degradación casi total del fármaco a las 72 h a una concentración de 40 ppm (Kanchanatip et al., 2023). En contraste, el catalizador dopado con hierro presentó formación de intermediarios en las mismas condiciones. Los estudios de UV-vis y Raman corroboran estos resultados.
Los análisis cinéticos revelaron un comportamiento de pseudo primer orden para el catalizador de plata, mientras que el de hierro exhibió una cinética de orden cero. Esta diferencia de comportamiento podría atribuirse a una mayor estabilidad y mejor fijación del ion plata en la superficie del TiO2, lo que le confiere una menor propensión a la corrosión.
Por otro lado, el ion hierro, al ser menos estable frente a la corrosión, tiende a oxidarse en condiciones normales, lo que resulta en una menor disponibilidad de iones hierro en la superficie para la formación del par electrón-hueco. Y, además, se ha reportado en la literatura que el dopaje con iones hierro no es tan efectivo con la luz UV (Hemmati et al., 2014), lo que podría explicar la menor eficiencia del catalizador de hierro en la reacción de fotoxidación y la consecuente menor formación de radicales hidroxilo.
Estos resultados, respaldados por el ajuste de modelos cinéticos, sugieren que el dopaje con plata es más adecuado para la degradación eficiente del paracetamol.
Conclusiones
Los análisis de XRD y SEM revelaron un dopaje adecuado de los catalizadores, lo que confirma la eficacia de la técnica de fotodeposición empleada. En las pruebas de fotodegradación de paracetamol, con un tiempo de residencia de 72 h, el catalizador Ag-TiO2 demostró una eficiencia de remoción del 70%. En contraste, el catalizador Fe-TiO2 mostró eficiencias por debajo del 50% bajo las mismas condiciones. La mayor actividad fotocatalítica de la Ag-TiO2 puede explicarse por un acoplamiento más efectivo entre la plata y el TiO2, lo que favorece una mejor separación de los pares electrón-hueco, disminuye la recombinación y, en consecuencia, incrementa la difusión de cargas a la superficie del catalizador.
Conflictos de interés
No existe ningún conflicto de interés.
