DOI: 10.11817/j.issn.1672-7207.2015.04.051

纳米零价铁在包气带中强化迁移

苏燕^{1, 2}，赵勇胜^{1, 2}，李璐璐^{1, 2}，秦传玉^{1, 2}，唐雯^{1, 2}，杨帅³

(1. 吉林大学 地下水资源与环境教育部重点实验室，吉林 长春，130021；

2. 吉林大学 环境与资源学院，吉林 长春，130021；

3. 长春水务集团，吉林 长春，130041)

摘要：为克服纳米级零价铁(nanoscale zero-valent iron，NZVI)在地下环境中易团聚及基于水溶液迁移的重力流和优先流等不足，利用批次和模拟柱实验探讨NZVI在水、十二烷基硫酸钠(SDS)溶液以及泡沫3种媒介输送作用下在包气带中的迁移特性，并研究SDS质量分数对包气带中NZVI迁移的影响。研究结果表明：当SDS质量分数一定时，泡沫质量随着搅拌转速增大而增加；搅拌速度越大，泡沫中NZVI的质量浓度越大，但随着泡沫质量的增加和离心作用增强，NZVI在泡沫的分布越不均匀；理论值为2.8 g/L的纳米零价铁对泡沫的稳定性影响不大。SDS溶液作为输送媒介时，SDS质量分数对纳米铁在介质中迁移促进作用能力强弱依次为0.25%，0.20%，0.50%，1.00%。当SDS泡沫作为输送媒介，SDS质量分数为0.25%时，NZVI在介质中的迁移性最强，其次是SDS质量分数为0.20%与0.50%，1.00%的迁移性最弱。

关键词：强化；纳米零价铁；迁移；包气带

中图分类号：X523             文献标志码：A         文章编号：1672-7207(2015)04-1569-08

Enhanced delivery of nanoscale zero-valent iron in vadose zone

SU Yan^{1, 2}, ZHAO Yongsheng^{1, 2}, LI Lulu^{1, 2}, QIN Chuanyu^{1, 2}, TANG Wen^{1, 2}, YANG Shuai³

(1. Key Lab of Groundwater Resources and Environment, Ministry of Education Jilin University, Changchun 130021, China;

2. School of Environment and resources, Jilin University, Changchun 130021, China;

3. Water group of Changchun, Changchun 130041, China)

Abstract: Laboratory experiments including batch and column studies were conducted to overcome the aggregation of nanoscale zero valent iron (NZVI) and the intrinsic problems, such as preferential flow and gravity flow. The feasibility using water, surfactant foam and solution to deliver NZVI in unsaturated porous media was investigated and further study explored the impact of SDS concentrations on the transport of NZVI in porous media. The results show that the foams quality and ability to carry NZVI improve with the increase of the stirring speed of agitator. However, the distribution of NZVI in foams gradually becomes non-uniform with the increase of NZVI mass concentration. The presence of NZVI does not reduce foam stability. The total exiting rate of NZVI content is in the following order (from big to small): 0.25%, 0.20%, 0.50%, 1.00% and the transport ability of NZVI in porous media at different SDS concentrations also follows the order above. However, the abilities of acceleration of NZVI transport by SDS foams are significantly different under various SDS concentrations. SDS concentration 0.25% is the best value, followed by 0.20% and 0.50% and 1.00% is the worst value to accelerate NZVI transport in porous media.

