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硫化纳米零价铁处理PCA-Pb(Ⅱ)复合污染体系

田耀宇 ,  肖艳琳 ,  孙浩欣 ,  吴子钰 ,  闫彤 ,  汤波 ,  王蒙

现代化工 ›› 2026, Vol. 46 ›› Issue (11) : 136 -144.

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现代化工 ›› 2026, Vol. 46 ›› Issue (11) : 136-144. DOI: 10.16606/j.cnki.issn0253-4320.2026.11.023
科研与开发

硫化纳米零价铁处理PCA-Pb(Ⅱ)复合污染体系

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Sulfidated nanoscale zero-valent iron for PCA-Pb(Ⅱ) combined pollution treatment

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摘要

为提高纳米零价铁(nZVI)对有机-重金属复合污染物的去除性能,制备不同质量负载比的硫化纳米零价铁(nZVI/S),对其去除对氯苯胺(PCA)和Pb(Ⅱ)的效果及机制进行了研究。采用X射线衍射(XRD)、傅里叶变换红外光谱(FT-IR)、X射线光电子能谱(XPS)和N2吸附—脱附表征材料结构,并考察pH、投加量、吸附动力学、吸附等温线、热力学及老化稳定性对去除过程的影响。结果表明,硫化改性改变了nZVI的晶相组成、表面官能团和孔结构,1nZVI/1S比表面积为37.69 m2/g。随投加量增加,PCA和Pb(Ⅱ)去除率均升高;当投加量为0.30 g/L及以上时,1nZVI/1S对PCA的去除率超过90%,对Pb(Ⅱ)接近完全去除。吸附过程以化学吸附和单分子层吸附为主,且具有自发吸热特征。机理分析表明,PCA主要通过表面富集、氢键和弱配位作用去除,Pb(Ⅱ)主要通过含硫位点结合、表面络合及PbS沉淀固定。老化15 d后,1nZVI/1S仍保持较高去除效率,表明其具有较好的稳定性和抗老化性能。

Abstract

To improve the removal performance of nanoscale zero-valent iron (nZVI) for organic-heavy metal combined pollutants,sulfidated nanoscale zero-valent iron (nZVI/S) with different mass loading ratios was prepared,and its removal effects and mechanisms for p-chloroaniline (PCA) and Pb(Ⅱ) were studied.The materials were characterized by XRD,FT-IR,XPS and N2 adsorption-desorption,and the effects of pH,dosage,adsorption kinetics,isotherms,thermodynamics and aging stability were investigated.The results show that sulfidation modification changed the crystalline phase composition,surface functional groups and pore structure of nZVI,and the specific surface area of 1nZVI/1S was 37.69 m2/g.With increasing dosage,the removal efficiencies of PCA and Pb(Ⅱ) increased.When the dosage was 0.30 g/L or above,1nZVI/1S removed more than 90% of PCA and achieved near-complete Pb(Ⅱ) removal.The adsorption process was dominated by chemisorption and monolayer adsorption,with spontaneous and endothermic characteristics.Mechanism analysis indicates that PCA was mainly removed through surface enrichment,hydrogen bonding and weak coordination,whereas Pb(Ⅱ) was immobilized through sulfur-containing site binding,surface complexation and PbS precipitation.After 15 d of aging,1nZVI/1S still maintained high removal efficiency,indicating that it has good stability and anti-aging performance.

Graphical abstract

关键词

硫化纳米零价铁 / 对氯苯胺 / Pb(Ⅱ) / 复合污染 / 去除机制

Key words

sulfidated nanoscale zero-valent iron / p-chloroaniline / Pb(Ⅱ) / combined pollution / removal mechanism

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田耀宇,肖艳琳,孙浩欣,吴子钰,闫彤,汤波,王蒙. 硫化纳米零价铁处理PCA-Pb(Ⅱ)复合污染体系[J]. 现代化工, 2026, 46(11): 136-144 DOI:10.16606/j.cnki.issn0253-4320.2026.11.023

