Fe(Ⅲ)強化單寧酸原位修復Cr(Ⅵ)污染含水層反應機理及效能

滑鈺鐸, 秦雪銘, 楊新如, 趙勇勝

(1. 吉林大學 新能源與環(huán)境學院， 長春 130021； 2. 吉林大學 石油化工污染場地控制與修復技術國家地方聯(lián)合工程實驗室， 長春 130021)

變價重金屬鉻(Cr)導致的土壤和地下水污染是環(huán)境污染中最嚴重、 最常見的重金屬污染問題之一[1-2]. Cr一般以三價和六價兩種形式存在， 其中Cr(Ⅵ)具有較強的遷移能力和毒性[3-4]. 目前， 盡管各行業(yè)已開始嚴格控制Cr(Ⅵ)排放, 但土壤和地下水中仍存在不同程度的Cr(Ⅵ)污染, 嚴重威脅生態(tài)系統(tǒng)和人類的安全[5-10]. 因此, 尋找高效、 環(huán)保的Cr(Ⅵ)污染修復方法至關重要.

目前, 常用的化學還原修復Cr(Ⅵ)地下水污染的方法是用各種還原劑將Cr(Ⅵ)還原為Cr(Ⅲ), 然后通過調節(jié)pH值使Cr(Ⅲ)沉淀, 達到去除總鉻的目的[11-13]. 但傳統(tǒng)修復工藝在使用過程中存在一定的缺陷： 在去除總鉻時引入外源堿性物質增加了修復成本； 一些還原劑在土壤中不能降解, 進而對地下環(huán)境產生影響.

單寧酸(TA)比傳統(tǒng)的化學還原劑更環(huán)保， 可作為電子供體, 并在一定程度上改善土壤微生物群落和功能[14]. 但單獨使用TA時對Cr(Ⅵ)的去除效率較低， 達不到應用要求. TA吸附Cr(Ⅲ)后, 由于環(huán)境條件發(fā)生變化, Cr(Ⅲ)易發(fā)生解吸[15]， 因此, 需利用電子穿梭體提高電子轉移效率, 并將總鉻以一種更穩(wěn)定的狀態(tài)從體系中去除. Fe(Ⅲ)作為電子穿梭體可有效提高電子轉移效率, 但目前對Fe(Ⅲ)強化多酚修復Cr(Ⅵ)污染含水層機理的研究結果尚不統(tǒng)一： Chrysochoou等[15]研究表明, 多酚還原Fe(Ⅲ)生成納米零價鐵(nZVI)； Mystrioti等[16]研究表明， 多酚與Fe(Ⅲ)間的反應導致形成Fe(Ⅱ,Ⅲ)納米顆粒； Wang等[17]研究表明， 有機物作為電子供體還原過渡變價金屬, 還原產物可繼續(xù)還原Cr(Ⅵ).

基于此, 本文以Fe(Ⅲ)為強化試劑對TA原位修復Cr(Ⅵ)污染含水層進行強化, 研究不同條件下強化效果的變化, 并通過多種表征方法對強化機理進行分析, 對Fe(Ⅲ)強化TA原位修復Cr(Ⅵ)污染含水層提供理論支持.

1 實 驗

1.1 試劑和材料

六水合氯化鐵(FeCl3·6H2O)、 單寧酸(TA)、 二苯碳酰二肼(C13H14N4O)、 重鉻酸鉀(K2Cr2O7)、 硫酸(H2SO4)、 鹽酸(HCl)、 磷酸(H3PO4)等試劑均購自北京化工廠和國藥化學試劑有限公司； 所有溶液均采用去離子水配制. 將TA， K2Cr2O7和FeCl3·6H2O溶于超純水中制備Cr(Ⅵ)和Fe(Ⅲ)儲備液, 最終質量濃度分別為9，1 g/L和160 mg/L.

1.2 實驗方法

1.2.1 Fe(Ⅲ)強化TA修復Cr(Ⅵ)污染含水層

設置3組反應體系, 每組實驗設置3個棕色反應瓶作為平行實驗. 恒溫25 ℃條件下, 先分別量取5.00 mL Cr(Ⅵ)儲備液置于3組200 mL棕色反應瓶中； 再分別量取10.00 mL去離子水、 10.00 mL去離子水、 10.00 mL Fe(Ⅲ)儲備液依次加入3組棕色反應瓶中； 然后用去離子水將各反應容器中反應體系增至95.00 mL； 最后在第二組與第三組反應瓶中加入5.00 mL TA儲備液以觸發(fā)反應.

