膨润土负载纳米铁镍同步修复地下水中三氯乙烯和六价铬复合污染_邓日欣.pdf

2018 年 9 月 September 2018 岩矿测试 ROCK AND MINERAL ANALYSIS Vol． 37，No． 5 541 －548 收稿日期 2018 －01 －28; 修回日期 2018 －04 －02; 接受日期 2018 －06 －11 基金项目 国家自然科学基金面上基金项目 41472232， 41572229 作者简介 邓日欣， 硕士研究生， 从事环境地球化学研究。E- mail drx cugb． edu． cn。 通信作者 陈家玮， 教授， 博士生导师， 从事环境地球化学研究。E- mail chenjiawei cugb． edu． cn。 邓日欣， 罗伟嘉，韩奕彤， 等． 膨润土负载纳米铁镍同步修复地下水中三氯乙烯和六价铬复合污染［ J］ ． 岩矿测试， 2018， 37 5 541 －548． DENG Ri- xin，LUO Wei- jia，HAN Yi- tong，et al． Simultaneous Removal of TCE and Cr Ⅵ in Groundwater by Using Bentonite- supported Nanoscale Fe/Ni［ J］ ． Rock and Mineral Analysis， 2018， 37 5 541 －548． 【DOI 10． 15898/j． cnki． 11 －2131/td． 201801280013】 膨润土负载纳米铁镍同步修复地下水中三氯乙烯和六价铬 复合污染 邓日欣1， 2，罗伟嘉3，韩奕彤1， 2，李志雄1， 2，陈家玮1， 2* 1． 生物地质与环境地质国家重点实验室，北京 100083; 2． 中国地质大学 北京 地球科学与资源学院，北京 100083; 3． 北京建筑大学环境与能源工程学院，北京 102616 摘要 纳米零价铁原位注射修复地下水污染是近年发展的新技术， 以往研究多侧重于单一目标污染物的去 除效果及作用机理， 但是地下水多种污染物共存问题不容忽视。本文针对典型污染物三氯乙烯 TCE 和六价 铬 Cr Ⅵ ， 运用合成的活性高、 稳定性强的膨润土负载纳米铁镍 B － Fe/Ni 开展修复实验， 研究 B － Fe/Ni 对 TCE 和 Cr Ⅵ 共存复合污染的修复效果及其作用机制。通过一步法合成 B － Fe/Ni， 对 TCE 和不同浓度 Cr Ⅵ 混合污染的去除进行试验研究， 对反应前后的样品 B － Fe/Ni 进行表征， 并跟踪反应过程中 TCE 和 Cr Ⅵ 的浓度变化。结果表明 B － Fe/Ni 同步去除水中 TCE 和 Cr Ⅵ 快速高效， 50 mg/L Cr Ⅵ 在 2 h 内 能被 B － Fe/Ni 1 g/L 完全去除而不受共存 TCE 0． 1 mmol/L 的影响， 然而 TCE 降解速率会随共存Cr Ⅵ 的浓度 0、 10、 30、 50 mg/L 增大而降低。经透射电镜 － 电子能谱及 X 射线光电子能谱表征验证， 这是由于 B － Fe/Ni与 Cr Ⅵ 快速反应， 生成部分 Fe － Cr 共沉淀会覆盖 B － Fe/Ni 表面的活性位点， 抑制了 TCE 的降 解， 但通过分析 TCE 降解产物可知， B － Fe/Ni 同样能对 TCE 完全脱氯。因此， B － Fe/Ni 适用于地下水复合 污染修复， 实际应用时需考虑多种污染物共存的相互影响， 选择适宜试剂用量和注射方式， 这对纳米零价铁 修复技术的发展具有重要理论意义和应用参考价值。 关键词 膨润土负载纳米铁镍; 三氯乙烯; 六价铬; 地下水共存污染; 地下水环境修复 要点 1 B － Fe/Ni 能同步高效去除 TCE 和 Cr Ⅵ 复合污染物。 