第三章水环境化学-第二节水中无机物的迁移转化

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环境化学第3章水环境化学-2-无机污染物的迁移转化

环境化学第3章水环境化学-2-无机污染物的迁移转化

随pH值的变化而改变。铝可发生聚合反应,最终生成
[Al(OH)3]∞的无定形沉淀物。 ②铁:铁是丰量元素,水解反应和形态与铝类似。 ③锰:锰与铁类似,其丰度不如铁,但溶解度比铁高。 ④硅:硅酸能生成聚合物,并可生成胶体以至沉淀物。
2Si(OH)4 H6SiO7 + H2O
(SinO2n-m(OH)2m )
属污染物在水环境中迁移转化的基本原理。
思考题
1. 叙述天然水体中存在哪几类颗粒物?
2. 什么是表面吸附作用、离子交换吸附作用和专属吸附
作用?
3. 根据腐殖质在溶液中的溶解度不同划分为哪几类?
4. 叙述水中颗粒物以哪些方式进行聚集?
2.1颗粒物与水之间的迁移
★2.1.1水中颗粒物的类别 矿物微粒和黏土矿物 金属水合氧化物
吸 引
吸 引
(1)水中离子浓度高
天然水环境和水处理过程中所遇到的颗粒聚集方式: (1)压缩双电层凝聚:
由于水中电解质浓度增大而离子强度升高,压缩扩散
层,使颗粒相互吸引结合凝聚。 实质:电解质加入--与反离子同电荷离子↑--压缩双 电层--ξ电位↓--凝聚
对于水中的负电荷胶体,投入的电解质——混凝剂应是正 电荷或聚合离子,如Na+、Ca2+、Al3+等,其作用是压缩 胶体双电层。
2.2水中颗粒物的聚集
凝聚(Coagulation):由电介质促成的聚集; 絮凝(Flocculation):由聚合物促成的聚集
电位离子 反离子
滑动面
胶团边界
胶核
吸附层 扩散层
胶粒
ξ电位
Ψ电位
胶体的双电层结构
– 胶体的结构:
按照以上的描述胶体粒子的结构式可写为:

环境化学第3.2章水环境化学水中无机污染物的溶解和沉淀课件

环境化学第3.2章水环境化学水中无机污染物的溶解和沉淀课件
纯水封闭体系中金属碳酸盐的溶解度
20
第三章/第二节/2.3 溶解和沉淀
2.3.4 碳酸盐 四、碳酸盐在开放体系的溶解度(二价金属)
[H2CO3*] = KHpCO2 [CO32-] = K1K2KHpCO2/[H+]2
pH>pK2(10.33) pK1<pH<pK2 (6.35~10.33) [Me2+] ≈ Ksp[H+]2/K1K2KHpCO2 pH<pK1(6.35)
第三章/第二节 水中无机污染物的迁移转化
2.3 溶解和沉淀
溶解/沉淀对迁移过程的影响
溶解/沉淀影响金属化合物溶解度,溶解度决定随水迁移能力 溶解度大,迁移能力大;溶解度小,迁移能力小
溶解/沉淀理论
溶解/沉淀受反应平衡和反应速率控制(化学热力学和动力学控制) 固-液平衡体系中,用溶度积来表征溶解度
第三章/第二节/2.3 溶解和沉淀
2.3.3 硫化物
二、金属硫化物的溶解度(以二价金属为例)
1. 金属硫化物的沉淀-溶解平衡
MeS (s) ⇌ Me2+ + S2-
[Me2+] = Ksp/[S2-]
2. H2S的电离平衡
H2S ⇌ H+ + HS- K1 = 8.9×10-8
HS- ⇌ H+ + S2-
= 2.532×10-3 mol/L
15
第三章/第二节/2.3 溶解和沉淀
2.3.4 碳酸盐
一、碳酸盐的沉淀-溶解平衡(以二价金属为例)
MeCO3 ⇌ Me2+ + CO32[Me2+] = Ksp/[CO32-] = Ksp/(CTα2)
H2CO3* ⇌ HCO3- + H+

【环境化学】第3.2章 水环境化学——第二节 水中无机污染物的迁移转化

【环境化学】第3.2章 水环境化学——第二节  水中无机污染物的迁移转化
影响因素:表面积越大,吸附作用越强 特点:表面吸附属于物理吸附
22
吸附等温线和等温式
吸附等温线: 在固定的温度下,当吸附达到平衡时, 颗粒物表面上的吸附量(G)与溶液中溶质平衡浓度 (C)之间的关系,可用吸附等温线来表示。
吸附等温线类型:
Henry型(H型) Freundlich型(F型) Langmuir型(L型)
腐植质分子与金属络合的机理★
Hum
COO OH
-
+[Fe(OH)(H2O)x-1]2+
低pH
Hum
COO O
Fe
OH (O) x-1
+ H+
在低pH时,从腐植质的酸性基团中置换出一个质子
Hum COOHO-+ [Fe(OH)(H2O)x-1]2+
高pH
[ Hum
COO O
Fe
OOHH(H2O)x-2]-+2H+
23
H型等温式为: G = kc
k: 分配系数;等温线为直线型
F型等温式为:G = kc(1/n)
1)k 是c=1的吸附量,大致表示 吸附能力的强弱; 2)1/n为斜率,表示吸附量随 浓度增长的强度; 3)该等温线不能给出饱和吸附 量。
L型等温式: G = G0c/(A+c)
G0—单位面积上达到饱和时的 最大吸附量; A—常数。
胶体表面的化学反应(见下页胶片)
25
胶体表面的化学反应
是氢氧化物和氧化物的典型行为 与pH值有关
在酸性介质中 M(OH)n (s) + H+ → M(OH)n-1(H2O)+(s) 粒子带净正电荷
在碱性介质中 M(OH)n (s) → MO(OH)n-1-(s) + H+ 粒子带净负电荷

