مسار أوليغوميرازا مدفوع بالنانوحبس لإزالة فعالة للملوثات الفينولية عبر تفاعل شبيه بفنتون Nanoconfinement-triggered oligomerization pathway for efficient removal of phenolic pollutants via a Fenton-like reaction

المجلة: Nature Communications، المجلد: 15، العدد: 1
DOI: https://doi.org/10.1038/s41467-024-45106-4
PMID: https://pubmed.ncbi.nlm.nih.gov/38296948
تاريخ النشر: 2024-01-31

مسار أوليغوميرازا مدفوع بالنانوحبس لإزالة فعالة للملوثات الفينولية عبر تفاعل شبيه بفنتون

تاريخ الاستلام: 15 أغسطس 2023
تم القبول: 15 يناير 2024
نُشر على الإنترنت: 31 يناير 2024
(أ) التحقق من التحديثات

شيانغ زانغ جينغجينغ تانغ لينغ لينغ وانغ تشوان وانغ لي تشين شينتشينغ تشين (1) جيشو تشيان (1) و بينغكاي بان (1)

الملخص

تمثل تفاعل فينتون غير المتجانس واحدة من أكثر التقنيات موثوقية لضمان سلامة المياه، ولكنها تواجه حالياً تحديات تتمثل في بطء اختزال Fe(III)، والإدخال المفرط للمواد الكيميائية لتعدين المواد العضوية، وانبعاث الكربون غير المرغوب فيه. تركز الجهود الحالية لتحسين الأداء التحفيزي لتفاعل فينتون في الغالب على كيفية تسريع اختزال Fe(III)، بينما يتم تجاهل خطوة تحلل الملوثات عادةً. هنا، نبلغ عن استراتيجية نانو احتجاز باستخدام هلام الجرافين (GA) لدعم UiO-66- ذرة ربط III ، الذي يغير مسار نقل الكربون أثناء إزالة الفينول من المسار المفضل حركياً لفتح الحلقة إلى المسار المفضل حرارياً للت oligomerization. يفضل حبس GA النانوي اختزال الحديد (III) من خلال إثراء الوسائط الاختزالية ويسمح بإزالة الفينول بشكل أسرع بكثير من النظير غير المحبوس (بمعدل 208 مرات من حيث ثابت معدل التفاعل من الدرجة الأولى) وإزالة فعالة للغاية لمجموع الكربون العضوي، أي، ضد في 60 دقيقة. علاوة على ذلك، فإن هذه الطريقة في الأوليغوميرية تقلل من استهلاك المؤكسد لإزالة الفينول بأكثر من وانبعاثات الكربون بواسطة ، مقارنةً بطريق التمعدن في المتجانس نظام. قد تعمل نتائجنا على تحسين مجموعة الأدوات التنظيمية لتفاعلات فينتون وتوفير مسار بديل لنقل الكربون لإزالة الملوثات المائية.

تفاعل فينتون يحظى باهتمام واسع في الطب الحيوي تعبير الجينات يشعر تحضير المواد التخليق الكيميائي وتعويض البيئة . بشكل خاص، النسخة الأساسية من تفاعل فينتون التي تتضمن و لقد أدركت التطبيق العالمي في أنظمة معالجة المياه اللامركزية لضمان سلامة المياه لأن الجذور الحرة من الهيدروكسيل المتولدة (إمكانات الأكسدة: 2.80 فولت، نصف العمر: بقدرة أكسدة قوية يمكن أن تحلل الملوثات العضوية المقاومة والسامة تحت ظروف البيئة المحيطة .
ومع ذلك، تعاني هذه التفاعل من عيوب جوهرية تشمل عدم قابلية إعادة تدوير المحفز، وملاءمة ضيقة لدرجة الحموضة، وسهولة تكوين طين الحديد الذي يكسر دورة الأكسدة والاختزال. تشمل البدائل الواعدة عمليات فينتون غير المتجانسة التي تسمح بإعادة تدوير المحفز بسهولة وتوسيع ملاءمة الرقم الهيدروجيني. . ومع ذلك، توجد قضيتان أساسيتان في تفاعلات فنتون غير المتجانسة. الأولى هي تفاعل اختزال Fe(III) البطيء، والذي يعد الخطوة المحددة للسرعة في تفعيل . حاليًا، تم تكريس جهود واسعة لتسريع الـ
اختزال Fe(III) من خلال توفير مواد كيميائية خارجية و/أو الطاقة الضوئية/الكهربائية أو تصميم محفزات مركبة عالية الكفاءة . قضية أخرى هي الإدخال المفرط للمواد الكيميائية، أي، المحفز و لتحقيق التمعدن الكامل للملوثات المائية مع انبعاث الكربون غير المنظم. تشمل المحاولات لمعالجة هذه القضية تعديل المواقع النشطة الحفازة لتحسين كفاءة التفعيل ، وتغيير مسارات التنشيط لاختيار ملوث أعلى . هذه الجهود عادة ما تركز على جانب واحد من التفاعل، أي، التفعيل، من أجل تحسين معدل تحلل الملوثات بشكل اسمي، بينما يتم تجاهل الجانب الآخر من التفاعل، أي تحلل الملوثات، بشكل معتاد.
لقد حفز الازدهار الأخير في علوم النانو وتكنولوجيا النانو العلماء على إنشاء أنظمة نانوية محصورة متنوعة لتقليد الأنظمة البيولوجية الطبيعية لتحقيق تسريع استثنائي في المعدلات والخصوصية من أجل كيمياء فعالة. يغير النانو confinement بشكل جذري الخصائص الكيميائية والفيزيائية للجزيئات المحتجزة. ، والأهم من ذلك، يطرح تأثيرات عميقة على التفاعلات الكيميائية المقيدة من جوانب الديناميكا الحركية والديناميكا الحرارية يمكن تسريع التفاعلات الكيميائية في النانو كونفينمنت بسبب زيادة التركيز المحلي للمواد المتفاعلة. يمكن أن يحد تقييد النانو من حجم وشكل المنتجات الناتجة، مما يعزز أو يغير انتقائية المنتج. علاوة على ذلك، يمكن أن يؤثر النانو احتجاز على مسارات التفاعل من خلال استقرار الوسائط التفاعلية، مما يحقق تسريعًا في المعدل وزيادة في الانتقائية. على سبيل المثال، يمكن أن يثبت احتجاز النانو بواسطة تجويف النحاس المفتوح C2 الوسائط في عملية اختزال ثاني أكسيد الكربون، مما يعزز تكوين الكحول C3. الاحتجاز النانوي لطبقة الكربون المحيطة بـ يمكن أن يحدد العامل المساعد الوسيط الرئيسي *HOCCH عبر مسار الهدرجة، وبالتالي تحقيق انتقائية عالية للإيثانول في تفاعل الاختزال الكهربائي استنادًا إلى المعرفة الحالية، من المتوقع أن يؤدي التصميم المناسب لمحفز فينتون غير المتجانس مع النانو احتجاز إلى إحداث تغيير جذري في عملية إزالة الملوثات.
يتطلب توضيح كيفية تأثير النانو-تقييد على مسار تحويل الملوثات بناء نظام نموذجي مع بيئة كيميائية قابلة للفهم تحيط بمركز التحفيز في فنتون. لهذا الغرض، تم استخدام مادة إطار معدني عضوي UiO-66-
لقد تم إثبات أن الهيكل الكيميائي المحدد جيدًا مناسب لتثبيت مواقع المعادن النشطة الموحدة في تفاعلات مختلفة. UiO-66- المستقر وغير النشط هيكل عظمي مع تجمعات -أوكسي تعرض وفرة و المحطة المجموعات التي يمكن أن تثبت ذرات المعادن الزائدة (الشكل التكميلي 1). تحميل مثل هذه المعادن النشطة المحتوية على UiO-66- على ركيزة مناسبة، مثل الجرافين ستخلق مساحة نانوية محصورة تحيط بموقع المعدن النشط، مما يولد منصة مثالية لمزيد من التحقيق (الشكل التوضيحي التكميلي 2).
في هذا السياق، نصف محاولاتنا للتحقق من الفرضية المذكورة أعلاه من خلال تثبيت ذرات الحديد (III) ذات التفاعل المنخفض بشكل جوهري في تفاعل فينتون على UiO-66- ، مما ينتج عينة تُعرف باسم UiO-66- (الشكل 1أ، تُظهر وجهات نظر هياكلها من زوايا أخرى في الشكل التكميلي 3). كما هو متوقع، UiO-66- تفاعل فينتون المحفز لإزالة الفينول بمعدل منخفض جداً. ومن المثير للاهتمام، عندما يكون الـ UiO-66- تكون الجسيمات النانوية محصورة بواسطة ركيزة الهلام الجرافيني (GA) (المسمى UiO-66- كما هو موضح في الشكل 1a)، أظهر المركب الناتج تحسنًا كبيرًا في التفاعل لإزالة الفينول، حيث كانت ثابتة المعدل أعلى بمقدار مرتين من حيث الحجم (208 مرات) مقارنة بالنموذج غير المحصور. تشير تحليل الوسائط والمنتجات إلى أن حصر الجسيمات النانوية GA يحول مسارات نقل الكربون من مسار التحلل المفضل حركيًا لفتح الحلقة إلى مسار الت oligomerization المفضل حراريًا. قد يوفر عملنا نموذجًا لتصميم دقيق لنظام تفاعل فينتون عالي الكفاءة من خلال الحصر النانوي، مما يتيح إزالة أكثر كفاءة للملوثات الفينولية، وتقليل الجرعات الكيميائية وانبعاثات الكربون، وتوليد منتجات oligomer لاسترداد محتمل أو حصاد الطاقة، مقارنة بالأساليب التقليدية للتعدين.

