2D-MoS?/nZVI復合材料去除水中污染物的性能、機制與理論探究一、引言1.1研究背景與意義水是人類生存和發(fā)展不可或缺的重要資源，然而，隨著全球工業(yè)化、城市化進程的加速，水污染問題日益嚴峻，已成為威脅人類健康和生態(tài)環(huán)境的重大挑戰(zhàn)。工業(yè)廢水、農(nóng)業(yè)面源污染、生活污水等未經(jīng)有效處理大量排放，致使水體中重金屬、有機污染物、微生物等有害物質含量超標，水質惡化。據(jù)相關數(shù)據(jù)顯示，全球每年約有數(shù)百億噸污水直接排入自然水體，眾多河流、湖泊和海洋受到不同程度的污染，如我國部分地區(qū)的河流出現(xiàn)黑臭現(xiàn)象，湖泊富營養(yǎng)化嚴重，海洋赤潮頻發(fā)。水污染給人類健康帶來了極大的危害，飲用或接觸被污染的水，可能引發(fā)各類疾病。化學性污染如重金屬汞、鎘、鉛等，在人體中積累會損害神經(jīng)系統(tǒng)、免疫系統(tǒng)和生殖系統(tǒng)，導致水俁病、痛痛病等嚴重疾??；有機污染物如多環(huán)芳烴、農(nóng)藥殘留等具有致癌、致畸、致突變的“三致”效應；生物性污染中的細菌、病毒、寄生蟲等可引發(fā)霍亂、傷寒、痢疾、血吸蟲病等傳染病，威脅人類生命安全。同時，水污染對生態(tài)系統(tǒng)造成了嚴重破壞，影響水生生物的生存和繁衍，破壞生物多樣性，進而影響整個生態(tài)平衡。此外，水污染還制約了經(jīng)濟的可持續(xù)發(fā)展，增加了水處理成本，降低了水資源的利用效率，對農(nóng)業(yè)灌溉、工業(yè)生產(chǎn)和旅游業(yè)等產(chǎn)生負面影響。為解決水污染問題，開發(fā)高效、經(jīng)濟、環(huán)保的水處理材料和技術至關重要。傳統(tǒng)的水處理方法如沉淀、過濾、消毒等，在去除水中污染物方面存在一定的局限性，難以滿足日益嚴格的水質標準和復雜的污染狀況。納米零價鐵（nZVI）作為一種新型的納米材料，因其具有較大的比表面積、高反應活性和強還原性，在水污染治理領域展現(xiàn)出廣闊的應用前景。nZVI能夠通過還原、吸附、共沉淀等作用去除水中的重金屬離子、有機污染物等，將高價態(tài)的重金屬離子還原為低價態(tài)，降低其毒性；對有機污染物進行降解，轉化為無害的小分子物質。但是，nZVI存在易團聚、易被氧化、穩(wěn)定性差等問題，導致其實際應用效果受到限制。二維材料二硫化鉬（2D-MoS?）具有獨特的層狀結構、較大的比表面積和良好的化學穩(wěn)定性，在催化、吸附等方面表現(xiàn)出優(yōu)異的性能。其層間存在較弱的范德華力，易于剝離和修飾，為負載其他物質提供了可能。將2D-MoS?與nZVI復合形成2D-MoS?/nZVI復合材料，有望綜合兩者的優(yōu)勢，提高材料的穩(wěn)定性和對污染物的去除能力。2D-MoS?可以作為載體，有效分散nZVI，防止其團聚，同時，2D-MoS?的高比表面積和豐富的活性位點能夠增強對污染物的吸附能力，與nZVI的還原作用協(xié)同，提高對水中污染物的去除效率。因此，研究2D-MoS?/nZVI復合材料去除水中污染物的性能和機理，對于開發(fā)新型高效的水處理材料，解決水污染問題具有重要的理論意義和實際應用價值。通過深入探究復合材料的結構與性能關系，優(yōu)化材料的制備工藝，揭示其去除污染物的微觀機制，為該材料的大規(guī)模應用提供科學依據(jù)和技術支持，有助于推動水污染治理技術的發(fā)展，保障水資源的安全和可持續(xù)利用。1.2國內(nèi)外研究現(xiàn)狀近年來，隨著對水資源保護和水污染治理的關注度不斷提高，2D-MoS?、nZVI及2D-MoS?/nZVI復合材料在去除水中污染物方面的研究取得了顯著進展。2D-MoS?由于其獨特的層狀結構和優(yōu)異的物理化學性質，在水處理領域展現(xiàn)出了潛在的應用價值。研究表明，2D-MoS?對多種污染物具有吸附和催化降解作用。其大比表面積和豐富的活性位點能夠提供較多的吸附空間，通過靜電作用、π-π相互作用等方式吸附水中的重金屬離子、有機污染物等。在對水中重金屬離子的吸附研究中，2D-MoS?對Pb2?、Cd2?等重金屬離子具有較高的吸附容量，吸附容量可達[X]mg/g。在有機污染物處理方面，2D-MoS?能夠催化降解一些有機污染物，如對羅丹明B、亞甲基藍等染料分子，在光照條件下，2D-MoS?可通過光催化作用將這些染料分子降解為小分子物質。部分學者還對2D-MoS?的改性進行了研究，通過引入不同的官能團或與其他材料復合，進一步提高其對污染物的去除性能。nZVI作為一種高效的水處理材料，在去除水中污染物方面也得到了廣泛的研究。nZVI具有較高的還原活性，能夠將水中的重金屬離子如Cr(Ⅵ)、Hg2?等還原為低毒性或無毒的形態(tài)，從而降低其對環(huán)境的危害。以Cr(Ⅵ)為例，nZVI可將其還原為Cr(Ⅲ)，反應過程中，nZVI表面的電子轉移到Cr(Ⅵ)上，使其發(fā)生還原反應。對于有機污染物，nZVI可通過電子轉移、氫自由基加成等作用，破壞有機污染物的化學鍵，實現(xiàn)降解。在處理含氯有機物時，nZVI能夠使C-Cl鍵斷裂，實現(xiàn)脫氯降解。但是，nZVI存在易團聚的問題，團聚后的nZVI比表面積減小，活性位點被遮蔽，導致反應活性降低。同時，nZVI在空氣中容易被氧化，其表面會形成一層氧化膜，阻礙其與污染物的接觸和反應，從而降低其去除污染物的效率。為了克服nZVI的局限性，將2D-MoS?與nZVI復合形成2D-MoS?/nZVI復合材料成為研究熱點。2D-MoS?/nZVI復合材料結合了2D-MoS?和nZVI的優(yōu)點，展現(xiàn)出了更優(yōu)異的去除水中污染物的性能。一方面，2D-MoS?的層狀結構可以作為載體，有效分散nZVI，防止其團聚，提高nZVI的穩(wěn)定性和反應活性。另一方面，2D-MoS?與nZVI之間存在協(xié)同作用，2D-MoS?對污染物的吸附作用能夠使污染物富集在材料表面，為nZVI的還原反應提供更多的反應物，從而提高對污染物的去除效率。在對水中雙酚A的去除研究中，2D-MoS?/nZVI復合材料的去除率明顯高于單獨使用2D-MoS?或nZVI。一些研究還探討了2D-MoS?/nZVI復合材料的制備方法對其性能的影響，不同的制備方法會導致復合材料的結構和組成不同，進而影響其對污染物的去除效果。盡管2D-MoS?、nZVI及2D-MoS?/nZVI復合材料在去除水中污染物方面的研究取得了一定的成果，但仍存在一些不足之處。目前對于2D-MoS?/nZVI復合材料去除污染物的微觀機理研究還不夠深入，雖然已知兩者存在協(xié)同作用，但具體的協(xié)同機制、電子轉移過程以及活性位點的作用等方面還需要進一步探究。在實際應用中，2D-MoS?/nZVI復合材料的穩(wěn)定性和耐久性還需要進一步提高，以適應復雜的水質條件和長期運行的要求。此外，復合材料的制備成本相對較高，限制了其大規(guī)模應用，如何開發(fā)低成本、高效的制備工藝也是亟待解決的問題。綜上所述，本文將針對當前研究的不足，深入研究2D-MoS?/nZVI復合材料去除水中污染物的性能和機理。通過優(yōu)化制備工藝，提高復合材料的穩(wěn)定性和去除效率；運用第一性原理等理論計算方法，從微觀層面揭示復合材料與污染物之間的相互作用機制，為該材料的實際應用提供更堅實的理論基礎和技術支持。1.3研究內(nèi)容與方法1.3.1研究內(nèi)容本研究聚焦于2D-MoS?/nZVI復合材料在去除水中污染物方面的性能與機理探究，主要涵蓋以下幾個關鍵部分：2D-MoS?/nZVI復合材料的制備：探索以化學共沉淀法為主，結合其他輔助手段制備2D-MoS?/nZVI復合材料的工藝。系統(tǒng)研究制備過程中各因素，如2D-MoS?與nZVI的比例、反應溫度、反應時間、溶液pH值等對復合材料結構和性能的影響。通過改變2D-MoS?與nZVI的質量比，設置1:1、1:2、2:1等不同比例，探究其對復合材料微觀結構和性能的影響；在不同反應溫度（如30℃、40℃、50℃）和反應時間（1h、2h、3h）條件下制備復合材料，分析其對復合材料結晶度、粒徑分布等的影響，從而確定最佳制備工藝參數(shù)，以獲得具有良好分散性、穩(wěn)定性和高活性的2D-MoS?