1.2.2 TA初始質量濃度對修復Cr(Ⅵ)污染含水層的影響

設置5組反應體系, 每組實驗設置3個棕色反應瓶作為平行實驗. 恒溫25℃條件下, 先分別量取5.00 mL Cr(Ⅵ)儲備液置于5組200 mL棕色反應瓶中； 再分別量取5.00 mL Fe(Ⅲ)儲備液加入棕色反應瓶中； 然后用去離子水將各反應容器中反應體系分別增至99.00，97.00，95.00，93.00，91.00 mL； 最后分別量取1.00，3.00，5.00，7.00，9.00 mL TA儲備液依次加入5組反應體系以觸發(fā)實驗.

1.2.3 Fe(Ⅲ)初始質量濃度對修復Cr(Ⅵ)污染含水層的影響

設置5組反應體系, 每組實驗設置3個棕色反應瓶作為平行實驗. 恒溫25 ℃條件下, 先分別量取5.00 mL Cr(Ⅵ)儲備液置于5組200 mL棕色反應瓶中； 再分別量取1.00，2.00，3.00，4.00，5.00 mL Fe(Ⅲ)儲備液加入棕色反應瓶中； 然后用去離子水將各反應容器中反應體系增至95.00 mL； 最后分別量取5.00 mL TA儲備液依次加入5組反應體系以觸發(fā)實驗.

為模擬地下水環(huán)境, 反應過程中對容器加蓋進行隔絕空氣處理, 避免溶解氧對反應結果產生影響. 為避免生物還原對反應結果產生影響, 在實驗前對上述溶液均進行滅菌處理. 反應前將所有反應體系的pH值調為4.0, 并置于25 ℃的水浴搖床中振蕩. 對反應體系中的顆粒相和溶解相進行分離, 并對溶解相中Cr(Ⅵ)和Fe(Ⅲ)的質量濃度進行測定, 確定Cr(Ⅵ)還原效果及Fe(Ⅲ)質量濃度的變化.

1.3 鐵形態(tài)和鉻形態(tài)分析

根據上述實驗結果， 選取修復Cr(Ⅵ)污染含水層的最適TA初始質量濃度及Fe(Ⅲ)初始質量濃度, 重復進行Fe(Ⅲ)強化植物多酚修復Cr(Ⅵ)污染含水層效果實驗, 并于既定的時間間隔取出相同量的反應溶液. 反應溶液溶解相和顆粒相的分離操作如下： 取出5.00 mL反應溶液, 其中1.00 mL用H2SO4+H3PO4消化, 稀釋后利用火焰原子吸收法和分光光度法分別測定溶液中總Cr(Crtot)和Cr(Ⅵ)的質量濃度. 剩余溶液用0.22 μm聚醚礬膜(天津金騰有限公司)過濾, 并立即分析溶解態(tài)Cr(Crdi)和Cr(Ⅵ)(Cr(Ⅵ)di)的質量濃度. 由于Cr主要以Cr(Ⅲ)和Cr(Ⅵ)形式存在, 因此顆粒相的Cr(Ⅲ)(Cr(Ⅲ)p)可通過如下公式計算：

Cr(Ⅲ)di=Crdi-Cr(Ⅵ)di，

(1)

Cr(Ⅲ)p=Crtot-Cr(Ⅵ)tot-Cr(Ⅲ)di.

(2)

為研究植物多酚/Fe(Ⅲ)體系修復Cr(Ⅵ)污染含水層的機理, 實驗測定了在有無Cr(Ⅵ)存在情形下Fe的物態(tài)變化與質量濃度. Fe在不同物態(tài)下的測定方法和Cr基本相同, 總鐵(Fetot)和溶解態(tài)Fe(Ⅲ)(Fe(Ⅲ)di)的質量濃度可通過分光光度法與火焰原子吸收法測定, 而溶解態(tài)Fe(Ⅱ)(Fe(Ⅱ)di)與顆粒Fe(Fep)可通過如下公式計算：

Fe(Ⅱ)di=Fedi-Fe(Ⅲ)di，

(3)

Fep=Fetot-Fedi.

(4)

1.4 分析方法

實驗采用二苯碳酰二肼分光光度法在波長540 nm處測定Cr(Ⅵ)di的質量濃度, 采用硫氰酸鹽比色法在485 nm處測定Fe(Ⅲ)di的質量濃度. 用分光光度計UV-2600(A)測量， 其檢出限分別為4 μg/L(0.077 μmol/L)和0.03 mg/L(0.54 μmol/L).

