VÝZKUM TRANSPORTU POVRCHOVĚ AKTIVNÍCH SMĚSÍ

VÝZKUM TRANSPORTU POVRCHOVĚ AKTIVNÍCH SMĚSÍ NANOŽELEZA
Štěpánka Klímková 1), Jaroslav Nosek 1) 2), Miroslav Černík 1) 2)
1) Technická univerzita v Liberci, FM, NTI, Studentská 2, 461 17 Liberec
e-mail: [email protected], [email protected], [email protected]
2) Aquatest a.s., Husitská 133/4, 461 17 Liberec
Schopnost nanočástic elementárního železa (nanoFe0) poměrně rychle a účinně odstraňovat
chlorované uhlovodíky [1,2] a imobilizovat kovy (resp. polokovy) [1,3,4] v kontaminované podzemní
vodě je v dnešní době dobře známa a výsledky z pilotních aplikací jsou nadějné [5,6]. Při reduktivní
dechloraci přecházejí chlorované uhlovodíky na podstatně méně toxické nechlorované sloučeniny, a tak
jsou např. chlorované etheny (PCE, TCE) z velké části transformovány na ethen a ethan [1]. Princip
imobilizace spočívá v tom, že vlivem přídavku nanoFe0 do roztoků obsahujících kovy dochází k nárůstu
pH a poklesu ORP, jež mají za následek změny formy kontaminantů, což zpravidla vede ke snížení
jejich rozpustnosti. Konkrétně lze jmenovat procesy, precipitace, koprecipitace a adsorpce [7]. Těchto
účinků kovového železa, které je prakticky netoxické, se již delší dobu využívá při konstrukci
propustných reaktivních bariér plněných železnými pilinami [8,9]. Výhoda nanočástic ve srovnání
s makroskopickým železem spočívá nejen v jejich větším měrném povrchu a tedy i vyšší reaktivitě, ale
také v jejich mobilitě horninovým prostředím, což umožňuje jeho in-situ aplikaci přímým vtláčením
do vrtu. Nevýhodou existujících typů nanočástic je jejich poměrně rychlá povrchová oxidace ve
vodném prostředí nebo na vzduchu, ke které dochází bohužel již ve fázi jejich skladování a přípravy
aplikace. Tato oxidace způsobuje nejen ztrátu části redukční síly nanočástic, ale změnou povrchového
náboje částic mají zoxidované částice větší sklon k agregaci a k ulpívání na materiálu, jehož póry mají
procházet, a tak dochází k poměrně výrazné ztrátě jeho mobility.
Existuje několik fyzikálních i chemických způsobů, jak nanoFe0 připravit. Způsob přípravy má
významný vliv na velikost, tvar a složení nanočástic [10]. Velikost nanočástic se zpravidla pohybuje
v rozmezí 10 až 100 nm. Déle skladované nanočástice však mohou tvořit i mnohem větší agregáty,
které lze však mechanicky rozrušit pomocí ultrazvuku a do značné míry i intenzivním mícháním.
Obecně se železné nanočástice skládají z jádra tvořeného elementárním železem a obalu tvořeného
oxidy, případně i oxyhydroxidy a hydroxidy železa, tzv. core-shell structure. V praxi se lze setkat
především s těmito třemi typy nanoFe0:
1) RNIP (Reactive Nanoscale Iron Particles) vyráběné japonskou firmou Toda Kogyo Corp. Tento
typ nanoFe0 s α-Fe0 jádrem a obalem tvořeném nekompaktní vrstvou složenou z drobných
nanočástic magnetitu (Fe3O4), je dodáván ve vodném roztoku obsahujícím biodegradabilní
surfaktant [11]. Výrobce deklaruje hmotnostní poměr složek Fe0: Fe3O4 jako 70 % : 30 %. Částice
však vzhledem k nekompaktnosti ochranné vrstvy poměrně rychle „stárnou“ a podíl Fe0 složky
klesá. Zejména při nesprávném skladování může klesnout až pod 30 %.
2) FeBH je označení nanoFe0 vyrobeného redukcí v kapalné fázi ze železnatých nebo železitých solí
(často FeCl3.6H20 nebo FeSO4.7H2O) pomocí borohydridu, který musí být při reakci ve velkém
přebytku [2]. Takto připravené nanočástice jsou vysoce reaktivní, protože často obsahují až přes
90 % Fe0. Tato zdánlivě výhoda je spíše nevýhodou, protože při aplikaci do kontaminovaného
prostředí dochází k velkému množství vedlejších reakcí, vysoké tvorbě H2, a účinnost odbourávání
kontaminantu je nakonec nižší v porovnání s RNIP [2].