/nZVI復合材料。2D-MoS?/nZVI復合材料去除水中污染物的性能研究：選取具有代表性的重金屬離子（如Cr(Ⅵ)、Pb2?）和有機污染物（如雙酚A、羅丹明B）作為目標污染物，研究2D-MoS?/nZVI復合材料對其去除效果?？疾觳煌蛩?，如復合材料投加量、污染物初始濃度、溶液pH值、反應時間、共存離子等對去除性能的影響規(guī)律。設置不同的復合材料投加量（0.1g/L、0.3g/L、0.5g/L），研究其對不同初始濃度（10mg/L、20mg/L、30mg/L）污染物的去除效果；在不同pH值（3、5、7、9、11）條件下，探究復合材料對污染物去除性能的變化；分析反應過程中，不同時間點（5min、10min、20min、30min、60min）污染物濃度的變化，繪制去除動力學曲線，深入研究其去除過程。通過實驗，明確2D-MoS?/nZVI復合材料對不同污染物的去除能力和適用條件。2D-MoS?/nZVI復合材料去除水中污染物的作用機制研究：運用多種先進的表征技術，如掃描電子顯微鏡（SEM）、透射電子顯微鏡（TEM）、X射線光電子能譜儀（XPS）、傅里葉變換紅外光譜儀（FT-IR）等，對2D-MoS?/nZVI復合材料在去除污染物前后的結構和表面性質進行分析。通過SEM和TEM觀察復合材料的微觀形貌和結構變化，了解nZVI在2D-MoS?上的負載情況以及污染物吸附后的形態(tài)；利用XPS分析復合材料表面元素的化學狀態(tài)和電子結構變化，確定反應過程中元素的價態(tài)變化和化學反應路徑；借助FT-IR分析復合材料表面官能團的變化，探究其與污染物之間的相互作用方式。結合實驗結果，深入探討2D-MoS?/nZVI復合材料去除污染物的作用機制，包括吸附、還原、催化等過程，以及2D-MoS?與nZVI之間的協(xié)同作用機制?；诘谝恍栽淼睦碚撚嬎悖翰捎玫谝恍栽碛嬎惴椒?，基于密度泛函理論（DFT），構建2D-MoS?/nZVI復合材料的理論模型。計算復合材料的電子結構，如能帶結構、態(tài)密度等，分析其電子特性和化學活性。研究復合材料與目標污染物之間的相互作用，包括吸附能、電荷轉移等，從微觀層面揭示其去除污染物的本質原因。通過理論計算，預測不同結構和組成的2D-MoS?/nZVI復合材料的性能，為實驗研究提供理論指導，優(yōu)化材料設計。1.3.2研究方法本研究綜合運用實驗研究和理論計算相結合的方法，深入探究2D-MoS?/nZVI復合材料去除水中污染物的性能與機理。實驗研究方法：在2D-MoS?/nZVI復合材料的制備過程中，采用化學共沉淀法，將一定量的鐵鹽和鉬鹽溶液按照設定的比例混合，在一定溫度和攪拌條件下，逐滴加入沉淀劑，反應一定時間后，經(jīng)過離心、洗滌、干燥等步驟，制備得到2D-MoS?/nZVI復合材料。對于復合材料去除水中污染物的性能測試，將制備好的復合材料加入到含有目標污染物的模擬水樣中，在恒溫振蕩器中進行反應，定期取樣，采用原子吸收光譜儀（AAS）、高效液相色譜儀（HPLC）等分析儀器測定水樣中污染物的濃度變化，從而研究不同因素對去除性能的影響。在表征分析方面，利用SEM、TEM觀察復合材料的微觀形貌和結構；XPS分析表面元素組成和化學狀態(tài)；FT-IR分析表面官能團；比表面積分析儀（BET）測定比表面積和孔徑分布等，為作用機制研究提供實驗依據(jù)。理論計算方法：在第一性原理計算中，使用MaterialsStudio等軟件，基于DFT方法，選擇合適的交換關聯(lián)泛函（如PBE），對2D-MoS?/nZVI復合材料進行結構優(yōu)化和性質計算。構建2D-MoS?的層狀結構模型，并在其表面負載nZVI原子，形成2D-MoS?/nZVI復合材料模型。計算模型的電子結構，包括能帶結構、態(tài)密度等，分析復合材料的電子特性。通過計算復合材料與污染物分子之間的吸附能和電荷轉移情況，研究它們之間的相互作用。對計算結果進行分析和討論，與實驗結果相互印證，從微觀層面深入理解2D-MoS?/nZVI復合材料去除水中污染物的機制。二、2D-MoS?、nZVI及2D-MoS?/nZVI復合材料概述2.12D-MoS?的結構與特性2.1.1晶體結構2D-MoS?屬于過渡金屬二硫化物（TMDs）家族，具有獨特的層狀晶體結構。其基本結構單元是由一層鉬（Mo）原子夾在兩層硫（S）原子之間形成的三明治結構，即S-Mo-S。在這個結構中，Mo原子與周圍的S原子通過強共價鍵相互作用，形成穩(wěn)定的平面六邊形結構。而層與層之間則通過較弱的范德華力相互連接，這種弱相互作用使得層間易于滑動和剝離，賦予了2D-MoS?良好的柔韌性和可加工性。2D-MoS?存在多種晶型，其中最常見的是2H、1T和3R晶型。2H-MoS?是熱力學穩(wěn)定相，其晶體結構屬于六方晶系，空間群為P6?/mmc。在2H-MoS?中，每兩層S-Mo-S結構為一個重復單元，沿著c軸方向按照ABAB的順序堆疊。這種堆疊方式使得Mo原子在層間的位置呈現(xiàn)出一定的對稱性，相鄰層的Mo原子在垂直方向上相互錯開。2H-MoS?具有半導體性質，其帶隙隨層數(shù)的變化而變化，塊體2H-MoS?的帶隙約為1.2eV，而單層2H-MoS?的帶隙約為1.8eV，這種半導體特性使其在電子學和光電子學領域具有潛在的應用價值，如可用于制備場效應晶體管、光電探測器等器件。1T-MoS?屬于正方晶系，空間群為P-3m1，是一種亞穩(wěn)相。與2H-MoS?不同，1T-MoS?中的Mo原子呈八面體配位，周圍被六個S原子包圍。這種結構導致1T-MoS?具有金屬性，其電子結構與2H-MoS?有很大差異，具有較高的電導率。由于1T-MoS?的金屬特性，使其在一些需要高導電性的應用中具有優(yōu)勢，如在電催化析氫反應中，1T-MoS?的導電性有助于提高電荷傳輸效率，從而增強催化活性。然而，1T-MoS?在熱力學上不穩(wěn)定，容易轉變?yōu)?H-MoS?。為了提高1T-MoS?的穩(wěn)定性，研究人員采用了多種方法，如化學摻雜、表面修飾等。通過在1T-MoS?中引入雜質原子或對其表面進行修飾，可以改變其電子結構和晶體結構，從而提高其穩(wěn)定性。例如，通過鋰（Li）插層的方法可以制備出相對穩(wěn)定的1T-Li-MoS?，在這個過程中，Li原子插入到MoS?的層間，改變了層間的相互作用和電子云分布，使得1T相得以穩(wěn)定存在。3R-MoS?的晶體結構屬于菱方晶系，空間群為R3m。其結構是由三層S-Mo-S結構組成一個重復單元，沿著c軸方向按照ABCABC的順序堆疊。3R-MoS?也是一種亞穩(wěn)相，在能量上相對2H-MoS?較高。3R-MoS?同樣具有半導體性質，但其帶隙和電子結構與2H-MoS?略有不同。在某些特殊的應用中，3R-MoS?的獨特性質可能會發(fā)揮作用，如在一些對晶體結構和電子性質要求特定的催化反應中，3R-MoS?可能展現(xiàn)出與2H-MoS?不同的催化活性和選擇性。在特定的化學反應體系中，3R-MoS?的晶體結構和電子云分布可能使其對某些反應物具有更強的吸附能力和催化活性，從而實現(xiàn)更高效的反應。這三種晶型之間可以相互轉化。在一定的條件下，如高溫、高壓、化學處理或施加外部電場等，2H-MoS?可以轉變?yōu)?T-MoS?或3R-MoS?。通過化學插層反應，向2H-MoS?中插入某些原子或分子，可以改變其晶體結構和電子性質，促使其向1T-MoS?轉變。在高溫退火的條件下，1T-MoS?或3R-MoS?可能會轉變?yōu)楦€(wěn)定的2H-MoS?。這種晶型之間的相互轉化為調控2D-MoS?的物理化學性質提供了途徑，通過控制轉化條件，可以制備出具有特定晶型和性能的2D-MoS?材料，以滿足不同應用場景的需求。2.1.2物理化學性質2D-MoS?具有一系列優(yōu)異的物理化學性質，這些性質使其在眾多領域展現(xiàn)出潛在的應用價值，尤其是在水處理領域，對其去除污染物的性能起著關鍵作用。2D-MoS?具有較大的比表面積。由于其層狀結構，當被剝離成單層或少數(shù)層時，能夠暴露更多的表面原子，從而擁有較高的比表面積。研究表明，通過機械剝離或化學剝離等方法制備的2D-MoS?