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对氯苯胺(PCA)是染料、农药、医药及精细化工生产中常见的氯代芳香胺中间体,具有毒性和持久性,进入水环境后可引发生态风险[1]。PCA含苯环、氯取代基,常规生物处理周期长、效率有限,难以实现风险削减;因此,零价铁还原和高级氧化过程被用于PCA去除研究[2]。实际工业废水中,有机污染物常与重金属离子共存,Pb(Ⅱ)具有不可降解性和累积性,可通过吸附、络合和沉淀等过程迁移转化[3]。PCA与Pb(Ⅱ)共存时,二者可能通过络合、竞争吸附或氧化还原作用改变赋存形态和反应活性,使去除过程更复杂[4]。
纳米零价铁(nZVI)粒径小、比表面积大、还原活性强,已用于卤代有机物降解和重金属固定[5-6]。nZVI的Fe0核可提供电子,表面氧化物壳层可提供吸附、络合和共沉淀位点;Pb(Ⅱ)去除通常涉及吸附、壳层固定、共沉淀和还原等过程[7]。但未改性nZVI易团聚和氧化钝化,导致活性位点减少、电子利用率降低,限制持续反应能力[8]。硫化改性可在nZVI表面形成FeSx等含硫结构,调节表面电性和电子传递路径,减少无效耗铁反应,提高选择性和稳定性[9-10]。对有机污染物,硫化层可促进电子转移,并增强部分卤代或疏水性有机物的表面富集[11];对重金属离子,低价硫物种可通过络合和金属硫化物沉淀强化固定,Pb(Ⅱ)易与含硫位点形成稳定硫化物[12]。
目前S-nZVI去除氯代有机物、硝基芳香化合物和重金属的研究已有报道,但多集中于单一污染物体系[13]。Fe/S比、硫形态和反应条件会影响材料晶相、官能团、孔结构和反应路径[14]。在PCA与Pb(Ⅱ)共存体系中,表面富集、含硫位点固定、表面电荷变化和Fe0电子传递可能同时发生,协同去除规律及界面机制仍需明确[15]。基于此,制备不同负载比nZVI/S,考察其对PCA和Pb(Ⅱ)复合污染体系的去除效果,并结合动力学、等温吸附、热力学及材料表征分析作用机制。

1 材料与方法

1.1 实验试剂及仪器

实验所用对氯苯胺(PCA)、硝酸铅,均为分析纯,购自上海麦克林生化科技股份有限公司;实验用水为去离子水。PCA和Pb(Ⅱ)浓度分别采用双束紫外-可见分光光度计和火焰原子吸收分光光度计测定。

1.2 材料制备

采用液相还原法制备硫化纳米零价铁(S-nZVI)。称取5.56 g FeSO4·7H2O和1 g PVP,溶于60 mL无水乙醇和140 mL纯水的混合溶液中,转移至500 mL三颈烧瓶,持续通入N2保护,并以250 r/min搅拌15 min。随后称取一定量Na2S2O4加入200 mL NaBH4溶液中,混匀后逐滴加入三颈烧瓶,反应 30 min。反应结束后,用外置磁铁分离黑色固体,弃去上清液,并用超纯水和无水乙醇各洗涤3次。所得固体于60℃真空干燥后密封保存。按上述方法制备n(Fe)∶n(S)分别为1∶1、1∶2和2∶1的S-nZVI。

1.3 材料表征

采用傅里叶红外光谱仪表征nZVI和nZVI/S的表面官能团。采用X射线衍射仪分析材料晶相结构。采用X射线光电子能谱仪分析材料表面元素组成及化学价态。采用比表面积及孔径分析仪测定材料比表面积、孔容和平均孔径等孔结构参数。