2 Fe － Cr 共沉淀快速占据了 B － Fe/Ni 表面活性位点， 抑制了 TCE 的降解。 3 B － Fe/Ni 降解 TCE 是完全彻底脱氯的过程。 中图分类号 P619． 255; O614． 242文献标识码 A 随着人类社会和工业发展， 地下水复合污染由 于其普遍性、 复杂性、 修复困难等特点受到日益关 注。近年来， 纳米零价铁 nano zero valent iron， nZVI 由于其独特的物理化学性质 粒径小、 比表面 积大、 反应活性高 ， 具备比普通微粒铁更强的吸附 和降解污染物的能力， 特别适用于将其制成浆液实 施原位注射用于地下水深部污染修复， 以此相关的 研究和场地修复技术已成为地下水污染治理的热点 145 ChaoXing 和前沿领域 ［1 －5 ］。目前关于纳米铁修复地下水的研 究更多侧重于对单一目标污染物的去除效果评价和 作用机理解析， 而针对多种污染物共存的复合污染 研究在近 5 年受到了关注。例如， Su 等 ［6 ］评估了 nZVI 同时去除镉和硝酸盐的效率及副产物的形成， 并尝试使用不同催化剂减少反应过程中亚硝酸盐的 产生; Qian 等 ［7 ］在多种重金属存在条件下， 利用 nZVI 修复了钼酸盐污染， 并解释了作用机理。随着 nZVI 的广泛应用， 人们尝试通过多种手段改善其易 氧化、 易团聚、 分散稳定性较差等方面的局限性。一 方面采用环境友好的负载物， 如活性炭 ［8 ］、 蒙脱 土 ［9 ］等， 实现稳定分散纳米铁的作用， 同时增强纳 米铁应用于降解疏水性有机污染物的效率。另一方 面通过掺杂贵金属合成纳米铁钯 Fe/Pd［10 ］、 纳米铁 镍 Fe/Ni［11 ］等， 提高纳米零价铁的活性和降解目标 污染物的效率。也有研究小组尝试联合运用负载和 掺杂手段， 开展新型纳米铁的合成技术研究。例如， 本课题组较早开展了膨润土负载纳米铁镍双金属 B － Fe/Ni 的合成工作， 并成功降解了甲基橙染 料 ［12 ］和三氯乙烯［13 ］。最近也报道了 Weng 等［14 ］利 用 B － Fe/Ni 同时降解三种共存的抗生素污染物。 地下水复合污染中， 较为常见的是有机物 － 无 机物复合污染， 特别是重金属和持久性机污染物， 如 三氯乙烯 TCE 和六价铬［ Cr Ⅵ ］ 。TCE 作为一 种典型的地下水有机污染物， 已查明的污染检出率 较高， 具有潜在危害 ［15 －17 ］。Cr Ⅵ 是最具代表性 的重金属污染物， 易迁移、 分布广， 具有致癌性， 危害 显著 ［18 －20 ］。据 USEPA 数据显示， 被治理的大部分 地下水中的 TCE 浓度在 1 ～ 2 mg/L， 少部分高达 25 ～380 mg/L， 远远超过 0． 02 mg/L 的世界卫生组 织饮用水水质标准。多种污染物进入自然环境中共 存， 极易导致复合污染。例如， 美国加州伊丽莎白市 地下水中共存的 TCE 和 Cr Ⅵ 被检出 ［21 ］。如前所 述， 以往运用了纳米铁修复技术对单一存在的 TCE 或 Cr Ⅵ 污染开展修复研究， 但是针对这两种典型 污染物共存的情况却很少涉及。 在修复处理污染地下水时， 首先需要解决纳米 铁自身的团聚氧化问题。在前期研究中， 本课题组 采用地质环境相容性材料膨润土作为负载物， 成功 合成了膨润土负载纳米零价铁 B － Fe ， 提高了其 分散性、 稳定性 ［22 ］， 增加了纳米铁与污染物的接触 面积， 提高了纳米铁去除水中 Cr Ⅵ 的效率 ［23 ］。 