ポリ（γ-グルタミン酸）は、Fe-Pdナノ粒子によるp-クロロフェノールの脱塩素化の促進を促進します

背景

水質汚染は環境の持続可能性に対する世界的な懸念を引き起こし、効果的な汚染処理のために多くの高性能材料が開発されてきました[1,2,3,4,5]。ナノスケールのゼロ価鉄（nZVI）は集中的に研究されており、塩素化有機化合物、重金属イオン、農薬、有機染料などの多様な汚染物質の環境修復に最も有望なナノ材料の1つと見なされています[1、6、7 ]。化学還元プロセスによって有毒な汚染物質を無毒な形に変換する並外れた能力がありますが、nZVIナノ粒子は水と容易に反応し、分解反応に寄与する電子を失います[8]。したがって、分解速度を上げるために、Fe-PdやFe-Niなどの二金属ナノ粒子を生成するためのドーパントとして常に別の金属が使用されていました[9、10]。ただし、nZVI粒子間にはファンデルワールス力と引力があり、これが著しい凝集を引き起こし、汚染された帯水層での輸送を妨げ、反応性を損ないます[11、12]。 nZVIの本質的な欠点は、バイメタルシステムでさえ、除去の効果を弱め、利用の実現可能性を制限する可能性があります。

凝集を抑制するために、ポリマー表面安定剤（例えば、多糖類、高分子電解質、および界面活性剤）を適用するために多大な努力が払われてきた。これらの安定剤は、粒子の凝集を防ぐために静電反発と立体反発の両方を提供する可能性があります[13]。たとえば、He etal。 [14]カルボキシメチルセルロース（CMC）によって安定化された合成nZVI、および誘導されたナノ粒子は、トリクロロエチレン（TCE）やポリ塩化ビフェニル（PCB）などの塩素化エテンのinsitu破壊にうまく使用されました。 Petersen etal。 [15]ポリ（アクリル酸）（PAA）の存在下でnZVIを生成し、塩素化汚染物質の高い分解速度を達成しました。 Liu etal。 [16] CMC安定化およびアニオン性ポリアクリルアミド（APAM）安定化nZVIを合成し、APAM修飾が懸濁液中のnZVIの凝集を引き起こし、CMC修飾がnZVIを十分に分散させることを観察しました。この研究は、分子構造がnZVIの修飾効果において重要な役割を果たしたという証拠を提供しました。 nZVI粒子をコーティングするために、他の多くの異なるタイプの高分子修飾剤が使用されてきました。 [17]凝集の問題に加えて、別の問題は、針鉄鉱（α-FeO​​OH）、マグヘマイト（γ-Fe ₂ ）などの酸化物層の形成による表面の不動態化です。 O ₃ ）、およびヘマタイト（α-Fe ₂ O ₃ ）。以前の研究は、酸性条件がnZVIの表面不動態化を回避し、その表面活性化を維持するのに有利であることを示しました[18、19、20]。したがって、pH値は酸化物層の形成に影響を与える重要なパラメータです。脱塩素効率を改善するために酸性条件下での反応を研究する多くの報告があります[21、22]。さらに、一般的な陰イオンとフミン酸（HA、水中で一般的に見られる有機物[23]）によって引き起こされる急速な不活性化も、nZVIのフィールドアプリケーションを制限しました[24、25]。したがって、さまざまな陰イオンを含むアルカリ性条件に適合したnZVIベースの材料が期待されます。