用火焰原子吸收法測定Crtot和Fetot的質量濃度, 使用儀器為火焰原子吸收光譜儀(AA-6300型， 島津(上海)實驗器材有限公司), 檢出限分別為0.1，0.03 mg/L. 每10個樣品分析一次質量控制標準, 以保持與標準曲線的偏差≤5%.

1.5 表征方法

按照既定的時間間隔吸取反應溶液， 對顆粒相和溶解相進行分離, 并將Cr(Ⅵ)完全還原后的樣品分別進行表征. 方法如下： 反應溶液以10 000 r/min離心10 min后, 用0.22 μm聚醚礬膜對溶液進行抽濾. 通過上述兩種方法收集到的顆粒物質于55 ℃真空干燥并低溫保存. 樣品使用X射線光電子能譜進行分析. 結合能用284.8 eV的C1s峰進行標定, 通過RELEASE-INSTALLATION-Avantage軟件完成各區(qū)域曲線的擬合. 溶解相通過掃描型紫外-可見分光光度計進行紫外光譜掃描, 以確定反應前后有機物中官能團的變化.

2 結果與討論

2.1 Fe(Ⅲ)強化TA修復地下水Cr(Ⅵ)污染效果

圖1為Fe(Ⅲ)、 TA和TA/Fe(Ⅲ)體系對Cr(Ⅵ)污染地下水的還原效率及Fe(Ⅲ)質量濃度的變化. 由圖1可見： 單獨加入Fe(Ⅲ)時, Cr(Ⅵ)未被還原； 單獨加入TA, 到達反應終點時約有60% 的Cr(Ⅵ)被還原； 當Fe(Ⅲ)與Cr(Ⅵ)預混合并加入TA觸發(fā)反應后, 體系內的Cr(Ⅵ)在5 min內約降低77%, 之后還原速率減慢, 在120 min時Cr(Ⅵ)的去除率達99.9%. 結果表明： 單獨的Fe(Ⅲ)與Cr(Ⅵ)無法發(fā)生反應, 單獨的TA對Cr(Ⅵ)有一定的還原效果, 但還原效率較低； 加入Fe(Ⅲ)可有效提高TA對Cr(Ⅵ)的還原速率, 并提高Cr(Ⅵ)最終的還原量. TA作為天然多酚, 在結構上具有大量的酚羥基, 因而對Fe(Ⅲ)有較強的結合能力. 在該過程中, TA上的兩個鄰位酚羥基以氧負離子的形式與作為中心離子的Fe(Ⅲ)形成了穩(wěn)定的環(huán)狀結構[15，18-19]. 而Fe(Ⅲ)作為良好的電子穿梭體, 為電子由酚羥基傳遞到Cr(Ⅵ)上提供了便捷的途徑.

圖1 Fe(Ⅲ)對TA原位修復Cr(Ⅵ)污染含水層效果的影響(A)及反應體系中Fe(Ⅲ)質量濃度的變化(B)Fig.1 Effect of Fe(Ⅲ) on in situ remediation of Cr(Ⅵ) contaminated aquifer by TA (A) and change of Fe(Ⅲ) mass concentration in reaction system (B)

將TA與Fe(Ⅲ)混合后加入Cr(Ⅵ)污染地下水中同樣可使Cr(Ⅵ)的還原率達到99.9%. 其中， TA與Fe(Ⅲ)反應先于TA與Cr(Ⅵ)反應, TA先與Fe(Ⅲ)形成穩(wěn)定的配合物, 之后再通過電子轉移的方式將Cr(Ⅵ)還原. TA與Cr(Ⅵ)的配合分為4個步驟[20]： 1) 鉻酸鹽與TA酯化； 2) TA將Cr(Ⅵ)還原為Cr(Ⅲ)； 3) 鞣質分子氧化形成醌； 4) 靜電吸引Cr3+吸附. 因此, TA與Cr(Ⅵ)的配合遠大于TA與Fe(Ⅲ)的配合難度, 從而保證了體系中的Fe(Ⅲ)能起到電子穿梭體的作用, 對TA還原Cr(Ⅵ)進行強化.

2.2 TA和Fe(Ⅲ)初始質量濃度對修復Cr(Ⅵ)污染含水層效能的影響

當反應體系中TA的初始質量濃度發(fā)生變化時, Cr(Ⅵ)的還原速率、 還原率以及Fe(Ⅲ)的質量濃度均發(fā)生變化, 如圖2所示.

