CN106984640A - 纳米零价铁修复重金属污染土壤的方法 - Google Patents

纳米零价铁修复重金属污染土壤的方法 Download PDF

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黄丹莲
胡正勋
彭志威
曾光明
龚小敏
王荣忠
薛文静
王茜
秦香
胡婵娟
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    • B09C—RECLAMATION OF CONTAMINATED SOIL
    • B09C1/00—Reclamation of contaminated soil
    • B09C1/02—Extraction using liquids, e.g. washing, leaching, flotation
    • C—CHEMISTRY; METALLURGY
    • C09—DYES; PAINTS; POLISHES; NATURAL RESINS; ADHESIVES; COMPOSITIONS NOT OTHERWISE PROVIDED FOR; APPLICATIONS OF MATERIALS NOT OTHERWISE PROVIDED FOR
    • C09K—MATERIALS FOR MISCELLANEOUS APPLICATIONS, NOT PROVIDED FOR ELSEWHERE
    • C09K17/00—Soil-conditioning materials or soil-stabilising materials
    • C09K17/40—Soil-conditioning materials or soil-stabilising materials containing mixtures of inorganic and organic compounds
    • C—CHEMISTRY; METALLURGY
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    • C09K2101/00—Agricultural use

Abstract

本发明公开了一种纳米零价铁修复重金属污染土壤的方法，包括以下步骤：将重金属污染土壤填充到玻璃钢柱中，通水至恒重；将纳米零价铁悬浮液通入到玻璃钢柱中，对所述重金属土壤进行洗脱。本发明的方法能在不破坏土壤原有生态结构的情况下一次性去除或减少土壤中毒性较大的重金属，避免了纳米零价铁和解吸重金属的二次污染；而且该方法处理工艺简单、成本低、处理效果明显。

Description

纳米零价铁修复重金属污染土壤的方法
技术领域
本发明涉及环境修复技术领域，尤其涉及一种纳米零价铁修复重金属污染土壤的方法。
背景技术
近年来随着工业化和城市化的飞速发展，我国受Cd、Pb、Cu、Zn等重金属污染的耕地面积近2000万公顷，约占总耕地面积的五分之一，土壤重金属污染已成为不容忽视的突出环境问题。有研究表明土壤中的重金属浓度即使处于较低水平，仍然对大型水生植物、藻类、底栖动物、鱼类和微生物等造成不同程度的危害，甚至会通过食物链富集影响食物安全，间接对人类健康构成威胁。因此，重金属污染土壤的修复亟待解决。
重金属污染土壤修复指利用物理、化学和生物的方法转移、吸收、降解和转化土壤中的重金属，使其浓度或毒性风险降低到可接受的水平，满足相应土地利用类型的要求。重金属修复从治理途径上可分为两种，一种是从土壤中去除重金属，使其存留浓度接近或达到土壤重金属背景值或标准。另一种是改变重金属在土壤中的存在形态，使其固定，降低其在环境中的迁移性和生物可利用性。但是由于土壤环境的复杂性，环境条件的改变会使固定的重金属重新形成毒性较大的溶解重金属，引起二次污染，从而使修复效果失效。因此，利用修复方法一次性去除或减少土壤中的重金属尤为重要。