3) CS-Fe0 je symbol pro tzv. core-shell α-Fe-FeO nanočástice vyráběné v Centru pro výzkum
nanomateriálů na Univerzitě Palackého v Olomouci [12]. Jsou vyráběny v redukční peci
z přírodního ferrihydritu (Fe2O3.nH2O), případně i z komerčně dostupného oxidu železitého. Jak
už název napovídá, jádro tvořené α-Fe0 je obaleno kompaktní vrstvou wüstitu (FeO). Tloušťku
této vrstvy je možné volit v závislosti na reakčních podmínkách v redukční peci.
Při aplikaci nanočástic za účelem imobilizace kovů v kyselých důlních vodách byly takovýmto
způsobem připraveny nanočástice CS-Fe0 s kompaktní vrstvou FeO. Vrstva FeO, která v případě
těchto částic tvoří více jak 30 % z celkového obsaženého železa, má za úkol zpomalení reakce
v kyselé vodě, protože rychlé změny pH a ORP vyvolávají rychlou tvorbu sraženin a hrozilo by
tak riziko kolmatace vrtu [13].
Pro odbourávání chlorovaných uhlovodíků je však potřeba zachovat u nanočástic větší reaktivitu. Aby
tato reduktivní technologie in-situ byla více efektivní, je třeba vytvořit stabilní disperzi nanoFe0 ve
vodném roztoku, aby mohly být nanočástice transportovány póry v saturované zóně z aplikačního vrtu
až do místa kontaminace. Mezi jednotlivými částicemi tvořícími disperzní podíl působí přitažlivé síly,
které jsou v případě kulovitých částic nepřímo úměrné první mocnině vzdálenosti jejich povrchů, což
znamená, že interakční energie mezi makroskopickými útvary klesá se vzdáleností výrazně méně než
mezi jednotlivými molekulami. V důsledku toho se částice spojují tak rychle, jak k sobě stačí
difundovat [14]. V dřívějších studiích byla zdokumentována omezená mobilita nanoFe0, jehož povrch
nebyl ničím upraven [15]. Tuto skutečnost lze snadno vysvětlit: Jednak jsou nanočástice sorbovány na
materiál, jehož póry mají procházet, a dále dochází k jejich agregaci až gelataci (tvorbě sítí nanočástic),
jež způsobuje ucpávání pórů, což samozřejmě brání jejich dalšímu transportu. Z důvodu velkého
měrného povrchu částic je jejich povrchová energie vysoká a tendence k agregaci značná.
Obr. 1 In-situ mikrograf znázorňující kinetiku agregace nanočástic RNIP ve vodě při koncentraci 60 mg/l:
a) t = 1 min, b) t = 3,75 min, c) t = 9 min, d) t = 30 min. Bílý proužek odpovídá 25µm [x]
Rychlost tvorby agregátů se zvyšuje s rostoucí koncentrací nanočástic. Se zvýšením koncentrace
narůstá i saturační magnetizace (tj. maximální možná hodnota vnitřního magnetického momentu pro
určitý materiál) [16], která je pro magnetický materiál, jakým je Fe0 a oxidy železa, příznačná. Tento
fakt také vydatně přispívá k tvorbě agregátů. Čím větší agregáty jsou, tím větší silou přitahují ke
svému povrchu další menší částice.
Proto je na místě snaha převést suspenzi s nanoFe0 do formy stabilní koloidní disperse (hydrosolu)
a agregaci předejít vytvořením vhodné obalové vrstvy. Tuto stabilizaci lze provést buď vytvořením
elektrické dvojvrstvy nebo vrstvou makromolekulární látky či micelárního koloidu (tzv. stérickou
stabilizací) [14], která se pro tyto účely jeví vhodnější. Obecně tyto makromolekulární látky obsahují
aspoň jednu polární skupinu a dlouhý hydrofobní řetězec. Díky polární skupině je molekula přilnuta
k povrchu nanoFe0. Nepolární řetězec, který v počátku sféricky chrání nanočástici při transportu
polárním horninovým prostředím, následně zprostředkuje přístup nanoFe0 k organickým
kontaminantům. Dále je třeba, aby tyto molekuly byly dostatečně rozpustné v disperzním prostředí,
v našem případě ve vodném roztoku, a zároveň byly schopny dostatečně pevné adsorpce na povrch
částice. Ochranná účinnost závisí především na jejich chemických vlastnostech, stupni disperzity,
elektrickém náboji, teplotě [14] a také iontové síle disperzního prostředí [17].