圖2 初始質量濃度對Fe(Ⅲ)強化TA原位修復Cr(Ⅵ)污染含水層效果的影響(A)及 反應體系中Fe(Ⅲ)質量濃度的變化(B)Fig.2 Effect of TA initial mass concentration on in situ remediation of Cr(Ⅵ) contaminated aquifer by Fe(Ⅲ) enhanced TA (A) and change of Fe(Ⅲ) mass concentration in reaction system (B)

由圖2可見， 當保持Fe(Ⅲ)初始質量濃度不變而增大TA的初始質量濃度時, Cr(Ⅵ)的還原速率增大, Cr(Ⅵ)的還原率也上升. 當TA的初始質量濃度為450 mg/L時, Cr(Ⅵ)的還原率可達99.9%, 此時m(TA)∶m(Cr(Ⅵ))=9∶1, 即n(TA)∶n(Cr(Ⅵ))=1∶3. 可見， TA對Cr(Ⅵ)的還原能力取決于TA與Fe(Ⅲ)配位的酚羥基數量. 根據化學計量比計算可知, 1 mol的TA中含酚羥基數量約為25 mol, 但參與Cr(Ⅵ)還原反應的酚羥基數量僅約為10 mol. 在1 mol TA中, 共有5 mol的鄰苯三酚結構, 其中每個鄰苯三酚結構中可與Fe(Ⅲ)進行配位酚羥基僅有兩個處于鄰位的酚羥基[20]. 當酚羥基和Fe(Ⅲ)形成配位鍵后, 電子更容易由TA轉移至Cr(Ⅵ)上. 未與Fe(Ⅲ)形成配位的酚羥基則很難與Cr(Ⅵ)發(fā)生反應.

圖3 Fe(Ⅲ)初始質量濃度對Fe(Ⅲ)強化TA原位 修復Cr(Ⅵ)污染含水層效果的影響Fig.3 Effect of Fe(Ⅲ) initial mass concentration on in situ remediation of Cr(Ⅵ) contaminated aquifer by Fe(Ⅲ) enhanced TA

當反應體系中Fe(Ⅲ)的初始質量濃度發(fā)生變化時, Cr(Ⅵ)的還原速率發(fā)生變化, 如圖3所示. 由圖3可見， TA的初始質量濃度保持不變, 若增加Fe(Ⅲ)的初始質量濃度, 則Cr(Ⅵ)的還原速率明顯提高. 但當m(Fe(Ⅲ))∶m(TA)>1∶14, 即n(Fe(Ⅲ))∶n(TA)>5∶3時, 再增加Fe(Ⅲ)的初始質量濃度對Cr(Ⅵ)還原速率的提升并不明顯. 結果表明， Fe(Ⅲ)對TA還原Cr(Ⅵ)的速率受Fe(Ⅲ)/TA配合物穩(wěn)定性的影響. 根據化學計量比計算, 在該配比下, TA分子與Fe(Ⅲ)離子的數量比約為3∶5. 文獻[24]研究表明, 當角頻率為35 rad/s時, 隨著Fe3+數量的增加, TA/Fe(Ⅲ)配合物的存儲容量先增加后略降低. 當n(TA)∶n(Fe(Ⅲ))=3∶5時, 儲存容量達到最大值, 此時TA/Fe3+配合物最穩(wěn)定, 因此Fe(Ⅲ)可起到較好的強化作用.

2.3 鐵形態(tài)與鉻形態(tài)分析

圖4為Fe(Ⅲ)強化TA原位修復Cr(Ⅵ)污染含水層過程中Cr(Ⅵ)的形態(tài)變化； 圖5為Fe(Ⅲ)強化TA原位修復Cr(Ⅵ)污染含水層過程中Fe(Ⅲ)的形態(tài)變化； 圖6為TA與Fe(Ⅲ)單獨反應過程中Fe(Ⅲ)的形態(tài)變化.

