纳米零价铁(nZVI)的颗粒尺寸比较小，比表面积大，能够很好地去除源区污染物[1-2]。一些实验室研究表明使用nZVI对有机氯溶剂[3]和一些无机物[4]如重金属等[5-6]，都有很高的去除率。然而，该技术在被广泛采用之前仍然存在一些挑战。许多研究发现，nZVI在地下水中会快速聚集，当颗粒增长到一定程度时，重力会导致其沉降[7]。为了更有效地将反应性nZVI颗粒投送到污染严重的区域，可以利用各种材料对其表面进行修饰[8-9]，nZVI的修饰增加了nZVI的稳定性、反应性、迁移率，减少了聚集或钝化。

nZVI颗粒的迁移受很多因素影响，像颗粒的尺寸、形状、结构和其表面特性以及媒介，纳米材料的浓度、流动条件(pH、离子强度和流速)、地下水中的微生物等。nZVI的迁移由布朗扩散维持，其在地下水中的平流是非常有限的[10]。一些研究发现以地下水为试验条件，未修饰的nZVI颗粒在几种多孔介质中的迁移距离只有几厘米[11-12]，另一些研究发现修饰的nZVI水溶液可以使其在多孔介质中有更大的迁移率[13]。同时，地下水中的微生物是最先接触nZVI的生物，一些研究表明，细菌存在于迁移过程中会导致nZVI出现释氢量增加、反应产物改变、腐蚀过程加速等一系列现象[14]，影响nZVI的迁移。

心流体验理论[10]是研究愉悦感内在动机的一种方法。在这个框架内，内在动机被概念化为一种体验状态，当个体在参与目标明确、能够获得及时反馈，以及能力与要求相匹配的活动时，会全神贯注地融入到活动情境中。能否进入心流体验的状态取决于是否建立一个感知能力和感知挑战相匹配的平衡点。[11]因此，学者们将心流体验定义为，个体在自身所拥有的技能与所接受任务的挑战之间形成相对平衡的比例[12]；或者从另外一个角度而言，即在特定服务情境中，人们在所接触到的挑战中能够感知到自身技能的匹配性，并由此形成绝佳体验。

近几年，对纳米铁在多孔介质中的迁移进行了深入研究，本文根据一些研究结果，分析了目前文献材料中nZVI迁移的一些影响因素，以便进一步研究。

岭南建筑在色彩选择上往往喜爱用比较明朗的浅色淡色，同时又喜用青、蓝、绿等纯色作为色彩基调，这些都能使建筑物减少重量感，从而造成建筑外貌的轻巧。同时从岭南传统建筑的装饰、装修、纹样、图案中，提取符号，再将其抽象化，运用到建筑设计中。

1　nZVI在原位修复中的化学行为

微生物是许多基本生态系统的关键参与者，是最先接触nZVI颗粒的生物。在过去十年中，毒性研究表明，nZVI可以对微生物物种产生一定程度的毒性[37]，且已逐渐阐明nZVI对细胞和群落水平的影响。一些试验表明，nZVI对枯草芽孢杆菌比大肠杆菌或荧光假单胞菌毒性更强，假单胞菌对nZVI的敏感性低于大肠杆菌。nZVI对同一种类微生物的毒性作用也存在差异，蜡状芽孢杆菌相对于地衣芽孢杆菌对nZVI毒性的抗性较低，虽然nZVI仅对施氏假单胞菌具有瞬时毒性作用，但暴露于较低剂量nZVI中的荧光假单胞菌则完全失去活性。另一项研究则表明，同一物种内的不同菌株也显示出对nZVI的差异敏感性。

  

图1　nZVI在原位修复中的化学行为示意图

 

