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饮用水中胶体态污染物的研究进展

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黄建军, 张晓晴, 赵鹏, 田一梅, 赵伟高. 饮用水中胶体态污染物的研究进展[J]. 环境化学, 2024, 43(5): 1507-1517. doi: 10.7524/j.issn.0254-6108.2022111901
引用本文: 黄建军, 张晓晴, 赵鹏, 田一梅, 赵伟高. 饮用水中胶体态污染物的研究进展[J]. 环境化学, 2024, 43(5): 1507-1517. doi: 10.7524/j.issn.0254-6108.2022111901
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HUANG Jianjun, ZHANG Xiaoqing, ZHAO Peng, TIAN Yimei, ZHAO Weigao. Research progress on colloidal pollutants in drinking water[J]. Environmental Chemistry, 2024, 43(5): 1507-1517. doi: 10.7524/j.issn.0254-6108.2022111901
Citation: HUANG Jianjun, ZHANG Xiaoqing, ZHAO Peng, TIAN Yimei, ZHAO Weigao. Research progress on colloidal pollutants in drinking water[J]. Environmental Chemistry, 2024, 43(5): 1507-1517. doi: 10.7524/j.issn.0254-6108.2022111901
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饮用水中胶体态污染物的研究进展

  • 天津大学环境科学与工程学院，天津，300350

    • 通讯作者: E-mail：zhaoweigao@tju.edu.cn
  • 基金项目:
    南京大学污染控制与资源化研究国家重点实验室开放基金（PCRRF21038）资助.

  • 中图分类号: X-1; O6

Research progress on colloidal pollutants in drinking water

  • School of Environmental Science and Engineering, Tianjin University, Tianjin, 300350, China

    • Corresponding author: ZHAO Weigao, zhaoweigao@tju.edu.cn
  • Fund Project: the Open Fund Project of State Key Laboratory of Pollution Control and Resource Utilization of Nanjing University（PCRRF21038）.

摘要

  • 摘要: 饮用水中的污染物经过迁移、吸附、团聚等行为，往往以胶体态形式存在，并作为载体吸附水中其他污染物，对饮用水质造成严重污染. 聚焦于饮用水中的胶体态污染物，从胶体态污染物的概念、主要分类、迁移行为和去除效果4个方面，总结和阐述了近年来饮用水中胶体态污染物的研究进展. 总结得出，饮用水中呈胶体态的无机物、有机物和微生物往往会与其他污染物吸附、团聚，可能引发胶体泵效应，影响污染物的迁移、富集和去除. 在常规饮用水处理工艺中，混凝可有效去除＞10 μm的胶体态污染物，传统过滤不是去除胶体态污染物的主要工艺. 臭氧氧化-活性炭吸附和膜分离等深度处理是去除＜10 μm胶体态污染物的高效工艺. 最后，基于研究现状对胶体态污染物的控制进行了展望，以期为保障饮用水质提供借鉴和帮助.
    Abstract: After pollutants in drinking water have undergone migration, adsorption, agglomeration and other processes, they often exist in colloidal form, serving as carriers that adsorb other pollutants and seriously affecting drinking water quality. This review summarized the research progress on colloidal pollutants in drinking water in recent years, with a focus on their main classification, migration behavior and removal effect in drinking water treatment processes. It is concluded that colloidal inorganic matter, organic matter and microorganisms in drinking water are often adsorbed and aggregated with other pollutants, which may cause the colloid pump effect and affect the migration, enrichment and removal of pollutants. In conventional drinking water treatment processes, coagulation can effectively remove colloidal pollutants with particle sizes >10 μm, while traditional filtration is not the main process for the removal of colloidal pollutants. Ozone oxidation-activated carbon adsorption and membrane separation are efficient processes for the removal of colloidal pollutants with particle sizes <10 μm. Finally, based on the available research in this field, prospects were discussed for the effective control of colloidal pollutants, with the aim of providing guidance for the protection of drinking water quality.

  • 近年来，随着我国经济迅速增长和城市化进程持续推进，城镇污水处理领域取得了显著进展。与此同时，污水处理过程中产生的剩余污泥也带来了不小的负担，需要处理厂投入大量资金进行有效处理[1]。因此，探索在现有污泥脱水工艺的基础上引入造粒处理技术，有助于一定程度上应对当前污泥处理中存在的高投资、高运行费用等问题，同时也可提升污泥处理效率，增强污泥后续资源化利用的效率。

    当前，我国在污泥处理技术方面面临诸多挑战：虽然相关技术已趋于成熟，但依然存在不少不足之处，主要体现在污泥浓缩、脱水、干化等处理方式以及填埋、焚烧等处理手段方面，同时，对污泥的高效回收利用技术亟待完善[2]。污水处理厂的剩余污泥主要源自二沉池，其特性主要涉及物理、化学和微生物学等方面[3]。在这些特性中，污泥的物理特征主要包括含水率和热值等指标[4]。污泥处理方法通常取决于其含水率以及最终处置方式的确定。为便于外运，需要将污泥含水率降至80%以下。采用干燥焚烧方式可有效降低含水率，减少污泥体积，但同时也会消耗大量能源[5]。经实验研究表明，通过对干化污泥进行造粒处理后，不仅可以有效避免扬尘和提高干燥效率，还能大幅降低能源消耗[6]。将经过造粒处理的污泥与焚烧厂协同焚烧，对焚烧系统的运行稳定性和经济性具有显著的积极影响[7]。污泥颗粒还可以用于制备活性炭，能够吸附污水中有机污染物及重金属等，从而在污水处理工艺中发挥有效作用[8]。此外，城镇污泥造粒技术的应用还能够有效提升微生物群落在碳源利用方面的优势性和均衡性，如对蚯蚓堆肥系统中微生物的碳源利用具有显著影响。秦洁等[9]学者曾描述了一项直接利用污泥造粒进行城镇污泥预处理的方法，该方法操作简便、高效，不仅产出质量稳定的有益堆肥产品，而且省去了繁琐的添加混合膨化材料的步骤，避免了引入新的难降解物质而带来的堆肥过程风险。

    目前国内污泥处理处置有4条主流工艺路线：1）干化+焚烧/协同焚烧/建材利用[10]；2）预处理+厌氧消化+脱水+土地利用[11]；3）好氧发酵+土地利用[12]；4）深度脱水+协同焚烧/填埋[13]。污泥的处置方式可以归纳为直接填埋、堆肥、焚烧处置及材料利用等[14]。其中直接填埋是最常见的污泥处置方式之一，污泥填埋操作简单，但未经处理直接填埋会对土地造成二次污染[15]；同样地，污泥堆肥也存在相似的问题，污泥中的各类难降解有机物，包括残留药物、化学品、干扰素等，在堆肥过程中会产生大量的恶臭气体以及污泥本身所含有的有害物质都需要处理以免造成二次污染[16]。污泥干化+焚烧处置工艺是污泥减量化、无害化效果最好的处置方式之一[17]。污泥通常具备高含水率，因此需进行脱水处理以便进行后续处理。据研究表明，污泥的脱水效果受多种因素影响，其中造粒尺寸对污泥颗粒干燥具有显著影响[18]。

    本研究以苏州市某家污水处理厂脱水污泥为研究对象，在传统污泥干化过程中加入造粒处理。通过分析污泥含水率等参数，阐述了污泥脱水过程的特性，通过造粒处理对传统污泥干化工艺进行优化，并针对造粒处理后颗粒污泥的长度分布、堆积密度以及形貌特征进行分析，为进一步研究污泥处理和资源化利用提供了理论基础和技术支持。污泥干化造粒技术不仅可以有效降低污泥体积，解决污泥的安全处置问题，而且减少了自然资源的使用，达到固体废物的资源化、无害化利用，实现变废为宝。通过对多种污泥造粒后性状研究，减少处理过程中能源的消耗以及污泥对环境的危害，为后期污泥的合理处置和研究提供理论依据和实践经验。