納米片，其比表面積可達到幾十至幾百平方米每克。較大的比表面積為2D-MoS?提供了更多的吸附位點，使其能夠有效地吸附水中的污染物。在處理含重金屬離子的廢水時，2D-MoS?的表面原子可以與重金屬離子發(fā)生靜電作用、配位作用等，從而將重金屬離子吸附在其表面。這種吸附作用不僅能夠降低水中重金屬離子的濃度，還能為后續(xù)的化學反應提供基礎，例如，吸附在2D-MoS?表面的重金屬離子可以在合適的條件下被進一步還原或轉化為無害的物質。在電學性質方面，如前所述，不同晶型的2D-MoS?表現(xiàn)出不同的電學特性。2H-MoS?是半導體，其帶隙隨層數(shù)的變化而改變，這種特性使其在電子器件領域具有廣泛的應用前景，如用于制造晶體管、傳感器等。在水處理中，2H-MoS?的半導體性質可以使其在光照條件下產(chǎn)生光生載流子（電子-空穴對）。這些光生載流子具有較強的氧化還原能力，能夠與水中的污染物發(fā)生反應，實現(xiàn)對污染物的降解。在光催化降解有機污染物的過程中，光生空穴可以氧化有機污染物，將其分解為小分子物質，而光生電子則可以參與還原反應，如將水中的溶解氧還原為具有強氧化性的活性氧物種（如?O??、?OH等），這些活性氧物種也能夠進一步氧化降解有機污染物。1T-MoS?的金屬性使其具有良好的導電性。在電催化過程中，1T-MoS?能夠快速地傳輸電子，促進電化學反應的進行。在電催化降解有機污染物時，1T-MoS?作為電極材料，可以高效地將電子傳遞給有機污染物分子，引發(fā)氧化還原反應，從而實現(xiàn)對有機污染物的降解。其良好的導電性還可以降低電極的電阻，提高電催化反應的效率，減少能耗。2D-MoS?還具有一定的光學性質。單層2H-MoS?由于其直接帶隙特性，在可見光和近紅外光區(qū)域表現(xiàn)出較強的光吸收和光致發(fā)光特性。這種光學性質在光催化和光電器件應用中具有重要意義。在光催化水處理中，2D-MoS?可以吸收光能，激發(fā)產(chǎn)生光生載流子，進而引發(fā)對水中污染物的光催化降解反應。其光致發(fā)光特性還可以用于檢測和分析2D-MoS?與污染物之間的相互作用。通過監(jiān)測光致發(fā)光光譜的變化，可以了解污染物在2D-MoS?表面的吸附、反應過程，為研究光催化機理提供重要信息。在化學穩(wěn)定性方面，2D-MoS?具有較好的化學穩(wěn)定性，能夠在一定的酸堿條件和氧化還原環(huán)境中保持結構和性能的相對穩(wěn)定。這使得它在復雜的水質條件下能夠發(fā)揮作用。在處理含有一定酸性或堿性物質的廢水時，2D-MoS?不會輕易發(fā)生溶解或結構破壞，從而能夠持續(xù)地吸附和降解污染物。其化學穩(wěn)定性還使得2D-MoS?可以進行表面修飾和功能化改性。通過在其表面引入特定的官能團或與其他材料復合，可以進一步拓展其應用范圍和提高其性能。引入氨基、羧基等官能團可以增強2D-MoS?對某些污染物的吸附選擇性；與其他催化劑或吸附劑復合，可以發(fā)揮協(xié)同作用，提高對污染物的去除效率。2.2nZVI的特性與作用2.2.1基本特性納米零價鐵（nZVI），作為一種粒徑處于納米量級（通常為1-100nm）的零價鐵材料，具有一系列獨特的物理化學性質，使其在環(huán)境修復領域，尤其是水處理方面展現(xiàn)出巨大的應用潛力。nZVI最顯著的特性之一是其極小的粒徑。與傳統(tǒng)的微米級或宏觀鐵材料相比，納米級的粒徑使得nZVI具有極大的比表面積。根據(jù)相關理論和實驗研究，nZVI的比表面積可達到幾十至幾百平方米每克，這為其與污染物的接觸和反應提供了更多的位點。較大的比表面積意味著nZVI表面存在大量的原子或分子，這些表面原子具有較高的活性，因為它們處于不飽和的化學狀態(tài)，周圍的原子配位不完整，從而具有更強的與其他物質發(fā)生化學反應的傾向。在去除水中重金屬離子時，nZVI的高比表面積能夠增加其與重金屬離子的碰撞幾率，使更多的重金屬離子能夠與nZVI表面的活性位點結合，進而發(fā)生后續(xù)的還原、吸附等反應。nZVI還具有較高的反應活性。零價鐵本身具有較強的還原性，而納米尺寸效應進一步增強了其反應活性。納米級的nZVI顆粒由于尺寸小，表面能高，使得其電子云分布與宏觀材料不同，電子更容易發(fā)生轉移。這種高反應活性使得nZVI能夠快速地與水中的污染物發(fā)生反應。在處理含Cr(Ⅵ)的廢水時，nZVI能夠迅速將高價態(tài)的Cr(Ⅵ)還原為低價態(tài)的Cr(Ⅲ)。其反應過程主要基于電子轉移，nZVI表面的電子會轉移到Cr(Ⅵ)離子上，使Cr(Ⅵ)的化合價降低。反應方程式如下：Cr_2O_7^{2-}+6Fe^0+14H^+=2Cr^{3+}+6Fe^{3+}+7H_2O。在這個反應中，nZVI作為電子供體，將Cr(Ⅵ)還原為毒性較低的Cr(Ⅲ)，從而降低了水中Cr(Ⅵ)的毒性和濃度。nZVI的制備方法多種多樣，常見的有化學還原法、物理氣相沉積法、生物合成法等。化學還原法是目前應用較為廣泛的制備方法之一，通常是在一定的反應條件下，利用還原劑（如硼氫化鈉NaBH_4、水合肼N_2H_4·H_2O等）將鐵鹽（如氯化亞鐵FeCl_2、硫酸亞鐵FeSO_4等）還原為零價鐵。以硼氫化鈉還原氯化亞鐵為例，反應方程式為：2Fe^{2+}+BH_4^-+4OH^-=2Fe^0+B(OH)_4^-+2H_2↑。這種方法制備的nZVI粒徑相對較小，且制備過程相對簡單，易于控制。物理氣相沉積法則是通過在高溫下將鐵蒸發(fā)，然后在特定的環(huán)境中使鐵原子冷凝成納米顆粒，該方法制備的nZVI純度較高，但設備昂貴，制備成本高。生物合成法利用微生物或植物等生物體來合成nZVI，具有環(huán)境友好的優(yōu)點，但目前合成效率較低，難以大規(guī)模制備。在環(huán)境修復領域，nZVI的應用優(yōu)勢明顯。其對多種污染物具有良好的去除效果，除了能夠有效去除重金屬離子外，還能對有機污染物如多氯聯(lián)苯、農(nóng)藥、染料等進行降解。nZVI在反應過程中不會產(chǎn)生二次污染，符合環(huán)保要求。與一些傳統(tǒng)的水處理方法相比，nZVI的處理效率較高，能夠在較短的時間內(nèi)實現(xiàn)對污染物的有效去除。但是，nZVI也存在一些局限性，如易團聚、易被氧化等問題，這些問題會影響其反應活性和穩(wěn)定性，限制了其實際應用，因此需要對其進行改性或與其他材料復合來克服這些缺點。2.2.2在水處理中的作用機制nZVI在水處理中去除污染物的作用機制較為復雜，主要包括還原作用、吸附作用和催化作用等，這些作用相互協(xié)同，共同實現(xiàn)對水中污染物的有效去除。nZVI的還原作用是其去除污染物的重要機制之一。由于nZVI具有較強的還原性，能夠將許多氧化性污染物還原為低毒性或無毒的物質。在去除水中重金屬離子時，nZVI可以將高價態(tài)的重金屬離子還原為低價態(tài)。以去除水中的汞離子Hg^{2+}為例，nZVI與Hg^{2+}發(fā)生反應，F(xiàn)e^0失去電子被氧化為Fe^{2+}或Fe^{3+}，而Hg^{2+}得到電子被還原為金屬汞Hg^0，反應方程式為：Fe^0+Hg^{2+}=Fe^{2+}+Hg^0。金屬汞Hg^0的毒性相對較低，且易于從水中分離出來，從而實現(xiàn)了對汞污染水體的凈化。對于一些有機污染物，nZVI也可以通過還原作用破壞其分子結構，降低其毒性。在處理含硝基苯的廢水時，nZVI能夠將硝基苯分子中的硝基-NO_2還原為氨基-NH_2，從而使硝基苯轉化為苯胺，降低了污染物的毒性。反應過程中，nZVI表面的電子轉移到硝基苯分子上，引發(fā)了硝基的還原反應。吸附作用在nZVI去除污染物過程中也起著重要作用。nZVI具有較大的比表面積和豐富的表面活性位點，能夠通過物理吸附和化學吸附的方式將污染物吸附在其表面。物理吸附主要基于范德華力，是一種較弱的吸附作用，通常在低溫下即可發(fā)生。化學吸附則涉及到化學鍵的形成，吸附作用較強，且具有一定的選擇性。在處理含鉛離子Pb^{2+}的廢水時，nZVI表面的羥基-OH等官能團可以與Pb^{2+}發(fā)生化學反應，形成化學鍵，從而將Pb^{2+}吸附在nZVI表面。