一种同步去除地下水中铬和镉复合污染的药剂及其制备方法与流程

本发明涉及地下水污染风险管控与治理修复技术领域，具体涉及一种同步去除地下水中铬和镉复合污染的药剂及其制备方法。

背景技术：

由于工业的迅速发展，重金属材料的使用越来越广泛，工厂废水的直接排放，导致地下水重金属污染日益严重，尤其是地下水重金属复合污染愈来愈频繁。据研究，我国的江河湖库、土壤及地下水存在不同程度的重金属复合污染，因此对于重金属复合污染的治理是目前研究的热点和难点。

cr(vi)和cd(ii)都来源于工业废水废料，在地下水中，cr(vi)一般以cro4^2-等络阴离子形式存在，难以被吸附材料所吸附，而cd(ii)一般以阳离子形式存在，两种重金属离子在地下水中几乎不产生难溶盐，因此，针对地下水中cr(vi)-cd(ii)复合污染，去除材料需同时考虑两种离子的电荷属性，常规的去除材料难以有效治理地下水cr(vi)-cd(ii)复合污染。

目前，现有技术中有使用负载零价铁的沸石以去除地下水中cr(vi)-cd(ii)复合污染的实验案例，但是这种药剂需要负载等一系列制备过程，成本较高，在工业上大面积推广使用效果不理想；而国内针对地下水cr(vi)-cd(ii)复合污染治理的研究很少，现有技术中主要使用的药剂为混凝剂且仅用于污水处理厂废水治理，容易产生二次污染，也无法用于地下水cr(vi)-cd(ii)复合污染治理。

因此，针对地下水cr(vi)-cd(ii)复合污染，现有技术中药剂存在制备程序复杂，制备材料成本高，易产生二次污染，治理效果不佳，无法在工业上全面推广使用等问题。

技术实现要素：

本发明的目的在于克服现有地下水cr(vi)-cd(ii)复合污染治理过程中所用药剂制备程序复杂，制备材料成本高，易产生二次污染，治理效果不佳，无法在工业上全面推广使用的缺陷，进而提供一种同步去除地下水中铬和镉复合污染的药剂及其制备方法。

为达到上述目的，本发明采用如下技术方案：

一种同步去除地下水中铬和镉复合污染的药剂，包括含零价铁物质、活性炭和石英砂，所述含零价铁物质和活性炭的质量比为(6-9):(1-3)，所述含零价铁物质和石英砂的质量比为(1-2):(2-3)。

优选的，所述含零价铁物质中零价铁的含量不小于96wt％，所述含零价铁物质的比表面积为1.6-2.0m²/g，堆积密度为6-7g/cm³，粒径为20-40目。

优选的，所述活性炭为木炭或椰壳炭。本发明所述活性炭可通过市售获得，也可自行制备。

优选的，所述活性炭的制备方法包括如下步骤：

1)在隔绝空气的条件下，对木屑或者椰壳进行加热炭化，得到炭化产物；

2)对步骤1)得到的炭化产物在空气环境中进行加热，得到所述活性炭。

优选的，步骤1)中所述加热炭化温度为200-600℃，所述加热炭化时间为0.5-2h；步骤2)中所述加热温度为500-1000℃，所述加热时间为1-2h。

优选的，所述石英砂包括粒径为0.9-1.1mm的粗石英砂和粒径为0.4-0.6mm的细石英砂。

优选的，所述石英砂中sio2含量不小于90wt％；所述活性炭的粒径为20-40目。

优选的，所述含零价铁物质为废铁屑。

优选的，所述地下水中六价铬离子和二价镉离子的质量浓度比为(8-10):(1-2)。

优选的，所述药剂的投加浓度为16-22g/l。

本发明还提供一种上述所述的药剂的制备方法，包括如下步骤：称取含零价铁物质、活性炭和石英砂，混合均匀即得。

本发明所述铬和镉复合污染指的是cd(ii)和cr(vi)的复合污染，其中cd(ii)为二价镉离子，cr(vi)为六价铬离子。

本发明的有益效果：

1)本发明提供的同步去除地下水中铬和镉复合污染的药剂，采用特定配比的含零价铁物质、活性炭和石英砂三者相互配合，利用含零价铁物质对cr(vi)离子的还原作用和活性炭对cd(ii)离子及反应沉淀物的吸附作用，可以达到同步去除地下水中cr(vi)和cd(ii)的效果；由于地下水处理时需要考虑介质的孔隙度和渗透系数，本发明中石英砂不仅可以起到对cd(ii)离子微弱的吸附作用，还起到增大反应介质孔隙度和渗透系数的作用，防止cr(vi)与零价铁反应生成的铁铬氢氧化物(沉淀物)堵塞反应装置，从而延长反应装置的使用寿命；此外，零价铁和活性炭形成的微电解系统，可以加速cr(vi)与零价铁的反应速率，从而显著提高地下水中cr(vi)的去除速率；并且由于cr(vi)与零价铁反应会增大系统的ph值至10-12之间，而cd(ii)在反应系统ph值>8时，会产生氢氧化物沉淀，容易被活性炭吸附，从而进一步提高活性炭对cd(ii)的饱和吸附量，进而提高cd(ii)的去除率。

本发明特定配比的含零价铁物质、活性炭和石英砂三者协同作用，可有效去除地下水cr(vi)-cd(ii)复合污染，具有显著的高效性和长效性，同时本发明所述药剂原料易得、成本低，不会产生二次污染，有利于工业全面推广使用。

经测试，本发明所提供的同步去除地下水中铬和镉复合污染的药剂，在上述特定配比条件下，cr(vi)的还原速率和cd(ii)的吸附量均达到最大，在连续不间断运行条件下，77天后，地下水中cr(vi)和cd(ii)的去除率仍可达到99.9％，所述药剂展现出高效性和长效性。

2)本发明提供的同步去除地下水中铬和镉复合污染的药剂，进一步的，所述含零价铁物质中零价铁的含量不小于96wt％，所述含零价铁物质的比表面积为1.6-2.0m²/g，堆积密度为6-7g/cm³，粒径为20-40目。本发明通过上述特定的含零价铁物质，与活性炭和石英砂相互配合有利于进一步提高地下水中cr(vi)和cd(ii)的去除效果。

3)本发明提供的同步去除地下水中铬和镉复合污染的药剂，进一步的，所述活性炭为木炭或椰壳炭，进一步的，所述活性炭的制备方法包括如下步骤：在隔绝空气的条件下，对木屑或者椰壳进行加热炭化，得到炭化产物；对步骤1)得到的炭化产物在空气环境中进行加热，得到所述活性炭。本发明通过将木屑或者椰壳在隔绝空气的条件下进行加热炭化可减少非碳成分，然后将炭化产物在空气环境中进行加热，以空气作为氧化剂，与炭化产物进行反应，烧掉碳化时吸附的碳氢化合物，把原有旷地空闲边上的碳氢原子烧掉，扩大孔隙并把孔隙与孔隙之间烧穿，同时炭化产物表面被侵蚀，会产生微孔发达的结构，由于该过程是一个微观过程，即大量的分子碳化物表面侵蚀是点状侵蚀，所以造成了活性炭表面具有无数细小孔隙，使得即使少量的活性炭，也有巨大的表面积，每克活性炭的表面积为500-1500m²。本发明通过上述特定方法制备得到的活性炭与含零价铁物质和石英砂相互配合有利于进一步提高地下水中cr(vi)和cd(ii)的去除效果。