النتائج

توصيف المحفزات

أنتجت عملية التخليق ثلاثة مواد من الإطارات المعدنية العضوية (MOFs) بما في ذلك UiO-66- UiO-66- ، وUiO- المركب. تم تحديد محتويات الكتلة من عناصر الحديد بواسطة مطيافية الكتلة مع التحليل الطيفي بالاقتران البلازمي (ICP-
الشكل 1| التوصيف الهيكلي للعوامل الحفازة. أ رسم هيكل الجزيء و (ب) أنماط XRD لـ UiO-66-(Zr) بواسطة المحاكاة، UiO-66-NH2-(Zr)، UiO- ، و UiO-66- . تمثيلي (ج) SEM و (د) TEM
الشكل 2 | التوصيف الطيفي للحفازات. تحليل بيانات XPS (أ) و (ب) الحديد الطيف. تم إجراء ملاءمة البيانات باستخدام عرض نصف الذروة الموحد ومواقع الذروة غير الثابتة. طيف ميسباور لـ UiO-66- و في . d XANES الحديد -حافة (داخل: مكبرة
طيف) و (e) FT-EXAFS الحديد -طيف الحافة في فضاء من و UiO-66- رقائق الحديد تم استخدامها كمراجع. توافق FT-EXAFS للحديد -منحنى الحافة (إدراج: هيكل التركيب) لـ .
MS) ليكون في UiO-66- و في UiO-66- GA. تظهر أنماط حيود الأشعة السينية (XRD) للعينات الثلاث في الشكل 1b. UiO-66- -(Zr) يظهر قمم حيود مميزة تتوافق مع النتائج في الدراسات السابقة . ل UiO-66- وجود الحديد لا يغير الهيكل البلوري لدعامة MOFs. فيما يتعلق بـ UiO-66- في مركب Fe)/GA، يتم الحفاظ على بنية بلورات MOFs مع وجود قمم حيود واضحة لمستويات (111) و(200) ولكن مع شدة أضعف بكثير.
المورفولوجيا المجهرية لـ و تم فحصها بواسطة كل من المجهر الإلكتروني الماسح (SEM) والمجهر الإلكتروني الناقل (TEM). تُظهر الأشكال 1c و1d أن UiO-66-NH2-(Zr/Fe) يحتوي على جزيئات بأشكال ثمانية الأوجه منتظمة وأحجام تتراوح من عدة مئات من النانومترات إلى أكثر من ميكرومتر واحد. في الشكل 1e و1f لـ ، يمكن ملاحظة ركيزة GA بوضوح و UiO-66- توزع الجسيمات داخل ركيزة GA، بشكل أقل انتظامًا ولكن بحجم أكثر تجانسًا يبلغ حوالي. بالمقارنة، يُلاحظ أن ركيزة GA تقلل بشكل كبير من حجم جزيئات MOFs المدعومة، لأن استخدام الركيزة يمكن أن يؤثر على مرحلة التبلور ويقيد نمو الجزيئات المحملة. الهيكل المدعوم من تمت دراسته بشكل إضافي بواسطة مجهر الإلكترون عالي الدقة (HRTEM) مع صورة موضحة في الشكل 1g، حيث لوحظ أن الجسيمات النانوية محصورة بشكل كافٍ بواسطة الجرافين غير المتبلور. على الرغم من أن خطوط الشبكة البلورية لـ UiO-66- لا يمكن تمييزها في الشكل 1g، لكن أنماط حيود الإلكترونات في المنطقة المختارة (SAED) في الشكل 1h تظهر بوضوح حيود المستويات البلورية (111) و(200) لهيكل MOFs. وجود عناصر الزركونيوم والحديد معًا في يتم تصويره بشكل أكبر في خرائط مطياف الطاقة المشتتة (EDS) في الشكل 1i. الـ
تم توضيح الهيكل والشكل الخارجي لـ GA بمفرده في الشكل التوضيحي الإضافي 4.
تمت دراسة الحالة الكيميائية لعناصر المعادن في هذه العينات من خلال التوصيفات الطيفية الجماعية. يتم تقديم الطيف الكامل لقياس الطيف الضوئي للأشعة السينية (XPS) في الشكل التكميلية 5، وتفكيك البيانات لـ تظهر الأطياف في الشكل 2أ. في UiO-66- و UiO-66- مواقع الـ قمم ( و لـ ) قريبة جداً. بالنسبة لـ UiO-66- كلا القمتين تنتقلان قليلاً إلى طاقات ربط أعلى، مما يشير إلى انخفاض معتدل في كثافة الإلكترون. . بالنسبة لـ الإشارات، الشكل 2 ب يظهر أربعة قمم في ، حيث يُنسب 712.0 و 725.5 إلكترون فولت إلى و من بينما يُنسب 716.2 و 731.9 إلكترون فولت إلى قمم الأقمار الصناعية . هذه القمم تتحول قليلاً إلى طاقات ارتباط أقل بحوالي في UiO- ، مما يشير إلى زيادة معتدلة في كثافة الإلكترون التي يُعتقد أنها تعزز تفاعل فينتون .
ال تظهر طيف مويسباور في الشكل 2c أن قيم الإزاحة المتساوية (IS) هي لـ UiO-66- و لـ UiO-66- كلا القيمتين قريبتان من مؤشرًا على حالة التكافؤ 3+ للحديد في كلا العينتين قيمة IS أكبر قليلاً لـ UiO-66- يشير إلى كثافة إلكترونية أعلى بشكل معتدل للحديد مقارنةً بـ . القيمة الأكبر لتقسيم الرباعي (QS) ( ) من UiO-66- يشير إلى أن بيئة الحديد أكثر تشويهاً من تلك الموجودة في UiO-66- تتوافق هذه النتائج مع تلك الموجودة في الشكل 2ب.
تم استخدام مطيافية امتصاص الأشعة السينية (XAS) أيضًا لتوصيف UiO-66- و UiO-66- هيكل امتصاص الأشعة السينية بالقرب من الحافة (XANES) للحديد -طيف الحافة مع رقائق الحديد و كما هو موضح في الشكل 2d، مما يدل على أن
الشكل 3 | تفاعل فنتون الشبيه بالتحفيز لإزالة الملوثات والتحقيق الآلي. أ إزالة الفينول مقابل الوقت في أنظمة مختلفة و (ب) إشارات EPR باستخدام DMPO كعامل حبس في UiO-66- و UiO- أنظمة في وقت رد الفعل 5 دقائق. الشروط: البداية ، [العامل المساعد] ، و [الفينول] . إزالة المقر الرئيسي في جورجيا، UiO-66- ، و UiO-66- أنظمة

بدون كروماتوغرامات HPLC لـ UiO-66- في أوقات تفاعل مختلفة. إزالة الفينول بواسطة UiO-66- عند تركيزات أولية مختلفة من الفينول. ف الكرونوأمبرو متري مع UiO-66- كقطب عمل (الإدراج: طيف مكبر). الشروط: الجهد تم إجراء التجارب ثلاث مرات، وتُبلغ القيم المتوسطة مع الانحرافات المعيارية كأشرطة خطأ.
مواقع حافة امتصاص الحديد في كلا العينتين قريبة جدًا من تلك الخاصة بـ وتأكيد حالة التكافؤ 3+ . زركونيوم XANES -طيف الحافة مع رقائق زركونيوم و كما هو موضح في الشكل التكميلية 6، مما يؤكد أيضًا حالة التكافؤ علاوة على ذلك، هيكل الامتصاص الدقيق للأشعة السينية الممتد (EXAFS) للحديد -حافة و تم أيضًا تسجيل إشارات الحافة لكل من العينتين وعرضها في الشكل التكميلية 7. تُظهر الأطياف المحولة فورييه لـ EXAFS (FT-EXAFS) في فضاء R في الشكل 2e (Fe -الحافة) والشكل التوضيحي التكميلي 8 ( -edge)، على التوالي. توضح الشكل 2e أنه لا يوجد سوى قشرة واحدة من Fe-O ولا توجد قشرة من Fe-Fe تم ملاحظتها في كلا العينتين، بينما توضح الشكل التكميلية 8 أن هناك قشرة وثانية ستظهر القشرة في كلا العينتين. هذه المعلومات حاسمة للإشارة إلى أن ذرة الحديد تقع فقط على حافة الـ -أكسو نود بدلاً من أن يتم تشويهه في -أوكزو نود، لأن هناك ثانٍ من المتوقع أن يكون هناك غلاف إذا شارك الحديد في تشكيل الإطار الرئيسي. يكشف ملاءمة منحنيات FT-EXAFS عن بيئة التنسيق للحديد والزركونيوم في كلا العينتين (الشكل 2f، الأشكال التكميلية 9 و10)، مع تلخيص أفضل معلمات الملاءمة في الجدول التكميلية 1. رسالة ملحوظة هي أن التنسيق
عدد ذرات الحديد يقل قليلاً من 4.9 في إلى 4.6 في UiO-66- . تؤكد النتائج المذكورة أعلاه أن GA يؤدي إلى تعديل طفيف في كثافة الإلكترون وبيئة التنسيق لذرة الحديد على الحافة من -أوكزو عقدة.

تفاعلات تحفيزية شبيهة بفينتون لإزالة الملوثات

ال و تم استخدامها كعوامل تحفيز فنتون غير متجانسة لإزالة الفينول، وهو ملوث تمثيلي حظي باهتمام عالمي. . في نظام خالٍ من المحفزات، استخدام فقط غير فعال لإزالة الفينول، أي حوالي تمت ملاحظة الإزالة خلال 60 دقيقة (الشكل التوضيحي 11). يوضح الشكل 3a إزالة الفينول باستخدام UiO-66- و كعوامل مساعدة، مع GA، UiO-66- ، و (خليط مادي) كمرجع فارغ. تُظهر المحفزات الخمسة امتصاصًا ضئيلًا (<5%) للفينول خلال 60 دقيقة قبل إضافة . بعد إضافة ، استخدام GA و UiO-66- يؤدي فقط إلى و إزالة الفينول في 60 دقيقة، مما يشير إلى أن كل من GA و UiO-66- غير نشطة في تفاعل فينتون. الـ UiO-66- محفز
( تحقق إزالة الفينول في 60 دقيقة، وخلط بسيط لـ GA و UiO-66- لا يغير السلوك التحفيزي لـ UiO-66- ، أي، إزالة الفينول في 60 دقيقة لـ لاحظ أن الزيادة المتزامنة لكل من جرعة UiO-66- وزمن الاستجابة يمكن أن تحقق إزالة الفينول (الشكل التكميلي 12). تشير هذه النتائج إلى أن تفاعل في تفاعل فينتون يكون منخفضًا إلى حد ما، وهو ما لا يتجاوز التوقعات لأن حالة التكافؤ لموقع الحديد ( +3 ) وظروف الرقم الهيدروجيني (5.0) ليست مفضلة في تفاعل فينتون. ومن المثير للاهتمام، استخدام UiO-66- قادر على إزالة الفينول بواسطة في 20 دقيقة فقط. يُظهر ملاءمة بيانات إزالة الفينول الحركية لنموذج حركية التفاعل من الدرجة الأولى (الشكل التكميلي 13) أن الـ UiO-66- -( النظام يظهر ثابت معدل زائف من الدرجة الأولى واضح ) من ، وهو أعلى بمقدارين من حيث الحجم (208 مرات) من ذلك ( ) في UiO-66- .
علاوة على ذلك، فإن إزالة الكربون العضوي الكلي (TOC) بواسطة UiO-66- أكثر كفاءة بكثير من UiO-66- ( ضد الشكل التوضيحي التكميلي 14). مع الاستبعاد الإضافي للمساهمة المحتملة لأيونات الحديد المتجانسة وحدها (الشكل التوضيحي التكميلي 15)، وأيونات الحديد المتجانسة مع GA (الشكل التوضيحي التكميلي 16)، وتأثير حجم الجسيمات (الشكل التوضيحي التكميلي 17)، من المقنع أن حصر GA للنانو قد أدى إلى تغيير جذري في النشاط/السلوك التحفيزي لجسيمات UiO-66-NH2-(Zr/Fe) المحصورة، كما هو موضح أدناه. بعد التفاعل، فإن UiO-66- يحتفظ المحفز بتركيبه البلوري الأصلي، وشكله، وحالته الكيميائية (الأشكال التكميلية 18-20). علاوة على ذلك، تم تأكيد تغير كثافة إلكترونات الحديد خلال التفاعل بواسطة طيف ميسباور للمحفز الذي تم جمعه أثناء وبعد التفاعل (الشكل التكميلي 21).