1.4 实验方法

按各实验设置配制PCA-Pb(Ⅱ)复合污染溶液,加入制备的nZVI/S材料,使材料与溶液充分接触反应。于设定时间取样,经0.45 μm滤膜过滤后,分别测定PCA和Pb(Ⅱ)的残余质量浓度。PCA和Pb(Ⅱ)的吸附量和去除率分别按式(1)和式(2)计算。
${\mathit{Q}}_{\mathit{t},\mathit{i}}=\left[\right({\mathit{C}}_{0,\mathit{i}}-{\mathit{C}}_{\mathit{t},\mathit{i}})\times \mathit{V}]/\mathit{m}$
${\mathit{\eta }}_{\mathit{i}}=\left[\right({\mathit{C}}_{0,\mathit{i}}-{\mathit{C}}_{\mathit{t},\mathit{i}})/{\mathit{C}}_{0,\mathit{i}}]\times 100\mathit{\%}$
式中:Qt,i为t时间PCA或Pb(Ⅱ)的吸附量,mg/g;C0,i、Ct,i、Ce,i分别为PCA或Pb(Ⅱ)的初始浓度、t时间浓度和平衡浓度,mg/L;m和V分别为吸附剂质量(g)和溶液体积(L)。
吸附动力学实验:在最佳pH条件下,按优化投加量向100 mL PCA-Pb(Ⅱ)复合污染溶液中加入nZVI/S,室温振荡反应12 h,并于30~720 min取样,测定PCA和Pb(Ⅱ)残余质量浓度,计算吸附量。动力学数据采用准一级、准二级和颗粒内扩散模型进行拟合,如式(3)~(5)所示。
${\mathit{Q}}_{\mathit{t}}={\mathit{Q}}_{\mathit{e}}\times (1-{\mathit{e}}^{-{\mathit{k}}_{1}\mathit{t}})$
$\mathit{t}/{\mathit{Q}}_{\mathit{t}}=(1/{\mathit{Q}}_{\mathit{e}})\mathit{t}+1/\left({\mathit{k}}_{2}{\mathit{Q}}_{\mathit{e}}^{2}\right)$
${\mathit{Q}}_{\mathit{t}}={\mathit{k}}_{3}{\mathit{t}}^{0.5}+\mathit{C}$
式中:t为吸附时间,min;Qt和Qe分别为t时间和平衡时PCA或Pb(Ⅱ)的吸附量,mg/g;k1和k2分别为准一级动力学和准二级动力学模型的吸附速率常数;k3为颗粒内扩散模型的扩散系数;C为颗粒内扩散模型常数。
等温吸附实验:设置PCA初始质量浓度为10、20、30、40、50 mg/L,Pb(Ⅱ)初始质量浓度为5、10、15、20 mg/L。取10 mL复合污染溶液于20 mL螺口瓶中,调至最佳pH后按优化投加量加入材料,分别在25、35、45℃下振荡2 h。反应后过滤取上清液,测定PCA和Pb(Ⅱ)质量浓度,计算平衡吸附量和去除率,如式(6)、(7)所示。
${\mathit{Q}}_{\mathit{e}}=\left({\mathit{Q}}_{\mathit{m}}{\mathit{K}}_{\mathit{L}}{\mathit{C}}_{\mathit{e}}\right)/(1+{\mathit{K}}_{\mathit{L}}{\mathit{C}}_{\mathit{e}})$
${\mathit{Q}}_{\mathit{e}}={\mathit{K}}_{\mathit{F}}{\mathit{c}}_{\mathit{e}}^{1/\mathit{n}}$
式中:Qe和Qm分别为PCA或Pb(Ⅱ)的平衡吸附量和最大理论吸附量,mg/g;Ce为平衡质量浓度,mg/L;KL为Langmuir吸附平衡常数,L/mg;KF为Freundlich吸附系数;n为吸附剂非线性因子。

2 结果与讨论

2.1 材料表征

2.1.1 XRD表征结果分析

图1为nZVI及不同质量负载比nZVI/S复合材料的X射线衍射(XRD)图谱。未改性nZVI中可观察到Fe0、Fe3O4和Fe2O3等相关衍射信号,说明材料中除金属铁活性组分外,还存在一定铁氧化物,这与nZVI表面易氧化有关。硫化改性后,各nZVI/S材料的Fe0衍射峰减弱,并在2θ≈30°附近出现FeS相关衍射峰,表明S成功引入nZVI体系并形成铁硫相结构[16]。不同负载比材料的晶相特征存在差异,其中1nZVI/1S的FeS信号较明显,同时仍保留一定Fe0和铁氧化物信号,说明该比例下铁基活性组分与含硫组分共存特征较突出,有利于兼顾Fe0活性保持和硫化结构形成。

2.1.2 FT-IR表征结果分析

图2为nZVI及不同质量负载比nZVI/S复合材料的傅里叶变换红外光谱(FT-IR)图谱。各材料在3 500~3 700 cm-1和1 600 cm-1附近分别出现—OH伸缩振动峰和H—O—H弯曲振动峰,说明材料表面存在羟基及吸附水。硫化改性后,nZVI/S的峰位和峰强较nZVI发生变化,表明S的引入改变了材料表面官能团组成。1 420、880 cm-1附近峰可归属于$\mathrm{CO}_3^{2-}$振动,可能与碳酸盐结构有关;1 230、1 145 cm-1附近峰对应含硫官能团振动,说明材料表面形成一定含硫结构。低波数区612 cm-1和470 cm-1附近峰分别对应Fe—O和Fe—S振动,表明硫化改性后铁氧化物和铁硫键共存[17]。不同nZVI/S样品的峰强存在差异,说明硫负载比例会影响材料表面含硫官能团、Fe—S结构及化学组成。FT-IR结果证明硫化改性改变了nZVI表面官能团分布,并促进铁硫相关结构形成。

