2018, Vol. 38
[PDF全文]
抗生素从发现至今，已经在世界各个领域发挥了重要作用且具有广泛的应用价值，主要被应用于医药、农业、食品业、畜牧业及水产养殖业等领域.阿莫西林含有β-内酰胺环，属于抗生素中的一种，作为一种最常用的广谱青霉素，阿莫西林因杀菌作用和穿透细胞壁的能力强，被大量生产和使用(Ahmadi et al., 2016; Pezoti et al., 2016).由于阿莫西林的应用不断扩大，其残留污染也日益加剧，会引起环境菌群的抗药性，已成为危害人类健康和生态环境的一个重要因素，因而去除水体中的阿莫西林已引起广大科研工作者的高度重视(Ahmadi et al., 2016).目前，去除水体中阿莫西林的方法主要有还原法、吸附法和氧化法等(Pezoti et al., 2016; Weng et al., 2014; Yang et al., 2017), 这些方法对去除水体中阿莫西林起着重要作用.
纳米铁用于修复水体中的污染物是近几年环境科学前沿研究的热点之一(陈静等, 2017; Liu et al., 2017; Shang et al., 2017;Yin et al., 2017).由于金属铁具有较强的还原性，粒径在纳米范围内可随地下流经的水迁移，并且在水中以胶体粒子的形态保持较长时间，因此，能有效去除水体中的污染物，包括对水中无机盐(如硝酸根(Wu et al., 2017))、重金属(如Pb2+(Ahmed et al., 2017)、Cr6+(Zhu et al., 2017)等)、有机物(如含氯有机物、二氯酚(Ezzatahmadi et al., 2017)等)、偶氮染料类(如酸性红B(郑文轩等, 2013)等)污染物都有很好的去除效果.特有的优势和广泛的去污净水能力使纳米铁在修复地下水等环境污染物的处理工程中具有很好的应用前景，零价铁还原有机污染物主要是利用铁的还原性，即零价铁易失电子的性质，而地表水的成分比较复杂，往往存在各种离子(Dong et al., 2017).但据文献报道，利用纳米铁还原高氯酸盐的过程中，100 mg · L-1的NaCl对其反应几乎没有影响(Xiong et al., 2007).环境中阴离子对零价铁活性的影响，主要来自于溶液中的SO42-、HCO3-等阴离子(Dong et al., 2017).虽然零价铁还原有机污染物的效果与溶液中的阴离子有关，但阴离子影响还原过程的机制并不一样，既可通过与有机污染物竞争零价铁而影响还原过程，也可通过与铁离子生成沉积物或者络合物影响还原，而且与目标污染物及环境条件也有关(Bi et al., 2009).环境中的阳离子，如Ca2+、Cu2+大量存在，它们在碱性条件下都容易形成氢氧化物或氧化物沉淀，其形成的沉淀会影响到Bent-Fe/Ni的表面反应活性，在纳米铁去除污染物的过程中，又会与污染物存在竞争关系(白雪梅, 2015).因此，在使用纳米铁去除有机污染物的过程中研究环境中阴离子和阳离子的影响是十分必要的.
本文通过制备Bent-Fe/Ni并用于还原水中的阿莫西林，考察环境中不同浓度的阴离子(如SO42-、HCO3-)和阳离子(如Ca2+、Cu2+)对Bent-Fe/Ni还原阿莫西林的影响，以期为Bent-Fe/Ni的实际应用提供一定的参考.
2 实验部分(Experimental part) 2.1 试剂与仪器试剂：氯化铁、硫酸钠、碳酸氢钠、氯化钙、氯化铜、硫酸镍、无水乙醇均为AR级，购自国药集团化学试剂有限公司；硼氢化钠(AR)购自科密欧试剂公司；阿莫西林购自上海世泽生物科技有限公司；膨润土由浙江丰虹粘土有限公司提供；氮气(普氮)购自福建省半导体器件厂.
仪器：电子天平(BS-224S，北京赛多利斯仪器系统有限公司)、真空干燥箱(DZF-6020，上海精宏实验设备有限公司)、台式恒温振荡器(THZ-320，上海精宏实验设备有限公司)、数显式鼓风干燥箱(GZX-9070MBE, 上海博迅实业有限公司医疗设备厂)、高效液相色谱仪(prostar240, VARIAN)、超声波清洗器(KQ-250E；昆山市超声波仪器有限公司).
