Nanocomposite hybride de sulfure de cuivre et d'oxyde de zinc pour la décontamination des eaux usées de produits pharmaceutiques et de pesticides

Aug 17, 2023

Rapports scientifiques volume 12, Numéro d'article : 18153 (2022) Citer cet article

2440 accès

2 Citations

1 Altmétrique

Détails des métriques

Dans ce travail, des nanocomposites hybrides de photocatalyseurs CuS QD @ ZnO sont fabriqués par une méthode hydrothermique assistée par micro-ondes (MW) facile en tant que processus de préparation vert. Les photocatalyseurs (PC) préparés sont utilisés sous la lumière du soleil simulée (SL) pour la dégradation de la ciprofloxacine, de la ceftriaxone, des produits pharmaceutiques à base d'ibuprofène, du colorant bleu de méthylène et du pesticide acide 2,4,5-trichlorophénoxyacétique (2,4-D). Les photocatalyseurs préparés sont caractérisés en détail à l'aide de plusieurs techniques de composition, optiques et morphologiques. L'influence du CuS (QDs) wt. % sur l'efficacité de la dégradation morphologique, structurelle et photocatalytique ont été étudiés. Le petit déplacement entre le plan (107) de CuS et le plan (102) de ZnO peut confirmer l'existence d'une interaction de réseau, impliquant la formation d'hétérojonctions pn. Les résultats TEM et XRD ont démontré que les QD CuS sont établis et uniformément décorés à la surface des NR ZnO, confirmant la formation de nanostructures à hétérojonction CuS QD @ ZnO efficaces. Les nanocomposites hybrides CuS QDs @ ZnO ont montré une amélioration de la cristallinité, de l'absorption de la lumière, de la surface, de la séparation de la paire e – h et de l'inhibition de leur recombinaison à une hétérojonction interfaciale. De plus, il a été constaté que 3% en poids de CuS QDs @ ZnO ont la plus grande influence. Les résultats ont montré une amélioration de l'activité photocatalytique du nanocomposite hybride 3% CuS QDs @ ZnO par rapport aux nanorods ZnO nus. Les performances photocatalytiques impressionnantes des nanobâtonnets à hétérostructure CuS @ ZnO peuvent être attribuées à un transfert de charge efficace. Les nanocomposites hybrides CuS QD @ ZnO préparés présentaient une élimination de 100 % pour le colorant MB, après 45 min et après 60 min pour l'ibuprofène, les produits pharmaceutiques ciprofloxacine et le pesticide acide trichlorophénoxyacétique 2,4,5 avec une quantité de catalyseur de 0,2 g/L. Bien que l'élimination à 100 % de la ceftriaxone pharmaceutique soit obtenue après 90 min. De plus, les nanocomposites hybrides CuS QD @ ZnO présentaient une élimination complète de la DCO pour l'ibuprofène, les produits pharmaceutiques à base de ceftriaxone et le pesticide acide trichlorophénoxy acétique 2,4,5 après 2 h sans sélectivité. En bref, les nanocomposites hybrides 3% CuS QDs@ZnO peuvent être considérés comme des matériaux photoactifs prometteurs sous lumière solaire simulée pour la décontamination des eaux usées.

Les eaux usées industrielles contiennent divers composés toxiques et cancérigènes (par exemple, des colorants organiques synthétiques, des produits pharmaceutiques, des pesticides et des déchets textiles) qui mettent en danger l'équilibre délicat de l'environnement. Ces déchets présentent un danger pour l'environnement s'ils sont rejetés sans traitement1,2. Les colorants organiques synthétiques sont largement utilisés dans plusieurs industries, à savoir les textiles, le papier, le plastique, le cuir, l'alimentation et autres en raison de leur plus grande stabilité et de leur nature non biodégradable. Ces industries entraînent la production d'effluents contenant des colorants cancérigènes et dangereux, polluant l'eau et la rendant impropre à la consommation humaine. Au cours du processus de teinture, ces effluents sont rejetés dans les lacs, les rivières ou les nappes phréatiques, ce qui entraîne de très graves problèmes environnementaux, en raison de leur bonne stabilité dans les conditions ambiantes3,4.

Le bleu de méthylène (MB), couramment utilisé pour colorer la soie, la laine, le coton et le papier, est l'un des matériaux les plus coûteux de l'industrie de la teinture. Une exposition excessive au MB peut entraîner des difficultés respiratoires, de la confusion mentale, des brûlures oculaires, de la méthémoglobinémie, de la transpiration, des nausées, des vomissements et une transpiration abondante5. Par conséquent, il est essentiel pour l'environnement d'éliminer ces colorants synthétiques avant qu'ils ne soient rejetés dans les plans d'eau. Les produits pharmaceutiques sont largement utilisés pour résister aux maladies et améliorer la santé des humains, des animaux et d'autres écosystèmes. Ils peuvent être rejetés dans l'environnement par différentes voies telles que le fumier agricole, les excréments d'animaux et les effluents des industries pharmaceutiques et des hôpitaux. De plus, même à faibles doses, la libération et la persistance de ces produits pharmaceutiques dans l'environnement à partir de plusieurs sources présentent un risque potentiel pour la santé des organismes, principalement l'homme. Parmi ces produits pharmaceutiques, les antibiotiques ont acquis une importance significative et sont utilisés pour traiter les infections causées par différentes bactéries, les soins vétérinaires, la médecine et l'agriculture6. La ciprofloxacine et la ceftriaxone sont des antibiotiques couramment utilisés pour traiter les infections causées par diverses bactéries. L'utilisation excessive d'antibiotiques a créé des effets néfastes sur la santé humaine en raison de la pollution des ressources en eau, comme on en trouve dans les rejets hospitaliers et les eaux usées industrielles provenant de sources pharmaceutiques7,8,9. Les antibiotiques présents dans l'environnement rendent les bactéries résistantes, ce qui les rend inefficaces pour une variété d'infections et pose un risque pour la santé humaine10. Il est donc essentiel d'éliminer efficacement ces antibiotiques des eaux usées.

En outre, plusieurs types de pesticides génèrent une pollution de l'air, du sol, des eaux souterraines et des eaux de surface qui nuit au bien-être humain car ils sont rejetés dans l'atmosphère à cause du ruissellement des zones agricoles et civiques11. Les pesticides sont le deuxième contaminant majeur de l'eau potable et représentent la plus grande menace9,12. En tant que pesticide, il devrait être nocif pour les ravageurs visés mais pas pour les espèces non visées comme les êtres humains et de nombreuses autres créatures. Cependant, il est toxique pour les espèces envisagées et non envisagées.

L'acide 2,4,5-trichlorophénoxyacétique (2,4,5-T) est un dérivé toxique du 2,4,5-trichlorophénol et l'un des pesticides les plus largement utilisés en agriculture. La consommation de 2,4,5-T peut causer des dommages au cerveau et au système nerveux central chez l'homme. De plus, il est considéré comme moins biodégradable que les pesticides similaires à base d'acide phénoxy acétique (par exemple, l'acide 2,4-dichlorophénoxyacétique, (2,4-D) en raison de l'atome de chlore supplémentaire sur le cycle aromatique13,14.

Les méthodes de traitement traditionnelles ne peuvent pas apporter de changements significatifs dans leur chimie ou leur concentration car elles sont basées sur le transfert d'une phase à une autre, laissant les solutions aux problèmes de pollution pour les générations futures. Diverses méthodologies physico-chimiques sont proposées pour l'élimination de différents polluants organiques des déchets industriels, telles que les bioréacteurs membranaires15, le traitement électrochimique16, la nanofiltration17, les méthodes biologiques18, la coagulation/floculation19,20, l'adsorption21, l'oxydation chimique22, la réaction avec l'ozone23 et les procédés membranaires24. Cependant, plusieurs problèmes techniques sont apparus. Dans la méthode de coagulation ou de floculation, les polluants sont transférés de la phase liquide vers une phase solide, provoquant une pollution secondaire. La régénération de l'adsorbant est un processus long et coûteux. Des méthodes comme les réactions avec l'ozone ou le peroxyde d'hydrogène sont très coûteuses et difficiles à mettre en œuvre. Les sous-produits résultant de la dégradation chimique peuvent être eux-mêmes colorés et/ou même toxiques25. La dégradation biologique des colorants est rentable, respectueuse de l'environnement et ne produit pas d'énormes quantités de boues, mais est sélective, prend du temps et ne convient donc pas à la plupart des colorants. La technologie membranaire est également utilisée pour éliminer les colorants des eaux usées. En raison du plus petit diamètre des particules, la taille des pores de la membrane requise doit se situer dans la plage d'ultrafiltration/nanofiltration, ce qui implique nécessairement des pressions élevées. Cependant, le problème majeur des procédés de séparation à base de membranes est la diminution du flux et l'encrassement ultérieur de la membrane26. Récemment, l'un des procédés les plus rentables et les plus écologiques utilisés pour la dégradation des effluents organiques est le procédé d'oxydation avancée, en particulier la photocatalyse hétérogène. Ce processus dépend de la génération de radicaux hydroxyles (·OH) et d'espèces réactives de l'oxygène (ROS) qui sont des agents oxydants très actifs pour dégrader différents composés organiques sous irradiation. ZnO est un type de photocatalyseur à base de semi-conducteur qui peut produire des paires de trous d'électrons lorsqu'il est exposé à la lumière UV. En raison de sa photostabilité, de sa basse température de fonctionnement, de sa stabilité chimique élevée, de son insolubilité dans l'eau et de sa non-toxicité, le ZnO s'est avéré être l'activité photocatalytique la plus efficace. Ainsi, il est fréquemment utilisé à des fins telles que mentionnées dans nos publications précédentes27,28. Cependant, en raison de sa large bande interdite (3,2 eV), il ne fonctionne pas lorsqu'il est exposé à la lumière visible. Pour améliorer l'activité photocatalytique de ZnO, diverses approches ont été appliquées pour réduire la bande interdite et inhiber la recombinaison des paires électron-trou photogénérées, y compris la conjugaison avec d'autres matériaux semi-conducteurs ou le dopage avec des ions non métalliques/métaux de transition28. Au cours des dernières décennies, de nombreuses recherches se sont concentrées sur le couplage du semi-conducteur ZnO avec sa large bande interdite avec plusieurs autres semi-conducteurs à bande étroite pour former des hétérostructures, telles que SnS, MoS2 et ZnS29,30,31,32. Chen et al. ont rapporté que la fabrication du composite ZnO/Bi2WO6-CC par la technique de décomposition thermique peut être utilisée comme photodégradation du MB, et ont constaté qu'il peut dégrader environ 96 % du MB après 100 min33. Les membranes nanocomposites polymères CA-ZnO sont fabriquées en utilisant la méthode d'inversion de phase et la technique de synthèse sono-hydrothermique par Abu-Dalo et al. Abu-Dalo et al. ont montré une dégradation d'environ 75 % du colorant MB34.