التحقيق الميكانيكي أثناء إزالة الملوثات

قمنا بإجراء تحليل للوسطاء / المنتجات للتحقيق في مسارات إزالة الفينول في كلا النظامين. تظهر أطياف الكروماتوغرافيا السائلة عالية الأداء – مطياف الكتلة (UHPLC-MS) في الأشكال التكميلية 22 و 23 أن الهيدروكينون (HQ) و p-بنزوكينون (PBQ) تم اكتشافهما في كلا النظامين أثناء التفاعل. علاوة على ذلك، تم ملاحظة إشارة ضعيفة من ديمر HQ في UiO-66- ، ولكن ليس في UiO-66- . بعد التفاعل، تم تحديد المنتجات النهائية في المحلول بواسطة الكروماتوغرافيا الغازية – مطياف الكتلة (GC-MS). بالنسبة لـ UiO-66- ، تم ملاحظة منتجات فتح الحلقة، أي حمض الأسيتيك، حمض الأكساليك، وحمض المالونيك، وتم تلخيصها في الجدول التكميلي 2، بما يتماشى مع الدراسات السابقة . من المثير للاهتمام، بالنسبة لـ UiO-66- -( ، لم يتم اكتشاف تلك المنتجات المفتوحة للحلقة في المحلول. على العكس، تم عزل مزيج من المنتجات الأوليغوميرية ذات الوزن الجزيئي الذي يتراوح من حوالي 300 إلى 700 من المحفز، الذي تم جمعه بعد التفاعل باستخدام رباعي هيدروفوران (THF)، لمزيد من تحديد مطياف الكتلة بالليزر المساعد على المصفوفة (MALDI-TOF MS) (الأطياف في الشكل التكميلي 24، مع الهياكل المقترحة المدرجة في الجدول التكميلي 3). تُظهر حسابات توازن الوزن عائدًا يبلغ حوالي من المنتجات الأوليغوميرية المعزولة بناءً على إزالة TOC، بينما قد تكون البقية منتجات أخرى تم تمعدنها و / أو يصعب عزلها. تؤكد هذه النتائج أن الفينول يخضع لمسارات تحلل مختلفة في النظامين.
تم فحص ROS الناتجة في كلا النظامين باستخدام 5،5-ثنائي ميثيل-1-بيرولين-1-أكسيد (DMPO) كعامل حبس. تظهر أطياف الرنين المغناطيسي الإلكتروني (EPR) في الشكل 3b أن كلا النظامين يظهران مجموعة من أربعة قمم بنسبة شدة 1:2:2:1، والتي تُعزى إلى الإشارات المميزة لمركب DMPO-•OH . علاوة على ذلك، مقارنةً بـ ، تشير الإشارات الأقوى بكثير في UiO-66- إلى توليد المزيد من . تظهر نتائج تجارب إخماد الكحول الإضافية (الشكل التكميلي 25) أن الميثانول الزائد
( MeOH ) كـ مثبط ( ) يمكن أن يثبط بشكل فعال إزالة الفينول في كلا النظامين، مما يستبعد عملية نقل الإلكترون غير الجذرية . مع الاستبعاد الإضافي لمساهمة الأنواع التفاعلية الأخرى المحتملة بما في ذلك الأكسجين المفرد ( )، الحديد عالي التكافؤ، وجذور السوبر أوكسيد ( ) في UiO-66- (الأشكال التكميلية 26-28)، يُستنتج أن النظامين يتميزان بنفس الأنواع التفاعلية، أي، .
تشير النتائج أعلاه إلى أنه بعد تنشيط لتوليد ، يتقدم التفاعل بين الفينول و عبر مسارات مختلفة في النظامين. وجود HQ و PBQ في كلا النظامين معقول حيث أن يهاجم الفينول لتشكيل . يتبع التحول الأخير لـ HQ إلى PBQ إما المسار I، الهجوم الإضافي بواسطة لتوليد ، أو المسار II، الأكسدة المتسلسلة بواسطة لتشكيل الجذر شبه الكينون غير المستقر (SQ) وأخيرًا إنتاج . يمكن أن يسهل المسار II تجديد ، مما يؤدي إلى ظاهرة تسريع ذاتي تم الإبلاغ عنها في أنظمة فينتون المتجانسة . تم الإبلاغ عن مثل هذه الظاهرة نادرًا في أنظمة فينتون غير المتجانسة لأن جزيئات HQ ليست عرضة للبقاء على اتصال مع المحفز للمسار II. ومع ذلك، فإن معدل إزالة الفينول المحسن بشكل كبير في UiO-66- هو مؤشر قوي على حدوث التسريع الذاتي عبر المسار II.
للتحقق من ذلك، أضفنا جزيئات HQ التجارية إلى ثلاث محاليل تحتوي على GA، UiO-66- ، و UiO-66- GA، على التوالي. لاحظ أن غائبة في هذه المحاليل. يظهر الشكل 3c أن تغيير تركيز HQ في محلول GA ضئيل (فقط 1.7%)، مما يشير إلى سعة امتصاص صغيرة بواسطة GA. بالنسبة لـ UiO-66- ، هناك انخفاض طفيف في تركيز HQ بواسطة في 60 دقيقة. بشكل ملحوظ، بالنسبة لـ UiO-66-NH2-(Zr/Fe)/GA، ينخفض تركيز HQ بنسبة في 60 دقيقة. تظهر نتائج الكروماتوغرافيا السائلة عالية الأداء (HPLC) الإضافية في الشكل 3d أن PBQ يتم توليدها وتراكمها تدريجيًا مع استهلاك HQ، مما يشير إلى تحول HQ إلى PBQ. تؤكد هذه النتائج مجتمعة تحويل HQ إلى PBQ عبر المسار II، والذي يتم تحقيقه من خلال حصر جزيئات HQ وجذور SQ بالقرب من ذرة الحديد المثبتة على عقدة من UiO-66- للتسريع الذاتي.
تُظهر ظاهرة التسريع الذاتي في UiO-66- بسبب حدوث المسار II بشكل أكبر في الشكل 3e، حيث تزيد كفاءة إزالة الفينول بشكل كبير مع زيادة تركيز الفينول الأولي من 25 إلى . هذه النتائج (توافق البيانات في الشكل التكميلي 29) تختلف تمامًا عن تلك الموجودة في أنظمة فينتون غير المتجانسة حيث يجب أن ينخفض معدل إزالة الملوثات الظاهرة، الممثل بـ ، مع زيادة تركيز الملوث الأولي لأن التركيز الثابت للأنواع التفاعلية، ، يُفترض أن يكون ثابتًا (اشتقاق رياضي في الملاحظة التكملية 1). على العكس، فإن زيادة تركيز الفينول الأولي في UiO-66-NH2-(Zr/Fe)/GA+ ستؤدي إلى زيادة التركيز الثابت لـ ، وهو ما تم تأكيده من خلال نتائج EPR في الشكل التكميلي 30. لاحظ أن زيادة تركيز الفينول فوق لا تسبب زيادة إضافية في معدل إزالة الفينول، ربما لأن موقع الحديد النشط على السطح مشبع. تم تأكيد مشاركة الفينول في هذه العملية التسارعية الذاتية أيضًا من خلال منحنيات الكرونوأمبيرومترية في الشكل 3f باستخدام محفز UiO-66- كقطب عمل . لا يسبب إضافة إلى المحلول تغييرًا ملحوظًا في التيار، مما يشير إلى انخفاض النشاط الذاتي لـ UiO-66- لتنشيط . لاحقًا، مباشرة بعد إضافة الفينول إلى المحلول، يتم ملاحظة ذروة تيار مع شدة مرتبطة بتركيز الفينول، مما يؤكد مشاركة الفينول في عمليات نقل الإلكترون بين الحديد (III) والوسطاء المختزلين في المسار II. توفر هذه النتائج دليلًا قويًا على التسريع الذاتي عبر المسار II في UiO-66- .

نقاش

تنتج المسارات التفاعلية المختلفة بين الفينول و منتجات نهائية متباينة. في ، يتقدم الهجوم الإضافي لـ عبر مسار فتح الحلقة التقليدي لمزيد من التمعدن. على النقيض من ذلك، في UiO-66-NH2-(Zr/Fe)/GA+H2O2، يتم ملاحظة ديمر HQ في المحلول ويتم اكتشاف منتجات أوليغوميرية في محلول THF للمحفزات، مما يشير إلى مسار أوليغوميريز مختلف تمامًا. من المثير للاهتمام، في سيناريو تخليق البوليمر باستخدام مواد فينتون، تم الإبلاغ عن أن HQ بتركيز أعلى بكثير (50 مليمول) يولد أوليغوميرات، بدلاً من أن يتم تحللها . علاوة على ذلك، أظهرت دراسة سابقة طاقة تنشيط قدرها لتفاعل أوليغوميريز PBQ ، والتي هي أقل بكثير من تلك ( ) لفتح الحلقة للدوائر العطرية . تؤكد هذه النتائج أن مسار الأوليغوميريز مفضل حراريًا على مسار فتح الحلقة. في أنظمة فينتون غير المتجانسة لسيناريوهات معالجة المياه، قد لا يكون تركيز الفينول ( ) مرتفعًا بما يكفي للسماح بتصادم جزيئي فعال بين جزيئين أو أكثر للتفاعل الأوليغوميري، والذي يعتبر غير مفضل حركيًا. من المثير للاهتمام، في بيئة GA النانوية المحصورة، يتم إثراء الوسطاء بتركيز محلي مرتفع للقضاء على العوامل الحركية غير المفضلة، مما يحفز هذا المسار الأوليغوميري المفضل حراريًا. يتم توضيح مسارات إزالة الفينول المختلفة في النظامين في الشكل 4، مع المعادلات التفاعلية الرئيسية المدرجة في الشكل التكميلي 31.
علاوة على ذلك، من المهم الإشارة إلى أن استهلاك المؤكسد في نظام الأوليغوميريز هو فقط 0.532 مليمول لتحقيق إزالة TOC بمقدار 0.1 مليمول من الفينول. يتطلب التمعدن الكامل للفينول نظريًا مع 14 مرة في
mولارية ، بينما من الصعب تحقيق درجة عالية من التمعدن في أنظمة المتجانسة التقليدية وعادة ما تستهلك الكثير من (انظر الجدول التكميلي 4 مع المناقشة المرفقة). تحت ظروف مشابهة، يُقدّر أن استهلاك سينخفض بأكثر من في نظام الأوليغوميرization مقارنةً بالنظام التقليدي للتعدين المتجانس. من منظور انبعاث الكربون، تسمح استراتيجية الأوليغوميرization بتقليل فعال لانبعاث الكربون بمقدار لا يقل عن مقارنةً باستراتيجية التعدين الكاملة لإزالة الفينول، والتي ترافق إنتاج المنتج الأوليغوميرized لاسترداد الموارد المحتملة إذا كانت ذات قيمة مضافة، أو حصاد الطاقة لأنها مشابهة للحمأة الصلبة المنتجة في محطات معالجة مياه الصرف الصحي البلدية. وبالتالي، تتميز هذه العملية الأوليغوميرization لإزالة الفينول بالعديد من المزايا، بما في ذلك إزالة الملوثات بشكل أسرع وأكثر كفاءة، واستهلاك أقل بكثير من المؤكسدات، وانبعاث كربون أقل بكثير مقارنةً بتقنيات التعدين الحالية.
باختصار، أبلغنا عن تحقق إثبات المفهوم لتحقيق تغيير كامل في مسار نقل الكربون في عملية إزالة الفينول، أي من مسار فتح الحلقة المفضل حركيًا إلى مسار الأوليغوميرization المفضل حراريًا، من أجل تحسين غير عادي في كفاءة الإزالة في تفاعل فينتون غير المتجانس دون تغيير خطوة التنشيط. يمكّن حصر GA النانوي من إثراء الوسائط الاختزالية بالقرب من ذرات Fe (III) لتسهيل خطوة تقليل Fe (III) المحددة بالسرعة. على عكس مسار فتح الحلقة التقليدي الذي يتطلب إدخالًا مفرطًا من المواد الكيميائية للتعدين، فإن تفعيل مسار الأوليغوميرization يفتح طريقًا لتطوير تقنيات شبيهة بفينتون.
الشكل 4 | توضيح مسارات إزالة الفينول المختلفة. أ UiO-66- نظام مفتوح. ب UiO-66- نظام محصور نانو.
مع انخفاض استهلاك المواد الكيميائية (مقارنة في الجدول التكميلي 5) وانبعاث الكربون، وإزالة سريعة وكاملة للملوثات. يمكن جمع التراكم المستمر للأوليغوميرات بعد الترسيب الطبيعي على المحفز أو التكتل لاسترداد الكربون الإضافي. في الوقت نفسه، يظهر المحفز قابلية إعادة استخدام واستقرار ممتازين في الجولات المتتالية بعد إزالة الأوليغومير المترسب (الشكل التكميلي 32). هذا النظام التحفيزي فعال أيضًا في تحلل ملوثات الفينول الأخرى (الشكل التكميلي 33) ويظهر استجابة قوية لتداخلات مصفوفة المياه المعقدة بما في ذلك تغير درجة حموضة المحلول (الشكل التكميلي 34)، ووجود أيونات مختلفة ومواد عضوية طبيعية (الشكل التكميلي 35)، وتقلبات درجة الحرارة (الشكل التكميلي 36). يُعتقد أن نتائجنا توفر اتجاهًا لتصميم عمليات شبيهة بفينتون عالية الكفاءة من خلال تنظيم مسارات نقل الكربون عبر استراتيجية الحصر النانوي.

طرق

المواد الكيميائية

تم شراء عينة مسحوق أكسيد الجرافين أحادي الطبقة ( بسمك) من شركة سوزو تان فنغ لتكنولوجيا الجرافين المحدودة، الصين. تم شراء رباعي كلوريد الزركونيوم ( ) من شركة ميريير للتكنولوجيا الحيوية المحدودة، الصين. تم شراء حمض 2-أمينوتيريفثال ( ) من شركة ماكلين للتكنولوجيا الحيوية المحدودة، الصين. تم شراء كلوريد الحديد ( )، وكبريتات الحديد الثنائي ( )، والفينول، و2،2،6،6-تترا ميثيل بيبيريدين (TEMP)، وميثيل فينيل سلفوكسيد (PMSO)، وبيسفينول أ (BPA)، و4-كلوروفينول (4-CP)، ونيترو بلو تيترازوليوم (NBT)، وإيثانول، وMeOH، وأسيتونيتريل، وTHF، وكلوريد الصوديوم (NaCl)، وكبريتات الصوديوم ( )، وهيدروكسيد الصوديوم (NaOH)، وكربونات الصوديوم ( )، وكبريتات المغنيسيوم ( )، وحمض الهيوميك (HA)، وهكساميثيل ديسيلزان (HMDS)، وكلوريد ثلاثي ميثيل السليكون (TMSCl) من شركة ألالدين الصناعية، الصين. تم شراء إيثيلين ديامين (EDA)، وN،N-ثنائي ميثيل فورماميد (DMF)، وبولي فينيل بيروليدون (PVP) K30، وHQ، وPBQ، ( )، ونترات الصوديوم ( )، ونترات الصوديوم ( )، وحمض الهيدروكلوريك (HCl)، وحمض الفثاليك البوتاسي ( )، ويوديد البوتاسيوم (KI) من شركة سينوفارم للمواد الكيميائية المحدودة، الصين. تم شراء DMPO من شركة ميرك لتكنولوجيا علوم الحياة المحدودة. كانت جميع المواد الكيميائية من الدرجة التحليلية واستخدمت دون مزيد من التنقية. تم إعداد جميع المحاليل في هذه الدراسة في مياه فائقة النقاء ( ) تم إنتاجها من نظام تنقية (UPT-II-10T، أولوبور، الصين).

