日常生產過程中產生的廢水成分復雜、濃度大、毒性高、可生化性差，不經深度處理排放到自然水體會威脅到人們的生命健康。傳統單一水處理方法如物理法、生物法、焚燒法、化學法等已經難以滿足當前廢水處理要求，急需尋找一種更加高效實用的水處理方法。近年來，零價鐵(ZVI)作為一種廉價高效的處理劑已經受到了水處理行業的廣泛關注。究其原因是，ZVI的標準氧化電極電位低(E=－0.44V)，可還原大部分污染物;另外，鐵作為地殼中含量第四豐富的元素，其來源廣、材料簡單易得，而且與生化法比不需要復雜的培養流程，對可生化性差的高濃度難降解有機廢水處理效果更好。此外，相比于高級氧化法(AOPs)，零價鐵更加經濟實惠，而且不需要后續處理，成本節省60%左右。目前已有大量文獻記載了ZVI處理廢水的實驗與評價。事實證明，零價鐵在處理砷廢水、苯酚廢水、染料廢水、硝酸鹽等高濃度難降解廢水方面有著顯著的效果。鑒于此，本文綜述了近年來ZVI在廢水處理方面的研究進展，特別是關于其對于難降解污染物的去除機理方面做了深入闡述。
1、基于ZVI改性的研究
1.1 納米零價鐵
納米零價鐵(nZVI)是近年來研究的熱點。相對于ZVI來講，它具有更細的粒徑，從而有更大的比表面積和更高的反應活性，而且nZVI比ZVI更容易被氧化。Greenlee等研究了nZVI的氧化動力學，發現其最終被氧化為鐵氧化物和纖維鐵礦的綜合體。同時，nZVI在處理重金屬方面有著顯著的效果，Zhu等采用nZVI/Ni雙金屬材料降解土壤中的Cr6+，在pH=5、T=303K條件下，去除率達到99.84%。
但是，由于nZVI缺乏穩定性且易于聚集，難以將nZVI從處理后的溶液中分離出來，在實際廢水處理應用中有一定局限性。針對這類問題，近年來開始研究nZVI的表面改性，即在nZVI制備過程中添加高分子和表面荷電物質對其進行物理改性。Liu等把由陰離子聚丙烯酰胺(APAM，MW=300)和羧甲基纖維素鈉(CMC，MW=300～800)改性的nZVI用于降解水中的Ni2+。其中，APAM會使懸浮液中的nZVI聚集，CMC使得nZVI分散良好。兩者協同減緩了nZVI的氧化速度，大大增加了Ni2+的降解速率。Arshadi等利用Azolla(水生植物滿江紅)改性nZVI，去除水中的Pb2+和Hg2+，吸附符合二級吸附動力學，其中Azolla起到了固定和吸附nZVI的作用。通常采用由固體多孔材料(碳、樹脂、膨潤土、高嶺石和沸石等)支撐的nZVI來去除不同的污染物。表1列出了nZVI在有附著物的前提下去除不同污染物的代表性研究。
盡管nZVI在降低廢水中有害物質的濃度方面有著顯著的進展，節省了水處理成本和工藝持續時間，但是其弊端也不容忽視：(1)現階段，NaBH4法、精密切削法、碳熱還原法、超聲法等生產nZVI的方法都面臨成本高昂的問題，尤其是在處理大批量高濃度的有機廢水時，nZVI成本比生物法超出10倍之多;(2)由于實際廢水處理影響因素多，nZVI的支撐材料容易發生形變，導致nZVI從其體內脫離，會影響其處理效果，而且nZVI粒徑為納米級，可均勻分散在水中，常規水處理技術很難保證將其完全分離。目前還沒有關于nZVI潛在生物毒性的報道，不排除其會對生物活性造成影響。
1.2 海綿鐵
相比于nZVI，海綿鐵更加經濟安全。海綿鐵是在低于Fe熔化溫度下將鐵礦石還原，產物未完全熔化，仍維持礦石形狀，但因為還原失氧產生許多氣孔，在顯微鏡下觀察形似海綿而得名。其化學性能如表2所示。