Toto téma je středem zájmu světových výzkumných center, která se zabývají využitím kovových
nanočástic. V literatuře lze ohledně železných nanočástic nalézt poznatky z výzkumu pro optimalizaci
jejich transportu, disperzity, reaktivity s kontaminanty či stability vůči vedlejším reakcím například
prostřednictvím anionaktivních tenzidů [3,18] kyseliny polyakrylové (PAA) [19,20], triblokových
kopolymerů (PMAA-PMMA-PSS) [21,22], Pluronicu (EOa-POb-EOa) v kombinaci s kyselinou
olejovou [23], dále mikroemulzí složených z n-oktanu a cetyltrimethylammonium bromidu (CTAB)
[24], olejů, škrobu [25], atd. Jeden z těchto zajímavých výzkumů je prováděn na Carnegie Mellon
University v Pittsburghu, kde je povrch nanoFe0 modifikován pomocí triblokových kopolymerů.
Testovaný kopolymer (obr. 3a) byl syntetizován tak, aby jednotlivé tři bloky plnily specifické funkce:
Polymethakrylová kyselina (PMAA) slouží k uchycení kopolymeru k povrchu železné nanočástice,
hydrofobní blok polymethylmethakrylátu (PMMA) vnáší požadovanou termodynamickou afinitu
k DNAPL a hydrofilní anionaktivní polystyrensulfonátový blok (PSS) dodává tomuto komplexu
účinný elektrostatický odpor a brání tak interakci nanoFe0 s částicemi zeminy a jeho agregaci. Ve
vodném prostředí je PMMA blok sbalený až do té doby, kdy se povrchově modifikovaná nanočástice
dostane na rozhraní DNAPL/voda. Tam se naopak tento hydrofobní blok rozvine a polyelektrolytický
blok PSS se sbalí (obr. 3b,c). Takto je částice poutána k nepolárnímu kontaminantu [21,22].
Obr. 2 a) Strukturní vzorec triblokového kopolymeru (PMAA-PMMA-PSS), b) struktura kopolymeru ve
vodném prostředí, c) na rozhraní vody a DNAPL. Černě je označen blok PMAA, šedě hydrofobní blok PMMA a
bíle blok PSS s hydrofilní funkční skupinou.
Jak již bylo zmíněno, stabilita disperze závisí na iontové síle disperzního prostředí. Z hlediska reálné
kontaminace je tato skutečnost nezanedbatelným faktorem. Stálostí tří různě stabilizovaných disperzí
nanoFe0 a jejich transportem se zabývala Saleh et al. [17]. Experimentálně sledovala velikost částic,
ζ-potenciál a transportní vlastnosti modifikovaných nanočástic v koloně plněné pískem. Potvrdila, že
zvýšením iontové síly se ztenčuje ochranný obal modifikovaných částic RNIP a dochází k nárůstu
ζ-potenciálu. To zvyšuje pravděpodobnost srážek částic a dochází k jejich spojování ve větší agregáty,
které ztrácejí kinetickou stabilitu, snáze sedimentují a při transportu urazí menší vzdálenost. Podstatně
větší negativní účinek pak mají dvoumocné ionty Ca2+ v porovnání s jednomocnými ionty Na+.
V experimentech s roztoky s vyšší iontovou silou nejlépe dopadl triblokový kopolymer PMAAPMMA-PSS, o něco hůře pak dodecylbenzensulfonát a polyaspartát.
S ohledem na velikost migrujících částic v proudu podzemní vody se uplatňují tři hlavní mechanismy:
1) Brownův pohyb či molekulární difúze, při které se částice pohybují v náhodných směrech; 2)
konvekční pohyb částic v proudu podzemní vody; 3) gravitační pohyb způsobující vertikální klesání
částic. Difúzní a gravitační pohyb způsobuje odstranění částic z proudu podzemní vody. Oba tyto
mechanismy závisí na velikosti migrujících částic a mají své hranice: Brownův pohyb se uplatní pro
velmi malé částice (<0,1 µm) a sedimentace vlivem gravitace naopak pro větší (>1 µm). Uvnitř tohoto
intervalu existuje oblast, kde se částice koloidních rozměrů budou pohybovat převážně v proudu
podzemní vody. Tato optimální velikost částic je závislá na typu prostředí, ve kterém se budou částice
pohybovat. Pro přírodní koloidní částice s hustotou blízkou hustotě vody je tato optimální velikost pro
vodné prostředí okolo 1 µm, zatímco pro kovové nanočástice je optimální rozměr pod hranicí 100 nm
[11,26]. Základním úkolem při aplikaci nanočástic do horninového prostředí je tedy omezit v co
největší míře tendence k agregaci a zároveň výrazně nesnížit reaktivnost.