Wolski a démontré la dégradation de la ciprofloxacine (CIP) sur des nanocomposites CeO2/ZnO qui synthétisent par une simple méthode de co-précipitation et atteignent 60% de dégradation après 60 min35. Altynbaeva et al. ont révélé l'utilisation d'une membrane composite Cu2O/ZnO @ PET pour la dégradation du pesticide carbendazime36. Ebrahimi, Roya, et al. a été présentée la dégradation photocatalytique de 66,2% du 2,4-D en utilisant un nanocomposite oxyde de zinc/graphène dopé au Mn sous rayonnement LED après 120 min37. Zhu, Wenli et al. ont démontré la dégradation du colorant RhB sur le nanocomposite CuO–CuS–ZnO–ZnS, plus de 90 % du colorant RhB sont éliminés sous la lumière du soleil simulée38. Dans nos travaux précédemment rapportés, nous avons synthétisé un photocatalyseur ZnO pour la dégradation photocatalytique de MB, CIP sur l'exposition à la lumière du simulateur solaire et avons constaté que le catalyseur ZnO présentait l'efficacité de dégradation avancée du colorant de 83%, 60% respectivement après 45 min27,28.

Néanmoins, à notre connaissance, il existe jusqu'à présent peu d'articles sur les NR de ZnO mélangés à des NP de CuS pour former des nanocomposites CuS @ ZnO. Et concernant ces matériaux nanocomposites CuS QD @ ZnO à éliminer (le colorant MB, l'ibuprofène, la ceftraxone, la ciprofloxacine et le pesticide 2,4-D des eaux usées simulées n'ont pas encore été signalés.

Ce nanocomposite facilite l'absorption du catalyseur sur une large gamme du spectre solaire. De plus, les bandes interdites des deux semi-conducteurs couplés sont situées dans diverses positions de bord de bande, ce qui améliore le transfert de charge à l'interface et retarde la recombinaison des paires électron-trou, ce qui améliore les performances photocatalytiques.

Ce travail vise à améliorer l'efficacité de la dégradation photocatalytique des nanotiges de ZnO précédemment préparées à l'aide de CuS QDs, en formant un nanocomposite hybride CuS QDs @ ZnO par une simple méthode hydrothermique à micro-ondes. Les propriétés photocatalytiques du nanocomposite hybride CuS QDs @ ZnO sont étudiées contre la ciprofloxacine, la ceftriaxone, les produits pharmaceutiques à base d'ibuprofène, le colorant bleu de méthylène et la dégradation du pesticide acide 2,4,5-trichlorophénoxyacétique (2,4-D) sous irradiation solaire simulant. Par conséquent, le processus d'amélioration de l'efficacité induite par la lumière solaire du nanocomposite hybride CuS QDs @ ZnO a été discuté en détail dans ce travail.

Le nitrate de zinc hexahydraté (Zn(NO3)2·6H2O), l'hexaméthylènetétramine (HMT), sont fournis par Merck Chemicals Company, Allemagne.

Les poudres d'acétate de cuivre monohydraté CA (Cu (CH3COO)2) (≥ 99,0 % de pureté) sont fournies par Sigma Aldrich, Allemagne. La thiourée TU (CH4N2S) est fournie par Fluka Chemicals Company, Allemagne.

Tous les produits chimiques employés sont de qualité analytique et sont appliqués sans autre purification. Le solvant utilisé dans toutes les procédures expérimentales est de l'eau déminéralisée.

De plus, le bleu de méthylène (MB) de qualité réactif est fourni par LOBA Chemie, Inde. L'acide 2,4,5-trichlorophénylacétique (C8H5F3O2), l'ibuprofène (C13H18O2) et la ceftriaxone (C18H18N8O7S3), les produits pharmaceutiques sont fournis par Sigma-Aldrich, Allemagne.

Dans une synthèse hydrothermale micro-ondes typique, 100 mmol d'acétate de cuivre monohydraté [Cu(CH3COO)2] sont dissous dans 100 mL d'eau déionisée (DW) pour former une solution bleu clair, puis après dissolution complète, sous agitation vigoureuse pendant 1 h., 100 mmol de poudre de thiourée (TU) sont ajoutés. La solution préparée vire immédiatement au brun verdâtre. Pour permettre un bon mélange, la solution est agitée à plusieurs reprises pendant 1 h. La solution est ensuite transférée dans un four à micro-ondes à pleine puissance (four en acier inoxydable MW, 120 Volts, 1000 W, 200 ° C) pendant 6 min (2 min allumé et 30 s éteint, répéter pour 3 cycles). Les produits solides noirs des QD CuS sont ensuite collectés par filtration sur papier filtre (14–18 μm), lavés à l'eau distillée plusieurs fois chacun et séchés dans un four à 60 ° C pendant 6 h avant une caractérisation plus poussée.

Les photocatalyseurs nanocomposites hybrides CuS QDs @ ZnO sont fabriqués à l'aide d'une simple réaction hydrothermique assistée par micro-ondes. Typiquement, comme illustré sur la figure 1, 0,1 M de Zn ((NO3) 2,6 H2O) est agité dans 50 ml de DW pendant une demi-heure, et à cette solution, 0,1 M de HMT est ajouté. Après agitation continue pendant 2 h, dans un autre bécher, différents ratios des derniers CuS QD préparés (0,5, 1, 3, 5, 7 et 9 %) sont dispersés dans 50 ml d'eau déminéralisée pendant 1 h. Les deux solutions sont mélangées sous agitation vigoureuse pendant encore 1 h. Le mélange réactionnel est versé dans un bécher de 100 ml et placé au micro-ondes pendant 2 min (5 cycles). Le précipité gris ainsi obtenu est nettoyé et séparé par filtration avec de l'eau distillée. Les nanocomposites hybrides CuS QDs @ ZnO sont préparés en séchant l'échantillon obtenu dans un four à 70 ° C pendant 10 h. A titre de comparaison, les NR ZnO sont préparés avec la même procédure sans l'ajout de nanoparticules de CuS. Le précipité blanc obtenu est nettoyé et séparé par filtration avec de l'eau distillée. Le ZnO est préparé en séchant l'échantillon obtenu dans une étuve à air à 70 °C pendant 10 h. Les nanocomposites hybrides CuS QD @ ZnO résultants sont étiquetés x% - CuS QD @ ZnO, où x est le rapport pondéral de CuS à ZnO. Le tableau 1 illustre les conditions de préparation de différents nanocomposites hybrides CuS QDs @ ZnO.

Schéma proposé pour la préparation de nanocomposites hybrides CuS QDs et CuS QDs @ ZnO.

Un diffractomètre PANalytical X'PertPRO avec un rayonnement incident CuK (= 1,54059), alimenté à 40 kV et 30 mA, est utilisé pour l'analyse par diffraction des rayons X (XRD). Les motifs sont collectés dans la plage de 10 o -70° avec un pas de 0,03. La taille des cristallites des échantillons préparés est calculée à partir de la mesure d'élargissement de raie XRD de l'équation Debye-Scherrer39,40, comme suit :

où \(\lambda\) est la longueur d'onde, (Cu Kα) est la pleine largeur à mi-hauteur de la raie ZnO (101) et est l'angle de diffraction. Les spectres d'absorption infrarouge à transformée de Fourier (FTIR) des échantillons sont collectés à température ambiante dans la plage de 400 à 4000 cm-1 par un spectrophotomètre infrarouge, le BRUKER VERTEX 70, avec une résolution de 4 cm-1 en utilisant la technique du disque KBr. L'analyse élémentaire et la morphologie des échantillons sont examinées respectivement par spectroscopie à rayons X à dispersion d'énergie (EDX) et microscopie électronique à balayage (SEM), à l'aide d'un microscope électronique à balayage à émission de champ ((FE-SEM) (QUANTA FEG250 fonctionnant à 20 kV). La nanostructure, le degré de cristallinité, les diagrammes de diffraction, la composition et la taille moyenne des particules sont étudiés sous un microscope électronique à transmission à haute résolution (TEM) (JEOL JEM-2100) avec une haute résolution. de 0,19 nm à 200 kV (LaB6).La spectroscopie de réflectance diffuse UV-Visible (spectrophotomètre Shimadzu UV-2401 PC équipé d'accessoires de réflectance diffuse) est utilisée pour étudier les propriétés optiques des matériaux (spectres UV-visible et énergie de la bande interdite), à ​​une résolution de 2 nm sur la gamme de longueurs d'onde entre 190 et 1100 nm. Le spectre de photoluminescence (PL) des photocatalyseurs préparés est enregistré dans la gamme spectrale de 220 à 625 nm à température ambiante sur un spectrophotomètre Perkin Elmer LS 3B à la longueur d'onde d'excitation de 320 nm. La surface spécifique, la taille des pores et le volume des pores des photocatalyseurs préparés sont estimés à l'aide d'un instrument Sorptomatic (modèle 1990) à 77 K.