    1.   材料与方法

    1.1   实验材料

    试验用泥取自苏州某污水处理厂剩余污泥，经过24 h沉淀后，去除上清液，测定污泥pH、含水率等，其基本特征如表1所示，采集的污泥保存于4 ℃冰箱中，待用。

    表 1  原污泥基本性质
    Table 1.  Basic properties of raw sludge
    含水率 pH 密度/（g·cm−3） 温度/ ℃ SV30 TSS/（g·L−1） VSS/（g·L−1） SRF/（1013·m−1·Kg−1）
    99.87% 7.10 1.002 5 19.7±2 49% 21.26±0.3 14.36±0.1 4.68
    　　注：SV30表示污泥沉降比；TSS表示总悬浮固体；VSS表示挥发性悬浮固体；SRF表示污泥比阻。以上指标测定参考CJ/T 221—2005 城市污水处理厂污泥检验方法。
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    1.2   仪器设备

    本试验仪器有电热鼓风干燥箱（GZX-9140MBE，上海博迅仪器生物有限公司），便携式离子计（PXBJ-287L型，上海雷磁有限公司），电子分析天平（ME204E，梅特勒-托利多上海有限公司），旋转制粒机（XL型，常州佳发制粒干燥设备有限公司），1 700 ℃下开门马弗炉（SGM M1700-12，西格马上海高温电炉有限公司）等。

    1.3   试验方法

    取原污泥装入玻璃培养皿（Φ=100 mm）中进行碱性预处理，加入适当剂量的氢氧化钠（NaOH）（4 mol·L−1）将pH调节至10。完成后将试样放入电热鼓风干燥箱中，设定温度 105 ℃，每隔0.5 h快速拿出称重，直至恒重为止。重复多组实验，检测高温脱水后的污泥含水率，计算确定高温热处理对污泥脱水不同时间的含水率。

    取原污泥装入多组玻璃培养皿中，并通过适当剂量的氢氧化钠（NaOH）（4 mol·L−1）将pH调节至10。待每组污泥试样碱处理完成后，试样放入电热鼓风干燥箱中，设定温度105 ℃，待每组污泥试样高温热处理后干燥至一定含水率，取不同含水率污泥进行旋转造粒，造粒完成后再次干燥至恒重，分析不同含水率与颗粒形态的关系以及污泥造粒前后干燥速率，堆积体积和能量消耗（图1）。污泥造粒是将一定含水率的絮状污泥制成颗粒污泥，从而能够改善污泥的通气性，改变了污泥的物理性状，增加了污泥的比表面积。

    图 1  污泥高、低含水率造粒情况
    Figure 1.  Granulation of sludge with high and low moisture content
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    取相同质量不同含水率污泥颗粒采用直接热解法（600 ℃热解2 h）制备活性炭，将制备好的活性炭材料放入SEM，观察其孔结构，之后将其放入模拟废水中静置，研究其对COD去除效果。

    1.4   分析方法

    1）污泥含水率。污泥含水率的测定采用热干燥法，将均匀的污泥样品放在称至恒重的玻璃培养皿中，放入105 ℃烘箱内烘至恒重，减少的重量以百分率计为污泥含水率，进行多组实验取平均值。污泥含水率如式(1)所示。

    W=m1（m1+m2）×100% (1)

    式中：W为污泥各时间段的含水率数值，%；m1为干燥过程t时刻样品中含水质量，g；m2为样品除去水分的质量，g；计算结果表示至小数点后两位。

    2）污泥干燥速率。污泥失水效果可用单位质量的平均干燥速率如式(2)所示。

    V1=m1−mtΔt (2)

    式中：V1为污泥颗粒单位质量的平均干燥速率，g·min−1；m1为污泥颗粒初始质量，g；mt为污泥颗粒干燥至 t 时刻的质量，g；Δt为计算时间间隔。

    3）污泥长度。将造粒完成后的不同含水率污泥样品分别通过0.1、0.2、0.3、0.5、0.8、0.9、1.25、2、2.5、2.8、3.2、4 mm标准筛进行筛分称量，测定污泥长度分布，每个样品测定3次后取平均值。

    4）污泥堆积密度。污泥堆积密度测定采用容积法，颗粒污泥从漏斗口在一定高度自由落下充满确定容积的容器，测定松装状态下比重杯内单位体积污泥的质量，即污泥松散堆积密度。

    污泥松散堆积密度如式(3)所示。

    ρ=m1−m0V (3)

    式中：ρ为污泥松散堆积密度，g·cm−3；m1为污泥颗粒和容器总质量，g；m0为空容器质量，g；V为容器体积，cm3。

    将100 ml固定体积的空杯与延长筒链接组成一个振实密度组件，然后将污泥填满延长筒盖上盖，将组件固定到定位孔中。将容器中污泥振实，直到体积不再减少为止，用玻璃棒将容器口刮平。然后称量污泥和容器的总质量计算振实堆积密度。

    污泥振实堆积密度如式(4)所示。

    ρ1=mt−mcV1 (4)

    式中：ρ1为污泥振实堆积密度，g·cm−3；mt为振实污泥和容器总质量，g；mc为空容器质量，g；V1为空容器体积，cm3。

    5）污泥微观结构。污泥样本在烘箱里烘干后，采用Quanta FEG 250扫描电子显微镜（SEM）对污泥样本进行分析。

    2.   结果与讨论

    2.1   絮状污泥干燥特性

    在本研究中，针对污泥在105 ℃下的含水率变化进行了多组实验，试图全面掌握其变化规律。实验结果如图2所示，随着干燥时间的延长，污泥的含水率整体呈逐渐下降的趋势。初始含水率为99.87%，经过7 h的干燥后，污泥的含水率基本降至零。干燥速率变化情况显示在0~1.5 h内呈现加速上升的趋势，此时污泥的含水率由99.87%下降至81.62%，表明该时段污泥含水率较高，污泥表层自由水开始受到外部热量的影响进一步脱水[19]，干燥速率快速爬升至0.25 g·min−1。在经历平稳后，随后稳定维持至4 h时，干燥速率维持在0.21~0.25 g·min−1，污泥含水率下降至46.53%。这种现象可能源于热传递最初影响到污泥表面，导致表面结构受损形成结痂，使热量无法有效传导至内部，从而干燥速率保持稳定[20]；而在4 h后，干燥速率相较之前明显加快，随着干燥时间不断延长，含水率越来越低，含固率不断升高，污泥表面发生龟裂，使空气流通，促进热量传递至内部，增加接触面积，从而显著提高了干燥速率达到最高峰0.348 g·min−1，污泥内外温度趋于一致；随后干燥至6 h时，污泥含水率降至10%以下，由于污泥中水分所剩无几使得干燥速率相应变得缓慢。

    图 2  絮状污泥在105 ℃下的含水率及干燥速率随时间的变化
    Figure 2.  Variation of moisture content and drying rate of flocculent sludge at 105 °C with time
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    2.2   污泥颗粒干燥特性及形貌特征