第三章 水环境化学水中无机污染物的迁移转化汇总

第三章  水环境化学水中无机污染物的迁移转化汇总

20
1. 胶体颗粒凝聚的基本原理和方式

1) 带电胶粒稳定性的经典理论--DLVO理论 带电胶粒的两种相互作用力

双电层重叠时的静电排斥力 粒子间的长程范德华吸引力


DLVO理论认为,当吸引力占优势时,溶胶发生聚 沉; 当排斥力占优势,并大到足以阻碍胶粒由于 布朗运动而发生聚沉时,则胶体处于稳定状态。 颗粒在相互接近时两种力相互作用的总位能随相 隔距离的变化而变化: 总位能 VT=VR+VA 式中:VA——由范德华力所产生的位能; VR——由静电排斥力所产生的位能。
4
一 、 颗粒物与水之间的迁移
2、水环境中颗粒物的吸附作用
专属吸附是指吸附过程中,除了化学键的作
用外,尚有加强的憎水键和范德华力或氢键在 起作用。
专属吸附作用不但可使表面电荷改变符号, 而且可使离子化合物吸附在同号电荷的表面上。
5
表3-8水合氧化物对金属离子的专属吸附 与非专属吸附的区别
项目 非专属吸附 专属吸附 发生吸附的表面净电荷的符号 - -、0、+ 金属离子所起的作用 反离子 配位离子 吸附时发生的反应 阳离子交换 配位体交换 发生吸附时体系的PH值 >零电位点 任意值 吸附发生的位置 扩散层 内层 对表面电荷的影响 无 负电荷减少, 正电荷增多 注:本表摘自陈静生主编,1987。
(4)水体悬浮沉积物
悬浮沉积物是以矿物微粒,特别是粘土矿物 为核心骨架,有机物和金属水合氧化物结合在矿 物微粒表面上,成为各微粒间的粘附架桥物质, 把若干微粒组合成絮状聚集体(聚集体在水体中 的悬浮颗粒粒度一般在数十微米以下),经絮凝 成为较粗颗粒而沉积到水体底部。
(5)其他
3
一、 颗粒物与水之间的迁移

3.2水中无机污染物的迁移转化(3)

3.2水中无机污染物的迁移转化(3)

第三章:水环境化学——污染物存在形态第二节、水中无机污染物的迁移转化一、颗粒物与水之间的迁移、二、水中胶体颗粒物聚集的基本原理和方式 三、溶解和沉淀 四、氧化—还原1、概述2、天然环境中的氧化剂和还原剂3、氧化还反应概念回顾4、电子活度和氧化还原电位5、天然水体的pE-pH 关系图● 在氧化还原体系中,往往有H +或OH -离子参与转移,因此,pE 除了与氧化态和还原态浓度有关外,还受到体系pH 的影响,这种关系可以用pE-pH 图来表示。

该图显示了水中各形态的稳定范围及边界线。

● 由于水中可能存在物类状态繁多,于是会使这种图变得非常复杂。

例如一个金属,可以有不同的金属氧化态、羟基配合物、金属氢氧化物、金属碳酸盐、金属硫酸盐、金属硫化物等。

(1)水的氧化-还原限度绘制pE —pH 图时,必须考虑几个边界情况。

首先是水的氧化还原反应限定图中的区域边界。

选作水氧化限度的边界条件是1.0130×105Pa 的氧分压,水还原限度的边界条件是1.0130×105Pa 的氢分压(此时P H2=1,P O2=1),这些条件可获得把水的稳定边界与pH 联系起来方程。

天然水中本身可能发生的氧化还原反应分别是: 水的还原限度(还原反应):221H e H ↔++ pE 0=0.00 pE = pE 0 – lg((P H2)1/2/[H +])pE = –pH水的氧化限度(氧化反应):O H e H O 222141↔+++ pE 0 = +20.75]}[lg{4120++=H po pE pEpE=20.75—pH(2)pE—PH图假定溶液中溶解性铁的最大浓度为1.0×10-7mol/L,没有考虑Fe(OH)2+及FeCO3等形态的生成,根据上面的讨论,Fe的pE—pH图必须落在水的氧化还原限度内。

下面将根据各组分间的平衡方程把pE—pH的边界逐一推导。

①Fe(OH)3(s)和Fe(OH)2(s)的边界。

第三章 第二节 水中无机污染物的迁移转化要点

第三章 第二节 水中无机污染物的迁移转化要点
吸附:指溶液中的溶质在界面层浓度升高的现象。
常见的吸附等温线
G G
n是一个经验 值,不是由一个 过程控制,一般 适用于有机物 lgG
lgK
H型
G0/2
单分子吸附 适用于金属
L型 c
L型 1/c
0 A
当溶质浓度甚低时,可能在初始阶段呈现 H 型,当浓度较 高时,可能表现为 F 型,但统一起来仍属于 L 型的不同区段。
2、异体凝聚理论
(1)适用条件:适用于物质本性不同、粒径不等、电荷符
号不同、电位高低不等的分散体系。 (2)主要论点: A、电荷符号相异的胶体微粒接近时,吸引力总是占优势; B、电荷符号相同但电性强弱不等,则位能曲线上的能峰高 度总是决定于荷电较弱而电位较低的一方。
因此异体凝聚时,只要有一种胶体的稳定性甚低而电位
纯饱和溶液中 [S2-]= Ksp/ [H+]2 = 1.16×10-23 / 8.9×10-9 = 1.3×10-15mol/L 任意水体中 [S2-]= 1.16×10-23 / [H+]2 [Me2+] [S2-]=Ksp 因此,在 H2S 和硫化物均达到饱和的溶液中,溶液重金属离子
的饱和浓度为:
2、硫化物
H2S H++ HSK1 = 8.9×10-8 HSH++ S2K2 = 1.3×10-15 两者相加可得: H2S 2H+ + S2K12 = K1·K2 = 1.16×10-22
在饱和水溶液中,H2S 浓度总是保持在 0.1mol/L,因此可认
为饱和溶液中 H2S 分子浓度也保持在 0.1mol/L,得: [H+]2[S2-] =1.16×10-22×0.1 = 1.16×10-23 = Ksp´