Un simulateur solaire est utilisé comme unité photocatalytique de laboratoire pour les expériences batch. Le schéma de principe du système expérimental utilisé est présenté à la Fig. 2. Il consiste en un agitateur externe à vitesse variable qui est placé dans le photoréacteur fermé du simulateur solaire. Le simulateur solaire est une simulation de l'énergie solaire une chambre d'irradiation pour la simulation solaire, UVA CUBE 400, 400 W, allant de 300 nm à 1200 nm. Un certain poids des photocatalyseurs synthétisés est dispersé dans les eaux usées simulées sous agitation continue à température ambiante. L'ajustement de la valeur du pH des solutions est effectué en utilisant du HCl (0,2 M) et du NaOH (0,2 M).

Diagramme schématique proposé du processus de dégradation photocatalytique.

Dans le processus de photodégradation, 0,2 g .L-1 de photocatalyseur (PC) est mis en suspension dans une solution aqueuse de 20 ppm de polluants. Avant irradiation, la solution est agitée pendant 30 min dans l'obscurité pour atteindre l'équilibre d'adsorption-désorption. Ensuite, le simulateur solaire est activé ; et un échantillon de solution est prélevé toutes les 15 min. Ensuite, les suspensions prélevées sont filtrées avec un filtre seringue (Whatman, 0,45 µm). Les concentrations à différents moments sont mesurées à l'aide du spectrophotomètre (spectrophotomètre UV-Vis, un JASCO-V-730).

L'efficacité de la dégradation est mesurée selon l'Eq. (2):

où C0 et Ct sont les concentrations des déchets avant et après différents temps d'irradiation, respectivement.

L'élimination de la DCO (taux de minéralisation) est déterminée à l'aide de l'Eq. (3).

où C0 est la DCO initiale en ppm et Ct est la DCO en ppm à l'intervalle de temps t.

La microstructure et l'analyse morphologique du nanocomposite hybride 3% CuS QDs @ ZnO sont réalisées par microscopie électronique à balayage à émission de champ (FESEM) qui sont présentées à la Fig. 3a. Comme l'illustre la figure, 3 % CuS QDs @ ZnO sont principalement composés de nanotiges de ZnO avec une surface rugueuse recouverte de nanoparticules de CuS qui sont différentes du ZnO vierge dans notre publication précédente27,28. Cela suggère que le CuS a un léger effet sur la morphologie et la structure des NR ZnO.

( a ) Image SEM d'un nanocomposite hybride contenant 3% de CuS QD @ ZnO. ( b ) Spectre EDX d'un nanocomposite hybride CuS QDs @ ZnO à 3%.

L'analyse par spectroscopie à rayons X à dispersion électronique (EDAX) des nanocomposites CuS QD @ ZnO confirme la présence des éléments Cu, S, Zn et O dans l'échantillon et la formation d'un nanocomposite hybride, comme illustré à la Fig. 3b, tableau 2. L'absence de tout autre pic élémentaire a révélé la grande pureté de l'échantillon préparé.

La caractérisation par microscopie électronique à transmission (TEM) est utilisée pour étudier la composition chimique, la structure et les interactions des nanocomposites hybrides CuS (QD) et CuS QD @ ZnO. Les images TEM des nanocomposites hybrides CuS QD et CuS QD @ ZnO synthétisés sont révélées à la Fig. 4.

( a – d ) Image électronique en transmission (TEM) des QD CuS. ( e ) Le diagramme de diffraction électronique de la zone sélectionnée dans une région spécifique d'un QD CuS. ( f ) L'espacement des plans de réseau d'un CuS QDs.

Les images TEM et HRTEM des particules synthétiques de CuS (Fig. 4a – d) révèlent que les particules de CuS sont des QD avec une morphologie en forme de sphère d'un diamètre moyen de 4 nm. Le modèle de diffraction électronique de zone (SAED) sélectionné des QD CuS est illustré sur la figure 4e. De plus, comme déterminé à partir de l'image TEM haute résolution (HRTEM) (Fig. 4f), la distance interplanaire des QD CuS est de 0, 25 nm. (Fig. 5a – e) du nanocomposite hybride CuS QDs @ ZnO fournit plus d'informations sur l'interaction de liaison uniforme du CuS hexagonal à la surface des NR ZnO. De plus, cela démontre que les QD CuS sont établis et uniformément décorés à la surface des NR ZnO, confirmant la formation de nanostructures à hétérojonction CuS QD @ ZnO efficaces. Cette hétérojonction active facilite le transfert de charge photogénéré pendant la phase photocatalytique, ce qui provoque la minéralisation des polluants. L'image la plus proche (Fig. 5b – d) fournit un aperçu supplémentaire de la forme et de la taille des NR ZnO, démontrant que les ZNR sont ininterrompus, répartis de manière homogène et ont un diamètre moyen de 100 ± 10 nm. De plus, l'image TEM indique clairement que les nanoparticules de CuS de forme sphérique obtenues avec des tailles de particules moyennes allant de 1, 5 à 7 nm sont uniformément réparties sur les NR de ZnO. Le motif de diffraction électronique de zone (SAED) sélectionné sur la figure 5f indique clairement la nature cristalline des QD CuS @ ZnO par l'interaction de liaison entre CuS et ZnO car elle est différente de celle des QD CuS nus (voir Fig. 4e) qui confirment la formation de nanocomposite. L'image TEM haute résolution (HRTEM) (Fig. 5g) montre que les QD CuS tels que préparés sur les NR ZnO ont des distances interplanaires de 0, 25 et 0, 22 nm, qui coïncident avec l'espacement d des plans (103), (101), respectivement.

( a – e ) Image électronique en transmission (TEM) de 3% CuS QDs @ ZnO nanocomposite hybride. ( f ) Le motif de diffraction électronique de la zone sélectionnée dans une région spécifique d'un nanocomposite hybride CuS QDs @ ZnO à 3%. ( g ) L'espacement des plans de réseau des nanocomposites hybrides CuS QD @ ZnO ( CuS QD et ZnO NR).

La pureté de phase, la structure, la composition et la cristallinité des matériaux synthétisés sont déterminées à l'aide de mesures XRD sur poudre. La figure 6a montre les schémas de diffraction des rayons X (XRD) des QD CuS purs, des NR ZnO purs et x % CuS QD @ nanocomposite hybride ZnO où x est le rapport pondéral des QD CuS aux NR ZnO.

( a ) Modèles XRD de nanocomposites hybrides ZnO nus, CuS QD, CuS QD @ ZnO avec différentes teneurs en CuS QD en % en poids. ( b ) Spectres FTIR nus ZnO, CuS QD, 3% CuS QD @ nanocomposites hybrides ZnO.

Le diagramme XRD des QD CuS a démontré que les produits cultivés sont des NP CuS à structure cubique. Tous les pics de diffraction peuvent être attribués à la phase hexagonale de covellite pure (JCPDS 06-0464). On peut observer que les QD CuS ont des pics de diffraction caractéristiques bien définis avec des valeurs 2θ de (27,7°, 29,3°, 31,76°, 32,7°, 47,8°, 52,3°, 59,2°) qui correspondent respectivement aux plans cristallins (100), (101), (103), (006), (107), (108) et (116). de l'orientation préférentielle des CuS NPs41,42. Les QD CuS ont une cristallinité relativement élevée et le pic le plus intense à 2θ = 31,76 concerne le plan de diffraction (103). Les nanoparticules de CuS provoquent une intensité relativement faible et une largeur relativement élargie du pic, révélant la présence de petits cristallites43,44.

Pour les diagrammes DRX du ZnO, on observe que tous les pics de diffraction peuvent être indexés sur la structure hexagonale wurtzite du ZnO selon JCPDS n°96-900-4181 du ZnO (phase hexagonale Wurtzite) avec des pics de diffraction caractéristiques à 31,7°, 34,42°, 36,24, 47,5°, 56,554°, 62,83°, 67,9° et 69,01°, qui correspondent respectivement aux plans (100), (002), (101), (102), (110), (200), (201) et (004). Le pic caractéristique du plan (101) indique la croissance anisotrope de la cristallite et la formation d'une phase hexagonale27,28,45,46.

D'autre part, il convient de noter que la transformation structurelle des NR ZnO ou des QD CuS n'est pas observée et qu'il n'y a pas de schéma de diffraction pour les impuretés, ce qui indique que le processus de préparation est approprié47. On observe également que l'espacement d des NR ZnO et des QD CuS est respectivement de 2, 4 Å et 2, 5 Å, ce qui est en contradiction avec les résultats TEM.

La figure 6a montre le schéma XRD du nanocomposite hybride x % CuS QDs @ ZnO où x est le rapport pondéral de (x = 0,5, 1, 3, 5, 7 et 9 %) qui est similaire à celui des NR ZnO. Le diagramme XRD de ZnO dans le nanocomposite hybride CuS QDs @ ZnO est resté cohérent avec celui de ZnO (JCPDS n° 96-900-4181), suggérant ainsi que le ZnO est bien maintenu pendant le chargement de CuS48. On observe que tous les pics sont très nets et intenses, ce qui indique la nature cristalline des nanocomposites préparés et l'ajout de cuivre n'altère pas la phase cristalline du nanocomposite49.

D'après le diagramme CuS QDs @ ZnO XRD, comme les plans (107) et (103) de CuS sont apparus à 47,9° et 31,8°, respectivement, et les plans (102) et (002) de ZnO sont apparus à 47,8° et 31,7°, on observe que les pics CuS à 31,78° et 47,64° sont fusionnés avec les pics ZNR avec une légère déplacement. Le petit déplacement entre le plan (107) de CuS et le plan (102) de ZnO peut confirmer l'existence d'une interaction de réseau, impliquant la formation d'hétérojonctions pn50,51.

De plus, pour les motifs nanocomposites, la position du pic de ZnO s'est légèrement décalée vers une valeur 2θ plus élevée par rapport au ZnO pur. De plus, aucun autre pic de diffraction caractéristique supplémentaire lié aux QD CuS n'est observé. Cela peut être dû à sa petite taille, à ses faibles concentrations et à sa distribution uniforme le long des NR ZnO. Dans la littérature, des observations similaires sur l'absence d'autres signaux CuS XRD caractéristiques dans les nanocomposites ont été rapportées39,52,53,54. La formation de nanocomposites est confirmée à partir des résultats TEM, de plus d'autres techniques seront vérifiées pour confirmer la formation de nanocomposites54,55.