海綿鐵由于其比表面積大，結構穩定，在水處理中比較有優勢。關于海綿鐵的去除機理，目前國際上比較認可的有：(1)電化學作用，海綿鐵和其內部的低電位雜質(Cr、CaO、MgO等)組成無數微觀原電池，在微電解作用下產生高活性的和Fe2+，可與廢水中的有機污染物發生還原反應，破壞其共軛體系，從而達到去除的目的。相關方程式如下：
2)電場作用，某些廢水(例如印染廢水)是一種膠體溶液體系。在微電場的影響下會產生電泳作用，膠粒和微小污染物會向相反電性的電極運動，并聚集在電極上，從而達到去除目的。(3)吸附共沉淀作用，海綿鐵的吸附分為兩個階段：一方面是較低溫度下的物理吸附，高比表面積和疏松多孔的結構特點能讓海綿鐵的吸附效果媲美活性炭，而且與普通活性炭相比，海綿鐵價格較低，再生更簡便;另一方面是較高溫度下的化學吸附，在化學鍵力作用下，污染物更緊密地與海綿鐵結合在一起，避免了采用活性炭而造成的污染物吸附后脫附的問題。
Li等利用氫脫氧法制備了NSIS(海綿鐵球)，在pH=3的條件下可去除等比例的Cd2+，且吸附過程符合一級動力學方程。Jiang等比較了沸石和海綿鐵對于磷酸鹽的吸附效果，發現吸附在海綿鐵上的磷更易于化學結合，且反應符合擬二級動力學。但是用于煉鋼的海綿鐵需要保持10%左右的殘留氧，以保證海綿鐵的貯運，且其金屬化率較低，工業水處理基本都是采用此類海綿鐵，導致處理效果并不是很完美。因此，在未來海綿鐵的生產應該保證：(1)高強度，保證一定的透水率和結構完整性;(2)具有更大的比表面積;(3)ZVI的含量要高，充分發揮其在水處理中的作用;(4)工藝趨于完善，降低海綿鐵成本。
1.3 ZVI雙金屬法
為了增強ZVI的反應活性，通常也會在其表面鍍Pb(鉛)、Cu(銅)、(Ni)鎳、Pt(鉑)來形成ZVI核-金屬殼的結構。該結構具有一定的穩定性，可以防止ZVI被腐蝕。雙金屬法一方面是利用金屬活動性順序不同，形成類似原電池的效果，通過電子轉移產生微電場;另一方面是作為氫催化劑，增強ZVI的還原性。相比于單獨的ZVI，雙金屬系統的反應較快，腐蝕產物在顆粒表面沉積速度較慢。Xiong等研究Fe/Cu雙金屬系統降解硝基苯酚(PNP)，發現加入銅起到原電池的效果，從而加速ZVI的腐蝕速度，顯著提高其反應活性。Shubaer等利用多孔介質負載nZVI/Cu雙金屬體系去除水中硝酸鹽，取得了顯著的效果。Nie等研究了微米級Ag/ZVI降解六氯苯(HCB)，發現在Ag/ZVI比例為0.09%時，降解效果最好，降解產物為相對好處理的1，2，4，5-四氯苯和1，2，4-三氯苯。
雙金屬法雖然降解效果較好，但是與ZVI相結合的大多為金屬活動性順序在其之后的金屬，且大都為重金屬，在處理廢水的過程中由于原電池作用，難免會有重金屬離子析出，可能會造成二次污染。因此在實際廢水處理中要平衡雙金屬的用量，防止其再次污染。
2、基于ZVI化學性質的研究
2.1 ZVI促Fenton法
Fenton法是高級氧化法的代表性技術，其基于Fe2+與H2O2反應產生的羥基自由基(•OH)可無選擇性地氧化大部分污染物質，但是成本高昂。相比于傳統Fenton法，ZVI可自發生成H2O2，節省了傳統Fenton法中的雙氧水用量。相關方程式如下：
