Review on the Co-behavior of Nanoparticles and Heavy Metals in the Presence of Natural Organic Matter in the Natural Environment
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摘要: 纳米颗粒与重金属元素相结合发生反应，可能产生一系列相互作用关系。这些作用过程是取决于多个环境条件共同作用的复杂过程，尤其是在土壤这种复杂的典型非均质环境介质中。这些作用关系可分为协同促进和拮抗抑制两大类关系。对于土壤中的重金属元素离子而言，纳米态粒子对其环境有效性究竟是协同促进还是拮抗抑制作用，关键取决于纳米粒子的表面修饰特性、二者间的界面反应以及反应后重金属元素的最终赋存状态这三个方面。协同促进或拮抗抑制作用与否则最终决定了这些污染重金属离子的生物可利用性和生态毒性响应。本文对近年来纳米颗粒-重金属共环境行为国内外研究现状进行综述讨论。纳米-重金属界面吸附解吸和土壤中迁移持留过程研究涉及多个热力学、动力学解析方法，科学家结合静态批实验和动态迁移实验等实验室模拟手段，对纳米颗粒、重金属离子、有机质三因子在土壤介质中的相互作用影响和共行为方式展开深入探讨。在重金属离子-纳米颗粒表面吸附机制、赋存形态以及重金属纳米吸附态土壤迁移固定机制研究中，多种定性表征方法的综合应用，如透射电镜(TEM)、X射线衍射(XRD)、X射线光电子能谱(XPS)、傅里叶变换红外光谱(FTIR)、X射线吸收近边结构光谱/扩展X射线吸收精细结构光谱(XANES/EXAFS)等方法相结合，被公认是揭示这一系列过程机制的重要技术手段。针对不同土壤环境中有机质存在条件，正确评价纳米态物质对重金属的迁移性及生物可利用性的影响作用，将为纳米环境效应评估和纳米修复技术等相关应用提供重要的数据支持和机理依据。
Abstract: Due to the wide presence of nanoparticles (NPs) and heavy metals (HMs) in the environment, especially in porous media like soil, their fate and transport behaviors and hence the environmental impacts will greatly depend on their speciation, the impacts of natural organic matter (NOM) and how they interact with each other. Most correlative studies select typical NPs, HMs and NOM as the model subjects and conduct a series of adsorption-desorption batch experiments and NPs-HMs co-transport experiments in porous media to systematically study the NPs-HMs co-behaviors. Both thermodynamic and kinetics models have been applied to describe the interfacial reaction and transport/retention data obtained from experiments. The parameters were well compared, simulated and interpreted in order to achieve a complete picture of the effects of NOM on the fate of NPs-HMs. To reveal the mechanisms of NPs surface adsorption and the metal ions immobilization by NPs between soil grains, a big series of characterization analysis methods can be employed, such as Transmission Electron Microscopy (TEM), X-ray Diffractomer (XRD), X-ray Photoelectron Spectrometer (XPS), Fourier Transform Infrared Spectrometry (FTIR) and X-ray Absorption Near Edge Structure Spectrometry/Extended X-ray Absorption Fine Structure Spectrometry(XANES/EXAFS). Some of these methods working together are