2.1.3 比表面积及孔径结构分析

图3为nZVI和1nZVI/1S的N2吸附—脱附等温线及孔径分布曲线。由图3(a)可见,2种材料的N2吸附量均随相对压力P/P0升高而增加,并在高相对压力区上升较明显,吸附—脱附曲线存在滞后环,呈现介孔材料特征,其孔隙主要来源于纳米铁颗粒堆积形成的粒间孔。与nZVI相比,1nZVI/1S的N2吸附量整体较高,表明硫化改性后材料孔隙结构发生改变。BET测试结果显示,1nZVI/1S的比表面积为37.69 m2/g,具有一定表面暴露程度和孔隙发育特征。由图3(b)可知,两种材料孔径主要分布于介孔范围,其中nZVI的孔径分布峰集中在4~5 nm,1nZVI/1S的孔径分布峰向较大孔径方向移动,主要集中在6~7 nm,且分布范围相对较宽。硫化改性改变了nZVI的颗粒堆积状态和孔径分布,使1nZVI/1S形成较明显的介孔结构,有利于提高材料表面接触面积和传质条件。

2.1.4 XPS表征结果分析

图4为1nZVI/1S的X射线光电子能谱(XPS)全谱及S 2p、Fe 2p高分辨谱。由图4(a)可知,材料表面主要含Fe、O、C和S元素,其中Fe 2p和S 2p信号表明1nZVI/1S表面存在铁、硫组分。图4(b)显示,S 2p谱峰可分解为多种含硫物种,其中低结合能峰主要对应S2-等低价硫物种,说明材料表面形成硫化物或铁硫相关结构;较高结合能峰可能与部分氧化态硫有关[18]。由图4(c)可知,Fe 2p谱中Fe0、Fe(Ⅱ)和Fe(Ⅲ)共存,表明材料表面既保留一定金属铁活性组分,又存在铁氧化物或羟基氧化铁等氧化产物。综合来看,1nZVI/1S表面形成了金属铁、铁氧化物和含硫组分共存的复合结构,说明硫化改性改变了nZVI的表面元素组成和价态分布。

2.2 投加量的影响

图5为材料投加量对PCA和Pb(Ⅱ)去除率的影响。随投加量增加,nZVI及各nZVI/S材料对2种污染物的去除率整体升高,表明增加材料用量可提高体系有效反应位点数量。不同材料中,1nZVI/1S对PCA和Pb(Ⅱ)均表现出较优去除效果。当投加量达到0.30 g/L及以上时,1nZVI/1S对PCA的去除率超过90%,对Pb(Ⅱ)接近完全去除,明显优于未改性nZVI。Pb(Ⅱ)去除率在较低投加量下即快速升高,说明其较PCA更易通过表面络合、沉淀固定及还原作用被去除。1nZVI/1S的较高去除性能可能与硫化改性改善颗粒分散性、缓解表面钝化、促进Fe0电子传递及提供含硫结合位点有关[19]。因此,选取1nZVI/1S作为后续机理研究材料。

2.3 pH的影响

图6为初始pH对nZVI和1nZVI/1S去除PCA与Pb(Ⅱ)的影响。由图可知,PCA和Pb(Ⅱ)对pH的响应存在明显差异。PCA在酸性条件下残余质量浓度较低,随pH升高去除效果下降;Pb(Ⅱ)则在中性至碱性条件下残余质量浓度明显降低。PCA的去除差异主要与其存在形态、材料表面电荷及Fe0反应活性有关,酸性条件有利于Fe0电子释放并减缓表面钝化,从而促进PCA在材料表面的富集和反应[20]。对于Pb(Ⅱ),酸性条件下H+与Pb(Ⅱ)竞争表面活性位点,不利于其吸附、络合和共沉淀固定;随pH升高,材料表面负电性增强,Pb(Ⅱ)更易发生表面络合和沉淀反应,因此去除效果提高[21]。1nZVI/1S对PCA和Pb(Ⅱ)的去除效果优于nZVI,说明硫化改性可通过调控表面结构、增加含硫活性位点并促进电子传递,提高材料在复合污染体系中的反应性能。