在此基础上， 采用一步法合成了具有更高活性的膨 润土负载纳米铁镍双金属 B － Fe/Ni ［12 ］， 实现了 对水中 TCE 的高效降解， 实验发现与普通纳米铁 nZVI 相比， B － Fe/Ni 降解 TCE 的速率提高了近四 十倍 ［13 ］。由于纳米铁对 Cr Ⅵ 吸附还原作用较 快， 那么当 TCE 与 Cr Ⅵ 共存时， Cr Ⅵ 是否会对 TCE 的高效降解产生影响 如解决这一问题， 对于 开发并评估新型纳米铁材料的实际应用具有重要参 考价值。鉴于此， 本文在已有工作基础上， 进一步深 入探讨了 B －Fe/Ni 对 TCE 和 Cr Ⅵ 复合污染的修 复效果及其作用机制， 研究成果对运用纳米铁技术开 展地下水原位修复， 根据实际复合污染条件选取试剂 种类、 用量以及注射方式， 具有重要的启示意义。 1实验部分 1． 1材料与主要试剂 膨润土 中国化学有限公司 过 200 目筛并在 80℃下干燥 10 h 备用。 七水合硫酸亚铁 FeSO47H2O， 分析纯， 国药 集团 ， 六水合硫酸镍 NiSO46H2O， 分析纯， 北京 化工厂 ， 碳酸氢钠 分析纯， 国药集团 ， 硼氢化钠 分析纯， 天津福晨应用化学试剂厂 ， 氢氧化钠 分析纯， 国药集团 ， 乙醇 分析纯， 国药集团 ， 聚 乙二醇 PEG －4000， 分析纯， 国药集团 ， 重铬酸钾 分析纯， 北京化工厂 ， 三氯乙烯 分析纯， Alladin 公司 。 1． 2膨润土负载纳米铁镍双金属 B －Fe/Ni 的制备 实验采用一步还原法制备膨润土负载纳米铁镍 B － Fe/Ni［12 ］。主要步骤为 配制 0． 225 mol/L 硫酸 亚铁溶液 70 mL 于 250 mL 三颈烧瓶中， 依次加入 1． 0 g 钠基膨润土、 0． 235 g 六水合硫酸镍和 0． 5 g 聚乙二醇， 搅拌混溶。将 3． 034 g 硼氢化钾溶于 30 mL 0． 1氢氧化钠溶液， 以每秒 2 滴的速度加入 三颈烧瓶中， 有黑色固体生成， 同时以 1000 r/min 的速度搅拌烧瓶中混合溶液， 滴加完毕后继续搅拌 30 min。制备过程中始终通入氮气保护。然后利用 外部磁铁将烧瓶中的混合物进行磁性固液分离， 并 用无水乙醇及无氧去离子水分别润洗固体产物三 遍， 将其转移至西林瓶中， 在冷冻干燥机中 真空 干燥 24 h， 获得膨润土负载纳米铁镍 B － Fe/Ni 。 1． 3B － Fe/Ni 同时去除三氯乙烯和六价铬复合 污染物实验 试验在装有三氯乙烯 0． 1 mmol/L 和六价铬 浓度系列包括 0、 5、 15、 30、 50 mg/L 的一系列血浆 瓶中进行， 在每个反应瓶中加入 0． 1 g 的B － Fe/Ni， 背景溶液为 10 mmol/L 碳酸氢钠， 体系溶液总体积 为 100 mL， 初始 pH 为 8． 2 0． 1， 在室温 25℃、 160 r/min 条件下振荡， 间隔一定时间取样分析。用针 式注射器取 0． 5 mL 溶液过 0． 22 μm 滤膜， 通过测 245 第 5 期 岩矿测试 http ∥www． ykcs． ac． cn 2018 年 ChaoXing 试过滤液获得溶液中六价铬和氯离子浓度。用顶空 取样法结合气相色谱仪 GC － FID 测试获得 TCE 浓 度变化。对于最终可能出现的副产物的检测， 取反 应最终溶液 1 mL 稀释 10 倍后待测。 1． 4B － Fe/Ni 表征、 TCE 与 Cr Ⅵ 测试分析 对 B － Fe/Ni 处理前后的样品进行透射电镜 － 电子能谱 TEM － EDS 分析 FEI Titan 80 － 300 TEM 和光电子能谱 XPS 分析 ESCALAB 250Xi， ThermoFisher 公司， USA 。