believed as a very effective and efficient approach in modern study. Understanding how the NPs impact on the leachability and bioavailability of heavy metals in subsurface porous media is of fundamental importance to the accurate assessment of environmental and ecological impacts of NPs. The results also have great significance to well comprehend the mechanisms of nano soil remediation.-
Keywords:
- nanoparticles /
- heavy metals /
- natural organic matter /
- adsorption /
- transport /
- co-behaviors /
- soil
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轻烃通常是指烃源岩或石油天然气中碳数小于15的烃类系列[1-2]，也有人认为主要是指C5~C10之间的化合物[3]。轻烃作为原油和天然气的重要组成之一，蕴含着极其重要和丰富的地球化学信息。自1979年Thompson[4]提出正庚烷和异庚烷值这两个常用轻烃参数，至今已历时30余年。Mango[5]提出的K1、K2指数对划分油气类型和油气源对比有着重要意义。随着研究的深入，轻烃参数在油气勘探中得到了广泛的应用，可根据其组分特征进行天然气的成因类型判别、成熟度特征、油气源对比、烃类运移、次生改造等的研究[6-9]。
对于原油和湿气、凝析气而言，因其轻烃含量较高，其测试结果已得到广泛应用[6, 8-9]。但对于演化程度较高的天然气而言，由于其烃类组成以甲烷等少数组分为主，甲烷之后的烃类含量极低，其分析存在较大的难度。一般来说，根据样品性质不同，直接进样分析天然气中轻烃，有些即使甲烷含量小于95%的天然气也可能只能检测到C7之前的化合物，而且只有含量较高的组分才能够识别。高演化天然气富集分析存在一定的难度，对于天然气中的C4 ~C10轻烃指纹分析则鲜见报导。如何获得演化程度较高的天然气中的痕量轻烃组分特征信息，是地球化学工作者不断探索研究的问题。本文建立了高演化天然气在线富集-气相色谱分析方法，实现了高演化天然气中C4~C10轻烃的测定，其轻烃参数的应用，为解决实际地质问题提供了基础资料。
1. 样品部分
1.1 样品及地质背景
研究的天然气样品采自四川盆地东北部的普光气田和毛坝气田。该区东南方向与川东构造相接，北邻米仓山隆起，北东方向为大巴山冲断带，处于多个构造的交接地区，具有构造复合叠加的典型特征，北东-北东东向的川东断褶带是该区的主体构造。普光、毛坝气藏的基本成藏要素中，烃源岩、盖层和保存条件、运移通道等方面具有明显的相似性。单就烃类而言，两气藏的天然气具有很强的相似性，均以甲烷为主，基本不含重烃，属于过成熟干气[10]。前人研究认为，现今两气藏气源均以古油藏的二次裂解为主，也有部分干酪根裂解气和沥青再次裂解生成的天然气[10-11]。采集的4个天然气样品的基本情况见表 1。
表 1 天然气样品的基本信息Table 1. The basic information of natural gas样品编号 井号 层位 深度/m 干燥系数 气压/MPa PG7 普光7井 T1f 5484.7~5546.7 0.99 1.3 PG8 普光8井 P2ch 5614.2~5625.5 0.99 0.9 MB7-1 毛坝7井 T1f 4798~4808 0.99 0.5 MB7-2 毛坝7井 T3x 3659~3724 0.99 0.8 1.2 仪器及基本原理
天然气富集反吹装置为自行设计的一套针对高演化天然气中痕量轻烃进行分析的仪器，包括富集反吹系统和进样检测系统。其中富集系统包括钢瓶加热炉、六通阀、富集管、低温冷阱及加热装置、气体净化管和反吹管路等(图 1)，进样检测系统为Agilent 7890色谱仪。高演化天然气富集反吹装置主要是利用冷阱将流经富集管中的丙烷及之后的轻烃组分冷冻使之液化。冷冻完成后，用反吹气吹扫富集管中未液化的气体。然后以较高升温速率对富集管进行加热，使轻烃气化，进入色谱仪进行分析。
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图 1 高演化天然气富集反吹装置示意图Figure 1. Schematic diagram of natural gas preconcentration and analysis device1.3 实验条件
富集条件：天然气钢瓶气压常温下0.3~1.5 MPa；钢瓶加热炉温度60~80℃；天然气流量2~3 mL/min，天然气富集时间10~20 min；利用液氮将冷阱温度冷冻至-85℃；反吹气(氮气)流量3 mL/min；反吹时间3 min；反吹气进气口温度为室温。加热装置升温程序：初始温度-85℃，以130℃/min升温至200℃，保持10 min。