纳米零价铁因其强大的吸附能力，逐渐成为近年来土壤修复领域较有前景和有效的修复物质之一。但是由于纳米零价铁的高反应性、易被氧化、易团聚等性质会大大降低其吸附能力及其在土壤中的迁移能力。众所周知，纳米零价铁的吸附能力能保证重金属吸附到纳米零价铁表面，其迁移能力能保证被吸附的重金属随纳米零价铁迁移而去除，避免了纳米零价铁和解吸重金属的二次污染。因此，寻求一种稳定剂保证纳米零价铁的稳定性及其在土壤中的迁移能力尤为重要。
近几年，为了拓展纳米零价铁在土壤修复中的应用，做出了许多合成改性方面的工作，但应用于土壤修复效果甚微。如何获得一种有效的土壤修复方法，是本领域急需解决的难题。
发明内容
本发明要解决的技术问题是克服现有技术的不足，提供一种利用纳米零价铁修复重金属污染土壤的方法，该方法能在不破坏土壤原有生态结构的情况下一次性去除或减少土壤中毒性较大的重金属，避免了纳米零价铁和解吸重金属的二次污染；而且该方法处理工艺简单、成本低、处理效果明显。
为解决上述技术问题，本发明提供一种纳米零价铁修复重金属污染土壤的方法，包括以下步骤：
S1、将重金属污染土壤填充到玻璃钢柱中，通水至恒重；
S2、将纳米零价铁悬浮液通入到玻璃钢柱中，对所述重金属土壤进行洗脱。
上述的方法，优选的，所述纳米零价铁悬浮液为经羧甲基纤维素钠稳定的纳米零价铁悬浮液。
上述的方法，优选的，所述经羧甲基纤维素钠稳定的纳米零价铁悬浮液中纳米零价铁的浓度为0.5～2.0g/L；羧甲基纤维素钠的质量分数为0.2～0.8wt％。
上述的方法，优选的，所述经羧甲基纤维素钠稳定的纳米零价铁采用以下方法制备得到：
(1)先将羧甲基纤维素钠溶液与FeSO4溶液充分混合，并通氮气脱氧处理15～20min得到CMC-Fe2+螯合物；
(2)将NaBH4溶液加入到所述CMC-Fe2+螯合物中，通氮气脱氧处理15～20min得到经羧甲基纤维素钠稳定的纳米零价铁悬浮液。
上述的方法，优选的，所述(1)步骤中，所述羧甲基纤维素钠溶液浓度为3～12g/L；所述FeSO4溶液浓度为0.05～0.2M；
和/或，所述(2)步骤中，所述NaBH4溶液浓度0.1～0.4M；所述FeSO4溶液与所述NaBH4溶液体积比为1∶1，摩尔比为1∶2～4。
上述的方法，优选的，所述玻璃钢柱的柱高为10～20cm，内径为1.5～2.0cm，填充高度为7～17cm。
上述的方法，优选的，所述重金属污染土壤填充质量为30～50g。
上述的方法，优选的，所述纳米零价铁悬浮液通入体积为6～10孔隙体积。
上述的方法，优选的，所述纳米零价铁在土壤中的迁移流速为0.0005～0.005cm/s。
与现有技术相比，本发明的优点在于：
(1)本发明提供了一种重金属污染土壤的修复方法，在外压条件下，将稳定型纳米零价铁通入填充有重金属污染土壤的玻璃钢柱中，实现对土壤的洗脱。基于纳米零价铁的强大吸附能力和较好的迁移能力，在洗脱过程中，毒性较大的溶解重金属会吸附于稳定型纳米零价铁表面并随稳定型纳米零价铁迁移而去除，减小了土壤中重金属的浸出毒性和生物有效性。本发明的方法可一次性去除或减少毒性较大的镉、铅、铜、锌等重金属，不会造成纳米零价铁与解吸重金属的二次污染；而且此方法操作简单，时间和经济成本较小，对环境无毒害，对受重金属污染的土壤或地下水修复具有显著现实意义。
(2)本发明提供了一种重金属污染土壤的修复方法，其中纳米零价铁表面包覆有羧甲基纤维素钠，羧甲基纤维素钠能促成纳米零价铁形成微乳液，能增强其稳定性及其在土壤中的渗透性，克服了纳米零价铁在原位修复技术中反应活性降低，易团聚，迁移距离有限等短板。同时，羧甲基纤维素钠稳定剂是一类价格低廉，简单易得，在环境中易降解，对环境无毒无害，稳定效果好的多羟基高分子材料，可应用于大规模地下水环境的原位修复技术中。
(3)本发明提供了一种重金属污染土壤的修复方法，不会造成纳米零价铁的遗留问题，不会改变土壤原有物化性质和生态结构；整个系统结构简单、实用，并且能耗低、成本低。