    本研究首先对不同含水率的污泥进行造粒处理，研究了污泥颗粒的干燥速率变化，详细结果见图3。实验中发现，污泥经过造粒处理后干燥速率显著提升，尤其在含水率较高的情况下，干燥时间显著缩短。这是因为经过造粒处理后，污泥与热空气的接触面积增大，同时部分破坏了污泥内部的结构，因此其脱水性能得到改善。在不同含水率的污泥中，造粒处理对干燥速率的影响不尽相同。60%含水率的污泥在造粒后，干燥速率一开始增大，但后来趋于稳定，总体干燥时间与原始污泥相近；40%~60%含水率的污泥在4.5 h到6.0 h之间，干燥速率基本持平；5%和10%含水率的污泥经过造粒后，干燥速率显著提高，但由于已处于干燥过程的末端，干燥时间并没有显著缩短；当污泥含水率为20%和30%时，其干燥速率存在显著变化，并且相较于原污泥，干燥时间减少了1 h，这表明在这两种含水率下进行污泥造粒处理有助于加快干燥速率、缩短干燥时间、降低能量消耗，可被视为最优化处理节点。另外，实验结果还指出当污泥含水率不低于65%时呈流态状态，丧失了进行制粒的可行性。

    图 3  污泥颗粒在105 ℃下的含水率随时间的变化
    Figure 3.  Variation of the moisture content of sludge particles at 105 °C with time
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    2.2.1   污泥长度分布

    根据图4数据显示，5%含水率条件下的污泥，其长度主要分布在0.3~0.5 mm范围，最大长度可达0.9 mm；10%和20%含水率条件下的污泥，0.3~0.5 mm颗粒比例显著增加，并且颗粒逐渐扩大至2.5 mm；含水率30%条件下的污泥，颗粒主要分布在0.2~0.5 mm范围；40%含水率污泥主要以0.1~0.9 mm颗粒污泥为主，并带有0.9~2.8 mm长条状污泥。此现象或许源于污泥含水率过高，难以通过造粒达到饱满颗粒状态；而含水率为50%的污泥颗粒则相对均匀地分布在0.5~3.2 mm之间。这一现象的可能原因在于，污泥颗粒构成较为坚固的细胞结构，在短时间内高温热处理难以充分传递所需的能量，因而无法有效破坏大部分细胞结构，造成后续造粒过程只能破坏较弱的污泥絮体结构，导致颗粒呈现细长条状；含水率达60%的污泥颗粒主要分布在0.8~4 mm范围内，最大粒径可达4 mm。

    图 4  不同含水率污泥所造颗粒的长度分布
    Figure 4.  Length distribution of particles produced by sludge with different water contents
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    据观察得知，含水率30%可被视作一道明显分界，当含水率低于30%时，颗粒呈细小状，且粒径主要分布在0.3~0.5 mm范围内；而当含水率高于30%时，颗粒多呈细长条状，长度相对均匀。不仅如此，我们还可以发现造粒机孔径为1.5 mm，但却出现了较多小于该孔径下的颗粒，说明颗粒在干燥的时候，发生了破碎，而这部分颗粒所占比例越大，说明颗粒的强度越小。而从图中可以看出随着含水率增加，造粒后颗粒强度逐渐增大。

    2.2.2   污泥堆积密度

    从图5可以看出，5%和60%含水率的污泥与其他样本分布存在显著差异。其中，60%含水率的污泥因颗粒较大、形状不规则而导致颗粒间空隙较大，因此其松散密度和振实密度均较低；而5%含水率的污泥由于颗粒较小、形状简单，颗粒间间隙小，因此无论松散密度还是振实密度均远高于其他样本。20%和30%含水率的污泥松散密度与振实密度普遍较高且相互贴合，这可能是由于其既含有较大颗粒又含有细小颗粒，能够有效填补空隙。材料高堆积密度时，其堆积性优异，可以提高容积利用率，适宜于存储和运输，从而实现成本的显著降低；相反，低堆积密度的材料则通常具有较大体积，存储与运输困难，造成成本增加。由此，我们可以根据堆积密度差估算运输污泥时的装载数量，据此，我们可根据堆积密度差推算运输污泥所需的装载量。通常情况下，处理10×104 t生活污水能产生约100 t湿污泥，预计需要13车（每车可装载10 m3）；经过造粒后，污泥含水率约为20%~30%，预计需要10车（每车可装载10 m3）。在实验室中将正常湿污泥与造粒后污泥放置在相同50 ml量筒内称量分别得0.129、0.117 kg相当于每车减少2.4 t污泥量，运输成本极大降低，由于呈颗粒状状态，可显著缩短装卸时间，同时对卫生填埋用地需求量减少，现每立方土地可填埋约0.50 t污泥；造粒处理后，污泥含水率在20%~30%范围内，每立方土地可填埋约0.63 t污泥。

    图 5  不同含水率污泥所造颗粒的堆积密度
    Figure 5.  Bulk density of particles produced by sludge with different water contents
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    2.2.3   污泥形貌特性分析

    利用Quanta FEG 250扫描电子显微镜（SEM）对比不同含水率造粒后污泥表面形貌特征（表2），从图6我们可以观察到，污泥含水率在5%至60%范围内，颜色逐渐加深。当含水率为5%至40%时，呈现黄褐色；50%至60%时，污泥呈现黑色。此外，当含水率为5%时，污泥呈现细小颗粒状并伴有些许粉末，结构松散，形状不规则；含水率为10%至30%时，污泥呈现出分散的细粒状；当含水率为40%时，部分污泥开始出现细条状，但大部分仍呈颗粒状；当含水率为50%时，绝大部分为细条柱状，少部分为颗粒状；当含水率为60%时，几乎全部呈现细条状。由此可见，含水率在造粒过程中对颗粒污泥的外观有显著影响。

    表 2  污泥数码照及电镜图汇总
    Table 2.  Summary of sludge digital photography and electron microscopy images
    名称编号
    5%含水率污泥(a1) 距样品上空40 cm形貌；(a2) SEM电镜x100形貌；(a3) SEM电镜x8 000形貌
    10%含水率污泥(b1) 距样品上空40 cm形貌；(b2) SEM电镜x100形貌；(b3) SEM电镜x8 000形貌
    20%含水率污泥(c1) 距样品上空40 cm形貌；(c2) SEM电镜x100形貌；(c3) SEM电镜x8 000形貌
    30%含水率污泥(d1) 距样品上空40 cm形貌；(d2) SEM电镜x100形貌；(d3) SEM电镜x8 000形貌
    40%含水率污泥(e1) 距样品上空40 cm形貌；(e2) SEM电镜x100形貌；(e3) SEM电镜x8 000形貌
    50%含水率污泥(f1) 距样品上空40 cm形貌；(f2) SEM电镜x100形貌；(f3) SEM电镜x8 000形貌
    60%含水率污泥(g1) 距样品上空40 cm形貌；(g2) SEM电镜x100形貌；(g3) SEM电镜x8 000形貌
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    图 6  不同含水率污泥所造颗粒的形貌特征
    Figure 6.  Morphological characteristics of particles produced by sludge with different water contents
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    其中图6(a)和图6(b)针对不同含水率5%和10%条件下的电子显微镜图像，呈现出结构松散的砂砾特征，表面呈现出各样的孔洞或孔隙，颗粒大小存在不均匀性；图6(c)则对比了含水率为20%条件下的电子显微镜图像，显示出紧密无孔洞的表面，光滑平整无突起的块状结构，少量球菌和杆菌部分也可观察到；图6(d)和(e)对应于不同倍数下污泥含水率为30%和40%的电子显微镜图。在这些图像中，出现了多块状粘结突起，这些特征逐渐增多。大块片状沉淀物和一些粒状团聚物堆积在孔隙处，表面的突起块状结构也变得更加明显。随着含水率的增加，污泥的形态逐渐演变为条形结构，这一特征在图6(f)和(g)中更为明显，分别对应含水率为50%和60%的情况。值得注意的是，当含水率较低时，结构较为松散无序，表面更为疏松，具有多出断裂面，而随着含水率增加，结构更为细密并且呈现出更多的块状结构。