冷阱温度设置在-85℃，主要考虑了两方面的原因：一是由于甲烷、乙烷和丙烷通常不参与轻烃参数的计算，无需针对甲烷、乙烷和丙烷(乙烷的沸点-88.6℃，丙烷沸点为-42.1℃)进行富集，-85℃远低于丙烷的沸点温度，足以保证对丙烷及之后的化合物的富集效果；二是该温度小于乙烷的沸点-88.6℃，甲烷、乙烷不会冷凝液化，而直接排入尾气处理装置，缩短了富集及之后的反吹过程。在进行富集分析实验前，需要对样品进行天然气组成分析，根据天然气中C1~C5相对组成特征调整富集时间。
色谱条件：HP PONA柱(50 m×0.20 mm)，载气为氮气，进样温度250℃，检测器温度310℃，色谱柱采用程序升温：柱箱初始温度35℃恒定15 min后，以1.5℃/min升至70℃，然后以2.5℃/min升至130℃，再以5.0℃/min升至310℃并恒温至所有峰出峰为止。程序升压：柱压55.2 kPa保持10 min后，以6.9 kPa/min升至75.8 kPa，保持20 min后以6.9 kPa/min升至96.5 kPa，保持20 min后以20.7 kPa/min升至310.3 kPa。
1.4 实验流程
将装有样品气的天然气钢瓶与天然气富集反吹装置连接并置于加热炉中，加热至60~80℃，以尽量减少轻烃附着在钢瓶壁上。富集管置于冷阱中，待冷阱温度降到-85℃后，开启天然气钢瓶阀门，利用双级减压阀和针形流量阀调节天然气流量至稳定状态。天然气流经过滤器，过滤掉气体中的细小颗粒杂质，进入富集管，其中丙烷及之后的轻烃组分在富集管中冷冻液化，未液化的气体(主要是甲烷、乙烷)通过碱溶液吸收其中的酸性组分后排入通风柜。冷冻结束后关闭天然气，开启反吹气。调节反吹气流量至合适，反吹气将富集管中未液化的甲烷、乙烷带入碱溶液后并排入通风柜。反吹过程结束后，迅速旋转六通阀旋钮至进样状态。关闭冷阱，同时开启加热装置，迅速提升冷阱内富集管温度至200℃，使轻烃气化并进入色谱仪分析。
2. 结果与讨论
2.1 色谱图特征
根据天然气样品气体性质不同，直接进行天然气轻烃分析，可分析的化合物一般在C4~C7系列之间。南方高演化天然气的干燥系数都在0.95以上，所以即使轻烃能够检出，在色谱图上的信号强度也非常低，色谱峰不容易识别，峰面积积分准确度不高，影响了C7之后轻烃的检测结果。同时，C5之前的化合物由于受到甲烷峰的溶剂效应，掩盖了乙烷、丙烷等化合物的色谱峰，甚至会影响到C4系列化合物峰面积的积分计算(图 2a)。
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图 2 不同进样状态下的PG7样品的轻烃指纹谱图Figure 2. Light hydrocarbon fingerprints of PG7 in different injection states通过高演化天然气富集装置对样品富集后进行分析，C4~C10之间的轻烃部分的相对信号强度(较甲烷峰)明显增强，解决了色谱峰定性困难的问题，同时提高了积分准确度，样品检测出峰一般能达到C10(图 2b)。同时，由于对富集后的样品进行了反吹，减弱了甲烷的溶剂效应，甲烷峰只影响乙烷的积分，和丙烷峰之间有较好的分离度(图 2c)。考虑到轻烃在实际地质应用的范围，同时也是考虑实验结果的严谨性，本文只采用C4及之后的化合物的积分结果。
2.2 轻烃参数特征
通过对川东北4个天然气样品进行在线富集气相色谱分析，其主要的轻烃参数见表 2。
表 2 川东北地区高演化天然气轻烃指纹参数Table 2. Light hydrocarbon parameters of natural gas in northeastern Sichuan样品 甲基环己烷指数MCH 正庚烷值
H异庚烷值
IMango K1
指数Mango K2
指数甲基环己烷
/环己烷(2-甲基+3-甲基)
己烷/正己烷甲基环己烷
/正庚烷PG7 52.47 20.11 2.63 1.08 0.37 1.72 0.45 1.59 PG8 53.23 20.05 2.61 1.08 0.36 1.87 0.51 1.66 MB7-1 53.10 21.15 2.68 1.07 0.35 2.22 0.61 1.62 MB7-2 47.60 19.17 2.76 1.07 0.39 0.93 0.31 1.30 注：PG7的轻烃参数是采用表3中的平均值。 2.2.1 庚烷值与异庚烷值的分布特征
一些轻烃的组成特征与沉积岩在埋藏史中经历的最高温度有关，可以用作原油成熟度表征的参数[4]。随原油成熟度增高烷基化程度增高，庚烷值H和异庚烷值I均增大。图 3为川东北地区4个天然气样品的轻烃正庚烷值、异庚烷值关系图，4个天然气样品庚烷值和异庚烷值的落点比较集中，均在过成熟的区域，说明天然气已达到过成熟阶段。
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2.2.2 MangoK1和K2的分布特征