环境化学教案 第三节水中无机污染物的迁移转化(氧化还原2)

环境化学教案 第三节水中无机污染物的迁移转化(氧化还原2)
水中有机物可以通过微生物的作用,而逐渐降解转化为无机物。在有机物进入水体后,微生物利用不中的溶解氧对有机物进行有氧降解。其反应式中表示为
由此反应可知,当有机物进入天然水后,水体中溶解氧的含量会迅速降低。如果有机物的数量非常多的话,可以使水体中溶解氧全部被消耗掉,甚至可以使水体转换成为沼泽。在水中,NH4+只有被氧化成NO3-后,氮才能被藻类利用。
例2求被大气氧所饱合的中性天然水的pE值。
解:该体系溶解氧起决定电势作用,溶解氧的氧化还原反应为:
pE=pE0+ [H+]
已知:pE0=20.75
pH=7 [H+]=10-7
将已知条件代入pE的表达式,得:pE=13.58。该体系pE值较高,是一个氧化性体系。
例3求微生物作用产生甲烷的中性厌氧水的pE值及溶解氧的分压
天然水是一个非常复杂的混合体系,其中存在着众多的氧化剂和还原剂。其中常见的氧化剂包括溶解氧、Mn(IV)、Fe(III)、和S(VI),常见的还原剂包括有机物、Mn(II)、Fe(II)、S(-II)。当我们要求得某种天然水的pE值时,首先需要确定哪种物质起决定电势作用,然后根据起决定电势作用物质的氧化还原反应,求得体系的pE值。一般的天然水体中起决定电势作用的物质是溶解氧,当有机物含量非常高时,则有机物起决定电势作用。铁和锰起决定电势作用的情况则比较少见。下面我们来看两种极端情况下体系的pE值。
pE=-4.13
将已知条件代入pE的表达式,得: =3.0×10-72atm。
由此可见该体系中溶解氧的分压非常低,一般水体中的溶解氧的分压均超过此值。由于天然水的pE值随水中溶解氧的减少而降低,因此表层水pE值较高,底层水pE值较低。
例3:从湖水中取出深层水,其PH=7.0,含溶解氧浓度0.32mg/L,请计算PE和Eh。(KH=1.26*10-8[mol/(L·Pa)]

第二节 水无机污染物的迁移转化

第二节 水无机污染物的迁移转化

第二节水中无机污染物的迁移转化水中无机污染物特别是重金属污染物进入水体,不能被生物降解,主要是通过沉淀-溶解、氧化-还原、配合作用、胶体形成、吸附-解吸等作用进行迁移转化。

一、颗粒物与水之间的迁移1、矿物颗粒物和黏土颗粒物常见矿物颗粒物为石英、长石、云母及黏土矿物等硅酸盐矿物,主要由物理作用形成。

2、金属水合氧化物:铝、铁、锰、硅等金属以无机高分子及溶胶等形态存在。

例:铝在岩土中是丰量元素,在水中浓度低,<0.1mg/L。

水解,主要形态是:Al3+Al(OH)2+Al2(OH)24+Al(OH)22+Al(OH)3+等铁水合氧化物:Fe3+Fe(OH)2+Fe(OH)2+ Fe2(OH)24+Fe(OH)3等硅酸聚合物:Si n O2n-m(OH)2m3、腐殖质是一种代负电的高分子弱电解质。

4、水体悬浮沉积物是以矿物微粒为核心骨架,有机物和金属水合氧化物结合在矿物微粒表面上,经絮凝成为较粗颗粒而沉积在底部。

5、其它藻类、细菌、病毒、表面活性剂、油滴等。

二、水环境中颗粒物的吸附作用1、表面吸附:胶体具有巨大的表面积和表面能;属物理吸附,胶体表面积越大,吸附越强。

2、离子吸附:由于胶体表面的电荷引力。

3、专属吸附:除了化学键以外,尚有加强的憎水键及范德华力或氢键起作用。

水锰矿对Co、Cu、Ni、K和Na离子的吸附及其随pH的变化图:对于碱金属离子,在低浓度时,体系pH在水锰矿ZPC以上时发生吸附。

表明其为离子吸附。

而Co 、Cu 、Ni 等在体系pH 在ZPC 处或小于时都能进行吸附,这表明不带电荷或带正电均能吸附过渡金属。

4、吸附理论――有效层流脱理论5、吸附方向和推动力6、吸附等温线和等温式(1) 等温吸附经验式――弗罗因德利希式Freundlich 型等温式为: G =kC 1/n两边取对数: log G =log k +1/nlog C,nkP P k n Γ=Γ--吸附量-吸附压力常数(2) 单分子层吸附理论――兰格缪尔吸附等温式单分子层吸附吸附剂表面是均匀被吸附的分子与其它同气体分子无作用力吸附是一个动态平衡φ被吸附质分子覆盖的吸附表面积覆盖率()=吸附剂的总表面积 Langmuir 型吸附等温线:G =G 0C /(A +C ) 1/G =1/G 0+(A /G 0)(1/C )G0------单位表面上达到饱和时间的最大吸附量; A-------常数(3)Henry 型吸附等温线为直线,等温式为: G =kCk------分配系数影响吸附作用的因素:(a) pH 值的影响:一般情况下,吸附量随pH 升高而增大。