這種吸附作用不僅能夠降低水中污染物的濃度，還能為后續(xù)的還原或其他反應提供條件。吸附在nZVI表面的污染物可以更接近nZVI的活性中心，從而更容易發(fā)生反應。而且，通過吸附作用將污染物固定在nZVI表面，能夠防止污染物在水中進一步擴散，減少其對環(huán)境的危害。nZVI還具有催化作用，能夠促進一些化學反應的進行。在水處理中，nZVI可以作為催化劑，加速水中污染物的降解。在過硫酸鹽（S_2O_8^{2-}）氧化降解有機污染物的體系中，nZVI能夠催化過硫酸鹽產(chǎn)生具有強氧化性的硫酸根自由基（SO_4^{·-}）。反應過程如下：Fe^0+S_2O_8^{2-}=Fe^{2+}+2SO_4^{·-}，F(xiàn)e^{2+}+S_2O_8^{2-}=Fe^{3+}+SO_4^{2-}+SO_4^{·-}。生成的硫酸根自由基SO_4^{·-}具有極高的氧化電位，能夠快速氧化降解有機污染物，將其轉化為無害的小分子物質，如二氧化碳和水。在處理含雙酚A的廢水時，加入nZVI和過硫酸鹽后，雙酚A在硫酸根自由基的作用下迅速被氧化降解，去除率明顯提高。nZVI的催化作用不僅提高了污染物的降解效率，還拓寬了水處理技術的應用范圍，使得一些原本難以降解的污染物能夠得到有效處理。在實際應用中，nZVI的這些作用機制往往同時存在，相互協(xié)同。在去除水中的有機污染物和重金屬離子時，nZVI首先通過吸附作用將污染物富集在其表面，然后利用自身的還原性將重金屬離子還原，同時，其催化作用可以促進有機污染物的降解。在處理含銅離子Cu^{2+}和對硝基苯酚的廢水時，nZVI會先吸附Cu^{2+}和對硝基苯酚，然后將Cu^{2+}還原為Cu^0，并催化過硫酸鹽產(chǎn)生硫酸根自由基，進而氧化降解對硝基苯酚。這種協(xié)同作用使得nZVI在水處理中能夠更高效地去除多種污染物，提高水質凈化效果。2.32D-MoS?/nZVI復合材料的優(yōu)勢與協(xié)同作用2.3.1復合優(yōu)勢將2D-MoS?與nZVI復合形成2D-MoS?/nZVI復合材料，在結構和性能方面展現(xiàn)出諸多獨特的優(yōu)勢，為解決水污染問題提供了更有效的材料選擇。從結構角度來看，2D-MoS?的層狀結構為nZVI提供了良好的負載平臺。2D-MoS?的大比表面積使得nZVI能夠均勻地分散在其表面，有效抑制了nZVI的團聚現(xiàn)象。研究表明，在未復合的情況下，nZVI顆粒容易相互聚集，形成較大的顆粒團簇，導致其比表面積減小，活性位點被遮蔽，反應活性降低。而當nZVI負載在2D-MoS?上時，2D-MoS?的層狀結構像一個“納米支架”，將nZVI顆粒分隔開來，使其保持良好的分散狀態(tài)。通過透射電子顯微鏡（TEM）觀察可以發(fā)現(xiàn)，在2D-MoS?/nZVI復合材料中，nZVI顆粒均勻地分布在2D-MoS?納米片的表面，粒徑分布較為均勻，有效避免了團聚。這種均勻分散的結構不僅增加了nZVI的比表面積，使其能夠充分發(fā)揮反應活性，還提高了復合材料的穩(wěn)定性。由于nZVI被2D-MoS?穩(wěn)定地固定在其表面，減少了與空氣和水分的接觸，從而降低了被氧化的風險，延長了材料的使用壽命。在性能方面，2D-MoS?/nZVI復合材料的吸附性能得到了顯著增強。2D-MoS?本身具有一定的吸附能力，其表面存在著豐富的活性位點，能夠通過靜電作用、π-π相互作用等方式吸附水中的污染物。而nZVI負載在2D-MoS?上后，進一步增加了復合材料的吸附位點。nZVI表面的鐵原子可以與污染物分子發(fā)生化學反應，形成化學鍵或絡合物，從而增強對污染物的吸附能力。在處理含重金屬離子的廢水時，2D-MoS?/nZVI復合材料中的2D-MoS?首先通過靜電作用吸附部分重金屬離子，然后nZVI表面的鐵原子與重金屬離子發(fā)生氧化還原反應，將重金屬離子還原為低價態(tài)或金屬單質，進一步增強了對重金屬離子的吸附和固定。實驗數(shù)據(jù)表明，2D-MoS?/nZVI復合材料對Pb2?、Cd2?等重金屬離子的吸附容量比單獨使用2D-MoS?或nZVI有明顯提高，吸附容量可達到[X]mg/g以上，比單獨的2D-MoS?提高了[X]%，比單獨的nZVI提高了[X]%。2D-MoS?/nZVI復合材料的催化性能也得到了提升。2D-MoS?具有一定的催化活性，能夠催化一些化學反應的進行。當與nZVI復合后，兩者之間產(chǎn)生了協(xié)同催化作用。nZVI的高反應活性可以促進2D-MoS?表面的催化反應，而2D-MoS?則可以為nZVI提供更多的反應位點和電子傳輸通道，增強nZVI的催化活性。在過硫酸鹽氧化降解有機污染物的體系中，2D-MoS?/nZVI復合材料能夠更有效地催化過硫酸鹽產(chǎn)生硫酸根自由基（SO_4^{·-}）。與單獨使用2D-MoS?或nZVI相比，2D-MoS?/nZVI復合材料催化產(chǎn)生的硫酸根自由基數(shù)量更多，氧化能力更強，能夠更快速地降解有機污染物。在處理含雙酚A的廢水時，2D-MoS?/nZVI復合材料在過硫酸鹽存在的情況下，能夠在較短的時間內(nèi)將雙酚A的去除率提高到[X]%以上，而單獨使用2D-MoS?或nZVI時，雙酚A的去除率分別僅為[X]%和[X]%。這種協(xié)同催化作用使得2D-MoS?/nZVI復合材料在處理難降解有機污染物時具有更大的優(yōu)勢，能夠提高污染物的降解效率，降低處理成本。2.3.2協(xié)同作用機制2D-MoS?/nZVI復合材料在去除水中污染物時，2D-MoS?與nZVI之間存在著復雜而高效的協(xié)同作用機制，主要涉及電子轉移和活性位點增加等方面，這些機制相互配合，共同提高了復合材料對污染物的去除能力。電子轉移是2D-MoS?/nZVI復合材料協(xié)同作用的重要機制之一。2D-MoS?具有獨特的電子結構，其導帶和價帶之間存在一定的能級差，在光照或與污染物接觸時，能夠產(chǎn)生光生載流子（電子-空穴對）。nZVI作為一種強還原劑，具有豐富的自由電子。當2D-MoS?與nZVI復合后，兩者之間形成了良好的電子傳輸通道。在光照條件下，2D-MoS?產(chǎn)生的光生電子能夠迅速轉移到nZVI表面，而nZVI表面的電子也可以反向轉移到2D-MoS?的導帶上。這種電子的快速轉移有效地抑制了光生載流子的復合，提高了電子的利用效率。在光催化降解有機污染物的過程中，2D-MoS?產(chǎn)生的光生電子轉移到nZVI表面后，能夠增強nZVI的還原性，使其更有效地將有機污染物還原為小分子物質。同時，2D-MoS?的光生空穴則可以氧化污染物，從而實現(xiàn)對有機污染物的高效降解。通過光電流測試和熒光光譜分析等手段，可以觀察到2D-MoS?/nZVI復合材料在光照下的光電流響應明顯增強，熒光強度降低，這表明電子轉移效率提高，光生載流子的復合得到了有效抑制?；钚晕稽c增加也是2D-MoS?/nZVI復合材料協(xié)同作用的關鍵因素。2D-MoS?本身具有豐富的表面活性位點，能夠吸附污染物分子。當nZVI負載在2D-MoS?上后，不僅增加了材料的比表面積，還引入了新的活性位點。nZVI表面的鐵原子具有較高的化學活性，能夠與污染物分子發(fā)生化學反應。在去除水中重金屬離子時，nZVI表面的鐵原子可以與重金屬離子發(fā)生氧化還原反應，將重金屬離子還原為低價態(tài)或金屬單質。2D-MoS?的表面活性位點則可以通過靜電作用、配位作用等方式吸附重金屬離子，使其富集在復合材料表面，為nZVI的還原反應提供更多的反應物。2D-MoS?/nZVI復合材料表面還可能形成一些新的活性物種，如鐵的氧化物、氫氧化物等，這些活性物種也能夠參與對污染物的去除反應。通過X射線光電子能譜（XPS）分析可以發(fā)現(xiàn)，在2D-MoS?/nZVI復合材料去除重金屬離子后，表面鐵元素的化學狀態(tài)發(fā)生了變化，出現(xiàn)了鐵的氧化物和氫氧化物的特征峰，這表明在去除污染物的過程中，復合材料表面形成了新的活性物種，參與了反應。2D-MoS?/nZVI復合材料在去除水中污染物時，2D-MoS?與nZVI之間的協(xié)同作用機制是一個復雜的過程，涉及電子轉移、活性位點增加以及新活性物種的形成等多個方面。這些協(xié)同作用機制相互促進、相互補充，使得2D-MoS?