根据Mango[5]对世界油田原油轻烃资料分析发现，尽管油源和成熟度的不同，Mango K1值在各原油中变化不大，基本都保持在1左右。Mango[13]通过对 C7轻烃成因的稳态催化动力学模式的研究，于1990年提出同一种源岩在整个生油窗范围内所生成的原油轻烃应有不变的K2值，即K2为常数。另一方面，大量实际分析资料表明，不同成因原油之间K2有所差异[14]。本次研究中川东北的4个样品的K1和K2值都非常接近(表 2)，反映了这4个样品的母质类型单一，天然气成因相对一致。
2.2.3 C7系列化合物的分布特征
以nC7、MCC6和DMCC5为顶点编制的三角图常用来判识不同成因类型的天然气来源[8, 15-17]。图 4显示，4个样品的C7相对含量数据点均落入Ⅱ2~Ⅲ型干酪根成因天然气的区域。同时，胡惕麟等[15]提出的甲基环己烷划分有机质类型的标准：MCH<35±2，为Ⅰ型；MCH=(35±2)~(50±2)，为Ⅱ型；MCH=(50±2)~(65±2)，为Ⅲ型；MCH>65±2，为Ⅲ2型或煤型。根据该标准，4个样品的MCH值均处于45~55之间，都落入Ⅱ1~Ⅲ型有机质的高演化区域内。结合样品气的成熟度及前人研究结果[18]分析，认为这除了与母质类型有关外，还可能与天然气的形成途径有关。
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图 4 川东北地区天然气样品C7轻烃系列相对含量三角图Figure 4. C7 light hydrocarbon series composition characteristics of natural gas in northeastern Sichuan对原油裂解成气和干酪根裂解成气过程的研究表明[18-20]，轻烃参数在成气过程中的变换规律不同。在原油裂解成气的过程中，将形成以环烷烃占优势的轻烃组成特征。根据谢增业等[18]对干酪根和原油裂解气轻烃的判识标准，对上述4个样品进行了分析，其中甲基环己烷/正庚烷、甲基环己烷/环己烷值基本大于1，(2-甲基己烷+3-甲基己烷)/正己烷值基本大于0.5(表 2)，因此认为样品主要具有原油裂解气的特征。结合该区地质实际及前人对该区天然气成因类型分析[21-24]，认为来自川东北地区的4个样品气应该是高成熟-过成熟阶段的原油裂解气为主。
2.3 重复性实验
为了对比该实验的重复性，对普光7井天然气样品进行了3次天然气轻烃富集反吹实验分析，其结果见表 3。从表 3三次实验分析的轻烃参数的比对中可以看出，实测数据之间的最大r值均远小于国家标准[25]中要求的r值，说明检测结果重复性非常好，装置及检测方法具有很好的稳定性，采用该套装置及检测方法对天然气轻烃的分析结果可应用于实际地质研究中。
表 3 PG7的三次实验分析轻烃参数对比Table 3. The light hydrocarbon parameters of PG7 in parallel tests样品 甲基环己烷指数MCH 正庚烷值H 异庚烷值I Mango K1指数 PG7-1 52.33 20.18 2.64 1.08 PG7-2 52.55 20.19 2.64 1.08 PG7-3 52.54 19.96 2.62 1.08 实测最大重复性(r值) 0.22 0.23 0.02 0.00 国家标准要求r值 0.82 0.75 0.11 0.04 2.4 富集分析存在的缺点
富集分析所用的钢瓶气需要具备一定的气压。气压太低不能保证长时间有效富集；气压过高在钢瓶加热过程中会存在潜在安全隐患。所以，常温下一般钢瓶的气压需控制在0.3~1.5 MPa之间。气袋气或玻璃瓶气收集的天然气储气量较小，压力基本为一个大气压，无法满足天然气富集分析的条件。
3. 结语
应用自行研制的天然气中痕量轻烃富集反吹装置对高演化天然气分析后，C4~C10之间的轻烃部分的相对信号强度(较甲烷峰)明显增强，分析范围增大，甲烷峰的溶剂效应明显降低，C4~C10之间的轻烃色谱峰清晰可辨，色谱峰易于识别并能准确积分，达到了对C10之前轻烃指纹进行分析的目的。平行实验结果显示，采用本文分析方法进行的天然气轻烃分析具有很好的重复性，完全符合国家标准的要求；在轻烃参数的地质应用中，对川东北的4个干气样品进行了分析，表明样品已经达到了过成熟阶段，成因类型应以高成熟-过成熟的原油裂解气为主。本文建立的高演化天然气在线富集-气相色谱分析方法，对其他痕量烃类物质的分析具有指导作用。
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图 1 ((A)零价铁纳米颗粒TEM图像[8]，(B)零价铁纳米颗粒SEM图像(250 nm比例尺)[8]，(C)Fe3O4磁纳米颗粒TEM图像(100 nm比例尺)[9]，(D)氧化铁纳米颗粒TEM图像[10]
Figure 1. (A) A TEM micrograph of zerovalent iron nanoparticles[8],(B) a SEM image of zerovalent iron with 250 nm scale bar [8],(C) a TEM image of magnetite nanoparticles with 100 nm scale bar [9],and (D) a TEM micrograph of iron oxide nanoparticles[10]