2.2 膨润土负载纳米铁/镍的制备采用液相还原法合成膨润土负载纳米铁/镍, 具体操作为：将一定量的膨润土放入三口烧瓶中，将适量的三氯化铁和硫酸镍溶于一定量的蒸馏水中，超声波振荡，制得氯化铁和硫酸镍混合液；将混合液倒入三口烧瓶中，充分搅拌；用适量的蒸馏水溶解硼氢化钠，将新配的硼氢化钠溶液逐滴加到三氯化铁溶液中，滴加完毕，再充分搅拌一定时间，制得Bent-Fe/Ni混合物，整个过程是在充氮气的条件下完成.将该混合物过滤并洗涤至中性，再用乙醇溶液洗涤，快速抽滤后，置于60 ℃真空干燥箱中干燥过夜，取出，过110目的筛，即得Bent-Fe/Ni.
2.3 不同离子对Bent-Fe/Ni还原阿莫西林的影响实验还原反应在棕色摇瓶中进行，摇床的振荡速度为250 r · min-1，反应温度为298 K.采用阿莫西林作为研究对象，将一定质量的Bent-Fe/Ni加入到25 mL浓度为60 mg · L-1的阿莫西林溶液中，并含有各种不同浓度的阴、阳离子，充氮气，在摇床中振动0、3、5、10、15、20、30、40、60 min取样，过滤，用高效液相色谱仪测定阿莫西林浓度的变化，以去除率来评价Bent-Fe/Ni的活性.
2.4 材料的表征采用日本JEOL公司的JSM-7500型扫描电子显微镜考察Bent-Fe/Ni与阿莫西林溶液反应前后的SEM图.采用英国Oxford公司的INCA EDS与扫描电子显微镜连接起来检测样品的表面微区成分元素种类.采用荷兰Philips公司的X′Pert Pro MPD型X射线粉末衍射仪(Cu Kα)对所制备的样品进行晶相分析，管电压为40 kV，管电流为40 mA，扫描范围2θ为5°~70°，扫描速率2° · min-1.
3 结果与讨论(Results and discussion) 3.1 阴离子对Bent-Fe/Ni还原阿莫西林的影响 3.1.1 SO42-对Bent-Fe/Ni还原阿莫西林的影响在阿莫西林浓度为60 mg · L-1，Bent-Fe/Ni投加量为4 g · L-1，温度为25 ℃的条件下，考察不同浓度的SO42-对Bent-Fe/Ni还原阿莫西林的影响，结果如图 1所示.从图 1可知，当SO42-浓度分别为0、100、300、500 mg · L-1，在10 min时，阿莫西林的去除率分别为63.6%、36.5%、18.5%、15.3%；在60 min时，去除率分别为93.7%、51.1%、29.6%、21.5%.随着SO42-浓度的增大，Bent-Fe/Ni对溶液中阿莫西林的去除率随之降低.这可能是由于SO42-置换Bent-Fe/Ni中纳米铁的溶解中间产物Fe(OH)ads中的OH-，生成Fe2(SO4)ads，而Fe2(SO4)ads不利于阿莫西林在铁表面的吸附，从而抑制阿莫西林的还原(Chen et al., 2011).这与用PVP-K30负载纳米铁还原水溶液中的四环素受到SO42-的抑制作用的结论一致(Chen et al., 2011).