/nZVI復合材料在去除水中污染物方面表現(xiàn)出比單一材料更優(yōu)異的性能。深入研究這些協(xié)同作用機制，對于進一步優(yōu)化復合材料的性能，提高其對水中污染物的去除效率具有重要意義。三、水中常見污染物類型及危害3.1無機污染物3.1.1重金屬離子水中常見的重金屬污染物主要包括汞（Hg）、鉛（Pb）、鎘（Cd）、鉻（Cr）、砷（As）等。這些重金屬在水中的存在形式較為復雜，與水體的pH值、氧化還原電位以及水中其他物質的存在密切相關。汞在水中可以以金屬汞（Hg?）、無機汞離子（如Hg^{2+}、Hg_2^{2+}）和有機汞化合物（如甲基汞CH_3Hg^+）等形式存在。在酸性條件下，汞離子的溶解度增加，更易在水中遷移；而在堿性條件下，汞離子可能會形成沉淀或與其他物質結合。鉛在水中主要以Pb^{2+}離子形式存在，也可能與水中的碳酸根、硫酸根等陰離子形成絡合物或沉淀。當水中存在腐殖質等有機物質時，鉛離子還可能與它們發(fā)生絡合反應，影響其在水中的遷移和毒性。鎘通常以Cd^{2+}離子狀態(tài)存在于水體中，可與多種陰離子形成化合物。在氧化還原電位較低的環(huán)境中，鎘可能被還原為金屬鎘或形成低價態(tài)的化合物。鉻在水中有多種價態(tài)，常見的是三價鉻（Cr(Ⅲ)）和六價鉻（Cr(Ⅵ)）。Cr(Ⅲ)在中性或堿性條件下易形成氫氧化物沉淀，而Cr(Ⅵ)在酸性條件下以Cr_2O_7^{2-}或CrO_4^{2-}等陰離子形式存在，具有較強的氧化性。砷在水中主要以亞砷酸鹽（AsO_2^-）和砷酸鹽（AsO_4^{3-}）的形式存在，其存在形態(tài)受水體的pH值和氧化還原條件影響較大。在還原環(huán)境中，砷主要以亞砷酸鹽形式存在，毒性相對較高；在氧化環(huán)境中，則以砷酸鹽為主。重金屬污染物的來源廣泛，主要包括工業(yè)生產(chǎn)、采礦活動、農(nóng)業(yè)面源污染和生活污水排放等。在工業(yè)生產(chǎn)過程中，許多行業(yè)如電鍍、化工、冶金、電子等會產(chǎn)生大量含重金屬的廢水。電鍍行業(yè)在電鍍過程中使用大量的重金屬鹽，如鉻、鎳、銅等，這些重金屬會隨著廢水排放到環(huán)境中?；ば袠I(yè)生產(chǎn)過程中涉及到的化學反應可能會產(chǎn)生重金屬污染物，如汞催化劑的使用會導致汞污染。冶金行業(yè)在礦石冶煉過程中，會將礦石中的重金屬釋放出來，通過廢水、廢氣和廢渣等形式進入水體。采礦活動是重金屬污染的重要來源之一。在礦山開采和選礦過程中，礦石的開采、破碎、研磨等操作會使礦石中的重金屬暴露出來。礦山廢水通常含有高濃度的重金屬，如鉛、鋅、鎘、汞等。這些廢水如果未經(jīng)處理直接排放，會對周邊水體造成嚴重污染。礦山廢渣長期堆積，在雨水淋溶作用下，其中的重金屬會逐漸溶出，進入地表水和地下水。農(nóng)業(yè)面源污染也會導致水體中重金屬含量增加。農(nóng)業(yè)生產(chǎn)中使用的化肥、農(nóng)藥和畜禽糞便中可能含有一定量的重金屬。某些磷肥中含有鎘，長期施用會導致土壤中鎘含量升高，進而通過地表徑流和淋溶作用進入水體。農(nóng)藥中也可能含有汞、砷等重金屬，在使用過程中會隨著雨水沖刷進入水體。畜禽糞便中含有銅、鋅等重金屬，如果處理不當，也會對水體造成污染。生活污水排放也是重金屬污染的一個來源。隨著人們生活水平的提高，日常生活中使用的化妝品、洗滌劑、電池等物品中含有重金屬。這些重金屬會隨著生活污水進入污水處理系統(tǒng)，如果污水處理不徹底，就會排放到自然水體中。一些老舊小區(qū)的供水管網(wǎng)可能存在鉛管，在水的長期侵蝕下，鉛會溶出進入水中，導致飲用水中鉛超標。重金屬對人體健康和生態(tài)環(huán)境具有嚴重的危害。重金屬具有生物累積性，它們在環(huán)境中難以降解，會通過食物鏈在生物體內(nèi)不斷積累。當人類食用受重金屬污染的食物或飲用受污染的水時，重金屬會進入人體。汞是一種劇毒的重金屬，長期攝入含汞的水或食物會對人體的神經(jīng)系統(tǒng)、免疫系統(tǒng)和生殖系統(tǒng)造成嚴重損害。甲基汞具有很強的神經(jīng)毒性，能夠穿過血腦屏障和胎盤屏障，對胎兒和嬰兒的神經(jīng)系統(tǒng)發(fā)育產(chǎn)生不可逆的影響。日本的水俁病就是由于居民長期食用受甲基汞污染的魚類而引起的，患者出現(xiàn)了神經(jīng)系統(tǒng)癥狀，如肢體麻木、運動失調、語言障礙等。鉛對人體的神經(jīng)系統(tǒng)、血液系統(tǒng)和消化系統(tǒng)都有危害。兒童對鉛尤為敏感，鉛污染可能導致兒童智力發(fā)育遲緩、注意力不集中、學習能力下降等問題。長期接觸鉛還會影響成年人的生殖系統(tǒng)，導致不孕不育等問題。鎘進入人體后主要蓄積在腎臟和骨骼中，會損害腎臟功能，導致蛋白尿、糖尿等癥狀。長期攝入鎘還會引起骨質疏松、骨骼變形等問題，日本的痛痛病就是由鎘污染引起的，患者全身疼痛難忍，骨骼嚴重變形。鉻的毒性與其價態(tài)有關，六價鉻具有很強的氧化性和致癌性，可通過皮膚、呼吸道和消化道進入人體，對皮膚、呼吸道和消化道黏膜有強烈的刺激和腐蝕作用，長期接觸可能引發(fā)癌癥。砷是一種致癌物質，長期飲用含砷超標的水會導致皮膚色素沉著、角化過度，甚至引發(fā)皮膚癌、肺癌等多種癌癥。同時，砷還會對人體的心血管系統(tǒng)、神經(jīng)系統(tǒng)和免疫系統(tǒng)造成損害。在生態(tài)環(huán)境方面，重金屬污染會對水生生物的生存和繁衍產(chǎn)生嚴重影響。重金屬會抑制水生生物的生長、發(fā)育和繁殖，降低其免疫力，增加患病的風險。當水體中重金屬濃度過高時，會導致水生生物死亡。在一些受重金屬污染嚴重的河流中，魚類數(shù)量急劇減少，甚至出現(xiàn)滅絕的情況。重金屬還會影響水生生態(tài)系統(tǒng)的結構和功能，破壞生態(tài)平衡。由于不同生物對重金屬的耐受性不同，重金屬污染會導致某些物種數(shù)量減少或消失，而另一些物種則可能趁機大量繁殖，從而改變水生生態(tài)系統(tǒng)的物種組成和生物多樣性。重金屬還會通過食物鏈的傳遞，對更高營養(yǎng)級的生物產(chǎn)生影響。例如，水中的重金屬被浮游生物吸收，浮游生物又被小魚捕食，小魚再被大魚捕食，最終重金屬會在大魚體內(nèi)大量積累，對以大魚為食的鳥類、哺乳動物等產(chǎn)生危害。3.1.2陰離子污染物水中常見的陰離子污染物主要有硝酸鹽（NO_3^-）、磷酸鹽（PO_4^{3-}）、氟化物（F^-）、硫化物（S^{2-}）等，它們對水體質量和生態(tài)環(huán)境有著不同程度的影響。硝酸鹽是水體中常見的陰離子污染物之一。其主要來源于農(nóng)業(yè)活動中大量使用的氮肥，部分氮肥未被植物完全吸收利用，通過地表徑流、淋溶等方式進入水體。生活污水和工業(yè)廢水的排放也是硝酸鹽的重要來源，其中含有含氮有機物，在微生物的作用下分解產(chǎn)生硝酸鹽。垃圾填埋場滲濾液中也含有較高濃度的硝酸鹽。當水體中硝酸鹽含量過高時，會導致水體富營養(yǎng)化。硝酸鹽為水中的藻類和其他浮游生物提供了豐富的氮源，促使它們大量繁殖。藻類的過度繁殖會形成水華，覆蓋在水體表面，阻擋陽光進入水體，影響水中植物的光合作用。隨著藻類的死亡和分解，會消耗大量的溶解氧，導致水體缺氧，使水生生物因缺氧而死亡。在一定條件下，硝酸鹽還可能被還原為亞硝酸鹽。亞硝酸鹽具有毒性，它能與人體血液中的血紅蛋白結合，形成高鐵血紅蛋白，使血紅蛋白失去攜氧能力，導致人體缺氧中毒。嬰兒對亞硝酸鹽更為敏感，飲用含亞硝酸鹽超標的水可能引發(fā)高鐵血紅蛋白血癥，俗稱“藍嬰病”。磷酸鹽在水體中主要來源于生活污水中的洗滌劑、工業(yè)廢水以及農(nóng)業(yè)面源污染。在工業(yè)生產(chǎn)中，如化工、食品加工、紡織等行業(yè)會產(chǎn)生含磷酸鹽的廢水。農(nóng)業(yè)上，磷肥的大量使用以及畜禽糞便的排放，使得磷元素進入水體。水體中過量的磷酸鹽同樣是引發(fā)水體富營養(yǎng)化的關鍵因素。與硝酸鹽類似，磷酸鹽為藻類等浮游生物提供了磷營養(yǎng)，促進其迅速繁殖。在富營養(yǎng)化的水體中，藻類大量生長，不僅會消耗水中的溶解氧，還會改變水體的酸堿度和透明度，影響水生生物的生存環(huán)境。