第三章 水环境化学水中无机污染物的迁移转化
合集下载
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——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
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
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
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
对于其他金属碳酸盐则可写为： -lg[Me2＋] =0.5p Ksp -0.5pα2 由2 [Me2＋] + [H+] = [HCO3-] + 2[CO32-] + [OH-]得： (Ksp/α2)1/2 (2 – α1- 2α2) + [H+] – Kw/[H+] = 0
当pH > pK2 时，α2≈1，CO32-为主，lg[Ca2+] = 0.5 lg KSP
四、氧化还原
氧化－还原平衡对水环境中无机污染物的迁移转化 具有重要意义。水体中氧化还原的类型、速率和平衡， 在很大程度上决定了水中主要溶质的性质。例如，厌 氧型湖泊，其湖下层的元素都将以还原形态存在；碳 还原成－4价形成CH4；氮形成NH4＋；硫形成H2S；铁 形成可溶性Fe2+。其表层水由于可以被大气中的氧饱 和，成为相对气体性介质，如果达到热力学平衡时， 则上述元素将以氧化态存在：碳成为CO2；氮成为 NO3-；铁成为Fe(OH)3沉淀；硫成为SO42-。显然这种 变化对水生生物和水质影响很大。
发生吸附的表面净电荷的符号 － 金属离子所起的作用 吸附时所发生的反应 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 反离子
阳离子交换 配位体交换 ＞零电位点 任意值 扩散层 无 内层 负电荷减少 正电荷增加
（2）吸附等温线和等温式：在固定温度下，当吸附达到平 衡时，颗粒物表面的吸附量（G）与溶液中溶质平衡浓度
达到临界状态，就可以发生快速凝聚。
三、溶解和沉淀
溶解与迁移 实际溶解沉淀过程的复杂性 1、氧化物和氢氧化物：氧化物可以视作氢氧化物的脱水产物 Me(OH)n (s) Men+ + n OH根据溶度积： Ksp= [ Men+ ] [ OH- ]n 可转化为： [ Men+ ] = Ksp / [ OH- ]n = Ksp[ H+] / Kwn -lg [ Men+ ] = -lgKsp – n lg [ H+ ] + n lgKw pc = pKsp- n pKw + n pH = pKsp – n pOH 可以做 pc-pH 图，斜率等于 n，即金属离子价； 截距是 pH = 14 - (1/n)pKsp。
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。
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)]
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3节 无机污染物的迁移转化
胡敏素(黑色不溶物) 腐殖质 用 0.2MNaOH 萃取 溶液 用盐酸酸化分为 溶液: 富里酸 沉积物: 腐殖酸
其中：腐殖酸是能溶于碱而沉于酸的组分；富里酸是兼能 溶于碱和酸的组分；胡敏素是酸碱皆不溶的组分。
水环境中发现的腐殖质大部分为富里酸这一类，原因在于 易溶于水，来源有二：一部分是水生植物的分泌物和降解产物； 另一部分来自土壤，由土壤淋溶液和泾流带入水体。河水中腐 殖质平均含量在10～15mg/L，但起源于沼泽地带的河流其含量 要丰富的多。
1 1 1 1 G b ab c
3
沉积物中重金属的释放
此为二次污染问题，诱发释放的主要因素有： (1) 盐浓度升高：碱金属及碱土金属离子浓度较高时可将 颗粒表面吸附的重金属离子交换而释放出来。
(2) 氧化还原条件的变化：在较低电位下铁锰氧化物溶解 度大增，使被吸附或共沉淀的重金属离子释放出来。
2 3 3 3 1 1 2 3 2 1 2 2 2 3 3 3 1 1 2
2
2＝ CO
3
CO KK H CO HCO CO H K H K K
CT = [ CO32- ] + [ HCO3- ] + [ H2CO3 ]
Ca
将各氢氧化物的Ksp 代入并以lg [Men+] 对 pH 作图即可得到p.132.图3－11各金属氢氧化物的溶解 度。 用的更多的是将其溶解度表达式写为：
pc = pKsp － n pKw + n pH
例：已知氧化铅与羟基配合物的反应和平衡常数如下 （25℃）： PbO(s) + 2 H+ = Pb2+ + H2O lg Ks0 = 12.7 PbO(s) + H+ = PbOH+ lg Ks1 = 5.0 PbO(s) + H2O = Pb(OH)20 lg Ks2 = -4.4 PbO(s) + 2 H2O = Pb(OH)3- + H+ lg Ks3 = -15.4 画出可溶性各型体的溶解度曲线并求出其溶解度。 解：Ks0 = [Pb2+] / [H+]2 [Pb2+] = Ks0 [H+]2 lg [Pb2+] = lg Ks0 －2 pH [PbOH+] = Ks1 [H+] lg [PbOH+] = lg Ks1 － pH [Pb(OH)20] = Ks2 lg [Pb(OH)20] = lg Ks2 [Pb(OH)3-] = Ks3 / [H+] lg[Pb(OH)3-] = lg Ks3 + pH 在画线时同时要画出[H+]和[OH-]这两条线： lg [H+] = - pH 而 lg [OH-] = pH－ 14 以 lg c ~ pH 作图即为 P. 133. 图 3-12 PbO溶解度图。