Fig.1　Chemical Behavior of nZVI In-Situ Remediation

2　nZVI本身特性的影响

通过胶体稳定性理论和胶体过滤理论，颗粒物的尺寸对其在多孔介质中的迁移有非常大的影响[16]，大颗粒nZVI高的沉降主要归因于其表面的不均匀性，同时小粒径的粒子对物理和化学表面异质性比大粒径的粒子更敏感。而通过不同方法获得的nZVI颗粒的尺寸分布通常在10～100 nm，相应的比表面积在10～50 m2/g，比颗粒铁(0.1～0.5 m2/g)的高三个数量级，对降解动力学具有积极影响。由于nZVI颗粒尺寸比含水层的孔小得多，可以分散在含水浆料中，直接注入到污染区域，可以有效地去除污染物。然而，nZVI通常在水性分散体中由于颗粒之间的相互吸引力作用形成比初级颗粒大几十倍或几百倍的树枝状聚集体。最近，有研究使用尺寸更大的微粒(微米尺寸铁颗粒，mZVI)[17]，发现mZVI和nZVI有效降解了含水层系统中发现的大多数有机污染物，特别是氯化脂族烃。虽然nZVI对污染物的降解更快，但是其易氧化、消耗高，与mZVI相比寿命较短。

2.1.3 水文情况。属淮河流域，境内除玉山镇镇武河属于滨海水系外，其余均属沭河水系。境内10 km以上的河流15条，较大的河流有沭河、苍源河、穆疃河。境内水利设施配套齐全，地下水源充足，农田排灌设施配套，水质清澈，无污染，达到了旱能浇、涝能排。同时临沭地瓜种植区内无大型工厂，无三废排放和空气污染，也无重金属污染历史。

2.1　nZVI颗粒尺寸和浓度对其迁移性能的影响

nZVI材料的性能对其在环境中的迁移起决定性作用。nZVI颗粒本身的特性对其在多孔介质中迁移影响的研究，主要集中于颗粒尺寸和表面特征。文献记载中除了这两方面外，nZVI的形状和浓度也对其在多孔介质中的迁移有很大的影响。因为大多数的nZVI颗粒水动力学直径在胶体范围内，目前胶体理论可以用来解释nZVI在多孔介质中的迁移[15]。需要特别注意的是，nZVI材料同时具有胶体性质和污染物的性质。

到目前为止，一些学者研究了浓度对nZVI颗粒在多孔介质中迁移的影响。研究表明[18]，羧甲基纤维素(CMC)修饰的纳米零价铁 (nZVI)浓度的增加会使聚集颗粒附着效率和碰撞机会增加，从而使聚合物大小随时间迅速增加。然而，另一项研究却表明[17]，用聚合物修饰的nZVI在低浓度(30 mg/L)投入情况下，附着率很低，即使是在高浓度(1～6 g/L)投入情况下，附着效率依旧很低，因此改变nZVI投入的浓度对试验结果影响不大。在实际应用过程中，注入高浓度的纳米铁，铁含量越高，越能够有效地去除污染物；另一方面，随着纳米铁浆液的浓度增大，其密度也越大，铁颗粒之间的范德华力、磁引力的作用也越来越大，纳米铁团聚、沉降得更明显，进而降低稳定性。因此，找到纳米铁的最适注入浓度具有极大的现实意义。

本文建立一种表面温度分布均匀的空气间隔式的装配式辐射顶板的数学模型，通过数值模拟的方法，实现液-固耦合和气-固耦合的传热过程，得到空腔内空气的气流流场和温度场，分析空气层厚度及供水温度对辐射板表面温度的分布和供冷能力的影响.

2.2　nZVI颗粒表面性能

在地下水中，一价阳离子(如Na+、K+)的浓度通常为1～10 mol/L，二价阳离子(如Ca2+、Mg2+)通常为0.1～2 mol/L[35]。阳离子或盐类的价态也会影响nZVI在多孔介质中的稳定性和迁移。一些研究发现[36]多价阳离子(如Ca2+、Mg2+)在抑制纳米材料在多孔介质中的迁移性方面比单价阳离子(如Na+、K+)表现更好。例如，使用三种不同背景浓度的NaNO3和Ca(NO3)2(即1、10、50 mol/L)来研究nZVI颗粒在多孔介质中的迁移，结果显示Ca2+比Na+在浓度为1 mol/L时更抑制颗粒迁移。基本了解离子强度和组成对不同表面改性纳米铁颗粒的影响，可以用于估算纳米铁颗粒在地下水中行进距离，从而实现纳米铁原位修复的可控。