藻類的過度繁殖還可能產(chǎn)生藻毒素，對水生生物和人類健康造成危害。藻毒素具有肝毒性、神經(jīng)毒性等，可導致魚類、貝類等水生生物死亡，人類飲用或接觸受藻毒素污染的水也可能引發(fā)中毒癥狀。3.2有機污染物3.2.1持久性有機污染物持久性有機污染物（POPs）是一類具有高毒性、持久性、生物累積性和遠距離遷移性的有機化合物，在環(huán)境中難以降解，可長期存在并通過食物鏈在生物體內(nèi)不斷積累，對人體健康和生態(tài)環(huán)境造成嚴重威脅。多氯聯(lián)苯（PCBs）是典型的持久性有機污染物。它是由一系列氯原子取代聯(lián)苯分子中的氫原子而形成的化合物，具有多種異構體。PCBs具有良好的化學穩(wěn)定性、熱穩(wěn)定性和絕緣性，曾被廣泛應用于電器設備（如變壓器、電容器）、油漆、塑料、橡膠等工業(yè)生產(chǎn)中。然而，由于其難以生物降解，在環(huán)境中可長期存在。研究表明，PCBs在土壤中的半衰期可達數(shù)年至數(shù)十年。PCBs具有半揮發(fā)性，可通過大氣傳輸進行遠距離遷移。在北極地區(qū)，盡管當?shù)夭]有PCBs的生產(chǎn)和使用，但在當?shù)氐耐寥?、水體和生物體內(nèi)都檢測到了PCBs的存在，這表明PCBs可以通過大氣環(huán)流等方式從污染源地區(qū)傳輸?shù)竭b遠的極地地區(qū)。PCBs具有生物累積性，可通過食物鏈在生物體內(nèi)不斷富集。在水生生態(tài)系統(tǒng)中，浮游生物會吸收水體中的PCBs，小魚捕食浮游生物后，PCBs在小魚體內(nèi)積累，大魚又捕食小魚，使得PCBs在大魚體內(nèi)的濃度不斷升高。處于食物鏈頂端的人類，通過食用受污染的魚類等食物，PCBs會進入人體并在脂肪組織、肝臟和大腦等器官中蓄積。PCBs對人體健康具有多種危害，可導致內(nèi)分泌干擾、生殖系統(tǒng)損害、免疫系統(tǒng)抑制、神經(jīng)系統(tǒng)損傷等。長期接觸PCBs可能會影響人體的激素平衡，干擾生殖系統(tǒng)的正常發(fā)育和功能。研究發(fā)現(xiàn)，接觸PCBs的人群中，生殖系統(tǒng)疾病的發(fā)生率較高，如男性精子數(shù)量減少、質量下降，女性月經(jīng)紊亂、不孕不育等。PCBs還可能對胎兒和嬰兒的神經(jīng)系統(tǒng)發(fā)育產(chǎn)生不良影響，導致智力發(fā)育遲緩、行為異常等問題。二噁英也是一類毒性極強的持久性有機污染物，它是多氯代二苯并-對-二噁英（PCDDs）和多氯代二苯并呋喃（PCDFs）的統(tǒng)稱。二噁英并非有意生產(chǎn)的化合物，主要是在垃圾焚燒、工業(yè)生產(chǎn)（如含氯化學品的生產(chǎn)、金屬冶煉）、森林火災等過程中作為副產(chǎn)物產(chǎn)生。二噁英具有極高的毒性，被稱為“世紀之毒”，其毒性是氰化鉀的1000倍，致癌性比黃曲霉毒素高10倍。即使長期攝入微量二噁英，也會對人體健康造成嚴重危害。二噁英具有持久性，在環(huán)境中難以降解，其半衰期可達數(shù)十年。在土壤中，二噁英可以長期存在，并隨著時間的推移逐漸向深層土壤遷移。二噁英的生物累積性很強，可在生物體內(nèi)高度富集。在食物鏈中，二噁英會隨著營養(yǎng)級的升高而不斷積累，對高營養(yǎng)級生物的危害更大。人體攝入二噁英后，會在脂肪組織中蓄積，不易排出體外。二噁英對人體健康的危害涉及多個方面，可引起皮膚毒性，導致皮膚痤瘡、色素沉著等；對肝臟造成損害，影響肝臟的正常功能；干擾內(nèi)分泌系統(tǒng)，影響激素的合成、分泌和代謝；具有生殖毒性，影響生殖細胞的發(fā)育和功能，導致生殖系統(tǒng)疾?。贿€具有致畸、致癌性，增加患癌癥的風險。在一些二噁英污染事件中，受污染人群出現(xiàn)了多種健康問題，如癌癥發(fā)病率升高、生殖系統(tǒng)異常等。這些持久性有機污染物一旦進入水體，會對水生生態(tài)系統(tǒng)造成嚴重破壞。它們會影響水生生物的生長、發(fā)育和繁殖，降低水生生物的免疫力，增加患病的風險。一些水生生物可能會因為無法適應污染物的毒性而死亡，導致物種數(shù)量減少，生物多樣性降低。持久性有機污染物還會通過食物鏈的傳遞，對更高營養(yǎng)級的生物包括人類產(chǎn)生潛在威脅。因此，有效去除水中的持久性有機污染物對于保護生態(tài)環(huán)境和人類健康至關重要。3.2.2內(nèi)分泌干擾物內(nèi)分泌干擾物（EDCs）是一類能夠干擾生物體內(nèi)分泌系統(tǒng)正常功能的化學物質，它們可模擬、干擾或阻斷體內(nèi)天然激素的合成、分泌、運輸、結合、作用和代謝過程，對生物的生殖健康、發(fā)育、免疫和神經(jīng)系統(tǒng)等產(chǎn)生不良影響。雙酚A（BPA）是一種典型的內(nèi)分泌干擾物。它的化學名稱為2,2-二（4-羥苯基）丙烷，是制造環(huán)氧樹脂、聚碳酸酯、酚醛樹脂等產(chǎn)品的重要原料，廣泛應用于食品包裝材料、容器內(nèi)壁涂料、電子產(chǎn)品、塑料制品等領域。雙酚A具有類雌激素作用，其化學結構與動物及人類的雌性激素雌二醇（E2）相似。研究表明，即使低劑量的雙酚A也會對生物體產(chǎn)生一系列不良反應。在生殖系統(tǒng)方面，雙酚A暴露會影響懷孕期婦女的胎兒性別，甚至導致胎兒畸形。有研究發(fā)現(xiàn)，孕婦體內(nèi)雙酚A含量較高時，胎兒出現(xiàn)性別異常的概率增加。雙酚A還會使男性精液的質量下降，影響男性的生育能力。在動物實驗中，暴露于雙酚A的雄性動物精子數(shù)量減少、活力降低、形態(tài)異常。雙酚A還可能提前誘發(fā)青春期發(fā)育的時間，干擾生殖系統(tǒng)的正常發(fā)育。在代謝方面，雙酚A可能導致胰島素抵抗，進而引發(fā)高血糖和肥胖等問題。相關研究表明，長期接觸雙酚A的人群中，糖尿病和肥胖癥的發(fā)生率相對較高。壬基酚（NP）也是一種常見的內(nèi)分泌干擾物。它主要來源于烷基酚聚氧乙烯醚類表面活性劑的降解產(chǎn)物，廣泛應用于洗滌劑、塑料、橡膠、紡織等行業(yè)。壬基酚具有較強的內(nèi)分泌干擾作用，可干擾生物體的內(nèi)分泌系統(tǒng)。在生殖方面，壬基酚會影響生殖激素的分泌和調節(jié)，對生殖器官的發(fā)育和功能產(chǎn)生不良影響。研究發(fā)現(xiàn)，壬基酚可使魚類的生殖器官發(fā)育異常，影響其繁殖能力。在哺乳動物中，壬基酚會干擾性激素的合成和作用，導致生殖系統(tǒng)疾病。壬基酚還可能對神經(jīng)系統(tǒng)產(chǎn)生影響，影響神經(jīng)遞質的合成和釋放，導致神經(jīng)系統(tǒng)功能紊亂。有研究表明，壬基酚暴露可能與兒童多動癥、學習障礙等神經(jīng)系統(tǒng)疾病的發(fā)生有關。這些內(nèi)分泌干擾物在環(huán)境中難以降解，可通過多種途徑進入水體。它們在水體中的存在不僅會對水生生物造成危害，還可能通過飲用水和食物鏈進入人體，對人類健康構成潛在威脅。因此，研究如何有效去除水中的內(nèi)分泌干擾物具有重要的現(xiàn)實意義。3.3微生物污染物3.3.1細菌和病毒水中常見的致病細菌和病毒對人類健康構成了嚴重威脅。大腸桿菌（Escherichiacoli）是一種廣泛存在于人和動物腸道中的細菌，部分致病性大腸桿菌可引起腸道感染，導致腹瀉、腹痛、嘔吐等癥狀。其中，腸出血性大腸桿菌O157:H7是較為常見的致病菌株，它能產(chǎn)生志賀樣毒素，可引發(fā)出血性結腸炎，嚴重時會導致溶血性尿毒綜合征（HUS），出現(xiàn)腎衰竭、血小板減少等癥狀，危及生命。大腸桿菌主要通過被污染的飲用水、食物以及人與人之間的接觸傳播。在一些衛(wèi)生條件較差的地區(qū)，水源受到糞便污染，人們飲用后極易感染大腸桿菌。食用被大腸桿菌污染的蔬菜、水果、肉類等食物，也可能導致感染。甲型肝炎病毒（HepatitisAvirus，HAV）是引起甲型肝炎的病原體。它主要通過糞-口途徑傳播，即病毒隨患者糞便排出體外，污染水源、食物、餐具等，健康人攝入被污染的物質后感染。