其中：腐殖酸是能溶于碱而沉于酸的组分；富里酸是兼能 溶于碱和酸的组分；胡敏素是酸碱皆不溶的组分。
水环境中发现的腐殖质大部分为富里酸这一类，原因在于 易溶于水，来源有二：一部分是水生植物的分泌物和降解产物； 另一部分来自土壤，由土壤淋溶液和泾流带入水体。河水中腐 殖质平均含量在10～15mg/L，但起源于沼泽地带的河流其含量 要丰富的多。
1 1 1 1 G b ab c
3
沉积物中重金属的释放
此为二次污染问题，诱发释放的主要因素有： (1) 盐浓度升高：碱金属及碱土金属离子浓度较高时可将 颗粒表面吸附的重金属离子交换而释放出来。
(2) 氧化还原条件的变化：在较低电位下铁锰氧化物溶解 度大增，使被吸附或共沉淀的重金属离子释放出来。
2 3 3 3 1 1 2 3 2 1 2 2 2 3 3 3 1 1 2
2
2＝ CO
3
CO KK H CO HCO CO H K H K K
CT = [ CO32- ] + [ HCO3- ] + [ H2CO3 ]
Ca
将各氢氧化物的Ksp 代入并以lg [Men+] 对 pH 作图即可得到p.132.图3－11各金属氢氧化物的溶解 度。 用的更多的是将其溶解度表达式写为：
pc = pKsp － n pKw + n pH
例：已知氧化铅与羟基配合物的反应和平衡常数如下 （25℃）： PbO(s) + 2 H+ = Pb2+ + H2O lg Ks0 = 12.7 PbO(s) + H+ = PbOH+ lg Ks1 = 5.0 PbO(s) + H2O = Pb(OH)20 lg Ks2 = -4.4 PbO(s) + 2 H2O = Pb(OH)3- + H+ lg Ks3 = -15.4 画出可溶性各型体的溶解度曲线并求出其溶解度。 解：Ks0 = [Pb2+] / [H+]2 [Pb2+] = Ks0 [H+]2 lg [Pb2+] = lg Ks0 －2 pH [PbOH+] = Ks1 [H+] lg [PbOH+] = lg Ks1 － pH [Pb(OH)20] = Ks2 lg [Pb(OH)20] = lg Ks2 [Pb(OH)3-] = Ks3 / [H+] lg[Pb(OH)3-] = lg Ks3 + pH 在画线时同时要画出[H+]和[OH-]这两条线： lg [H+] = - pH 而 lg [OH-] = pH－ 14 以 lg c ~ pH 作图即为 P. 133. 图 3-12 PbO溶解度图。
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)
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
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
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)
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)。
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)。
优选环境化学第三章水中无机污染物的迁移转化
2020/9/4
21
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）
2020/9/4
22
水处理中新型絮凝剂
有机高分子絮凝剂
2020/9/4
18
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
2020/9/4
19
天然水环境和水处理条件下主要的颗 粒物聚集方式
2020/9/4
7
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。
2020/9/4
8
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
2020/9/4
9
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）
第三章 水环境化学
6
1、天然水的组成（离子、溶解气体、水生生物） 天然水是含有可溶性物质和悬浮物的一种天 然溶液。可溶性物质非常复杂，主要是岩石风化 过程中，经过水溶解迁移、搬运到水中的地壳矿 物质。
7
（1）天然水中的主要离子组成
天然水中常见的八大离子： K+ 、 Na+ 、 Ca2+ 、 Mg2+ 、 HCO3- 、 NO3- 、 Cl- 、 SO42-。 常见的八大离子占天然水中离子总量的95%-99%。 水中这些主要离子，常用来作为表征水体主要化学特征性指标。 硬 Ca2+ HCO3度 Mg2+ CO32碱 度 酸 H+ OH碱 金 属
1 =0.3086 2.24 1 2.24 =0.6914 2.24 1
[ H 2 CO3 ] [ HCO3 ]
*