溶液中的氯离子浓度及 反应后产物分别由离子色谱仪 Dinoex ICS － 900 和气相色谱 － 质谱联用仪 GC － MS，Agilent 6890 －5973 测定。 图 1膨润土负载纳米铁镍 TEM － EDS 表征 Fig． 1TEM- EDS images of fresh B- Fe/Ni 溶液中 TCE 浓度由气相色谱仪 GC － FID GC －2010， 日本 Shimadzu 公司 测定。色谱分析条件 为 顶空法采样后进样 50 μL， 柱流量 1 mL/min， 分 流比 1 ∶ 40， 进样口温度 150℃， FID 检测器温度 300℃。升温程序为 柱温 90℃， 以 10℃ /min 升至 150℃保留 1 min， 再以 30℃ /min 升至 180℃。 溶液中 Cr Ⅵ 采用二苯基碳酰二肼分光光度法 测定。取0．5 mL 待测样品溶液于25 mL 比色管中稀 释至刻度， 加入0．5 mL 硫酸、 0．5 mL 磷酸和 1 mL 显 色剂 0．2 g 二苯基碳酰二肼溶于 50 mL 丙酮并稀释 至100 mL ， 摇匀静置5 ～10 min， 用紫外可见分光光 度计 UV1750， 日本 Shimadzu 公司 在波长540 nm 处 测量吸光度， 用外标工作曲线法计算 Cr Ⅵ 浓度。 2结果与讨论 2． 1B －Fe/Ni 形貌及元素组成 为了探究 B － Fe/Ni 形貌和元素组成， 本实验 对其进行透射电镜表征分析。如图 1 所示， 纳米铁 镍双金属粒径为 20 ～80 nm， 呈链状分布， 部分区域 可观察到单颗粒纳米铁相连， 并很好地分散在膨润 土中; 与普通纳米零价铁相比， B － Fe/Ni 的分散性 较好 ［12 ］， 其他学者采用膨润土和高岭土负载纳米零 价铁也在一定程度上改善了纳米铁的分散性［24 ］。 透射电镜表征证实了 Ni 元素的存在， 说明 Ni 被成 功地负载在合成材料 B － Fe/Ni 上， 电子能谱数据 说明了 B － Fe/Ni 表面有 Fe 53． 7， Ni 3． 8， O 10． 0。根据制备 B － Fe/Ni 时加入的硫酸镍含 量， 掺杂 Ni 含量的理论值应为 5． 0， 与实测值 3． 8有差异， 这是因为在制备过程中如搅拌、 冲洗 等步骤， 会导致 Ni 元素有一定的损失。 2． 2B － Fe/Ni 同时去除共存 TCE 和 Cr Ⅵ 复合 污染物 根据本课题组前期研究成果 ［13 ］， 比较普通纳米 零价铁 nZVI、 膨润土负载零价纳米铁 B － Fe、 纳米 铁镍 双 金 属 Fe/Ni 以 及 膨 润 土 负 载 纳 米 铁 镍 B － Fe/Ni对 TCE 的降解速率， 发现上述四种材料 浓度均为 0． 5 g/L 降解 TCE 0． 1 mmol/L 符合如 下一级反应动力学方程 ［25 ］， 其降解速率 k obs 分别 为 0． 00457/h、 0． 0101/h、 0． 0984/h、 0． 181/h。 ln ［ TCE］ t ［ TCE］ 0 － kobst 式中 ［ TCE］ t为 t 时刻 TCE 浓度， ［TCE］0为初始 TCE 浓度， kobs为表观速率常数。 实验表明， B － Fe/Ni 降解 TCE 的效率相比另 外三种材料有了显著提高， 原因在于膨润土的分散 作用以及 Ni 的存在加速了 B － Fe/Ni 的电子转移， Ni 不仅充当收集产物 H2的载体， 还可作为催化剂促 进 H2和 H 向原子 H 的转变 ［26 －27 ］。因此， 本文重 点研究 B － Fe/Ni 对水中 TCE、 Cr Ⅵ 以及二者共 存时的修复效果， 实验分别设置了 Cr Ⅵ 或 TCE 单独存在以及共存的环境条件。