枯草菌によって産生される天然の陰イオン性ポリペプチドであるポリ（γ-グルタミン酸）（PGA）は、毒性がなく、水溶性が高く、自然界で化学的、物理的、および酵素的に分解される可能性があります。これは、α-アミノとγ-カルボン酸の間のアミドと結合したl-およびd-グルタミン酸の単位でできています[26]。食品、化学、生物学、および医療業界で幅広い用途があります[27、28、29]。さらに、PGAは、金属イオンを結合する能力があるため、廃水から重金属を除去および回収するための潜在的な生物吸着剤です。たとえば、Jamiu etal。 [30] Co ²⁺ を隔離するための吸着剤としてPGAベースの樹脂を合成しました 水溶液からのイオン。 Hu etal。 [31]は、Cu ²⁺ の吸着と回収のためにPGAを組み込んだバイオコンポジット吸着剤を開発しました。 イオン。 Bodnar etal。 [32]は、PGAとPb ²⁺ との複合体形成に基づく生分解性ナノ粒子の調製について説明しました。 イオンは、PGAが汚染水中の重金属を除去するための有望な吸着剤であることを示しています。陰イオン性PGAには、粒子の凝集を防ぐための静電的および立体的反発を提供できる豊富なカルボキシル基があり、キレート化および静電結合を介した金属イオンへの高い結合能力があることを考慮して[33、34]、 Fe-Pd NPを合成し、Fe ²⁺ をさらにキレート化するための安定剤および配位剤 / Fe ³⁺ Fe-PdNPの腐食から発生するイオン。 PGAは、さまざまな陰イオンを含むアルカリ性条件下でFe-PdNPの性能を向上させることができると推測しています。

ここでは、PGA修飾Fe-Pdナノ粒子（Fe-Pd @ PGA NPと表記）を合成しました。ナノ粒子は、走査型電子顕微鏡（SEM）、透過型電子顕微鏡（TEM）、X線回折（XRD）、およびフーリエ変換赤外分光法（FTIR）によって特徴づけられました。 Fe-Pd @ PGANPのコロイド安定性も評価されました。さらに、 p -クロロフェノール（ p -CP）（最も毒性の高いフェノール誘導体の1つ[35,36,37]）が、Fe-Pd @ PGANPの脱塩素活性を評価するためのモデル汚染物質として選択されました。 p の脱塩素化 -PGAとPdの負荷が異なるNPのCPを調査しました。すべての実験は、pH制御なしで弱アルカリ性条件で実施されたことは言及する価値があります（pH値は約9でした）。さらに、 p の脱塩素化についても調査しました。 -さまざまな陰イオンとHAの存在下でのCPにより、実際の廃水での潜在的な使用を評価します。

メソッド

資料

PGA（M _W 100,000〜50,000 kDa）は、Yuanye Bio-Technology（上海、中国）から購入しました。硫酸第一鉄七水和物（FeSO ₄ ・7H ₂ O、> 99.0％）、水素化ホウ素カリウム（KBH ₄ 、97％）、クロロパラジウム酸カリウム（K ₂ PdCl ₄ 、98％）、および p -クロロフェノール（ p -CP、99％）は、Aladdin Reagent Company（上海、中国）から供給されました。メタノール（CH ₃ OH、HPLCグレード、99.9％）は、Concord Technology（Tianjin、China）から購入しました。塩化ナトリウム（NaCl、99％）、重炭酸ナトリウム（NaHCO ₃ 、99.7％）、リン酸水素二ナトリウム（Na ₂ HPO ₄ 、99％）、およびリン酸二水素ナトリウム（NaH ₂ PO ₄ 、99％）はChemregeant（Tianjin、China）から購入しました。フミン酸（HA、テクニカル）はHeowins（Tianjin、China）から購入しました。すべての化学物質は、さらに精製することなく使用されました。すべての水は、Sartorius arium pro VF浄水システム（18.2MΩの抵抗率）によって浄化されました。