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图 2 进入环境中的纳米颗粒可能发生的自环境行为、与共存天然有机质和污染物的共环境行为以及可能产生的环境效应示意图[13]
Figure 2. Schematic representation of the interaction and the potential environmental effects of engineered nanoparticles with natural environmental components: self-aggregation/disaggregation,transport and the co-behaviors with NOM or other contaminant [13]
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图 3 AFM观测的2 μg/g胡敏酸悬液中胡敏酸大分子团聚颗粒的实际存在状态(5 mmol/L NaCl，pH=6.7)，上图为AFM Deflection error模式，下图为AFM Friction模式[18]
Figure 3. AFM images of humic acid aggregates in a real humic acid suspension with a concentration of 2 μg/g (5 mmol/L NaCl，pH=6.7). The upper image is AFM Deflection error mode,the lower image is AFM Friction mode [18]
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图 7 (a)硒化钠(Na2Se)和元素硒(Se0)标准物质的XANES图谱对合成硒化亚铁(FeSe)图谱数据进行最小二乘法拟合的结果；(b)硒化钠(Na2Se)和合成硒化亚铁(FeSe)图谱对Se(Ⅵ)吸附后的零价铁纳米颗粒数据进行拟合的结果[29]
Figure 7. (a) Least squares fitting of sodium selenide (Na2Se) and elemental Se (Se0) model compound spectra to synthetic iron selenide (FeSe),and (b) fitting of Na2Se and synthetic FeSe to Se(Ⅵ)-treated nano Fe0 data[29]
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图 9 (a)水悬液中溶解性胡敏酸大分子与单个及2～3个Fe2O3纳米颗粒团聚体间吸附状态的AFM影像图[37]；(b)胡敏酸大分子与Al2O3纳米颗粒间的吸附反应过程示意图(pH=4)[38]
Figure 9. (a) The AFM phase image of HA-coated γFe2O3NPs on a mica surface shows that humic acid (HA) molecules coated a single NP as well as nanoclusters (the aggregates of 2-3 nanoparticles) produced by strong magnetic attraction[37],(b) Schematic illustration of the proposed aggregation mechanism of Al2O3-NP in the presence of humic acid (HA) at pH=4[38]
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Farre M, Sanchis J, Barcelo D. Analysis and assessment of the occurrence, the fate and the behavior of nanomaterials in the environment [J].Trac-Trends in Analytical Chemistry, 2011, 30(3): 517-527. doi: 10.1016/j.trac.2010.11.014
Subcommitte on Nanoscale Science Engineering and Technology, National Scicence and Technology Council Committee on Technology. National Nanotechnology Initiative Strategic Plan [R].USA,2011.