الخصائص

تم وصف الخصائص في الطرق التكميلية.

تحضير المحفزات

تم تحضير GA من خلال طريقة هيدروحرارية تقليدية . في تحضير نموذجي، تم خلط 30 ملغ من عينة GO التجارية و0.03 مل من EDA في 10 مل من الماء. بعد ذلك، تم إجراء عملية الموجات فوق الصوتية لمدة 30 دقيقة، تلتها معالجة هيدروحرارية عند لمدة 5 ساعات في وعاء أوتوكلاف مبطن بتفلون سعة 100 مل. بعد ذلك، تم الحصول على عينة هيدروجيل بعد التبريد وتم الاحتفاظ بها في 15% إيثانول لمدة 24 ساعة. أخيرًا، تم الحصول على عينة GA بعد التجفيف بالتجميد لمدة 24 ساعة.
يتبع تحضير UiO-66- طريقة هيدروحرارية تم الإبلاغ عنها سابقًا . في تحضير نموذجي: و تم خلط ATA في محلول DMF سعة 40 مل تحت التحريك المستمر لمدة 60 دقيقة. ثم تم نقل الخليط إلى وعاء أوتوكلاف مبطن بتفلون سعة 100 مل وتم تسخينه عند لمدة 24 ساعة. تم غسل المنتج بالإيثانول والماء ثلاث مرات، تلتها عملية التجفيف بالتجميد لمدة 24 ساعة لإنتاج .
يتبع تحضير UiO-66- : تمت إضافة 30 ملغ من عينة GA إلى محلول DMF سعة 40 مل يحتوي على ، ATA، و200 ملغ من PVP تحت التحريك المستمر لمدة 60 دقيقة. ثم تم نقل الخليط إلى وعاء أوتوكلاف مبطن بتفلون سعة 100 مل وتم تسخينه عند لمدة 24 ساعة. تم
غسل المنتج بالإيثانول والماء ثلاث مرات، تلتها عملية التجفيف بالتجميد لمدة 24 ساعة لإنتاج UiO-66- . تم الحصول على عينة UiO-66- باستخدام نفس الإجراءات التجريبية دون GA. تم الحصول على عينة أخرى من UiO-66- باستخدام وقت تسخين مدته ساعة واحدة فقط (بدلاً من 24 ساعة)، مع بقية الإجراءات متطابقة ودون GA. تم الحصول على عينة عن طريق طحن يدوي لمزيج بسيط من GA و بنسبة كتلة من .

فحص المحفزات

تم إجراء جميع التجارب التحفيزية في هذه الدراسة على الأقل ثلاث مرات، وتم الإبلاغ عن القيم المتوسطة مع الانحرافات المعيارية كأشرطة خطأ. تم إجراء جميع التفاعلات في سرير اهتزازي حراري (TS-100C، شركة شنغهاي جي تشينغ للأدوات المحدودة، الصين)، حيث تم الحفاظ على درجة الحرارة ثابتة عند . تم ضبط درجة الحموضة الأولية للتفاعل بواسطة 0.1 M HCl أو NaOH لتكون . في تجربة نموذجية، تمت إضافة 5.0 ملغ من المحفز إلى 50 مل من محلول الفينول تحت التحريك المغناطيسي لمدة 60 دقيقة لتحقيق توازن الامتصاص. بعد ذلك، تمت إضافة إلى المحلول لتحفيز التفاعل. في فترات زمنية محددة مسبقًا، تمت إزالة 1 مل من المحلول، وتم تصفيته من خلال فلتر ألياف زجاجية، وتم إخماده بإيثانول مفرط للتحليل HPLC اللاحق. في نهاية التحلل، تم قياس TOC للمحلول. خلال التجارب الدورية لتحلل الفينول بواسطة UiO-66- ، تم جمع نفس المحفز بعد التفاعل وغسله بالماء ثلاث مرات لاستخدامه في الدورة التالية.
لإجراء حساب توازن الكتلة لإزالة الفينول بواسطة UiO-66- ، تم تكبير كتلة جميع المتفاعلات وحجم التفاعل بمقدار ثمانية أضعاف لجمع أكثر دقة للمنتجات النهائية: 40 ملغ من UiO محلول الفينول ( ) يحتوي على 3.76 ملغ من الفينول، . تم السماح للتفاعل بالتقدم لمدة 60 دقيقة، تلتها جمع المحفز. تم تجفيف المحفز بالتجميد لمدة 24 ساعة ثم غمره في 10 مل من THF تحت التحريك لمدة 6 ساعات. بعد ذلك، تم جمع محلول THF وتجفيفه عند حتى وزن ثابت، حيث تم تحديد المنتج النهائي الأوليغوميرized ليكون 2.70 ملغ.

توفر البيانات

البيانات الناتجة في هذه الدراسة متاحة ضمن المقالة وملف المعلومات التكميلية. يتم توفير بيانات المصدر مع هذه الورقة.

References

  1. Tang, Z. M. et al. Biomedicine meets Fenton chemistry. Chem. Rev. 121, 1981-2019 (2021).
  2. Liu, Q. et al. A Fenton reaction at the endoplasmic reticulum is involved in the redox control of hypoxia-inducible gene expression. Proc. Natl Acad. Sci. USA 101, 4302-4307 (2004).
  3. Liu, L. et al. sensitized 1530 nm to 1180 nm second near-infrared window upconversion nanocrystals for in vivo biosensing. Angew. Chem. Int. Ed. 57, 7518-7522 (2018).
  4. Feng, G. D. et al. Accelerated crystallization of zeolites via hydroxyl free radicals. Science 351, 1188-1191 (2016).
  5. Dai, X. C. et al. Sustainable co-synthesis of glycolic acid, formamides and formates from 1, 3-dihydroxyacetone by a catalyst with a single active site. Angew. Chem. Int. Ed. 58, 5251-5255 (2019).
  6. Liu, T. C. et al. Water decontamination via nonradical process by nanoconfined Fenton-like catalysts. Nat. Commun. 14, 2881 (2023).
  7. Xiao, F. et al. Selective electrocatalytic reduction of oxygen to hydroxyl radicals via 3-electron pathway with FeCo alloy encapsulated carbon aerogel for fast and complete removing pollutants. Angew. Chem. Int. Ed. 60, 10375-10383 (2021).
  8. Zhang, S. et al. Mechanism of heterogeneous Fenton reaction kinetics enhancement under nanoscale spatial confinement. Environ. Sci. Technol. 54, 10868-10875 (2020).
  9. Hodges, B. C., Cates, E. L. & Kim, J. H. Challenges and prospects of advanced oxidation water treatment processes using catalytic nanomaterials. Nat. Nanotechnol. 13, 642-650 (2018).
  10. Yang, Z. et al. The Fenton reaction in water assisted by picolinic acid: Accelerated iron cycling and co-generation of a selective Febased oxidant. Environ. Sci. Technol. 55, 8299-8308 (2021).
  11. Chen, Y., Miller, C. J. & Waite, T. D. Heterogeneous Fenton chemistry revisited: Mechanistic insights from ferrihydrite-mediated oxidation of formate and oxalate. Environ. Sci. Technol. 55, 14414-14425 (2021).
  12. Yang, X. J. et al. Iron oxychloride (FeOCl): an efficient Fenton-like catalyst for producing hydroxyl radicals in degradation of organic contaminants. J. Am. Chem. Soc. 135, 16058-16061 (2013).
  13. Hou, X. et al. Hydroxylamine promoted goethite surface Fenton degradation of organic pollutants. Environ. Sci. Technol. 51, 5118-5126 (2017).
  14. Su, L. et al. Regulating local electron density of iron single sites by introducing nitrogen vacancies for efficient photo-Fenton process. Angew. Chem. Int. Ed. 60, 21261-21266 (2021).
  15. Mao, Y. et al. Accelerating Fe -aqua complex reduction in an efficient solid-liquid-interfacial Fenton reaction over the Mn-CNH co-catalyst at near-neutral pH. Environ. Sci. Technol. 55, 13326-13334 (2021).
  16. Yan, Q. et al. Constructing an acidic microenvironment by in heterogeneous Fenton reaction for pollutant control. Angew. Chem. Int. Ed. 60, 17155-17163 (2021).
  17. Ling, C. et al. Atomic-layered nanoclusters on with dual catalytic sites for efficient and selective activation. Angew. Chem. Int. Ed. 61, e202200670 (2022).
  18. Yang, Z. et al. Singlet oxygen mediated iron-based Fenton-like catalysis under nanoconfinement. Proc. Natl Acad. Sci. USA 116, 6659-6664 (2019).
  19. Wang, J. et al. Interlayer structure manipulation of iron oxychloride by potassium cation intercalation to steer activation pathway. J. Am. Chem. Soc. 144, 4294-4299 (2022).
  20. Henzler-Wildman, K. A. et al. Intrinsic motions along an enzymatic reaction trajectory. Nature 450, 838-844 (2007).
  21. Huang, Y., Ren, J. & Qu, X. Nanozymes: classification, catalytic mechanisms, activity regulation, and applications. Chem. Rev. 119, 4357-4412 (2019).
  22. Kapil, V. et al. The first-principles phase diagram of monolayer nanoconfined water. Nature 609, 512-516 (2022).
  23. Grommt, A. B., Feller, M. & Klajn, R. Chemical reactivity under nanoconfinement. Nat. Nanotechnol. 15, 256-271 (2020).
  24. Li, H. et al. Confined catalysis under two-dimensional materials. Proc. Natl Acad. Sci. USA 114, 5930-5934 (2017).
  25. Wang, Q. Q. et al. Self-assembled nanospheres with multiple endohedral binding sites pre-organize catalysts and substrates for highly efficient reactions. Nat. Chem. 8, 225-230 (2016).
  26. Jin, Z. et al. Hydrophobic zeolite modification for in situ peroxide formation in methane oxidation to methanol. Science 367, 193-197 (2020).
  27. Smit, B. & Maesen, T. L. M. Towards a molecular understanding of shape selectivity. Nature 451, 671-678 (2008).
  28. Zhang, Q., Gao, S. Q. & Yu, J. H. Metal sites in zeolites: synthesis, characterization, and catalysis. Chem. Rev. 123, 6039-6106 (2023).
  29. Dusselier, M. et al. Shape-selective zeolite catalysis for bioplastics production. Science 349, 78-80 (2015).
  30. Riscoe, A. R. et al. Transition state and product diffusion control by polymer-nanocrystal hybrid catalysts. Nat. Catal. 2, 852-863 (2019).
  31. Zhuang, T. T. et al. Copper nanocavities confine intermediates for efficient electrosynthesis of C3 alcohol fuels from carbon monoxide. Nat. Catal. 1, 946-951 (2018).
  32. Zang, Y. et al. Selective electroreduction to ethanol over a carbon-coated catalyst. Angew. Chem. Int. Ed. 61, e202209629 (2022).
  33. Manna, K. et al. Chemoselective single-site earth-abundant metal catalysts at metal-organic framework nodes. Nat. Commun. 7, 12610 (2016).
  34. Abdel-Mageed, A. M. et al. Highly Active and stable single-atom Cu catalysts supported by a metal-organic framework. J. Am. Chem. Soc. 141, 5201-5210 (2019).
  35. Ma, X. et al. Modulating Coordination environment of single-atom catalysts and their proximity to photosensitive units for boosting MOF photocatalysis. J. Am. Chem. Soc. 143, 12220-12229 (2021).
  36. Ferrighi, L. et al. Catalysis under cover: enhanced reactivity at the interface between (doped) graphene and anatase . J. Am. Chem. Soc. 138, 7365-7376 (2016).
  37. Virmani, E. et al. On-surface synthesis of highly oriented thin metalorganic framework films through vapor-assisted conversion. J. Am. Chem. Soc. 140, 4812-4819 (2018).
  38. Xu, C. et al. Turning on visible-light photocatalytic C-H oxidation over metal-organic frameworks by introducing metal-to-cluster charge transfer. J. Am. Chem. Soc. 141, 19110-19117 (2019).
  39. Vleet Van, M. J. et al. In situ, time-resolved, and mechanistic studies of metal-organic framework nucleation and growth. Chem. Rev. 118, 3681-3721 (2018).
  40. Li, C. X. et al. Ultralight covalent organic framework/graphene aerogels with hierarchical porosity. Nat. Commun. 11, 4712 (2020).
  41. Zhang, Y. et al. Weakly hydrophobic nanoconfinement by graphene aerogels greatly enhances the reactivity and ambient stability of reactivity of MIL-101-Fe in Fenton-like reaction. Nano Res. 14, 2383-2389 (2021).
  42. Ye, G. et al. In situ implanting of single tungsten sites in to defective UiO-66(Zr) by solvent-free route for efficient oxidative desulfurizationat at room temperature. Angew. Chem. Int. Ed. 60, 20318-20324 (2021).
  43. Pan, J. B. et al. Activity and stability boosting of an oxygen-vacancyrich photoanode by NiFe-MOFs thin layer for water oxidation. Angew. Chem. Int. Ed. 60, 1433-1440 (2021).
  44. Tang, J. & Wang, J. Metal organic framework with coordinatively unsaturated sites as efficient Fenton-like catalyst for enhanced degradation of sulfamethazine. Environ. Sci. Technol. 52, 5367-5377 (2018).
  45. Yang, C. et al. A semiconducting layered metal-organic framework magnet. Nat. Commun. 10, 3260 (2019).
  46. Bao, Y. et al. Generating high-valent iron-oxo complexes in neutral microenvironments through peroxymonosulfate activation by Zn -Fe layered double hydroxides. Angew. Chem. Int. Ed. 61, e202209542 (2022).
  47. Zhang, W. et al. Redox-active metal-organic composites for highly selective oxygen separation applications. Adv. Mater. 28, 3572-3577 (2016).
  48. Zhao, W. et al. Fe-O clusters anchored on nodes of metal-organic frameworks for direct methane oxidation. Angew. Chem. Int. Ed. 60, 5811-5815 (2021).
  49. Feng, . et al. Creation of exclusive artificial cluster defects by selective metal removal in the ( ) mixed-metal UiO-66. J. Am. Chem. Soc. 143, 21511-21518 (2021).
  50. Yang, Y. et al. Which micropollutants in water environments deserve more attention globally? Environ. Sci. Technol. 56, 13-29 (2022).
  51. Zazo, J. A. et al. Chemical pathway and kinetics of phenol oxidation by Fenton’s reagent. Environ. Sci. Technol. 39, 9295-9302 (2005).
  52. Chen, L. et al. Interaction between organic compounds and catalyst steers the oxidation pathway and mechanism in the iron oxidebased heterogeneous Fenton system. Environ. Sci. Technol. 56, 14059-14068 (2022).
  53. Chen, R. Z. & Pignatello, J. J. Role of quinone intermediates as electron shuttles in Fenton and photoassisted Fenton oxidations of aromatic compounds. Environ. Sci. Technol. 31, 2399-2406 (1997).
  54. Duesterberg, C. K. & Waite, T. D. Kinetic modeling of the oxidation of p-hydroxybenzoic acid by Fenton’s reagent: implications of the role of quinones in the redox cycling of iron. Environ. Sci. Technol. 41, 4103-4110 (2007).
  55. Li, Y. et al. Interactive enhancements of ascorbic acid and iron in hydroxyl radical generation in quinone redox cycling. Environ. Sci. Technol. 46, 10302-10309 (2012).
  56. Yun, E. T. et al. Exploring the role of persulfate in the activation process: radical precursor versus electron acceptor. Environ. Sci. Technol. 51, 10090-10099 (2017).
  57. Zhang, A. J. et al. Oxidative polymerization of hydroquinone using deoxycholic acid supramolecular template. Sci. China Chem. 55, 830-835 (2012).
  58. Razimov, A. Z., Bekmashi, F. T. & Liogon’kii, B. I. Thermal polymerization of p-benzoquinone. Polym. Sci. U. S. S. R. 17, 3164-3170 (1975).
  59. Qiu, X. et al. Cleaving arene rings for acyclic alkenylnitrile synthesis. Nature 597, 64-69 (2021).
  60. Shearer, G. C. et al. Defect engineering: tuning the porosity and composition of the metal-organic framework UiO-66 via modulated synthesis. Chem. Mater. 28, 3749-3761 (2016).