Key words: enhancement; nanoscale zero-valent iron; delivery; vadose zone

包气带中污染物的垂向迁移是地下水受污染的长期污染途径。对于包气带中有机物的修复，有原位修复如针对挥发性有机物的原位气体抽提(SVE)技术，亦有异位修复如开挖土体进行异位化学淋洗技术等。但由于经济限制和技术缺陷等原因，这些技术在去除包气带中有机物领域均存在应用瓶颈。因此，美国环保总署提出固定污染物的设想，即将固定剂在可控制方式下送至污染包气带中，从而使其将污染物固定，降低其对地下水的威胁。化学固定剂方面最受欢迎的当属纳米粒子的应用，大量学者青睐的纳米粒子是纳米级零价铁(NZVI)。由于NZVI具有较大比表面积和较高反应活性，能迅速降解有机物、重金属等，因而被广泛应用于环境修复领域，特别是地下环境的修复。由于地下环境中离子强度、纳米铁本身磁力、范德华力以及密度等因素的影响，纳米铁颗粒在地下环境中极易发生团聚，因此，使其在地下环境中的迁移严重受阻。在可控制条件下，使纳米零价铁迁移至污染区域成为使用该技术的关键。为了克服该缺陷，使纳米零价铁在地下环境中的迁移距离增大，有学者通过利用诸如聚苯乙烯磺酸盐(PSS)、聚丙烯酸(PAA)以及羧甲基纤维素钠(CMC)等物质对纳米铁表面进行改性，从而增大纳米铁颗粒间的空间位阻和空间斥力，使势垒增大，因此，形成动力学稳定性较强的纳米铁颗粒，从而使其团聚作用大大减弱^[1-6]。但当纳米铁悬浊液注入地下环境时，悬浊液会在重力作用下优先向下迁移，水平迁移量有限，从而导致其影响范围较小。另外，悬浊液会绕过渗透性差的区域，优先通过渗透系数大的区域，即产生优先流。因此，为了克服纳米零价铁的团聚、重力流以及优先流，有学者提出利用泡沫输送纳米颗粒^[7]。产生泡沫的表面活性剂在NZVI颗粒表面形成一定的包覆层，从而增加了纳米铁颗粒的稳定性，使其迁移性增强；泡沫本身带有大量气体，泡沫迁移过程中的拖拽力使纳米铁颗粒的迁移性增强，并能克服重力作用，使其影响范围扩大。该研究表明：泡沫对该纳米粒子有较高的携带能力，在注入相同体积悬浊液情况下，泡沫携带纳米粒子迁移距离更大。基于以上几点，本文作者提出利用十二烷基硫酸钠作为产生泡沫的表面活性剂，利用一维模拟柱研究改性后的纳米铁颗粒在水和SDS溶液携带下的迁移性能以及泡沫对纳米铁颗粒的输送能力。

1  实验

1.1  实验材料

1.1.1  实验试剂及介质

研究所用试剂均为分析纯。十二烷基硫酸钠(SDS)、七水合硫酸亚铁(FeSO₄·7H₂O)、聚乙烯吡咯烷酮-30((C₆H₉NO)_n，PVPK-30)、硫氰酸钾(KSCN)与过硫酸铵((NH₄)₂S₂O₈)购自北京化工制药厂；硼氢化钾(KBH₄)与盐酸(HCl)购自天津百世精细化学试剂厂。高纯氮气购自长春市巨洋气体有限公司。将过筛的石英砂(0.5~1.0 mm)在V(HCl):V(H₂O)=1:1盐酸溶液中清洗浸泡12 h，用自来水洗净，直至清洗水的pH为中性。风干后备用。

1.1.2  纳米铁

纳米铁的制备：称取6.95 g FeSO₄·7H₂O和5.00 g PVPK-30溶解于250 mL无氧水中，机械搅拌使其充分溶解；称取5.40 g KBH₄溶于250 mL无氧水中，充分搅拌溶解；用一次性滴管将KBH₄溶液逐滴加入FeSO₄溶液中，边滴加边搅拌，溶液变成黑色时，继续搅拌30 min，形成NZVI悬浊液；然后用磁选法将形成的纳米铁分选出来，用无氧水冲洗3次，然后保存于500 mL无氧水中；分别称取0，1.00，1.25，2.50和5.00 g(SDS)粉末加入500 mL NZVI悬浊液中，磁力搅拌30 min并超声震荡30 min以形成均匀稳定的SDS-NZVI悬浊液。该方法制备的纳米铁理论质量浓度为2.8 g/L，SDS理论质量分数为0，0.20%，0.25%，0.50%和1.00%。

图1所示为NZVI颗粒的X线衍射(XRD)谱。从图1可见：在2θ为44.75°和82.6°处出现了体心立方为α-Fe⁰的(110)晶面和(211)晶面弥散衍射峰，由于Fe₃O₄ 和 Fe₂O₃均在2θ为35.32°有衍射峰并不能较好地区分，因此，这些次级峰对应的均是铁的氧化物。对照相应的标准谱图可知实验室制备的纳米铁主要成分为α-Fe⁰。

图1  NZVI颗粒的XRD谱

Fig. 1  XRD pattern of NZVI particles

1.2  实验方法

1.2.1  泡沫对纳米铁的携带能力实验

该研究选择SDS作为产生泡沫的表面活性剂，质量分数分别为0.20%，0.25%，0.50%和1.00%。以胶态微气泡作为研究对象，即利用高速搅拌表面活性剂溶液形成泡沫。本研究选择2 000，3 000和4 000 r/min 3种搅拌速度产生泡沫。