Majewski P, Thierry B.Functionalized magnetite nanoparticles-Synthesis, properties, and bio-applications [J].Critical Reviews in Solid State and Materials Sciences, 2007, 32(3-4):203-215.
Wei X C, Viadero R C.Synthesis of magnetite nanoparticles with ferric iron recovered from acid mine drainage: Implications for environmental engineering [J].Colloids and Surfaces A—Physicochemical and Engineering Aspects, 2007, 294(1-3):280-286.
Zhang Q A, Thompson M S, Carmichael-Baranauskas A Y, Caba B L, Zalich M A, Lin Y N, Mefford O T, Davis R M, Riffle J S. Aqueous dispersions of magnetite nanoparticles complexed with copolyether dispersants: Experiments and theory [J].Langmuir, 2007, 23(13): 6927-6936. doi: 10.1021/la070116+
Hu J H, Johnston K P, Williams R O. Nanoparticle engineering processes for enhancing the dissolution rates of poorly water soluble drugs [J].Drug Development and Industrial Pharmacy, 2004, 30(3): 233-245. doi: 10.1081/DDC-120030422
Mak S Y, Chen D H. Fast adsorption of methylene blue on polyacrylic acid-bound iron oxide magnetic nanoparticles [J].Dyes and Pigments, 2004, 61(1): 93-98. doi: 10.1016/j.dyepig.2003.10.008
Li X Q, Cao J S, Zhang W X. Stoichiometry of Cr(Ⅵ) immobilization using nanoscale zerovalent iron (nZVI): A study with high-resolution X-ray photoelectron spectroscopy (HR-XPS) [J].Industrial & Engineering Chemistry Research, 2008, 47(7): 2131-2139.
Hu J D, Zevi Y, Kou X M, Xiao J, Wang X J, Jin Y. Effect of dissolved organic matter on the stability of magnetite nanoparticles under different pH and ionic strength conditions [J].Science of the Total Environment, 2010, 408(16): 3477-3489. doi: 10.1016/j.scitotenv.2010.03.033
De D, Mandal S, Bhattacharya J, Ram S, Roy S. Iron oxide nanoparticle-assisted arsenic removal from aqueous system [J].Journal of Environmental Science and Health Part A—Toxic/Hazardous Substances & Environmental Engineering, 2009, 44(2): 155-162.