由方程式(6)和(7)可以看出，在Fenton反應中H2O2與Fe2+反應速率快，但是Fe3+到Fe2+轉化速度很慢，因此Fenton法只能在偏酸性pH(2～4)條件下進行，這也是常規Fenton反應的局限所在。此外，在Fenton反應中，過酸條件下，H+會捕捉水中的•OH;過堿條件下，Fe2+含量會下降也會影響到•OH的產生。研究表明，ZVI經過相應預處理再去處理水樣，可以忽略pH的影響，Yang等證明經過H2O2/HCl預處理的ZVI具備優異的還原能力，可在較寬的pH范圍(4～10)內完全降解20mg/L的硝酸鹽。因此，近10年以來，人們更傾向于用價格低廉的ZVI來為Fenton法提供鐵離子。Santos等結合改性ZVI與光Fenton在中性pH下去除了水中難降解的硝基苯甲酸等有機污染物，比單純利用光-Fenton法的效率要高很多。Yoon等研究了間歇實驗條件下，ZVI助Fenton降解100mg/L的苯酚，去除率達到100%，總有機碳(TOC)去除率達到75%，并且用二級吸附動力模型解釋了苯酚的去除效果。
然而，與單純Fenton反應相比，ZVI促Fenton法也有其弊端：(1)ZVI促Fenton系統本身產生的H2O2的量較少，隨之產生的羥基自由基可能無法滿足處理高濃度有機廢水的需求，主要反應進程還是依靠方程式(7)生成FeOOH的吸附共沉淀作用;(2)考慮到該反應系統需要外加氧氣，在實際情況中可以通過曝氣實現，但是投入的鐵粉若是nZVI，經濟性較差，目前僅停留在實驗室水平;若是投加普通鐵粉，要充分考慮鐵粉沉底和板結的影響，防止堵塞反滲透膜，影響后續處理。
2.2 強氧化劑促ZVI法
除H2O2以外，常見強氧化劑如KMnO4、NaClO等也可與ZVI相互反應，從而去除水中諸如重金屬一類的污染物。其原理一方面是利用強氧化劑可以與ZVI反應生成三價鐵絡合物;另一方面是在強氧化劑作用下，ZVI表面會加速腐蝕，這使得水中的污染物可以快速有效地被去除。Li等研究了ZVI在H2O2、KMnO4、NaClO三種氧化劑的作用下對于水中Se4+的去除效果，發現去除效果與Se4+初始濃度和初始pH無關，而是受氧化劑性質影響，85%的Se4+被還原成Se0和Se2－，從而被固定在鐵絡合物中;同時研究發現，在外加曝氣條件下，Se4+去除效果遠遠優于單純ZVI，且節省了氧化劑的用量。Guo等利用H2O2、KMnO4、NaClO去除水中的Cd2+、As5+和Hg2+，發現適當加入氧化劑，不但可以加速反應進程，還可以活化ZVI，防止其表面鈍化，從而產生更多氧化鐵和羥基氧化鐵，去除效果比較好，而且不需要額外調節pH。比起常規方法，這種方式只需要添加少量氧化劑便可以讓ZVI反應活性大大增強，而且克服了ZVI的鈍化弊端，對于條件復雜的實際廢水處理具有良好的指導意義。
3、ZVI去除廢水中常見的污染物研究
ZVI去除水中常見污染物機理比較復雜，對于不同污染物機理也不盡相同。正是因為其復雜的反應機理才能使得ZVI可以高效地去除水中的污染物。
3.1 重金屬
重金屬不同于有機污染物，其不能夠生物降解，長時間接觸重金屬(鉻、銅、鎳、汞、鎘和鉛等)極易積累在生物體內。許多重金屬具有致癌性和高毒性。近年來研究利用ZVI去除重金屬取得了很多成果。該體系去除重金屬主要是取決于其氧化電極電位，主要機理如圖1。
對于電極電位大于Fe2+/Fe0(－0.44V)的重金屬離子，比如Au3+、Cr6+、Hg2+、Ag+、Cu2+、Pb2+等，ZVI主要是采用直接還原的方式去除。Azzam等研究了ZVI對于水中Cu2+的去除，Cu2+被還原成Cu和Cu2O。ZVI去除Cr6+的原理則是利用鐵還原Cr6+，然后再利用鐵鉻氫氧化物混合物沉淀達到去除的目的。方程式如下：