所以此时[H2CO3*]=α0CT=0.3086×3×10-3molL-1=0.9258×10-3molL-1 [HCO3-]=α1CT=0.6914×3×10-3molL-1=2.0742×10-3molL-1 加酸性废水到pH=6.7，有0.9258×10-3molL-1的H2CO3*生成，故每升河水中要加入 0.9258×10-3mol的H+才能满足上述要求，这相当于每升河水中加入浓度为1×10-2 molL-1的硫酸废水的量V为： V=0.9258×10-3mol/(2×1×10-2molL-1)=0.0463L=46.3mL。因此相当于每升河水中
100 CO2+H2CO3 HCO3CO32-
80 60 40 20 0
2 4 6 pH 8 10 12
28
碳酸化合态分布图的理解： a、总体分布态势：
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。
相关主题
- 1、下载文档前请自行甄别文档内容的完整性，平台不提供额外的编辑、内容补充、找答案等附加服务。
- 2、"仅部分预览"的文档,不可在线预览部分如存在完整性等问题,可反馈申请退款(可完整预览的文档不适用该条件!)。
- 3、如文档侵犯您的权益，请联系客服反馈,我们会尽快为您处理(人工客服工作时间：9:00-18:30)。
诱发释放的主要因素
（1）盐浓度升高 碱金属和碱土金属阳离子浓度↑→被吸附在固体 颗粒上的金属离子交换出来。
（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。
17
诱发释放的主要因素
（3）降低pH值
(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
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。
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。
（4）增加水中配合剂的含量
配合剂使用量的增加，能和重金属形成可溶性配合物， 使重金属从固体颗粒上解吸下来。
18
图3－7
19
二 、 水中颗粒物的聚集
1、胶体颗粒凝聚的基本原理和方式
胶体颗粒的聚集亦可称为凝聚或 絮凝。
把由电介质促成的聚集称为凝聚， 而由聚合物促成的聚集称为絮凝。
②VA与溶液中离子强度无关，颗粒间的距离↑→ VA↑(绝对值变小)；
Henry型等温线 直线型，等温式： G = k c Freundlich型等温式： G = k c 1/n Langmuir型等温式： G = G0 c/（A + c）
7
图 3 － 3
n是一个经验 值，不是由一个 过程控制，一般 适用于有机物
单分子吸附 适用于金属
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、水环境中颗粒物的吸附作用 （1）吸附等温线和等温式
水体中颗粒物对溶质的吸附是一个动态平衡过程。 在固定的温度条件下，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达。 水体中常见的吸附等温线有三类，即Henry型、 Freundlich型、Langmuir型。
2、水环境中颗粒物的吸附作用
表面吸附、离子交换吸附和专属吸附
由于胶体具有巨大的比表面和表面能，因此固液界 面存在表面吸附作用，胶体表面积愈大，所产生的表面
吸附能也愈大，胶体的吸附作用也就愈强，属于一种物 理吸附。
由于环境中大部分胶体带负电荷，容易吸附各种阳离 子，在吸附过程中，胶体每吸附一部分阳离子，同时也 放出等量的其他阳离子，因此把这种吸附称为离子交换
吸附，属于物理化学吸附。
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
1
一、 颗粒物与水之间的迁移
1、水中颗粒物类别 （1） 矿物微粒和粘土矿物 天然水中常见矿物微粒为石英、长石、云母 及粘土矿物等硅酸盐矿物。 粘土矿物是由其他矿物经化学风化作用而 生成，主要为铝或镁的硅酸盐 。
（2） 金属水合氧化物
（3）腐殖质 腐殖质是一种带负电的高分子弱电解质。
2
一 、 颗粒物与水之间的迁移
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。
6
一、 颗粒物与水之间的迁移
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。
21
图 3 － 8
第二最小值 第一最小值 (发生可逆凝聚) (发生永久性凝聚)
22
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↓；
第二节 水中无机污染物的迁移转化
无机污染物主要通过沉淀-溶解、氧化-还原、配合作 用、胶体形成、吸附-解吸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态长期存留在环境中，造 成永久性的潜在危害。
实际上微量污染物在水体中的浓度和形态分布，在 很大程度上取决于水体中各类胶体的行为。胶体微粒 作为微量污染物的载体，它们的絮凝沉降、扩散迁移 等过程决定着污染物的去向和归宿。在天然水体中， 重金属在水相中含量极微，而主要富集于固相中，在 很大程度上与胶体的吸附作用有关。因此，胶体的吸 附作用对水环境中重金属的过程转化及生物生态效应 有重附的影响: 通常pH值↑→颗粒物对 重金属的吸附量↑；
颗粒物粒度的影响: 粒度↑→吸附量↓； 颗粒物浓度的影响: 溶质浓度范围固定时，
颗粒物浓度↑→吸附量↓； 温度↑→吸附量↓； 几种离子共存时的竞争作用，对吸附也有影
响。
9
（2）氧化物表面吸附的配合模式