الشكر والتقدير

يشكر المؤلفون الدعم المالي من المؤسسة الوطنية للعلوم الطبيعية في الصين (22276095، J.Q.)، (22236003، B.P.)، (21925602، B.P.) ومؤسسة العلوم الطبيعية في مقاطعة جيانغسو (BK20211522، J.Q.). كما يشكر المؤلفون البروفيسور ينغ جوان، والبروفيسور شياويو لي، والدكتور شي يانغ وانغ على المناقشات المفيدة.

مساهمات المؤلفين

قام جي. تشيان وبي. بان بتصميم البحث والإشراف على المشروع؛ قام إكس. تشانغ، وجي. تانغ، و إل. وانغ بإجراء التجارب بمساعدة سي. وانغ، و إل. تشين، و إكس. تشين؛ كتب إكس. تشانغ، وجي. تشيان، وبي. بان الورقة.

المصالح المتنافسة

يعلن المؤلفون عدم وجود مصالح متنافسة.

معلومات إضافية

المعلومات التكميلية النسخة الإلكترونية تحتوي على
المواد التكميلية المتاحة على
https://doi.org/10.1038/s41467-024-45106-4.
يجب توجيه المراسلات وطلبات المواد إلى جيشوه تشيان أو بينغكاي بان.
معلومات مراجعة الأقران تشكر مجلة Nature Communications كون-يي أندرو لين والمراجع الآخر، المجهول، على مساهمته في مراجعة الأقران لهذا العمل. يتوفر ملف مراجعة الأقران.
معلومات إعادة الطبع والتصاريح متاحة على
http://www.nature.com/reprints
ملاحظة الناشر تظل Springer Nature محايدة فيما يتعلق بالمطالبات القضائية في الخرائط المنشورة والانتماءات المؤسسية.
الوصول المفتوح هذه المقالة مرخصة بموجب رخصة المشاع الإبداعي للاستخدام والمشاركة والتكيف والتوزيع وإعادة الإنتاج في أي وسيلة أو صيغة، طالما أنك تعطي الائتمان المناسب للمؤلفين الأصليين والمصدر، وتوفر رابطًا لرخصة المشاع الإبداعي، وتوضح ما إذا تم إجراء تغييرات. الصور أو المواد الأخرى من طرف ثالث في هذه المقالة مشمولة في رخصة المشاع الإبداعي للمقالة، ما لم يُشار إلى خلاف ذلك في سطر الائتمان للمادة. إذا لم تكن المادة مشمولة في رخصة المشاع الإبداعي للمقالة واستخدامك المقصود غير مسموح به بموجب اللوائح القانونية أو يتجاوز الاستخدام المسموح به، ستحتاج إلى الحصول على إذن مباشرة من صاحب حقوق الطبع والنشر. لعرض نسخة من هذه الرخصة، قم بزيارةhttp://creativecommons.org/licenses/by/4.0/.
© المؤلفون 2024

  1. مختبر جيانغسو الرئيسي للتحكم في تلوث المواد الكيميائية وإعادة استخدام الموارد، كلية الهندسة البيئية والبيولوجية، جامعة نانجينغ للعلوم والتكنولوجيا، نانجينغ 210094، الصين. مركز أبحاث تكنولوجيا النانو البيئية (ReCENT)، المختبر الرئيسي للدولة للتحكم في التلوث وإعادة استخدام الموارد، كلية البيئة، جامعة نانجينغ، نانجينغ 210023، الصين. مختبر أكاديمي رئيسي لعلوم وهندسة تحويل الكربون المنخفض، معهد شنغهاي للأبحاث المتقدمة، الأكاديمية الصينية للعلوم، شنغهاي 201210، الصين. كلية الهندسة البيئية، جامعة ووشي، جيانغسو 214105، جمهورية الصين الشعبية. ساهم هؤلاء المؤلفون بالتساوي: شيانغ تشانغ، جينغجينغ تانغ، لينغ لينغ وانغ. البريد الإلكتروني:qianjieshu@foxmail.com; bcpan@nju.edu.cn
  2. صور لـ UiO-66- . صور (e) SEM و (f) TEM التمثيلية لـ UiO- . صورة HRTEM (g)، وأنماط SAED (h)، وصور رسم خرائط العناصر HAADF و EDS (i) لـ UiO-66- .

Journal: Nature Communications, Volume: 15, Issue: 1
DOI: https://doi.org/10.1038/s41467-024-45106-4
PMID: https://pubmed.ncbi.nlm.nih.gov/38296948
Publication Date: 2024-01-31

Nanoconfinement-triggered oligomerization pathway for efficient removal of phenolic pollutants via a Fenton-like reaction

Received: 15 August 2023
Accepted: 15 January 2024
Published online: 31 January 2024
(A) Check for updates

Xiang Zhang , Jingjing Tang , Lingling Wang , Chuan Wang , Lei Chen , Xinqing Chen (1) , Jieshu Qian (1) & Bingcai Pan (1)

Abstract

Heterogeneous Fenton reaction represents one of the most reliable technologies to ensure water safety, but is currently challenged by the sluggish Fe(III) reduction, excessive input of chemicals for organic mineralization, and undesirable carbon emission. Current endeavors to improve the catalytic performance of Fenton reaction are mostly focused on how to accelerate Fe(III) reduction, while the pollutant degradation step is habitually overlooked. Here, we report a nanoconfinement strategy by using graphene aerogel (GA) to support UiO-66- binding atomic III , which alters the carbon transfer route during phenol removal from kinetically favored ring-opening route to thermodynamically favored oligomerization route. GA nanoconfinement favors the Fe (III) reduction by enriching the reductive intermediates and allows much faster phenol removal than the unconfined analog (by 208 times in terms of first-order rate constant) and highly efficient removal of total organic carbon, i.e., versus in 60 min . Moreover, this oligomerization route reduces the oxidant consumption for phenol removal by more than and carbon emission by , compared to the mineralization route in homogeneous system. Our findings may upgrade the regulatory toolkit for Fenton reactions and provide an alternative carbon transfer route for the removal of aqueous pollutants.

Fenton reaction is of extensive interest for biomedicine , gene expression , sensing , material preparation , chemical synthesis , and environmental remediation . In particular, the seminal version of Fenton reaction involving and has realized global application in decentralized water treatment systems to ensure water safety because the generated hydroxyl radicals (oxidation potential: 2.80 V , half-life: with strong oxidizing ability could degrade recalcitrant and toxic organic pollutants under ambient conditions .
However, this reaction suffers intrinsic drawbacks including nonrecyclable catalyst, narrow pH suitability, and easy formation of Fe sludge that breaks the redox cycle . Promising alternatives include heterogeneous Fenton processes that allow facile recycle of catalyst and extension of pH suitability . Nevertheless, two fundamental issues exist in heterogeneous Fenton reactions. The first is the sluggish Fe(III) reduction reaction, which is the rate-limiting step in activation . Currently, extensive efforts have been devoted to accelerating the
Fe(III) reduction through either providing external chemical reagents and/or light/electrical energy , or designing high-efficiency composite catalysts . Another issue is the excessive input of chemicals, i.e., catalyst and , to achieve complete mineralization of aqueous pollutants with unregulated carbon emission. Attempts to address this issue include the modulation of catalytic active sites to improve the activation efficiency , and the change of activation pathways for a higher pollutant selectivity . These endeavors are normally focused on one aspect of the reaction, i.e., activation, for nominally improved pollutant degradation rate, while the other side of the reaction, i.e., pollutant degradation, is habitually overlooked.
The recent flourishment in nanoscience and nanotechnology has stimulated scientists to create various nanoconfined systems to mimic natural biological systems to achieve extraordinary rate acceleration and specificity for efficient chemistry . Nanoconfinement fundamentally changes the chemical and physical properties of the confined molecules , and more importantly, poses profound influences on the confined chemical reactions from both kinetics and thermodynamic aspects . Chemical reactions could be accelerated in nanoconfinement due to the increase of local concentration of the reactants . The restriction of the nanoconfinement could limit the size and the shape of the resulting products, enhancing or altering the product selectivity . Furthermore, nanoconfinement could affect reaction pathways by stabilizing reactive intermediates, achieving rate acceleration and enhanced selectivity . For examples, the nanoconfinement by open Cu nanocavity could stabilize C2 intermediates in the CO electroreduction process, promoting C3 alcohol formation . The nanoconfinement of a carbon layer surrounding a catalyst could dictate the key intermediate *HOCCH via the hydrogenation pathway, thus achieving high ethanol selectivity in the electroreduction reaction . Based on the existing knowledge, a proper design of heterogeneous Fenton catalyst with nanoconfinement is expected to make a fundamental change to the pollutant removal process.
The elucidation of how nanoconfinement affects the pollutant conversion pathway requires the construction of a model system with decipherable chemical environment surrounding the Fenton catalytic center. For such purpose, a metal-organic framework material UiO-66-
with a well-defined chemical structure has been demonstrated to be suitable for immobilizing uniform active metal sites in various reactions . The stable and inert UiO-66- skeleton with -oxo clusters exposes abundant and terminal groups that could anchor extraneous metal atoms (Supplementary Fig. 1). The loading of such active metal containing UiO-66- onto a proper substrate, for example graphene , would create a nanoconfined space surrounding the active metal site, generating an ideal platform for further investigation (Supplementary Fig. 2).
Herein, we describe our attempts to verify the above hypothesis by firstly anchoring Fe (III) atoms of intrinsically low Fenton reactivity on UiO-66- , generating a sample referred to as UiO-66- (Fig. 1a, the views of their structures from other angles are shown in Supplementary Fig. 3). As expected, UiO-66- catalyzed Fenton reaction for the removal of phenol with a very low rate. Interestingly, when the UiO-66- nanoparticles are confined by the graphene aerogel (GA) substrate (named UiO-66- , Fig. 1a), the resultant composite exhibited greatly improved reactivity for phenol removal with the rate constant two orders of magnitude higher (208 times) than the unconfined analog. The analysis of intermediates and products suggests that the GA nanoconfinement converts the carbon transfer pathways from the kinetically favored ring-opening degradation route to the thermodynamically favored oligomerization route. Our work may provide a paradigm for delicate design of high-efficiency Fenton reaction system via nanoconfinement, featuring more efficient removal of phenolic pollutants, lowered chemical dosages and carbon emission, and the generation of oligomer products for possible recovery or energy harvesting, compared to the conventional mineralization methodologies.