Na Technické univerzitě v Liberci probíhá výzkum, jehož cílem je upravit povrchové vlastnosti
dostupných nanočástic. Výběr surfaktantů, včetně kopolymerů a olejů je prováděn s ohledem na jejich
biodegradabilitu a dostupnost. Prostřednictvím vsádkových a kolonových experimentů je posuzována
účinnost a kinetika reakce takto modifikovaného nanoFe0 s vybranými kontaminanty a jeho mobilita
horninovým prostředím. Hlavním záměrem je optimalizovat metodiku této relativně nové chemické
sanační technologie.
Za účelem testování migračních vlastností různě modifikovaných železných nanočástic byly navrženy
kolonové experimenty. Prozatím dokončené experimenty byly zaměřeny na migraci nanoFe0, bez
vlivu chemické reakce s kontaminantem. Jejich cílem je ověřit vlivy různých povrchových modifikací
nanočástic a získat informace o vlivu horninového prostředí, popř. způsobu infiltrace na další migraci
nanočástic v horninovém prostředí. Aby mohl být porovnáván pouze vliv modifikací nanočástic bez
ovlivnění změnou vlastností zeminy, je nutné pro všechny kolonové experimenty zajistit co nejvíce
podobné prostředí. Pro všechny testy je tedy použit stejný křemičitý písek o zrnitosti 0,5-2 mm,
s minimálním podílem jílovitých složek. Propustnost tohoto materiálu byla stanovena metodou měření
hydraulického spádu a měla hodnotu 7.10-4 m/s, pórovitost byla 39 %. I přesto, že je tento materiál
v porovnání s reálnou zeminou prakticky homogenní, bylo možno pozorovat preferenční cesty
v proudovém poli kolony (tyto mohou být způsobeny např. rozvrstvením materiálu při stavbě kolony).
Na základě zkušeností s kolonovými experimenty lze tedy říci, že každá kolona je více nebo méně
odlišná. Prakticky nelze postavit dvě kolony, které i přes použití stejného materiálu a stejných postupů
při jejich stavbě, mají stejné proudové pole. Tento fakt je tedy nutno mít na zřeteli při hodnocení a při
porovnávání výsledků kolonových testů.
Pro testy je použita kolona tvořená skleněným válcem dlouhým 50 cm, vyplněným zeminou do výšky
cca 40 cm simulující horninové prostředí. Celý systém je umístěn vertikálně a je promýván vodou
pomocí peristaltického čerpadla. Ve spodní části kolony za vstupem vody je umístěn cca 5 cm vysoký
„filtr“ tvořený kamenným štěrkem, který zabraňuje úniku materiálu tvořícího výplň kolony. Blokové
schéma uspořádání kolonového experimentu je uvedeno na obr. 3. Kolonové testy probíhají
v otevřeném cyklu, průtok oběhového čerpadla je nastaven na 85 % celkového průtoku (na jeho vstupu
je zásobník s čistou vodou, která je v průběhu experimentu doplňována). Injektáž suspenze nanoFe0
probíhá pomocí dávkovacího čerpadla s nastaveným průtokem na 15 % celkového průtoku. Celkový
průtok kolonou pak byl cca 100 ml/min. Koncentrace nanočástic v dávkovací suspenzi se pohybuje do
1 g/l, což odpovídá koncentracím, které jsou reálně využívány při aplikacích na lokalitách. Aby bylo
v maximální možné míře zamezeno agregaci nanočástic ještě v zásobním roztoku, je tento roztok
míchán pomocí rotačního míchadla. Směr proudění proti gravitaci se ukázal z hlediska experimentu
jako optimální. Větší agregáty mohou sedimentovat na dno kolony, kde nepředstavují překážku v dalším
šíření nanoFe0 kolonou. Další výhodou je i podobnost s realitou, kdy je do vrtu zasakována suspenze, a
agregáty, které by mohly zabraňovat migraci, sedimentují na dno vrtu.