将1.1.2节中形成的4种SDS-NZVI悬浊液在以上3种搅拌速度下搅拌形成泡沫，待泡沫稳定后取200 μL泡沫用盐酸消解，用硫氰酸盐比色法测定其中总铁含量。另取50 mL泡沫，加入50 mL比色管中，记录泡沫破裂后产生液体的体积，从而换算出泡沫质量η。最后，根据泡沫质量和总铁量换算出泡沫液膜中纳米铁的浓度，并与初始悬浊液中纳米铁量进行比较，即得出泡沫对纳米铁的携带能力。

其中：V_f为泡沫体积(50 mL)；V_l为50 mL泡沫产生的液体体积。

1.2.2  纳米铁对泡沫稳定性影响实验

泡沫的稳定性通常的测定方法是记录泡沫破裂一半时所需的时间。但由于泡沫破裂的不规则性，即在移液管的顶部和底部都有泡沫的破裂，因此，选择产生最终液体体积一半的液体量的时间作为泡沫的半 衰期。

将1.1.2节中形成的4种SDS-NZVI悬浊液在以上3种搅拌速度下形成泡沫，待泡沫稳定后取出50 mL泡沫，观察记录液体量随着时间的变化情况。最后得出泡沫产生液体量V_l，作V_l-t的曲线，并计算产生V_l/2液体量的时间，即为该状态下泡沫的半衰期。同时做空白试验对照，得出纳米铁对泡沫稳定性的影响。以上每组实验设3个对照组，误差不大于5%。

1.2.3  NZVI在水和SDS溶液中的稳定性实验

胶体颗粒在溶液中抵抗团聚作用的颗粒分散能力称作胶体稳定性。实验考查SDS质量分数分别为0，0.20%，0.25%，0.50%和1.00%时，NZVI在SDS溶液中的分散性和稳定性。称取制备好的各种悬浊液1.5 mL置于比色皿中，然后用紫外分光光度计在508 nm波长测定吸光度随时间的变化，并绘制相对吸光度和时间的关系曲线。

1.2.4  模拟柱实验

模拟柱的填充和预处理：实验采用有机玻璃柱，规格(直径×长度)为2 cm×20 cm，见图2。向模拟柱中填入一定湿度、一定质量的石英砂，在模拟柱的顶端和底端分别装入纱网保证布水均匀性。填充完毕后，向模拟柱中通入高纯氮气15 min，以去除其中的氧气。

模拟柱实验步骤：选择搅拌速度为3 000 r/min，以表面活性剂浓度0.25%为例。用蠕动泵向3个填充情况完全相同的模拟柱中以液体流量为5 mL/min的速度泵入7V_P(V_P为孔隙体积)纳米铁(NZVI)悬浊液、纳米铁-表面活性剂(SDS-NZVI)悬浊液和纳米铁-表面活性剂泡沫(NZVI负载泡沫)。考察当表面活性剂质量分数分别为0，0.20%，0.25%，0.50%和1.00%时，出水中纳米铁的浓度变化以及模拟柱介质中纳米铁的空间分布情况。

图2  实验装置示意图

Fig. 2  Schematic diagram of column experiment

2  结果与讨论

2.1  泡沫对纳米铁携带能力以及泡沫稳定性变化

表1所示为不同SDS质量分数时，泡沫稳定性、泡沫质量、泡沫中NZVI质量浓度与搅拌速度之间的关系。

当SDS质量分数为0.25%时，制备NZVI的初始质量浓度为2.467 g/L，当转速分别为2 000和3 000 r/min时，泡沫中NZVI质量浓度分别为2.329和2.476 g/L，但当转速增大至4 000 r/min时，泡沫中NZVI质量浓度增大至3.074 g/L，远远大于初始溶液中NZVI质量浓度。可见：当转速为3 000 r/min时，泡沫携带纳米铁浓度与初始值最接近，当SDS质量分数为0.50%和1.00%时，呈现类似规律。由此选择转速为3 000 r/min作为以下实验的搅拌速度。当SDS质量分数一定时，泡沫对NZVI的携带能力随着搅拌速度增大亦增强，但是NZVI质量浓度越大，其分布越不均匀。当SDS质量分数一定时，泡沫质量随着搅拌速度的增大而增大，原因是搅拌速度增大，使气体与溶液接触更充分，泡沫产生量增大，泡沫质量升高。泡沫质量随SDS质量分数的增大变化不大。