Liu R Q, Zhao D Y. Reducing leachability and bioacce-ssibilty of lead in soils using a new class of stabilized iron phosphate nanoparticles [J].Water Research, 2007, 41(12): 2491-2502. doi: 10.1016/j.watres.2007.03.026
Liang P, Qin Y C, Hu B, Li C X, Peng T Y, Jiang Z C. Study of the adsorption behavior of heavy metal ions on nanometer-size titanium dioxide with ICP-AES [J].Fresenius Journal of Analytical Chemistry, 2000, 368(6): 638-640. doi: 10.1007/s002160000546
Christian P, Von der Kammer F, Baalousha M, Hofmann T. Nanoparticles: Structure, properties, preparation and behaviour in environmental media [J].Ecotoxicology, 2008, 17(5): 326-343. doi: 10.1007/s10646-008-0213-1
Hiemstra T, Antelo J, Rahnemaie R, van Riemsdijk W H. Nanoparticles in natural systems Ⅰ: The effective reactive surface area of the natural oxide fraction in field samples [J].Geochimica et Cosmochimica Acta, 2010, 74(1): 41-58. doi: 10.1016/j.gca.2009.10.018
Gilbert B, Ono R K, Ching K A, Kim C S. The effects of nanoparticle aggregation processes on aggregate structure and metal uptake [J].Journal of Colloid and Interface Science, 2009, 339(2): 285-295. doi: 10.1016/j.jcis.2009.07.058
Hiemstra T, Antelo J, van Rotterdam A M D, van Riemsdijk W H. Nanoparticles in natural systems Ⅱ: The natural oxide fraction at interaction with natural organic matter and phosphate [J].Geochimica et Cosmochimica Acta, 2010, 74(1): 59-69. doi: 10.1016/j.gca.2009.10.019
Tombacz E. Colloidal properties of humic acids and spontaneous changes of their colloidal state under variable solution conditions [J].Soil Science,1999, 164(11): 814-824. doi: 10.1097/00010694-199911000-00005
胡俊栋.四氧化三铁纳米颗粒的稳定性及其在饱和多孔介质中的迁移持留行为[D].北京:北京大学,2010. 王萌,陈世宝,李娜,马义兵.纳米材料在污染土壤修复及污水净化中应用前景探讨[J].中国生态农业学报, 2010, 18(4): 434-439. http://www.cnki.com.cn/Article/CJFDTOTAL-ZGTN201002042.htm Qiu H, Zhang S J, Pan B C, Zhang W M, Lü L. Effect of sulfate on Cu(Ⅱ) sorption to polymer-supported nano-iron oxides: Behavior and XPS study [J].Journal of Colloid and Interface Science,2012, 366(1): 37-43. doi: 10.1016/j.jcis.2011.09.070
Sharma Y C, Srivastava V, Weng C H, Upadhyay S N. Removal of Cr(Ⅵ) from wasterwater by adsorption on iron nanoparticles [J].Canadian Journal of Chemical Engineering,2009, 87(6): 921-929. doi: 10.1002/cjce.v87:6
Hu J, Chen G H, Lo I M C. Removal and recovery of Cr(Ⅵ) from wastewater by maghemite nanoparticles [J].Water Research,2005, 39(18): 4528-4536. doi: 10.1016/j.watres.2005.05.051
Klimkova S, Cernik M, Lacinova L, Filip J, Jancik D, Zboril R. Zero-valent iron nanoparticles in treatment of acid mine water from in situ uranium leaching [J].Chemosphere,2011, 82(8): 1178-1184. doi: 10.1016/j.chemosphere.2010.11.075
Carabante I, Grahn M, Holmgren A, Kumpiene J, Hedlund J.Adsorption of As(Ⅴ) on iron oxide nanoparticle films studied by in situ ATR-FTIR spectroscopy [J].Colloids and Surfaces A—Physicochemical and Engineering Aspects,2009,346(1-3): 106-113.
Hu J, Chen G H, Lo I M C.Selective removal of heavy metals from industrial wastewater using maghemite nanoparticle: Performance and mechanisms [J].Journal of Environmental Engineering,2006, 132(7): 709-715. doi: 10.1061/(ASCE)0733-9372(2006)132:7(709)
Nishio K, Gokon N, Tsubouchi S, Ikeda M, Narimatsu H, Sakamoto S, Izumi Y, Abe M, Handa H. Direct detection of redox reactions of sulfur-containing compounds on ferrite nanoparticle (FP) surface [J].Chemistry Letters,2006, 35(8): 974-975. doi: 10.1246/cl.2006.974
Lin K S, Chang N B, Chuang T D. Fine structure characterization of zero-valent iron nanoparticles for decontamination of nitrites and nitrates in wastewater and groundwater [J].Science and Technology of Advanced Materials,2008,9(2):doi:10. 1088/1468-6996/9/2/025015.