 

表1　常用的nZVI修饰方法及作用效果

 

Tab.1　Methods and Effect of Commonly Used Modification Methods on nZVI

  

nZVI修饰方法作用效果参考文献与其他金属混合使所得颗粒的反应性增加，并提供良好的保护以防其钝化19nZVI表面涂覆引起nZVI表面电荷的变化，防止分子间的静电吸引并减少它们的聚集9形成共聚物提高nZVI表面性能，增加稳定性和减小粒径6苯甲醚聚集nZVI阻止nZVI的氧化和凝聚20乳化nZVI提高nZVI悬浮液在水相和非水相介质中的稳定性21添加Ca(OH)2减少nZVI粒子的聚集，提高迁移率22载体上沉积nZVI或封装在基质中提高nZVI的比表面积23硅粉修饰减少nZVI聚集，提高流动性24壳聚糖纤维提高nZVI的比表面积，增强稳定性25

除了确定nZVI的修饰如何影响其在环境中的行为和其物理化学性质之外，确定修饰对微生物体的影响也十分重要。研究改性后nZVI的物理化学行为很少，与其他纯化方法相比，使用生态毒理学试验验证该方法有效性的研究更少[26]。关于上述的改进和限制，在选择改性nZVI的应用时应当非常小心，因为对于去除污染物的种类或地球化学条件不同，其可以表现出不同的性质，并对环境产生不同的影响。此外，应当说明环境因素对修饰的nZVI的物理、化学和生物变化的影响。

3　多孔介质性质的影响

溶液离子强度的增加会增强纳米材料在多孔介质中的存留。进一步讲，溶液的离子强度也可以影响纳米材料的临界凝固浓度，并影响它们在多孔介质中的稳定性。一项研究发现[33]，高浓度的离子强度会降低nZVI表面双电层的厚度，引起nZVI颗粒的团聚，降低其稳定性和分散性。使用带电聚合物(聚电解质)或表面活性剂对nZVI的表面进行改性，增加了颗粒的表面电荷，提供了颗粒之间的静电双层(EDL)排斥力以抑制聚集，抑制了颗粒在介质表面之间附着。对于仅依靠静电稳定的nZVI颗粒，离子强度和离子组成的变化可以改变EDL，即影响颗粒之间或颗粒和表面之间静电双层相互排斥作用的范围和幅度，从而改变其在地下水中[35]的稳定性(聚集阻力)和迁移率。

 

表2　多孔介质性质对nZVI迁移性能的影响

 

Tab.2　Effect of Porous Media Properties on the Migration of nZVI

  

介质性质对nZVI迁移性能的影响参考文献介质种类玻璃珠nZVI在玻璃珠中经常比沙柱中迁移率高27石英砂含砂量高的土壤往往会创造更多的大毛孔区，使纳米材料更容易通过28土壤黏性土壤替代沙性土壤的迁移柱中纳米材料的迁移能力降低13介质表面性质表面比较粗糙的沙子会使nZVI和沙子之间产生排斥，产生残留，减小沙子表面的粗糙程度可以提高迁移率29介质粒径介质粒径增大，表面可吸附位点减少，从而减少nZVI颗粒的沉积30

文献中，大部分的实验室使用石英砂或玻璃珠装填的迁移柱来研究nZVI在多孔介质中的迁移，只有少数试验使用真正的土壤。但是自然土壤通常拥有独特的矿物组成，其有可能增强黏着位点的可用性，生成胶体或有机物，从而有利于nZVI的迁移。另一方面，正如上面提到的，黏土含量较多的土壤可能产生小孔而降低nZVI的迁移。

根据以前学者的研究，流速控制着纳米材料在多孔介质中到达有利的沉积位点，随着流速的降低，纳米颗粒接触效率会增加，由于对流扩散存在比较普遍，纳米材料的残留增加和限制了其迁移。