    2.2.4   污泥截面特征分析

    本研究采用Quanta FEG 250扫描电子显微镜（SEM）对比分析含水率不同的污泥样本经过造粒处理后的截面形貌特征（表3）。可以观察到图7(a1)的断面表现为灰黑色，而其断口呈现出典型的塑性断裂特征[21]，且存在明显的深裂痕，形状不规则呈现出明显的粗糙特征，整体表面凹凸不平，具有多条沟壑状裂纹，而这些裂纹主要聚集在截面的中心区域，由图7(a2)可以观察到颗粒发生破碎，裂痕明显，说明该结构强度小；图7(b1)、(b2)表面的裂缝明显减少，仅存少量孔洞和微小裂纹，但仍然具有表面不平整的特点；与之相对应的图7(c1)、(c2)表面平滑且平整，其断口形态较为规则，呈现出脆性断裂的特征[21]，并且表面更加致密，具有明显结块现象，说明结构强度大。此外，图7(a)、(b)、(c)的整体形态存在显著差异。污泥经过造粒后显著增加了颗粒的产生力，同时由于含水率的提高导致颗粒截面发生明显变化。

    表 3  污泥截面电镜图汇总
    Table 3.  Summary of sludge cross-section electron microscopy diagrams
    名称编号
    5%含水率污泥造粒截面(a1) SEM电镜x220形貌 (a2) SEM电镜x1 500形貌
    30%含水率污泥造粒截面(b1) SEM电镜x220形貌 (b2) SEM电镜x1 500形貌
    60%含水率污泥造粒截面(c1) SEM电镜x300形貌 (c2) SEM电镜x1 500形貌
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    图 7  不同含水率污泥所造颗粒的截面特征
    Figure 7.  Cross-sectional characteristics of particles made by sludge with different water contents
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    据此可推断，随着污泥含水率增加，经过造粒处理后，污泥的截面形态从裂纹沟壑逐渐转变为平整光滑，结构也由砂砾状变为块状，由松散变为细密，结构强度增大。

    通过电镜观察发现不同含水率颗粒污泥截面变化，因此在此基础上，选取多家污水厂进行污泥造粒，对不同来源的各种含水率在经过造粒后的污泥截面情况使用灰度共生矩阵（GLCM）方法进行进一步分析。本研究使用Matlab软件中的graycomatrix命令将SEM图像分为9个灰度等级（NumLevels=9），并使用对称性排序方法（Symmetric = true）创建灰度共生矩阵（GLCM），然后分析所得共生矩阵的对比度（Contrast）和同质性（Homogeneity）。其中，对比度反映图像的清晰程度和纹理的深浅程度，对比度越大，图像的纹理沟纹越深；同质性描述的是图像中局部区域的均一性，同质性越大，图像中的纹理越均匀。

    图8为5家污水厂颗粒截面对比度和同质性的分析结果，其中A厂整体对比度保持在0.35~0.80，在20%含水率下为最低点0.35，随后在30%含水率达到最大值0.80；B厂整体对比度保持在0.50~1.35，在30%含水率达到最大值1.33同时也是五家污水厂中对比度最高点，随后在60%含水率下降为最低点0.50；C厂最高点对比度同样为30%含水率，但与其他污水厂不同的是C厂在5%~20% 、40%~60%含水率的对比度趋势与其他厂截然相反且在40%含水率情况下达到所有厂最低值0.32；D厂整体对比度保持在0.30~1.11，在50%含水率达到最大值1.11；E厂整体对比度保持在0.50~1.00，在30%含水率达到最大值0.99。

    图 8  五家污水厂颗粒截面的灰度共生矩阵（GLCM）分析
    Figure 8.  Grayscale Co-occurrence Matrix (GLCM) analysis of particle cross-sections from five wastewater plants
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    A厂同质性维持在0.74~0.83，在30%含水率为最低点0.74，以30%含水率为分界线左侧呈现先升再降趋势，右侧则先升再降再上升；B厂同质性保持在0.68~0.79，在30%含水率为最低点0.68且为5个厂同质性最低值，以30%含水率为分界线左侧同样呈现先升再降趋势，右侧则为单调递增趋势；C厂同质性保持在0.70~0.85，在60%含水率为最低点0.70，以30%含水率为分界线两侧呈现正态分布趋势；D厂同质性维持在0.71~0.84，在50%含水率为最低点0.71，以30%含水率为分界线左侧呈现正态分布，右侧则降至最低点后回升；E厂同质性在0.73~0.81，在30%含水率为最低点0.73，以30%含水率为分界线左侧呈现递减趋势，右侧则与A厂趋势一致；从纵向来看，在30%含水率下5个厂颗粒截面最具有相同性质。

    综上所述，随着含水率的升高颗粒污泥截面呈现先下降后上升再下降的趋势，普遍在30%含水率下对比度最高，说明此时形貌变化最大。该现象同时与污泥颗粒的干燥速率以及长度分布相呼应。

    2.3   污泥颗粒资源化应用

    使用扫描电子显微镜对不同含水率制备活性炭材料进行观测（表4），对比分析形貌特征及吸附效果如图9、图10所示。可以观察到5%和10%含水率制备活性炭表面光滑，对COD去除率相对较低。相比之下，20%~40%含水率制备活性炭表面性状发生了显著变化。其中，40%含水率制备活性炭材料表面及孔隙内分布有较为丰富的附着物，结构相对疏松，表面孔隙数量较多且分布均匀，而活性炭表面丰富的多孔结构决定了活性炭较好的吸附能力[22]。因此表明此条件下制备的活性炭材料具有较好吸附性能，且通过对COD去除率也印证其吸附效果最好。最后50%、60%含水率制备活性炭材料表面大块片状沉淀物堆积在孔隙处，这与原始高含水率污泥颗粒表面形貌相对应，通过对COD去除率发现其吸附效果较差且不稳定。

    表 4  活性炭表面电镜图汇总
    Table 4.  Summary of activated carbon surface electron microscopy diagrams
    名称编号
    5%含水率污泥制备活性炭(a) SEM电镜x5 000形貌
    10%含水率污泥制备活性炭(b) SEM电镜x5 000形貌
    20%含水率污泥制备活性炭(c) SEM电镜x5 000形貌
    30%含水率污泥制备活性炭(d) SEM电镜x5 000形貌
    40%含水率污泥制备活性炭(e) SEM电镜x5 000形貌
    50%含水率污泥制备活性炭(f) SEM电镜x5 000形貌
    60%含水率污泥制备活性炭(g) SEM电镜x5 000形貌
     | Show Table
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    图 9  污泥颗粒所制活性炭的表面形貌特征
    Figure 9.  Surface morphology characteristics of activated carbon made from sludge particles
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    图 10  污泥颗粒所制活性炭在模拟废水中的 COD 去除率
    Figure 10.  COD removal rate of activated carbon made from sludge particles in simulated wastewater
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    3.   结论