对于单纯不添加NZVI泡沫，当SDS质量分数为0.25%时，泡沫半衰期随着搅拌速度的增加而增大，随着转速增大，泡沫的半衰期增大，稳定性增强。当SDS质量分数为0.50%和1.00%时，也呈现相同规律。当搅拌速度一定时，泡沫的半衰期随SDS质量分数的变化不大。当转速较小时，泡沫的质量较小，泡沫周围的液膜相对较厚，受重力作用，排液更迅速，因此，稳定性较差。综上，NZVI对泡沫稳定性的影响较搅拌速度影响更小。对于添加NZVI泡沫的半衰期较单纯泡沫的半衰期变化不大。因此得出：在不同SDS质量分数和不同转速下，NZVI对泡沫稳定性影响较小。

表1  NZVI对泡沫稳定性影响以及泡沫对NZVI的携带能力

Table 1  Foam stability with and without NZVI, and the foam ability to carry NZVI particles

2.2  NZVI在水和SDS溶液中的稳定性   

不同SDS质量分数改性的NZVI颗粒透射电镜(TEM)图如图3所示。从图3可见：大部分NZVI颗粒尺寸介于20~100 nm之间；NZVI悬浊液(SDS质量分数为0)中，由于NZVI颗粒间磁吸引力和范德华力作用，NZVI颗粒团聚成热力学稳定性较强的链状或块状结构。然而，当SDS存在时，NZVI颗粒的分散性较好并均匀分布在悬浊液中。由图3(b)和3(c)可知：当SDS质量分数为0.25%时，NZVI在溶液中的分散性较好，在NZVI颗粒表面形成较稳定的包覆层，从而有效阻止NZVI颗粒的团聚和沉降。但当SDS质量分数增加至0.50%和1.00%时(图3(d)和3(e))，NZVI在过量SDS下重新形成链状结构。

沉降实验结果如图4所示。由图4可知：悬浊液中NZVI颗粒在初始10 min的沉降率达到80%。相对吸光度迅速下降表明NZVI颗粒快速沉降并聚集在比色皿底部，这主要是由于小颗粒间较强的磁吸引力、界面张力以及范德华力导致其迅速团聚形成大颗粒并由于重力作用沉降至底部，导致通过悬浊液的透光率迅速增大^[8]。相比之下，SDS-NZVI颗粒在初始6 min内稳定分布于悬浊液中且沉降率为0，相对吸光度在6~25 min缓慢下降，而后处于基本平衡(＞50%)。本结论与前人探究多种聚合物改性纳米零价铁的沉降实验结果类似^[9]。由图4可知：SDS质量分数对NZVI颗粒的沉降作用有一定影响，但影响规律不明显。总之，由于颗粒之间空间位阻和静电斥力的增加，SDS的加入增强了NZVI颗粒在悬浊液中的稳定性。

2.3  NZVI在模拟柱中的迁移

2.3.1  NZVI由不同媒介输送下在模拟柱中的迁移  分布

图5所示为当SDS质量分数为0.25%时，NZVI悬浊液、SDS-NZVI悬浊液和NZVI负载泡沫3种形式在模拟柱中运移时，出水中NZVI质量浓度变化以及介质中NZVI的空间分布。

由图5可知：当NZVI悬浊液注入模拟柱，注入体积为1.5V_P时，出水中无NZVI颗粒，注入2.0V_P时，出水中NZVI的质量浓度是纳米铁初始质量浓度的0.27%，持续注入NZVI悬浊液，出水中NZVI质量浓度缓慢增大，直至注入体积为7.0V_P时，出水中NZVI质量浓度仅为初始质量浓度的32%。SDS-NZVI悬浊液注入模拟柱时，当注入体积为1.5V_P时，出水中NZVI质量浓度达到初始NZVI质量浓度的28%，随着SDS-NZVI悬浊液的持续注入，在5.0V_P前，出水中NZVI质量浓度缓慢增加，在5.0V_P以后则迅速增加，直至7.0V_P时，铁质量浓度达到初始质量浓度的89%。原因主要是初始注入的纳米铁吸附在多孔介质中，待吸附饱和，出水中NZVI质量浓度则会急剧上升。 当注入NZVI负载泡沫时，注入液体体积为0.9V_P时出水中NZVI质量浓度达到初始质量浓度的30%，并且有稳定升高的趋势。