介质的粒度尺寸对nZVI迁移的影响也是比较大的，在较大的晶粒尺寸中，nZVI在多孔介质中的沉积会更少。这主要是因为当晶粒尺寸增加时，nZVI的表面积和可用的吸附位点减少。研究表明，石英砂颗粒的尺寸从0.3～0.6 mm增加到0.8～1.2 mm时，会减少nZVI在多孔介质中的停留；减少土壤中晶粒尺寸也可能促进土壤中黏土颗粒的释放，从而堵塞土壤孔隙，减少nZVI的迁移。因为细沙对胶体和nZVI颗粒具有良好的过滤能力，所以认为其是一种低成本的污染物去除的替代方法。

4　流体性质对nZVI材料在多孔介质中的影响

流动的物理和化学性质可以强烈影响nZVI在多孔介质中的沉降和迁移。物理性质主要指多孔介质中流动的流体动力学条件，包括速度和方向，其影响nZVI的平流和分散运输。化学性质主要指溶液离子强度、离子化合价和溶液pH，这可以改变nZVI与周围环境之间的相互作用，如表3所示。

 

表3　流体性质对nZVI迁移性能的影响

 

Tab.3　Effect of Groundwater′ Flow Nature on the Migration of nZVI

  

流体性质对nZVI迁移性能的影响参考文献物理性质流速由过滤理论，随着流速的增加，nZVI的迁移也会增加8方向改变流动方向可以使残留的一部分nZVI再迁移31化学性质溶液pH改变nZVI的潜在电位，影响其在多孔介质中的生命周期和迁移32⁃33离子强度高浓度的离子强度会降低nZVI表面双电层的厚度，引起nZVI颗粒的团聚，降低其稳定性和分散性32阳离子价态多价阳离子(如Ca2+和Mg2+)在抑制纳米材料在多孔介质中的迁移性方面比单价阳离子(如Na+和K+)表现更好34

目前许多研究已经证明，多孔介质表面性质会极大地影响其与nZVI的相互作用以及nZVI的迁移。表面粗糙的介质对nZVI在多孔介质中的迁移影响，主要是因为表面比较粗糙的沙子可能削弱沙子和nZVI粒子之间的相互排斥作用，产生更多的残留。在不饱和的多孔介质中，降低表面粗糙度可以减少表面摩擦力，从而提高nZVI的迁移。

溶液的pH会改变nZVI的潜在电位，也影响其在多孔介质中的生命周期和迁移。随着pH的增加，纳米材料的潜在电位会逐渐减小。当pH在零电荷点左右时，表面潜在电位大约为零，纳米材料几乎处于一个不稳定状态；纳米材料之间的排斥力几乎不存在，因此纳米材料容易聚集和沉积。当溶液pH低于零电位点时，纳米材料表面带正电荷；当pH高于零电位点时，纳米材料表面带负电。已经证明[32]，当溶液pH较低时会产生较多的H+，H+有助于去除nZVI表面的氧化物和氢氧化物从而产生新的活性点位，促进其迁移。pH较高时，体系中OH-数量较多，体系易生成铁的氢氧化物沉淀，覆盖在铁的表面，造成纳米铁沉降，抑制其迁移。溶液pH还可以通过改变多孔介质的表面电荷来影响纳米材料的迁移。当溶液pH高于纳米材料和聚集剂的零电荷点时，会诱导产生静电排斥力，从而减少了纳米材料在多孔介质中的沉积。在不同试验条件下，溶液pH值从5～7增加到9～10时可以促进nZVI在多孔介质中的迁移[33]。

经过多年的发展，我国农业生产以及得到了很大的提升。尤其是近几年来农业产业化调整使得农业从传统的粗放型生产模式向着集约型生产模式转变。通过各种新型现代化的农业生产技术的使用使得农作物得到精细管理，使得农业产量得到大幅度提高。但是，不可否认的是，农作物生长及产量依然会受到气象条件的制约。只有在较为适宜的条件下生长的农作物才能实现高产稳产。例如小麦种植，由于受到气温、地温、水分、光照的影响，如果没有较为准确的对当年的气象条件进行预测，一旦出现较为恶劣的天气就会导致小麦减产，因此地面气象工作极为重要。

