黃黎粵　丁竹紅　胡忻　陳逸珺

摘要：以納米氧化銅為研究對象，研究其在飽和石英砂柱中的運(yùn)移規(guī)律。首先，對納米氧化銅和土壤膠體進(jìn)行掃描電鏡（scanning electron microscope，簡稱SEM）、X射線衍射（X-ray diffraction，簡稱XRD）以及動態(tài)光散射（dynamic light scattering，簡稱DLS）等一系列的表征分析。然后，利用石柱運(yùn)移試驗(yàn)研究流速（u0=1、3、5 mL/min）、初始溶質(zhì)濃度（C0=5、20、50 mg/L）、酸堿性（pH值=5、7、9）、NaCl濃度（CNaCl=0.1、1、10 mmol/L）以及土壤膠體（粒徑為0～200、200 nm～1μm、1～2 μm）對納米氧化銅在飽和石英砂柱中運(yùn)移能力的影響。結(jié)果發(fā)現(xiàn)，流速越快，初始濃度越高，NaCl濃度越高，納米氧化銅在飽和石英砂柱中的運(yùn)移能力越強(qiáng)，堿性條件下的運(yùn)移能力大于酸性條件下的運(yùn)移能力。并且在大多數(shù)條件下，粒徑越大的土壤膠體對納米氧化銅運(yùn)移能力的促進(jìn)作用越大。

關(guān)鍵詞：納米氧化銅;土壤膠體;石英砂柱;運(yùn)移

中圖分類號： X53 文獻(xiàn)標(biāo)志碼： A

文章編號：1002-1302（2019）19-0284-07

收稿日期：2018-06-18

基金項(xiàng)目：國家自然科學(xué)基金（編號：21677075）。

作者介紹：黃黎粵（1990—），男，湖北宜昌人，碩士研究生，研究方向?yàn)橥寥佬迯?fù)。E-mail：1833298876@qq.com。

通信作者：丁竹紅，博士，教授，主要從事重金屬污染行為及治理研究。E-mail：dzhuhong@njtech.edu.cn。

隨著納米金屬氧化物在各個(gè)行業(yè)中的應(yīng)用[1-2]越來越多，納米金屬氧化物不可避免地被釋放[2-3]到環(huán)境中。由于納米金屬氧化物的環(huán)境危害[3]和毒性效應(yīng)[4]會造成一定的危害，而且納米金屬氧化物本身對很多污染物均有一定的吸附作用[5-6]，這就導(dǎo)致納米金屬氧化物在環(huán)境中運(yùn)移的同時(shí)還會使其他污染物一起運(yùn)移，導(dǎo)致污染加重。大量研究發(fā)現(xiàn)，納米金屬氧化物在環(huán)境中的運(yùn)移主要是以土壤和地下水作為介質(zhì)來進(jìn)行的，因此，研究納米金屬氧化物在土壤和地下水中的運(yùn)移規(guī)律成為研究納米金屬氧化物在環(huán)境中運(yùn)移規(guī)律的重點(diǎn)[7-8]。

由于土壤和地下水系統(tǒng)的組成和結(jié)構(gòu)十分復(fù)雜，很難完全還原真實(shí)環(huán)境中納米金屬氧化物在土壤和地下水系統(tǒng)中的運(yùn)移情況[9]，一般都是通過實(shí)驗(yàn)室模擬來完成對納米金屬氧化物運(yùn)移的研究[10-12]。近年來，大部分研究人員都是通過研究納米金屬氧化物在多孔介質(zhì)中的運(yùn)移情況來模擬其在土壤和地下水系統(tǒng)中的運(yùn)移情況[13-14]。納米金屬氧化物在多孔介質(zhì)中的運(yùn)移會受到很多因素的影響[15]，國內(nèi)外的研究人員也對其中的規(guī)律作了大量的研究[16-17]。研究發(fā)現(xiàn)，提高流速，可使納米二氧化鈦在多孔介質(zhì)中的運(yùn)移能力增強(qiáng)，當(dāng)背景溶液的離子強(qiáng)度低于6 mmol/L時(shí)，納米二氧化鈦可以全部在多孔介質(zhì)中穿透，流速的變化影響了納米二氧化鈦在運(yùn)移時(shí)的沉積效果和接觸效率;納米氧化鋅在pH值=9.1時(shí)運(yùn)移能力最弱，在pH值=4時(shí)流出液中的鋅元素貢獻(xiàn)中大部分為鋅離子，而pH值=10時(shí)大部分為納米氧化鋅;納米氧化鋅在離子強(qiáng)度較低（0.2～2 mmol/L CaCl2和2～6 mmol/L NaCl）時(shí)的沉降效果基本不變;在離子強(qiáng)度較高（3 mmol/L CaCl2和12 mmol/L～25 mmol/L NaCl）時(shí)，納米氧化鋅的沉降效果變強(qiáng)，并且背景溶液為CaCl2時(shí)的變化更加顯著[18-20]。綜上所述，選擇納米金屬氧化物中研究較少的納米氧化銅作為研究對象，研究流速、初始濃度、酸堿性、NaCl濃度以及土壤膠體對其在飽和石英砂柱中運(yùn)移能力的影響，以揭示其在飽和石英砂柱中的運(yùn)移規(guī)律。