    1）城市生活污水处理厂的污泥在处理之前，可以通过干燥造粒技术将其制成颗粒状，有效提升干燥效率，且在利用含水率20%~30%之间造粒时效果最为明显。

    2）随着造粒时污泥含水率逐渐升高，成型颗粒的堆积密度逐渐降低、结构强度逐渐增大、微观结构从裂纹沟壑逐渐转变为平整光滑。

    3）利用污泥颗粒制备的活性炭具有较好的吸附性能。其中含水率在30%~40%时制备的活性炭吸附效果达到最佳，尤其是40%含水率下制备的活性炭，因其表面及孔隙内分布有丰富的附着物，结构疏松，孔隙数量多且分布均匀，从而表现出较好的吸附能力。

  • 图 1  胶体态污染物的吸附团聚行为及其作用机理

    Figure 1.  Adsorption and agglomeration behavior and mechanism of colloidal pollutants

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    图 2  胶体过滤理论中的胶体迁移机制[58]

    Figure 2.  Colloid migration mechanism in colloid filtration theory

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    表 1  饮用水中胶体态污染物的种类

    Table 1.  Types of colloid pollutants in drinking water

    种类Types胶体态污染物Colloid pollutants尺寸范围/μmSize range参考文献References
    无机胶体黏土—[16]
    金属氧化物、金属氢氧化物0.001—1[17]
    0.05—0.2[18]
    有机氮、有机磷<0.45[19]
    有机胶体自身呈胶体态的有机物腐殖质<0.22[20]
    全氟化合物<1[21]
    微纳塑料>50[22 − 23]
    <10[24]
    <50[25]
    易被胶体吸附的有机物消毒副产物—[26 − 27]
    抗生素—[28 − 30]
    有机磷酸酯—[31 − 32]
    生物胶体大肠杆菌、贾第鞭毛虫，隐孢子虫，大肠埃希氏菌，铜绿假单胞菌—[33]
    种类Types胶体态污染物Colloid pollutants尺寸范围/μmSize range参考文献References
    无机胶体黏土—[16]
    金属氧化物、金属氢氧化物0.001—1[17]
    0.05—0.2[18]
    有机氮、有机磷<0.45[19]
    有机胶体自身呈胶体态的有机物腐殖质<0.22[20]
    全氟化合物<1[21]
    微纳塑料>50[22 − 23]
    <10[24]
    <50[25]
    易被胶体吸附的有机物消毒副产物—[26 − 27]
    抗生素—[28 − 30]
    有机磷酸酯—[31 − 32]
    生物胶体大肠杆菌、贾第鞭毛虫，隐孢子虫，大肠埃希氏菌，铜绿假单胞菌—[33]
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    表 2  饮用水处理工艺对胶体态污染物的去除效果比较

    Table 2.  Comparison of removal effect of colloidal pollutants by drinking water treatment processes

    处理工艺Treatment processes去除污染物Pollutants removed尺寸范围/μmSize range处理效果Removal effect改进方向Improvement direction参考文献References
    混凝沉淀微纳塑料<50高效去除>10 μm的胶体态污染物，对<10 μm的具有局限性；不同种类污染物对应的高效混凝剂不同 投加针对性混凝剂/助凝剂 [67]
    抗生素—[68]
    重金属—[69]
    过滤微生物（铜绿微囊藻）4.5传统过滤不是去除胶体态污染物的主要工艺，强化过滤可有效提高去除率滤料改性/与其他物质（微生物、生物炭）结合 [61]
    抗生素—[68]
    全氟化合物<0.45[70]
    微纳塑料<2[71]
    消毒微生物（大肠杆菌）<0.22消灭病原微生物，但胶体态消毒副产物的存在抑制了消毒效果 优化消毒条件、消毒剂的投加顺序和方式 [72]
    臭氧氧化-活性炭过滤微纳塑料<5去除<5 μm胶体态污染物的有效工艺 —[73]
    膜分离抗生素由膜孔径决定出厂水质高于国家标准限值 膜改性处理 [74 − 75]
    处理工艺Treatment processes去除污染物Pollutants removed尺寸范围/μmSize range处理效果Removal effect改进方向Improvement direction参考文献References
    混凝沉淀微纳塑料<50高效去除>10 μm的胶体态污染物，对<10 μm的具有局限性；不同种类污染物对应的高效混凝剂不同 投加针对性混凝剂/助凝剂 [67]
    抗生素—[68]
    重金属—[69]
    过滤微生物（铜绿微囊藻）4.5传统过滤不是去除胶体态污染物的主要工艺，强化过滤可有效提高去除率滤料改性/与其他物质（微生物、生物炭）结合 [61]
    抗生素—[68]
    全氟化合物<0.45[70]
    微纳塑料<2[71]
    消毒微生物（大肠杆菌）<0.22消灭病原微生物，但胶体态消毒副产物的存在抑制了消毒效果 优化消毒条件、消毒剂的投加顺序和方式 [72]
    臭氧氧化-活性炭过滤微纳塑料<5去除<5 μm胶体态污染物的有效工艺 —[73]
    膜分离抗生素由膜孔径决定出厂水质高于国家标准限值 膜改性处理 [74 − 75]
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出版历程
  • 收稿日期:  2022-11-19
  • 录用日期:  2023-03-17
  • 刊出日期:  2024-05-27
黄建军, 张晓晴, 赵鹏, 田一梅, 赵伟高. 饮用水中胶体态污染物的研究进展[J]. 环境化学, 2024, 43(5): 1507-1517. doi: 10.7524/j.issn.0254-6108.2022111901
引用本文: 黄建军, 张晓晴, 赵鹏, 田一梅, 赵伟高. 饮用水中胶体态污染物的研究进展[J]. 环境化学, 2024, 43(5): 1507-1517. doi: 10.7524/j.issn.0254-6108.2022111901
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HUANG Jianjun, ZHANG Xiaoqing, ZHAO Peng, TIAN Yimei, ZHAO Weigao. Research progress on colloidal pollutants in drinking water[J]. Environmental Chemistry, 2024, 43(5): 1507-1517. doi: 10.7524/j.issn.0254-6108.2022111901
Citation: HUANG Jianjun, ZHANG Xiaoqing, ZHAO Peng, TIAN Yimei, ZHAO Weigao. Research progress on colloidal pollutants in drinking water[J]. Environmental Chemistry, 2024, 43(5): 1507-1517. doi: 10.7524/j.issn.0254-6108.2022111901
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饮用水中胶体态污染物的研究进展

  • 收稿日期:  2022-11-19
  • 录用日期:  2023-03-17
  • 网络出版日期:  2024-05-23
基金项目:
南京大学污染控制与资源化研究国家重点实验室开放基金（PCRRF21038）资助.

摘要: 饮用水中的污染物经过迁移、吸附、团聚等行为，往往以胶体态形式存在，并作为载体吸附水中其他污染物，对饮用水质造成严重污染. 聚焦于饮用水中的胶体态污染物，从胶体态污染物的概念、主要分类、迁移行为和去除效果4个方面，总结和阐述了近年来饮用水中胶体态污染物的研究进展. 总结得出，饮用水中呈胶体态的无机物、有机物和微生物往往会与其他污染物吸附、团聚，可能引发胶体泵效应，影响污染物的迁移、富集和去除. 在常规饮用水处理工艺中，混凝可有效去除＞10 μm的胶体态污染物，传统过滤不是去除胶体态污染物的主要工艺. 臭氧氧化-活性炭吸附和膜分离等深度处理是去除＜10 μm胶体态污染物的高效工艺. 最后，基于研究现状对胶体态污染物的控制进行了展望，以期为保障饮用水质提供借鉴和帮助.