多孔介质和土壤对nZVI材料在多孔介质中的迁移全过程是非常重要的。nZVI材料在地下岩石表面与多个界面相互接触(水—土壤、水—空气、空气—水—土壤等接口)，在土壤中会因相互作用而被保留或通过土壤及地下水进入饮用水含水层。柱试验常用于检查nZVI材料的迁移行为以及证明多孔介质的性质，如媒介类型、表面性质、粒度和水分含量等对纳米材料迁移的影响。表2为多孔介质对nZVI迁移影响的一些研究。

nZVI材料的表面性能，比如表面电位和疏水性，控制着他们与周围环境的相互作用。尽管它们在去除污染物方面效果很好，但是nZVI缺乏稳定性，难以从待纯化的介质中分离，钝化快，团聚体的形成也使颗粒的移动性有限。为了控制使用nZVI的负面性、增加nZVI的有效性，现对nZVI进行改性的研究越来越多[19]。nZVI修饰常用的一些方法及效果如表1所示。

5　微生物的影响

目前，nZVI被越来越多地用于土壤和地下水原位修复，nZVI可能对土著微生物群落和生态系统功能存在潜在的不利影响。毒性研究表明，通过nZVI产生Fe2+和活性氧类物质使微生物细胞膜破裂，发生氧化应激反应，是nZVI导致细胞毒性的主要机制。此外，nZVI的应用基本上改变了土著微生物群落的分类和功能组成。微生物对nZVI的反作用也是不容忽视的，但是，目前针对微生物对nZVI迁移性能影响的研究比较少，一项研究表明[38]，氢自养反硝化细菌对nZVI的迁移性能有一定的抑制作用，但抑制机理尚未研究。通过对比可以更好地理解影响nZVI毒性和在环境中迁移的环境影响因素，对评价广泛使用nZVI可能产生的生态后果有重要作用。

5.1　nZVI对微生物的影响

nZVI注入到环境后，从动力学观点看，初始阶段的Fe0氧化快，纳米颗粒的外部氧化物层相对较快地增厚。最初在nZVI颗粒表面附近释放已知具有细胞毒性作用的二价铁(Fe2+)和三价铁(Fe3+)，逐渐氧化以形成Fe(II)和Fe(III)氧化物，直至FeO核被完全氧化。Fe2+的氧化速率受各种非生物因素的影响，包括阴离子物质、溶解氧或其他氧化剂(如环境中不同浓度的污染物)。例如，存在阴离子物质如Cl-将降低Fe2+氧化速率，导致Fe2+积累；存在过氧化氢(H2O2)时，在生物细胞内部，羟基自由基(OH·)、过氧化物(O2- )或铁碱离子(FeO2+)通过芬顿反应释放。这些高活性氧(ROS)对nZVI细胞毒性起重要作用。

大多数毒性研究使用未改性的nZVI进行，但是用于原位修复的nZVI颗粒通常被包覆，且研究发现，用于增强nZVI颗粒胶体稳定性的包覆类型也会调节nZVI毒性。试验研究表明[38]壳聚糖和油酸钠涂层修饰的nZVI比未修饰的nZVI对真菌的毒性较小。微观研究表明聚天冬氨酸盐涂层的nZVI可以刺激含水层样品中微生物的生长[39]。与未被修饰的nZVI不同，这些涂覆的纳米颗粒不附着于细胞，表明一些涂层稳定剂可能通过增加两者之间的静电排斥限制纳米颗粒对细菌细胞的黏附。也有研究表明[40]，尽管CMC涂覆的纳米颗粒和细菌细胞之间仅是物理接触，但观察到CMC可以作为羟基自由基清除剂降低毒性作用，保护细胞免受氧化应激。

经过治疗后,观察组有20例有效,临床治疗有效率是95.24%,对照组有14例有效,临床治疗有效率是66.67%,对两组的一般性资料对比不存在统计学差异性(P<0.05)。