Il est intéressant de noter que les intensités des pics des échantillons composites augmentent progressivement avec une augmentation des rapports CuS QDs de 0,5% à 3%. De plus, lorsque la quantité de CuS est augmentée de plus de 3%, une réduction significative des intensités de pic est observée indiquant la limite de la dispersion uniforme des QD CuS montrant une agrégation conformément à 56, 57, 58. On peut en déduire qu'avec 3% de CuS uniformément dispersé dans le nanocomposite qui est bénéfique pour l'activité photocatalytique du photocatalyseur composite, l'augmentation du rapport CuS conduit à l'agrégation.

Les tailles moyennes de cristallites des nanocomposites hybrides CuS QDs, ZnO et CuS QDs @ ZnO sont estimées à l'aide de l'équation de Scherer52 et illustrées dans le tableau 3. Les tailles moyennes approximatives de cristallites des CuS QDs et des NR ZnO sont calculées à 1,9 nm et 38,84 nm, respectivement. On constate que la taille moyenne des cristallites de 0,5 % CuS QDs @ ZnO, 1 % CuS QDs @ ZnO, 3 % CuS QDs @ ZnO, 5 % CuS QDs @ ZnO, 7 % CuS QDs @ ZnO et 9 % CuS QDs @ ZnO sont de 39,7, 37,8, 36,5, 40,9, 42,5 et 46,3 nm, respectivement. Les résultats indiquent que la taille des cristallites diminue avec l'ajout et incrémente l'ajout du % en poids de CuS de 0,5 à 3 %, puis elle augmente avec une nouvelle augmentation qui affecte l'activité photocatalytique. La diminution de la taille des cristallites est liée au développement de joints de grains plus grands, ce qui conduit à un effet de diffusion plus important ou à la force de traînée de ZnO sur la croissance des grains et le mouvement des joints. On peut conclure que la petite quantité de CuS QDs est uniformément dispersée tout autour du système ZnO NRs57.

Pour examiner la nature des liaisons dans les matériaux préparés, confirmer les modifications effectuées sur les NR ZnO et la formation des nanocomposites hybrides, les spectres FTIR des nanocomposites hybrides CuS QD, ZnO NR et CuS QD @ ZnO sont collectés dans la gamme de 400 à 4000 cm-1 (Fig. 6b). La présence de groupes Cu–S est indiquée par l'étirement du pic de vibration détecté à 615 cm−1 qui montre la formation de cristaux de CuS59,60,61. Un pic supplémentaire existait à 1050 cm-1 correspondant à la vibration d'étirement de la liaison S=O61,62. La vibration d'étirement et de flexion des groupes hydroxyle de surface (groupe OH) observée à 1650 cm-1 et 3000 cm-1 respectivement confirme que les molécules d'eau sont adsorbées sur la surface CuS (H – O – H) conformément à 57.

À partir du spectre FTIR de ZnO, les principaux pics de ZnO ont été observés à 430, 880, 1637 et 3430 cm-1. Le pic à 442 cm−1 correspond à la vibration d'étirement symétrique du Zn–O63 et le pic à 809 cm−1 est dû à la vibration de flexion du Zn–O en accord avec42,63,64,65. Les pics à 1635 cm−1 et 3422 cm−1 sont dus au mode de vibration de flexion et d'étirement O–H respectivement de la molécule d'eau et des groupes hydroxyle de surface. L'existence de ces bandes indique la présence de molécules d'eau à la surface du ZnO27,28. Par conséquent, les données CuS et ZnO FTIR indiquent la préparation réussie de CuS et ZnO sans aucune impureté.

Pour le spectre FTIR du nanocomposite hybride 3% CuS QDs @ ZnO, les pics caractéristiques CuS et ZnO sont apparus et se sont déplacés à 622 cm-1 et 484 cm-1 respectivement. La présence de ces deux pics a confirmé la formation de nanocomposite hybride CuS QDs @ ZnO55.

Le pic à 3290 cm-1, 1596 cm-1 qui est observé dans les spectres de ZnO, CuS ainsi que dans le nanocomposite et peut être attribué à l'étirement et à la flexion de la liaison H–OH de l'eau adsorbée66,67,68,69.

Les caractéristiques d'absorption optique et le taux de recombinaison électron-trou des nanocomposites hybrides CuS QD et CuS QD @ ZnO préparés sont mesurés respectivement par spectroscopie de réflectance diffuse UV-Vis (DRS) et spectroscopie PL. On peut voir que les QD CuS présentent une large absorption dans la région visible (400–800 nm)51,69. Le bord d'absorption des QD CuS purs est d'environ 1550 nm, comme le montre la figure 7a, ce qui correspond à une énergie de bande interdite de 1,25 eV en raison de sa couleur noire48,70. De plus, les NR ZnO ont montré un large pic d'absorbance qui est noté à environ 397 nm, sa bande interdite correspondante est de 3,12 eV27,28,54. Le profil DRS de tous les échantillons de nanocomposites préparés présente une nouvelle augmentation de la plage d'absorption indiquant que l'ajout de QD CuS aux NR ZnO a également amélioré l'absorption de la lumière visible, facilitant ainsi l'activité photocatalytique62.

( a ) UV – Vis (DRS) de CuS QDs nus et x wt% CuS QDS @ ZnO nanocomposite hybride. (b) Spectre PL à température ambiante du nanocomposite 3% CuS QDS @ZnO (c) Déconvolution de ses spectres d'émission.

On peut noter que tous les spectres de nanocomposites montrent le spectre caractéristique de ZnO mais avec une amélioration de l'absorption, montrant que les valeurs de bande interdite ne changent pas de manière significative lorsque des QD CuS sont ajoutés71. De plus, l'augmentation de la teneur en CuS QD de 0, 5% à 3% améliore l'absorption puis diminue avec une augmentation supplémentaire du pourcentage de CuS, ce qui coïncide avec les données XRD qui illustrent que 3% CuS DQ @ ZnO ont montré une dispersibilité élevée. L'amélioration de l'absorption du spectre solaire est la clé pour augmenter l'activité photocatalytique. Les bords d'absorption de 0,5% CuS QDs @ ZnO, 1% CuS QDs @ ZnO, 3% CuS @ ZnO, 5% CuS QDs @ ZnO, 7% CuS QDs @ ZnO et 9% CuS QDs @ ZnO sont décalés à 400, 407, 420,5, 414,5, 414 et 411 nm, respectivement , et les énergies de bande interdite correspondantes sont respectivement de 3,1, 3,05, 2,95, 2,995 et 3,1 eV52,53.

On sait que des bandes interdites plus petites indiquent une énergie plus faible nécessaire pour induire un transfert d'électrons efficace. Par conséquent, la modification des CuS QD conduit à une augmentation de la charge électrique de surface de ZnO dans le nanocomposite et améliore le processus fondamental de transformation électronique pendant l'irradiation, ce qui contribue à renforcer l'activité photocatalytique51.

De plus, la bande interdite optique du nanocomposite hybride CuS QDs et CuS QDs @ ZnO préparé peut être déduite du résultat de réflectance diffuse UV – Vis selon la fonction Kubelka – Munk72. À partir des données, nous concluons que tous les systèmes suivent la transition directe autorisée, et les valeurs de la bande interdite correspondante sont représentées dans le tableau 4 qui est en accord étroit avec sa capacité d'absorption de la lumière visible38,49.

Les spectres d'extinction de photoluminescence (PL) à température ambiante des échantillons préparés sont étudiés pour déterminer si l'incorporation de nanoparticules de CuS sur des NR ZnO pour la création d'hétérojonction aux interfaces affecte la propriété PL et améliore l'efficacité de séparation du porteur de charge. Les mesures des spectres PL sont effectuées à la longueur d'onde d'excitation 315 nm. Comme le montre la figure 7b, les pics PL des QD CuS à 3% @ ZnO ont montré une intensité plus faible par rapport à celle des NR ZnO nus. Celles-ci suggèrent que les hétérostructures ont favorisé la séparation efficace des électrons et des trous de photogénération qui aident à transférer les électrons photo-excités générés par ZnO à la surface de CuS, empêchent la recombinaison de charge, accélèrent le transport et améliorent la durée de vie des porteurs de charge photogénérés. Comme l'extinction PL révèle un taux de recombinaison électron-trou plus faible et un taux de transfert d'électrons plus élevé en accord avec57. Ce résultat a en outre confirmé que les QD CuS sont exfoliés et attachés à la surface des NR ZnO pendant le processus hydrothermique micro-ondes, en accord avec66. Par la suite, la diminution du taux de recombinaison et l'amélioration de l'absorption de la lumière visible de 3 % CuS QD @ ZnO pourraient encore répondre à l'utilisation efficace de supports photoexcités qui ont favorisé la réaction de dégradation photocatalytique des colorants organiques73.

La déconvolution de la bande d'émission de défaut 3% CuS @ ZnO (Fig. 7c), centrée à 478 nm, donne quatre bandes de défaut. La différence d'énergie entre le bas de la bande de conduction et le niveau d'énergie de la lacune de zinc est responsable du fort pic violet à 406 nm. Il y a un pic de défaut à 472 nm (eV) qui peut être attribué aux défauts de réseau liés aux lacunes d'oxygène et de zinc, à l'oxygène interstitiel et à la transition entre les défauts aux joints de grains et la bande de valence (VB). Un large pic d'émission dans la plage de 500 à 570 nm, qui peut être attribué à la transition électronique de l'interstitiel de zinc ou de la lacune d'oxygène vers le haut de la bande de valence. En outre, un large pic d'émission dans la plage de 500 à 580 nm, qui peut être attribué à l'émission de bord de bande CuS, au décalage vers le bleu de la mission de bord de bande des petites nanoparticules CuS et aux défauts complexes des nanostructures CuS conformément à74.