English Abstract

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  • 据世界卫生组织（WHO）调查，全球80%的疾病，约30%的死亡率都与饮用水被污染相关[1]，因此饮用水质安全一直是环境领域的研究热点. 我国2022年3月15日发布了《生活饮用水卫生标准》（GB5749-2022）. 根据已有文献报道，饮用水中的污染物主要包括金属及其氧化物、营养盐、持久性有机物以及微生物. 这些污染物往往以胶体状态存在，其比表面积大，吸附位点丰富，易与其他污染物吸附、团聚，形成稳定的团聚体[2]. 污染物的这种环境行为被称为“胶体泵”效应[3]. 该效应的发生会影响胶体态污染物的迁移和富集，从而对饮用水质和人体健康产生严重污染和危害.

    然而，目前专家学者们对“污染物可能以胶体态形式存在”这一观点，关注度并不高. 在Web of Science中检索“colloidal pollutant”和“drinking water”关键词，仅有30篇相关综述. 大多数研究集中在污染物的去除，Lu等[4]综述了电化学氧化灭活病原微生物的研究进展；Song等[5]和Chellam等[6]总结了电絮凝去除水中结垢、金属、消毒副产物以及病毒的研究现状；许多研究者们讨论了臭氧氧化[7]、光催化[8]等高级氧化工艺的去除效果. 此外，利用金属氧化物和聚合物材料辅助去除胶体态污染物也是研究热度较高的方向[9 − 11]. 截至目前，中国知网尚未有关于胶体态污染物的相关综述发表. 这表明目前国内外对饮用水中胶体态污染物的综述相对匮乏. 然而，污染物在饮用水中的长期赋存，必然发生吸附、团聚等环境行为，从而形成易迁移的胶体，加剧其对饮用水质的污染，对人类健康构成潜在威胁.

    因此，有必要对饮用水中胶体态污染物的研究进展进行综述. 本文聚焦于饮用水中的胶体态污染物，从胶体态污染物的概念、种类、迁移行为及去除效果四个方面综述饮用水中胶体态污染物的研究现状，以期提高研究者们对胶体态污染物的关注，为保障饮用水质安全和人类健康提供参考和帮助.

    • 1.   饮用水中胶体态污染物的概念（The concept of colloidal pollutants in drinking water）

    • 19世纪60年代，英国科学家格雷哈姆首次提出“胶体”的概念. 胶体又称胶状分散系，是一种均匀混合物，包含分散和连续2种不同相态的物质. 其中，分散部分由微小颗粒或液滴组成，分布在连续相态中. 在胶体化学领域，胶体是分散质粒子直径在1 nm—1 μm之间的分散系. 在水环境领域中，胶体通常指能经过0.45 μm过滤膜而被1 kDa超滤膜截留的物质[12]. 胶体是介于溶液和颗粒之间的一种物质，既不下沉，也不溶解，但添加电解质后，可发生不可逆的聚沉现象. 胶体具有丁达尔效应，可产生电泳现象，并不停地做布朗运动. 此外，胶体粒径小，比表面积大，吸附能力强，往往能与周围环境中的物质相互作用[13].

      胶体是介于溶解态和颗粒态之间的一种特殊状态，而不是一种物质. 与溶解态物质相比，胶体态物质比表面积更大，吸附位点更多，更容易与环境中其他物质吸附、团聚；与颗粒态物质相比，胶体态物质不易受重力沉降，迁移能力更强[14]. 饮用水包括水源水、出厂水、管网水和龙头水，当饮用水环境条件发生变化，水中污染物可能由非胶体态转化为胶体态. 当饮用水中的污染物以胶体状态存在时，污染物往往悬浮于饮用水中，与其他污染物发生吸附、团聚[15]，呈现易迁移、吸附能力强等胶体性质. 本文把饮用水中这种状态下的污染物定义为胶体态污染物. 在氢键、静电吸引、范德华力等的作用下，饮用水中的胶体态污染物可能发生胶体泵效应[3]，导致饮用水质的复合污染.

    2.   饮用水中胶体态污染物的种类（Types of colloidal pollutants in drinking water）

    • 饮用水中许多污染物是溶解态和胶体态共存的，饮用水环境的不断变化也将影响污染物的赋存状态. 本文主要关注饮用水中呈胶体态的污染物. 经迁移、吸附和团聚后，有些污染物自身转化为胶体态，如金属、腐殖酸、微生物等；有些污染物虽以非胶体态存在，但易被胶体吸附，形成复合胶体态污染物，这些污染物以有机物居多，如消毒副产物、抗生素等. 本文把饮用水中的胶体态污染物分为了无机胶体、有机胶体和生物胶体3类，具体如表1所示.

      • 2.1.   无机胶体

    • 饮用水中主要的无机胶体是黏土，主要存在于饮用水源中. 黏土胶体作为饮用水中污染物的理想载体，能够将周围污染物吸附到自身的团聚体中，促进污染物的迁移和富集. 当水环境条件发生变化时，金属和氮、磷营养盐的存在形态会发生变化，部分以胶体态赋存于饮用水中. Locsin等[17]证实了饮用水中铅以胶体形式存在，Trueman等[18]观察到饮用水中50—200 nm的铅、铜、锰等金属呈相对致密胶体态. 与颗粒态金属相比，胶体态金属具有毒性更强、更难降解、更易积累以及持久性更强的特点，更易与水中污染物相互作用，产生金属协同效应，影响其在水中的赋存和去除. 有机氮、有机磷[19]往往以胶体态存在于饮用水中，导致其迁移和富集加剧，形成越来越大的团聚体. 氮、磷虽为营养物质，但其高浓度的赋存，将引起饮用水质污染和对人体健康的危害. 根据已有文献报道，我国江苏、安徽[34]以及湖北[35]等华东地区的饮用水均受到了有机氮的污染，而松花江、海河以及黄河等饮用水源受胶体磷的污染最严重. 饮用水中高度聚集的胶体态氮、磷将对饮用水质造成严重污染，被人体摄入后，可能引起人体内消化道疾病和神经系统中毒[36]等.

      • 2.2.   有机胶体

    • 研究表明，腐殖质、全氟化合物和微纳塑料有部分以胶体态存在于饮用水中. 腐殖质胶体主要存在于饮用水源中[20]，出厂水和龙头水中含量较低. 而胶体态全氟化合物广泛存在于我国长江三角洲、珠江三角洲、中北部等氟化产业发达地区的河流、湖泊及水库中[37]，其疏水疏油，难降解，具有生物积累性，进入人体后将引起人体呼吸系统疾病和神经毒性[21]等. 类似地，胶体态微纳塑料存在于饮用水流经的各个环节[22]，具有耐腐蚀，寿命长，不易降解等特性，持久存在于饮用水中，因此被人体摄入的可能性更大. 微纳塑料进入人体后，将释放出有毒物质，这可能对人体胃肠道功能[38]、肝肾功能[39]和免疫系统造成严重损伤.

      此外，腐殖质表面含有大量苯环、羟基和羧基等官能团[40]，可通过化学键与重金属、有机物以及微生物等污染物相互作用，而全氟化合物和微纳塑料由于粒径小、比表面积大、吸附能力强，也极易与污染物结合[41]. 因此，这些胶体态污染物将作为载体，吸附饮用水中其他污染物，形成胶体态复合污染物团聚体，对饮用水质产生不利影响，并对人体健康产生潜在威胁.