 |
| 图 1 硫酸根对Bent-Fe/Ni还原阿莫西林的影响 Fig. 1 Effect of SO42- on degradation of amoxicillin using Bent-Fe/Ni |
在阿莫西林浓度为60 mg · L-1，Bent-Fe/Ni投加量为4 g · L-1，温度为25 ℃的条件下，考察不同浓度的HCO3-对Bent-Fe/Ni还原阿莫西林的影响，结果如图 2所示.从图 2可知，在3种不同浓度HCO3-的影响下，Bent-Fe/Ni对溶液中阿莫西林的去除率仍随着时间延长而增加，但随着HCO3-浓度的增大，阿莫西林的去除率降低.当HCO3-的浓度分别为0、100、300、500 mg · L-1，在10 min时，阿莫西林的去除率分别为63.6%、23.5%、7.9%、4.6%；在60 min时，去除率分别为93.7%、40.5%、16.6%、5.8%，随着HCO3-浓度的增大，Bent-Fe/Ni对溶液中阿莫西林的去除率及去除速率迅速降低.这是由于Bent-Fe/Ni中的零价纳米铁腐蚀产生的Fe2+会与HCO3-电离出的碳酸根形成难溶的盐类(Han et al., 2014;廖娣劼等, 2012; Pullin et al., 2017)：
|
(1) |
|
(2) |
|
(3) |
 |
| 图 2 碳酸氢根离子对Bent-Fe/Ni还原阿莫西林的影响 Fig. 2 Effect of HCO3- on degradation of amoxicillin using Bent-Fe/Ni |
难溶盐沉淀的形成，使溶液中的Fe2+降低，不利于阿莫西林的还原.FeCO3沉淀和Fe2(OH)2CO3沉淀沉积在纳米铁的表面，阻碍了零价纳米铁电子的向外转移，使阿莫西林的去除率降低(张娜等, 2010).另外，在阿莫西林溶液中，阿莫西林是以阴离子形态存在的，HCO3-与阿莫西林在纳米铁表面存在竞争吸附.据报道，HCO3-阻碍了零价铁还原4-氯硝基苯，可能是HCO3-使得4-氯硝基苯对零价铁表面的亲和力降低(廖娣劼等, 2012)，HCO3-同样阻碍了TCE的还原(Han et al., 2014). FeCO3沉淀和Fe2(OH)2CO3沉淀也沉积在纳米铁的表面，阻碍了零价铁电子的向外转移，使Cr(Ⅵ)的去除率降低.本研究结果与之前研究的结果具有一定的相似之处(Pullin et al., 2017).
3.2 反应前后Bent-Fe/Ni的表征结果 3.2.1 反应前后Bent-Fe/Ni的扫描电子显微镜(SEM)图 3为Bent-Fe/Ni与阿莫西林溶液反应前后的SEM图.其中，图 3a为Bent-Fe/Ni的SEM图，图中的片状物质为膨润土，分散在膨润土表面的球状颗粒为铁/镍(Shi et al., 2011)，粒径多为30~ 90 nm，是纳米铁/镍颗粒，材料中包含的Fe/Ni颗粒外形以球形为主，较均匀地分散在膨润土中.图 3b是Bent-Fe/Ni与阿莫西林溶液反应后的SEM图，从图中可见，分散在膨润土上的球状颗粒变少，并且颗粒变大，这可能是Bent-Fe/Ni在与阿莫西林的反应过程中，Bent-Fe/Ni中的纳米铁被氧化生成氧化物覆盖在Bent-Fe/Ni的表面(Zhang et al., 2010).图 3c是反应体系中含有100 mg · L-1的SO42-，Bent-Fe/Ni与阿莫西林溶液反应后的SEM图，对比图 3b和图 3c可知，反应后Bent-Fe/Ni中的球状颗粒更少，颗粒更粗糙，这可能是由于SO42-置换Bent-Fe/Ni中纳米铁的溶解中间产物Fe(OH)ads中的OH-，生成Fe2(SO4)ads，覆盖在Bent-Fe/Ni表面，使颗粒变粗糙(Chen et al., 2011).图 3d是反应体系中含有100 mg · L-1的HCO3-，Bent-Fe/Ni与阿莫西林溶液反应后的SEM图，从图 3d可见，反应后Bent-Fe/Ni中的球状颗粒粗糙，这可能是由于Bent-Fe/Ni中的纳米铁腐蚀产生的Fe2+与HCO3-电离出的碳酸根形成难溶的盐类，覆盖在Bent-Fe/Ni的表面(廖娣劼等, 2012; Han et al., 2014; Pullin et al., 2017).