图3  NZVI 颗粒在不同SDS质量分数时的透射电镜(TEM)图

Fig. 3  TEM images of NZVI particles at different mass fractions of SDS

图4  NZVI在SDS溶液中的沉降实验

Fig. 4  Sedimentation experiment of NZV1 in SDS solution

由图5可知：当SDS-NZVI悬浊液与NZVI负载泡沫注入时，在测定范围内，出水中NZVI质量浓度均高于NZVI悬浊液单独注入时质量浓度。其主要原因是：在多孔介质中，影响NZVI运移的因素主要是介质和纳米颗粒之间的范德华力和静电力、悬浊液在介质中的拖拽力以及水气之间的界面张力。拖拽力促进纳米颗粒在介质中运移，但水气之间界面张力促使纳米颗粒残留在介质表面。当加入表面活性剂时，水气之间的界面张力降低，从而降低了NZVI在介质中的残留。虽然泡沫中液体量较少，有限地降低了水气之间界面张力，但由于泡沫中的气体的速率远远大于液体的速率，因此，其在介质中的拖拽力也促进纳米颗粒的运移^[7]。

图5  不同输送媒介时出水中NZVI的相对质量浓度变化曲线和介质中NZVI含量的空间分布

Fig. 5  Curves of relative concentration of iron in effluent and spatial distribution of NZVI in media for bare NZVI suspension, SDS-NZVI suspension,and NZVI loaded foams injection

由图5可知， NZVI悬浊液注入体积为7.0V_P时，NZVI在模拟柱底端6 cm区域内的残留率为51.12%，距离注入点越远介质中NZVI质量浓度越低，此时NZVI在介质中的总残留率为78.97%，溢出率为17.43%。模拟柱顶端处含量骤升原因主要是柱顶端水样出口处有一定阻力作用，从而拦截部分纳米铁颗粒。当NZVI负载泡沫注入时，介质中NZVI含量随着泡沫注入方向而逐渐降低，NZVI在介质中的残留率为39.53%，溢出率为53.97%。然而，当SDS-NZVI悬浊液注入时， NZVI均匀分布于模拟柱介质中，在介质中的残留率为24.49%，溢出率为70.96%。由此可见：当NZVI由SDS溶液和SDS泡沫作为运输媒介在非饱和介质中运移时，大大增强了NZVI的迁移性，并使NZVI在介质中的空间分布更均匀；在相同注入量时，SDS溶液中NZVI的迁移距离最大，泡沫中NZVI的迁移距离其次，水中NZVI的迁移距离最小。然而，不同质量分数的SDS包覆纳米铁对NZVI在多孔介质中的迁移性能的影响也是研究的重点。

2.3.2  SDS-NZVI悬浊液输送时NZVI在模拟柱中的迁移分布

图6所示为当SDS质量分数为0.20%，0.25%，0.50%和1.00%，SDS-NZVI悬浊液注入时，出水中NZVI质量浓度分布和介质中NZVI的空间分布。

由图6(a)可知：当SDS质量分数为0.25%时，在研究范围内，出水中NZVI质量浓度均大于其他3个SDS质量分数时出水中NZVI的质量浓度；当SDS质量分数为1.00%时，出水中NZVI质量浓度最小。当SDS质量分数由0升高至0.25%时，NZVI的出流累积量依次升高，残留率降低，当SDS质量分数大于0.25%时，NZVI的出流累积量下降，残留率升高，NZVI迁移性逐渐降低(图7)。换言之，SDS质量分数对NZVI在介质中的迁移有较大影响，但是影响规律不明显。该实验中NZVI质量浓度约为2.8 g/L，当SDS质量分数为0.25%时，表面活性剂和NZVI形成足够的键桥作用，即实现SDS对NZVI的单层包覆，但当SDS质量分数升高时，多余的表面活性剂与NZVI和介质颗粒形成过量的键桥作用，在介质颗粒之间的喉道或者孔隙中形成网络结构，从而对NZVI进行捕捉和拦截，因此，NZVI的迁移受阻。有研究表明：当NZVI表面包覆的物质达到单层包覆最大量时，穿透时间最短，即ρ/ρ₀才会达到1，但是当包覆物质严重过量时，会造成“闭塞”现象，并不利于NZVI在模拟柱中的迁移^[9-14]。由图6(b)可知：当SDS质量分数为1.00%时，80% NZVI截留在模拟柱底部8 cm区域，当SDS质量分数为0.25%时，NZVI在模拟柱中分布更均匀，换言之，SDS质量分数为0.25%不仅促进NZVI在介质中的迁移，更增强了NZVI在介质中分布的均匀性。