      除上述自身呈胶体态的物质外，还有许多有机物能够被胶体态污染物吸附，形成复合有机胶体态污染物，例如，消毒副产物、抗生素和有机磷酸酯等. 消毒副产物目前已被检出700余种[42]，作为饮用水中广泛存在的具有健康风险的污染物，其对人类遗传性疾病和癌症发病率有一定影响[43]. 抗生素和有机磷酸酯已被证实存在于饮用水源[28 − 30]、出厂水[44]以及龙头水[45]中. 抗生素的过度赋存将导致细菌产生耐药性，耐药性细菌可通过各种途径感染人体，增加对人体健康的风险危害[46]；有机磷酸酯在人体内的赋存则会引起肝脏、胃肠道损伤和代谢紊乱[47]等. 这些污染物原本呈溶解态，然而，它们在迁移过程中，往往与胶体态污染物相互作用，被胶体态污染物吸附，成为复合有机胶体态污染物. 这促进了消毒副产物、抗生素和有机磷酸酯的富集，污染物之间的相互作用可能对饮用水质和人体健康造成更严重的污染和危害.

      • 2.3.   生物胶体

    • 饮用水中的微生物包括细菌、病毒、藻类等，新发布的《生活饮用水卫生标准》（GB5749-2022）中涉及的大肠杆菌、贾第鞭毛虫[33]，隐孢子虫，大肠埃希氏菌，铜绿假单胞菌[48]等微生物经过吸附、团聚行为后，往往以生物胶体形式存在. 此外，微生物也可能附着在胶体态污染物表面，形成稳定的生物膜[49]. 随着时间的推移，生物膜厚度的增加使污染物的体积增大，胶体态污染物发生团聚，从而促进其他污染物的富集，加剧对饮用水质的污染，并威胁人体健康.

    3.   饮用水中胶体态污染物的迁移行为（Migration behavior of colloidal pollutants in drinking water）

      3.1.   胶体态污染物的吸附、团聚

    • 胶体态污染物普遍具有体积小、比表面积大、吸附位点多等特点，能与饮用水中污染物相互作用，吸附机理可能有静电引力、范德华力、π-π键以及氢键[50 − 51]等. 团聚是胶体态物质独有的动态特征. 胶体态污染物经吸附、团聚后，体积会增大，并逐步形成大团聚体，发生胶体泵效应，胶体态污染物的吸附、团聚行为及作用机理如图1所示. DLVO理论基于胶体间双电层的静电排斥力以及范德华作用的吸引力，建立了能够预测胶体稳定性的模型[14]，目前广泛应用于胶体态污染物迁移的理论研究. 当胶体相互靠近时，会产生范德华引力，且胶体间距越小，范德华引力越大. 胶体颗粒具有双电层结构，当颗粒足够接近时，扩散双电层则会重叠，从而破坏电层的静电平衡，导致胶体间产生静电排斥力，其大小由胶体颗粒的间距和形状决定[52]. 静电排斥力和范德华引力的相对大小决定胶体呈稳定分散状态还是发生团聚. 当胶体间静电排斥力占主导时，其作用大于胶体布朗运动产生的影响，胶体不能发生团聚，而是在水中稳定分散；反之，当范德华引力占主导时，胶体间排斥能垒下降，胶体颗粒开始发生团聚，当排斥能垒降至零时，胶体团聚速率达到最大.

      污染物结构、水质条件等因素会对胶体态污染物的吸附、团聚行为产生影响. 首先，由于有机胶体态污染物自身碳含量较高，促进了其他污染物在其表面的附着[51, 53]. 其次，胶体态污染物的疏水性也是影响吸附、团聚的主要因素之一，以全氟化合物为例[54]，全氟化合物分子通常含有稳定的疏水骨架结构[F（CF2）n]，其中的极性C—F键，使其具有极强的抗水解能力，从而可以吸附在胶体表面. 此外，溶液pH值的变化会影响无机胶体态污染物的表面电势. 随着pH的降低，无机物表面由负电荷转为正电荷. 当无机物呈电中性时胶体态污染物间的静电排斥力最小，此时最容易团聚. 对于有机胶体态污染物，碱性条件下有助于物质的分解，抑制了污染物的团聚. 溶液离子强度的提高将使胶体态污染物的平均分子量升高，从而使污染物体积增大，促进了团聚行为.

      • 3.2.   胶体态污染物的迁移

    • 关于胶体态污染物迁移的理论研究除上述DLVO理论外，胶体过滤理论也对研究胶体态污染物的迁移行为提供了理论支撑. 胶体过滤理论用于研究胶体在多孔介质中的迁移和沉积过程，该理论认为胶体沉积到土壤和石英砂等多孔介质表面的过程包括胶体向多孔介质迁移以及胶体在多孔介质表面吸附沉积2个过程[55]. 如图2所示，在迁移过程中，胶体受拦截、重力沉降、布朗扩散3种作用. 其中，拦截是指当胶体粒径较大时，随水流流线迁移的胶体与多孔介质接触的过程；重力沉降是指若胶体密度大于水，在重力沉降作用下，胶体不再随流线轨迹迁移而与多孔介质接触的过程；布朗扩散是指在布朗运动作用占优势的情况下，小粒径胶体颗粒做不规则运动与多孔介质接触的过程[56]. 胶体吸附沉积过程的作用机制是胶体颗粒与多孔介质的相互作用[57]，该机制与上节中提到的吸附机理类似，涉及的相互作用有范德华力、静电力、疏水作用等.

      有专家学者们对胶体态污染物在饮用水中的迁移进行了研究. 巩霏等[59]模拟了水源土壤沉积物中胶体态多环芳烃的纵向迁移行为，发现其浓度随土柱加深而减少，而迁移行为在低浓度有机质中更为明显，这说明多种污染物共存时可能影响胶体态污染物的迁移. Zhao等[60]研究了胶体态微纳塑料和四环素在饱和多孔介质中的共迁移行为，发现在K+溶液中，四环素抑制微纳塑料的迁移，而在Ca2+溶液中起促进作用，这可能是因为疏水作用、静电斥力、对介质表面沉积位点的竞争以及污染物性质等因素的综合影响，说明胶体态污染物的共迁移行为会根据水体环境条件的变化而变化. Zhao等[61]研究了多孔介质中铜绿微囊藻的迁移行为，研究表明无论离子强度、介质大小、流速以及水中是否有溶解性有机物存在，都不能抑制铜绿微囊藻在多孔介质中的迁移，迁移率始终高于0.85，这说明污染物种类及其自身性质是影响其迁移的关键因素.

      除胶体态污染物在多孔介质中迁移的相关研究外，研究者还对供水管网中胶体态污染物的迁移进行了研究. 出厂水在供水管网中将与管壁发生反应，并继续水厂内未完成的反应，形成胶体态金属腐蚀物质，这将成为导致水质下降的“二次污染源”. 何楠等[62]研究发现，经过长时间的积累、富集，供水管网内金属污染物含量可能远高于《生活饮用水卫生标准》中的限值，从而引起饮用水质污染问题. pH值[63]、温度[64]、溶解氧[65]以及离子强度是影响胶体态污染物迁移和富集的重要水质因素. 此外，水锤、管道冲刷等水力条件的变化[66]可能使胶体态污染物之间的团聚力降低，促进污染物的释放和迁移.

      胶体态污染物的迁移受多种污染物共存、污染物种类及性质、水质和水力条件等多种因素的影响. 深入研究胶体态污染物的迁移理论（DLVO理论和胶体过滤理论），可为探明胶体态污染物在饮用水中的迁移规律提供理论基础，这也有助于后续高效去除胶体态污染物，稳定饮用水水质.

    4.   饮用水中胶体态污染物的去除（Removal of colloidal pollutants in drinking water）

    • 目前对饮用水中胶体态污染物的去除研究主要集中于有机污染物，对无机物和微生物的研究相对较少. 本文总结分析了常规和典型深度处理工艺对胶体态污染物的去除效果，包括混凝沉淀、过滤、消毒、臭氧氧化-活性炭过滤和膜分离，具体去除效果对比如表2所示.