把氧化物表面对金属离子、阴离子等的吸附看作是一种表面 配合反应。其实质内容就是把具体表面看作一种聚合酸，其 大量羟基可以产生表面配合反应。
1)氧化物与H+的表面配合常数
10
2)氧化物与阴／阳离子的表面配合常数
11
-
图 3 4 氧 化 物 表 面 配 合 模 式
12
— MnO2对金属离子的吸对—
13
丢失H+
获得H+
表面配合
16
3. 沉积物中重金属的释放
重金属从悬浮物或沉积物中重新释放属于二次污 染问题，不仅对于水生生态系统，而且对于饮用 水的供给都是危险的。
（1）盐浓度升高 碱金属和碱土金属阳离子浓度↑→被吸附在固体 颗粒上的金属离子交换出来。
（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。
17
诱发释放的主要因素
（3）降低pH值
(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
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。
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。
（4）增加水中配合剂的含量
配合剂使用量的增加，能和重金属形成可溶性配合物， 使重金属从固体颗粒上解吸下来。
18
图3－7
19
二 、 水中颗粒物的聚集
1、胶体颗粒凝聚的基本原理和方式
胶体颗粒的聚集亦可称为凝聚或 絮凝。
把由电介质促成的聚集称为凝聚， 而由聚合物促成的聚集称为絮凝。
②VA与溶液中离子强度无关，颗粒间的距离↑→ VA↑(绝对值变小)；
Henry型等温线 直线型，等温式： G = k c Freundlich型等温式： G = k c 1/n Langmuir型等温式： G = G0 c/（A + c）
7
图 3 － 3
n是一个经验 值，不是由一个 过程控制，一般 适用于有机物
单分子吸附 适用于金属
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、水环境中颗粒物的吸附作用 （1）吸附等温线和等温式
水体中颗粒物对溶质的吸附是一个动态平衡过程。 在固定的温度条件下，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达。 水体中常见的吸附等温线有三类，即Henry型、 Freundlich型、Langmuir型。
2、水环境中颗粒物的吸附作用
表面吸附、离子交换吸附和专属吸附
由于胶体具有巨大的比表面和表面能，因此固液界 面存在表面吸附作用，胶体表面积愈大，所产生的表面
吸附能也愈大，胶体的吸附作用也就愈强，属于一种物 理吸附。
由于环境中大部分胶体带负电荷，容易吸附各种阳离 子，在吸附过程中，胶体每吸附一部分阳离子，同时也 放出等量的其他阳离子，因此把这种吸附称为离子交换
吸附，属于物理化学吸附。
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
1
一、 颗粒物与水之间的迁移
1、水中颗粒物类别 （1） 矿物微粒和粘土矿物 天然水中常见矿物微粒为石英、长石、云母 及粘土矿物等硅酸盐矿物。 粘土矿物是由其他矿物经化学风化作用而 生成，主要为铝或镁的硅酸盐 。
（2） 金属水合氧化物
（3）腐殖质 腐殖质是一种带负电的高分子弱电解质。
2
一 、 颗粒物与水之间的迁移
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。
6
一、 颗粒物与水之间的迁移
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。
21
图 3 － 8
第二最小值 第一最小值 (发生可逆凝聚) (发生永久性凝聚)
22
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↓；
第二节 水中无机污染物的迁移转化
无机污染物主要通过沉淀-溶解、氧化-还原、配合作 用、胶体形成、吸附-解吸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态长期存留在环境中，造 成永久性的潜在危害。
实际上微量污染物在水体中的浓度和形态分布，在 很大程度上取决于水体中各类胶体的行为。胶体微粒 作为微量污染物的载体，它们的絮凝沉降、扩散迁移 等过程决定着污染物的去向和归宿。在天然水体中， 重金属在水相中含量极微，而主要富集于固相中，在 很大程度上与胶体的吸附作用有关。因此，胶体的吸 附作用对水环境中重金属的过程转化及生物生态效应 有重附的影响: 通常pH值↑→颗粒物对 重金属的吸附量↑；
颗粒物粒度的影响: 粒度↑→吸附量↓； 颗粒物浓度的影响: 溶质浓度范围固定时，
颗粒物浓度↑→吸附量↓； 温度↑→吸附量↓； 几种离子共存时的竞争作用，对吸附也有影
响。
9
（2）氧化物表面吸附的配合模式
把氧化物表面对金属离子、阴离子等的吸附看作是一种表面 配合反应。其实质内容就是把具体表面看作一种聚合酸，其 大量羟基可以产生表面配合反应。
1)氧化物与H+的表面配合常数
10
2)氧化物与阴／阳离子的表面配合常数
11
-
图 3 4 氧 化 物 表 面 配 合 模 式
12
— MnO2对金属离子的吸对—
13
丢失H+
获得H+
表面配合
16
3. 沉积物中重金属的释放
重金属从悬浮物或沉积物中重新释放属于二次污 染问题，不仅对于水生生态系统，而且对于饮用 水的供给都是危险的。