Dans les réactions hétérogènes, la surface spécifique est proportionnelle au nombre de sites actifs catalytiques. C'est donc un paramètre clé de l'activité photocatalytique des échantillons synthétisés. Le Brunauer – Emmett – Teller (BET) est utilisé pour calculer la surface spécifique et les résultats ont été présentés dans le tableau 5. Les surfaces BET des NR ZnO et du nanocomposite hybride CuS QDS @ ZnO sont respectivement de 124,2 et 150,5 m2 g-1. On peut conclure que la formation du nanocomposite a augmenté la surface du ZnO, ce qui est très approprié pour l'amélioration de l'efficacité de la dégradation.

La formation de nanocomposites hybrides contenant des QD CuS peut modifier considérablement le bord d'absorption des NR ZnO près de la plage visible, permettant l'absorption d'une plus grande fraction du spectre solaire et réduisant l'énergie de la bande interdite. De plus, la formation de ces nouveaux états peut empêcher la recombinaison des paires e–-h+ et augmenter la surface, améliorant ainsi les performances photocatalytiques. Cependant, une augmentation de la concentration de CuS QDs supérieure à 3% entraîne la création d'états intermédiaires qui agissent comme des centres de recombinaison de charge et dégradent l'activité photocatalytique.

Les solutions d'antibiotique ciprofloxacine et de colorant MB sont utilisées comme modèles de polluants organiques pour estimer l'activité photocatalytique du nanocomposite préparé sous irradiation du simulateur solaire, et les résultats sont présentés sur les figures 8a, b. En l'absence de simulation de la lumière du soleil, le pourcentage d'adsorption du colorant MB par les nanocomposites ZnO et CuS QD @ ZnO est de 43 % et 54 %, respectivement, tandis que le pourcentage d'adsorption de l'antibiotique ciprofloxacine est de 41 % et 45 %. Le nanocomposite CuS @ ZnO a montré un pourcentage d'adsorption plus élevé que le ZnO nu en raison de sa plus grande surface. Plus la surface spécifique des QD CuS @ ZnO est grande, plus l'attraction électrostatique entre les déchets et le PC augmente, et donc plus l'efficacité d'adsorption augmente74,75.

( a ) Effet de 3% CuS QDs @ nanocomposite hybride ZnO sur la dégradation% de MB. ( b ) Effet du nanocomposite hybride CuS QDs @ ZnO à 3% sur le pourcentage de dégradation de la ciprofloxacine. (c) Effet du rapport CuS QDs sur la dégradation % de la ciprofloxacine (d) Effet de 3% CuS QDs @ ZnO nanocomposite hybride sur la dégradation de différents produits pharmaceutiques (e) Effet de 3% CuS QDs @ ZnO nanocomposite hybride sur l'élimination de la COD de différents produits pharmaceutiques.

En présence de lumière solaire, l'élimination totale du colorant après 45 min s'avère être de 82% et 100% pour le ZnO pur et le nanocomposite respectivement. De plus, l'élimination de la ciprofloxacine est de 60 % et de 100 % après 90 min. On peut en conclure que la jonction formée en ajoutant les QD CuS aux NR ZnO améliore son efficacité photocatalytique où les QD CuS @ ZnO présentent un pourcentage de dégradation plus élevé que les NR ZnO nus (pour le colorant MB et l'antibiotique ciprofloxacine). L'amélioration de l'activité photocatalytique des nanocomposites peut être due à l'amélioration de la taille des cristallites, à la diminution de la bande interdite, ainsi qu'à la réduction du taux de recombinaison des électrons et des trous. En conséquence, les QD CuS peuvent agir comme co-catalyseurs pour accepter les électrons photogénérés à partir de ZnO, améliorant considérablement l'activité photocatalytique en accord avec57.

De plus, l'effet des ratios CuS QD (de 0, 5 à 9% en poids) sur l'efficacité de la dégradation de l'antibiotique ciprofloxacine a été étudié et illustré sur la figure 8c. On constate que, l'efficacité de dégradation du ZnO nu contre la ciprofloxacine est de 60 %. Considérant qu'il a augmenté à 78 %, 87 % et 90 % avec l'ajout de CuS QD dans les rapports de 0,5 % en poids, 1 % en poids et 3 % en poids, respectivement. Néanmoins, à mesure que la teneur en CuS QD augmentait à 5 % en poids, 7 % en poids et 9 % en poids, l'efficacité de la dégradation a été réduite à 88,8 %, 85 % et 80,0 %, respectivement. L'amélioration de l'efficacité de la dégradation photocatalytique avec l'ajout de QD CuS à 3% est principalement due à l'augmentation de l'efficacité de l'adsorption. Il convient de mentionner que l'adsorption et le transfert efficaces des polluants vers les sites actifs peuvent contribuer à l'efficacité photocatalytique et constituent une étape critique du processus catalytique car le processus catalytique commence à la surface.

En plus de la diminution des valeurs de bande interdite, ce qui a amélioré l'absorption de la lumière et la production de plus de paires e – h. Ce résultat est cohérent avec les spectres UV-Vis illustrés à la Fig. 7a. La teneur en CuS QDs de 3% a montré l'efficacité de dégradation photocatalytique la plus élevée car elle a montré la dispersibilité, l'absorption et la bande interdite les plus faibles. À un pourcentage plus élevé de CuS QD, l'attraction électrostatique des CuS QD chargés négativement et des trous chargés positivement augmente la recombinaison, diminuant ainsi l'efficacité de la réaction PC conformément à 52. En conséquence, la prochaine discussion portera sur le photocatalyseur 3 % CuSQDs@ ZnO73.

L'efficacité de dégradation du photocatalyseur nanocomposite hybride 3% CuS QDs @ ZnO contre l'ibuprofène et les produits pharmaceutiques à base de ceftriaxone, ainsi que les polluants pesticides, à savoir 2, 4, 5 T, est estimée sous l'irradiation du simulateur solaire Fig. 8d. Les résultats démontrent que le PC a tendance à atteindre 100 %, 100 % et 30 % de dégradation pour l'ibuprofène, le 2,4,5 T et la ceftriaxone après 60 min respectivement.

De plus, la dégradation complète de la ceftriaxone est atteinte après 90 min. L'efficacité de dégradation plus élevée de l'ibuprofène, du 2,4,5 T et de la ceftriaxone est attribuée à la surface polaire plus élevée de ces molécules en milieu aqueux. La grande surface polaire a augmenté la capacité d'adsorption de ces déchets sur le nanocomposite, ce qui conduit à améliorer la dégradation photocatalytique. De plus, la DCO du processus de dégradation a été mesurée sur la figure 8e, et il est illustré qu'il y a une élimination de 100 % de la DCO pour l'ibuprofène, les produits pharmaceutiques à base de ceftriaxone et le pesticide 2,4,5 T après 2 h.

Ces résultats confirment la plus grande capacité des QD CuS @ ZnO pour la minéralisation photocatalytique des produits pharmaceutiques et des pesticides des eaux usées.

Pour mieux comprendre l'origine de la synergie entre CuS et ZnO dans la dégradation des déchets organiques et pour comprendre l'activité améliorée du nanocomposite, nous avons analysé le mécanisme du processus photocatalytique. À cette fin, ici, pour l'explication de l'alignement de bande, théoriquement le potentiel de bord de bande de valence (Evb) et le potentiel de bord de bande de conduction (Ecb) du matériau semi-conducteur peuvent être calculés en utilisant l'équation suivante : de la position du bord de bande CB et VB pour les nanocomposites hybrides CuS @ ZnO76,77 :

E g, E CB, E VB, fait référence à l'énergie de la bande interdite. E g des nanorods ZnO et des QD CuS sont mesurés à partir du spectre UV-Vis DRS avec un tracé Tauc de 3,12 eV et 1,25 eV, respectivement, le potentiel de la bande de conduction et le potentiel de la bande de valence, respectivement et E e est l'énergie des électrons libres sur l'échelle de l'hydrogène (4,5 eV) et χ est l'électronégativité absolue du semi-conducteur, qui est déterminée comme la géométrie moyenne de l'électronégativité des atomes constitutifs (les valeurs X pour ZnO et CuS sont respectivement de 5,81 eV et 4,85 eV78,79). Sur la base de la formule ci-dessus, le potentiel de bande de conduction calculé de ZnO s'avère être de - 0,25 eV donc moins négatif que celui de CuS (- 0,27 eV). Le potentiel de bord de bande de valence correspondant estimé pour ZnO est de 2,87 eV (vs. NHE) donc plus positif que celui de CuS 0,97 eV (vs. NHE) comme illustré sur la Fig. 979. Les résultats ci-dessus ont révélé la formation d'un photocatalyseur à hétérojonction avec une structure de bande géométrique favorable à la séparation et au transfert des porteurs de charge.

Schéma proposé pour le mécanisme de dégradation photocatalytique des eaux usées organiques au-dessus du nanocomposite hybride CuS QDs @ ZnO sous irradiation solaire simulée.

Lorsque le nanocomposite est exposé à l'irradiation solaire simulée, les électrons peuvent être créés à partir des QD CuS lorsque les énergies photoniques des illuminations dépassent leurs énergies de bande interdite. Sur la base des positions estimées des bords de bande, on peut s'attendre à ce que les électrons photo-excités formés dans la bande de conduction de CuS soient transférés vers la bande de conduction de ZnO. Simultanément, les trous photogénérés doivent également se transférer dans le sens inverse, de la bande de valence ZnO à la bande de valence CuS. Un tel transfert de porteurs de charge conduirait à une accumulation de trous photogénérés dans CuS et d'électrons photo-excités dans ZnO. Compte tenu de cette observation, on peut conclure que les ZnO NR et CuS QD présentent des potentiels de bande appropriés, par conséquent, les deux semi-conducteurs peuvent former une hétérojonction pour améliorer le transfert d'électrons et réduire la recombinaison électron-trou photoinduite, comme le confirment les résultats PL35,62.