Results

Characterization of catalysts

The synthesis generated three metal-organic frameworks (MOFs) materials including UiO-66- , UiO-66- , and the UiO- composite. The mass contents of Fe elements were determined by inductively coupled plasma mass spectrometry (ICP-
Fig. 1| The structural characterization of catalysts. a Illustration of the molecular structure and (b) XRD patterns of UiO-66-(Zr) by simulation, UiO-66-NH2-(Zr), UiO- , and UiO-66- . Representative (c) SEM and (d) TEM
Fig. 2 | The spectroscopic characterization of catalysts. The deconvolutions of XPS (a) and (b) Fe spectra. Data fitting was performed using uniform halfpeak width and non-fixed peak positions. Mössbauer spectra of UiO-66- and at . d XANES Fe -edge (inset: magnified
spectra) and (e) FT-EXAFS Fe -edge spectra in the space of and UiO-66- , Fe foil and were used as references. Fitting of the FT-EXAFS Fe -edge curve (inset: fitting structure) of .
MS) to be in UiO-66- and in UiO-66- GA. The X-ray diffraction (XRD) patterns of the three samples are shown in Fig. 1b. UiO-66- -(Zr) exhibits characteristic diffraction peaks that are consistent with the results in previous studies . For UiO-66- , the presence of Fe does not change the crystalline structure of the MOFs scaffold. With respect to the UiO-66- Fe)/GA composite, the MOFs crystal structure is preserved with clear diffraction peaks of the (111) and (200) planes but with much weaker intensities.
The microscopic morphology of and were examined by both scanning electron microscopy (SEM) and transmission electron microscopy (TEM). Figure 1c, d show that UiO-66-NH2-(Zr/Fe) contains particles with regular octahedral shapes and sizes of several hundred nanometers to more than one micrometer. In Fig. 1e, f for , the GA substrate could be clearly observed and the UiO-66- particles are distributed inside the GA substrate, with less regular shape but much more uniform size of ca. . By comparison, GA substrate is seen to greatly reduce the size of the supported MOFs nanoparticles because the use of substrate could affect the nucleation stage and confine the growth of loaded nanoparticles . The supported structure of was further examined by highresolution TEM (HRTEM) with an image shown in Fig. 1g, where the nanoparticles are observed to be sufficiently confined by the amorphous graphene. Although the crystalline lattice fringes of the UiO-66- are not distinguishable in Fig. 1g, the selected area electron diffraction (SAED) patterns in Fig. 1h clearly show the diffraction of the (111) and (200) crystal planes of the MOFs backbone. The coexistence of Zr and Fe elements in is further depicted in the energy dispersive spectrometer (EDS) mappings in Fig. 1i. The
structure and morphology of the GA alone are illustrated in Supplementary Fig. 4.
The chemical status of metal elements in these samples were investigated by collective spectroscopic characterizations. The X-ray photoelectron spectroscopy (XPS) full spectra are presented in Supplementary Fig. 5, and the deconvolutions of the spectra are shown in Fig. 2a. In UiO-66- and UiO-66- , the positions of the peaks ( and for ) are very close. For UiO-66- , both peaks shift slightly to higher binding energies, indicating a moderate decrease of the electron density . As for the signals, Fig. 2 b shows four peaks in , in which 712.0 and 725.5 eV are attributed to the and of while 716.2 and 731.9 eV are ascribed to the satellite peaks . These peaks shift slightly to lower binding energies by ca. in UiO- , indicating a moderate increase of the electron density which is believed to favor the Fenton reaction .
The Mössbauer spectra in Fig. 2c show that the values of isomer shift (IS) are for UiO-66- and for UiO-66- . Both values are close to , indicating the 3+ valence state of Fe in both samples . A slightly larger IS value of UiO-66- indicates a moderately higher electron density of Fe than that in . The larger value of quadrupole splitting (QS) ( ) of UiO-66- suggests that the Fe environment is more distorted than that in UiO-66- . These results are consistent with those in Fig. 2b.
X-ray absorption spectroscopy (XAS) was also used to characterize UiO-66- and UiO-66- . The X-ray absorption near edge structure (XANES) Fe -edge spectra with Fe foil and as references are shown in Fig. 2d, showing that the
Fig. 3 | Catalytic Fenton-like reaction for pollutant removal and mechanistic investigation. a Removal of phenol versus time in different systems and (b) EPR signals by using DMPO as the trapping agent in UiO-66- and UiO- systems at reaction time of 5 min . Conditions: initial , [Catalyst] , and [phenol] . c Removal of HQ in GA, UiO-66- , and UiO-66- systems

without . d HPLC chromatograms for UiO-66- at different reaction time. e Removal of phenol by UiO-66- at different phenol initial concentrations. f Chronoamperometry with UiO-66- as the working electrode (inset: magnified spectra). Conditions: , voltage . The experiments have been carried out in triplicate, and the averaged values with standard deviations as error bars are reported.
positions of the Fe absorption edge in both samples are very close to that of and confirming the 3+ valence state of . The XANES Zr -edge spectra with Zr foil and as references are shown in Supplementary Fig. 6, also confirming the valence state of . Moreover, the extended X-ray absorption fine structure (EXAFS) Fe -edge and -edge signals of both samples were also recorded and shown in Supplementary Fig. 7. The corresponding Fourier transformed EXAFS (FT-EXAFS) spectra in the R space are shown in Fig. 2e (Fe -edge) and Supplementary Fig. 8 ( -edge), respectively. Figure 2e shows that there is only one Fe-O shell and no Fe-Fe shell observed in both samples, while Supplementary Fig. 8 shows that a first shell and a second shell appear in both samples. This information is crucial to indicate that the Fe atom is only located on the edge of the -oxo node rather than being doped in the -oxo node, because a second shell would be expected if Fe participates in the formation of the main framework. The fitting of the FT-EXAFS curves reveals the coordination environment of Fe and Zr in both samples (Fig. 2f, Supplementary Figs. 9 and 10), with the best fitting parameters summarized in Supplementary Table 1. A notable message is that the coordination
number of Fe atom reduces slightly from 4.9 in to 4.6 in UiO-66- . The above results confirm that GA gives rise to a slight modification of the electron density and coordination environment of the Fe atom on the edge of -oxo node.

Fenton-like catalytic reactions for pollutant removal

The and were used as heterogeneous Fenton catalysts for the removal of phenol, a representative pollutant that has received global attention . In a catalyst free system, the use of only is ineffective for the phenol removal, i.e., around removal was observed in 60 min (Supplementary Fig. 11). Figure 3a shows the removal of phenol by using UiO-66- and as catalysts, with GA , UiO-66- , and (a physical mixture) as blank comparison. The five catalysts show negligible adsorption (<5%) for phenol in 60 min before the addition of . After the addition of , the use of GA and UiO-66- only results in and removal of phenol in 60 min , respectively, suggesting that both GA and UiO-66- are inert in Fenton reaction. The UiO-66- catalyst
( ) achieves phenol removal in 60 min , and a simple mixing of GA and UiO-66- does not change the catalytic behavior of UiO-66- , i.e., removal of phenol in 60 min for . Note that simultaneous increase of both the dosage of UiO-66- and the reaction time could achieve phenol removal (Supplementary Fig. 12). These results suggest that the reactivity of in Fenton reaction is rather low, which is not beyond expectation because the valence state of Fe site ( +3 ) and the pH condition (5.0) are not favored in Fenton reaction. Intriguingly, the use of UiO-66- is able to remove phenol by in only 20 min . The fitting of phenol removal kinetic data to the first-order reaction kinetics model (Supplementary Fig. 13) shows that the UiO-66- -( system exhibits an apparent pseudo first-order rate constant ( ) of , which is two orders of magnitude higher (208 times) than that ( ) in UiO-66- .
Moreover, the removal of total organic carbon (TOC) by UiO-66- is much more efficient than UiO-66- ( versus , Supplementary Fig. 14). With further exclusion of the possible contribution of the homogeneous Fe ions alone (Supplementary Fig. 15), homogeneous Fe ions with GA (Supplementary Fig. 16), and the effect of particle size (Supplementary Fig. 17), it is convincing that the GA nanoconfinement has resulted in a fundamental change to the catalytic reactivity/behavior of the confined UiO-66-NH2-(Zr/Fe) nanoparticles, as elucidated below. After the reaction, the UiO-66- catalyst retains its original crystalline structure, morphology, and chemical status (Supplementary Figs. 18-20). Furthermore, the variation of Fe electron density during the reaction is confirmed by the Mössbauer spectra of the catalyst collected during and after the reaction (Supplementary Fig. 21).