Müller等研究射流泵輸送水樣結合ZVI處理廢棄制革廠的Cr6+廢水，在中性和偏堿性pH條件下，對鉻酸鹽有極高的去除率。Zhu等研究了普通ZVI、nZVI、Fe0/Ni雙金屬法3種方法對于Pb2+的去除效果，發現ZVI/Ni去除效果最佳，原理是Fe0/Ni與Pb2+形成了外殼(Fe0/Pb0)+內核(Ni/Fe0)的雙核結構。其中Pb2+被Fe0還原為Pb0，發生在外殼表面，Pb2+沉淀和吸附則由內核決定，雙核結構同時發揮作用可去除85%的Pb2+。Li等研究了采用硫酸鹽還原菌(SＲB)輔助微量零價鐵(mFe0)對于河底沉積泥中Cu2+、Cd2+、Pb2+的固化效率。結果表明，4種重金屬可以被SＲB+mFe0完全固化，之間形成CuS、FeO、FeOOH、PbCd、CdO等穩定化合物。Pedro等將ZVI和SＲB填充在石灰石流通柱中，處理酸性巖石滲水(AＲD)中的Cu2+、Cd2+、Pb2+。研究表明，ZVI作為唯一的電子供體，可顯著增強SＲB的還原能力，吸附后的物質還可作為半導體材料二次利用。
對于電極電位小于－0.44V的金屬離子，如Ba2+、Zn2+等，ZVI主要是通過吸附作用將其去除。Celebi等發現nZVI對于Ba2+的吸附濃度為10－3～10－6mmol，在準二級動力學方程下，吸附過程滿足朗謬爾吸附方程。Kishimoto等研究了ZVI對于Zn2+的吸附作用，發現ZVI將Zn吸附還原到表面，并且形成一層致密氧化層，采用檸檬酸在pH=12的條件下可以將氫氧化物中的Zn和ZVI分離出來。
對于電極電位大致等于－0.44V的金屬離子，如Cd2+、Co2+，ZVI去除其在反應熱力學上是可行的，但是在反應動力學上仍然不滿足條件，需要一定的外界因素，一般都是通過吸附共沉淀(FeOOH)去除。Eglal等利用ZVI去除水中Cd2+，通過XPS表征發現Cd2+被吸附在ZVI表面上。Tang等利用ZVI處理水中的Co2+，發現Co2+促進Fe2+的釋放，形成Co(OH)2而被去除。
常規處理重金屬一般都是采用化學沉淀法之一的鐵氧體沉淀法，雖然該方法可以去除大部分水中的重金屬離子，將其聚合為膠團，沉淀后易與廢水分離，且沉淀物難以二次溶解，不會造成二次污染。但是處理后的重金屬需要加溫(70℃以上)，且只能暴露于空氣中緩慢氧化，操作時間偏長;同時在反應過程中會產生大量的聚合污泥，容易堵塞反滲透膜。相比之下，采用單純ZVI處理重金屬可通過二次解吸將其置換出來，重金屬還可與ZVI相結合，形成優良的半導體材料，使得資源可以充分利用。
3.2 砷
自然水體中的砷主要以As3+和As5+的形式存在，具高毒性和高致癌性。世界衛生組織建議飲用水中As含量不得高于10μg/L。研究發現，As3+的毒性和流動性遠遠大于As5+，且比As5+更難去除。Biterna等研究發現，在水中溶解氧(DO)不足的情況下，As一般以AS3+的形式存在。所以利用ZVI去除水中的As，要增加水中DO濃度并且傾向于先將As3+轉化為As5+。Katsoyiannis等在中性pH下利用曝氣結合ZVI和H2O2在2h內幾乎將所有As3+轉化為As5+。Luong等研究了ZVI去除砷的原理，認為砷酸鹽可以與水中的Fe(OH)3反應變成FeAsSO4并且提出了下列方程式。