4)本发明提供的同步去除地下水中铬和镉复合污染的药剂，进一步的，所述石英砂包括粒径为0.9-1.1mm的粗石英砂和粒径为0.4-0.6mm的细石英砂。本发明利用上述两个特定粒径的石英砂有利于进一步增大反应介质孔隙度和渗透系数，与活性炭、含零价铁物质相互配合进而提高地下水中cr(vi)和cd(ii)的去除效果，提高药剂的长效性。

5)本发明提供的同步去除地下水中铬和镉复合污染的药剂，进一步的，所述含零价铁物质为废铁屑。本发明采用废铁屑作为含零价铁物质可大大降低成本，原料易获得。

6)本发明还提供一种上述所述的药剂的制备方法，该方法只需将含零价铁物质、活性炭和石英砂，混合均匀即得，制备方法简单，大大降低了药剂的制备成本。

附图说明

为了更清楚地说明本发明具体实施方式或现有技术中的技术方案，下面将对具体实施方式或现有技术描述中所需要使用的附图作简单地介绍，显而易见地，下面描述中的附图是本发明的一些实施方式，对于本领域普通技术人员来讲，在不付出创造性劳动的前提下，还可以根据这些附图获得其他的附图。

图1为本发明有机玻璃柱的结构示意图；

图2为本发明测试废铁屑、活性炭和石英砂混合药剂同步去除地下水中铬(cr(vi))-镉(cd(ii))复合污染长期性能的装置示意图；

图3为试验1组中废铁屑、活性炭和石英砂同步去除地下水中铬(cr(vi))-镉(cd(ii))复合污染时，cr(vi)去除率随水力接触时间的短期变化图；

图4为试验1组中废铁屑、活性炭和石英砂同步去除地下水中铬(cr(vi))-镉(cd(ii))复合污染时，cd(ii)去除率随水力接触时间的短期变化图；

图5为对照1组中废铁屑和石英砂同步去除地下水中铬(cr(vi))-镉(cd(ii))复合污染时，cr(vi)去除率随水力接触时间的短期变化图；

图6为对照1组中废铁屑和石英砂同步去除地下水中铬(cr(vi))-镉(cd(ii))复合污染时，cd(ii)去除率随水力接触时间的短期变化图；

图7为试验1组中废铁屑、活性炭和石英砂同步去除地下水中铬(cr(vi))-镉(cd(ii))复合污染时，cr(vi)的动力学线性拟合图；

图8为试验1组中废铁屑、活性炭和石英砂同步去除地下水中铬(cr(vi))-镉(cd(ii))复合污染时，cd(ii)的动力学线性拟合图；

图9为对照1组中废铁屑和石英砂同步去除地下水中铬(cr(vi))-镉(cd(ii))复合污染时，cr(vi)的动力学线性拟合图；

图10为对照1组中废铁屑和石英砂同步去除地下水中铬(cr(vi))-镉(cd(ii))复合污染时，cd(ii)的动力学线性拟合图；

图11为试验2组中废铁屑、活性炭和石英砂同步去除地下水中铬(cr(vi))-镉(cd(ii))复合污染时，cr(vi)、cd(ii)去除率和反应体系ph随反应时间的长期变化图；

图12为试验2组中废铁屑、活性炭和石英砂同步去除地下水中铬(cr(vi))-镉(cd(ii))复合污染的反应体系ph随反应时间的长期变化图；

图13为对照2组中废铁屑和石英砂同步去除地下水中铬(cr(vi))-镉(cd(ii))复合污染时，cr(vi)、cd(ii)去除率和反应体系ph随反应时间的长期变化图；

图14为试验1组中废铁屑的sem(5000倍)形貌图；

附图标记：

1-有机玻璃柱；2-第一缓冲层；3-反应层；4-第二缓冲层；5-进水孔；6-出水孔；7-监测孔l1；8-监测孔l2；9-监测孔l3；10-氮气袋；11-溶液瓶；12-蠕动泵。

具体实施方式

提供下述实施例是为了更好地进一步理解本发明，并不局限于所述最佳实施方式，不对本发明的内容和保护范围构成限制，任何人在本发明的启示下或是将本发明与其他现有技术的特征进行组合而得出的任何与本发明相同或相近似的产品，均落在本发明的保护范围之内。

实施例中未注明具体实验步骤或条件者，按照本领域内的文献所描述的常规实验步骤的操作或条件即可进行。所用试剂或仪器未注明生产厂商者，均为可以通过市购获得的常规试剂产品。

本发明中术语“含零价铁物质”为废铁屑，灰色到灰黑色无定形细粒或粉末，有极微光泽，能溶于盐酸，稀硫酸及稀硝酸，不溶于水。

本发明中术语“活性炭”是一种木炭或者椰壳炭，活性炭表面的微孔直径在2-50nm之间，每克活性炭的表面积为500-1500m²。

本发明中术语“石英砂”是石英石经破碎加工而成的石英颗粒。石英石是一种非金属矿物质，是一种坚硬、耐磨、化学性能稳定的硅酸盐矿物。石英砂的颜色为乳白色、或无色半透明状，莫氏硬度为6-8。

本发明中术语“铬”是一种吞入性毒物/吸入性极毒物，cr(vi)为六价铬离子，在地下水中主要以hcro4^-与cro4^2-等络阴离子形式存在，迁移性和溶解性较强。

本发明中术语“镉”是元素周期表中第48号元素，位于第五周期与锌汞组成的iib族(锌分族)，属于亲硫元素，在自然界中主要以硫化物的形式存在于闪锌矿中。地下水中的镉主要来源于含镉工业废水的直接排放，主要以cd²⁺离子态形式存在，cd(ii)表示二价镉离子。

本发明提供一种同步去除地下水中铬和镉复合污染的药剂，包括含零价铁物质、活性炭和石英砂，所述含零价铁物质和活性炭的质量比为(6-9):(1-3)，所述含零价铁物质和石英砂的质量比为(1-2):(2-3)。