1 材料與方法

1.1 試驗(yàn)材料

1.1.1 納米氧化銅

試驗(yàn)所用納米氧化銅粉末購于上海阿拉丁生化科技股份有限公司，粒徑規(guī)格為40 nm，純度為 99.5%。用NaCl粉末配制NaCl濃度為1 mmol/L的背景溶液，pH值=7。稱取適量納米氧化銅粉末添加到背景溶液中得到質(zhì)量濃度為20 mg/L的納米氧化銅懸浮液。使用超聲波細(xì)胞破碎儀將所制得的納米氧化銅懸浮液超聲30 min，得到納米氧化銅分散液。圖1是放大60 000倍的納米氧化銅分散液的掃描電子顯微鏡（scanning electron microscope，簡稱SEM）（S-3400N Ⅱ，Hitachi，Japan）圖像，可以看到納米氧化銅大都呈不規(guī)則的橢圓形。與其他納米顆粒容易發(fā)生團(tuán)聚[21]的性質(zhì)一樣，大部分納米氧化銅顆粒團(tuán)聚在一起，原本粒徑只有40 nm左右的納米氧化銅顆粒的團(tuán)聚體粒徑達(dá)到了200 nm左右。通過動態(tài)光散射（DLS）粒度儀（90plus，BIC，USA）測得納米氧化銅分散液中納米氧化銅顆粒的平均粒徑為218 nm，Zeta電位為6.52 mV。圖2是納米氧化銅粉末的X射線衍射（XRD）譜圖（XRD-600 X，Hitachi，Japan），其中2θ為入射光線與反射光線的夾角，可以看到在14.2°、16.8°、26.5°、39.7°以及46.5°處有屬于氧化銅晶體所特有的衍射峰出現(xiàn)[22]。圖3是納米氧化銅粉末的傅里葉變換紅外（fourier transform infrared spectrometer，簡稱FT-IR）光譜圖（NEXUS870，Nicolef，USA），可以看到在 1 450 cm-1 處是 H—O 鍵的彎曲振動吸收峰，900 cm-1處的吸收峰是C—O鍵的伸縮振動吸收峰，550 cm-1處的吸收峰屬于納米氧化銅的特征吸收帶[23]。

1.1.2 石英砂

石英砂購于東海遠(yuǎn)洋石英砂廠，過篩得到粒徑為40～60目的石英砂。為去除石英砂表面的一些雜質(zhì)和金屬氧化物[24]，將濃硝酸與純水按1 ∶3的比例混合后將石英砂置于其中浸泡48 h，取出后用純水反復(fù)沖洗后烘干備用。