(4)本发明提供的一种重金属污染土壤的修复方法是通过结合稳定型纳米零价铁的迁移能力和吸附能力来实现的，这区别于很多对纳米零价铁进行单一能力研究(迁移能力或吸附能力)的文献或专利；再者为了改善纳米零价铁的迁移和吸附能力，本发明优化了修复条件，有效地证实了纳米零价铁修复重金属污染土壤的可行性。
附图说明
为使本发明实施例的目的、技术方案和优点更加清楚，下面将结合本发明实施例中的附图，对本发明实施例中的技术方案进行清楚、完整的描述。
图1为实施例1中稳定型纳米零价铁(C-nZVI)的扫描电镜图。
图2为对比例1中纳米零价铁(B-nZVI)的扫描电镜图。
图3为利用稳定型纳米零价铁修复重金属污染土壤的系统流程图，其中1表示稳定型纳米零价铁悬浮液；2表示蠕动泵；3表示填充土壤的玻璃钢柱；4表示部分收集器。
图4为6～10孔隙体积的稳定型纳米零价铁悬浮液对土壤中重金属浸出毒性和生物有效性处理效率变化图。
图5为稳定型纳米零价铁在不同迁移流速下对土壤中重金属浸出毒性和生物有效性处理效率变化图。
具体实施方式
以下结合说明书附图和具体优选的实施例对本发明作进一步描述，但并不因此而限制本发明的保护范围。
以下实施例中所采用的材料和仪器均为市售。
实施例1：
一种本发明的经羧甲基纤维素钠稳定的纳米零价铁，采用以下方法制备得到：
(1)将超纯水通氮气20min以去除溶解氧做为配制溶液的溶剂。
(2)称取0.6g羧甲基纤维素钠(CMC)于100mL水中并在65℃水浴锅中密封加热，持续震荡其溶解，待其冷却后通氮气脱氧处理20min，得到羧甲基纤维素钠溶液。
(3)称取7.4464g FeSO4·7H2O溶于250mL水中得到0.107M的FeSO4溶液。称取2.0266gNaBH4溶于250mL水得到0.214M的NaBH4溶液。
(4)取25mL浓度为0.107M的FeSO4溶液立即加到装有100mL羧甲基纤维素钠溶液的250mL三口烧瓶中，边通氮气边搅拌得到CMC-Fe2+溶液。取25mL浓度为0.214M的NaBH4溶液以6mL/min的速度逐滴加到CMC-Fe2+溶液中，边通氮气边搅拌；NaBH4投加完后，继续边通氮气边搅拌20min，形成1.0g/L经羧甲基纤维素钠稳定的纳米零价铁(简称稳定型纳米零价铁)悬浮液，羧甲基纤维素钠质量分数为0.4wt％。
对比例1
一种本对比例的未稳定的纳米零价铁，采用以下方法制备得到：
将超纯水通氮气20min以去除溶解氧做为配制溶液的溶剂。称取7.4464g FeSO4·7H2O溶于250mL超纯水中得到0.107M的FeSO4溶液。称取2.0266g NaBH4溶于250mL超纯水中得到0.214M的NaBH4溶液。
取25mL浓度为0.107M的FeSO4溶液加到装有100mL超纯水的250mL三口烧瓶中，边通氮气边搅拌。取25mL浓度为0.214M的NaBH4溶液以6mL/min的速度逐滴加到FeSO4溶液中，边通氮气边搅拌。NaBH4投加完毕后，继续边通氮气边搅拌20min，形成1.0g/L未稳定纳米零价铁悬浮液。
在上述制备纳米零价铁的过程中，铁盐溶液浓度为0.05～0.2M，NaBH4溶液浓度为0.1～0.4M，均能达到相同或相似的技术效果。
分别对实施例1的稳定型纳米零价铁和对比例1的未稳定的纳米零价铁进行表面形态和平均粒径分析，图1为实施例1中稳定的纳米零价铁(C-nZVI)的扫描电镜图；图2为对比例1中未稳定的纳米零价铁(B-nZVI)的扫描电镜图。
从图1和图2中可知：在30000倍的扫描电镜下，与对比例1中未稳定的纳米零价铁相比，本发明实施例1制备的经羧甲基纤维素钠稳定的纳米零价铁具有特殊的微观结构。未稳定的纳米零价铁颗粒分散不均匀，形成链状的团聚结构，这主要是由于材料本身具有磁性，容易相互吸引而聚集；经羧甲基纤维素钠稳定的纳米零价铁颗粒分散性好，表面光滑且能清晰观察到稳定剂涂层附着于纳米零价铁表面，实现了纳米零价铁的稳定化。通过平均粒径分析(DLS)，未稳定的纳米零价铁平均粒径达到1000nm以上，这是由于未稳定的纳米零价铁的团聚现象使纳米零价铁不具有纳米尺寸；而经羧甲基纤维素钠稳定的纳米零价铁平均粒径为209.3nm，保证了纳米零价铁的纳米级尺寸。本发明制备的经羧甲基纤维素钠稳定的纳米零价铁分散稳定效果好，有效地解决了纳米零价铁易被氧化和颗粒团聚的问题，在保证纳米零价铁原有性质的前提下，可增强其在重金属污染土壤中的迁移能力。