第三章水环境化学

第三章水环境化学
总含盐量(TDS):
TDS=[K++Na++Ca2++Mg2+]+[HCO3-+NO3-+Cl-+SO42-
2、天然水的性质
(Characteristic of Natural Waters) (1)碳酸平衡(Balance of H2CO3) 水体中存在四种化合态:
CO2、CO32-、HCO3-、H2CO3
第三章 水环境化学
(Water Environmental Chemistry)
本章重点
1、无机污染物在水体中进行沉淀-溶解、氧化-还原、 配合作用、吸附-解吸、絮凝-沉淀的基本原理;
2、计算水体中金属存在形态;
3、pE计算;
4、有机污染物在水体中的迁移转化过程和分配系数、 挥发速率、水解速率、光解速率和生物降解速率的 计算方法。
农药
有机氯 有机磷
多氯联苯 (PCBS) 卤代脂肪烃 醚
单环芳香族化合物 苯酚类和甲酚类 酞酸酯类 多环芳烃(PAH) 亚硝胺和其他化合物
2、金属污染物 (Metal Pollutant)
Cd、 Hg、 Pb、 As、 Cr、 Cu、 Zn、 Tl、 Ni、 Be
第二节 水中无机污染物的迁移转化
强酸 弱酸 强酸弱碱盐
总酸度= [H+]+ [ HCO3-] +2[H2CO3*] - [ OH-] CO2酸度= [H+]+ [H2CO3*] - [CO32-] - [ OH-] 无机酸度= [H+]- [ HCO3-]-2 [CO32-] - [ OH-]
二、水中污染物的分布及存在形态
1、有机污染物 (Organic Pollutant)

第三章水环境化学水中无机污染物的迁移

第三章水环境化学水中无机污染物的迁移

3.2 硫化物



H2S = H+ + HS— HS— = H+ + S2— 即: H2S = 2H+ + S2— 则:K1,2 = [H+][S2—]/[H2S] =K1 K2 = 1.16×10-22 如溶液中存在二价金属离子Me2+,则有: [Me2+][S2-] = Ksp
5、配合作用

5.1 配合物在溶液中的稳定性 5.2 羟基对重金属离子的配合作用 5.3 氯离子对重金属的配合作用 5.4 腐殖质的配合作用 5.5 有机配体对重金属迁移的影响
5.4 腐殖质的配合作用





天然水中对水质影响最大的有机物是腐殖质。 它有生物体物质在土壤、水和沉积物中转化而 来。可分为: 腐殖酸(Humic acid):可溶于稀碱液,但不 溶于酸的部分 富里酸(Fulvic acid) :可溶于碱液,又可溶于 酸的部分 腐黑物(Humin):不能被酸和碱提取的部分 研究表明:重金属在天然水中主要以腐殖酸的 配合物存在。
4.4 无机氮氧化物的氧化还原转化

水中氮主要以NH4+或NO3—形态存在, 在某种情况下也可能有中间产物NO2—。
4.5 无机铁的氧化还原转化



Fe3+ + e → Fe2+ pE0=13.05 当pE<<pE0时, [Fe3+]<<[Fe3+] 当pE>>pE0时, [Fe3+]>>[Fe3+]
第二节 水中无机污染物的迁移转化
1、颗粒物与水之间的迁移 2、水中颗粒物的聚集 3、溶解和沉淀 4、氧化-还原

水中无机物的迁移转化part

水中无机物的迁移转化part

静电位能
范德华力位能
第一最小值 (发生永久性凝聚)
第二最小值 (发生可逆凝聚)
图3-1 总位能曲线
影响位能曲线的因素
①不同溶液离子强度有不同VR曲线,颗粒间的距离 ↑→VR按指数律↓;
②VA与溶液中离子强度无关, 颗粒间的距离↑→ VA↑(绝对值变小);
③不同溶液离子强度有不同的VT曲线。
在溶液离子强度较小时,总位能曲线上出现较大位能峰 (Vmax)。此时,排斥作用占较大优势,颗粒借助于热运 动能量不能超越此位能峰,彼此无法接近,体系保持分 散稳定状态。
(2)氧化还原条件的变化 水环境中有较多耗氧物质,使一定深度下的沉积 物中的氧化还原电位↓→Fe(Ⅲ)、Mn(Ⅳ)等被还 原成Fe(Ⅱ)、Mn(Ⅱ)从而释放出来。
❖ 诱发释放的主要因素
(1)盐浓度升高 (2)氧化还原条件的变化 (3)降低pH值
pH降低,导致碳酸盐和氢氧化物的溶解,H+的竞争作用 增加了金属离子的解吸量。
第二节 水中无机污染物的迁移转化
一、颗粒物与水之间的迁移
1.水中颗粒物的类别 2.水环境中颗粒物的吸附作用 3.沉积物中金属的释放
二、水中颗粒物的聚集
1.胶体颗粒凝聚的基本原理和方式 2.胶体颗粒絮凝动力学
三、溶解和沉淀
1.氧化物和氢氧化物 2.硫化物 3.碳酸盐
四、氧化-还原 五、配合作用
第二节 水中无机污染物的迁移转化
❖ 吸附:指溶液中的溶质自动附着在固体表面的现象, 或者,溶质在固液两相界面层浓度升高的现象
❖ 固体表面具有多余的表面能,通常表面能减小的过 程是通过颗粒物的聚集或对溶质的吸附来完成的
❖ 吸附过程的分类 ①物理吸附:由分子间力引起,无选择性 ②化学吸附:由化学键引起,有选择性