1.1.3 土壤膠體（SC）

制備土壤膠體的原料為江西省鷹潭市的紅壤。基于離心法對土壤顆粒進(jìn)行分級，將土壤樣品通過初篩、去有機(jī)質(zhì)和碳酸鹽、超聲分散、離心分級、濃縮凍干得到粒徑分別為0～200 nm、200 nm～1 μm 、1～2 μm的土壤膠體固體粉末[25]。圖4是土壤膠體的XRD能譜，可以看到在3種粒徑的土壤膠體均在19.98°（晶面間距d=4.255 ）、26.57°（晶面間距d=3.341 ）、35.02°（晶面間距d=2.456 ）處有衍射峰的出現(xiàn)，說明土壤膠體中含有石英礦物質(zhì)[26]，且粒徑為1～2 μm的土壤膠體的衍射峰較粒徑為0～200 nm和200 nm～1 μm的土壤膠體明顯，說明其中的石英含量比其他2種高。由圖5可知，在波數(shù)為3 700、3 600 cm-1處的羥基（—OH）伸縮振動峰是高嶺石和埃洛石的特征吸收峰，在1 050、900 cm-1處的Si—O—Si鍵和Si—O—Al鍵伸縮振動峰也是高嶺石所特有的吸收峰[27]。圖6是放大倍數(shù)為10 000倍的粒徑為0～200 nm、200 nm～1 μm、1～2 μm土壤膠體的掃描電子顯微鏡結(jié)果，可以看出土壤膠體大都呈不規(guī)則的圓形或方形，與納米粒子容易團(tuán)聚的特性一樣，大部分土壤膠體也很容易發(fā)生團(tuán)聚，所得到的土壤膠體的粒徑基本上是在0～200 nm、200 nm～1 μm、1～2 μm之間，與預(yù)期相符。按照與制備納米氧化銅相同的方法制備相同質(zhì)量濃度的土壤膠體分散液，通過動態(tài)光散射粒度儀測定3種粒徑土壤膠體分散液中0～200 nm、200 nm～1 μm、1～2 μm土壤膠體的平均粒徑分別為187、785、1 358 nm，Zeta電位分別為-15.2、-10.3、-13.6 mV。3種土壤膠體各取1 mg，用濃鹽酸消解后定容到5 mL，利用等離子光譜儀（Optima 5300DV，PE，USA）測定其銅含量，結(jié)果顯示，3種土壤膠體的銅含量基本一致，均在 8.52 mg/kg 左右。

1.2 試驗(yàn)方法

試驗(yàn)地點(diǎn)為南京大學(xué)現(xiàn)代分析中心，時(shí)間為2017年9—10月。

1.2.1 石英砂柱

試驗(yàn)所用石英砂柱如圖7所示，柱高為 5 cm，內(nèi)徑為0.75 cm，由于石英砂柱的體積是一定的，所以將每次充滿石英砂柱所用水溶液的體積除以石英砂柱的體積就是孔隙率，測得3次平均孔隙率為0.46。為保證柱子在填充完后不會有氣泡滯留在其中，采用濕裝法裝柱[28]。

1.2.2 柱運(yùn)移試驗(yàn)

柱運(yùn)移試驗(yàn)的流程如圖8所示，將石英砂柱的兩頭分別連接蠕動泵和自動樣品收集器，先用蠕動泵將10個(gè)孔隙體積的純水通入石英砂柱中，用來沖洗石英砂柱中的雜質(zhì)，同時(shí)也可以將蠕動泵的流速調(diào)節(jié)到試驗(yàn)所需要的流速，結(jié)合流速將自動樣品收集器的時(shí)間設(shè)定為每次收集的樣品體積為3 mL。然后將分散好的納米氧化銅分散液通過蠕動泵通入石英砂柱中，開始收集樣品。通過調(diào)節(jié)蠕動泵，制備不同質(zhì)量濃度的納米氧化銅分散液，用NaOH和HCl溶液調(diào)節(jié)背景溶液的pH值，制備不同NaCl濃度的背景溶液來考察流速、初始濃度、酸堿性、NaCl濃度對納米氧化銅在石英砂柱中運(yùn)移的影響。通過在不同酸堿度和NaCl濃度的背景溶液中加入與納米氧化銅等質(zhì)量的土壤膠體，考察在不同條件下土壤膠體對納米氧化銅在石英砂柱中運(yùn)移的影響。