Mechanistic investigation during pollutant removal

We carried out analysis of the intermediates/products to investigate the phenol removal pathways in both systems. The ultrahigh performance liquid chromatograph-mass spectrometer (UHPLC-MS) spectra in Supplementary Figs. 22 and 23 show that hydroquinone (HQ) and p-benzoquinone (PBQ) are detected in both systems during reaction. Moreover, a weak signal of HQ dimer is observed in UiO-66- , but not in UiO-66- . After the reaction, the final products in solution were characterized by gas chromatography-mass spectrometer (GC-MS). For UiO-66- , the ring-opening products, i.e., acetic acid, oxalic acid, and malonic acid, are observed and summarized in Supplementary Table 2, consistent with previous studies . Interestingly, for UiO-66- -( , those ring-opening products are not detected in the solution. In contrast, a mixture of oligomerized products with molecular weight ranging from around 300 to 700 are isolated from the catalyst, which was collected after the reaction using tetrahydrofuran (THF), for further matrix-assisted laser desorption/ionization time-offlight mass spectrometry (MALDI-TOF MS) characterization (spectra are in Supplementary Fig. 24, with proposed structures listed in Supplementary Table 3). The weight balance calculation shows a yield of around of the isolated oligomerized products based on the TOC removal, while the rest might be other products that are mineralized and/or hard to be isolated. These results confirm that phenol undergoes different degradation pathways in the two systems.
The ROS generated in both systems were then examined by using 5,5-dimethyl-1-pyrroline-1-oxide (DMPO) as a trapping agent. The electron paramagnetic resonance (EPR) spectra in Fig. 3b show that both systems exhibit a set of four peaks with intensity ratio of 1:2:2:1, which is attributed to the characteristic signals of the DMPO-•OH adduct . Moreover, compared to , the significantly stronger signals in UiO-66- imply the generation of much more . Results from further alcohol quenching experiments (Supplementary Fig. 25) show that excessive methanol
( MeOH ) as the typical quencher ( ) could effectively suppress the phenol removal in both systems, ruling out the non-radical electron transfer process . With further exclusion of the contribution of other possible reactive species including singlet oxygen ( ), high-valent Fe , and superoxide radicals ( ) in UiO-66- (Supplementary Figs. 26-28), it is concluded that the two systems are featured with the same reactive species, i.e., .
The above results indicate that after the activation of to generate , the reaction between phenol and proceeds via different pathways in the two systems. The presence of HQ and PBQ in both systems is reasonable since attacks phenol to form . The latter transformation of HQ to PBQ follows either Pathway I , the further attack by to generate , or Pathway II, the sequential oxidation by to form unstable semiquinone (SQ) radical and finally produce . Pathway II could facilitate the regeneration of , resulting in a self-acceleration phenomenon that has been reported in homogeneous Fenton systems . Such phenomenon has been scarcely reported in heterogeneous Fenton systems because HQ molecules are not prone to stay in contact with the catalyst for Pathway II. However, the dramatically improved phenol removal rate in UiO-66- is a strong indication of the occurrence of the selfacceleration via Pathway II.
To verify this, we added commercial HQ molecules into three solutions containing GA, UiO-66- , and UiO-66- GA , respectively. Note that is absent in these solutions. Figure 3 c shows that the change of HQ concentration in GA solution is negligible (only 1.7%), suggesting a small adsorption capacity by GA. For UiO-66- , there is a slight decrease of HQ concentration by in 60 min . Remarkably, for UiO-66-NH2-(Zr/Fe)/GA, the HQ concentration reduces by in 60 min . Further high performance liquid chromatography (HPLC) results in Fig. 3d show that PBQ are gradually generated and accumulated as the consumption of HQ , indicating the transformation of HQ to PBQ. These results collectively confirm the conversion of HQ to PBQ via Pathway II, which is achieved by possibly confining HQ molecules and SQ radicals in close proximity to the anchored Fe atom on the node of UiO-66- for selfacceleration.
The self-acceleration phenomenon in UiO-66- due to the occurrence of Pathway II is further exemplified in Fig. 3e, where the phenol removal efficiency increases significantly as the increase of the initial phenol concentration from 25 to . These results (data fitting in Supplementary Fig. 29) are quite distinct from those in heterogeneous Fenton systems where the apparent pollutant removal rate, represented by , should descend as the increase of the initial pollutant concentration because the steady state concentration of the reactive species, , is assumed to be constant (mathematical derivation in Supplementary Note 1). In contrast, a higher initial phenol concentration in UiO-66-NH2-(Zr/Fe)/GA+ would give rise to a higher steady state concentration of , which is confirmed by the EPR results in Supplementary Fig. 30. Note that further increase of phenol concentration above does not cause further increase in the phenol removal rate, probably because the surface Fe active site is saturated. The involvement of phenol in this self-acceleration process is also confirmed by chronoamperometry curves in Fig. 3f using UiO-66- catalyst as working electrode . The addition of into the solution does not cause noticeable change of the current, indicating a low intrinsic reactivity of UiO-66- for the activation of . Later, immediately after the addition of phenol into the solution, a current spike with intensity correlated to the phenol concentration is observed, confirming the participation of phenol in the electron transfer processes between the Fe (III) and the reductive intermediates in Pathway II. These results provide solid evidence for the self-acceleration via pathway II in UiO-66- .

Discussion

The different reaction pathways between phenol and produce disparate final products. In , the further attack proceeds via traditional ring-opening route for further mineralization. In marked contrast, in UiO-66-NH2-(Zr/Fe)/GA+H2O2, HQ dimer is observed in solution and oligomerized products are detected in the THF eluent of the catalysts, suggesting a completely different oligomerization route. Interestingly, in a polymer synthesis scenario using Fenton reagents, HQ with a much higher concentration ( 50 mM ) has been reported to generate oligomers, rather than being degraded . Furthermore, an early study showed an activation energy of for PBQ oligomerization , which is much smaller than that ( ) for ring-opening of aromatic rings . These results confirm that the oligomerization route is thermodynamically favored to the ring-opening route. In heterogeneous Fenton systems for water treatment scenarios, the concentration of phenol ( ) may be not high enough to allow efficient molecular collision between two or more molecules for oligomerization, which is considered to be kinetically unfavored. Intriguingly, in the GA nanoconfined environment, the intermediates are enriched with a high local concentration to eliminate the unfavored kinetic factors, triggering this thermodynamically favored oligomerization route. Different phenol removal pathways in the two systems are illustrated in Fig. 4, with the key reaction equations listed with Supplementary Fig. 31.
Furthermore, it is important to address that the consumption of the oxidant in the oligomerization system is only 0.532 mM to achieve TOC removal of 0.1 mM phenol. The complete mineralization of phenol theoretically requires with 14 times in
molar mass , while a high degree of mineralization is difficult to achieve in traditional homogeneous systems and normally consumes much more (see Supplementary Table 4 with accompanying discussion). Under similar conditions, the consumption of is estimated to be reduced by more than in the oligomerization system than that in the traditional homogeneous mineralization system. From the perspective of carbon emission, the oligomerization strategy allows effective reduction of carbon emission by at least over the complete mineralization strategy for phenol removal, which accompanies the yield of the oligomerized product for possible resource recovery if value-added, or energy harvesting since it is similar to the solid sludges produced in municipal wastewater treatment plants. Consequently, this oligomerization process for phenol removal features many advantages, including faster and more efficient pollutant removal, much lower oxidant consumption, and much lower carbon emission than the existing mineralization technologies.
In summary, we have reported a proof-of-concept verification to achieve an utter alteration of carbon transfer route in the phenol removal process, i.e., from a kinetically favored ring-opening route to a thermodynamically favored oligomerization route, for an unusually improved removal efficiency in heterogeneous Fenton reaction without changing the activation step. The GA nanoconfinement enables the enrichment of reductive intermediates in the close proximity to the Fe (III) atoms to facilitate the rate-limiting Fe (III) reduction step. In contrast to the traditional ring-opening route that requires excessive input of chemicals for mineralization, triggering the oligomerization route opens an avenue to develop Fenton-like technologies
Fig. 4 | Illustration of different phenol removal pathways. a UiO-66- open system. b UiO-66- nanoconfined system.
with lowered chemical consumption (comparison in Supplementary Table 5) and carbon emission, rapid and complete pollutant removal. The continuous accumulation of the oligomers could be collected after the natural precipitation on the catalyst or coagulation for further carbon recovery. Meanwhile, the catalyst exhibits excellent reusability and stability in consecutive runs after the removal of precipitated oligomer (Supplementary Fig. 32). This catalytic system is also effective for the degradation of other phenolic pollutants (Supplementary Fig. 33) and shows robust response to the interferences of complicated water matrix including the variation of solution pH (Supplementary Fig. 34), presence of various anions and natural organic substance (Supplementary Fig. 35), and temperature fluctuation (Supplementary Fig. 36). Our findings are believed to provide a direction for the design of highly efficient Fenton-like processes by regulating the carbon transfer pathways via a nanoconfinement strategy.

Methods

Reagents

Monolayer graphene oxide (GO) powder sample ( in thickness) was purchased from Suzhou Tan Feng Graphene Technology Co., Ltd., China. Zirconium tetrachloride ( ) was purchased from Meryer Biochemical Technology Co., Ltd, China. 2-Aminoterephthalic acid ( ) was purchased from Macklin Biochemical Technology Co., Ltd, China. Ferric chloride ( ), ferrous sulfate ( ), phenol, 2,2,6,6-tetramethylpiperidine (TEMP), methyl phenyl sulfoxide (PMSO), bisphenol A (BPA), 4 -chlorophenol (4-CP), nitro blue tetrazolium (NBT), ethanol, MeOH, acetonitrile, THF, sodium chloride ( NaCl ), sodium sulfate ( ), sodium hydroxide ( NaOH ), sodium bicarbonate ( ), magnesium sulfate ( ), humic acid (HA), hexamethyldisilazane (HMDS), and chlorotrimethylsilane (TMSCl) were purchased from Aladdin Industrial Corporation, China. Ethane diamine (EDA), N,N-dimethyl formamide (DMF), polyvinylpyrrolidone (PVP) K30, HQ, PBQ, ( ), sodium nitrate ( ), sodium nitrite ( ), hydrochloric acid ( HCl ), potassium acid phthalate ( ), potassium iodide (KI) were purchased from Sinopharm Chemical Reagent Co. Ltd., China. DMPO was purchased from Merck Life Science Technology Co., Ltd. All reagents were of analytical grade and used without further purification. All solutions in this study were prepared in ultrapure water ( ) produced from a purification system (UPT-II-10T, Ulupure, China).

Characterizations

The characterizations are described in Supplementary Methods.

Preparation of Catalysts

GA was prepared through a traditional hydrothermal approach . In a typical preparation, 30 mg commercial GO sample and 0.03 mL EDA were mixed in 10 mL water. Subsequently, the solution was ultrasonicated for 30 min , followed by a hydrothermal treatment at for 5 h in a 100 mL Teflon-lined autoclave. Afterwards, a hydrogel sample was obtained after cooling and maintained in 15% ethanol for 24 h . Finally, the GA sample was acquired after freeze drying for 24 h .
The preparation of UiO-66- follows a hydrothermal method reported previously . In a typical preparation: and ATA were mixed in a 40 mL DMF solution under constant stirring for 60 min . The mixture was then transferred to a 100 mL Teflon-lined autoclave and heated at for 24 h . The product was washed by ethanol and water three times, followed by freeze drying for 24 h to generate .
The preparation of UiO-66- follows: 30 mg GA sample was added into a 40 mL DMF solution containing , ATA, and 200 mg PVP under constant stirring for 60 min . The mixture was then transferred to a 100 mL Teflon-lined autoclave and heated at for 24 h . The product was
washed by ethanol and water three times, followed by freeze drying for 24 h to generate UiO-66- . The UiO-66- sample was obtained using the same experimental procedures without GA . Another UiO-66- sample was obtained using the heating time of only 1 h (instead of 24 h ), with other procedures identical and without GA . A sample was obtained by hand-grinding a simple mixture of GA and with mass ratio of .

Examination of catalysts

All catalytic experiments in this study have been carried out in at least triplicate, and the averaged values with standard deviations as error bars are reported. All reactions were performed in a thermostatic vibrating bed (TS-100C, Shanghai Jiecheng instrument co., LTD, China), in which the temperature was kept constant at . The initial pH of the reaction was adjusted by 0.1 M HCl or NaOH to be . In a typical run, 5.0 mg catalyst was added into 50 mL phenol solution under magnetic stirring for 60 min to achieve adsorption equilibrium. Afterwards, was added into the solution to trigger reaction. At predetermined time intervals, 1 mL solution was removed, filtered through a glass fiber filter, and quenched with excessive ethanol for subsequent HPLC analysis. In the end of the degradation, the TOC of the solution was measured. During the cyclic experiments of phenol degradation by UiO-66- , the same catalyst was collected after reaction and washed by water three times for the use in the next cycle.
To conduct the mass balance calculation for the phenol removal by UiO-66- , the mass of all reactants and reaction volume were enlarged by eight times for a more accurate collection of final products: 40 mg UiO phenol solution ( ) containing 3.76 mg phenol, . The reaction as allowed to proceed for 60 min , followed by the collection of the catalyst. The catalyst was freeze dried for 24 h and then immersed by 10 mL THF under stirring for 6 h . Afterwards, the THF solution as collected and dried at until a constant weight, in which the final oligomerized product was determined to be 2.70 mg .

Data availability

The data generated in this study are provided within the article and the Supplementary Information file. Source data are provided with this paper.