B － Fe/Ni 去除 Cr Ⅵ 的实验结果 图 2 表明， 在 pH 8． 2 有无 TCE 0． 1 mmol/L 存在时， 浓度为 50 mg/L 的 Cr Ⅵ 都能在 2 h 内被 B － Fe/Ni 1 g/L 完全去 345 第 5 期邓日欣， 等 膨润土负载纳米铁镍同步修复地下水中三氯乙烯和六价铬复合污染第 37 卷 ChaoXing 图 2共存 TCE 对 B － Fe/Ni 去除 Cr Ⅵ 的影响 Fig． 2Effect of coexisting TCE on removal of Cr Ⅵby B- Fe/Ni 除， 说明 TCE 的存在对 Cr Ⅵ 去除没有影响， 并且 Cr Ⅵ 在15 min内的去除率接近 60， 这是因为 Cr Ⅵ 与 B － Fe/Ni 相互作用反应的速度比 TCE 降 解速度快。 类似的， 通过设置不同初始浓度 Cr Ⅵ 考察 TCE 的降解变化 图 3 ， 可以看出， 单独存在的 TCE 0． 1 mmol/L 在 3． 5 h 内几乎能被 B － Fe/Ni 完全 降解， 说明 B － Fe/Ni 比普通纳米零价铁的活性高。 当有 Cr Ⅵ 共存时 0、 10、 30、 50 mg/L ， TCE 的降解速率 kobs分别为 0． 669/h R2 0． 977 、 0． 666/h R2 0． 985 、 0． 256/h R2 0． 980 、 0． 161/h R2 0． 962 。可见， 随着共存 Cr Ⅵ 初 始浓度的增大， TCE 的降解速度明显降低， 污染物 Cr Ⅵ 的存在对 B － Fe/Ni 原位降解水中 TCE 有抑 制作用。纳米铁在降解污染物过程中， 通常先将污 染物快速吸附到纳米铁表面， 与此同时在表面对污 染物进行还原降解。黄潇月等 ［28 ］利用球差校正扫 描透射电镜成像和 X 射线能谱仪， 直观展现了纳米 铁与重金属这一界面的反应过程和机理。Fu 等 ［29 ］ 在海泡石负载纳米零价铁去除 Cr Ⅵ 的研究中， 利 用 X 射线光电子能谱手段， 同样证明了纳米零价铁 将 Cr Ⅵ 吸附于表面并同时还原去除。本实验中， Cr Ⅵ 由 于 静 电 作 用 和 表 面 络 合 作 用， 会 被 B － Fe/Ni快速吸附于表面， 同时在表面被进一步转 化为Cr Ⅲ ， 形成 Cr － Fe 共沉淀， 会占据部分表面 反应活性位点， 从而阻碍了 B － Fe/Ni 进一步与疏 水性物质 TCE 的接触， 即降低了 Fe0与 TCE 的有效 接触， 从而降低了 TCE 的还原降解速率。类似的， 非均相表面反应机制在膨润土负载纳米零价铁去除 Cr Ⅵ 体系中也一样存在， Shi 等 ［24 ］研究结果同样 证实了 Cr Ⅵ 初始浓度越高， 在纳米铁材料表面生 图 3共存 Cr Ⅵ 对 B － Fe/Ni 降解 TCE 的影响 Fig． 3Effect of coexisting Cr Ⅵ on degradation of TCE by B- Fe/Ni 成的 Cr － Fe 共沉淀越多， 导致纳米铁材料反应活性 降低， 反应速率随之降低。 2． 3降解反应前后 B － Fe/Ni 样品 X 射线光电子 能谱表征 为了进一步探究 B － Fe/Ni 同步去除 TCE 和 Cr Ⅵ 的反应机理， 对反应前后的 B － Fe/Ni 进行 X 射线光电子能谱分析 图 4 。可以看出， 新鲜 B － Fe/Ni 图 4a 的结合能在 706． 8、 710． 4、 712． 7 eV 分别对应 Fe 0 、 Fe Ⅱ 、 Fe Ⅲ 。Fe Ⅱ 和 Fe Ⅲ 的存在表明 Fe0表面氧化覆盖了氧化铁， 这 与 H2O 和 Fe0反应腐蚀有关。