1.3 分析方法

1.3.1 納米氧化銅在石英砂柱中運(yùn)移的穿透曲線

在納米氧化銅的柱運(yùn)移試驗(yàn)中，將通入前的納米氧化銅懸浮液和流出后的樣品溶液不經(jīng)過消解便離心后取上清液測定其中銅離子含量，結(jié)果表明其中無銅離子含量，這證明納米氧化銅在不同試驗(yàn)條件下以及在石英砂柱穿透過程中沒有轉(zhuǎn)化成銅離子。對于納米氧化銅的測定，是將收集到的樣品通過濃鹽酸消解，通過電感耦合等離子體發(fā)射光譜儀（ICP-OES）測定其中的銅離子濃度，由于銅離子全部來自納米氧化銅，所以可以將銅離子的濃度換算成納米氧化銅的濃度，從而得到納米氧化銅在石英砂柱中的穿透曲線。

土壤膠體中的銅含量僅為8.52 mg/kg左右，根據(jù)計(jì)算，在土壤膠體和納米氧化銅的共運(yùn)移試驗(yàn)中，土壤膠體所能提供的銅的量小到可以忽略不計(jì)。為更進(jìn)一步地扣除土壤膠體所含的銅的影響，將所收集到的樣品通過濃鹽酸消解，但通過ICP-OES同時(shí)去測定其中的銅離子和鐵離子濃度，由于此時(shí)銅離子同時(shí)由納米氧化銅和土壤膠體貢獻(xiàn)，但鐵離子只來源于土壤膠體，而土壤膠體中的礦質(zhì)元素與其本身的濃度成正比，所以可以通過換算得到銅離子中土壤膠體貢獻(xiàn)的量，減去土壤膠體所貢獻(xiàn)的銅離子的量后得到的就是納米氧化銅貢獻(xiàn)的量，從而得到納米氧化銅的濃度，得到存在土壤膠體的條件下納米氧化銅在石英砂柱中的穿透曲線。

1.3.2 CDE模型

在模擬飽和多孔介質(zhì)中溶質(zhì)的運(yùn)移時(shí)，研究人員經(jīng)常使用對流-彌散方程（convective-dispersive equation，簡稱CDE）來進(jìn)行處理[29]。本試驗(yàn)條件是在一維的飽和石英砂柱中以穩(wěn)定流速流動，適用于CDE模型，模型的方程如下：

RCt=D02Cx2+u0Cx。

式中：C表示溶質(zhì)濃度，mg/L;D0表示水動力彌散系數(shù)，cm2/min;u0表示流速，mL/min;R表示阻滯因子;t表示時(shí)間，min;x表示距離，cm。在邊界條件和初始條件

C（x，0）=0，x>0;

C（∞，t）=0，t>0;

-DCx+VCx→0=VC0，x>0

下的解析解為

C（x，t）C0=12erfc[JB（[]x-ut2Dt]+12exp[JB（（]uxD[JB））]erfc[JB（[]x+ut2Dt]。

其中：

u=u0R，D=D0R。

式中：C0為溶質(zhì)的初始濃度，mg/L。

CDE模型參數(shù)通過Origin軟件進(jìn)行擬合，將每組的試驗(yàn)數(shù)據(jù)（C/C0與t）輸入到軟件中，在軟件中輸入CDE模型方程解析解的公式，通過非線性擬合的方式進(jìn)行分析得到每組數(shù)據(jù)（C/C0與t）的擬合曲線。按照柱運(yùn)移試驗(yàn)穿透曲線的慣例，根據(jù)石英砂柱孔隙體積與時(shí)間的關(guān)系將橫坐標(biāo)換算成孔隙體積。