Obr. 3 Blokové schéma kolonového experimentu
Aby mohl být vyhodnocen i průběh zásaku nanočástic, bylo zkonstruováno speciální zařízení, které
umožňuje automaticky fotografovat celý objem kolony po krocích. Příklad průběhu zásaku nanočástic
je zachycen na obr. 4. Následně budou fotografie vyhodnoceny pomocí metod pro zpracování obrazu.
Příklad stavu celé kolony po 159 minutách zasakování nanočástic RNIP zachycuje „panorama“
uvedené na obr. 5.
Obr. 4 Migrace nanočástic RNIP kolonou
Obr. 5 „Panorama“ kolony po 159 min. zasakování
Prozatím dokončené laboratorní experimenty prokázaly migrační schopnosti železných nanočástic.
V kolonových testech budeme dále pokračovat.
Důležitým aspektem, který bude hrát při výběru činidel pro úpravu nanoFe0 významnou roli, je jejich
biologická rozložitelnost. Zajímavým tématem, kterému je příhodné se v této souvislosti věnovat, je
biotransformace kontaminantu pomocí mikroorganismů. Oleje, surfaktanty nebo škrob mohou
podpořit růst mikroorganismů přirozeně se vyskytujících v horninovém prostředí. Již dříve byla na
TUL v laboratoři ARTEC posuzována kombinace laktát-nanoFe0 s výsledky, jež jsou v jádru pozitivní.
Obdobně bychom chtěli zkombinovat ekologické aspekty na činidla podporující chemickou reduktivní
dechloraci s biologickými metodami dekontaminace.
Poděkování
Tento výzkum je podpořen grantem AVČR KAN108040651 v rámci programu Nanotechnologie pro
společnost a projektem MŠMT 1M0554 (ARTEC).
Použitá literatura
[1] ZHANG, W.-x. (2003): Nanoscale iron particles for environmental remediation: An overview. J. Nanopart.
Res. 5: 323-332
[2] LIU, Y., MAJETICH, S., TILTON, R., SHOLL, D., LOWRY, G. (2005): TCE dechlorination rates, pathways and
efficiency of nanoscale iron particles with different properties. Environ. Sci. Technol. 39: 1338-1345
[3] KANEL, S. R., NEPAL, D., MANNING, B., CHOI, H. (2007): Transport of surface-modified iron nanoparticle
in porous media and application to arsenic(III) remediation. J. Nanopart. Res. 9: 725-735
[4] XU, Y., ZAO D. (2007): Reductive immobilization of chromate in water and soil using stabilized iron
nanoparticles. Water Res. 41: 2101-2108
[5] ČERNÍK, M. (2006): Použití nanočástic elementárního železa pro redukce kontaminantů in-situ : habilitační
práce. Liberec : TU Liberec, 124 p.
[6] QUINN, J., GEIGER, C., CLAUSEN, C., BROOKS, K., COON, C., O-HARA, S., KRUG, T., MAJOR, D., YOON, W.
S., GAVASKAR, A., HOLDSWORTH, T. (2005): Field Demonstration of DNAPL Dehalogenation Using
Emulsified Zero-Valent Iron, Environ. Sci. Technol. 39: 1309-1318
[7] LI, X.-Q., ZHANG, W.-X. (2007): Sequestration of Metal Cations with Zerovalent Iron Nanoparticles - A
Study with High Resolution X-ray Photoelectron Spectroscopy (HR-XPS). J. Phys. Chem. C, 111: 69396946
[8] U.S. ENVIRONMENTAL PROTECTION AGENCY: Permeable Reactive Barrier Technologies for Contaminant
Remediation; EPA/600/R-98/125; Washington, DC, 1998
[9] WILKIN, R. T., CHUNMING, S., FORD, R. G., PAUL, C. J. (2005): Chromium-Removal Processes during
Groundwater Remediation by a Zerovalent Iron Permeable Reactive Barrier. Environ. Sci. Technol. 39:
4599-4605
[10] LI, L., FAN, M., BROWN, R. C., VAN LEEUWEN, J. (H.), WANG, J., WANG, W., SONG, Y., ZHANG, P. (2006):
Synthesis, Properties, and Environmental Applications of Nanoscale Iron-Based Materials: A Review. Crit.