 |
| 图 3 不同材料的SEM图 (a. Bent-Fe/Ni；b.反应后的Bent-Fe/Ni；c.含有100 mg · L-1的SO42-，反应后的Bent-Fe/Ni；d.含有100 mg · L-1的HCO3-，反应后的Bent-Fe/Ni) Fig. 3 SEM images of different materials (a.Bent-Fe/Ni; b.Bent-Fe/Ni after reaction with AMX; c.Bent-Fe/Ni after reaction with AMX under 100 mg · L-1SO42-; d.Bent-Fe/Ni after reaction with AMX under 100 mg · L-1 HCO3-) |
图 4为Bent-Fe/Ni与阿莫西林溶液反应前后的EDS谱图.比较图 4a和图 4b可知，与阿莫西林反应前后的Bent-Fe/Ni样品均含有C、O、Al、Si、Fe和Ni等元素，Bent-Fe/Ni与阿莫西林反应前，其Fe和O的含量分别为48.1%和21.8%，而反应后Fe的含量降低至37.7%，O的含量上升为38.7%，说明反应后Bent-Fe/Ni体系中铁的含量减少，氧的含量增多.这可能是Bent-Fe/Ni在与阿莫西林的反应过程中，Bent-Fe/Ni中的纳米铁被氧化生成氧化物(Zhang et al., 2010).比较图 4b和图 4c可知，在SO42-体系中，反应后Bent-Fe/Ni的EDS能谱中出现了硫元素，这可能是由于SO42-置换Bent-Fe/Ni中纳米铁的溶解中间产物Fe(OH)ads中的OH-，生成Fe2(SO4)ads，覆盖在Bent-Fe/Ni的表面(Chen et al., 2011).比较图 4b和图 4d可知，在HCO3-体系中，反应后Bent-Fe/Ni的EDS中的C含量变大，这可能是由于Bent-Fe/Ni中的纳米铁腐蚀产生的Fe2+与HCO3-电离出的碳酸根形成难溶的盐类，覆盖在Bent-Fe/Ni的表面(廖娣劼等, 2012; Han et al., 2014; Pullin et al., 2017).
 |
| 图 4 不同材料的EDS谱图 (a. Bent-Fe/Ni；b.反应后的Bent-Fe/Ni；c.含有100 mg · L-1的SO42-，反应后的Bent-Fe/Ni；d.含有100 mg · L-1的HCO3-，反应后的Bent-Fe/Ni) Fig. 4 EDS pattern of different materials (a. Bent-Fe/Ni; b. Bent-Fe/Ni after reaction with AMX; c. Bent-Fe/Ni after reaction with AMX under 100 mg · L-1 SO42-; d. Bent-Fe/Ni after reaction with AMX under 100 mg · L-1 HCO3-) |
图 5为Bent-Fe/Ni与阿莫西林溶液反应前后的XRD图.图 5a为Bent-Fe/Ni的XRD图，可以看出，2θ=19.6°处出现特征衍射峰，这是Bent-Fe/Ni材料中膨润土主要成分的衍射峰，在2θ=44.8°处出现衍射峰，这是零价纳米铁和纳米镍的特征衍射峰，表明Bent-Fe/Ni材料中含有单质纳米铁和纳米镍(赵丹, 2014).图 5b是Bent-Fe/Ni与阿莫西林溶液反应后的XRD图，与图 5a相比，图 5b中2θ=44.8°处的衍射峰减弱，而2θ=35.5°(Fe3O4)和2θ=62.8°(Fe2O3)处出现了2个较为明显的衍射峰，这可能是在反应过程中，Bent-Fe/Ni中的纳米铁发生腐蚀作用，纳米铁的量减少，并被氧化生成了Fe3O4和Fe2O3覆盖在Bent-Fe/Ni的表面(Zhang et al., 2010).图 5c是反应体系中含有100 mg · L-1的SO42-，Bent-Fe/Ni与阿莫西林溶液反应后的XRD图，对比图 5b和图 5c可知，图 5c中2θ=44.8°处的衍射峰稍强，而2θ=35.5°(Fe3O4)和2θ=62.8°(Fe2O3)处衍射峰较弱，这可能是由于SO42-置换Bent-Fe/Ni中纳米铁的溶解中间产物Fe(OH)ads中的OH-，生成Fe2(SO4)ads，覆盖在Bent-Fe/Ni的表面，从而抑制Bent-Fe/Ni中的纳米零价铁氧化成Fe3O4和Fe2O3.图 5d是反应体系中含有100 mg · L-1的HCO3-，Bent-Fe/Ni与阿莫西林溶液反应后的XRD图，对比图 5b和图 5d可知，图 5d中2θ=44.8°处的衍射峰稍强，而2θ=35.5°(Fe3O4)和2θ=62.8°(Fe2O3)处衍射峰较弱，这可能是由于Bent-Fe/Ni中的纳米铁腐蚀产生的Fe2+与HCO3-电离出的碳酸根形成难溶的盐类，覆盖在Bent-Fe/Ni的表面，从而抑制Bent-Fe/Ni中的纳米零价铁氧化成Fe3O4和Fe2O3(廖娣劼等, 2012; Han et al., 2014; Pullin et al., 2017).