实施例2
一种采用实施例1的经羧甲基纤维素钠稳定的纳米零价铁修复重金属污染土壤的方法，包括以下步骤：
(1)取自湖南省长沙市湘江岸边表层土壤(0～25cm)，进行预处理：取出石头、枝叶等杂质，过2mm筛。经预处理后的表层土壤pH值为7.6，土壤重金属Cd、Pb、Cu、Zn本地含量分别为22.5mg/kg，167.10mg/kg，30.25mg/kg，26.17mg/kg。
为使实验效果更加明显，采用重金属土壤加标的方式设计四种土壤样品，具体步骤为：
Cd污染土壤：将上述预处理后的表层土壤中加入重金属镉，使镉的含量达到500mg/kg。
Pb污染土壤：将上述预处理后的表层土壤中加入重金属铅，使铅的含量达到500mg/kg。
Cu污染土壤：将上述预处理后的表层土壤中加入重金属铜，使铜的含量达到500mg/kg。
Zn污染土壤：将上述预处理后的表层土壤中加入重金属锌，使锌的含量达到500mg/kg。
(2)分别将Cd污染土壤、Pb污染土壤、Cu污染土壤、Zn污染土壤以边装填边压实的方法填充到玻璃钢柱中，保证其通水后不会分层。在玻璃钢柱中的土壤量为38.5g。
(3)将玻璃钢柱通水至恒重，称量填充柱通水前后的质量，并计算其差值，得到孔隙体积PV，并计算孔隙率。
(4)先用10mMKNO3作为示踪剂检测填充柱的性能，再以0.0009cm/s的迁移流速将6PV的纳米零价铁悬浮液(浓度为1.0g/L)通到玻璃钢柱中进行洗脱，洗脱过程中的参数参见表1。用部分收集器收集流出液。稳定型纳米零价铁修复重金属污染土壤的流程见图3。
表1：稳定型纳米零价铁修复重金属污染土壤的相关参数
相关参数 柱实验
孔隙体积(mL)，PV 10.975
孔隙率θ 0.455
玻璃钢柱柱高(cm)，L 15
玻璃钢柱内径(cm)，Di 1.6
填充高度(cm) 12
容积密度(g/cm3)，ρ 2.23
达西流速(cm/s)，Vd 0.0009
介质粒径(μm) 289.3
(5)浸出毒性实验：5.7mL冰醋酸于蒸馏水中，定容至1L，用1mol/L的HNO3和1mol/LNaOH溶液调节pH值为2.88±0.05，形成土壤重金属浸出毒性的提取液。
取0.5g经步骤(4)处理后的土壤加10mL提取液得到混合溶液1，将混合溶液1以(30±2)r/min的速度在常温下振荡(18±2)h，然后在4000r/min下离心10min，用0.45μm滤膜过滤上清液取得滤液，再用浓HNO3调节滤液pH至2以长时间保存。滤液中的重金属浓度(mg/L)用以评价土壤浸出毒性。
用等体积(6PV)去离子水和等体积(6PV)未稳定纳米零价铁悬浮液修复重金属污染土壤的实验为对照实验。
表2：修复后土壤中四种重金属浸出毒性处理效率
浸出毒性处理效率(％) Cd Pb Cu Zn
去离子水 4.14 4.36 3.23 2.89
B-nZVI 34.60 35.85 33.63 30.12
C-nZVI 94.13 92.11 90.05 80.35
(6)生物有效性实验：30g甘氨酸溶于1L去离子水，用1∶1的HCl溶液调pH值至1.5，形成4mol/L甘氨酸提取液。
取0.5g经步骤(4)处理后的土壤加50mL甘氨酸提取液得到混合溶液2，然后将混合溶液2置于恒温水浴中震荡(37℃，100r/min)1h，然后在4000r/min下离心10min，用0.45μm滤膜过滤上清液取得滤液，加入1滴浓HCl进行酸化处理，在4℃下冷藏。滤液中的重金属浓度(mg/L)用以评价土壤的生物有效性。
用等体积(6PV)去离子水和等体积(6PV)未稳定纳米零价铁悬浮液修复重金属污染土壤的实验为对照实验。
表3：修复后土壤中四种重金属生物有效性处理效率
生物有效性处理效率(％) Cd Pb Cu Zn
去离子水 1.02 0.98 0.75 0.52
B-nZVI 12.33 10.79 8.64 8.11