圖4 Fe(Ⅲ)強化TA原位修復Cr(Ⅵ)污染 含水層過程中Cr(Ⅵ)的形態(tài)變化Fig.4 Morphological changes of Cr(Ⅵ) in process of in situ remediation of Cr(Ⅵ) contaminated aquifer by Fe(Ⅲ) enhanced TA

圖5 Fe(Ⅲ)強化TA原位修復Cr(Ⅵ)污染 含水層過程中Fe(Ⅲ)的形態(tài)變化Fig.5 Morphological changes of Fe(Ⅲ) in process of in situ remediation of Cr(Ⅵ) contaminated aquifer by Fe(Ⅲ) enhanced TA

圖6 TA與Fe(Ⅲ)單獨反應過程中 Fe(Ⅲ)的形態(tài)變化Fig.6 Morphological changes of Fe(Ⅲ) in process of reaction between TA and Fe(Ⅲ)

由圖4可見, Fe(Ⅲ)/TA體系還原Cr(Ⅵ)反應開始后5 min內, 體系中Cr(Ⅵ)的質量濃度迅速降低. 隨著反應進行, 少量Cr從溶液中析出形成沉淀. 當Cr(Ⅵ)被完全還原后, Crp的析出速率明顯增加. 在120 min時, 溶液中僅存在Cr(Ⅲ), 其余Cr均以顆粒相存在. 由圖5可見， 該過程中, 前60 min內Fe主要以Fe(Ⅲ)的形式存在, 在反應60 min后, Cr(Ⅵ)已被完全還原為Cr(Ⅲ), Fe(Ⅱ)di和Fep開始生成. 隨著反應時間的增加, Fe(Ⅲ)的質量濃度顯著降低, Fe(Ⅱ)di和Fep的生成量不斷升高. 相比于單獨的TA/Fe(Ⅲ)反應體系(圖6), 當體系中存在Cr(Ⅵ)時, Fep出現的時間相對較晚, 但最終產量更高.

上述結果表明, Fe(Ⅲ)可提高TA還原Cr(Ⅵ)的速率以及最終效率, 并可有效去除體系中生成的Cr(Ⅲ). 文獻[25]研究表明, 少量的Fe(Ⅱ)可有效促進Fe(OH)3凝膠轉化為FeOOH. 在酸性厭氧還原條件下, 酸根離子與Fe(Ⅱ)共存可促進γ-FeOOH的溶解和再結晶. 當加入其他金屬離子(如Ti(Ⅳ)，Cr(Ⅲ)，Cu(Ⅱ))時,γ-FeOOH可轉變?yōu)棣?FeOOH, 晶型更穩(wěn)定[26-28]. 有機酸及其鹽類(如檸檬酸鹽和草酸鹽)可通過配位或螯合作用與Fe(Ⅲ)共沉淀, 而大分子有機聚合物與Fe(Ⅲ)的共沉淀作用更明顯. 孫振亞等[29]研究表明, 生物礦化針鐵礦對Cr(Ⅲ)和Cr(Ⅵ)均有較好的吸附作用, 這也解釋了Cr(Ⅲ)總量明顯降低的原因.

對經過干燥的顆粒樣品進行X射線光電子能譜(XPS)分析, 結果如圖7所示. 由圖7(A)可見， 在反應120 min后, 在577.45，587.30 eV處出現兩個譜峰, 分別歸屬于Cr2O3的Cr 2p3/2軌道和Cr 2p1/2軌道, 由此可判定顆粒物中的Cr主要以Cr(OH)3的形態(tài)存在. 表明在TA/Fe(Ⅲ)體系加入 Cr(Ⅵ)污染地下水中后, Cr(Ⅵ)被完全還原為Cr(Ⅲ), 之后Cr(Ⅲ)以沉淀的方式從溶液中析出, 使體系中總鉻含量明顯降低. 由圖7(B)可見， Fe 2p3/2區(qū)反褶積顯示出兩個峰值, 711.3 eV處的峰歸屬于Fe 2p3/2, 724.9 eV處的峰歸屬于Fe 2p1/2. 719.3，732.9 eV處的峰值是兩個衛(wèi)星峰值. 與FeOOH材料的XPS表征譜峰相同[29-31].

圖7 顆粒相物質表面Cr(A)和Fe(B)的化學狀態(tài)Fig.7 Chemical states of Cr (A) and Fe (B) on surface of particulate matters

2.4 官能團分析

用紫外-可見光分光光度計對Fe(Ⅲ),TA,Cr(Ⅵ),TA/Fe(Ⅲ)體系以及TA/Fe(Ⅲ)+Cr(Ⅵ)溶液進行掃描, 結果如圖8所示. 由圖8(A)可見： TA在271 nm處的吸收峰在加入Fe(Ⅲ)后消失, 表明TA上的酚羥基被消耗； TA/Fe(Ⅲ)在230 nm處新的吸收峰歸屬于酚羥基被氧化后生成的醌類以及半醌類物質. 由圖8(B)可見， 當Cr(Ⅵ)加入TA/Fe(Ⅲ)體系時, 屬于醌類物質的吸收峰強度增加[32-33], 表明半醌類物質被徹底氧化為醌類物質, 同時電子轉移給Cr(Ⅵ)使其被還原為Cr(Ⅲ). 反應方程式如下：