Fe-Pd @ PGANPの準備

Fe-Pd @ PGA NPは、水素化ホウ素カリウムが還元試薬として機能する化学還元法を使用して合成されました。次に、250mgのFeSO ₄ ・7H ₂ さまざまな質量のPGA（10、25、50、および70 mg）を含む50 mLのPGA溶液にOを添加し、Fe ²⁺ の濃度を調整しました。 およびPGA（wt。％）。次に、混合物をアルゴンで約20分間パージして、Fe ²⁺ が確実に形成されるようにしました。 -PGA複合体および溶存酸素（DO）を除去します。次に、3mLのKBH ₄ （50 mg mL ^{− 1} ）BH ₄ で混合物に注入されました -to-Fe ²⁺ FeNPを形成するための3.0のモル比。還元剤を効率的に使用するために、ガス（水素）の発生が止まるまで、懸濁液をアルゴンで15分間パージしました。次に、Feナノ粒子を単金属粒子としてテストするか、微量（0.1、0.2、0.4、および0.8 wt。％Pd / Fe）のPdをロードして、既知量のクロロパラジウム酸カリウム水溶液を添加することにより、PGAで安定化された二金属ナノ粒子を生成しました。ナノ粒子懸濁液に。さらに、Pd負荷の程度が異なる裸のFe-PdNPも比較のために準備しました。合成および脱塩素反応の間、システムは常にアルゴンでパージされた。溶液の温度は恒温水槽で25℃に保たれました。

安定性テスト

沈降実験では、最後のステップで調製したFe-Pd @ PGA NP懸濁液を、リアクターから50mLガラス管に移しました。実験前に超音波処理せずに懸濁液を振とうした。次に、50 mLのガラス管を沈降させ、定期的にガラス管の写真を撮って沈降の程度を記録しました。

バッチ脱塩素実験

550 mg L ^{− 1} p のストック溶液 -CPは p を溶解して調製しました -25°Cの水中のCP。さらに、2mLの p -CPストック溶液を調製したFe-Pd懸濁液に添加して、Feと p の初期モル比を調整しました。 -CP（105：1）および初期 p -CP濃度20mg L ^{− 1} 。次に、 p の劣化 -CPを開始し、アルゴンパージを使用して反応を実行しました。 p の濃度測定用 -CP、0.8 mLの液体サンプルを希望の選択した時間に溶液から取り出し、磁石を使用して沈降を加速しました。次に、液体の上清をシリンジメンブレンフィルター（0.22μm）でろ過し、高速液体クロマトグラフィー（HPLC）でさらにテストしました。すべての実験ポイントは2つの連続した実験で複製され、標準偏差が計算されました。

p -シミュレートされた地下水中のCP除去テスト

これらのテストでは、 p の初期濃度 -CPは20mg L ^{− 1} に設定されました 、以前のバッチ脱塩素実験の濃度と同じように、陰イオン濃度を1 mMに設定し、5 mg / Lのフミン酸を懸濁液に添加して、自然に発生する地下水の状況をシミュレートしました。シミュレートされた地下水レシピは、NaCl（0.1 mM）、Na ₂ など、さまざまな種類の無機塩を追加した後のさまざまな種類の陰イオンで構成されています。 HPO ₄ ・12H ₂ O（0.1 mM）、NaH ₂ PO ₄ （0.1 mM）、およびNaHCO ₃ （1 mM）。反応懸濁液のpHも反応中に記録されました。

特性評価

走査型電子顕微鏡法（SEM、日立S-4800）および高分解能透過型電子顕微鏡法（HRTEM、JEM-2100F）を使用して、裸およびPGA修飾Fe-PdNPの形態とサイズを調査しました。 HRTEMサンプルをエタノールで希釈して超音波処理した後、得られた懸濁液をカーボンコーティングされた銅グリッドに滴下し、室温で乾燥させました。 X線回折（XRD）測定は、CuKαX線源を備えたBrukerD8-Focus測定器を使用して実施しました。フーリエ変換赤外分光法（FTIR、Nicolet Nexus 670）分析を実施して、Fe-PdNPとPGAの間の相互作用を解明しました。 「特性評価」のセクションで前述したサンプルを水とアルコールで3回洗浄した後、室温の真空オーブンで乾燥させて保管しました。 p -溶液中のCP濃度はHPLCで測定しました。

結果と考察

Fe-Pd @ PGANPの合成と特性評価

スキーム1に示すように、ゼロ価のFe NP（Fe @ PGA NP）は、Fe ²⁺ を還元することによって合成されました。 KBH ₄ を使用 PGAの存在下で。その後、Fe-Pd @ PGA NPは、Pd ²⁺ 間の置換反応によって得られました。 （K ₂ PdCl ₄ ）およびFe ⁰ 。脱塩素活性を評価するには、 p -CPがモデル汚染物質として選択され、脱塩素プロセスもスキーム1に示されています。