优选的，所述含零价铁物质中零价铁的含量不小于96wt％，所述含零价铁物质的比表面积为1.6-2.0m²/g，堆积密度为6-7g/cm³，粒径为20-40目。

优选的，所述活性炭为木炭或椰壳炭。本发明所述活性炭可通过市售获得，也可自行制备。

优选的，所述活性炭的制备方法包括如下步骤：

1)在隔绝空气的条件下，对木屑或者椰壳进行加热炭化，得到炭化产物；

2)对步骤1)得到的炭化产物在空气环境中进行加热，得到所述活性炭。

优选的，步骤1)中所述加热炭化温度为200-600℃，所述加热炭化时间为0.5-2h；步骤2)中所述加热温度为500-1000℃，所述加热时间为1-2h。

优选的，所述石英砂包括粒径为0.9-1.1mm的粗石英砂和粒径为0.4-0.6mm的细石英砂。

优选的，所述石英砂中sio2含量不小于90wt％；所述活性炭的粒径为20-40目。

优选的，所述含零价铁物质为废铁屑。

优选的，所述地下水中六价铬离子和二价镉离子的质量浓度比为(8-10):(1-2)。

优选的，所述药剂的投加浓度为16-22g/l。

本发明还提供一种上述所述的药剂的制备方法，包括如下步骤：称取含零价铁物质、活性炭和石英砂，混合均匀即得。

本发明所述铬和镉复合污染指的是cd(ii)和cr(vi)的复合污染，其中cd(ii)为二价镉离子，cr(vi)为六价铬离子。

本发明还提供一种采用上述药剂同步去除地下水中重金属复合污染的方法，包括如下步骤：

1)将含零价铁物质、活性炭和石英砂混合，得到药剂；

2)将药剂填充入反应装置内，以在反应装置内形成反应层，然后使含有重金属的地下水通过所述反应层进行反应，以去除地下水中的重金属；

所述含零价铁物质和活性炭的质量比为(6-9):(1-3)，所述含零价铁物质和石英砂的质量比为(1-2):(2-3)。

优选的，所述反应装置包括依次层叠设置的第一缓冲层、反应层和第二缓冲层，然后使含有重金属的地下水依次通过第一缓冲层、反应层和第二缓冲层，以去除地下水中的重金属。

优选的，所述第一缓冲层和第二缓冲层均为石英砂层，所述石英砂层内的石英砂粒径为10-18目；

所述第一缓冲层的厚度为1-3cm，所述第二缓冲层的厚度为1-3cm。

优选的，所述反应装置为有机玻璃柱，所述有机玻璃柱内孔隙体积为90-110ml。

本发明所述孔隙体积(pv)指的是有机玻璃柱内填料的孔隙体积总和，由柱子充满水饱和后水的体积测定，可以用于表示反应时间的参数，其测定方法为：1pv＝水体从填装填料的有机玻璃柱进水孔进入至恰好流出出水孔时的总体积，得到上述总体积所用的时间即为1pv所代表的时间。

所述重金属为镉和铬，所述镉和铬在地下水中分别以二价镉离子和六价铬离子的形式存在，所述地下水中六价铬离子和二价镉离子的质量浓度比为(8-10):(1-2)。

可选的，所述地下水的渗透流速为0.7-1.0m/d(米/天)。

可选的，所述同步去除地下水中重金属复合污染的方法可采用如下反应装置进行。

本发明还提供一种同步去除地下水中重金属复合污染的反应装置，如图1所示，所述反应装置具有进水孔5和出水孔6，还包括，

第一缓冲层2，靠近所述进水孔5设置于所述反应装置内，

第二缓冲层4，靠近所述出水孔6设置于所述反应装置内，

反应层3，设置于所述反应装置内，且位于所述第一缓冲层2和第二缓冲层4之间；

所述反应层3内填充药剂，所述药剂由含零价铁物质、活性炭和石英砂构成，所述含零价铁物质和活性炭的质量比为(6-9):(1-3)，所述含零价铁物质和石英砂的质量比为(1-2):(2-3)。

可选的，所述反应装置还具有若干监测孔，设置于所述反应装置上，且位于所述进水孔5和出水孔6之间。

可选的，所述第一缓冲层2和第二缓冲层4均为石英砂层，所述石英砂层内的石英砂粒径为10-18目；本发明在反应层3上下分别设置石英砂缓冲层，可起到缓冲、过滤、保护的作用。

所述第一缓冲层2的厚度为1-3cm，所述第二缓冲层4的厚度为1-3cm；

所述含零价铁物质中零价铁的含量不小于96wt％，所述含零价铁物质的比表面积为1.6-2.0m²/g，堆积密度为6-7g/cm³，粒径为20-40目；

所述活性炭为木炭或椰壳炭，所述活性炭的粒径为20-40目；

所述药剂中的石英砂的sio2含量不小于90wt％；所述药剂中的石英砂包括粒径为0.9-1.1mm的粗石英砂和粒径为0.4-0.6mm的细石英砂。

可选的，所述反应装置为有机玻璃柱1，所述有机玻璃柱1内孔隙体积为90-110ml，

所述重金属为镉和铬，所述镉和铬在地下水中分别以二价镉离子和六价铬离子的形式存在，所述地下水中六价铬和二价镉的质量浓度比为(8-10):(1-2)。

可选的，所述有机玻璃柱1长度≥20cm，内直径≥4cm。可选的，所述进水孔5和出水孔6各1个，监测孔1-3个且均匀分布在进水孔5和出水孔6之间。可选的，所述检测孔的数量为3个。

可选的，所述含零价铁物质为废铁屑。

下面通过具体实施方式来说明本发明的技术方案：

本发明以下实施例中所述cd(ii)和cr(vi)去除率的计算方法如下所示：

cd(ii)去除率＝(二价镉离子的初始质量浓度-检测时刻二价镉离子的质量浓度)/二价镉离子的初始质量浓度；

cr(vi)去除率＝(六价铬离子的初始质量浓度-检测时刻六价铬离子的质量浓度)/六价铬离子的初始质量浓度。

本发明以下实施例1-4、实施例8-11和对比例2-4中所述木炭购自sigma-aldrich公司；实施例5和实施例12所述椰壳炭购自sigma-aldrich公司。

实施例1

本实施例提供一种同步去除地下水中铬和镉复合污染的药剂，该药剂包括0.8g废铁屑、0.2g活性炭和0.8g石英砂，其中，所述废铁屑中fe⁰(零价铁)含量为96.28wt％，比表面积为1.8m²/g，堆积密度为6.43g/cm³，粒径为25目；所述活性炭为木炭，分子量为12.01，粒径为25目；所述石英砂为粒径为1mm的粗石英砂和粒径为0.5mm的细石英砂的混合物，所述粗石英砂和细石英砂的质量比为1:1，所述粗石英砂和细石英砂中sio2含量为90wt％。

模拟应用环境，将本实施例中的药剂应用于含有cr(vi)和cd(ii)的厌氧地下水(地下水中cr(vi)的质量浓度为50mg/l，cd(ii)的质量浓度为5mg/l)中，具体应用方法如下：分别称取上述废铁屑、活性炭和石英砂并混合均匀，得到所述药剂，将药剂投加至上述厌氧地下水中，所述药剂的投加浓度为20g/l，在常温、常压、振荡(175rpm)条件下反应1小时后，地下水中cd(ii)去除率达到99.99％；反应8小时后，地下水中cr(vi)去除率达到99％。