当 B － Fe/Ni 与污染 物 TCE 和 Cr Ⅵ 反应后 图 4b、 c ， 在结合能 706． 8 eV处并未观察到 Fe0峰， 推测表面的 Fe0参与 了反应消耗， 这些反应包括 Fe0将 Cr Ⅵ 还原成 Cr Ⅲ ， 或 Fe0与 H2O 反应生成 Fe2 ， 或 Fe0与 TCE 发生脱氯还原作用。反应后的 B － Fe/Ni 结合能在 576． 9 eV 处显示了 Cr Ⅲ 的存在 图4d ， 而579． 8 eV 处无 Cr Ⅵ 峰， 说明在 B － Fe/Ni 表面沉积的 Cr Ⅵ 发生了还原作用， 并以 Cr Ⅲ 的形式存在。 2． 4降解反应的脱氯产物表征 有机污染物 TCE 如果降解不彻底， 会导致二氯 乙烯、 一氯乙烯等高毒性的中间产物残留， 所以评估 TCE 的完全脱氯十分重要 ［30 ］。为了探究 B － Fe/Ni 对 TCE 是否完全脱氯， 在共存 Cr Ⅵ 条件下， 对 TCE 的降解脱氯过程中产生的氯离子进行跟踪 图 5 ， 同时对最终可能生成的副产物进行检测。 结果表明，在 TCE 降解过程中， 随着溶液中氯离子 浓 度 的 升 高，反 应 完 毕 后 氯 离 子 浓 度 达 到 14． 7 mg/L， 这与 TCE 完全脱氯时， 氯离子理论浓度 值 16． 8 mg/L 十分接近 误差 10 。这是因为纳 米铁基材料对氯代烷烃的脱氯还原作用实际上是一 445 第 5 期 岩矿测试 http ∥www． ykcs． ac． cn 2018 年 ChaoXing 图 4B － Fe/Ni 的 X 射线光电子能谱表征谱图反应前 a 的 Fe 谱;降解 TCE 后 b 的 Fe 谱;去除 TCE 和 Cr Ⅵ 后 c 的 Fe 谱; d Cr 谱 Fig． 4XPS spectra of B- Fe/Ni before and after being reacted with TCE and Cr Ⅵ 个表面控制的电化学过程， Fe0失去电子被氧化成 Fe Ⅱ ， 同时氯代烷烃获得电子后转化为烃类， 氯原子生 成氯离子释放到溶液中 ［ 31 ］。因此本体系中， TCE 经 过脱氯还原作用几乎完全脱氯。为了确认脱氯反应 后是否存在中间产物残留， 运用气相色谱 － 质谱对反 应后的溶液样品进行分析， 分析结果中并未检出二氯 乙烯、 一氯乙烯， 进一步说明了B －Fe/Ni对 TCE 的降 解是完全彻底的脱氯加氢作用。 图 5TCE 降解过程中溶液氯离子浓度变化 Fig． 5Variations of chloride ion concentrations during degradation of TCE in solution 2． 5B －Fe/Ni 同步去除 TCE 和 CrⅥ 的机制解析 由实验结果 图 2 可知， B － Fe/Ni 去除Cr Ⅵ 的速率不受 TCE 共存的影响， 但溶液中共存不同浓 度的 Cr Ⅵ 对 B － Fe/Ni 降解 TCE 反应速率有明 显影响， Cr Ⅵ 浓度越高， TCE 降解受到的抑制越 显著。这种相互作用过程， 可以通过图 6 示意图探 讨其机制。Cr Ⅵ 由于静电作用和表面络合作用， 以较快的速度容易吸附到 B － Fe/Ni 上， 一部分 Cr Ⅵ 被 B － Fe/Ni 直接还原为 Cr Ⅲ ， 另一部分 Cr Ⅵ 被 B － Fe/Ni 与水腐蚀生成的 Fe Ⅱ 还原 成 Cr Ⅲ ， Cr Ⅲ 与 Fe Ⅲ 均能形成共沉淀附着 于 B － Fe/Ni 表面。同时， B － Fe/Ni 作为电子供体， 使 TCE 接受电子从而发生还原脱氯作用。