Fe-Pd @ PGANPの合成と p の脱塩素化の概略図 -CP

裸のFe-PdおよびFe-Pd @ PGA NPの形態とサイズは、SEMとTEMによって特徴づけられました。図1a、bに示すように、Fe-Pd @ PGA NPの大部分は、50〜200 nmのサイズ範囲で比較的球形であり、PGAの変更に起因するいくつかのチップのような構造に接続されていました。構造は、化学還元法を使用して以前に報告されたものと類似しています[38]。元素の分布と組成は、追加ファイル1：図S1と追加ファイル1：表S1に示されています。 SEM画像は、Fe-Pd @ PGA NPの表面が滑らかで、裸のFe-Pd NPがすでに酸化されていることを示しています。これにより、PGAが凝集を抑制し、酸化を抑制できることが証明されました（図1c、d）。一般に、以前の研究で他のスタビライザーによって変更されたnZVIと比較して[16]。 Fe-Pd @ PGANPは同様の形状とサイズでした。

a 、 b TEMおよび c Fe-Pd @ PGANPのSEM顕微鏡写真。 d 裸のFe-PdNPのSEM顕微鏡写真

図2aは、1日間空気中に沈降したFe-Pd @ PGANPのXRDパターンを示しています。 44.8 ^° の2θでのピーク 82.5 ^° に弱いピークがあります α-Fe ⁰ の存在を示した NPの秩序が悪くアモルファスな性質を持っている[16、39]。別の2つの弱い特徴的なピークが35.6 ^° の2θに現れました および65.2 ^° 、Fe ⁰ の腐食生成物と一致しました 、マグネタイト（Fe ₃ O ₄ ）、および/またはマグネタイト（γ-Fe ₂ O ₃ ）[40、41]、Fe ⁰ のごく一部のみを示唆している 酸化されました。 XRDパターンは、nZVIが正常に作成されたことを確認しました。

a Fe-Pd @ PGANPのXRDパターン。 b PGAおよびFe-Pd @ PGANPのFTIRスペクトル。 c 、 d Fe-Pd @ PGA NPの写真（ c ）および裸のFe-Pd NP（ d ）異なる時間での停止

図2bは、4000〜400 cm ^{− 1} の範囲のPGAおよびFe-Pd @ PGANPのFTIRスペクトルです。 。 3440 cm ^{− 1} の吸収ピーク は、カルボキシル基のヒドロキシルのO −H伸縮振動の特徴です。 1631 cm ^{− 1} 付近の吸収ピーク は、カルボキシル基のC =O伸縮振動の特徴です。 900〜650 cm ^{− 1} の吸収ピーク PGAのアミドグループから来ています[42、43]。 Fe-Pd @ PGA NPの吸収ピークのわずかなシフトは、Fe-PdNPとPGAの相互作用を示しています。

Fe-Pd @ PGANPと裸のFe-PdNPのコロイド安定性は、沈降実験によって調査されました。裸のFe-PdNPは10分以内に急速に凝集し、チューブの底に黒い沈殿物が見られます（図2d）。 120分後、浮選と生成された凝集が形成されました。これは、水素の生成に起因する可能性があります。図2cに示すように、予想どおり、Fe-Pd @ PGA NPは十分に分散しており、180分を超えてガラス管の底にほとんど沈殿しませんでした。さらに、Fe-Pd @ PGA NPの集約は、1日間放置した後に発生することがわかりました（追加ファイル1：図S2）。 Fe-Pd @ PGA NPのコロイド安定性は、従来のCMCで修飾されたFe-Pd NPと比較してさらに優れています（たとえば、5 g L ^{− 1} の場合）。 CMC-nZVIの場合、決済時間は30分です[44]）。