实施例2

本实施例提供一种同步去除地下水中铬和镉复合污染的药剂，同实施例1相比区别仅在于，本实施例所述药剂中废铁屑为0.9g，活性炭为0.1g，石英砂为0.9g。

模拟应用环境，将本实施例中的药剂应用于含有cr(vi)和cd(ii)的厌氧地下水(地下水中cr(vi)的质量浓度为50mg/l，cd(ii)的质量浓度为5mg/l)中，具体应用方法如下：分别称取上述废铁屑、活性炭和石英砂并混合均匀，得到所述药剂，将药剂投加至上述厌氧地下水中，所述药剂的投加浓度为20g/l，在常温、常压、振荡(175rpm)条件下反应1小时后，地下水中cd(ii)去除率达到99.99％；反应8小时后，地下水中cr(vi)去除率达到99.4％。

实施例3

本实施例提供一种同步去除地下水中铬和镉复合污染的药剂，同实施例1相比区别仅在于，本实施例所述药剂中废铁屑为0.3g，活性炭为0.1g，石英砂为0.6g。

模拟应用环境，将本实施例中的药剂应用于含有cr(vi)和cd(ii)的厌氧地下水(地下水中cr(vi)的质量浓度为50mg/l，cd(ii)的质量浓度为5mg/l)中，具体应用方法如下：分别称取上述废铁屑、活性炭和石英砂并混合均匀，得到所述药剂，将药剂投加至上述厌氧地下水中，所述药剂的投加浓度为20g/l，在常温、常压、振荡(175rpm)条件下反应1小时后，地下水中cd(ii)去除率达到99.99％；反应8小时后，地下水中cr(vi)去除率达到93.4％。

实施例4

本实施例提供一种同步去除地下水中铬和镉复合污染的药剂，该药剂包括0.6g废铁屑、0.1g活性炭和0.9g石英砂，其中，所述废铁屑中fe⁰(零价铁)含量为98wt％，比表面积为1.6m²/g，堆积密度为6g/cm³，粒径为20目；所述活性炭为木炭，分子量为12.01，粒径为20目；所述石英砂为粒径为0.9mm的粗石英砂和粒径为0.4mm的细石英砂的混合物，所述粗石英砂和细石英砂的质量比为1:1.5，所述粗石英砂和细石英砂中sio2含量为93wt％。

模拟应用环境，将本实施例中的药剂应用于含有cr(vi)和cd(ii)的厌氧地下水(地下水中cr(vi)的质量浓度为50mg/l，cd(ii)的质量浓度为10mg/l)中，具体应用方法如下：分别称取上述废铁屑、活性炭和石英砂并混合均匀，得到所述药剂，将药剂投加至上述厌氧地下水中，所述药剂的投加浓度为16g/l，在常温、常压、振荡(175rpm)条件下反应1小时后，地下水中cd(ii)去除率达到99.99％；反应8小时后，地下水中cr(vi)去除率达到96％。

实施例5

本实施例提供一种同步去除地下水中铬和镉复合污染的药剂，该药剂包括0.6g废铁屑、0.3g活性炭和1.8g石英砂，其中，所述废铁屑中fe⁰(零价铁)含量为99wt％，比表面积为2.0m²/g，堆积密度为7g/cm³，粒径为40目；所述活性炭为椰壳炭，粒径为40目；所述石英砂为粒径为1.1mm的粗石英砂和粒径为0.6mm的细石英砂的混合物，所述粗石英砂和细石英砂的质量比为1:1.7，所述粗石英砂和细石英砂中sio2含量为94wt％。

模拟应用环境，将本实施例中的药剂应用于含有cr(vi)和cd(ii)的厌氧地下水(地下水中cr(vi)的质量浓度为80mg/l，cd(ii)的质量浓度为10mg/l)中，具体应用方法如下：分别称取上述废铁屑、活性炭和石英砂并混合均匀，得到所述药剂，将药剂投加至上述厌氧地下水中，所述药剂的投加浓度为22g/l，在常温、常压、振荡(175rpm)条件下反应1小时后，地下水中cd(ii)去除率达到99.99％；反应8小时后，地下水中cr(vi)去除率达到97％。

实施例6

本实施例提供一种同步去除地下水中铬和镉复合污染的药剂，同实施例3相比区别仅在于，

所述活性炭采用如下制备方法制备得到，包括如下步骤：

1)将木屑加入炭化炉中，向炭化炉中充氮气，使氮气充满炭化炉内部，然后以5℃/min的升温速率对炉内木屑进行升温，升温至200℃进行炭化，所述炭化时间为2h，得到炭化产物；

2)向炭化炉内充入空气，使空气充满炭化炉内部，然后对炉内炭化产物进行加热，所述加热温度为500℃，所述加热时间为2h，得到所述活性炭。

模拟应用环境，将本实施例中的药剂应用于含有cr(vi)和cd(ii)的厌氧地下水(地下水中cr(vi)的质量浓度为50mg/l，cd(ii)的质量浓度为5mg/l)中，具体应用方法如下：分别称取上述废铁屑、活性炭和石英砂并混合均匀，得到所述药剂，将药剂投加至上述厌氧地下水中，所述药剂的投加浓度为20g/l，在常温、常压、振荡(175rpm)条件下反应1小时后，地下水中cd(ii)去除率达到99.99％；反应8小时后，地下水中cr(vi)去除率达到98.6％。

实施例7

本实施例提供一种同步去除地下水中铬和镉复合污染的药剂，同实施例5相比区别仅在于，

所述活性炭采用如下制备方法制备得到，包括如下步骤：

1)将椰壳加入炭化炉中，向炭化炉中充氮气，使氮气充满炭化炉内部，然后以15℃/min的升温速率对炉内木屑进行升温，升温至600℃进行炭化，所述炭化时间为0.5h，得到炭化产物；

2)向炭化炉内充入空气，使空气充满炭化炉内部，然后对炉内炭化产物进行加热，所述加热温度为1000℃，所述加热时间为1h，得到所述活性炭。

模拟应用环境，将本实施例中的药剂应用于含有cr(vi)和cd(ii)的厌氧地下水(地下水中cr(vi)的质量浓度为80mg/l，cd(ii)的质量浓度为10mg/l)中，具体应用方法如下：分别称取上述废铁屑、活性炭和石英砂并混合均匀，得到所述药剂，将药剂投加至上述厌氧地下水中，所述药剂的投加浓度为22g/l，在常温、常压、振荡(175rpm)条件下反应1小时后，地下水中cd(ii)去除率达到99.9％；反应8小时后，地下水中cr(vi)去除率达到99％。