但是， 由 于产物如 Cr － Fe 络合物、 Fe 氧化物等覆盖了 B － Fe/Ni表面部分活性位点， 导致后来吸附的 TCE 与 B － Fe/Ni 的接触面减少， TCE 的降解速率下降。 B － Fe/Ni 中负载的金属镍不仅充当了收集产物 H2 的载体， 还可作为催化剂促进 H2和 H 向原子 H 的 转变， 相对于普通纳米零价铁， 能加速 TCE 降解。 3结论 运用纳米零价铁技术能有效地原位修复地下水 污染， 但是针对普遍存在的复合污染同步修复的研 究还不多见。本文在前期合成膨润土负载纳米铁镍 工作基础上， 通过实验证实了新型纳米铁材料 545 第 5 期邓日欣， 等 膨润土负载纳米铁镍同步修复地下水中三氯乙烯和六价铬复合污染第 37 卷 ChaoXing 图 6B － Fe/Ni 同步去除 TCE 和 Cr Ⅵ 反应机制示意图 Fig． 6Mechanism diagram of simultaneous removal of TCE and Cr Ⅵ by B- Fe/Ni B － Fe/Ni能同步高效修复水中 TCE 和 Cr Ⅵ 复合 污染。研究表明， B － Fe/Ni 能对 TCE 完全脱氯降 解并快速去除 Cr Ⅵ ， 但是共存一定浓度的Cr Ⅵ 与 B － Fe/Ni 作用， 生成的 Fe － Cr 共沉淀覆盖于表 面活性位点， 会降低 TCE 的降解速率。这些成果对 于开发并评估新型纳米铁材料的实际应用效果， 以 及根据实际地下水共存污染物的特征及浓度范围， 选取合适的试剂种类、 用量以及纳米铁浆液注射方 式， 实现高效、 经济的修复目标， 具有重要参考意义。 4参考文献 ［ 1］Lefevre E， Bossa N， Wiesner M R， et al． A review of the environmental implications of in situ remediation by nanoscale zero valent iron nZVI Behavior， transport and impacts on microbial communities［ J］ ． Science of the Total Environment， 2016， 565 889 －901． ［ 2］Gillham R W， O’ hannesin S F． Enhanced degradation of halogenated aliphatics by zero- valent iron［J］ ． Ground Water， 1994， 32 6 958 －967． ［ 3］Magdalena S， Patryk O， Yong S O． Review on nano zer- ovalent iron nZVI From synthesis to environmental applications［J］ ． Chemical Engineering Journal， 2016， 287 618 －632． ［ 4］Zou Y D， Wang X X， Ayub K， et al． Environmental remediation and application of nanoscale zero valent iron and its composites for the removal of heavy metal ions A review［J］ ． Environmental Science and Technology， 2016， 50 7290 －7304． ［ 5］Zhao X， Liu W， Cai Z Q， et al． An 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