References

  1. Tang, Z. M. et al. Biomedicine meets Fenton chemistry. Chem. Rev. 121, 1981-2019 (2021).
  2. Liu, Q. et al. A Fenton reaction at the endoplasmic reticulum is involved in the redox control of hypoxia-inducible gene expression. Proc. Natl Acad. Sci. USA 101, 4302-4307 (2004).
  3. Liu, L. et al. sensitized 1530 nm to 1180 nm second near-infrared window upconversion nanocrystals for in vivo biosensing. Angew. Chem. Int. Ed. 57, 7518-7522 (2018).
  4. Feng, G. D. et al. Accelerated crystallization of zeolites via hydroxyl free radicals. Science 351, 1188-1191 (2016).
  5. Dai, X. C. et al. Sustainable co-synthesis of glycolic acid, formamides and formates from 1, 3-dihydroxyacetone by a catalyst with a single active site. Angew. Chem. Int. Ed. 58, 5251-5255 (2019).
  6. Liu, T. C. et al. Water decontamination via nonradical process by nanoconfined Fenton-like catalysts. Nat. Commun. 14, 2881 (2023).
  7. Xiao, F. et al. Selective electrocatalytic reduction of oxygen to hydroxyl radicals via 3-electron pathway with FeCo alloy encapsulated carbon aerogel for fast and complete removing pollutants. Angew. Chem. Int. Ed. 60, 10375-10383 (2021).
  8. Zhang, S. et al. Mechanism of heterogeneous Fenton reaction kinetics enhancement under nanoscale spatial confinement. Environ. Sci. Technol. 54, 10868-10875 (2020).
  9. Hodges, B. C., Cates, E. L. & Kim, J. H. Challenges and prospects of advanced oxidation water treatment processes using catalytic nanomaterials. Nat. Nanotechnol. 13, 642-650 (2018).
  10. Yang, Z. et al. The Fenton reaction in water assisted by picolinic acid: Accelerated iron cycling and co-generation of a selective Febased oxidant. Environ. Sci. Technol. 55, 8299-8308 (2021).
  11. Chen, Y., Miller, C. J. & Waite, T. D. Heterogeneous Fenton chemistry revisited: Mechanistic insights from ferrihydrite-mediated oxidation of formate and oxalate. Environ. Sci. Technol. 55, 14414-14425 (2021).
  12. Yang, X. J. et al. Iron oxychloride (FeOCl): an efficient Fenton-like catalyst for producing hydroxyl radicals in degradation of organic contaminants. J. Am. Chem. Soc. 135, 16058-16061 (2013).
  13. Hou, X. et al. Hydroxylamine promoted goethite surface Fenton degradation of organic pollutants. Environ. Sci. Technol. 51, 5118-5126 (2017).
  14. Su, L. et al. Regulating local electron density of iron single sites by introducing nitrogen vacancies for efficient photo-Fenton process. Angew. Chem. Int. Ed. 60, 21261-21266 (2021).
  15. Mao, Y. et al. Accelerating Fe -aqua complex reduction in an efficient solid-liquid-interfacial Fenton reaction over the Mn-CNH co-catalyst at near-neutral pH. Environ. Sci. Technol. 55, 13326-13334 (2021).
  16. Yan, Q. et al. Constructing an acidic microenvironment by in heterogeneous Fenton reaction for pollutant control. Angew. Chem. Int. Ed. 60, 17155-17163 (2021).
  17. Ling, C. et al. Atomic-layered nanoclusters on with dual catalytic sites for efficient and selective activation. Angew. Chem. Int. Ed. 61, e202200670 (2022).
  18. Yang, Z. et al. Singlet oxygen mediated iron-based Fenton-like catalysis under nanoconfinement. Proc. Natl Acad. Sci. USA 116, 6659-6664 (2019).
  19. Wang, J. et al. Interlayer structure manipulation of iron oxychloride by potassium cation intercalation to steer activation pathway. J. Am. Chem. Soc. 144, 4294-4299 (2022).
  20. Henzler-Wildman, K. A. et al. Intrinsic motions along an enzymatic reaction trajectory. Nature 450, 838-844 (2007).
  21. Huang, Y., Ren, J. & Qu, X. Nanozymes: classification, catalytic mechanisms, activity regulation, and applications. Chem. Rev. 119, 4357-4412 (2019).
  22. Kapil, V. et al. The first-principles phase diagram of monolayer nanoconfined water. Nature 609, 512-516 (2022).
  23. Grommt, A. B., Feller, M. & Klajn, R. Chemical reactivity under nanoconfinement. Nat. Nanotechnol. 15, 256-271 (2020).
  24. Li, H. et al. Confined catalysis under two-dimensional materials. Proc. Natl Acad. Sci. USA 114, 5930-5934 (2017).
  25. Wang, Q. Q. et al. Self-assembled nanospheres with multiple endohedral binding sites pre-organize catalysts and substrates for highly efficient reactions. Nat. Chem. 8, 225-230 (2016).
  26. Jin, Z. et al. Hydrophobic zeolite modification for in situ peroxide formation in methane oxidation to methanol. Science 367, 193-197 (2020).
  27. Smit, B. & Maesen, T. L. M. Towards a molecular understanding of shape selectivity. Nature 451, 671-678 (2008).
  28. Zhang, Q., Gao, S. Q. & Yu, J. H. Metal sites in zeolites: synthesis, characterization, and catalysis. Chem. Rev. 123, 6039-6106 (2023).
  29. Dusselier, M. et al. Shape-selective zeolite catalysis for bioplastics production. Science 349, 78-80 (2015).
  30. Riscoe, A. R. et al. Transition state and product diffusion control by polymer-nanocrystal hybrid catalysts. Nat. Catal. 2, 852-863 (2019).
  31. Zhuang, T. T. et al. Copper nanocavities confine intermediates for efficient electrosynthesis of C3 alcohol fuels from carbon monoxide. Nat. Catal. 1, 946-951 (2018).
  32. Zang, Y. et al. Selective electroreduction to ethanol over a carbon-coated catalyst. Angew. Chem. Int. Ed. 61, e202209629 (2022).
  33. Manna, K. et al. Chemoselective single-site earth-abundant metal catalysts at metal-organic framework nodes. Nat. Commun. 7, 12610 (2016).
  34. Abdel-Mageed, A. M. et al. Highly Active and stable single-atom Cu catalysts supported by a metal-organic framework. J. Am. Chem. Soc. 141, 5201-5210 (2019).
  35. Ma, X. et al. Modulating Coordination environment of single-atom catalysts and their proximity to photosensitive units for boosting MOF photocatalysis. J. Am. Chem. Soc. 143, 12220-12229 (2021).
  36. Ferrighi, L. et al. Catalysis under cover: enhanced reactivity at the interface between (doped) graphene and anatase . J. Am. Chem. Soc. 138, 7365-7376 (2016).
  37. Virmani, E. et al. On-surface synthesis of highly oriented thin metalorganic framework films through vapor-assisted conversion. J. Am. Chem. Soc. 140, 4812-4819 (2018).
  38. Xu, C. et al. Turning on visible-light photocatalytic C-H oxidation over metal-organic frameworks by introducing metal-to-cluster charge transfer. J. Am. Chem. Soc. 141, 19110-19117 (2019).
  39. Vleet Van, M. J. et al. In situ, time-resolved, and mechanistic studies of metal-organic framework nucleation and growth. Chem. Rev. 118, 3681-3721 (2018).
  40. Li, C. X. et al. Ultralight covalent organic framework/graphene aerogels with hierarchical porosity. Nat. Commun. 11, 4712 (2020).
  41. Zhang, Y. et al. Weakly hydrophobic nanoconfinement by graphene aerogels greatly enhances the reactivity and ambient stability of reactivity of MIL-101-Fe in Fenton-like reaction. Nano Res. 14, 2383-2389 (2021).
  42. Ye, G. et al. In situ implanting of single tungsten sites in to defective UiO-66(Zr) by solvent-free route for efficient oxidative desulfurizationat at room temperature. Angew. Chem. Int. Ed. 60, 20318-20324 (2021).
  43. Pan, J. B. et al. Activity and stability boosting of an oxygen-vacancyrich photoanode by NiFe-MOFs thin layer for water oxidation. Angew. Chem. Int. Ed. 60, 1433-1440 (2021).
  44. Tang, J. & Wang, J. Metal organic framework with coordinatively unsaturated sites as efficient Fenton-like catalyst for enhanced degradation of sulfamethazine. Environ. Sci. Technol. 52, 5367-5377 (2018).
  45. Yang, C. et al. A semiconducting layered metal-organic framework magnet. Nat. Commun. 10, 3260 (2019).
  46. Bao, Y. et al. Generating high-valent iron-oxo complexes in neutral microenvironments through peroxymonosulfate activation by Zn -Fe layered double hydroxides. Angew. Chem. Int. Ed. 61, e202209542 (2022).
  47. Zhang, W. et al. Redox-active metal-organic composites for highly selective oxygen separation applications. Adv. Mater. 28, 3572-3577 (2016).
  48. Zhao, W. et al. Fe-O clusters anchored on nodes of metal-organic frameworks for direct methane oxidation. Angew. Chem. Int. Ed. 60, 5811-5815 (2021).
  49. Feng, . et al. Creation of exclusive artificial cluster defects by selective metal removal in the ( ) mixed-metal UiO-66. J. Am. Chem. Soc. 143, 21511-21518 (2021).
  50. Yang, Y. et al. Which micropollutants in water environments deserve more attention globally? Environ. Sci. Technol. 56, 13-29 (2022).
  51. Zazo, J. A. et al. Chemical pathway and kinetics of phenol oxidation by Fenton’s reagent. Environ. Sci. Technol. 39, 9295-9302 (2005).
  52. Chen, L. et al. Interaction between organic compounds and catalyst steers the oxidation pathway and mechanism in the iron oxidebased heterogeneous Fenton system. Environ. Sci. Technol. 56, 14059-14068 (2022).
  53. Chen, R. Z. & Pignatello, J. J. Role of quinone intermediates as electron shuttles in Fenton and photoassisted Fenton oxidations of aromatic compounds. Environ. Sci. Technol. 31, 2399-2406 (1997).
  54. Duesterberg, C. K. & Waite, T. D. Kinetic modeling of the oxidation of p-hydroxybenzoic acid by Fenton’s reagent: implications of the role of quinones in the redox cycling of iron. Environ. Sci. Technol. 41, 4103-4110 (2007).
  55. Li, Y. et al. Interactive enhancements of ascorbic acid and iron in hydroxyl radical generation in quinone redox cycling. Environ. Sci. Technol. 46, 10302-10309 (2012).
  56. Yun, E. T. et al. Exploring the role of persulfate in the activation process: radical precursor versus electron acceptor. Environ. Sci. Technol. 51, 10090-10099 (2017).
  57. Zhang, A. J. et al. Oxidative polymerization of hydroquinone using deoxycholic acid supramolecular template. Sci. China Chem. 55, 830-835 (2012).
  58. Razimov, A. Z., Bekmashi, F. T. & Liogon’kii, B. I. Thermal polymerization of p-benzoquinone. Polym. Sci. U. S. S. R. 17, 3164-3170 (1975).
  59. Qiu, X. et al. Cleaving arene rings for acyclic alkenylnitrile synthesis. Nature 597, 64-69 (2021).
  60. Shearer, G. C. et al. Defect engineering: tuning the porosity and composition of the metal-organic framework UiO-66 via modulated synthesis. Chem. Mater. 28, 3749-3761 (2016).

Acknowledgements

The authors thank the financial support from National Natural Science Foundation of China (22276095, J.Q.), (22236003, B.P.), (21925602, B.P.) and Natural Science Foundation of Jiangsu Province (BK20211522, J.Q.). The authors also thank Prof. Ying Guan, Prof. Xiaoyu Li, and Dr. Xiyang Wang for helpful discussions.

Author contributions

J. Qian and B. Pan conceived the research and supervised the project; X. Zhang, J. Tang, and L. Wang performed experiments with the help of C. Wang, L. Chen, and X. Chen; X. Zhang, J. Qian, and B. Pan wrote the paper.

Competing interests

The authors declare no competing interests.

Additional information

Supplementary information The online version contains
supplementary material available at
https://doi.org/10.1038/s41467-024-45106-4.
Correspondence and requests for materials should be addressed to Jieshu Qian or Bingcai Pan.
Peer review information Nature Communications thanks Kun-Yi Andrew Lin and the other, anonymous, reviewer for their contribution to the peer review of this work. A peer review file is available.
Reprints and permissions information is available at
http://www.nature.com/reprints
Publisher’s note Springer Nature remains neutral with regard to jurisdictional claims in published maps and institutional affiliations.
Open Access This article is licensed under a Creative Commons Attribution 4.0 International License, which permits use, sharing, adaptation, distribution and reproduction in any medium or format, as long as you give appropriate credit to the original author(s) and the source, provide a link to the Creative Commons licence, and indicate if changes were made. The images or other third party material in this article are included in the article’s Creative Commons licence, unless indicated otherwise in a credit line to the material. If material is not included in the article’s Creative Commons licence and your intended use is not permitted by statutory regulation or exceeds the permitted use, you will need to obtain permission directly from the copyright holder. To view a copy of this licence, visit http://creativecommons.org/ licenses/by/4.0/.
© The Author(s) 2024

  1. Jiangsu Key Laboratory of Chemical Pollution Control and Resources Reuse, School of Environmental and Biological Engineering, Nanjing University of Science and Technology, Nanjing 210094, China. Research Center for Environmental Nanotechnology (ReCENT), State Key Laboratory of Pollution Control and Resources Reuse, School of Environment, Nanjing University, Nanjing 210023, China. CAS key Laboratory of Low-carbon Conversion Science and Engineering, Shanghai Advanced Research Institute, Chinese Academy of Sciences, Shanghai 201210, China. School of Environmental Engineering, Wuxi University, Jiangsu 214105, P. R. China. These authors contributed equally: Xiang Zhang, Jingjing Tang, Lingling Wang. e-mail: qianjieshu@foxmail.com; bcpan@nju.edu.cn
  2. images of UiO-66- . Representative (e) SEM and (f) TEM images of UiO- . g HRTEM image, (h) SAED patterns, and (i) High-angle annular dark field (HAADF) and EDS elemental mapping images of UiO-66- .