C-nZVI 71.69 72.20 69.45 63.22
由表2和3可见，稳定型纳米零价铁(C-nZVI)的修复效果显著高于对照组中去离子水和未稳定的纳米零价铁(B-nZVI)的修复效果。这一现象可以解释为去离子水没有吸附能力，不易将重金属从土壤中分离出来，即使土壤中毒性较大的可溶性重金属溶于去离子水，但重金属在迁移过程中也会被土壤介质吸附截留；未稳定的纳米零价铁(B-nZVI)的修复效果也不显著，可以解释为即使未稳定的纳米零价铁(B-nZVI)有较强的吸附能力，但其在修复过程中稳定型低，迁移距离短，即使将土壤中毒性较大的可溶性重金属吸附于纳米零价铁表面，但也难以使得重金属从土壤中分离，而且纳米零价铁的部分截留，还会引发二次污染。而稳定型纳米零价铁(C-nZVI)对土壤中重金属的浸出毒性处理效率达到80～95％，对重金属的生物有效性处理效率达到63～73％。重金属的生物有效性去除效率低于浸出毒性去除效率，这是由于生物有效性提取液pH值更低、更高的水土比，使得部分不易被提取的重金属被提取液提取。再者，稳定型纳米零价铁(C-nZVI)对镉污染土壤的修复效果较好，但总体而言都能对其他重金属如Pb、Cu、Zn有高的吸附去除效果，因此利用稳定型纳米零价铁(C-nZVI)对重金属污染土壤进行柱实验洗脱，能大大降低了土壤中重金属的浸出毒性和生物有效性，从而达到修复效果。
实施例3
一种采用实施例1的稳定型纳米零价铁修复重金属污染土壤的方法，将实施例1中制成的稳定型纳米零价铁分别以0.0009cm/s的迁移流速通入填充有镉污染土壤(镉污染土壤成分同实施例2)的玻璃钢柱中(玻璃钢柱规格和土壤填充量与实施例2相同)，通入体积为6～10PV，用部分收集器收集流出液。修复效果用修复后土壤重金属的浸出毒性实验和生物有效性实验加以评价，具体步骤与实施例2相同。考察结果参见图4。
由图4可见，随着稳定型纳米零价铁悬浮液体积的增加，镉污染土壤中镉的浸出毒性处理效率和生物有效性处理效率得到提高，但是增加幅度有限，特别是将稳定型纳米零价铁悬浮液增加到10PV，相应处理效率提高不多，说明已达到处理效率的最大值，如再增加稳定型纳米零价铁的量已无益处。从实施例3可看出，适当增加稳定型纳米零价铁的量可以适当增加相应的处理效率，可以解释为较多的稳定型纳米零价铁提供了较多的吸附位点，持续地通入稳定型纳米零价铁悬浮液会使大部分毒性较大的溶解重金属吸附于纳米零价铁表面，被吸附的重金属最终会随稳定型纳米零价铁迁移穿透玻璃钢柱而分离。
实施例4
一种采用实施例1的稳定型纳米零价铁修复重金属污染土壤的方法，分别将三份实施例1中制成的稳定型纳米零价铁以0.0009cm/s的迁移流速通入填充有镉污染土壤(镉污染土壤成分同实施例2)的三种规格玻璃钢柱中(玻璃钢柱的相关参数参见表4)，通入体积为6PV，用部分收集器收集流出液。修复效果用修复后土壤重金属的浸出毒性实验和生物有效性实验加以评价，具体步骤与实施例2相同。考察结果见表5。
表4：纳米零价铁修复镉污染土壤的相关参数
表5：稳定型纳米零价铁在三种规格玻璃钢柱中对土壤的修复效果比较
镉的浸出毒性处理效率(％) 镉的生物有效性处理效率(％)
规格1 >99 73.12
规格2 94.13 71.69
规格3 75.32 54.13
由表5可见，随着玻璃钢规格的增大(土壤填充量增大)，稳定型纳米零价铁对镉污染土壤的修复效果降低。规格1～3玻璃钢柱的柱高分别为10cm，15cm，20cm，可以解释为迁移距离的延长会导致稳定型纳米零价铁在土壤中截留量的增多，分离出土壤中的溶解性镉就会相对减少。再者，6PV的稳定型纳米零价铁所提供的吸附位点可能不足以吸附过量的溶解性镉。因此可以预见当增大土壤处理量时，适当增加稳定型纳米零价铁的剂量可以适当提高重金属污染土壤的修复效果。
实施例5
一种采用实施例1的稳定型纳米零价铁修复重金属污染土壤的方法，将实施例1中制成的稳定型纳米零价铁分别以0.009cm/s，0.0021cm/s，0.0038cm/s，0.0049cm/s，0.0064cm/s的迁移流速通入填充有镉污染土壤(镉污染土壤成分同实施例2)的玻璃钢柱中(玻璃钢柱规格和土壤填充量同实施例2)，通入体积为6PV，用部分收集器收集流出液。修复效果用修复后土壤重金属的浸出毒性实验和生物有效性实验加以评价，具体步骤与实施例2相同。考察结果见图5。