2 結(jié)果與分析

2.1 流速、初始濃度、酸堿性、NaCl濃度對納米氧化銅在飽和石英砂柱中運(yùn)移的影響

由表1可知，納米氧化銅在石英砂柱中運(yùn)移的CDE模型的擬合參數(shù)與CDE模型的擬合度較好，R2均達(dá)到了0.95以上。結(jié)合圖9、表1可以看出，當(dāng)流速為5 mL/min時(shí)的阻滯因子最大，納米氧化銅達(dá)到最大出水濃度（C/C0）的時(shí)間較長，但此時(shí)的水動力彌散系數(shù)最大，最大出水濃度最高，納米氧化銅的運(yùn)移能力最強(qiáng);當(dāng)流速為1 mL/min時(shí)，阻滯因子最小，水動力彌散系數(shù)較小，納米氧化銅的運(yùn)移能力最弱。說明流速越快，納米氧化銅在飽和石英砂柱中的運(yùn)移能力越強(qiáng)，與殷憲強(qiáng)等的研究結(jié)果[30]相近。同理，當(dāng)納米氧化銅分散液的初始濃度為50 mg/L時(shí)的阻滯因子最小，水動力彌散系數(shù)最大，納米氧化銅的運(yùn)移能力最強(qiáng);當(dāng)初始濃度為5 mg/L時(shí)的阻滯因子最大，水動力彌散系數(shù)最小，納米氧化銅的運(yùn)移能力最弱。說明納米氧化銅的濃度越高，其在飽和石英砂柱中的運(yùn)移能力越強(qiáng)，與張博文等的研究結(jié)果[31]類似。當(dāng)背景溶液的pH值為9時(shí)，阻滯因子最小，水動力彌散系數(shù)最大，納米氧化銅的運(yùn)移能力最強(qiáng);當(dāng)pH值為7時(shí)，阻滯因子最大，水動力彌散系數(shù)最小，納米氧化銅的運(yùn)移能力最弱。說明無論是在弱酸還是弱堿的情況下，納米氧化銅在飽和石英砂柱中的運(yùn)移能力都得到了提高，且在堿性條件下的運(yùn)移能力大于在酸性條件下的運(yùn)移能力，與孫慧敏等的研究結(jié)果[32]類似。當(dāng)背景溶液CNaCl=10 mmol/L時(shí)的阻滯因子最小，水動力彌散系數(shù)最大，納米氧化銅的運(yùn)移能力最強(qiáng);當(dāng)CNaCl=0.1 mmol/L 時(shí)的阻滯因子最大，水動力彌散系數(shù)最小，納米氧化銅的運(yùn)移能力最弱。說明NaCl濃度的增加增強(qiáng)了納米氧化銅在飽和石英砂柱中的運(yùn)移能力，與韓鵬等的研究結(jié)果[33]類似。

2.2 土壤膠體對納米氧化銅在飽和石英砂柱中運(yùn)移的影響

結(jié)合圖10、表2可知，不同粒徑土壤膠體影響下納米氧化銅穿透曲線的擬合度較好，R2均在0.94以上;當(dāng)pH值為5時(shí)，在背景溶液中加入粒徑為1～2 μm土壤膠體時(shí)的阻滯因子較小，納米氧化銅達(dá)到最大出水濃度（C/C0）的時(shí)間較短，此時(shí)的水動力彌散系數(shù)最大，最大出水濃度最高，納米氧化銅的運(yùn)移能力最強(qiáng);背景溶液中不存在土壤膠體時(shí)的阻滯因子最大，水動力彌散系數(shù)最小，納米氧化銅的運(yùn)移能力最弱。說明在弱酸性條件下，土壤膠體均促進(jìn)了納米氧化銅在飽和石英砂柱中的運(yùn)移，并且粒徑越大的土壤膠體對納米氧化銅運(yùn)移能力的促進(jìn)作用越大。同理，在pH值為7時(shí)，在背景溶液中加入粒徑為200 nm～1 μm的土壤膠體時(shí)阻滯因子最小，水動力彌散系數(shù)最大，納米氧化銅的運(yùn)移能力最強(qiáng);背景溶液中不存在土壤膠體時(shí)的阻滯因子最大，水動力彌散系數(shù)較小，納米氧化銅的運(yùn)移能力最弱。由此可知，在中性條件下，土壤膠體均對納米氧化銅在飽和石英砂柱中的運(yùn)移起到了促進(jìn)作用，并且粒徑較大的土壤膠體對納米氧化銅運(yùn)移能力的影響較大，粒徑為200 nm～1 μm的土壤膠體比粒徑為 1～2 μm 的土壤膠體的影響更大。同理，當(dāng)pH值為9時(shí)，在背景溶液中加入粒徑為200 nm～1 μm的土壤膠體時(shí)阻滯因子最小，水動力彌散系數(shù)較大，納米氧化銅的運(yùn)移能力最強(qiáng);在背景溶液中加入粒徑為1～2 μm的土壤膠體時(shí)的阻滯因子較大，水動力彌散系數(shù)最小，納米氧化銅的運(yùn)移能力最弱?？梢钥闯鲈谌鯄A性條件下，只有粒徑為200 nm～1 μm的土壤膠體促進(jìn)了納米氧化銅在飽和石英砂柱中的運(yùn)移，其他2種粒徑范圍的土壤膠體反而阻礙了納米氧化銅的運(yùn)移，導(dǎo)致其運(yùn)移能力下降。