      • 4.1.   混凝沉淀

    • 混凝沉淀能有效去除粒径>10 μm的胶体态污染物，这是因为混凝是胶体态污染物吸附、团聚的主要作用阶段，也是胶体泵效应的主要作用阶段，粒径较大的污染物更容易附着在絮凝体上，因此具有良好的沉降性能[73]. Prokopova等[67]研究了硫酸铁和硫酸铝两种混凝剂对<50 μm PVC的去除效果，结果表明，铝基盐混凝剂的去除效率优于铁基盐，可将PVC的去除率提高至80%，其中>10 μm的污染物去除率为99%. 然而，张静等[68]研究发现，铁基盐混凝剂对四环素和磺胺类抗生素的吸附效率更高. 这可能是因为胶体态污染物性质不同，导致不同种类混凝剂对其去除效率存在差异. 此外，Yu等[69]以羧甲基壳聚糖和磁性氧化铁为原料，制备了用于去除重金属的磁性混凝剂，发现该混凝剂对Cu的去除率为92%. 这也与Liu等[76]的研究结果一致，说明磁性混凝剂可能是去除重金属的针对性混凝剂.

      混凝沉淀对>10 μm胶体态污染物的去除效果良好，但对<10 μm的去除效果较差. 胶体态污染物的性质对混凝剂的作用效果产生影响. 在未来的研究中，进一步探索不同种类混凝剂对胶体态污染物的作用机制，研发针对性混凝剂、助凝剂，可有效提高胶体态污染物在混凝阶段的去除率.

      • 4.2.   过滤

    • 传统过滤对胶体态污染物的去除率很低. Zhao等[61]和张静等[68]分别以玻璃珠和石英砂为滤料去除铜绿微囊藻和磺胺类、喹诺酮类等抗生素，发现无论离子强度、滤料尺寸以及流速大小，铜绿微囊藻和抗生素均无显著去除效果，说明过滤不是去除藻类微生物和抗生素的主要工艺. 同样地，传统过滤对全氟化合物的去除效率低于5%[70]. 然而，也有研究认为过滤可高效去除胶体态污染物. Tong等[71]研究了Fe3O4-生物炭改性石英砂对不同尺寸（0.02、0.2、2 μm）微纳塑料的去除效果，发现改性石英砂可使微纳塑料的去除率提高到97%. Zhang等[77]研究以无烟煤为滤料去除饮用水中的180 nm—125 μm微纳塑料，发现除10—20 μm的胶体态污染物，其余尺寸污染物几乎被全部去除. 这是因为10—20 μm是过滤效率最低的一个临界粒径范围. 当污染物尺寸>20 μm，滤料孔隙小于粒径，因此能够被截留；当微纳塑料尺寸<10 μm时，可能引发胶体泵效应，附着在滤料表面. 强化过滤可有效提高胶体态污染物的去除率，未来需继续探索针对不同种类胶体态污染物的具体强化过滤方式.

      传统过滤不是去除胶体态污染物的主要工艺，但强化过滤可有效提高其去除率. 过滤作为典型的物化方法，几乎不会对水的天然属性产生影响，被专家学者认为是绿色工艺[78]. 2022年11月发布的《“十四五”生态环境领域科技创新专项规划》中明确指出“饮用水绿色净化与韧性系统构建技术”是“十四五”的重点研究内容，要研发少药剂、短流程、自动化、智能化工艺与装备及特殊水源的可持续净化技术. 过滤工艺符合饮用水绿色可持续净化技术的要求，是饮用水绿色净化领域的发展方向. 在未来的研究中，可深入研究不同性质的滤料，或将滤料与其他物质（磁性生物炭等）结合，以提高胶体态污染物的去除率.

      • 4.3.   消毒

    • 消毒是常规饮用水处理流程的最终环节，用来杀灭水中的病原微生物. 目前饮用水厂主要采用氯消毒，其作用原理是在次氯酸根的作用下，通过抑制酶活性而使微生物死亡，从而消灭饮用水中有害病原体. 然而，消毒过程中胶体态消毒副产物会与氯相互作用，从而抑制了消毒剂对病原微生物的作用，导致消毒效果的降低[79]. 有研究表明，对于饮用水中的胶体态消毒副产物，可通过改变消毒条件[80]、消毒剂的投加位置和方式[81]等优化措施来控制.

      • 4.4.   深度处理

    • 深度饮用水处理工艺主要包括臭氧氧化-活性炭过滤、膜分离技术以及高锰酸钾氧化、UV/H2O2、UV/Cl等高级氧化工艺. 然而，目前应用最广泛、去除污染物效果最好的是臭氧氧化-活性炭过滤和膜分离技术. 因此，本文对这两种工艺进行综述. 王赛等[73]研究发现，臭氧氧化-活性炭过滤是去除<5 μm胶体态污染物的有效工艺. 这与许龙[24]、Wang等[82]的研究结果一致. 经臭氧氧化处理后，胶体态污染物被分解成许多小部分，从而提高了其生物降解能力[83]，随后通过后续活性炭过滤过程中的物理吸附和生化降解协同作用去除胶体态污染物. 膜分离可根据污染物的粒径大小选择合适的膜孔径，实现胶体态污染物的高效去除，且出水水质远高于国家标准[74]. 然而，其局限性在于不能在较高膜通量的情况下高效去除胶体态污染物，因此，秦源等[75]提出在膜中加入金属有机框架复合物，以提高膜通量及污染物去除率.

      深度处理是去除<10 μm胶体态污染物的高效处理工艺，在一定程度上弥补了常规饮用水处理工艺的不足.

    5.   结论与展望（Conclusion and prospect）

    • （1）胶体是物质存在的一种特殊状态，饮用水中胶体态无机物、有机物和微生物呈现吸附能力强、易迁移等胶体性质，往往与其他污染物发生吸附、团聚，可能引发“胶体泵”效应，对饮用水质和人体健康造成复合污染和严重危害. 在未来的研究中，应提高对胶体态污染物和胶体泵效应的关注，探明胶体泵效应作用机制和引发条件，为胶体态污染物的迁移和去除提供理论基础. 探索饮用水中胶体态污染物的有效控制方法，从源头降低其对饮用水质的污染. 此外，胶体态污染物在饮用水中的迁移受污染物种类及性质、水质条件和水力条件等多种因素的影响，探明胶体态污染物的迁移规律，是提高胶体态污染物去除率的基础. 深入研究DLVO理论和胶体过滤理论，可为探明胶体态污染物在饮用水中的迁移规律提供理论支撑.

      （2）目前，常规饮用水处理工艺中，混凝可有效去除>10 μm的胶体态污染物，传统过滤不是去除胶体态污染物的主要工艺. 深度处理作为常规处理工艺的补充，是去除<10 μm胶体态污染物的高效工艺. 然而，有众多研究表明，通过改进常规工艺，也可高效去除胶体态污染物. 过滤作为典型的传统绿色工艺，不会对水质产生二次污染，是目前最经济有效的去除胶体态污染物的工艺，符合《“十四五”生态环境领域科技创新专项规划》中提出的饮用水绿色可持续净化技术的要求，是饮用水绿色净化领域的发展方向. 发展过滤工艺，对于“十四五”规划中提到的“构建饮用水绿色净化与韧性系统技术体系”具有重要的支撑作用. 未来可通过强化过滤的方式提高胶体态污染物的去除率，例如，滤料改性、将滤料与微生物或生物炭相结合等.

    参考文献 (83)

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