5.2　微生物对nZVI的反作用

近年来微生物对纳米铁反作用的研究仅基于毒性研究，以及某些细菌存在的条件下nZVI对污染物的去除效果，但微生物对nZVI迁移性能的影响并未有深入、系统的研究。

一些试验表明，某些氢自养细菌可利用nZVI在水中厌氧腐蚀产生的氢气，进行生长代谢，同时通过分子氢的还原反应或取代反应等实现脱氮/脱氯效果[41]。因为nZVI在厌氧条件下产生大量的H2，这可以刺激利用氢的脱氮剂，加速生物脱氮的速率，与生物反硝化结合使用的nZVI处理，可以提高工程水净化系统反硝化速率。对金属离子显示出更高抗性的自养真菌对nZVI毒性具有更强的抗性[42]，并且随着nZVI浓度的增加(直至700 mg / L)，反硝化细菌依然表现为增加硝酸盐去除活性。然而，纳米铁在水中的氧化产物会因为反硝化细菌的存在而发生改变，Fe2O3、Fe3O4会被非晶态的δ-FeOOH(零价铁在纯水中的氧化产物)取代，抑制nZVI的迁移[43 ]，由此可知，微生物对纳米铁迁移性能的影响，在实际应用中是不容忽视的。

从图1中可以看出，当称样量在0.25～1.50g之间变化时，EDTA标准溶液滴定体积与称样量线性相关，说明氟化钙的溶解度基本保持不变。通过计算可得图1中钙(以碳酸钙计)质量变化的最大值约为9.4mg，即两次称样量之间碳酸钙的质量差在9.4mg之内都能满足实验方法分析要求。

6　总结与展望

nZVI颗粒在环境修复中的应用不仅降低了潜在有害物质的浓度，还降低了大规模修复的成本和过程的持续时间。nZVI的迁移受纳米颗粒性质、介质和流动的物理和化学性质以及地下水中微生物相关的各种因素的综合影响。虽然目前对纳米铁材料在多孔介质中的迁移和生命周期方面的研究取得了显著的进展，但是微生物对nZVI迁移性能的影响的报道非常少。只有少量研究报道[43]，氢自养细菌可以加速纳米铁腐蚀过程，促进零价铁向氧化物/氢氧化物转化，从而减弱其迁移性；此外，氢自养细菌的某些胞外分泌物，可能增大纳米铁的团聚性，从而促进其沉降，降低迁移性。种种迹象表明，微生物对纳米铁迁移性能有着不可忽视的影响，需要对其进行系统的研究。未来需要研究细菌对nZVI动态迁移过程的表观规律，摸清细菌对nZVI迁移作用的起效条件和作用范围，阐明细菌对nZVI迁移性能的作用机理，从而为增强nZVI的迁移性能，提高nZVI抗细菌侵蚀能力及优化铁菌协同作用提供必要的支撑。

参考文献

[1]Zhang W X.Nanoscale iron particles for environmental remediation:An overview[J].Journal of Nanoparticle Research,2003,5(3):323-332.

[2]Mueller N C,Braun J,Bruns J,et al.Application of nanoscale zero valent iron (nZVI) for groundwater remediation in Europe[J].Environmental Science & Pollution Research International,2012,19(2):550-558.

[3]Fan W,Cheng Y,Yu S,et al.Preparation of wrapped nZVI particles and their application for the degradation of trichloroethylene (TCE) in aqueous solution[J].Journal of Water Reuse & Desalination,2015,5(3):587-591.

[4]Yadav R,Sharma A K,Babu J N.Sorptive removal of arsenite [As(III)]and arsenate [As(V)]by fuller′s earth immobilized nanoscale zero-valent iron nanoparticles (F-nZVI):Effect of FeO,loading on adsorption activity[J].Journal of Environmental Chemical Engineering,2016,4(1):681-694.

[5]Ribes M,Coma R,Gili J.A review on synthesis,characterization and applications of nano-zero valent iron (nZVI) for environmental remediation[J].Critical Reviews in Environmental Science & Technology,2016,35(5):360-365.

[6]Arshadi M,Abdolmaleki M K,Mousavinia F,et al.Nano modification of nZVI with an aquatic plant Azolla filiculoides,to remove Pb(II) and Hg(II) from water:Aging time and mechanism study[J].Journal of Colloid & Interface Science,2017,486(10):296-308.