結(jié)合圖11和表2可知，當(dāng)CNaCl=0.1 mmol/L時(shí)，在背景溶液中加入粒徑為200 nm～1 μm的土壤膠體時(shí)的阻滯因子最小，納米氧化銅達(dá)到最大出水濃度的時(shí)間最短，此時(shí)的水動力彌散系數(shù)最大，最大出水濃度最高，納米氧化銅的運(yùn)移能力最強(qiáng)。同理，背景溶液中不存在土壤膠體時(shí)的阻滯因子最大，水動力彌散系數(shù)最小，納米氧化銅的運(yùn)移能力最弱。說明在NaCl濃度較低的條件下，土壤膠體均促進(jìn)了納米氧化銅在飽和石英砂柱中的運(yùn)移，并且0～200 nm粒徑的土壤膠體對納米氧化銅運(yùn)移能力的促進(jìn)作用最小，粒徑為200 nm～1 μm的土壤膠體比粒徑為1～2 μm的土壤膠體的影響更大。當(dāng)CNaCl=1 mmol/L時(shí)，在背景溶液中加入粒徑為200 nm～1 μm的土壤膠體時(shí)的阻滯因子最小，水動力彌散系數(shù)最大，納米氧化銅的運(yùn)移能力最強(qiáng);背景溶液中不存在土壤膠體時(shí)的阻滯因子最大，水動力彌散系數(shù)較小，納米氧化銅的運(yùn)移能力最弱。說明在NaCl濃度適中的條件下，土壤膠體均對納米氧化銅在飽和石英砂柱中的運(yùn)移起到了促進(jìn)作用，并且粒徑較大的土壤膠體對納米氧化銅的運(yùn)移能力影響較大，粒徑為 200 nm～1 μm的土壤膠體比粒徑為1～2 μm的土壤膠體影響更大。當(dāng)CNaCl=10 mmol/L時(shí)，在背景溶液中加入粒徑為 1～2 μm 的土壤膠體時(shí)的阻滯因子較小，水動力彌散系數(shù)最大，納米氧化銅的運(yùn)移能力最強(qiáng);背景溶液中不存在土壤膠體時(shí)的阻滯因子較大，水動力彌散系數(shù)最小，納米氧化銅的運(yùn)移能力最弱。說明在NaCl濃度較高的條件下，土壤膠體均促進(jìn)了納米氧化銅在飽和石英砂柱中的運(yùn)移，并且粒徑越大的土壤膠體越能促進(jìn)對納米氧化銅的運(yùn)移。

3 結(jié)論

流速越快，初始濃度越高，NaCl濃度越高，納米氧化銅在飽和石英砂柱中的運(yùn)移能力越強(qiáng)。無論是在弱酸還是弱堿的情況下，納米氧化銅的運(yùn)移能力均得到了提高，并且在堿性條件下的運(yùn)移能力大于在酸性條件下的運(yùn)移能力。在弱酸性和中性條件下，土壤膠體均促進(jìn)了納米氧化銅在飽和石英砂柱中的運(yùn)移，并且粒徑較大的土壤膠體對納米氧化銅的運(yùn)移能力影響較大。在弱堿性條件下，只有粒徑為200 nm～1 μm的土壤膠體促進(jìn)了納米氧化銅在飽和多孔介質(zhì)中的運(yùn)移，其他2種粒徑范圍的土壤膠體反而阻礙了納米氧化銅的運(yùn)移，導(dǎo)致其運(yùn)移能力下降。在不同NaCl濃度條件下，土壤膠體均促進(jìn)了納米氧化銅在飽和石英砂柱中的運(yùn)移，并且粒徑越大的土壤膠體對納米氧化銅運(yùn)移能力的促進(jìn)作用越大。當(dāng)離子強(qiáng)度較低時(shí)，粒徑為200 nm～1 μm的土壤膠體比粒徑為1～2 μm的土壤膠體的影響更大。

參考文獻(xiàn)：

[1]王 淼，李振華，魯 陽，等. 納米材料應(yīng)用技術(shù)的新進(jìn)展[J]. 材料科學(xué)與工程，2000，18（1）：105-107.