Fe-Pd @ PGANPによるp-CPの脱塩素化

Fe-Pd @ PGA NPの脱塩素活性は、バッチ p で調査されました。 -弱アルカリ性条件（pH =9）でのCP脱塩素試験。図3a–cは、 p の削除を示しています -異なるPd負荷の裸のFe-PdおよびFe-Pd @ PGANPを使用するCP。結果は、PGA修飾のない裸のFe-Pd NPは約50％の p しか除去できないことを示しました。 -CPは4時間で完了しますが、Fe-Pd @ PGANPでは分解効率が大幅に向上します。具体的には、25 mgのPGAと0.8％のPd負荷を持つFe-Pd @ PGA NPは、90％を超える p を除去できます。 -30分以内のCP。 PGAの負荷をさらに50mgに増やすと、100％ p を達成できます。 -30分以内のCPの削除。これらの結果は、PGAがFe-PdNPの脱塩素活性の向上を促進することを示しています。表面媒介反応の観点から、反応性は利用可能な表面積に比例していました[39]。 PGA修飾により、ナノ粒子の凝集を防ぐことができ、Fe-Pd NPは小さくなり、その結果、単位質量あたりの総表面積が大きくなりました。予想通り、Fe-Pd @ PGA NPは、 p の除去に裸のFe-PdNPよりも効果的でした。 -CP。

a – c 裸のFe-PdNPを使用した脱塩素の時間経過（ a ）およびFe-Pd @ PGA NP（ b 、 c ）PGAの負荷が異なる場合（ b 25 mg PGA; c 50 mg PGA）およびさまざまなPt負荷は、0.1〜0.8 wt。％の範囲でした。 d 速度定数（ k ） p の脱塩素用 -pH 9.0でさまざまなPGA負荷のCP（Pd負荷=0.8 wt。％）

p の脱塩素中 -Fe-Pd @ PGA NPによるCPでは、Pdの負荷も脱塩素活性の重要な要素です。図3b、cに示すように、Pd含有量が高いFe-Pd @ PGA NPは、より高い脱塩素活性を示しました。この現象は、以前の多くの研究で報告されたものと一致しています。説明によれば、FeとPdはガルバニ電池を形成し、PdはFeからの電子を受け入れることができ、Feの腐食を促進するだけでなく、脱塩素活性を向上させる触媒的な役割を果たしました[45]。注目に値するのは、PGAを変更しないと、Pdの負荷が高くても高い脱塩素効率を達成することは難しいということです。したがって、PGAの変更は、Fe-Pd @ PGANPの高い脱塩素活性にとって非常に重要です。

一般的に、 p の脱塩素化 -Fe-Pd NPによるCPは、疑似一次反応速度式[46]に従います。これは、次の式を使用してモデル化できます。

ここで C および C ₀ p の化学濃度です -時々 t のCP （最小）と0、それぞれ k （min ^{− 1} ）は速度定数であり、 t 反応時間です。したがって、 k 脱塩素システムの値は、ln（ C の傾きです。 / C ₀ ）対 t 時間とともに。 p の脱塩素化の速度定数の計算 -PGA負荷が異なるCPを図3dに示します。裸のFe-PdNPのk値は0.029分 ^{− 1} です。 、0.331分に増加しました ^{− 1} 50mgのPGA負荷でのFe-Pd @ PGANPの場合。図4は、 p を示しています。 -CP分解速度定数（ k ）さまざまな程度のPGAおよびPd負荷のあるFe-PdNPの。疑似一次速度定数は、脱塩素効率の傾向と同様に、Pd含有量の増加とともに増加し、PGA負荷が0から50 mgに増加すると、 k PGAの負荷が増えると増加します。ただし、脱塩素反応が抑制されているように見えたため、速度定数は、PGA負荷が50mgから70mgにさらに増加すると低下を示しました。追加ファイル1：図S3に示すように、SEM画像は、PGAの過剰なカバレッジにより、Fe-Pd @ PGA NPが大幅に凝集し、脱塩素活性が低下していることを示しています。この脱塩素活性の低下は、以前の研究でも観察されました[47、48]。したがって、最適なPGA負荷（〜50 mg）があり、最大除去反応速度定数は0.331 min ^{− 1} です。 。