2.4 吸附动力学

图7和表1为1nZVI/1S去除PCA-Pb(Ⅱ)复合污染体系的动力学拟合结果。2种污染物的准二级动力学模型拟合相关系数均高于准一级动力学模型,说明PCA和Pb(Ⅱ)在1nZVI/1S表面的去除过程以化学吸附为主[22]。吸附过程可分为快速反应和缓慢平衡两个阶段:反应初期,材料表面未占据活性位点较多,Fe0供电子能力较强,PCA和Pb(Ⅱ)吸附量迅速增加;反应延长后,表面位点逐渐减少,污染物向颗粒内部扩散或向稳定结合形态转化,吸附速率降低并趋于平衡。由表1可知,1nZVI/1S对PCA的平衡吸附量高于Pb(Ⅱ),可能与硫化改性增强材料对PCA的表面富集及后续还原转化作用有关。
图8为颗粒内扩散模型拟合结果。拟合曲线呈双线性特征且未通过坐标原点,表明PCA和Pb(Ⅱ)的去除过程包括快速表面传质和缓慢颗粒内扩散2个阶段,颗粒内扩散并非唯一限速步骤。液膜扩散、表面吸附和颗粒内扩散共同影响污染物在1nZVI/1S上的传质与固定过程[23]。

2.5 吸附等温线

图9和表2为1nZVI/1S对PCA和Pb(Ⅱ)的等温吸附拟合结果。随着温度由298 K升高至 318 K,PCA和Pb(Ⅱ)的最大吸附量均增加,其中PCA由68.35 mg/g增至92.32 mg/g,Pb(Ⅱ)由81.93 mg/g增至171.56 mg/g,说明升温有利于提高1nZVI/1S对两种污染物的吸附容量,且对 Pb(Ⅱ)的促进作用更明显。多数温度条件下,Langmuir模型拟合相关系数高于Freundlich模型,表明PCA和Pb(Ⅱ)在1nZVI/1S表面的吸附整体以单分子层吸附为主[24]。PCA在308 K条件下Freundlich模型拟合效果略优,说明该条件下其吸附过程可能存在一定表面非均质性。总体来看,1nZVI/1S对PCA和Pb(Ⅱ)均具有较好的等温吸附性能,升温可促进污染物向材料表面迁移,并增强Pb(Ⅱ)的表面络合、沉淀固定等作用。

2.6 吸附热力学

图10和表3为1nZVI/1S对PCA和Pb(Ⅱ)的吸附热力学拟合结果。在298~318 K范围内,PCA和Pb(Ⅱ)的ΔG0均为负值,且随温度升高逐渐降低,其中PCA由-2.434 kJ/mol降至-5.658 kJ/mol,Pb(Ⅱ)由-5.451 kJ/mol降至-7.063 kJ/mol,说明两种污染物在1nZVI/1S表面的吸附均可自发进行,升温有利于增强吸附驱动力[25]。PCA和Pb(Ⅱ)的ΔH0分别为45.581、18.642 kJ/mol,均为正值,表明吸附过程具有吸热特征;其中PCA的ΔH0较高,说明其吸附过程对温度变化更敏感。两种污染物的ΔS0也均为正值,分别为0.161、0.081 kJ/(mol·K),表明吸附过程中固液界面无序度增加。
升温有利于1nZVI/1S对PCA和Pb(Ⅱ)的吸附去除,其中Pb(Ⅱ)的ΔG0整体更低,说明其在材料表面的自发固定趋势更强;PCA的ΔH0和ΔS0较高,表明其吸附过程受温度影响更明显。

2.7 去除机理

图11为1nZVI/1S吸附PCA和Pb(Ⅱ)前后的XRD、FT-IR及Zeta电位表征结果。由图11(a)可知,吸附前材料中存在Fe2O3和Fe0衍射信号,说明1nZVI/1S表面形成一定氧化层,同时仍保留金属铁活性组分。吸附后,图谱中出现FeS相关衍射峰,并在2θ≈52~62°范围内观察到PbS特征峰,表明 Pb(Ⅱ)可与材料表面含硫组分反应,并以PbS沉淀形式固定[26]。由图11(b)可知,吸附后—OH、H—O—H、S=O和Fe—S等特征峰发生位移或强度变化,说明表面羟基、吸附水及含硫位点参与了污染物结合过程。其中,PCA主要通过表面富集、氢键作用和弱配位作用去除,Pb(Ⅱ)则更易与Fe—S结构及含硫活性位点结合。图11(c)显示,1nZVI/1S表面电位随pH变化明显,且污染物加入后体系电位发生改变,表明静电作用参与污染物与材料表面的相互作用,但并非唯一控制因素。综上,1nZVI/1S对PCA和Pb(Ⅱ)的去除由表面吸附、氢键/弱配位、含硫位点结合、表面络合及PbS沉淀等作用共同控制;硫化改性提供的含硫活性位点和表面电荷调节作用是促进复合污染物协同去除的重要原因。