环境化学第三章__水环境化学(PPT)

环境化学第三章__水环境化学(PPT)
氧的分压为(1.0130-0.03167)×105×0.2095 =0.2056×105 Pa
第十二页,共九十页。
代入亨利定律即可求出氧在水中的摩尔(mó ěr)浓度为:
[O2(aq)]= KH·PO2=1.26×10-8×0.2056×105 =2.6×10-4 mol/L
氧的分子量为32,因此其溶解度为8.32 mg/L。
第三章 水环境 化学 (huánjìng)
第一节 天然水的根本特征及污染物的存在形态(xíngtài)
第二节 水中无机污染物的迁移转化 第三节 水中有机污染物的迁移转化
第一页,共九十页。
内容提要: 本章主要介绍天然水的根本特征,水中重要污染物存在形态及分布, 污染物在水环境中的迁移转化(zhuǎnhuà)的根本原理。
第二十三页,共九十页。
❖❖[图CO中3的2p-]H可=以8.3忽可略以不作计为,一水个分中界只点有,[CpOH2<〔8.a3q,〕很]、小[,H22CO3]、
❖[HCO3-],可以只考虑一级电离平衡(pínghéng),即此时:

❖❖❖当溶所液以的ppHH>=8p[.3KH时1-],lg[[KHH122[CC[HHOO23C3C**]OO3]+3可*]l]g以[H忽C略O不3-计]。,水中只存在
P↑↓R
C 1 0 6H 2 6 3 O 1 1 0N 1 6P 1 3 8 O 2
第十七页,共九十页。
〔二〕天然水的性质(xìngzhì)
1、碳酸平衡〔重点〕
对于CO2-H2O系统,水体中存在着CO2〔aq〕、H2CO3、HCO3-和CO32-等 四种化合态,常把CO2(aq)和H2CO3合并为H2CO3*,实际上H2CO3含量 (hánliàng)极低,主要是溶解性气体CO2(aq)。

环境化学-第三章-水环境化学-第二节-水中无机污染物的迁移转化

环境化学-第三章-水环境化学-第二节-水中无机污染物的迁移转化

(c)之间的关系可用吸附等温线表达。
Henry 型等温线为直线型
G = k ·c
k:分配系数
Freundlich 型等温线
G = k ·c ·exp(1/n) lgG = lgk + 1/n lgc
Langmuir 型等温线
G = G0·c /(A+c)
1/G = 1/G0 + (A/ G0)(1/c)
①不同离子强度有不同VR曲线,呈指数下降; ②VA与粒子强度无关,只随颗粒间的距离变化; ③不同离子强度有不同的VT曲线;离子强度较小时,综合位能曲 线上出现较大位能峰,排斥力占优势,体系保持分散稳定状态;
离子强度较大时,双电层被压缩,Vmax 降低,一部分颗粒可能超 越该位能峰。
2、异体凝聚理论
②范德化引力和静电排斥力是仅有的作用因素 ③没有化学专属吸附作用 颗粒在水溶液中进行热运动,其平均动能为3/2 kT (2)理论描述 总的综合作用位能:VT = VR + VA VA——由范德华力产生的位能 VR——由静电排斥力所产生的位能
VHale Waihona Puke VRVTVmax
VA
d 两个离子靠得 很近时,要考 虑水化膜阻力
专属吸附:指在吸附过程中,除了化学键作用外,尚有加 强的憎水键和范德华力或氢键作用。该作用不单可以使表 面点荷改变符号,还可以使离子化合物吸附在同号电荷的 表面上。
项目 作用
离子交换吸附 离子交换作用
电性 表面电荷 动力学
同种电性不发生 不变
快速可逆
专属吸附
范德化力、化学键、氢键、 增水键
同种电性发生 可变
G0——单位表面上达到饱和时间的最大吸附量;
A——常数。

第二节水中无机污染物的迁移转化

第二节水中无机污染物的迁移转化
污染物的迁移转化
2. pH对水解速率的影响 水解速率: RH = Kh [C]= {KA[H+] + KN + KB[OH-]} [C]
式中: KA、KN 、KB ——分别为酸性、碱性和中性催化过 程的二级反应水解速率常数
Kh = KA[H+] + KN + KBKw/[H+]
c溶解相中有机毒物的浓度kv挥发速率常数kv单位时间混合水体的挥发速率常数z水体的混合深度p在所研究的水体上面有机毒物在大气中的分压kh亨利定律常数?第三节水中有机污染物的迁移转化二挥发作用kvcpkhzkvcpkhtc??kvctc??有机物可溶解相分数w
第三章
第三节
水环境化学
有机污染物的迁移转化
第三节 水中有机污染物的迁移转化 水解速率常数:Kh = KA[H+] + KN + KBKw/[H+]
第三节 水中有机污染物的迁移转化 对于IAN点应满足于: lgKh = lg KA – pH = lg KN 三条切线得到三个交点, IAN IAB 和K INB / K ) pH= lg KN –lg KA = -、 lg ( N A 对于IAB点应满足于: lgKh = lg KA – pH = lgKBKw + pH pH = -1/2 lg(KBKw/KA) 对于INB点应满足于: lgKh = lgKBKw + pH = lg KN pH = - lg(KBKw/ KN)
水体中,若悬浮物中85%为细颗粒,有机碳含量为
5%,其余粗颗粒有机碳含量为1%,已知该有机物 在水中溶解度为0.05mg/L,那么,其分配系数(Kp)
就可根据公式计算出:
解: lgKow = 5.00-0.670lg(0.05×103/192)=5.39 则 Kow =2.46×105 Koc=0.63 Kow=1.55×105 Kp = 1.55×105[0.2(1-0.85)(0.01) + 0.85×0.05] = 6.63×103