Rev. Env. Sci. Technol. 36: 405-431
[11] NURMI, J. T., TRATNYEK, P. G., SARATHY, V., BAER, D. R., AMONETTE, J. E., PECHER, K., WANG, C.,
LINEHAN, J. C., MATSON, D. W., PENN, R. L., DRIESSEN, M. D. (2005) : Characterization and Properties of
Metallic Iron Nanoparticles: Spectroscopy, Electrochemistry and Kinetics. Environ. Sci. Technol. 39(5):
1221-1230
[12] FILIP, J., ZBORIL, R., SCHNEEWEISS, O., ZEMAN, J., CERNIK, M., KVAPIL, P., OTYEPKA, M. (2007):
Environmental Applications of Chemically Pure Natural Ferrihydrite. Environ. Sci. Technol. 41: 4367-4374
[13] KLIMKOVA, S., CERNIK, M. (2008): Application of Zero-Valent Nanoparticles for Acid Mine Water
Remediation. Mine Water and the Environment Proceedings - 10th International Mine Water Association
Congress., p. 281-284. ISBN 978-80-248-1767-5
[14] NOVÁK, J., et al. Fyzikální chemie II : skripta. 1st ed. VŠCHT v Praze, 2001. ISBN 80-7080-436-X
[15] SCHRICK, B., HYDUTSKY, B. W., BLOUGH, J. L., MALLOUK, T. E. (2004): Delivery vehicles for zerovalent
metal nanoparticles in soil and groundwater. Chem. Mater. 16: 2187-2193
[16] PHENRAT, T., SALEH, N., SIRK, K., TILTON, R.D., LOWRY, G. V. (2006): Aggregation and Sedimentation of
Aqueous Nanoscale Zerovalent Iron Dispersions. Environ. Sci. Technol. 41 (1): 284 -290
[17] SALEH, N., KIM, H.-J., PHENRAT, T., MATYJASZEWSKI, K., TILTON, R. D., LOWRY, G. V. (2008): Ionic
Strength and Composition Affect the Mobility of Surface-Modified Fe0 Nanoparticles in Water-Saturated
Sand Columns. Environ. Sci. Technol. 42 (9): 3349-3355
[18] JOHNSON, J. C., SUN, S., JAFFÉ P. R. (1999): Surfactant Enhanced Perchloroethylene Dissolution in Porous
Media: The Effect on Mass Transfer Rate Coefficients. Environ. Sci. Technol. 33: 1286-1292
[19] KANEL, S. R., CHOI, H. (2007): Transport characteristics of surface-modified nanoscale zero-valent iron in
porous media. Water Sci. Technol. 55: 157-162
[20] KANEL, S. R., GOSWAMI, R. R., CLEMENT, T. P., BARNETT, M. O., ZHAO, D. (2008): Two Dimensional
Transport Characteristics of Surface Stabilized Zero-valent Iron Nanoparticles in Porous Media. Environ.
Sci. Technol. 42: 896-900
[21] SALEH, N., PHENRAT, T., SIRK, K., DUFOUR, B., OK, J., SARBU, T., MATYJASZEWSKI, K., TILTON, R. D.,
LOWRY, G. V. (2005): Adsorbed Triblock Copolymers Deliver Reactive Iron Nanoparticles to the Oil/Water
Interface. Nano Lett. 5: 2489-2494
[22] SALEH, N., SIRK, K., LIU, Y., , DUFOUR, B., MATYJASZEWSKI, K., TILTON, R. D, LOWRY G. V. (2007):
Surface Modifications Enhance Nanoiron Transport and NAPL Targeting in Saturated Porous Media.
Environ. Eng. Sci. 24: 45-57
[23] LAI, J. I., SHAFI, K. V. P. M., ULMAN A., LOOS, K., YONGJAE, L., VOGT, T., LEE W.-L., ONG, N. P. (2005):
Controlling the size of magnetic nanoparticles using pluronic block copolymer surfactants. J. Phys. Chem.
B, 109 (1), 15-18
[24] LI, F., VIPULANANDAN C., MOHANTY, K. K. (2003): Microemulsion and Solution Approaches to
Nanoparticle Iron Production for Degradation of Trichloroethylene. Colloids Surf. A 223: 103-112
[25] HE, F., ZAO, D. (2005): Preparation and Characterization of a New Class of Starch-Stabilized Bimetallic
Nanoparticles for Degradation of Chlorinated Hydrocarbons in Water. Environ. Sci. Technol.: 39 (9), 33143320
[26] Kolektiv autorů (2006): Kompendium sanačních technologií, Vodní zdroje Ekomonitor spol. s r.o., Chrudim