(5)

(6)

(7)

(8)

(9)

(10)

圖8 Fe(Ⅲ)，TA和TA/Fe(Ⅲ)體系(A)及Cr(Ⅵ)，TA/Fe(Ⅲ)體系 和TA/Fe(Ⅲ)+Cr(Ⅵ)體系(B)的紫外-可見光譜 Fig.8 UV-Vis spectra of Fe(Ⅲ),TA and TA/Fe(Ⅲ) system (A) and Cr(Ⅵ),TA/Fe(Ⅲ) system and TA/Fe(Ⅲ)+Cr(Ⅵ) system (B)

2.5 TA/Fe(Ⅲ)復合體系修復Cr(Ⅵ)污染地下水機理分析

上述結果表明, Fe(Ⅲ)被還原生成的Fe(Ⅱ)在TA/Fe(Ⅲ)體系中還原Cr(Ⅵ)和去除Crtot中具有重要作用. Fe(Ⅱ)作為一種傳統(tǒng)的還原劑, 對Cr(Ⅵ)的還原效果較好, 而加入TA可使Fe(Ⅱ)被消耗后再生. 同時, Fe(Ⅲ)在反應過程中不僅作為Fe(Ⅱ)的來源, 還能與TA形成穩(wěn)定的配合物. Fe(Ⅲ)與TA的氧配位體形成強配位體, 作為電子穿梭體, 極大提高了酚羥基向Cr(Ⅵ)的電子轉移效率, 改變了TA還原Cr(Ⅵ)的基本反應途徑.

圖9為TA/Fe(Ⅲ)體系還原反應途徑. Cr(Ⅵ)的去除過程可分為氧化還原和共沉淀兩部分. 首先, Fe(Ⅲ)作為電子穿梭體提高了電子轉移效率, 從而增強了TA還原Cr(Ⅵ)的能力. 當TA過量時, Fe的氧化還原過程不斷將電子從TA轉移至Cr(Ⅵ), 該過程中Cr(Ⅵ)被還原為Cr(Ⅲ), 酚羥基被氧化為醌. 其次, Fe(Ⅲ)水解生成Fe(OH)3膠體, 在Cr(Ⅲ)、 Fe(Ⅱ)和有機酸存在下Fe(OH)3溶解再結晶成FeOOH. 最后, FeOOH通過對Cr(Ⅲ)的吸附能力將Cr(Ⅲ)固定, 并形成穩(wěn)定的氧化物沉淀, 從環(huán)境中去除總鉻. 在反應過程中, 由于反應體系的pH值未變， 約為4.0, 因此無需引入堿性物質調節(jié)環(huán)境pH值, 促使Cr(Ⅲ)沉淀.

圖9 TA/Fe(Ⅲ)體系同步還原Cr(Ⅵ)并去除Crtot的機理Fig.9 Mechanism of simultaneous reduction of Cr(Ⅵ) and removal of Crtot by TA/Fe(Ⅲ) system

3 結 論

本文通過批處理實驗研究Fe(Ⅲ)強化TA原位修復含水層Cr(Ⅵ)污染的反應機理, 分析了TA初始質量濃度與Fe(Ⅲ)初始質量濃度對Fe(Ⅲ)強化TA原位修復含水層Cr(Ⅵ)污染效果的影響， 研究了Fe(Ⅲ)強化TA原位修復含水層Cr(Ⅵ)污染過程中Fe和Cr的存在形態(tài), 并給出了Fe(Ⅲ)強化TA原位修復含水層Cr(Ⅵ)污染的反應方程式. 可得如下結論：

1) TA中的酚羥基作為電子供體, Cr(Ⅵ)作為電子受體, Fe(Ⅲ)作為電子穿梭體提高了電子轉移的效率；

2) 還原1 mol的Cr(Ⅵ)最少需要9 mol的TA；

3) 當n(TA)∶n(Fe(Ⅲ))=3∶5時, Fe(Ⅲ)對TA原位修復含水層Cr(Ⅵ)污染效能的強化效果最好；

4) Fe(Ⅲ)在Cr(Ⅵ)被還原后與TA發(fā)生反應, 并形成穩(wěn)定的α-FeOOH(針鐵礦), 對Cr(Ⅲ)進行吸附, 達到去除總Cr的目的.