水源性傳播是甲型肝炎病毒傳播的重要方式之一，尤其是在飲用水源受到污染的情況下，容易引發(fā)甲型肝炎的暴發(fā)流行。飲用被甲型肝炎病毒污染的生水，或食用用污染水清洗的食物，都可能感染病毒。甲型肝炎病毒感染人體后，會在肝臟內(nèi)復制，引起肝細胞損傷，導致患者出現(xiàn)乏力、食欲減退、惡心、嘔吐、黃疸（皮膚和鞏膜發(fā)黃）等癥狀。雖然甲型肝炎通常為急性感染，大多數(shù)患者可以完全康復，但在一些情況下，尤其是老年人或有基礎疾病的患者，病情可能較為嚴重，甚至會發(fā)展為重型肝炎。霍亂弧菌（Vibriocholerae）是引發(fā)霍亂的病原菌，它能產(chǎn)生霍亂毒素，導致劇烈的腹瀉和嘔吐?；魜y弧菌主要通過被污染的水和食物傳播。在一些自然災害后，如洪水、地震等，公共衛(wèi)生設施受損，水源容易受到霍亂弧菌的污染，從而引發(fā)霍亂的流行?；颊吒腥净魜y弧菌后，短時間內(nèi)會排出大量含有病菌的水樣便，脫水嚴重，若不及時治療，死亡率較高。諾如病毒（Norovirus）也是常見的水傳播病毒，它具有高度傳染性，可引起急性胃腸炎。諾如病毒在環(huán)境中較為穩(wěn)定，能在物體表面存活較長時間。被諾如病毒污染的飲用水、食物以及接觸被污染的表面后不洗手就進食，都可能感染。諾如病毒感染后的癥狀包括惡心、嘔吐、腹瀉、腹痛等，通常病程較短，但在嬰幼兒、老年人和免疫力低下人群中，可能導致嚴重的脫水和電解質紊亂。3.3.2寄生蟲水中的寄生蟲同樣不容忽視，以賈第蟲（Giardialamblia）和隱孢子蟲（Cryptosporidium）為例，它們對人體健康和公共衛(wèi)生安全造成了較大威脅。賈第蟲是一種單細胞原生動物寄生蟲，其感染人體后主要寄生于小腸，可引起賈第蟲病。賈第蟲通過包囊傳播，包囊具有較強的抵抗力，能在環(huán)境中存活較長時間。當人飲用被賈第蟲包囊污染的水時，包囊在腸道內(nèi)脫囊，釋放出滋養(yǎng)體，滋養(yǎng)體在腸道內(nèi)繁殖并吸附在腸黏膜上，導致腸道功能紊亂?；颊咧饕憩F(xiàn)為腹瀉，大便呈水樣或糊狀，帶有惡臭味，還可能伴有腹痛、腹脹、惡心、嘔吐等癥狀。長期感染賈第蟲可能會影響營養(yǎng)物質的吸收，導致營養(yǎng)不良，尤其是對兒童的生長發(fā)育產(chǎn)生不利影響。賈第蟲病在全球范圍內(nèi)廣泛分布，特別是在衛(wèi)生條件較差、水源保護不完善的地區(qū)，發(fā)病率較高。在一些發(fā)展中國家的農(nóng)村地區(qū)，由于缺乏安全的飲用水和良好的衛(wèi)生設施，賈第蟲感染較為常見。隱孢子蟲是一種能引起人和動物腹瀉的重要機會致病性原蟲。它的卵囊具有很強的抗氯性，常規(guī)的氯消毒方法難以將其完全殺滅。隱孢子蟲主要通過被污染的飲用水和食物傳播。當人體攝入含有隱孢子蟲卵囊的水或食物后，卵囊在腸道內(nèi)孵化，釋放出子孢子，子孢子侵入腸上皮細胞，在細胞內(nèi)發(fā)育繁殖，破壞腸上皮細胞的正常功能。感染隱孢子蟲后，患者會出現(xiàn)腹瀉，腹瀉癥狀輕重不一，輕者呈自限性，持續(xù)數(shù)天；重者可出現(xiàn)嚴重的水樣腹瀉，每天排便次數(shù)可達數(shù)十次，伴有腹痛、發(fā)熱、惡心、嘔吐等癥狀。對于免疫功能正常的人，隱孢子蟲感染通常是自限性的，但對于免疫功能低下的人群，如艾滋病患者、接受免疫抑制劑治療的患者等，感染隱孢子蟲后病情往往較為嚴重，且難以治愈，可導致持續(xù)性腹瀉、脫水、體重下降等，甚至危及生命。隱孢子蟲病的暴發(fā)流行曾在多個國家和地區(qū)發(fā)生，如美國密爾沃基市曾發(fā)生大規(guī)模的隱孢子蟲水污染事件，導致數(shù)十萬人感染，引起了全球對隱孢子蟲污染水源問題的高度關注。這些寄生蟲在水中的存在不僅威脅個體健康，還可能引發(fā)公共衛(wèi)生事件，對公共衛(wèi)生安全構成嚴重挑戰(zhàn)。四、2D-MoS?/nZVI去除水中污染物的實驗研究4.1實驗材料與方法4.1.1材料制備2D-MoS?的制備：采用液相剝離法制備2D-MoS?。具體步驟為，將適量的塊狀MoS?粉末（純度≥99%）加入到N-甲基吡咯烷酮（NMP）溶劑中，形成質量濃度為[X]mg/mL的混合溶液。NMP具有與MoS?層間相互作用適中的特點，能夠有效地插入MoS?層間，削弱層間范德華力。將混合溶液在超聲清洗器中超聲處理[X]h，超聲功率為[X]W。超聲過程中，高強度的超聲波在液體中產(chǎn)生空化效應，形成的微小氣泡在瞬間破裂時產(chǎn)生的沖擊波和微射流作用于MoS?粉末，促使MoS?層間分離。超聲處理后，將混合溶液在離心機中以[X]r/min的轉速離心[X]min，去除未剝離的塊狀MoS?。取上層清液，即得到含有2D-MoS?納米片的分散液。這種方法的優(yōu)點是操作相對簡單，不需要復雜的設備，能夠實現(xiàn)一定規(guī)模的制備。通過控制超聲時間和功率，可以在一定程度上調控2D-MoS?的層數(shù)和尺寸。但是，該方法制備的2D-MoS?可能存在表面缺陷，且溶劑殘留難以完全去除，可能會影響其后續(xù)應用性能。nZVI的制備：運用化學還原法制備nZVI。首先，將一定量的六水合氯化亞鐵（FeCl_2·6H_2O）溶解于去離子水中，配制成濃度為[X]mol/L的溶液。為了防止Fe^{2+}被氧化，在溶液中加入適量的鹽酸調節(jié)pH值至[X]左右。在氮氣保護的氛圍下，向上述溶液中逐滴加入過量的硼氫化鈉（NaBH_4）溶液，NaBH_4的濃度為[X]mol/L。NaBH_4作為強還原劑，能夠將Fe^{2+}迅速還原為零價鐵，反應方程式為2Fe^{2+}+BH_4^-+4OH^-=2Fe^0+B(OH)_4^-+2H_2↑。滴加過程中，溶液中會迅速產(chǎn)生黑色的nZVI顆粒。滴加完畢后，繼續(xù)攪拌反應[X]min，使反應充分進行。然后，通過外加磁場將nZVI顆粒分離出來，用去離子水和無水乙醇反復洗滌多次，以去除表面的雜質和殘留的還原劑。最后，將洗滌后的nZVI在真空干燥箱中于[X]℃下干燥[X]h，得到干燥的nZVI粉末?；瘜W還原法制備nZVI的優(yōu)點是制備過程簡單、快速，能夠精確控制反應條件，從而制備出粒徑均勻、純度較高的nZVI。但是，該方法制備的nZVI容易團聚，且在制備過程中使用的還原劑可能會對環(huán)境造成一定的污染。2D-MoS?/nZVI復合材料的制備：采用原位還原法制備2D-MoS?/nZVI復合材料。將制備好的2D-MoS?分散液超聲處理[X]min，使其充分分散。然后，向2D-MoS?分散液中加入一定量的六水合氯化亞鐵（FeCl_2·6H_2O），使Fe^{2+}與2D-MoS?的質量比為[X]。在氮氣保護下，攪拌均勻，使Fe^{2+}充分吸附在2D-MoS?表面。接著，逐滴加入硼氫化鈉（NaBH_4）溶液進行還原反應。反應過程中，NaBH_4將Fe^{2+}還原為nZVI，nZVI在2D-MoS?表面原位生成并負載。滴加完畢后，繼續(xù)攪拌反應[X]h。反應結束后，通過外加磁場將2D-MoS?/nZVI復合材料分離出來，用去離子水和無水乙醇反復洗滌多次，去除表面的雜質和殘留的試劑。最后，將洗滌后的2D-MoS?/nZVI復合材料在真空干燥箱中于[X]℃下干燥[X]h，得到2D-MoS?/nZVI復合材料粉末。原位還原法制備2D-MoS?/nZVI復合材料的優(yōu)點是能夠使nZVI均勻地負載在2D-MoS?表面，增強兩者之間的相互作用，提高復合材料的性能。同時，該方法制備過程相對簡單，易于操作。但是，在制備過程中需要嚴格控制反應條件，如Fe^{2+}的濃度、NaBH_4的滴加速度等，否則可能會影響復合材料的質量和性能。4.1.2實驗設計針對2D-MoS?/nZVI復合材料去除水中污染物的性能研究，精心設計了一系列實驗，選取具有代表性的重金屬離子（如Cr(Ⅵ)、Pb2?）和有機污染物（如雙酚A、羅丹明B）作為目標污染物，系統(tǒng)研究復合材料對不同類型污染物的去除效果。實驗變量主要包括復合材料投加量、污染物初始濃度、溶液pH值、反應時間以及共存離子等。在研究復合材料投加量對去除效果的影響時，設置多個投加量梯度，分別為0.1g/L、0.3g/L、0.5g/L、0.7g/L、1.0g/L。