实施例8

本实施例提供了一种同步去除地下水中铬-镉(cr(vi)-cd(ii))复合污染的方法，包括如下步骤：

s1、将废铁屑、活性炭和石英砂搅拌均匀，得到药剂，其中废铁屑和活性炭的质量比为4:1，废铁屑和石英砂的质量比为1:1，所述废铁屑中fe⁰(零价铁)含量为96.28wt％，比表面积为1.8m²/g，堆积密度为6.43g/cm³，粒径为25目；所述活性炭为木炭，分子量为12.01，粒径为25目；所述石英砂为粒径为1mm的粗石英砂和粒径为0.5mm的细石英砂的混合物，所述粗石英砂和细石英砂的质量比为1:1，所述粗石英砂和细石英砂中sio2含量为90wt％；

s2制得20cm长，内直径4cm，进水孔出水孔各1个，监测孔2个，且上下连通的有机玻璃柱，首先打开有机玻璃柱的圆盖(所述圆盖厚度为1cm、直径大于玻璃柱外径、带有出水孔)，将粒径为10目的粗石英砂填入玻璃柱下端(靠近进水孔的一端)压实，厚度为2cm，形成第一缓冲层；其次，将s1步骤中的药剂均匀填入玻璃柱，以形成反应层；然后在药剂填料(反应层)上覆盖2cm厚的粒径为10目的粗石英砂，以形成第二缓冲层，此时玻璃柱的内腔被填满；最后将与玻璃柱内直径大小相同的带孔垫片覆盖在第二缓冲层上部，用圆盖固定在玻璃柱顶部，形成反应柱，反应柱内孔隙体积为106ml；

s3、将含有cr(vi)和cd(ii)的厌氧地下水(地下水中cr(vi)的质量浓度为50mg/l，cd(ii)的质量浓度为5mg/l)用蠕动泵以0.8m/d的渗透流速由有机玻璃柱的进水孔注入有机玻璃柱，然后由有机玻璃柱的出水孔排出，以去除地下水中的镉和铬重金属。

经测试，反应柱从开始运行至77天时，出水孔cr(vi)和cd(ii)的去除率仍可达到99.9％。

实施例9

本实施例提供一种同步去除地下水中铬-镉(cr(vi)-cd(ii))复合污染的方法，包括如下步骤：

s1、将废铁屑、活性炭和石英砂搅拌均匀，得到药剂，其中废铁屑和活性炭的质量比为5:1，废铁屑和石英砂的质量比为1:2，所述废铁屑中fe⁰(零价铁)含量为96.28wt％，比表面积为1.8m²/g，堆积密度为6.43g/cm³，粒径为25目；所述活性炭为木炭，分子量为12.01，粒径为25目；所述石英砂为粒径为1mm的粗石英砂和粒径为0.5mm的细石英砂的混合物，所述粗石英砂和细石英砂的质量比为1:1，所述粗石英砂和细石英砂中sio2含量为90wt％；

s2制得20cm长，内直径4cm，进水孔出水孔各1个，监测孔2个，且上下连通的有机玻璃柱，首先打开有机玻璃柱的圆盖(所述圆盖厚度为1cm、直径大于玻璃柱外径、带有出水孔)，将粒径为10目的粗石英砂填入玻璃柱下端(靠近进水孔的一端)压实，厚度为2cm，形成第一缓冲层；其次，将s1步骤中的药剂均匀填入玻璃柱，以形成反应层；然后在药剂填料(反应层)上覆盖2cm厚的粒径为10目的粗石英砂，以形成第二缓冲层，此时玻璃柱的内腔被填满；最后将与玻璃柱内直径大小相同的带孔垫片覆盖在第二缓冲层上部，用圆盖固定在玻璃柱顶部，形成反应柱，反应柱内孔隙体积为109ml；

s3、将含有cr(vi)和cd(ii)的厌氧地下水(地下水中cr(vi)的质量浓度为50mg/l，cd(ii)的质量浓度为5mg/l)用蠕动泵以0.8m/d的渗透流速由有机玻璃柱的进水孔注入有机玻璃柱，然后由有机玻璃柱的出水孔排出，以去除地下水中的镉和铬重金属。

经测试，反应柱从开始运行至77天时，出水孔cr(vi)和cd(ii)的去除率仍可达到99.5％。

实施例10

本实施例提供一种同步去除地下水中铬-镉(cr(vi)-cd(ii))复合污染的方法，包括如下步骤：

s1、将废铁屑、活性炭和石英砂搅拌均匀，得到药剂，其中废铁屑和活性炭的质量比为4:1，废铁屑和石英砂的质量比为1:1，所述废铁屑中fe⁰(零价铁)含量为96.28wt％，比表面积为1.8m²/g，堆积密度为6.43g/cm³，粒径为25目；所述活性炭为木炭，分子量为12.01，粒径为25目；所述石英砂为粒径为1mm的粗石英砂和粒径为0.5mm的细石英砂的混合物，所述粗石英砂和细石英砂的质量比为1:1，所述粗石英砂和细石英砂中sio2含量为90wt％；

s2制得25cm长，内直径6cm，进水孔出水孔各1个，监测孔2个，且上下连通的有机玻璃柱，首先打开有机玻璃柱的圆盖(所述圆盖厚度为1cm、直径大于玻璃柱外径、带有出水孔)，将粒径为10目的粗石英砂填入玻璃柱下端(靠近进水孔的一端)压实，厚度为2cm，形成第一缓冲层；其次，将s1步骤中的药剂均匀填入玻璃柱，以形成反应层；然后在药剂填料(反应层)上覆盖2cm厚的粒径为10目的粗石英砂，以形成第二缓冲层，此时玻璃柱的内腔被填满；最后将与玻璃柱内直径大小相同的带孔垫片覆盖在第二缓冲层上部，用圆盖固定在玻璃柱顶部，形成反应柱，反应柱内孔隙体积为106ml；

s3、将含有cr(vi)和cd(ii)的厌氧地下水(地下水中cr(vi)的质量浓度为90mg/l，cd(ii)的质量浓度为20mg/l)用蠕动泵以0.8m/d的渗透流速由有机玻璃柱的进水孔注入有机玻璃柱，然后由有机玻璃柱的出水孔排出，以去除地下水中的镉和铬重金属。

经测试，反应柱从开始运行至77天时，出水孔cr(vi)和cd(ii)的去除率仍可达到99.9％。

实施例11

本实施例提供了一种同步去除地下水中铬-镉(cr(vi)-cd(ii))复合污染的方法，包括如下步骤：

s1、将废铁屑、活性炭和石英砂搅拌均匀，得到药剂，其中废铁屑和活性炭的质量比为6:1，废铁屑和石英砂的质量比为1:3，所述废铁屑中fe⁰(零价铁)含量为98wt％，比表面积为1.6m²/g，堆积密度为6g/cm³，粒径为20目；所述活性炭为木炭，分子量为12.01，粒径为20目；所述石英砂为粒径为0.9mm的粗石英砂和粒径为0.4mm的细石英砂的混合物，所述粗石英砂和细石英砂的质量比为1:1.5，所述粗石英砂和细石英砂中sio2含量为93wt％；

s2制得20cm长，内直径4cm，进水孔出水孔各1个，监测孔2个，且上下连通的有机玻璃柱，首先打开有机玻璃柱的圆盖(所述圆盖厚度为1cm、直径大于玻璃柱外径、带有出水孔)，将粒径为18目的粗石英砂填入玻璃柱下端(靠近进水孔的一端)压实，厚度为1cm，形成第一缓冲层；其次，将s1步骤中的药剂均匀填入玻璃柱，以形成反应层；然后在药剂填料(反应层)上覆盖1cm厚的粒径为10目的粗石英砂，以形成第二缓冲层，此时玻璃柱的内腔被填满；最后将与玻璃柱内直径大小相同的带孔垫片覆盖在第二缓冲层上部，用圆盖固定在玻璃柱顶部，形成反应柱，反应柱内孔隙体积为110ml；

s3、将含有cr(vi)和cd(ii)的厌氧地下水(地下水中cr(vi)的质量浓度为80mg/l，cd(ii)的质量浓度为10mg/l)用蠕动泵以0.7m/d的渗透流速由有机玻璃柱的进水孔注入有机玻璃柱，然后由有机玻璃柱的出水孔排出，以去除地下水中的镉和铬重金属。