 |
| 图 5 不同材料的XRD表征图 (a. Bent-Fe/Ni；b.反应后的Bent-Fe/Ni；c.含有100 mg · L-1的SO42-，反应后的Bent-Fe/Ni；d.含有100 mg · L-1的HCO3-, 反应后的Bent-Fe/Ni) Fig. 5 XRD of different materials (a. Bent-Fe/Ni; b. Bent-Fe/Ni after reaction with AMX; c. Bent-Fe/Ni after reaction with AMX under 100 mg · L-1 SO42-; d. Bent-Fe/Ni after reaction with AMX under 100 mg · L-1 HCO3-) |
在阿莫西林浓度为60 mg · L-1，Bent-Fe/Ni投加量为4 g · L-1，温度为25 ℃的条件下，考察不同浓度的Ca2+对Bent-Fe/Ni还原阿莫西林的影响，结果如图 6所示.由图 6可知，在不同浓度Ca2+的影响下，Bent-Fe/Ni对溶液中阿莫西林的去除率仍随着时间延长而增加.当Ca2+的浓度分别为0、10、100和500 mg · L-1，在10 min时，阿莫西林的去除率分别为63.6%、61.5%、55.9%和49.5%；在60 min时，去除率分别为93.7%、89.1%、86.8%和78.0%.随着Ca2+浓度的增大，Bent-Fe/Ni对溶液中阿莫西林的去除率及去除速率稍微降低.加入Ca2+后，Bent-Fe/Ni的反应性下降的较慢，表明Ca2+对Bent-Fe/Ni还原阿莫西林的反应性起到抑制作用.在纳米铁表面形成的沉淀物中，Ca2+可以与纳米铁形成铁氧体共沉淀，沉淀物覆盖Bent-Fe/Ni的表面，导致阿莫西林的去除率降低(Lo et al., 2006).另一方面，根据经典胶体稳定理论，向溶液中加入多价离子能够改变胶体颗粒表面的电荷，促使胶体凝集(Kumar et al., 2017).在Bent-Fe/Ni体系中引入Ca2+可能在一定程度上影响体系的稳定性，产生纳米铁的团聚现象，导致阿莫西林的去除率降低.
 |
| 图 6 钙离子对Bent-Fe/Ni还原阿莫西林的影响 Fig. 6 Effect of Ca2+ on degradation of amoxicillin using Bent-Fe/Ni |
在阿莫西林浓度为60 mg · L-1，Bent-Fe/Ni投加量为4 g · L-1，温度为25 ℃的条件下，考察不同浓度Cu2+对Bent-Fe/Ni还原阿莫西林的影响，结果如图 7所示.由图 7可知，在3种不同浓度Cu2+的影响下，Bent-Fe/Ni对溶液中阿莫西林的去除率随着时间延长而增加.当Cu2+浓度分别为0、10、50、100 mg · L-1，在10 min时，阿莫西林的去除率分别为63.6%、76.3%、46.6%、40.8%；在60 min时，去除率分别为93.7%、94.8%、90.9%、86.7%.当反应体系中的Cu2+浓度为10 mg · L-1时，阿莫西林的去除率比体系中没有Cu2+的大，这可能是由于Bent-Fe/Ni中的纳米铁将Cu2+还原成零价铜，与铁形成双金属体系，从而促进阿莫西林的还原(Yang et al., 2011).但随着Cu2+浓度的增大，Bent-Fe/Ni对溶液中阿莫西林的去除率及去除速率稍有下降，这可能是在反应体系中，阿莫西林与Cu2+存在竞争反应，从而抑制阿莫西林的还原(Yang et al., 2011).