Comme mentionné ci-dessus, les électrons photogénérés dans le CB des QD CuS peuvent facilement être transférés au CB des NR ZnO. Ces électrons peuvent réagir avec l'O2 dissous pour produire des radicaux ·O2− car le potentiel de bord CB des NR ZnO (− 0,25 eV) est plus négatif que le potentiel du couple O2/·O2− (− 0,046 eV). Les trous retenus dans le VB des NR ZnO ont un potentiel plus positif que celui de OH-/·OH (+ 2,4 eV), donc, peuvent réagir avec OH- pour donner ·OH53. De plus, les trous dans le VB de CuS ne peuvent pas oxyder OH− pour générer des radicaux ·OH en raison de son potentiel VB plus négatif (+ 0,97 eV), mais peuvent participer directement à la réaction d'oxydation des molécules de polluants organiques. Par ce biais, les espèces actives réactives ·O2-, ·OH et h+ peuvent être produites et participent à la dégradation oxydative des polluants organiques. Les réactions photocatalytiques possibles sont listées ici52.

Ces radicaux photogénérés sont des espèces très actives dans le processus de dégradation qui dégraderaient les molécules de colorant80,81,82, formant des produits intermédiaires qui se décomposent complètement en CO2, H2O (Eq. 15)

Dans le présent travail, des nanocomposites hybrides CuS QD @ ZnO ont été synthétisés en utilisant une méthode hydrothermique assistée par micro-ondes comme processus de préparation vert. L'objectif est d'améliorer les performances du photocatalyseur ZnO NRs pour la dégradation des colorants, des produits pharmaceutiques et la dégradation des pesticides des polluants émergents dans l'eau sous lumière solaire simulée (SL). Les données XRD des QD CuS montrent une covellite en phase hexagonale pure avec une cristallinité élevée et une taille de sphère plus petite de 2 nm, ce qui est confirmé par les résultats SEM et TEM. On constate que la cristallinité et l'absorption de la lumière ainsi que l'activité de dégradation augmentent avec l'augmentation du rapport de CuS à 3 %, puis diminuent avec une augmentation supplémentaire. Le nanocomposite hybride 3% CuS QDs @ ZnO a la capacité de réduire le taux de recombinaison électron-trou, ce qui améliore le taux de dégradation des polluants organiques. Sa bande interdite passe de 3,1 pour les NR ZnO à 2,90, ce qui améliore l'absorption de la lumière et la génération de paires électron-trou. Le nanocomposite hybride 3% CuS QDs @ ZnO a montré une activité photocatalytique efficace pour la dégradation de l'ibuprofène et de la ciprofloxacine en tant que modèles pharmaceutiques et 2,4, 5 T pesticides en tant que modèles de polluants émergents. Les résultats ont montré une amélioration de l'activité du nanocomposite hybride 3 % CuS QDs @ ZnO par rapport aux nanotiges de ZnO nues pour la dégradation des produits pharmaceutiques dans les eaux usées. En bref, les nanocomposites hybrides CuS QDs @ ZnO sont des matériaux photocatalytiques prometteurs et rentables sous lumière solaire simulée (SL) pour la décontamination des eaux usées par les produits pharmaceutiques et les pesticides.

Toutes les données et tous les matériaux appliqués dans l'étude pourraient être disponibles auprès de l'auteur correspondant uniquement sur des demandes académiques ou autres non commerciales.

Ahmed, J., Thakur, A. & Goyal, A. Les eaux usées industrielles et leurs effets toxiques (Royal Society of Chemistry, 2021).

Google Scholar

Ilyas, M. et al. Impacts environnementaux et sanitaires des effluents d'eaux usées industrielles au Pakistan : Une revue. Rév. Environ. Santé 34(2), 171–186 (2019).

Article CAS PubMed Google Scholar

Islam, M. & Mostafa, M. Effluents de teinture textile et préoccupations environnementales - une revue. J. Environ. Sci. Nat. Resour. 11(1–2), 131–144 (2018).

Google Scholar

Islam, MR & Mostafa, M. Caractérisation des effluents de teinture textile et son traitement à l'aide de polychlorure d'aluminium. Appl. Sci de l'eau. 10(5), 1–10 (2020).

Article Google Scholar

Amar, IA, Zayid, EA, Dhikeel, SA & Najem, MY Élimination par biosorption du colorant bleu de méthylène des solutions aqueuses à l'aide de poudre d'enveloppes de graines de balanites aegyptiaca traitées à l'acide phosphorique. Biointerface Res. Appl. Chim. 12, 7845–7862 (2021).

Article Google Scholar

Das, S. et al. Dégradation photocatalytique assistée par la lumière du soleil de la ciprofloxacine dans l'eau à l'aide de nanoparticules de ZnO dopées au Fe pour des applications potentielles en santé publique. Int. J. Environ. Rés. Santé publique 15(11), 2440 (2018).

Article CAS PubMed Central Google Scholar

Jendrzejewska, N. & Karwowska, E. L'influence des antibiotiques sur les processus de traitement des eaux usées et le développement de bactéries résistantes aux antibiotiques. Sci de l'eau. Technol. 77(9), 2320–2326 (2018).

Article CAS PubMed Google Scholar

Khan, WZ, Najeeb, I., Ishtiaque, S. & Jabeen, S. Photodégradation d'eaux usées pharmaceutiques réelles avec du dioxyde de titane, de l'oxyde de zinc et du peroxyde d'hydrogène sous UV. IOSR J. Eng. 6(7), 36–46 (2016).

Article Google Scholar

Majumder, A., Gupta, AK, Ghosal, PS et Varma, M. Une revue sur le traitement des eaux usées hospitalières : un accent particulier sur l'apparition et l'élimination des composés pharmaceutiquement actifs, des micro-organismes résistants et du SRAS-CoV-2. J. Environ. Chim. Ing. 9(2), 104812 (2021).

Article CAS PubMed Google Scholar

Alam, A. et al. Dégradation photocatalytique de l'antibiotique ciprofloxacine dans la solution aqueuse à l'aide d'un photocatalyseur à base d'oxyde de Mn/Co. J. Mater. Sci. 33, 4255–4267 (2022).

CAS Google Scholar

Kaur, R. & Kaur, H. Photocatalyse solaire : une méthode efficace pour éliminer les pesticides de l'eau et des eaux usées. Biointerface Res. Appl. Chim. 11, 9071–9084 (2021).

CAS Google Scholar

Aryani, D. & Wahyuningsih, S. Pollution des résidus de pesticides dans les rivières. Aquasains 10(1), 979–994 (2021).

Google Scholar

Deng, Y. & Zhao, R. Procédés d'oxydation avancés (AOP) dans le traitement des eaux usées. Courant. Pollution. Rep. 1(3), 167-176 (2015).

Article CAS Google Scholar

Zaghloul, EE, Amin, AS, Diab, MA, Elsonbati, A. & Ibrahim, M. Élimination de l'acide 2, 4-dichlorophénoxyacétique (2, 4-D) de l'eau polluée à l'aide de nanoparticules de ferrite de zinc. Egypte. J. Chem. 63(4), 1411-1428 (2020).

Google Scholar

Al-Asheh, S., Bagheri, M. & Aidan, A. Bioréacteur à membrane pour le traitement des eaux usées : une revue. Goujon de cas. Chim. Environ. Ing. 4, 100109 (2021).

Article CAS Google Scholar

Yan, Y. & Wang, X. Vue énergétique intégrée du traitement des eaux usées : un potentiel de biodégradation électrochimique. Devant. Environ. Sci. Ing. 16(4), 1–4 (2022).

Article ADS CAS Google Scholar

Moujdin, IA & Summers, JK Techniques prometteuses pour le traitement des eaux usées et l'évaluation de la qualité de l'eau (IntechOpen, 2021).

Réserver Google Scholar

Liu, Y. et al. Les rôles de l'ammoniac libre (FA) dans les procédés de traitement biologique des eaux usées : une revue. Environ. Int. 123, 10-19 (2019).

Article CAS PubMed Google Scholar

Prakash, N., Sockan, V. & Jayakaran, P. Traitement des eaux usées par coagulation et floculation. Int. J.Eng. Sci. Innov. Technol. 3(2), 479–484 (2014).

Google Scholar

Sukmana, H., Bellahsen, N., Pantoja, F. & Hodur, C. Adsorption et coagulation dans le traitement des eaux usées : examen. Programme. Agric. Ing. Sci. 17(1), 49–68 (2021).

Google Scholar

Rashid, R., Shafiq, I., Akhter, P., Iqbal, MJ et Hussain, M. Une revue de l'état de l'art sur les techniques de traitement des eaux usées : l'efficacité de la méthode d'adsorption. Environ. Sci. Pollution. Rés. 28(8), 9050–9066 (2021).

Article CAS Google Scholar

von Gunten, U. Processus d'oxydation dans le traitement de l'eau : Sommes-nous sur la bonne voie ?. Environ. Sci. Technol. 52(9), 5062–5075 (2018).

Annonces d'article Google Scholar

Lim, S., Shi, JL, von Gunten, U. & McCurry, DL Ozonation des composés organiques dans l'eau et les eaux usées : un examen critique. Recherche sur l'eau 213, 118053 (2022).

Article CAS PubMed Google Scholar

Landsman, MR et al. Traitement de l'eau : les membranes sont-elles la panacée ?. Annu. Rév. Chem. Biomol. Ing. 11, 559–585 (2020).

Article PubMed Google Scholar

Laia, K.-C., Wenb, J.-C., Wanc, T.-J. & Huangd, S.-Y. Dégradation de la demande chimique en oxygène des eaux usées des usines de cellules photovoltaïques : une étude de cas sur une usine réelle à Taiwan. Dessalement. Traitement de l'eau. 85, 113–119 (2017).

Article Google Scholar

El Batouti, M., Alharby, NF & Elewa, MM Examen de nouvelles approches pour l'atténuation de l'encrassement dans les procédés de séparation par membrane dans les applications de traitement de l'eau. Séparations 9(1), 1 (2021).