经测试，反应柱从开始运行至77天时，出水孔cr(vi)和cd(ii)的去除率仍可达到99.9％。

实施例12

本实施例提供了一种同步去除地下水中铬-镉(cr(vi)-cd(ii))复合污染的方法，包括如下步骤：

s1、将废铁屑、活性炭和石英砂搅拌均匀，得到药剂，其中废铁屑和活性炭的质量比为3:1，废铁屑和石英砂的质量比为2:3，所述废铁屑中fe⁰(零价铁)含量为99wt％，比表面积为2.0m²/g，堆积密度为7g/cm³，粒径为40目；所述活性炭为椰壳炭，粒径为40目；所述石英砂为粒径为1.1mm的粗石英砂和粒径为0.6mm的细石英砂的混合物，所述粗石英砂和细石英砂的质量比为1:1.7，所述粗石英砂和细石英砂中sio2含量为94wt％；

s2制得20cm长，内直径4cm，进水孔出水孔各1个，监测孔2个，且上下连通的有机玻璃柱，首先打开有机玻璃柱的圆盖(所述圆盖厚度为1cm、直径大于玻璃柱外径、带有出水孔)，将粒径为10目的粗石英砂填入玻璃柱下端(靠近进水孔的一端)压实，厚度为3cm，形成第一缓冲层；其次，将s1步骤中的药剂均匀填入玻璃柱，以形成反应层；然后在药剂填料(反应层)上覆盖3cm厚的粒径为10目的粗石英砂，以形成第二缓冲层，此时玻璃柱的内腔被填满；最后将与玻璃柱内直径大小相同的带孔垫片覆盖在第二缓冲层上部，用圆盖固定在玻璃柱顶部，形成反应柱，反应柱内孔隙体积为90ml；

s3、将含有cr(vi)和cd(ii)的厌氧地下水(地下水中cr(vi)的质量浓度为50mg/l，cd(ii)的质量浓度为10mg/l)用蠕动泵以1.0m/d的渗透流速由有机玻璃柱的进水孔注入有机玻璃柱，然后由有机玻璃柱的出水孔排出，以去除地下水中的镉和铬重金属。

经测试，反应柱从开始运行至77天时，出水孔cr(vi)和cd(ii)的去除率仍可达到99.9％。

对比例1

本对比例提供一种同步去除地下水中铬和镉复合污染的药剂，同实施例1相比区别仅在于将实施例1中的活性炭替换为沸石。

模拟应用环境，将本实施例中的药剂应用于含有cr(vi)和cd(ii)的厌氧地下水(地下水中cr(vi)的质量浓度为50mg/l，cd(ii)的质量浓度为5mg/l)中，具体应用方法如下：分别称取上述废铁屑、沸石和石英砂并混合均匀，得到所述药剂，将药剂投加至上述厌氧地下水中，所述药剂的投加浓度为20g/l，在常温、常压、振荡(175rpm)条件下反应1小时后，地下水中cd(ii)去除率达到51.82％；反应8小时后，地下水中cr(vi)去除率达到80.3％。

对比例2

本对比例提供一种同步去除地下水中铬和镉复合污染的药剂，同实施例1相比区别仅在于所述活性炭的加入量为0.8g。

模拟应用环境，将本实施例中的药剂应用于含有cr(vi)和cd(ii)的厌氧地下水(地下水中cr(vi)的质量浓度为50mg/l，cd(ii)的质量浓度为5mg/l)中，具体应用方法如下：分别称取上述废铁屑、活性炭和石英砂并混合均匀，得到所述药剂，将药剂投加至上述厌氧地下水中，所述药剂的投加浓度为20g/l，在常温、常压、振荡(175rpm)条件下反应1小时后，地下水中cd(ii)去除率达到99.9％；反应8小时后，地下水中cr(vi)去除率达到85％。

对比例3

本对比例提供了一种同步去除地下水中铬-镉(cr(vi)-cd(ii))复合污染的方法，包括如下步骤：

s1、将废铁屑、活性炭、沸石和石英砂搅拌均匀，得到药剂，其中所述废铁屑、活性炭、沸石和石英砂的质量比8:1:1:8，所述废铁屑中fe⁰(零价铁)含量为96.28wt％，比表面积为1.8m²/g，堆积密度为6.43g/cm³，粒径为25目；所述活性炭为木炭，分子量为12.01，粒径为25目；所述石英砂为粒径为1mm的粗石英砂和粒径为0.5mm的细石英砂的混合物，所述粗石英砂和细石英砂的质量比为1:1，所述粗石英砂和细石英砂中sio2含量为90wt％；

s2制得20cm长，内直径4cm，进水孔出水孔各1个，监测孔2个，且上下连通的有机玻璃柱，首先打开有机玻璃柱的圆盖(所述圆盖厚度为1cm、直径大于玻璃柱外径、带有出水孔)，将粒径为10目的粗石英砂填入玻璃柱下端(靠近进水孔的一端)压实，厚度为2cm，形成第一缓冲层；其次，将s1步骤中的药剂均匀填入玻璃柱，以形成反应层；然后在药剂填料(反应层)上覆盖2cm厚的粒径为10目的粗石英砂，以形成第二缓冲层，此时玻璃柱的内腔被填满；最后将与玻璃柱内直径大小相同的带孔垫片覆盖在第二缓冲层上部，用圆盖固定在玻璃柱顶部，形成反应柱，反应柱内孔隙体积为100ml；

s3、将含有cr(vi)和cd(ii)的厌氧地下水(地下水中cr(vi)的质量浓度为50mg/l，cd(ii)的质量浓度为5mg/l)用蠕动泵以0.8m/d的渗透流速由有机玻璃柱的进水孔注入有机玻璃柱，然后由有机玻璃柱的出水孔排出，以去除地下水中的镉和铬重金属。