但是也有人認為單純依靠類Fenton反應和沉淀作用并不能完全去除廢水中的砷，ZVI的吸附共沉淀作用也很關鍵。為此，Yoon等提出了As3+和As5+在ZVI表面的不同吸附機理(圖式1)，認為水中砷元素價態會影響ZVI與其反應，從而產生不同結構的絡合物;同時發現，經過酸化改性的ZVI效果要好于普通ZVI。
Suthersan等發現不只是As的化合價會影響吸附效果，ZVI周圍具有與砷酸鹽和亞砷酸鹽類似的強配體性質的溶質(磷酸鹽、碳酸氫鹽和硅酸鹽等)也可通過Lewis酸堿相互作用與砷競爭在鐵上的吸附。同時這種溶質也阻礙了Fe3+的生成，影響方程(10)的反應。
Yadav等探究了海綿鐵粉末對于水中As3+和As5+的吸附效果，檢測到經改性的海綿鐵比表面積達78.63m2/g，且反應為放熱反應，可自發進行，是一種效果較好的低成本吸附劑。Casentini等針對歐洲各國飲用水砷含量超標問題，提出細菌結合工業鐵屑處理污水的新思路。研究表明，細菌可促進ZVI表面腐蝕，減少其鈍化，提高了整個反應器對于As5+的吸附效果，且由于微生物的存在，該系統能保持長期高效的反應效率。Calo等采用ZVI固定床處理飲用水中的As3+，結果表明，ZVI顆粒在自噴射作用下相互接觸，腐蝕產生FeOOH，對As3+的吸附效果較好;但是固定床在反應過程中產生的Fe(OH)3會包裹ZVI顆粒，導致固定床堵塞，影響出水。
nZVI可有效去除水中的砷。Ｒamos等研究發現，nZVI可以固定地下水中的As3+、As5+，使之快速轉化為無毒砷化合物沉積。Yan等研究發現，As3+被nVI表面吸附后會經歷兩個轉化階段：第一階段是nZVI會破壞As-O鍵，使之容易被降解;第二階段是As擴散到nZVI表面形成薄氧化物層時會被包裹吸附。雙重機理大大提高了As的去除效率。
常規沉淀法處理砷會產生大量廢渣沉積，容易二次析出;物化法前期投入成本高，水質要求苛刻。相比于這兩種方法，ZVI在處理砷上有很大優勢，但是ZVI在處理過程中會受到水中DO濃度、比表面積(SSA)等因素的制約;而且水中腐殖酸、競爭性陰離子(NO3－等)也會與ZVI腐蝕產物配對，改變其結構，最后影響其對砷的吸附。
3.3 硝酸鹽
硝酸鹽來源包括化肥、農藥、動物飼養作業、石油產品、暴雨和城市徑流的廢物污染等。硝酸鹽污染會造成高鐵血紅蛋白癥、惡性腫瘤、畸形和基因突變等。2001年中國飲用水的硝酸鹽標準從20mg/L降到10mg/L。通常工業上采用吸附法、生物法、電化學法等去除硝酸鹽，但是這些方法經濟性差，后期維護費用高。
近年來，ZVI去除硝酸鹽的報道越來越多。NO3-N在不同的條件下會被ZVI降解為NH4+、N2、NH3，同時ZVI被氧化為Fe2+、Fe3+、Fe2O3或Fe3O4。Guo等研究發現，pH＞5時，在沒有O2的參與下，ZVI對于NO3-N的還原基本上可以忽略不計，而加入O2、H2O2、KMnO4和CrO42－可以顯著提高其去除效率。nZVI具有很好的降解硝酸鹽的能力，能實現快速高效的反硝化作用。Zhang等用nZVI將NO3-N還原為NH3。ZVI降解硝態氮的機理主要分為兩部分：一部分是反硝化條件下，溶液呈現酸性，FeO和Fe2O3會溶解釋放部分Fe2+，從而產生α-FeOOH降低了反硝化速率;另一部分是酸性條件下ZVI表面鈍化，使得反應過程中由于H+消耗帶來的影響不再那么明顯，從而使得ZVI表面易于發生表面介導的反硝化反應。NO－2中間體可以將NO－3還原為NH+4，這使得ZVI可以不受pH的限制，源源不斷地轉化NO3-N。Wang等研究發現氨是nZVI降解硝酸鹽的主要產物，硝酸鹽會被吸附在nZVI表面，然后再經過不斷還原和解吸，最終被去除。與ZVI相比，用nZVI還原硝酸鹽可以提高反硝化效果，并產生大量的NH+4，反應方程式如下：
