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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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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——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

第三章水环境化学水中无机污染物的迁移转化

第三章水环境化学水中无机污染物的迁移转化
32
胶体微粒的吸附和聚沉对污染物的影响
④吸附和聚沉对污染物的影响
有人研究某入海河口铬、铜、汞的迁 移机制，测定了该河口底层水和表层底 泥中铬、铜、汞的含量及它们在底泥中 的富集系数(相对底层水)，发现多年来 该河口水中铬、铜、汞含量，基本稳定 在标准以下，而部分站位表层底泥中有 时出现超标的情况；而且在表层底泥中 铬、铜、汞的平均富集系数很大，分别 为980～1100、164～500、18～45，呈 现明显的富集能力，其中对铬尤为显著。
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 有重要影响。
27
胶体微粒的吸附和聚沉对污染物的影响
②不同吸附剂对金属离子的吸附有较大
的差别
P.A.Krenkel和E.B.Shin等研究了各种天然 和人工合成的吸附剂对HgCl2的吸附作用， 其吸附能力大致顺序是：含硫的沉积物(还 原态的)＞商业去污剂(硅的混合物、活性 碳)＞三维黏土矿物(伊利石、蒙脱石)＞含 蛋白去污剂＞铁、锰氧化物及不含硫的天 然有机物＞不含硫但含胺的合成有机去污 剂、二维黏土矿物和细砂。
26
补充：胶体微粒的吸附和聚沉对污染物的 影响

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。

3.2水中无机污染物的迁移转化（1）

3.2水中无机污染物的迁移转化（1）

3.2水中无机污染物的迁移转化（1）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● 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; ●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。

一、颗粒物与水之间的迁移1、水中颗粒物的类别（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(SiO 2)、长石(KalSi 3O 8)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：SiO 2）。

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。

● 其中的粘土矿物是天然水中最重要、最复杂的无机胶体，是天然水中具有显著胶体化学特性的微粒。

主要成分为铝或镁的硅酸盐，具有片状晶体结构；● 粘土矿物的层状晶体基本由两种原子层构成，一种是硅氧四面体（硅氧片），另一种是铝氢氧原子层（水铝片），其间主要靠氢键连接，因此易于断裂开来。

（2）金属水合氧化物：铝、铁、锰、硅等金属的水合氧化物在天然水中以无机高分子及溶胶等形态存在，在水环境中发挥重要的胶体化学作用。

● 天然水中几种重要的容易形成金属水合氧化物的金属：铝在岩石和土壤中是大量元素，在天然水中浓度低，不超过0.1mg/L。

铝水解，主要形态AL3+、Al(OH)2+、Al2(OH)24+、Al(OH)2+、Al(OH)3和Al(OH)4－，随pH值变化而改变形态浓度比例。

一定条件下会发生聚合，生成多核配合物或无机高分子，最终生成[Al(OH)3]n的无定形沉淀物。

铁是广泛分布元素，水解反应和形态与铝类似。

在不同pH值下，Fe(Ⅲ)的存在形态是Fe3+、Fe(OH)2+、Fe(OH)2+、Fe2(OH)24+和Fe(OH)3。

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)

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。

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
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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）
2020/9/4
22
水处理中新型絮凝剂
有机高分子絮凝剂
2020/9/4
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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
2020/9/4
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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。
2020/9/4
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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）
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3、吸附等温线和等温式
H型（ Henry）等温式（直线型）
G kC 式中：K——分配系数
F型（Freundlich）等温式
1
G kC n
用对数表示： lg G lg k 1 lg C n
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3、吸附等温线和等温式
L型（Langmuir）等温式
G G0C /(A C)
聚多胺，聚丙烯酰胺，阳离子型 （淀粉－二甲基二烯丙基氯化铵接枝 共聚物）, 两性絮凝剂等。
复合型絮凝剂
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三、沉淀和溶解
1. 金属氧化物和氢氧化物
M (OH )n (S ) M n nOH
KSP [M n ][OH ]n
[M
n
]
K SP [OH
]n
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三、沉淀和溶解
氧化还原条件的变化，使金属以水合离 子解吸。
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4 沉积物中重金属的释放（p125）
水环境pH值的降低，导致硫酸盐和氢 氧化物的溶解
废水中配合剂的含量增加，和重金属 形成稳定的可溶性配合物，使重金属 重新进入水体，以上几种途径都有可 能构成环境水体重金属的二次污染
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环境化学第三章水中无机污染 物的迁移转化
第二节 水中无机污染物的迁移转化
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。
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二、水中颗粒物的聚集
胶体颗粒聚集的基本原理是：两颗 粒在相互接近时产生几种作用力，如多 分子范德华力、双电层静电斥力和水化 膜阻力等，这几种作用力的综合效应使 颗粒物聚集。
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二、水中颗粒物的聚集
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
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。
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一、颗粒物与水之间的迁移
腐殖质
带负电荷的高分子弱电解质，多含有–COOH 、–OH等。在pH高，离子强度低条件下，羟基、 羧基大多离解，负电荷相互排斥，构型伸展，亲 水性强。
在pH低、较高浓度金属离子存在下，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。
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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 水中颗粒物
矿物微粒和粘土矿物 金属水合氧化物 腐殖质 水体悬浮沉积物 其他
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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．水中的颗粒物
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. 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”凝聚（“边对边”、“面对 面”）
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。
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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
5. 无机高分子的絮凝 6．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。
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一、颗粒物与水之间的迁移
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。
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一、颗粒物与水之间的迁移
金属水合氧化物
Al、Fe、Mn、Si等的水合氧化物，在天 然水体中以无机高分子及溶胶等形式存在， 在水环境中发挥重要的胶体化学作用。
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氧化物表面配合吸附模式
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3、吸附等温线和等温式
吸附是指溶质在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。
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。
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1/ G 1/ G0 ( A / G0 )(1/ C)
G0—单位表面上达到饱和时的最大吸量
A—常数
（p122 图3－4）
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4 沉积物中重金属的释放（p125）
沉积物中的重金属可能重新进入水体，这 是产生二次污染的主要原因。
碱金属和碱土金离子可将吸附在颗粒 物表面的重金属离子置换出来，这是重金属 从颗粒物表面解吸的重要途径之一。