经测试，反应柱从开始运行至77天时，出水孔cd(ii)的去除率为88％，cr(vi)的去除率为94.6％。

对比例4

本对比例提供一种同步去除地下水中铬-镉(cr(vi)-cd(ii))复合污染的方法，同实施例8相比区别仅在于所述药剂中不添加石英砂。

经测试，反应柱从开始运行至77天时，出水孔cd(ii)的去除率为17％，cr(vi)的去除率为10.6％。

试验例1：废铁屑、活性炭和石英砂混合药剂同步去除地下水中铬(cr(vi))-镉(cd(ii))复合污染的应用

1、实验材料

废铁屑：零价铁含量、粒径、比表面积、堆积密度分别为96.28wt％、25目、1.8m²/g、和6.43g/cm³。

沸石：粒径、比表面积、密度分别为25目、200m²/g、1.8g/cm³。

活性炭：粒径25目，分子量12.01。

cr(vi)储备液：将2.829g干燥的k2cr2o7溶于1l去离子水中，配成1000mg/l的标准储备液，放到棕色试剂瓶避光保存于4℃的冰箱中。

cd(ii)储备液：将2.038gcdcl2固体溶于1l去离子水中，配成100mg/l的标准储备液，放到棕色试剂瓶避光保存于4℃的冰箱中。

实验所用化学试剂见表1

表1化学试剂表

2、测试方法与实验仪器

cr(vi)用紫外-可见分光光度计测定，吸收波长为540nm；cd(ii)用icp-oes测定；ph用ph计测定。实验所用仪器见表2：

表2实验主要仪器及设备

3.实验

(1)废铁屑、活性炭和石英砂混合药剂同步去除地下水中铬(cr(vi))-镉(cd(ii))复合污染的短期性能

试验1组：称取0.8g废铁屑、0.2g活性炭和0.8g石英砂混合均匀，得到混合药剂，保证废铁屑和活性炭的质量比为4:1，废铁屑和石英砂的质量比为1:1；用标准溶液配置cr(vi)浓度为50mg/l、cd(ii)浓度为5mg/l的混合溶液，保证浓度比为10:1；用0.01mol/l的nacl作为背景电解质，模拟天然地下水环境；将配置好的混合溶液分别置于60ml的白色塑料小瓶中，分别加入混合药剂，在温度25℃、转速为175r/min的摇床中震荡8h进行反应，分别在5min、10min、20min、30min、1h、1.5h、2h、4h、8h取反应后的地下水进行检测，每组设置3个平行样。

对照1组：称取0.8g废铁屑和0.8g石英砂混合均匀，得到混合药剂，保证废铁屑和石英砂的质量比为1:1；用标准溶液配置cr(vi)浓度为50mg/l、cd(ii)浓度为5mg/l的混合溶液，保证浓度比为10:1；用0.01mol/l的nacl作为背景电解质，模拟天然地下水环境；将配置好的混合溶液分别置于60ml的白色塑料小瓶中，分别加入混合药剂，在温度25℃、转速为175r/min的摇床中震荡8h进行反应，分别在5min、10min、20min、30min、1h、1.5h、2h、4h、8h取反应后的地下水进行检测，每组设置3个平行样。

实验结果显示，图3为试验1组中废铁屑、活性炭和石英砂同步去除地下水中铬(cr(vi))-镉(cd(ii))复合污染时，cr(vi)去除率随水力接触时间的短期变化图，其中纵坐标中c表示六价铬离子的初始质量浓度与检测时刻六价铬离子的质量浓度之差，co表示六价铬离子的初始质量浓度。

图4为试验1组中废铁屑、活性炭和石英砂同步去除地下水中铬(cr(vi))-镉(cd(ii))复合污染时，cd(ii)去除率随水力接触时间的短期变化图，其中纵坐标中c表示二价镉离子的初始质量浓度与检测时刻二价镉离子的质量浓度之差，co表示二价镉离子的初始质量浓度。

图5为对照1组中废铁屑和石英砂同步去除地下水中铬(cr(vi))-镉(cd(ii))复合污染时，cr(vi)去除率随水力接触时间的短期变化图，其中纵坐标中c表示六价铬离子的初始质量浓度与检测时刻六价铬离子的质量浓度之差，co表示六价铬离子的初始质量浓度。

图6为对照1组中废铁屑和石英砂同步去除地下水中铬(cr(vi))-镉(cd(ii))复合污染时，cd(ii)去除率随水力接触时间的短期变化图，其中纵坐标中c表示二价镉离子的初始质量浓度与检测时刻二价镉离子的质量浓度之差，co表示二价镉离子的初始质量浓度。

图7为试验1组中废铁屑、活性炭和石英砂同步去除地下水中铬(cr(vi))-镉(cd(ii))复合污染时，cr(vi)的动力学线性拟合图，其中纵坐标中c表示六价铬离子的初始质量浓度与检测时刻六价铬离子的质量浓度之差，co表示六价铬离子的初始质量浓度。

图8为试验1组中废铁屑、活性炭和石英砂同步去除地下水中铬(cr(vi))-镉(cd(ii))复合污染时，cd(ii)的动力学线性拟合图，其中t为反应时间，qt＝c/2，c表示二价镉离子的初始质量浓度与检测时刻二价镉离子的质量浓度之差。

图9为对照1组中废铁屑和石英砂同步去除地下水中铬(cr(vi))-镉(cd(ii))复合污染时，cr(vi)的动力学线性拟合图，其中纵坐标中c表示六价铬离子的初始质量浓度与检测时刻六价铬离子的质量浓度之差，co表示六价铬离子的初始质量浓度。

图10为对照1组中废铁屑和石英砂同步去除地下水中铬(cr(vi))-镉(cd(ii))复合污染时，cd(ii)的动力学线性拟合图，其中t为反应时间，qt＝c/2，c表示二价镉离子的初始质量浓度与检测时刻二价镉离子的质量浓度之差。

图14为试验1组中废铁屑的sem(5000倍)形貌图，其中，fe⁰所示位置处为废铁屑表面的零价铁。

由上图可知，图7和图9均符合准一级反应动力学模型，如图14可知废铁屑表面为零价铁，混合药剂去除cr(vi)时，fe⁰起主要作用。图8和图10均符合lagergren准二级吸附动力学模型，混合药剂对cd(ii)的去除作用为化学吸附。

对比cr(vi)和镉cd(ii)的去除速率，可以明显看到试验1组中的药剂短期去除地下水中铬(cr(vi))-镉(cd(ii))复合污染的速率明显高于对照1组药剂的去除速率，试验1组反应体系中cr(vi)在反应进行到480min时，去除率已达到100％，而对照1组反应体系中cr(vi)在反应进行到480min，去除率为90％；试验1组体系和对照1组体系中cd(ii)去除率在60min时，去除率均达100％，但从实验得到饱和吸附量来看，试验1组反应体系中cd(ii)的饱和吸附量为0.30mg/g，而对照1组反应体系cd(ii)的饱和吸附量为0.27mg/g；因此整体而言，试验1组药剂在同步去除地下水中铬(cr(vi))-镉(cd(ii))复合污染具有明显技术优势。