為了防止后續氨氮的污染，Hosseini等提出了非泵浦反應井(NPＲW)，即將含有nZVI(d=50nm，SSA=22.5m2/g)與碳基質(櫸木鋸末和玉米芯)混合而成，用來處理105mg/L的硝酸鹽廢水。研究發現，nZVI和細菌協同去除水中硝態氮的機理為：(1)nZVI表面的腐蝕作用;(2)Fe0溶解于缺氧水中，陰極去極化產生H2;(3)硝酸鹽的非生物還原。這三種反應加速了反硝化的進程，13d后廢水濃度降低到10mg/L，去除效果遠遠高于零價鐵反應屏障系統(PＲB)，且不產生氨氮。也有研究表明，ZVI在去除硝酸鹽時對于pH要求比較高，此時可改變外部條件來消除原水pH的影響。Ｒyu等將nZVI和超聲技術結合可以有效去除高濃度硝酸鹽廢水，且不用控制溶液pH。另有研究表明，可通過改變顆粒表面從而提高nZVI在多孔介質中的流動性用來制備nZVI的穩定懸浮液，從而增加對硝酸鹽的去除效率。Shubair等等采用nZVI/Cu雙金屬法，在上流式填充沙柱多層系統去除硝酸鹽，45mg/L的硝酸鹽短時間內被完全去除。
生物脫氮法由于具有低耗高效的優點，當前仍是處理含氮廢水的主流。但是實際廢水成分復雜，可生化性低，會影響細菌的反硝化作用;物理法脫氮選擇性差，去除不完全。因此，采用ZVI去除氨氮有其獨特優勢。但是目前考慮到nZVI價格高昂和實際情況，為節省生產成本，去除大批量硝態氮廢水都是采用常規工業鐵粉，純度和比表面積都無法與nZVI相比，這難免導致普通ZVI在降解硝酸氮時會產生大量氨氮。因此在后續處理過程中，可以考慮將其與生物法相結合，用成本低廉的生物法去除后續的氨氮，以免造成重復污染。
3.4 染料
生產染料產生的廢水量極為巨大，全球每一年以廢物方式排入水體的染料約6萬噸。染料廢水中殘存的染料組分，即使濃度很低，排入水體亦會降低水的透光率。特別是含有機染料的污水水量大、分布面廣、水質變化大、有機毒物含量高、成分復雜而且難降解，對水生生態系統及其邊界環境產生了巨大的沖擊，其毒害事件日益暴露。為此，人們開始嘗試采用ZVI處理染料廢水。Khan等研究了ZVI對于臺盼藍(TB)偶氮染料廢水的去除，發現在酸性條件和通入O2后，ZVI表面染料降解反應為：
同時發現，Cl－與Fe形成Fe-Cl絡合物阻礙了ZVI的表面鈍化，使得纖鐵礦最初形成為ZVI腐蝕產物而后逐漸轉變為磁鐵礦，加速了染料的降解。Yamaguchi等研究ZVI/Cu雙金屬法去除廢水中的酸性橙II的機理，發現ZVI表面的Cu沉積加速了ZVI的表面鈍化，可在較寬的pH3～8范圍內完全降解酸性橙II。研究表明該系統通過還原降解作用和表面吸附作用而不是通過非均相Fenton反應產生的•OH去除水中的染料，克服了Fenton反應的弊端。
此外，ZVI也可結合超聲波去除染料廢水，二者有明顯的協同作用，原理是超聲波輻射可以促進ZVI表面產生縫隙和裂紋，從而提高降解反應速率。Cai等研究發現在酸性pH條件下偶合ZVI、H2O2和超聲波可以成功實現對OrangeG的脫色，三者具有協同作用。Li等將ZVI與生物法結合，在厭氧污泥中添加1g/LZVI促進了活性藍13脫色，1h處理后比單獨處理的總量增加了29.4%，說明污泥與ZVI之間存在協同作用。其反應機理主要是：(1)直接化學還原和聚集;(2)為微生物創造更有利的pH和厭氧環境。酸化劑產生的酸也部分抵消了ZVI腐蝕的pH升高，并且將減輕ZVI的失活。Zhang等研究了ZVI結合厭氧污泥床(ZVI-UASB)對紡織廠偶氮染料廢水的處理效果，發現ZVI降低了廢水的酸度，中性pH下有利于甲烷菌的生長，對廢水的處理起到了促進作用。