將不同投加量的2D-MoS?/nZVI復合材料加入到含有相同初始濃度目標污染物的模擬水樣中，在相同的反應條件下進行反應，定期取樣測定污染物濃度，分析投加量與去除率之間的關系。當投加量從0.1g/L增加到0.5g/L時，對Cr(Ⅵ)的去除率逐漸升高，從[X]%提升至[X]%。這是因為隨著投加量的增加，復合材料提供的活性位點增多，與Cr(Ⅵ)的接觸幾率增大，從而提高了去除效果。但是，當投加量超過0.5g/L后，去除率的增長趨勢變緩，這可能是由于過多的復合材料導致顆粒之間相互團聚，部分活性位點被遮蔽，影響了反應的進行。對于污染物初始濃度的影響研究，設置不同的初始濃度，如10mg/L、20mg/L、30mg/L、40mg/L、50mg/L。保持其他條件不變，觀察不同初始濃度下復合材料對污染物的去除情況。隨著雙酚A初始濃度從10mg/L增加到50mg/L，2D-MoS?/nZVI復合材料對其去除率逐漸降低，從[X]%降至[X]%。這是因為在一定的復合材料投加量下，活性位點數(shù)量有限，隨著初始濃度的增加，單位活性位點需要處理的污染物量增多，導致去除率下降。溶液pH值是影響去除效果的重要因素之一。通過調節(jié)模擬水樣的pH值，設置pH值為3、5、7、9、11。在不同pH值條件下進行實驗，探究其對復合材料去除污染物性能的影響。在酸性條件下（pH=3），2D-MoS?/nZVI復合材料對Pb2?的去除率較高，達到[X]%。這是因為在酸性環(huán)境中，復合材料表面的官能團質子化，帶正電荷，與帶正電的H^+存在靜電排斥作用，使得復合材料表面更易于吸附帶負電的Pb^{2+}。同時，酸性條件下nZVI的還原性增強，有利于將Pb^{2+}還原為金屬鉛，從而提高去除率。而在堿性條件下（pH=11），去除率相對較低，僅為[X]%。這是因為堿性條件下，Pb^{2+}可能會形成氫氧化鉛沉淀，覆蓋在復合材料表面，阻礙了反應的進一步進行。反應時間也是實驗中的一個重要變量。在反應過程中，定期在不同時間點（5min、10min、20min、30min、60min、120min）取樣，測定污染物濃度，繪制去除動力學曲線。對于羅丹明B的去除，在反應初期（5-20min），去除率迅速上升，這是因為2D-MoS?/nZVI復合材料表面的活性位點與羅丹明B分子迅速結合，發(fā)生吸附和降解反應。隨著反應時間的延長（30-120min），去除率增長逐漸變緩，最終趨于平衡，表明反應逐漸達到飽和狀態(tài)。共存離子對去除效果的影響實驗中，向模擬水樣中加入常見的共存離子，如Na^+、K^+、Ca^{2+}、Mg^{2+}、Cl^-、SO_4^{2-}等，研究其對復合材料去除目標污染物的影響。當向含有Cr(Ⅵ)的模擬水樣中加入Ca^{2+}時，Ca^{2+}可能會與Cr(Ⅵ)競爭復合材料表面的活性位點，導致Cr(Ⅵ)的去除率略有下降。而加入Cl^-時，Cl^-可能會與nZVI發(fā)生反應，在其表面形成氯化物膜，影響nZVI的活性，進而降低Cr(Ⅵ)的去除率。為確保實驗結果的準確性和可靠性，設置了嚴格的控制條件。所有實驗均在恒溫振蕩器中進行，溫度控制在25±1℃，振蕩速度為150r/min。實驗過程中，使用的模擬水樣均采用去離子水配制，以排除水中其他雜質的干擾。每次實驗均設置3個平行樣，取平均值作為實驗結果，并計算標準偏差，以評估實驗數(shù)據(jù)的可靠性。對于實驗中使用的各種試劑和材料，均進行嚴格的質量檢測，確保其純度和性能符合實驗要求。通過以上科學合理的實驗設計，能夠全面、系統(tǒng)地研究2D-MoS?/nZVI復合材料去除水中污染物的性能，深入分析各因素對去除效果的影響，為揭示其去除機制和實際應用提供有力的實驗依據(jù)。4.2去除不同污染物的實驗結果與分析4.2.1對重金屬離子的去除在探究2D-MoS?/nZVI復合材料對重金屬離子去除效果的實驗中，以Cr(Ⅵ)和Pb2?為代表進行研究。實驗結果表明，2D-MoS?/nZVI復合材料對這兩種重金屬離子均展現(xiàn)出良好的去除能力。在不同pH值條件下，復合材料對Cr(Ⅵ)的去除率呈現(xiàn)出明顯的變化。當pH值為3時，去除率最高，可達[X]%。隨著pH值的升高，去除率逐漸降低，在pH值為11時，去除率僅為[X]%。這主要是因為在酸性條件下，nZVI的還原性增強，其表面的鐵原子更容易失去電子，將Cr(Ⅵ)還原為Cr(Ⅲ)。反應過程如下：Cr_2O_7^{2-}+6Fe^0+14H^+=2Cr^{3+}+6Fe^{3+}+7H_2O，CrO_4^{2-}+3Fe^0+8H^+=Cr^{3+}+3Fe^{3+}+4H_2O。同時，酸性環(huán)境中，復合材料表面的官能團質子化，帶正電荷，與帶負電的Cr_2O_7^{2-}和CrO_4^{2-}之間存在較強的靜電引力，有利于Cr(Ⅵ)的吸附。而在堿性條件下，nZVI表面容易形成氫氧化鐵沉淀，覆蓋在其表面，阻礙了電子的傳遞和Cr(Ⅵ)的接觸，從而降低了去除率。反應時間對Cr(Ⅵ)去除率的影響也較為顯著。在反應初期，去除率迅速上升，在30min內(nèi)，去除率可達到[X]%。這是因為在反應開始時，復合材料表面的活性位點充足，與Cr(Ⅵ)的接觸幾率大，反應速率快。隨著反應的進行，活性位點逐漸被占據(jù)，反應速率逐漸減慢，去除率增長趨勢變緩。當反應時間達到120min時，去除率基本達到平衡，為[X]%。復合材料投加量同樣影響著Cr(Ⅵ)的去除效果。當投加量從0.1g/L增加到0.5g/L時，去除率從[X]%提升至[X]%。這是由于投加量的增加，提供了更多的活性位點和nZVI，使得與Cr(Ⅵ)的反應量增加。然而，當投加量超過0.5g/L后，去除率的提升幅度減小。這可能是因為過多的復合材料導致顆粒之間團聚，部分活性位點被遮蔽，降低了反應活性。對于Pb2?的去除，溶液pH值同樣是重要影響因素。在酸性條件下（pH=3），去除率相對較低，為[X]%。隨著pH值升高到5-7，去除率顯著提高，在pH=7時達到[X]%。繼續(xù)升高pH值至9-11，去除率又有所下降。在酸性條件下，溶液中大量的H^+與Pb^{2+}競爭復合材料表面的吸附位點，導致Pb2?的吸附量減少。而在pH值為5-7時，復合材料表面的官能團與Pb^{2+}發(fā)生絡合反應，形成穩(wěn)定的絡合物，從而提高了去除率。當pH值過高時，Pb^{2+}會形成氫氧化鉛沉淀，覆蓋在復合材料表面，阻礙反應進行，使去除率降低。反應時間對Pb2?去除率的影響與Cr(Ⅵ)類似。在反應開始的10min內(nèi)，去除率快速上升，達到[X]%。隨后，隨著時間的推移，去除率增長逐漸變緩，在60min時基本達到平衡，去除率為[X]%。投加量對Pb2?去除率的影響也呈現(xiàn)出先升高后趨于平緩的趨勢。當投加量從0.1g/L增加到0.3g/L時，去除率從[X]%提升至[X]%。繼續(xù)增加投加量，去除率雖然仍有上升，但幅度較小。這表明在一定范圍內(nèi)增加投加量可以提高對Pb2?的去除效果，但超過一定量后，增加投加量對去除率的提升作用有限。2D-MoS?/nZVI復合材料去除重金屬離子的機理主要包括吸附和還原作用。2D-MoS?具有較大的比表面積和豐富的表面活性位點，能夠通過靜電作用、配位作用等方式吸附重金屬離子。nZVI則利用其強還原性，將高價態(tài)的重金屬離子還原為低價態(tài)或金屬單質。在去除Cr(Ⅵ)時，nZVI將Cr(Ⅵ)還原為Cr(Ⅲ)，Cr(Ⅲ)進一步與溶液中的OH^-結合形成氫氧化鉻沉淀，從而實現(xiàn)Cr(Ⅵ)的去除。在去除Pb2?時，除了吸附作用外，nZVI表面的鐵原子可能與Pb^{2+}發(fā)生置換反應，將Pb^{2+}還原為金屬鉛，進一步降低溶液中Pb^{2+}的濃度。通過X射線光電子能譜（XPS）分析可以發(fā)現(xiàn)，在去除重金屬離子后，復合材料表面的元素組成和化學狀態(tài)發(fā)生了明顯變化，進一步證實了吸附和還原作用的存在。4.2.2對有機污染物的降解本實驗選取雙酚A和羅丹明B作為有機污染物的代表，深入研究2D-MoS?/nZVI復合材料對其降解性能。實驗結果表明，該復合材料對這兩種有機污染物均具有良好的降解能力。在不同條件下，2D-MoS?/nZVI復合材料對雙酚A的降解效率呈現(xiàn)出顯著差異。隨著復合材料投加量