由图5可见，镉污染土壤的修复效果随着稳定型纳米零价铁迁移流速的增加呈先升高后降低的趋势。这一现象可以解释为当迁移流速适当增加时，会适当减少截留于土壤中的纳米零价铁，更多的溶解重金属镉会吸附于稳定型纳米零价铁表面而随其迁移而流出，使得修复效果适当增加。但由于稳定型纳米零价铁较好的迁移性，使其在土壤中的截留量不多，适当增大迁移流速也只能在有限范围内减小纳米零价铁在土壤中的截留量。另一方面，当稳定型纳米零价铁在土壤中的迁移流速大于0.0038cm/s时，继续增大迁移流速会使稳定型纳米零价铁在土壤中的停留时间减少，部分溶解重金属镉还没有成功吸附于纳米零价铁表面但稳定型纳米零价铁已迁移流出，或者也可能是增压引起的稳定型纳米零价铁在土壤中的堵塞使其截留量增加。总而言之，本方法中稳定型纳米零价铁在重金属污染土壤中的迁移流速应当适当控制，这对于土壤的修复效果有显著影响。
以上所述，仅是本发明的较佳实施例而已，并非对本发明作任何形式上的限制。虽然本发明已以较佳实施例揭示如上，然而并非用以限定本发明。任何熟悉本领域的技术人员，在不脱离本发明的精神实质和技术方案的情况下，都可利用上述揭示的方法和技术内容对本发明技术方案做出许多可能的变动和修饰，或修改为等同变化的等效实施例。因此，凡是未脱离本发明技术方案的内容，依据本发明的技术实质对以上实施例所做的任何简单修改、等同替换、等效变化及修饰，均仍属于本发明技术方案保护的范围内。

Claims (10)

1.一种纳米零价铁修复重金属污染土壤的方法，其特征在于，包括以下步骤：
S1、将重金属污染土壤填充到玻璃钢柱中，通水至恒重；
S2、将纳米零价铁悬浮液通入到玻璃钢柱中，对所述重金属土壤进行洗脱。
2.根据权利要求1所述的方法，其特征在于，所述纳米零价铁悬浮液为经羧甲基纤维素钠稳定的纳米零价铁悬浮液。
3.根据权利要求2所述的方法，其特征在于，所述经羧甲基纤维素钠稳定的纳米零价铁悬浮液中纳米零价铁的浓度为1.0g/L；羧甲基纤维素钠的质量分数为0.2～0.8wt％。
4.根据权利要求2所述的方法，其特征在于，所述经羧甲基纤维素钠稳定的纳米零价铁悬浮液采用以下方法制备得到：
(1)先将羧甲基纤维素钠溶液与FeSO4溶液充分混合，并脱氧处理15～20min得到CMC-Fe2+螯合物；
(2)将NaBH4溶液加入到所述CMC-Fe2+螯合物中，脱氧处理15～20min得到经羧甲基纤维素钠稳定的纳米零价铁悬浮液。
5.根据权利要求4所述的方法，其特征在于，所述(1)步骤中，所述羧甲基纤维素钠溶液浓度为3～12g/L；所述FeSO4溶液浓度为0.05～0.2M；
和/或，所述(2)步骤中，所述NaBH4溶液浓度0.1～0.4M；所述FeSO4溶液与所述NaBH4溶液体积比为1∶1，摩尔比为1∶2～4。
6.根据权利要求1至5中任一项所述的方法，其特征在于，所述玻璃钢柱的柱高为10～20cm，内径为1.5～2.0cm，填充高度为7～17cm。
7.根据权利要求1至5中任一项所述的方法，其特征在于，所述重金属污染土壤填充质量为30～50g。
8.根据权利要求1至5中任一项所述的方法，其特征在于，所述纳米零价铁悬浮液通入体积为6～10孔隙体积。
9.根据权利要求1至5中任一项所述的方法，其特征在于，所述纳米零价铁在土壤中的迁移流速为0.0005～0.005cm/s。
10.根据权利要求1至5中任一项所述的方法，其特征在于，所述重金属污染土壤pH值为6.8～7.8，粒径为250～350μm。
CN201710316815.4A 2017-05-08 2017-05-08 纳米零价铁修复重金属污染土壤的方法 Pending CN106984640A (zh)

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