Article Google Scholar

Mohammed, R., Ali, MEM, Gomaa, E. & Mohsen, M. Matériau de nanorod ZnO vert pour la dégradation des colorants et la détoxification des déchets pharmaceutiques dans l'eau. J. Environ. Chim. Ing. 8(5), 104295 (2020).

Article CAS Google Scholar

Mohammed, R., Ali, MEM, Gomaa, E. & Mohsen, M. Nanotiges de ZnO préparées hautement stables, réutilisables et assistées par MW pour la décontamination des eaux usées : effet des ratios des précurseurs et informations sur la minéralisation de la matrice et des polluants. J. Environ. Chim. Ing. 9(1), 104630 (2021).

Article CAS Google Scholar

Yao, Y., Zhang, Y., Shen, M., Li, W. & Xia, W. La synthèse facile et les propriétés photocatalytiques améliorées de ZnO @ ZnS modifié avec Ag0 via échange d'ions in situ. Colloïdes Surf. A 591, 124556 (2020).

Article CAS Google Scholar

Zhang, T. et al. Élimination des métaux lourds et des colorants par les adsorbants à base d'argile : Des argiles naturelles aux nano-composites 1D et 2D. Chim. Ing. J. 420, 127574 (2021).

Article CAS Google Scholar

Zhang, C. et al. Les performances photocatalytiques améliorées piézoélectriques induites par les ultrasons des nanofibres ZnO/CdS pour la dégradation du bisphénol AJ Alloys Compd. 885, 160987 (2021).

Article CAS Google Scholar

Wu, A. et al. Adaptation de la bande interdite et performances photocatalytiques axées sur la lumière visible d'une solution solide poreuse (GaN) 1–x (ZnO) x. Dalton Trans. 46(8), 2643–2652 (2017).

Article CAS PubMed Google Scholar

Chen, X., Li, J. & Chen, F. Dégradation photocatalytique de MB par des hétérostructures hiérarchiques nouvelles et environnementales ZnO/Bi2WO6-CC. Mater. Caract. 189, 111961 (2022).

Article CAS Google Scholar

Abu-Dalo, MA, Al-Rosan, SA & Albiss, BA Dégradation photocatalytique du bleu de méthylène à l'aide de membranes polymères à base d'acétate de cellulose imprégnées de nanostructures de ZnO. Polymères 13(19), 3451 (2021).

Article CAS PubMed PubMed Central Google Scholar

Wolski, L. et al. Aperçu de la dégradation photocatalytique de la ciprofloxacine sur les nanocomposites CeO2/ZnO : découvrir la synergie entre les oxydes métalliques et analyser les voies de réaction. Appl. Le surf. Sci. 563, 150338 (2021).

Article CAS Google Scholar

Altynbaeva, LS et al. Une nouvelle membrane composite PET Cu2O/ZnO@ pour la dégradation photocatalytique du carbendazime. Nanomatériaux 12(10), 1724 (2022).

Article CAS PubMed PubMed Central Google Scholar

Ebrahimi, R. et al. Dégradation photocatalytique de l'acide 2,4-dichlorophénoxyacétique en solution aqueuse à l'aide d'un nanocomposite ZnO/graphène dopé au Mn sous rayonnement LED. J.Inorg. Organomet. Polymère Mater. 30(3), 923–934 (2020).

Article CAS Google Scholar

Zhu, W. et al. Un nanocomposite quaternaire CuO–ZnO–ZnS–CuS selon le schéma Z pour des performances photocatalytiques pilotées par la lumière solaire. Courant. Appl. Phys. 39, 113–121 (2022).

Annonces d'article Google Scholar

Hargreaves, J. Certaines considérations liées à l'utilisation de l'équation de Scherrer dans la diffraction des rayons X sur poudre appliquée aux catalyseurs hétérogènes. Catal. Structure. Réagir. 2(1–4), 33–37 (2016).

CAS Google Scholar

Rabiei, M. et al. Comparaison des méthodes de calcul de la taille des nanocristaux d'hydroxyapatite naturelle à l'aide de la diffraction des rayons X. Nanomatériaux 10(9), 1627 (2020).

Article CAS PubMed Central Google Scholar

Zhang, S. et al. Préparation du nano-sulfure de cuivre et ses propriétés d'adsorption pour le 17α-éthynyl estradiol. Nanoscale Res. Lett. 15(1), 1–13 (2020).

Article ADS CAS PubMed PubMed Central Google Scholar

Vuong, H.-T. et coll. Contrôle de la bande interdite de l'hétérojonction pn de Cu – Cu2O @ ZnO avec des nanocomposites d'oxyde de graphène réduit modifié pour l'évolution photocatalytique de l'hydrogène. Int. J. Hydrog. Énergie 47, 23249–23263 (2022).

Article CAS Google Scholar

Al Alwani, A., Shipra, P., Shiv, P., Kletsov, A. & Venig, S. Effet des feuilles de graphène sur les propriétés physiques des nanoparticules de sulfure de cuivre. Int. J. Nanopart. Nanotechnologie. 5 029 (2019).

Google Scholar

Harish, S. et al. Effet synergique des nanostructures CuS@ZnS sur la dégradation photocatalytique d'un polluant organique sous irradiation à la lumière visible. RSC Adv. 7(55), 34366–34375 (2017).

Article ADS CAS Google Scholar

Imade, EE, Ajiboye, TO, Fadiji, AE, Onwudiwe, DC & Babalola, OO Synthèse verte de nanoparticules d'oxyde de zinc à l'aide d'extraits de peau de plantain et évaluation de leur activité antibactérienne. Sci. Afr. 16, e01152 (2022).

CAS Google Scholar

Elhamdi, I. et al. Étude expérimentale et de modélisation de nanoparticules de ZnO : Ni pour des diodes électroluminescentes dans le proche infrarouge. RSC Adv. 12(21), 13074–13086 (2022).

Article ADS CAS PubMed PubMed Central Google Scholar

Varghese, J. & Varghese, K. Nanocomposites hybrides graphène/CuS/ZnO pour des applications photocatalytiques hautes performances. Mater. Chim. Phys. 167, 258-264 (2015).

Article CAS Google Scholar

Wang, X. et al. Tige de ZnO modifiée par CuS/hétérostructure d'oxyde de graphène réduit/CdS pour une génération efficace d'hydrogène photocatalytique en lumière visible. Int. J. Hydrog. Énergie 45(53), 28394–28403 (2020).

Article CAS Google Scholar

Chang, C.-J. et coll. Synthèse liquide ionique/tensioactif-hydrothermique de photocatalyseurs core-shell dendritiques PbS@ CuS avec des performances photocatalytiques améliorées. Appl. Le surf. Sci. 546, 149106 (2021).

Article CAS Google Scholar

Wang, X.-s, Zhang, Y.-d & Wang, Q.-c. Dong B, Wang Yj, Feng W : Activité photocatalytique du nanocomposite Cu2O/ZnO pour la décomposition du méthyl orange sous irradiation à la lumière visible. Sci. Ing. Compos. Mater. 26(1), 104–113 (2019).

Article CAS Google Scholar

Yendrapati, TP, Gautam, A., Bojja, S. & Pal, U. Formation de nanotiges ZnO@ CuS pour une génération photocatalytique efficace d'hydrogène. Sol. Énergie 196, 540–548 (2020).

Article ADS CAS Google Scholar

Zhu, L., Zheng, M., Lu, J., Xu, M. & Seo, HJ Synthèse du nanocomposite CuS/ZnO et son activité photocatalytique en lumière visible. J. Nanomater. 2014, 1–7 (2014).

Google Scholar

Jiang, Y., Zhang, M., Xin, Y., Chai, C. & Chen, Q. Construction d'un photocatalyseur à hétérojonction de nanoceintures CuS/TiO2 immobilisées pour la dégradation photocatalytique de l'enrofloxacine : synthèse, caractérisation, facteurs d'influence et aperçu du mécanisme. J. Chem. Technol. Biotechnol. 94(7), 2219-2228 (2019).

CAS Google Scholar

Hitkari, G., Chowdhary, P., Kumar, V., Singh, S. & Motghare, A. Potentiel du nanocomposite cuivre-oxyde de zinc pour la dégradation photocatalytique du colorant rouge congo. Faire le ménage. Chim. Ing. 1, 100003 (2022).

Article Google Scholar

Hitkari, G., Singh, S. & Pandey, G. Etude structurale, optique et photocatalytique de ZnO et ZnO–ZnS synthétisés par méthode chimique. Nano-Structure. Nano-Objets 12, 1–9 (2017).

Article CAS Google Scholar

Harish, S. et al. Caractéristiques structurales et compositionnelles contrôlées d'un photocatalyseur ZnO/CuO actif en lumière visible pour la dégradation de polluants organiques. Appl. Le surf. Sci. 418, 103-112 (2017).

Article ADS CAS Google Scholar

Selvi, S., Priya, GH, Shaly, AA, Joseph, LA & Linet, JM Synthèse, caractérisation, effet photocatalytique de la thiourée et de l'acide thioglycolique sur les nanocomposites ZnO/CuS pour la dégradation du colorant Mordant Black 11. Appl. Phys. A 126(5), 1–14 (2020).

Article Google Scholar

Farag, A., Mansour, A., Ammar, A., Rafea, MA et Farid, A. Conductivité électrique, propriétés diélectriques et absorption optique de la chlorophylline de cuivre de sodium nanocristalline à base organique pour l'application de photodiode. J. Alliages Compd. 513, 404–413 (2012).

Article CAS Google Scholar

Riyaz, S., Parveen, A. & Azam, A. Propriétés microstructurales et optiques des nanoparticules de CuS préparées par voie sol-gel. Perspective. Sci. 8, 632–635 (2016).

Article Google Scholar

Wang, Y. et al. Construction in situ d'hybrides NTC/CuS et leur application en photodégradation pour l'élimination des colorants organiques. Nanomatériaux 10(1), 178 (2020).

