第三章水环境化学-第二节水中无机物的迁移转化资料
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
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
3.2水中无机污染物的迁移转化(4)
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 五、配合作用 1、概述● 污染物特别是重金属污染物，大部分以配合物形态存在于水体，其迁移、转化及毒性等均与配合作用有密切关系。
重金属容易形成配合物的原因是重金属为过渡性元素，最外层为s 轨道电子数目为2或1，次外层为d 轨道或f 轨道电子，数目为1-9，为充满，则过渡金属元素失去外层s 轨道电子后，未充满的d 轨道仍旧可以接受外来电子，形成配合的络合物或者螯合物。
● 天然水体中有许多阳离子，其中某些阳离子是良好的配合物中心体，某些阴离子则可作为配位体。
● 天然水体中重要的无机配位体有OH －、Cl －、CO 32－、HCO 3－、F －、S 2－。
它们易与硬酸进行配合。
如OH －在水溶液中将优先与某些作为中心离子的硬酸结合(如Fe 3+、Mn 3+等)，形成羧基配合离子或氢氧化物沉淀，而S 2－离子则更易和重金属如Hg 2+、Ag +等形成多硫配合离子或硫化物沉淀。
● 有机配位体情况比较复杂，天然水体中包括动植物组织的天然降解产物，如氨基酸、糖、腐殖酸，以及生活废水中的洗涤剂、清洁剂、EDTA 、农药和大分子环状化合物等。
这些有机物相当一部分具有配合能力。
● 举例：Cr(24):1S 22S 22P 63S 23P 63d 54S 1(3d 轨道填充10个电子才满) Cd(48):1S 22S 22P 63S 23P 63d 104S 24P 64d 104f 05S 2(4f 轨道填充14个电子才满)水配合物 CL -络合物H 2OH 2OH 2Cl -Cl -Cl -四乙基铅络合乙二胺2、配合物在溶液中的稳定性配合物在溶液中的稳定性是指配合物在溶液中离解成中心离子(原子)和配位体，当离解达到平衡时离解程度的大小。
这是配合物特有的重要性质。
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
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)
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。
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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。
[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
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
(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）。
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
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。
在纯水中，CaCO3（S）的溶解度 [Ca2+] = [HCO3-] + [H2CO3*] + [CO32-] = CT
溶质有：Ca2+、H2CO3*、HCO3-、CO32-、H+ 和 OH-.
根据电中性原则： [H+] + 2[Ca2+] = [HCO3-] + 2[CO32-] + [OH-] 根据CaCO3（S）的溶度积:
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。
影响吸附的因素
溶液的pH值：
一般情况下颗粒物对重金属的吸附量随 pH值升高而 增大；当溶液pH超过某元素的临界pH值时，元素在溶 液 中的水解、沉淀会起主要作用。 (p175,表3－9）
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
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
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、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。
（4）悬浮沉积物 各种环境胶体物 质的聚集体，组成不 固定；可沉降进入水 体底部，也可再悬浮 进入水中。 （5）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。
2．水环境中颗粒物的吸附作用
（1）几种吸附作用的概念
表面吸附—胶体具有巨大的比表面和表面能，胶体表 面积越大，吸附作用越强。属于物理吸附。 离子交换吸附—水体中大部分胶体带负电荷，容易吸 附各种阳离子，胶体每吸附一部分阳离子，同时也放 出等量的其他阳离子，称为离子交换吸附作用，属于 物理化学吸附。 离子交换吸附具有可逆性，不受温度影响，交换 能力与溶质的性质、浓度和吸附剂的性质有关。
质子解离
等电点，ZCP
如果可以求出平衡常数的数值，由溶液pH值和离子浓度 可求得表面的吸附量和相应电荷。
3、沉积物中重金属的释放 沉积物中重金属重新进入水体，可产生二次污染。诱发因 素主要有：
（1）碱金属和碱土金属离子将吸附在颗粒物表面的重金属离 子置换出来，是重金属解吸的重要途径之一。
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、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。
水体中胶体颗粒是处于分散状态,还是相互聚集结合成更 粗的粒子，决定着胶体的粒度及其表面污染物的分布变化 规律，也影响到其迁移输送和沉降归宿的距离和去向。
1.胶体颗粒凝聚的基本原理 DLVO理论要点:（Derjagin、Landau、Verwey、 Overbeek四人提出的关于胶体稳定性的理论)
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
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