 |
| 图 7 铜离子对Bent-Fe/Ni还原阿莫西林的影响 Fig. 7 Effect of Cu2+ on degradation of amoxicillin using Bent-Fe/Ni |
图 8为Bent-Fe/Ni与阿莫西林溶液反应前后的SEM图.图 8c是反应体系中含有100 mg · L-1的Ca2+，Bent-Fe/Ni与阿莫西林溶液反应后的SEM图，对比图 8b和图 8c可知，反应后的Bent-Fe/Ni中球状颗粒稍减少，颗粒较粗糙，这可能是由于Bent-Fe/Ni表面形成的沉淀物中，Ca2+可能与纳米铁的氧化物形成铁氧体共沉淀，沉淀物覆盖Bent-Fe/Ni的表面，使颗粒变粗糙(Lo et al., 2006).图 8d是反应体系中含有100 mg · L-1的Cu2+，Bent-Fe/Ni与阿莫西林溶液反应后的SEM图，对比图 8b和图 8d可知，反应后的Bent-Fe/Ni中球状颗粒较细，这可能是由于Bent-Fe/Ni中的纳米铁将Cu2+还原成单质铜，铜与铁的氧化物覆盖在Bent-Fe/Ni的表面(Yang et al., 2011).
 |
| 图 8 不同材料的SEM图 (a.Bent-Fe/Ni；b.反应后的Bent-Fe/Ni；c.含有100 mg · L-1的Ca2+，反应后的Bent-Fe/Ni；d.含有100 mg · L-1的Cu2+，反应后的Bent-Fe/Ni) Fig. 8 SEM images of different materials (a. Bent-Fe/Ni; b. Bent-Fe/Ni after reaction with AMX; c. Bent-Fe/Ni after reaction with AMX under 100 mg · L-1 Ca2+; d. Bent-Fe/Ni after reaction with AMX under 100 mg · L-1 Cu2+) |
图 9为Bent-Fe/Ni与阿莫西林溶液反应前后的EDS谱图.图 9c是反应体系中含有100 mg · L-1的Ca2+，Bent-Fe/Ni与阿莫西林溶液反应后的EDS谱图，反应后Bent-Fe/Ni的EDS能谱中出现了钙元素，这可能是由于Ca2+与纳米铁的氧化物形成铁氧体共沉淀，沉淀物覆盖Bent-Fe/Ni的表面(Lo et al., 2006).图 9d是反应体系中含有100 mg · L-1的Cu2+，Bent-Fe/Ni与阿莫西林溶液反应后的EDS谱图，反应后Bent-Fe/Ni的EDS能谱中出现了铜元素，这可能是由于Bent-Fe/Ni中的纳米铁将Cu2+还原成单质铜，铜与铁的氧化物覆盖在Bent-Fe/Ni的表面(Yang et al., 2011).
 |
| 图 9 不同材料的EDS谱图 (a.Bent-Fe/Ni；b.反应后的Bent-Fe/Ni；c.含有100 mg · L-1的Ca2+，反应后的Bent-Fe/Ni；d.含有100 mg · L-1的Cu2+，反应后的Bent-Fe/Ni) Fig. 9 EDS pattern of different materials (a.Bent-Fe/Ni; b.Bent-Fe/Ni after reaction with AMX; c.Bent-Fe/Ni after reaction with AMX under 100 mg · L-1 Ca2+; d.Bent-Fe/Ni after reaction with AMX under 100 mg · L-1 Cu2+) |
图 10为Bent-Fe/Ni与阿莫西林溶液反应前后的XRD图.图 10c是反应体系中含有100 mg · L-1的Ca2+，Bent-Fe/Ni与阿莫西林溶液反应后的XRD图，对比图 10b和图 10c可知，图 10c中2θ=44.8°处的衍射峰稍强，而2θ=35.5°(Fe3O4)和2θ=62.8°(Fe2O3)处衍射峰较弱，这可能是由于Ca2+可能与纳米铁的氧化物形成铁氧体共沉淀，沉淀物覆盖Bent-Fe/Ni的表面，抑制Bent-Fe/Ni中的纳米铁被氧化生成了Fe3O4和Fe2O3(Lo et al., 2006).图 8d是反应体系中含有100 mg · L-1的Cu2+，Bent-Fe/Ni与阿莫西林溶液反应后的XRD图，对比图 10b和图 10d可知，图 10d中2θ=44.8°处的衍射峰稍强，而2θ=35.5°(Fe3O4)和2θ=62.8°(Fe2O3)处衍射峰较弱，这可能是由于Bent-Fe/Ni中的纳米铁将Cu2+还原成单质铜，铜与铁的氧化物覆盖在Bent-Fe/Ni的表面覆盖在Bent-Fe/Ni的表面(Yang et al., 2011).