[7]Tanapon Phenrat,Navid Saleh,Kevin Sirk,et al.Aggregation and sedimentation of aqueous nanoscale zerovalent iron dispersions[J].Environmental Science & Technology,2007,41(1):284-290.

[8]Terzi K,Sikinioti-Lock A,Gkelios A,et al.Mobility of zero valent iron nanoparticles and liposomes in porous media[J].Colloids & Surfaces A Physicochemical & Engineering Aspects,2016,506(7):711-722.

[9]Tesh S J,Scott T B.Nano-composites for water remediation:A review[J].Advanced Materials,2014,26(35):6056-6068.

[10]Karn B,Kuiken T,Otto M.Nanotechnology and in situ remediation:A review of the benefits and potential risks[J].Ciência & Saúde Coletiva,2009,117(12):1813-1831.

[11]Phenrat T,Cihan A,Kim H J,et al.Transport and deposition of polymer-modified FeO nanoparticles in 2-D heterogeneous porous media:Effects of particle concentration,FeO content,and coatings[J].Environmental Science & Technology,2010,44(23):9086-9093.

[12]李勇超,金朝晖,李铁龙.硅微粉负载纳米铁去除六价铬及其迁移行为[J].硅酸盐学报,2011,39(7):1211-1217.

[13]Chekli L,Brunetti G,Marzouk E R,et al.Evaluating the mobility of polymer-stabilised zero-valent iron nanoparticles and their potential to co-transport contaminants in intact soil cores[J].Environmental Pollution,2016,216(6):636-645.

[14]Johnson R L,Johnson G O,Nurmi J T,et al.Natural organic matter enhanced mobility of nano zerovalent iron[J].Environmental Science & Technology,2009,43(14):5455-5460.

[15]Tian Y,Gao B,Silvera-Batista C,et al.Transport of engineered nanoparticles in saturated porous media[J].Journal of Nanoparticle Research,2010,12(7):2371-2380.

[16]May,Ryan,Li,et al.The effects of particle size on the deposition of fluorescent nanoparticles in porous media:Direct observation using laser scanning cytometry[J].Colloids & Surfaces A Physicochemical & Engineering Aspects,2013,418(5):84-91.

[17]Vecchia E D,Luna M,Sethi R.Transport in porous media of highly concentrated iron micro-and nanoparticles in the presence of xanthan gum[J].Environmental Science & Technology,2009,43(23):8942-8947.

[18]Raychoudhury T T N G S.Aggregation and deposition kinetics of carboxymethyl cellulose-modified zero-valent iron nanoparticles in porous media[J].Water Research,2012,46(6):1735-1744.

[19]Yan W,Lien H L,Koel B E,et al.Iron nanoparticles for environmental clean-up:Recent developments and future outlook[J].Environmental Science:Progress & Impacts,2013,15(1):63-77.

[20]Sun Y P,Li X Q,Zhang W X,et al.A method for the preparation of stable dispersion of zero-valent iron nanoparticles[J].Colloids & Surfaces A Physicochemical & Engineering Aspects,2007,308(1):60-66.

[21]Wang X,Yang J,Zhu M.Effects of PMMA/anisole hybrid coatings on discoloration performance of nano zerovalent iron toward organic dyes[J].Journal of the Taiwan Institute of Chemical Engineers,2014,45(3):937-946.

[22]Wei C J,Li X Y.Surface coating with Ca(OH)2 for improvement of the transport of nanoscale zero-valent iron (nZVI) in porous media[J].Water Science & Technology,2013,68(10):2287-2293.

[23]Zhan J,Zheng T,Piringer G,et al.Transport characteristics of nanoscale functional zerovalent iron/silica composites for in situ remediation of trichloroethylene[J].Environmental Science & Technology,2008,42(23):8871-8876.

[24]Horzum N,Demir M M,Nairat M,et al.Chitosan fiber-supported zero-valent iron nanoparticles as a novel sorbent for sequestration of inorganic arsenic[J].Rsc Advances,2013,3(21):7828-7837.