Zhou J G, Fang H T, Hu Y F, Sham T K, Wu C X, Liu M, Li F. Immobilization of RuO2 on carbon nanotube: An X-ray absorption near-edge structure study [J].Journal of Physical Chemistry C,2009, 113(24): 10747-10750. doi: 10.1021/jp902871b
Olegario J T, Yee N, Miller M, Sczepaniak J, Manning B. Reduction of Se(Ⅵ) to Se(-Ⅱ) by zerovalent iron nanoparticle suspensions [J].Journal of Nanoparticle Research,2010, 12(6): 2057-2068. doi: 10.1007/s11051-009-9764-1
Pelley A J, Tufenkji N. Effect of particle size and natural organic matter on the migration of nano- and microscale latex particles in saturated porous media [J].Journal of Colloid and Interface Science,2008, 321(1): 74-83. doi: 10.1016/j.jcis.2008.01.046
Zhang M Y, Wang Y, Zhao D Y, Pan G. Immobi-lization of arsenic in soils by stabilized nanoscale zero-valent iron, iron sulfide (FeS), magnetite (Fe3O4) particles [J].Chinese Science Bulletin,2010, 55(4-5): 365-372. doi: 10.1007/s11434-009-0703-4
Manzoori J L, Amjadi M, Hallaj T. Preconcentration of trace cadmium and manganese using 1-(2-pyridylazo)-2-naphthol-modified TiO2 nanoparticles and their determination by flame atomic absorption spectrometry [J].International Journal of Environmental Analytical Chemistry,2009, 89(8-12): 749-758. doi: 10.1080/03067310902736955
Chidambaram D, Hennebel T, Taghavi S, Mast J, Boon N, Verstraete W, van der Lelie D, Fitts J P. Concomitant microbial generation of palladium nanoparticles and hydrogen to immobilize chromate [J].Environmental Science & Technology,2010, 44(19): 7635-7640.
Xiong Z, He F, Zhao D Y, Barnett M O.Immobi-lization of mercury in sediment using stabilized iron sulfide nanoparticles [J].Water Research,2009, 43(20): 5171-5179. doi: 10.1016/j.watres.2009.08.018
Jin Y, Chu Y J, Li Y S.Virus removal and transport in saturated and unsaturated sand columns [J].Journal of Contaminant Hydrology,2000, 43(2): 111-128. doi: 10.1016/S0169-7722(00)00084-X
方婧,周艳萍,温蓓.二氧化钛纳米颗粒对铜在土壤中运移的影响[J].土壤学报, 2011, 48(3): 549-556. doi: 10.11766/trxb200912220584 Ghosh S, Jiang W, McClements J D, Xing B S.Colloidal stability of magnetic iron oxide nanoparticles: Influence of natural organic matter and synthetic polyelectrolytes [J].Langmuir,2011, 27(13): 8036-8043. doi: 10.1021/la200772e
Pan B, Xing B S.Applications and implications of manufactured nanoparticles in soils: A review [J].European Journal of Soil Science,2012, 63(4): 437-456. doi: 10.1111/ejss.2012.63.issue-4
Franchi A, O′Melia C R.Effects of natural organic matter and solution chemistry on the deposition and reentrainment of colloids in porous media [J].Environmental Science & Technology,2003, 37(6): 1122-1129.
Uchimiya M, Lima I M, Klasson K T, Wartelle L H. Contaminant immobilization and nutrient release by biochar soil amendment: Roles of natural organic matter [J].Chemosphere,2010, 80(8): 935-940. doi: 10.1016/j.chemosphere.2010.05.020
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