(完整版)第三章水环境化学

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化学反应平衡:
分布分数:α0 、α1、α2分别表示化合物在总量中的比 例则:
α0=[H2CO3*]/{[H2CO3*]+[HCO3]+[CO32-] } α1 =[HCO3-]/{[H2CO3*]+[HCO]+[CO32-] } α2=[CO32-]/{[H2CO3*]+[HCO3-]+[CO32-] }
2003年我国万元GDP用水量为465m3,是世界平均水平的4 倍;农业灌溉用水有效利用系数为0.4~0.5,是发达国家 的1/2;水的重复利用率为50%,发达国家已达到了85%; 全国城市供水管网漏损率达20%左右。
水危机的出现
根据水利部《21世纪中国水供求》分析,2010年 我国工业、农业、生活及生态环境总需水量在中 等干旱年为6988亿立方米,供水总量6670亿立方 米,缺水318亿立方米。这表明,2010年后我国 将开始进入严重的缺水期。
CT=[H2CO3*]+[HCO3- ]+[CO32- ]
试计算封闭体系和开放体系中各碳酸形态的表示式? (1)封闭体系
总碳酸量不变 (2)开放体系
[H2CO3*]保持不变
封闭体系:
0
H]
k1k2 [H ]2
)1
1
HCO3 CT
(1
[H k1
]
k2 [H
)1 ]
溶解于水中气体的量可能高于亨利定律表示的量。
氧在25℃ ,1.013X105Pa下溶解度计算:
由亨利定律[G(aq)]=KH*pG
不同温度下,气体在水中溶解度的计算:
CO2在25℃ ,1.013X105Pa下溶解度计算
(4)水体富营养化(eutrophication) 由于水体中氮磷营养物质的富集,引起

优选环境化学第三章水中无机污染物的迁移转化

优选环境化学第三章水中无机污染物的迁移转化

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水处理中新型絮凝剂
无机高分子絮凝剂 以三氯化铁、硫酸铝和碱式氯化铝等 为基体制备 如:聚合硫酸铁(poly ferric sulfate, PFS)、含硼聚硅硫酸铁、聚合硅铝酸铁 等Al2(SO4)3- CPAM(阳离子聚丙烯胺)
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水处理中新型絮凝剂
有机高分子絮凝剂
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天然水环境和水处理条件下主要的颗 粒物聚集方式
1.压缩双电层的聚集
水中电解质浓度增大而离子强度增大, 压缩扩散层,颗粒物吸引而聚集
2. 专属吸附凝聚
胶体颗粒专属吸附异电的离子化合态, 降低表面电位,产生电中和现象,使颗粒 物聚集
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天然水环境和水处理条件下主要的颗 粒物聚集方式
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一、颗粒物与水之间的迁移
悬浮沉积物
各种环境胶体物质的聚集物,组成不固定
其他
湖泊中的藻类、污水中的细菌、病毒、废 水中的表面活性剂或油滴。
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2.水环境中颗粒物的吸附作用
表面吸附—物理吸附,与胶体的比表面 积有关。
离子交换吸附—物理化学吸附,水环境中 一部分胶体带负电荷,吸附一部份阳离子, 同时释放等量其它阴离子。
属可逆反应,不受温度影响,交换吸附能力 与溶质的性质、浓度、吸附剂性质有关
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2.水环境中颗粒物的吸附作用
专属吸附—受化学键作用外,还受加强 的憎水键、 范德华力、氢键等的作用。 在水环境中:配合离子、无机高分子、有 机离子、 有机高分子专属吸附强烈,水 合氧化物胶体对金属离子有较强的专属吸 附。 氧化物表面配位吸附模式(p124)

第3章:水环境化学2-1

第3章:水环境化学2-1

一、颗粒物与水之间的迁移
1、水中颗粒物的类别
天然水中颗粒物主要包括五大类:矿物、金属水合氧 化物、腐殖质、悬浮物、其他泡沫、表面活性剂等半胶体 以及藻类、细菌、病毒等生物胶体。
(1)非粘土矿物和粘土矿物:都是原生岩石在风化过程 中形成的。
非 粘 土 矿 物 : 天 然 水 中 常 见 为 石 英 (SiO2) 、 长 石 (KalSi3O8)等,晶体交错,结实、颗粒粗,不易碎裂,缺 乏粘结性(例如沙子主要成分为:SiO2)。
第二节、水中无机污染物的迁移转化
一、颗粒物与水之间的迁移 二、水中胶体颗粒物聚集的基本原理和方式 三、溶解和沉淀 四、氧化—还原
五、配合作用
无机污染物,特别是重金属和准金属等污染物,一旦进入 水环境,不能被生物降解;
主要通过吸附—解吸、沉淀—溶解、氧化—还原、配合作 用、胶体形成等一系列物理化学作用进行迁移转化,参与和 干扰各种环境化学过程和物质循环过程; 最终以一种或多种形式长期存留在环境中,造成永久性的 潜在危害。 重点介绍重金属污染物在水环境中迁移转化的基本原理。
在水环境中,配合离子、有机离子、有机高分子和无机高 分子的专属吸附作用特别强烈。例如,简单的Al3+、Fe3+高 价离子并不能使胶体电荷因吸附而变号,但其水解产物却 可达到这种效果,这就是发生专属吸附的结果。 水合氧化物胶体对重金属离子有较强的专属吸附作用,这 种吸附作用发生在胶体双电层的 Stern层中,被吸附的金属 离子进入Stern层后。不能被通常提取交换性阳离子的提取 剂提取,只能被亲和力更强的金属离子取代,或在强酸性 条件下解吸。
粘土矿物:天然水中常见为云母、蒙脱石、高 岭石,层状结构,易于碎裂,颗粒较细,具有粘 结性,可以生成稳定的聚集体。
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青海段黄河水
甘肃段黄河水
郑州段黄河水
山东段黄河水
二、水中颗粒物的聚集