p の脱塩素化の速度定数 -PGAとPdの負荷が異なるCP

表1は、nZVI合成に使用されるさまざまな安定剤と、対応する実験パラメータ、および p の脱塩素反応の結果をまとめたものです。 -CP。その k を見つけることができます 私たちの研究では、Feと p の比率が小さいにもかかわらず、以前の研究で報告された値よりも1桁または2桁以上高かった。 -CP（n _{Fe / p -CP} ）およびこの作業で使用されるより高いpH値。一般に、高いn _{Fe / p -CP} （例：> 1000）および中性または酸性条件（例：pH =3）を使用して、高い脱塩素活性を達成しました。この研究では、n _{Fe / p で -CP} 100およびpH9の場合、Fe-Pd @ PGA NPは高い脱塩素活性を示しました。これは、PGAが p の脱塩素に対するnZVIの有望な安定剤であることを示しています。 -CP。

p の脱塩素化 -刺激された地下水中のCP

P をテストしました -潜在的な実用的なアプリケーションを評価するための刺激された地下水中のCP除去。ブランク実験は、0.8％のPd負荷で25mgのPGAで修飾されたFe-Pd @ PGANPを使用して実行されました。刺激された地下水中の溶解成分の影響は、4種類のイオン（Cl ^- ）の存在下で評価されました。 、H ₂ PO ₄ ⁻ 、HPO ₄ ^2- 、およびHCO ₃ ⁻ ）およびHA。図5a–cに示すように、Cl ^- の存在下 、H ₂ PO ₄ ⁻ 、またはHA、 k HPO ₄ の値は、空白の実験の値に非常に近いです。 ^2- およびHCO ₃ ⁻ イオンは脱塩素活性、 k を低下させます 値は0.173から0.06および0.07分に減少しました ^{− 1} 。以前の研究では、陰イオンの添加後のpHの上昇は、活性阻害の重要な理由の1つと見なされていました[49]。

a タイムコースと（ b 、 c ） p の脱塩素化の速度定数 -異なる成分を含むシミュレートされた地下水中のCP。 d 反応中に成分を添加した後のpHの変化

p の脱塩素反応プロセス -CPは次のよ​​うに表すことができます[20]：

上記の式は、pH値が p の分解速度に影響を与える重要なパラメータであることを示しています。 -CP。より高いpHでは、粒子の表面で利用できる水素原子または水素化物の原子数が少なくなり、塩素化分子を攻撃します。その間、第一鉄およびヒドロキシルイオンは第一鉄の水酸化物を形成し、沈殿します。水酸化物第一鉄と沈殿物の表面不動態化層は、塩素化分子の輸送を妨げ、Feの反応部位をブロックし、したがって全体的な反応速度を低下させる可能性があります。これを念頭に置いて、図5dに示すように、脱塩素反応中のpH値を測定しました。結果は、おそらくPGAの存在のために、異なるイオンの添加後にpH値に明らかな変化がないことを示しました。時間の経過とともにpH値のわずかな上昇が観察され、最終的には比較的安定した値が観察されました。結果は、pHの変化がイオン阻害の主な理由ではないことを示しました。さらに、pH 5でのp-CPの脱塩素化についても調査しました（追加ファイル1：図S4）。結果は、弱酸条件が脱塩素反応に有利であることを示した。 HPO ₄ の抑制について ^2- およびHCO ₃ ⁻ 、メカニズムを理解するには、さらなる研究が必要です。