2.8 共存离子影响

图12为共存离子对1nZVI/1S去除PCA和 Pb(Ⅱ)的影响。由图12(a)可知,Na+、Ca2+、Mg2+、$\mathrm{HCO}_3^{-}$、$\mathrm{CO}_3^{2-}$和$\mathrm{SO}_4^{2-}$均不同程度提高了PCA残余质量浓度,说明共存离子对PCA去除具有抑制作用,且0.10 mol/L条件下抑制作用整体强于0.05 mol/L。其中,$\mathrm{SO}_4^{2-}$对PCA去除影响最明显,可能与其竞争材料表面活性位点、形成表面沉积层或影响铁硫结构电子传递有关[27]。由图12(b)可知,Pb(Ⅱ)去除主要受Na+、Ca2+和Mg2+影响,残余质量浓度明显升高,表明阳离子竞争吸附和络合位点会削弱 Pb(Ⅱ)的表面固定;$\mathrm{SO}_4^{2-}$也表现出一定抑制作用,而$\mathrm{HCO}_3^{-}$和$\mathrm{CO}_3^{2-}$对Pb(Ⅱ)去除影响较小。共存离子主要通过竞争吸附、表面络合、沉积钝化和电荷调控等途径影响1nZVI/1S的反应活性;其中,高浓度条件下影响更为明显,说明实际水体中离子组成可能削弱1nZVI/1S对PCA-Pb(Ⅱ)复合污染物的协同去除效果。

2.9 材料稳定性探究

图13为老化时间对nZVI和1nZVI/1S去除PCA、Pb(Ⅱ)效率及解吸行为的影响。由图13(a)、(b)可知,随老化时间延长,2种材料对PCA和 Pb(Ⅱ)的去除率均呈下降趋势,但1nZVI/1S的活性保持能力明显优于nZVI。老化15 d后,nZVI对PCA的去除率由约40%降至不足30%,对Pb(Ⅱ)的去除率由约60%降至不足40%;而1nZVI/1S对PCA和Pb(Ⅱ)的去除率仍分别保持在约70%~80%和75%以上,说明硫化改性可减缓nZVI表面氧化钝化,提高材料的抗老化性能和持续反应能力。由图13(c)、(d)可知,1nZVI/1S对PCA和Pb(Ⅱ)的解吸量分别为0.99 mg和1.59 mg,高于nZVI的0.75 mg和1.50 mg,这与其较高污染物吸附/固定量有关;但其解吸率分别仅为1.33%和0.98%,整体处于较低水平,表明污染物在材料表面具有较好的固定稳定性。
老化会削弱材料反应活性,但1nZVI/1S仍能保持较高去除效率和较低解吸率,说明其具有较好的结构稳定性、抗老化性能和污染物固定能力,在PCA-Pb(Ⅱ)复合污染修复中具有一定应用潜力。

3 结论

(1)硫化改性改变了nZVI的晶相组成、表面官能团、价态分布和孔结构,使材料表面形成FeS、Fe-S键及低价硫物种。其中,1nZVI/1S同时保留Fe0活性组分和含硫结构,比表面积为37.69 m2/g,为PCA-Pb(Ⅱ)复合污染物去除提供了较好的反应基础。
(2)1nZVI/1S对PCA-Pb(Ⅱ)复合污染体系表现出较优去除性能。当投加量≥0.30 g/L时,PCA去除率超过90%,Pb(Ⅱ)接近完全去除。动力学、等温吸附和热力学结果表明,该过程以化学吸附和单分子层吸附为主,并具有自发、吸热特征。
(3)1nZVI/1S对PCA的去除主要依赖表面富集、氢键作用和弱配位作用,Pb(Ⅱ)主要通过含硫位点结合、表面络合及PbS沉淀实现固定。老化 15 d后,1nZVI/1S仍保持较高去除效率,PCA和 Pb(Ⅱ)解吸率分别为1.33%和0.98%,说明其具有较好的抗老化性能和污染物固定稳定性。

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