胶体颗粒聚集的基本作用力:两胶体颗粒在相互接近时产 生会多种作用力,如多分子范德华力、双电层静电斥力和 水化膜阻力等,其综合效应使颗粒物发生聚集。 两个概念: 凝聚 ---- 由电解质促成的聚集 絮凝 ---- 由聚合物促成的聚集
(5)第二极小值絮凝 (6)聚合物粘结架桥絮凝 (7)无机高分子的絮凝 (8)絮团卷扫絮凝 (9)颗粒层吸附絮凝
(10)生物絮凝
生物絮凝 水中藻类、细菌等微小生物体具有胶体性质,带有电 荷,可以发生凝聚作用。

三、沉淀和溶解

金属化合物在水中的迁移能力可以用溶解度衡量。 水体中各种矿物质的溶解和沉淀遵守溶度积原则。
平衡计算结果与实际测定值相差的原因是自然环境非均相沉 淀和溶解过程的影响因素极其复杂。主要表现为: (1)某些非均相平衡过程缓慢,在动态环境下不易达到平衡;
(2)在给定条件下形成的相,不一定是热力学所预测的稳定相; (3)可能存在过饱和现象,即物质的溶解量大于溶解度极限值;
(4)固体溶解所产生的离子可能在溶液中进一步发生反应; (5)引自不同文献的平衡常数有差异。

当 pH < pK1时
≈ K1K2 / [H+]2
则 lg[Ca2+] = 0.5lgKSP – 0.5lgK1k2 –pH
(2)开放体系

CaCO3暴露在含有CO2的气相中,大气中pCO2固定,溶 液中CO2浓度也相应固定。根据亨利定律和前面的讨论:
CT
[CO3
1
0
K H p CO 2
2、硫化物
两者相加可得:
溶度积更小的难溶 化合物,表3-11, p188,只要水环境 中有S2-,重金属离 子都可以去除
3.碳酸盐(以CaCO3为例)
(1)封闭体系:

只考虑固相和液相,把H2CO3*当作不挥发酸处理,其CT 为常数,CaCO3的溶解度: CaCO3 = Ca2+ + CO32+ KSP = [Ca2+] [CO32-] = 10-8.23
在计算氧化物或氢氧化物的溶解度时,还应该考 虑金属离子与羟基的配合作用的影响.

以Pb为例:
图中阴影线为PbO与总 溶解态铅,包括Pb2+、 PbOH+、Pb(OH)20、 Pb(OH)3-的相平衡界线.
具有两性特征的氧化物
和氢氧化物固体,与质子和 羟基离子均可反应。故存 在有一个pH值,在该pH 值溶解度最小.
[Ca
2
K SP 2[CO3 ] CT 2
K SP
lg[ Ca2 ] lg K SP - lg CT - lg 2
已知:
[ H ] [ H ] -1 2 (1 ) K1 K 2 K2
由此可绘制出lg[Me2+]对PH的曲线图。

封闭体系,只
考虑固-液平衡, CT为常数条件, 金属Me的碳酸盐 MeCO3溶解度与介 质PH的关系曲线。
水环境和水处理条件下颗粒物的聚集方式 (1)压缩双电层的凝聚 水中电解质浓度增大而离子强度增大,压缩扩散层,颗 粒物吸引而聚集。 (2)专属吸附凝聚 胶体颗粒专属吸附异电的离子化合态,降低表面电位, 产生电中和现象,使颗粒物聚集。 (3) 胶体相互凝聚 电荷相反的两种胶体相互吸引凝聚。 (4) “边对面”絮凝 黏土矿物颗粒呈板状,板面荷负电,边缘荷正电, 各颗 粒的边面之间可由静电引力结合。
发生吸附的表面净电荷的符号 金属离子所起作用 吸附时所发生的反应
-、 0 、 +
配位离子
阳离子交换 配位体交换
发生吸附时要求体系的PH值
吸附发生的位置 对表面电荷的影响 动力学
>零电位点 任意值
扩散层 无 快、可逆 内层 可变 慢、部分不可逆
(2)吸附等温线和等温式

吸附:指溶质在胶体界面层浓度升高的现象,水体中 颗粒物对溶质的吸附是一个动态平衡过程。


专属吸附—指在吸附过程中,除了化学键作用外,尚有 加强的憎水键和范德化力或氢键作用。该作用可以使表 面电荷改变符号,还可以吸附某些同号电荷的离子。
配合离子、无机高分子、 有机离子、 有机高分子 专属吸附比较强烈;水合