由此可見，ZVI處理染料廢水影響最大的因素便是pH。在偏酸性條件下，ZVI表面會被腐蝕，產生的腐蝕產物參與了染料的降解;而在堿性環境下，ZVI表面迅速鈍化反應阻礙了染料與其結合。對于偏酸性染料廢水，采用ZVI處理方式會更經濟實惠;但是對于偏堿性廢水，則需要先將其調節到酸性，無形之中增加了水處理成本。
3.5 苯酚
苯酚及其衍生物是化工廠、焦化廠、煉油廠和制藥企業排放的常見污染物。飲用水氯化過程中可能產生致癌化合物如氯酚和多氯酚等。含有酚類化合物的水對大多數水生生物都有很高的毒性。因此，從廢水中去除苯酚具有環境利益。Messele等發現，經900℃處理的活性炭負載ZVI處理150mg/L的苯酚，3h去除率達到85%。相關反應方程式如下：
Martins等研究鐵屑固定床對橄欖油廢水中酚類的去除效果，間歇反應可去除60%的TOC。Singh等研究超聲分散納米金屬顆粒(NMPs)(主要元素是ZVI)在苯酚水溶液中對苯酚的降解。在遵循一級反應動力學的前提下，推測NMPs降解苯酚的機制是超聲過程中H2O2與NMPs反應產生•OH引起的苯酚氧化，具體機理如圖2。
相比于其他污染物質，ZVI去除苯酚的機理主要是•OH氧化，但是大量實驗表明，在不外加H2O2或外部通入O2的情況下，單純依靠方程式(1)、(2)、(3)產生的•OH量極少，對于高濃度苯酚廢水去除效果微乎其微。未來可以將ZVI與高級氧化法如紫外光(UV)、濕式催化氧化(CWPO)相結合，既提高了去除效果，又節省處理成本。
4、結語
研究表明，ZVI在處理重金屬和難降解有機污染物方面有其獨特的優勢，但是目前國際上對于ZVI的研究受到其鈍化的困擾，而國內很多研究還停留在實驗水平上，距離實際應用還有一段距離，究其原因：
(1)總結有關ZVI去除污染物的一系列研究發現，ZVI去除污染物的機理并不是單一的，而是與反應物本身性質有關。反應機理包括氧化、還原、吸附共沉淀、表面絡合等，而且在反應中會產生不同的中間產物，不同的中間產物又會影響到其進一步反應。因此未來應該進行更多實驗去探究其反應機理。
(2)對于一些難降解的有機廢水，ZVI很難將其中的有機物完全礦化，而傳統生物法對于可生化性差的廢水去除效果較差。因此，ZVI與傳統生物法相結合應該作為未來研究的熱點，將ZVI的預處理性發揮出來，與生物法結合節約廢水處理的成本;或者是針對某種特定污染物，培養嗜鐵型菌種，利用其嗜鐵特性產生鐵腐蝕產物，避免再次調節pH，從而節省成本。
(3)ZVI去除不同的污染物時涉及到pH、溫度、水中溶解氧的濃度參數。需要探究對于不同反應物的最佳反應條件，以保證ZVI處理污染物的高效性。(4)ZVI在反應中容易受到鈍化和失活影響，從而降低其反應效率，對于其有效性和可回收利用性還需要做進一步的探索。(5)ZVI密度大于水，投加量過大會堆積在水底，實際參加反應的ZVI量與投加量有差距，導致污染物去除效果偏低。在實際處理中可以通過外加機械攪拌形式將ZVI與廢水充分混合，從而提高其反應效率。（來源：東北石油大學土木工程學院，中國科學院可再生能源重點實驗室，中國科學院生態環境研究中心）