 |
| 图 10 不同材料的XRD表征图 (a.Bent-Fe/Ni；b.反应后的Bent-Fe/Ni；c.含有100 mg · L-1的Ca2+，反应后的Bent-Fe/Ni；d.含有100 mg · L-1的Cu2+，反应后的Bent-Fe/Ni) Fig. 10 XRD of different materials (a.Bent-Fe/Ni; b.Bent-Fe/Ni after reaction with AMX; c.Bent-Fe/Ni after reaction with AMX under 100 mg · L-1 Ca2+; d.Bent-Fe/Ni after reaction with AMX under 100 mg · L-1 Cu2+) |
采用液相还原法制备Bent-Fe/Ni，制成的材料中的纳米铁以30~90 nm球形颗粒为主，均匀地分散在膨润土中；在相同的条件下，Ca2+对Bent-Fe/Ni还原阿莫西林的抑制较小，SO42-浓度对Bent-Fe/Ni还原阿莫西林的抑制较大，HCO3-浓度对Bent-Fe/Ni还原阿莫西林的抑制最大，而低浓度的Cu2+对Bent-Fe/Ni还原阿莫西林起到促进作用，而高浓度的Cu2+对反应起到抑制作用.
Ahmadi M, Madrakian T, Afkhami A. 2016. Solid phase extraction of amoxicillin using dibenzo-18-crown-6 modified magnetic-multiwalled carbon nanotubes priortoits spectrophotometric determination[J]. Talanta, 148: 122–128.
DOI:10.1016/j.talanta.2015.10.051
|
Ahmed M A, Bishay S T, Ahmed F M, et al. 2017. Effective Pb2+ removal from water using nanozerovalent iron stored 10 months[J]. Applied Nanoscience, 7(7): 407–416.
DOI:10.1007/s13204-017-0581-z
|
白雪梅. 2015. 树脂改性纳米铁修复铅污染地下水的研究[D]. 长春: 吉林大学
|
Bi E, Bowen I, Devlin J F. 2009. Effect of mixed anions(HCO3--SO42--ClO4-) on granular iron(Fe0) reactivity[J]. Environmental Science and Technology, 43(15): 5975–5981.
DOI:10.1021/es900599x
|
Chen H, Luo H J, Lan Y C, et al. 2011. Removal of tetracycline from aqueous solutions using polyvinylpyrrolidone (PVP-K30) modified nanoscale zero valent iron[J]. Journal of Hazardous Materials, 192: 44–53.
|
陈静, 陈海, 金歆, 等. 2017. 纳米零价铁降解水中四氯化碳的试验研究[J]. 环境科学学报, 2017, 37(2): 610–616.
|
Dong H, He Q, Zeng G, et al. 2017. Degradation of trichloroethene by nanoscale zero-valent iron (nZVI) and nZVI activated persulfate in the absence and presence of EDTA[J]. Chemical Engineering Journal, 316: 410–418.
DOI:10.1016/j.cej.2017.01.118
|
Ezzatahmadi N, Ayoko G A, Millar G J, et al. 2017. Clay-supported nanoscale zero-valent iron composite materials for the remediation of contaminated aqueous solutions:A review[J]. Chemical Engineering Journal, 312: 336–350.
DOI:10.1016/j.cej.2016.11.154
|
Pullin H, Crane R A, Morgan D J, et al. 2017. The effect of common groundwater anions on the aqueous corrosion of zero-valent iron nanoparticles and associated removal of aqueous copper and zinc[J]. Journal of Environmental Chemical Engineering, 5: 1166–1173.
DOI:10.1016/j.jece.2017.01.038
|
Kumar N, Labille J, Bossa N, et al. 2017. Enhanced transportability of zero valent iron nanoparticles in aquifer sediments:surface modifications, reactivity, and particle traveling distances[J]. Environmental Science and Pollution Research, 24(10): 9269–9277.
DOI:10.1007/s11356-017-8597-1
|
廖娣劼, 杨琦, 李俊錡. 2012. 零价铁降解4-氯硝基苯动力学研究[J]. 环境科学, 2012, 33(2): 469–475.
|
Liu A, Liu J, Han J, et al. 2017. Evolution of nanoscale zero-valent iron (nZVI) in water:microscopic and spectroscopic evidence on the formation of nano-and micro-structured iron oxides[J]. Journal of Hazardous Materials, 322: 129–135.