氧化物胶体对金属离子有 较强的专属吸。
图3-5氧化物表面配位吸附模式
水合氧化物对金属离子的专属吸附与非专属吸附的区别 项 目 离子交换 反离子 专属吸附

颗粒物的粒度和浓度:
吸附量随粒度增大而减少;当溶质浓度范围固定时, 吸附量随颗粒物浓度增大而减少。

温度变化、几种离子共存等的影响。
(3) 氧化物表面吸附的配合模式
20世纪70年代Stumm、Shindler等人提出,悬浮颗粒物对 水体中带电粒子的吸附都可以由表面络合反应概括。如金属氧 化物表面每平方纳米含有4-10个氢氧根配离子。
2-
0 K SP 根据溶度积关系则: [Ca ] 2 K H pCO 2
2
2 ] K p 0 H CO2
由此式可以绘制出pc-pH图(见图3-14)
小 结

难溶盐在天然水体中
粒子能量小于能垒
粒子能量大于能垒
两个离子靠得 很近时,还要考 虑水化膜阻力。

说明: ①不同离子强度有不同VR曲线,随离子间距离呈指数下降; ②VA与离子强度无关,只随颗粒间的距离变化; ③不同离子强度有不同的VT曲线;离子强度小,综合位能线 上出现较大位能峰,排斥力占优势,体系保持稳定;离子强 度大,双电层被压缩,Vmax降低,部分颗粒可超越该能峰。

在一定的温度下,当吸附达到平衡时,颗粒物表面上 的吸附量(G)与溶液中溶质平衡浓度 (C) 之间的关 系用吸附等温式表达。
H型( Henry)等温式:
G kC
式中:K——分配系数
1 n
F型(Freundlich)等温式: G kC
用对数表示:
1 lg G lg k lg C n
L型(Langmuir)等温式
(2)氧化还原条件的变化,使金属以水合离子解吸。有机厌 氧环境,铁锰氧化物还原溶解,易使结合的金属释放出来。 (3)水环境pH值的降低,导致:ⅰ)H+离子的竞争吸附作用; ⅱ)在低pH值条件下,金属难溶盐以及配合物溶解。 (4)废水中配合剂的含量增加,与重金属形成稳定的可溶性 配合物,使重金属从固体颗粒上解吸下来重新进入水体.
2、异体凝聚理论 (1)适用条件:
物质本性不同、粒径不等、电荷号不同、电位高低 不等的分散体系。 (2)主要论点: A 电荷符号相异的胶体微粒接近接近时,吸引力占优势; B 电荷符号相同,但电性强弱不等时,位能曲线上的能峰取 决于荷电较弱,电位较低的一方;在异体凝聚时,只要 有一种胶体的稳定性甚低,电位达到临界状态,就会发 生快速凝聚。

黏土矿物:(云母、蒙脱石、高岭石)主要是铝镁 的硅酸盐,由其他矿物经化学风化而成,具有晶体 层状结构、有粘性、具有胶体性质, 可以生成稳 定的聚集体。
(2)金属水合氧化物
Al、Fe、Mn、Si等的水合氧化物,在水体中以无机高分 子及溶胶等形式存在,表现出重要的胶体化学性质。

所有金属水合氧化物可以结合水中微量物质,同时本身 又趋于结合在矿物微粒和有机物的界面上

(1)胶体粒子间的相互吸引力是范得华力(VA) ,主要为 色散力。胶粒中含有大量分子,所以胶粒间的引力是各 分子所贡献的总和,其大小与距离的三次方成反比;
(2)胶体粒子间的排斥是由于带电胶粒所具有的相同电荷 之间的斥力(VR),其大小取决于电荷数目和相互距离。
(3)当胶体粒子相互靠近时,如果粒子间的引力大于粒子 间的排斥力,则溶胶发生聚沉,是不稳定的;反之,溶胶 是稳定的。当粒子相互聚集在一起时,必须克服一定的能 垒(VT= VR+ VA)。
[Ca
2
K SP 2[CO3 ] CT 2
K SP
将[Ca2+] = CT代入
可得: -lg[Ca2+] = 0.5pKSP–0.5pα2 其中: 据此可以绘制pc-pH图
Hale Waihona Puke 当 pH > pK2 > 10.33时 α 2≈1,
lg[Ca2+] = 0.5 lg KSP

当pK1< pH < p K2时 则,lg[Ca2+] = 0.5lgKSP–0.5lgk2–0.5pH
第三章水环境化学
第二节水中无机污染物的迁移转化
内容要点:
污染物在颗粒物与水之间的迁移 水中颗粒物的聚集 沉淀和溶解
氧化-还原
配位作用
第二节 水中无机污染物的迁移转化
一、污染物在颗粒物与水之间的迁移
1.水中颗粒物的类别 (1)矿物微粒和黏土矿物 矿物微粒: 主要指硅酸盐矿物,其中,石英(SiO2)、 长石(KAlSi3O8)等矿物微粒.颗粒粗、不易碎裂, 缺 乏粘结性。

(3)腐殖质
带负电荷的高分子弱电解质,含有–COOH、–OH等。在 高pH,低离子强度条件下,羟基、羧基易离解,形成的负 电荷相互排斥,构型伸展,亲水性强。

在低pH、较高离子强度条件下,各官能团难以离解, 高分子趋于卷缩,亲水性弱,因而趋于沉淀或凝聚。

黏土单元结构模型
片层结构,多孔结构
有 机 质 的 结 构
整理可得:
G G 0C /( A C )
1 / G 1 / G 0 ( A / G 0 )(1 / C )
G0—单位表面饱和吸附量。 A—常数
当溶质浓度甚低时,呈现 H 型;浓度较高时,表现 为 F 型; 统一起来属于L 型的不同区段。
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