图6  不同SDS质量分数时SDS-NZVI悬浊液注入出水中NZVI的相对质量浓度变化曲线和介质中NZVI的空间分布

Fig. 6  Curves of relative concentration of iron in effluent and spatial distribution of NZVI in porous media for SDS-NZVI suspension at different SDS mass fractions

图7  不同SDS质量分数时出水和介质中NZVI累计含量分布曲线

Fig. 7  Cumulative content of NZVI in effluent and column media at different SDS mass fractions

2.3.3  NZVI负载泡沫输送时，NZVI在模拟柱中的迁移分布

图8所示为SDS质量分数为0.20%，0.25%，0.50%和1.00%，NZVI负载泡沫注入时，出水中NZVI质量浓度分布和介质中NZVI的空间分布。

图8  不同SDS质量分数时NZVI负载泡沫注入出水中NZVI的相对质量浓度变化曲线和介质中NZVI的空间分布

Fig. 8  Curves of relative concentration of iron in effluent and spatial distribution of NZVI in porous media for NZVI foams at different SDS mass fractions

比较图5(a)中NZVI悬浊液曲线与图8(a)中曲线可知：SDS质量分数为0.20%，0.25%和0.50%时均促进了NZVI在非饱和多孔介质中的迁移，SDS质量分数为1%时反而抑制了NZVI的迁移；当SDS质量分数为0.25%时，出水中NZVI质量浓度均大于其他2个SDS质量分数时出水中NZVI质量浓度，并在研究范围内呈现整体上升趋势，介质中NZVI质量浓度分布较均匀，含量随泡沫运移方向逐渐降低；当SDS质量分数为0.5%时，出水中NZVI质量浓度呈先升高后降低，原因可能是最先进入模拟柱的泡沫在与介质接触时迅速破裂成纳米铁悬浊液迁移出，因此，NZVI初始质量浓度较高，随着泡沫的持续注入，SDS在介质中不断积累，导致对NZVI的包覆形成多层包覆，并在介质孔隙中形成交织的网络结构，从而对NZVI颗粒产生拦截和阻滞作用，此时气体对纳米颗粒的拖拽力并不能克服高含量SDS对纳米粒子的包覆阻滞和拦截作用，因此，出水中NZVI质量浓度呈下降趋势，并最终达到平衡状态。当SDS质量分数为1%时，由于泡沫稳定性较差，在模拟柱底端破裂并在乳胶管中形成悬浊液，此时泡沫经过该悬浊液时，一部分NZVI被截留在其中，一部分随泡沫迁移至模拟柱中，但是经过悬浊液的胶态微气泡结构可能已经发生变化，导致其对NZVI的携带能力大大降低，从而严重阻碍了NZVI在介质中的迁移。如图8(b)所示，当SDS质量分数为1.00%时，NZVI在模拟柱底端4 cm范围内的残留率达到88%。SDS泡沫虽然促进了NZVI在模拟柱中的迁移，出水中NZVI质量浓度与NZVI 悬浊液注入时的相比大大增加，但NZVI在模拟柱中分布的均匀性降低，大部分被截留在模拟柱底端，此时截留的主要机制形变残留，而不是物理化学沉积^[15-16]。

3  结论

1) 当SDS质量分数一定时，泡沫质量随着搅拌转速增大而增加。当搅拌速度一定时，SDS质量分数对泡沫质量影响不大，在实验范围内，转速对泡沫质量的影响大于SDS质量分数对泡沫质量的影响。搅拌速度越大，泡沫中NZVI的分布越不均匀。理论值为2.8 g/L的纳米零价铁对泡沫的稳定性影响不大。

2) 在研究范围内，SDS泡沫和溶液通过降低水气界面张力以及增大拖拽力，均有效强化NZVI在多孔介质中的运移。对于SDS溶液，对NZVI在介质中迁移促进作用能力强弱依次为SDS质量分数0.25%，0.20%，0.50%，1.00%。当SDS泡沫作为输送媒介时，SDS质量分数为0.25%时，NZVI在介质中的迁移性最强，SDS质量分数为0.20%和0.50%其次，1.00%最弱。

3) SDS溶液和SDS泡沫强化了NZVI颗粒在包气带介质中的迁移，并使其在介质中分布的均匀性增强。因此，SDS溶液和泡沫成为地下环境输送NZVI有应用前景的媒介物质。

参考文献：

[1] Berge N D, Ramsburg C A. Oil-in-water emulsions for encapsulated delivery of reactive iron particles[J]. Environment Science and Technology, 2009, 43(13): 5060-5066.