Article PubMed Central Google Scholar

Khademian, M., Zandi, M., Amirhoseiny, M. & Dorranian, D. Synthèse de nanoparticules de CuS par méthode d'ablation au laser dans un milieu DMSO. J. Cluster Sci. 28(5), 2753–2764 (2017).

Article CAS Google Scholar

Kuo, K.-Y., Chen, S.-H., Hsiao, P.-H., Lee, J.-T. & Chen, C.-Y. Photocatalyseurs actifs jour-nuit obtenus grâce à l'incorporation efficace de nanoparticules Au@CuxS sur des nanoparois ZnO. J. Hazard. Mater. 421, 126674 (2022).

Article CAS PubMed Google Scholar

El Refay, HM, Hyba, AM & Gaber, GA Fabrication, caractérisation et évaluation des caractéristiques de corrosion de l'acier doux dans 1 M HCl par du charbon actif modifié par des nanoparticules. Chim. Bouillie. 76(2), 813–825 (2022).

Article Google Scholar

Muthukumaran, S. & Gopalakrishnan, R. Études structurelles, FTIR et de photoluminescence de nanopoudres de ZnO dopées au Cu par la méthode de co-précipitation. Opter. Mater. 34(11), 1946-1953 (2012).

Article ADS CAS Google Scholar

Kaur, M. et al. Dégradation photocatalytique supérieure rapide à la lumière solaire du bleu de méthylène à l'aide d'un photocatalyseur à nanotiges à hétérostructure MoS2-ZnO. Matériaux 11(11), 2254 (2018).

Article ADS PubMed Central Google Scholar

Ma, Y. et al. Dégradation catalytique et photocatalytique concertée des polluants organiques sur des catalyseurs CuS/g-C3N4 dans des conditions claires et sombres. J. Adv. Rés. 16, 135-143 (2019).

Article CAS PubMed Google Scholar

Ma, X. et al. Nanocomposites organiques/inorganiques de ZnO/CuO/chitosane aux propriétés améliorées. Mater. Chim. Phys. 178, 88–97 (2016).

Article CAS Google Scholar

Liu, Q., Zhang, S. & Xu, Y. Synthèse en deux étapes du nanocomposite CuS/C@ PANI en tant que matériaux d'électrode avancés pour les applications de supercondensateur. Nanomatériaux 10(6), 1034 (2020).

Article PubMed Central Google Scholar

Kaushik, B. et al. Hétérostructure à base de ZnO-CuS de type II conçue avec précision : un photocatalyseur piloté par la lumière visible pour une minéralisation efficace des colorants organiques. Appl. Le surf. Sci. 590, 153053 (2022).

Article CAS Google Scholar

Prabhu, YT & Sreedhar, B. Activité photocatalytique améliorée des tiges de CuS-ZnO vis-à-vis de la dégradation des polluants sous un photocatalyseur nanostructuré piloté par la lumière visible. Mater. Aujourd'hui 26, 31-35 (2020).

Google Scholar

Sharma, V. & Jeevanandam, P. Synthèse de nanocomposites cœur-enveloppe ZnO@ CuS par méthode de décomposition thermique et leur application photocatalytique. J. Nanosci. Nanotechnologie. 20(8), 5223–5238 (2020).

Article PubMed Google Scholar

Wang, Y., Liu, J., Liu, L. & Sun, DD Amélioration de la stabilité et de l'activité photocatalytique des nanoparticules de ZnO par modification de surface de l'oxyde de graphène. J. Nanosci. Nanotechnologie. 12(5), 3896–3902 (2012).

Article CAS PubMed Google Scholar

Tanveer, M. et al. Effet de la morphologie du CuS sur la dégradation photocatalytique des colorants organiques. RSC Adv. 4(108), 63447–63456 (2014).

Article ADS CAS Google Scholar

Hong, D. et al. Haute efficacité piézo-photocatalytique des nanofils CuS/ZnO utilisant à la fois l'énergie solaire et mécanique pour dégrader le colorant organique. ACS Appl. Mater. Interfaces. 8(33), 21302–21314 (2016).

Article CAS PubMed Google Scholar

Chandel, N. et al. Photocatalyseurs magnétiquement séparables ZnO/ZnFe2O4 et ZnO/CoFe2O4 supportés sur du graphène dopé à l'azote pour la dégradation photocatalytique des colorants toxiques. Arabe. J. Chem. 13(2), 4324–4340 (2020).

Article CAS Google Scholar

Iqbal, A. et al. QDs ZnO implantés en TiO2 mésoporeux pour la photodégradation de la tétracycline : conception de matériaux, caractérisation structurelle et mécanisme de photodégradation. Catalyseurs 11(10), 1205 (2021).

Article CAS Google Scholar

Ullah, S. et al. Étude des premiers principes des propriétés électroniques et optiques et des performances photocatalytiques de l'hétérostructure GaN–SiS van der Waals. RSC Adv. 11(52), 32996–33003 (2021).

Article ADS CAS PubMed PubMed Central Google Scholar

Prabhu, Y., Gautam, A., Sreedhar, B. & Pal, U. Formation de nanotiges ZnO@ CuS pour une génération photocatalytique efficace d'hydrogène. Sol. Énergie 196, 540–548 (2020).

Annonces d'article Google Scholar

Torad, E., Ismail, EH, Mohamed, MM & Khalil, MM Réglage du potentiel redox des photocatalyseurs Ag@ Ag2O/WO3 et Ag@ Ag2S/WO3 vers l'oxydation du diclofénac et la réduction du nitrophénol. Mater. Rés. Taureau. 137, 111193 (2021).

Article CAS Google Scholar

Ali, ME, Alhathal Alanezi, A., Azeez, FA & Ghaly, MY Minéralisation photoassistée du remazole rouge F3B sur des nanoparticules NiO/TiO2 et CdO/TiO2 sous la lumière du soleil simulée. Sep. Sci. Technol. 53(1), 170-180 (2018).

Article CAS Google Scholar

Mohammed, R., Ali, MEM, Abdel-Moniem, SM & Ibrahim, HS Nanofeuilles de MoS2 réutilisables et hautement stables pour la dégradation photocatalytique, sonocatalytique et thermocatalytique des colorants organiques : étude comparative. Nano-Structure. Nano-Objets 31, 100900 (2022).

Article CAS Google Scholar

Ali, MEM, Mohammed, R., Abdel-Moniem, SM, El-Liethy, MA & Ibrahim, HS Les nanofeuilles vertes de MoS2 en tant que matériau prometteur pour la décontamination du chrome hexavalent, des produits pharmaceutiques et de la désinfection des agents pathogènes microbiens : étude spectroscopique. J. Nanoparticle Res., 24(10), 1–23 (2022).

Article Google Scholar

Télécharger les références

Financement en libre accès fourni par The Science, Technology & Innovation Funding Authority (STDF) en coopération avec The Egyptian Knowledge Bank (EKB).

Département de physique, Faculté des sciences, Université Aim Shams, Abbassia, PO 11566, Le Caire, Égypte

Reem Mohammed, Ehsan Gomaa et Mona Mohsen

Département de recherche sur la pollution de l'eau, Institut de recherche sur l'environnement et les changements climatiques, Centre national de recherche, rue El-Buhouth, Dokki, PO 12622, Le Caire, Égypte

Mohamed Eid M.Ali

Vous pouvez également rechercher cet auteur dans PubMed Google Scholar

Vous pouvez également rechercher cet auteur dans PubMed Google Scholar

Vous pouvez également rechercher cet auteur dans PubMed Google Scholar

Vous pouvez également rechercher cet auteur dans PubMed Google Scholar

RM : a conceptualisé l'idée de recherche, effectué toutes les analyses, collecté la littérature et les données, et rédigé et révisé le manuscrit. MEMA, EG, MM : ont supervisé le travail et révisé le manuscrit. RM : manuscrit révisé et poli de toutes les figures. Tous les auteurs ont approuvé le manuscrit final.

Correspondance avec Reem Mohammed.

Les auteurs ne déclarent aucun intérêt concurrent.

Springer Nature reste neutre en ce qui concerne les revendications juridictionnelles dans les cartes publiées et les affiliations institutionnelles.

Libre accès Cet article est sous licence Creative Commons Attribution 4.0 International, qui autorise l'utilisation, le partage, l'adaptation, la distribution et la reproduction sur tout support ou format, à condition que vous accordiez le crédit approprié à l'auteur ou aux auteurs originaux et à la source, fournissez un lien vers la licence Creative Commons et indiquez si des modifications ont été apportées. Les images ou tout autre matériel de tiers dans cet article sont inclus dans la licence Creative Commons de l'article, sauf indication contraire dans une ligne de crédit au matériel. Si le matériel n'est pas inclus dans la licence Creative Commons de l'article et que votre utilisation prévue n'est pas autorisée par la réglementation légale ou dépasse l'utilisation autorisée, vous devrez obtenir l'autorisation directement du détenteur des droits d'auteur. Pour voir une copie de cette licence, visitez http://creativecommons.org/licenses/by/4.0/.

Réimpressions et autorisations

Mohammed, R., Ali, MEM, Gomaa, E. et al. Nanocomposite hybride de sulfure de cuivre et d'oxyde de zinc pour la décontamination des eaux usées de produits pharmaceutiques et de pesticides. Sci Rep 12, 18153 (2022). https://doi.org/10.1038/s41598-022-22795-9

Télécharger la citation

Reçu : 09 mai 2022

Accepté : 19 octobre 2022

Publié: 28 octobre 2022

DOI : https://doi.org/10.1038/s41598-022-22795-9

Toute personne avec qui vous partagez le lien suivant pourra lire ce contenu :

Désolé, aucun lien partageable n'est actuellement disponible pour cet article.

Fourni par l'initiative de partage de contenu Springer Nature SharedIt

En soumettant un commentaire, vous acceptez de respecter nos conditions d'utilisation et nos directives communautaires. Si vous trouvez quelque chose d'abusif ou qui ne respecte pas nos conditions ou directives, veuillez le signaler comme inapproprié.