p の強化された脱塩素化のメカニズム -CP by Fe-Pd @ PGA NPs

私たちの実験結果に基づいて、図6に示すように、Fe-Pd @ PGANPによる脱塩素化の促進の考えられるメカニズムが提案されました。

p の脱塩素化の促進のメカニズム -CP by Fe-Pd @ PGA NPs

一方では、nZVIはシェルに酸化鉄/水酸化物を持ち[50]、酸化鉄シェルが正電荷を与えると一般に考えられています[51]。したがって、カルボキシル基が豊富なPGA分子（COO ^- ）正電荷を持つFe-PdNPの表面に簡単に付着する可能性があります。 PGAのカルボキシル基は、（i）単座キレート、（ii）二座キレート、（iii）二座ブリッジの3つの可能な錯化法によってFe-PdNPの表面に結合すると推測されました[52]。さらに、高分子ナノ粒子の組織化は、ナノスケールの寸法を備えた効率的な足場を提供し、したがってナノ粒子の特定の面積を増加させます。 PGAによるFe-PdNPの修飾は、NPを安定化するだけでなく、静電的および立体的反発によってNPが凝集するのを防ぎます。したがって、Fe-Pd @ PGA NPの優れた脱塩素効率と優れた分散性は、主にFe-Pd @ PGANPの複雑な構造と静電-立体反発相互作用に起因していました。

一方、PGAは金属イオン（Fe ²⁺ など）に結合する可能性があります 、Fe ³⁺ ）キレート化と静電結合を介して。追加ファイル1：図S5に示すように、FeイオンとPGAを含む溶液のUV-visスペクトルは、PGA-鉄錯体の形成を示しました[53]。脱塩素プロセス中、Fe ²⁺ およびFe ³⁺ Fe NPの表面に堆積し、水酸化鉄を形成し、酸化鉄の殻を厚くします。 PGAの存在下では、脱塩素反応から生じるFeイオンがPGAと複合体を形成し、水酸化鉄の形成を抑制します。これにより、表面でのFe水酸化物の沈殿を防ぎ、Fe-PdNPの活性部位を維持します。脱塩素反応性を維持するための好ましい微小環境。この場合、 p - CP 分子は活性部位に簡単にアクセスでき、Fe-PdNPによって急速に脱塩素化されます。

結論

要約すると、安定剤としてPGAを使用して、Fe-Pdバイメタルナノ粒子の合成に成功しました。調製したままのFe-Pd @ PGA NPは、良好な分散性とコロイド安定性を示します。 Fe-Pd @ PGA NPの脱塩素性能は、 p を使用して評価されました。 -モデルとしてのCP。結果は、PGAが p の脱塩素化を大幅に促進することを示しました -CP、高い k を達成 0.331分の値 ^{− 1} 。この値は、Feと p の比率が小さいにもかかわらず、以前に報告された値よりもはるかに高くなっています。 -この作業では、CP以上のpH値を使用しました。さらに、Fe-Pd @ PGA NPは、Cl ^- の存在下で高い活性を維持することがわかりました。 、H ₂ PO ₄ ⁻ 、およびHAは、一般的に水中に存在します。 Fe-Pd @ PGA NPの高い脱塩素活性は、主に静電-立体反発相互作用と、PGAのFe ²⁺ への結合能力によるFe水酸化物形成の防止に起因することを提案しました。 / Fe ³⁺ イオン。優れた安定性、高い脱塩素活性、およびイオン耐性を考えると、Fe-Pd @ PGA NPは、塩素化有機化合物の脱塩素化において有望な用途を示しています。

略語

APAM：

アニオン性ポリアクリルアミド

CMC：

カルボキシメチルセルロース

DO：

溶存酸素

Fe-Pd @ PGA NP：

ポリ（γ-グルタミン酸）を含むパラジウムドープゼロ価鉄ナノ粒子

FTIR：

フーリエ変換赤外分光法

HA：

フミン酸

HPLC：

高速液体クロマトグラフィー

nZVI：

ナノスケールのゼロ価鉄

PAA：

ポリ（アクリル酸）

PCB：

ポリ塩化ビフェニル

p -CP：

p -クロロフェノール

PGA：

ポリ（γ-グルタミン酸）

SEM：

走査型電子顕微鏡

TCE：

トリクロロエチレン

TEM：

透過型電子顕微鏡

XRD：

X線回折