[2] Comba S, Sethi R. Stabilization of highly concentrated suspensions of iron nano particles using shear-thinning gels of xanthan gum[J]. Water Research, 2009, 43(15): 3717-3726.

[3] He F. Preparation, characterization and applications of polysaccharide stabilized metal nano particles for remediation of chlorinated solvents in soils and groundwater[D]. Auburn: Auburn University. Department of Environmental Engineering, 2007: 1-238.

[4] Phenrat T, Kim H J, Fagerlund F, et al. Particle size distribution, concentration, and magnetic attraction affect transport of polymer-modified Fe⁰ nano particles in sand columns[J]. Environment Science and Technology, 2009, 43(13): 5079-5085.

[5] Quinn J, Geiger C, Clausen C, et al. Field demonstration of DNAPL Dehalogenation using emulsied zero-valent iron[J]. Environment Science and Technology, 2005, 39(5): 1309-1318.

[6] Saleh N, Phenrat T, Sirk K, et al. Adsorbed triblock copolymers deliver reactive iron nano particles to the oil/water interface[J]. Nano Letters, 2005, 5(12): 2489-2494.

[7] Shen X, Zhao L, Zhong L R, et al. Foam, a promising vehicle to deliver nanoparticles for vadose zone remediation[J]. Journal of Hazardous Materials, 2011, 186(2/3): 1773-1780.

[8] Saleh N, Sirk K, Liu Y, et al. Surface modications enhance nanoiron transport and NAPL targeting in saturated porous media[J]. Environment Engineering Science, 2007, 24(1): 45-57.

[9] Phenrat T. Stabilization of aqueous nanoscale zero valent iron dispersions by anionic polyelectrolytes: adsorbed anionic polyelectrolyte layer properties and their effect on aggregation and sedimentation[J]. Journal of Nanoparticle Research, 2008, 10(5): 795-814.

[10] Kanel S R, Chio H. Transport characteristics of surface-modified nanoscale zero-valent iron in porous media[J]. Water Science and Technology, 2007, 55(1/2): 157-162.

[11] Liu D, Johnson P R, Elimelech M. Colloid deposition dynamics in flow-through porous media: role of electrolyte concentration[J]. Environment Science and Technology, 1995, 29: 2963-2973.

[12] Ko C H, Elimelech M. The “shadow effect” in colloid transport and deposition dynamics granular porous media: Measurements and mechanisms[J]. Environment Science and Technology, 2000, 34(17): 3681-3689.

[13] Johnson P R, Sun N, Elimelech M. Colloid transport in geochemically heterogeneous porous media: Modeling and measurements[J]. Environment Science and Technology, 1996, 30(11): 3284-3293.

[14] Johnson P R, Elimelech M. Dynamics of colloid deposition in porous media: Blocking based on random sequential adsorption[J]. Langmuir, 1995, 11(3): 801-812.

[15] Xu P, Zeng G M, Huang D L, et al. Use of iron oxide nanomaterials in wastewater treatment: A review[J]. Science of Total Environment, 2012, 424(5): 1-10.

[16] Gong J L, Wang B, Zeng G M, et al. Removal of cationic dyes from aqueous solution using magnetic multi-wall carbon nanotube nanocomposite as adsorbent[J]. Journal of Hazardous Materials, 2009, 164(2/3): 1517-1522.

(编辑  杨幼平)

收稿日期：2014-05-28；修回日期：2014-07-27

基金项目(Foundation item)：国家自然科学基金资助项目(41302183)；国家博士后科学基金资助项目(2013M530987)；吉林大学研究生创新基金资助项目(2014097)(Project (41302183) supported by the National Natural Science Foundation of China; Project (2013M530987) supported by the Postdoctoral Science Foundation of China; Project (2014097) supported by the Graduate Innovation Fund of Jilin University)

通信作者：秦传玉，副教授，博士研究生，从事污染场地的控制与修复研究；E-mail：qincyu@jlu.edu.cn