[25]El-Temsah Y S,Joner E J.Effects of nano-sized zero-valent iron (nZVI) on DDT degradation in soil and its toxicity to collembola and ostracods[J].Chemosphere,2013,92(1):1-7.

[26]Kanel S R.Transport of surface-modified iron nanoparticle in porous media and application to arsenic(III) remediation[J].Journal of Nanoparticle Research,2007,9(5):725-735.

[27]Yinying L,Kun Y,Daohui L.Transport of surfactant-facilitated multiwalled carbon nanotube suspensions in columns packed with sized soil particles[J].Environmental Pollution,2014,192(5):36-43.

[28]Yang G C C,Tu H C,Hung C H.Stability of nanoiron slurries and their transport in the subsurface environment[J].Separation & Purification Technology,2007,58(1):166-172.

[29]Sharma P,Bao D,Fagerlund F.Deposition and mobilization of functionalized multiwall carbon nanotubes in saturated porous media:Effect of grain size,flow velocity and solution chemistry[J].Environmental Earth Sciences,2014,72(8):3025-3035.

[30]Xin J,Tang F,Zheng X,et al.Transport and retention of xanthan gum-stabilized microscale zero-valent iron particles in saturated porous media[J].Water Research,2016,88(10):199-206.

[31]Liang B,Xie Y,Fang Z,et al.Assessment of the transport of polyvinylpyrrolidone-stabilised zero-valent iron nanoparticles in a silica sand medium[J].Journal of Nanoparticle Research,2014,16(7):1-11.

[32]王敏.植物油改性纳米铁迁移特征及其还原硝基苯影响因素研究[D].吉林:吉林大学,2015.

[33]Tian Y,Gao B,Wang Y,et al.Deposition and transport of functionalized carbon nanotubes in water-saturated sand columns[J].Journal of Hazardous Materials,2012,213-214(7):265-272.

[34]And R K,Sticher H.Transport of humic-coated iron oxide colloids in a sandy soil:Influence of Ca2+ and trace metals[J].Environmetal Scierie & Technology,2014,31(12):3497-3504.

[35]Atekwana E A,Richardson D S.Geochemical and isotopic evidence of a groundwater source in the Corral Canyon meadow complex,central Nevada,USA[J].Hydrological Processes,2004,18(15):2801-2815.

[36]Sasidharan S,Torkzaban S,Bradford S A,et al.Coupled effects of hydrodynamic and solution chemistry on long-term nanoparticle transport and deposition in saturated porous media[J].Colloids & Surfaces A Physicochemical & Engineering Aspects,2014,457(1):169-179.

[37]Jiang C,Xu X,Megharaj M,et al.Inhibition or promotion of biodegradation of nitrate by.in the presence of nanoscale zero-valent iron[J].Science of the Total Environment,2015,530(5):241-246.

[38]An Y,Li T L,Jin Z H,et al.Effect of bimetallic and polymer-coated Fe nanoparticles on biological denitrification[J].Bioresource Technology,2010,101(24):9825-9828.

[39]Chaithawiwat K,Vangnai A,Mcevoy J M,et al.Impact of nanoscale zero valent iron on bacteria is growth phase dependent[J].Chemosphere,2016,144(9):352-359.

[40]Zhou L,Thanh T L,Gong J,et al.Carboxymethyl cellulose coating decreases toxicity and oxidizing capacity of nanoscale zerovalent iron[J].Chemosphere,2014,104(3):155-161.

[41]夏宏彩,金朝晖,李铁龙,等.纳米铁系双金属-微生物体系去除地下水NO3-N研究[J].环境工程学报,2012,6(1):26-30.

[42]Yi A,Li T L,Jin Z H,et al.Decreasing ammonium generation using hydrogenotrophic bacteria in the process of nitrate reduction by nanoscale zero-valent iron.[J].Science of the Total Environment,2009,407(21):5465-5470.

[43]Yi A,Dong Q,Zhang K.Bioinhibitory effect of hydrogenotrophic bacteria on nitrate reduction by nanoscale zero-valent iron[J].Chemosphere,2014,103(5):86-91.