(2)废铁屑、活性炭和石英砂混合药剂同步去除地下水中铬(cr(vi))-镉(cd(ii))复合污染的长期性能

采用流动的柱模拟实验验证药剂的长效性。

试验2组：如图1和2所示，采用内径4cm，长20cm的有机玻璃柱1，有机玻璃柱1具有进水孔5出水孔6各1个，监测孔3个(3个监测孔在柱侧壁距柱下端6cm、10cm、14cm处依次设置，分别记为监测孔l1(附图标记7所示位置)、监测孔l2(附图标记8所示位置)、监测孔l3(附图标记9所示位置)，混合溶液在3个监测孔的滞留时间分别为1.82h、3.03h、4.24h)，首先打开有机玻璃柱1的圆盖(所述圆盖厚度为1cm、直径大于玻璃柱外径、带有出水孔6)，将粒径为10目的粗石英砂填入玻璃柱下端(靠近进水孔5的一端)压实，厚度为2cm；其次，将试验2组药剂(将废铁屑、活性炭和石英砂搅拌均匀，得到试验2组药剂，其中废铁屑和活性炭的质量比为4:1，废铁屑和石英砂的质量比为1:1)均匀填入玻璃柱内，然后在药剂填料上覆盖2cm厚的粒径为10目的粗石英砂，此时玻璃柱的内腔被填满；最后将与玻璃柱内直径大小相同的带孔垫片覆盖在粗石英砂上部，用圆盖固定在玻璃柱顶部，形成反应柱，反应柱内孔隙体积为106ml；用标准溶液配置cr(vi)浓度为50mg/l、cd(ii)浓度为5mg/l的混合溶液，保证浓度比为10:1；用0.01mol/l的nacl作为背景电解质，模拟天然地下水环境，将上述混合溶液置于溶液瓶11中，用氮气袋10向该混合溶液中充入氮气，模拟厌氧环境，然后将该混合溶液用蠕动泵12以0.8m/d的渗透流速由有机玻璃柱1的进水孔5注入有机玻璃柱1，然后由有机玻璃柱1的出水孔6排出，以去除地下水中的镉和铬重金属。

对照2组：如图1和2所示，采用内径4cm，长20cm的有机玻璃柱1，有机玻璃柱1具有进水孔5出水孔6各1个，监测孔3个(3个监测孔在柱侧壁距柱下端6cm、10cm、14cm处依次设置，分别记为监测孔l1(附图标记7所示位置)、监测孔l2(附图标记8所示位置)、监测孔l3(附图标记9所示位置)，混合溶液在3个监测孔的滞留时间分别为1.82h、3.03h、4.24h)，首先打开有机玻璃柱1的圆盖(所述圆盖厚度为1cm、直径大于玻璃柱外径、带有出水孔6)，将粒径为10目的粗石英砂填入玻璃柱下端(靠近进水孔5的一端)压实，厚度为2cm；其次，将对照2组药剂(将废铁屑和石英砂搅拌均匀，得到对照2组药剂，其中废铁屑和石英砂的质量比为1:1)均匀填入玻璃柱内，然后在药剂填料上覆盖2cm厚的粒径为10目的粗石英砂，此时玻璃柱的内腔被填满；最后将与玻璃柱内直径大小相同的带孔垫片覆盖在粗石英砂上部，用圆盖固定在玻璃柱顶部，形成反应柱，反应柱内孔隙体积为96ml；用标准溶液配置cr(vi)浓度为50mg/l、cd(ii)浓度为5mg/l的混合溶液，保证浓度比为10:1；用0.01mol/l的nacl作为背景电解质，模拟天然地下水环境，将上述混合溶液置于溶液瓶11中，用氮气袋10向该混合溶液中充入氮气，模拟厌氧环境，然后将该混合溶液用蠕动泵12以0.8m/d的渗透流速由有机玻璃柱1的进水孔5注入有机玻璃柱1，然后由有机玻璃柱1的出水孔6排出，以去除地下水中的镉和铬重金属。

实验结果显示，图11为试验2组中废铁屑、活性炭和石英砂同步去除地下水中铬(cr(vi))-镉(cd(ii))复合污染时，cr(vi)、cd(ii)去除率和反应体系ph随反应时间的长期变化图，其中c表示六价铬离子的初始质量浓度与检测时刻六价铬离子的质量浓度之差，或者二价镉离子的初始质量浓度与检测时刻二价镉离子的质量浓度之差；co表示六价铬离子或者二价镉离子的初始质量浓度；pv为空隙体积，单位为个，例如横坐标中的100指的是100个pv；正方形所示线条为反应体系ph随反应时间的长期变化曲线，圆形所示线条为cd(ii)去除率随反应时间的长期变化曲线，三角形所示线条为cr(vi)去除率随反应时间的长期变化曲线。

图12为试验2组中废铁屑、活性炭和石英砂同步去除地下水中铬(cr(vi))-镉(cd(ii))复合污染的反应体系ph随反应时间的长期变化图，其中pv为空隙体积，单位为个，例如横坐标中的100指的是100个pv；正方形所示线条为监测孔l1处反应体系ph随反应时间的长期变化曲线，圆形所示线条为监测孔l2处反应体系ph随反应时间的长期变化曲线，三角形所示线条为监测孔l3处反应体系ph随反应时间的长期变化曲线。

图13为对照2组中废铁屑和石英砂同步去除地下水中铬(cr(vi))-镉(cd(ii))复合污染时，cr(vi)、cd(ii)去除率和反应体系ph随反应时间的长期变化图，其中c表示六价铬离子的初始质量浓度与检测时刻六价铬离子的质量浓度之差，或者二价镉离子的初始质量浓度与检测时刻二价镉离子的质量浓度之差；co表示六价铬离子或者二价镉离子的初始质量浓度；pv为空隙体积，单位为个，例如横坐标中的100指的是100个pv；三角形所示线条为反应体系ph随反应时间的长期变化曲线，五角星形所示线条为cd(ii)去除率随反应时间的长期变化曲线，正方形所示线条为cr(vi)去除率随反应时间的长期变化曲线。

如图11所示，试验2组反应柱运行至77天时，只在监测孔l1检出低浓度cr(vi)和cd(ii)，孔l2、孔l3和出水孔并未检出污染物，说明废铁屑、活性炭和石英砂同步去除地下水中cr(vi)和cd(ii)的效果非常好；并且从各监测孔的ph值变化来看，如图12所示，反应柱内的反应为分段反应，溶液中的cr(vi)和cd(ii)先与孔l1处的介质发生反应，待介质活性降低至一定程度后，移至孔l2处进行反应，以此类推，反应柱的钝化为分段式钝化，从开始运行至77天时，反应柱整体仍处于高效反应期。

如图13所示，对照2组中废铁屑和石英砂同步去除地下水中cr(vi)和cd(ii)时，从出水孔浓度来看，从开始运行至18天时，cr(vi)和cd(ii)的去除效率很好，为高效期；运行至36天时，cr(vi)的去除效率明显减弱,cd(ii)的吸附效率开始减小，为快速钝化期；36天以后cr(vi)的去除率接近最低值，而cd(ii)的吸附效率迅速降低，并伴有解吸现象，为快速-平稳钝化期。另外，cr(vi)与铁屑的反应影响着反应体系的ph值，而反应体系的ph值直接影响cd(ii)的吸附与解吸。

显然，上述实施例仅仅是为清楚地说明所作的举例，而并非对实施方式的限定。对于所属领域的普通技术人员来说，在上述说明的基础上还可以做出其它不同形式的变化或变动。这里无需也无法对所有的实施方式予以穷举。而由此所引伸出的显而易见的变化或变动仍处于本发明创造的保护范围之中。