[2]Aragay G，Merkoci A. Nanomaterials application in electrochemical detection of heavy metals[J]. Electrochimica Acta，2012，84（SI）：49-61.

[3]王 娜，程炯佳，金 焰，等. 人工納米材料的生物效應(yīng)及其對生態(tài)環(huán)境的影響[J]. 生態(tài)毒理學(xué)報(bào)，2007，2（3）：252-264.

[4]朱小山，朱 琳，田勝艷，等. 三種金屬氧化物納米顆粒的水生態(tài)毒性[J]. 生態(tài)學(xué)報(bào)，2008，28（8）：3507-3516.

[5]關(guān)曉輝，趙 潔，秦玉春. 納米Fe3O4的制備及其輔助吸附重金屬離子的特性[J]. 環(huán)境化學(xué)，2005，24（4）：409-412.

[6]李浩洋，高恩君，聞 蘭. 納米二氧化鈦的制備及對金屬離子吸附研究進(jìn)展[J]. 當(dāng)代化工，2006，35（2）：84-86，96.

[7]方 婧，余博陽. 3種金屬氧化物納米材料在不同土壤中運(yùn)移行為研究[J]. 環(huán)境科學(xué)，2013，34（10）：4050-4057.

[8]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.

[9]李淳學(xué)，夏建中，竹 相. 納米顆粒在多孔介質(zhì)中運(yùn)移規(guī)律的研究進(jìn)展[J]. 浙江科技學(xué)院學(xué)報(bào)，2015，27（6）：526-530.

[10]胡俊棟，鞠 莉，寇小明，等. 幾種物理因素對四氧化三鐵納米顆粒在有機(jī)質(zhì)存在條件下的飽和多孔介質(zhì)中遷移持留行為的影響[J]. 農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào)，2010，29（10）：2017-2024.

[11]Lv X E，Gao B，Sun Y Y，et al. Effects of grain size and structural heterogeneity on the transport and retention of nano-TiO2 in saturated porous media[J]. Science of the Total Environment，2016，563（9）：987-995.

[12]郭瞻宇，郭 堤，蔣亞輝，等. SBA-15在飽和石英砂介質(zhì)中的運(yùn)移及其對Cd（Ⅱ）遷移的影響[J]. 西北農(nóng)業(yè)學(xué)報(bào)，2017，26（8）：1259-1266.

[13]盧 寧，趙法軍. 非水溶性超分散納米催化劑在多孔介質(zhì)中的運(yùn)移機(jī)理研究[J]. 當(dāng)代化工，2017，46（9）：1741-1743，1748.

[14]袁雪梅，鄧仕槐，楊悅鎖，等. 納米銀在飽和多孔介質(zhì)含水層中遷移主控機(jī)理和影響特征[J]. 化工學(xué)報(bào)，2017，68（11）：4154-4160.

[15]Han Y，Kim D，Hwang G，et al. Aggregation and dissolution of ZnO nanoparticles synthesized by different methods：influence of ionic strength and humic acid[J]. Colloids and Surfaces A-Physicochemical and Engineering Aspects，2014，451：7-15.

[16]Phenrat T，F(xiàn)agerlund F，Illangasekare T A，et al. Polymer-modified Fe0 nanoparticles target entrapped NAPL in two dimensional porous media：effect of particle concentration，NAPL saturation，and injection strategy[J]. Environmental Science & Technology，2011，45（14）：6102-6109.

[17]Sourani S，Afkhami M，Kazemzadeh Y，et al. Effect of fluid flow characteristics on migration of nano-particles in porous media[J]. Geomaterials，2014，4（3）：73-81.

[18]Bayat A E，Junin R，Derahman M N. TiO2 nanoparticle transport and retention through saturated limestone porous media under various Ionic strength conditions[J]. Chemosphere，2015，134（9）：7-15.

[19]Jiang X J，Wang X E，Tong M P，et al. Initial transport and retention behaviors of ZnO nanoparticles in quartz sand porous media coated with Escherichia coli biofilm[J]. Environmental Pollution，2013，174（5）：38-49.