DOI:10.1016/j.jhazmat.2015.12.070
|
Lo I M, Lam C S, Lai K C. 2006. Hardness and carbonate effects on the reactivity of zero-valent iron for Cr(Ⅵ) removal[J]. Water Research, 40: 595–605.
DOI:10.1016/j.watres.2005.11.033
|
Pezoti O, Cazetta L, Bedin K C, et al. 2016. NaOH-activated carbon of high surface area produced from guava seeds as a high-efficiency adsorbent for amoxicillin removal:Kinetic, isotherm and thermodynamic studies[J]. Chemical Engineering Journal, 288: 778–788.
DOI:10.1016/j.cej.2015.12.042
|
Shang J, Zong M, Yu Y, et al. 2017. Removal of chromium (Ⅵ) from water using nanoscale zerovalent iron particles supported on herb-residue biochar[J]. Journal of Environmental Management, 197: 331–337.
DOI:10.1016/j.jenvman.2017.03.085
|
Shi L N, Zhang X, Chen Z L. 2011. Removal of Chromium (Ⅵ) from wastewater using bentonite-supported nanoscale zero-valent iron[J]. Water Research, 45: 886–892.
DOI:10.1016/j.watres.2010.09.025
|
Wu Q, Xu X, Yang H, et al. 2017. Application of nanotechnology in wastewater treatment[J]. Nanoscience and Nanotechnology, 1(1): 19–25.
|
Weng X L, Sun Q, Lin S, et al. 2014. Enhancement of catalytic degradation of amoxicillin in aqueous solution using clay supported bimetallic Fe/Ni nanoparticles[J]. Chemosphere, 103: 80–85.
DOI:10.1016/j.chemosphere.2013.11.033
|
Yang C, You X, Cheng J H, et al. 2017. A novel visible-light-driven In-based MOF/graphene oxide composite photocatalyst with enhanced photocatalytic activity toward thedegradation of amoxicillin[J]. Applied Catalysis B:Environmental, 200: 673–680.
DOI:10.1016/j.apcatb.2016.07.057
|
Yang S S, Meng Y C, Yuh F S. 2011. Pentachlorophenol reduction by Pd/Fe bimetallic nanoparticles:Effects of copper, nickel, and ferric cations[J]. Applied Catalysis B:Environmental, 105: 24–29.
DOI:10.1016/j.apcatb.2011.03.024
|
Han Y L, Yan W L. 2014. Bimetallic nickeleiron nanoparticles for groundwater decontamination:Effect of groundwater constituents on surface deactivation[J]. Water Research, 41(22): 149–159.
|
Xiong Z, Zhao D Y, Pan G, et al. 2007. Rapid and complete destruction of perchlorate in water and ion-exchange brine using stabilized zero-valent iron nanoparticles[J]. Water Research, 41: 3497–3505.
DOI:10.1016/j.watres.2007.05.049
|
Yin Y, Wang J. 2017. Removal of Cr (Ⅵ) from aqueous solution by nanoscale zero-valent iron[J]. Journal of Nanoscience and Nanotechnology, 17(8): 5864–5868.
DOI:10.1166/jnn.2017.13831
|
赵丹. 2014. 纳米零价铁去除水中六价铬、甲基橙染料和三氯乙烯的研究[D]. 北京: 中国地质大学(北京)
|
张娜, 耿兵, 李铁龙, 等. 2010. 壳聚糖稳定纳米铁去除地表水中Cr(Ⅵ)污染的影响因素[J]. 环境化学, 2010, 29(2): 290–294.
|
郑文轩, 杨瑛, 吴胜举. 2013. 超声波/纳米铁协同降解酸性红B废水的试验研究[J]. 江苏农业科学, 2013, 41(6): 360–362.
|
Zhu S, Ho S H, Huang X, et al. 2017. Magnetic nanoscale zerovalent iron assisted biochar:interfacial chemical behaviors and heavy metals remediation performance[J]. ACS Sustainable Chemistry & Engineering, 5(11): 9673–9682.
|
Zhang X, Lin Y M, Shan X Q, et al. 2010. Degradation of 2, 4, 6-trinitrotoluene (TNT) from explosive wastewater using nanoscale zero-valent iron[J]. Chemical Engineering Journal, 158: 566–570.
DOI:10.1016/j.cej.2010.01.054
|