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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.

  • 医疗废物高温蒸汽处理工艺是典型的非焚烧技术，在国内外得到了广泛应用[1-5]。灭菌效果是其首要指示指标。影响灭菌效果的关键因素是在一定灭菌温度下的灭菌时间[6]。灭菌时间包括微生物的热死亡时间和水蒸汽热量的热穿透时间。热死亡时间是生物指示剂嗜热型脂肪杆菌芽孢在湿热灭菌状态下的死亡时间[7]；而热穿透时间是指灭菌室内的热量进入医疗废物内部，使各点都达到相同灭菌温度所需要的热传递时间。在某一灭菌温度下的热死亡时间是确定的，而且其数值相对很短(如132 ℃时，热死亡时间为0.5 min)[8]。因此，决定灭菌时间的重要因素之一是该灭菌温度下的热穿透时间。

    医疗废物高温蒸汽处理是一个复杂的热质传递过程。由于其所处理的物料具有成分复杂、状态不固定的特点，因此，难以用传统的热质传递理论对其进行数学模拟。有技术人员研究了影响热穿透时间的相关因素[9-10]，但未能定量描述热穿透时间与其影响因素之间的关系。也有研究者[11]利用多孔物料的传递理论建立了该过程的热质传递模型，并以B-D试纸为实验用品对其进行了验证。鉴于废纸只是医疗废物的成分之一，该模型也不完全适用于实际医疗废物热穿透时间的理论计算。

    灭菌温度和灭菌时间是医疗废物处理标准中必须明确的工艺参数。由于热穿透时间难以用理论计算来确定，因此，不同标准中灭菌时间差别很大。世界卫生组织规定，灭菌温度132 ℃时灭菌时间为5 min[12]；灭菌温度120 ℃时灭菌时间为30 min[12-13]；我国的标准中规定的灭菌温度是134 ℃，灭菌时间45 min[14]。

    本研究以实际医疗废物为样品，对热穿透时间进行实验，实验中综合考虑了试样装填密度、试样体积、灭菌温度及灭菌室真空情况等工艺条件对高温蒸汽处理工艺热穿透时间的影响。研究中使用的实验装置为脉动真空型医疗废物高温蒸汽灭菌器，该技术类型的灭菌器在医疗废物处理工程中普遍使用。本实验结果可为医疗废物高温蒸汽处理工艺工程实践提供有益的数据参考。

    1.   材料与方法

    1.1   实验材料

    经初步消毒后的医疗废物。其各成分的体积组成如下：纱布、废纸类物料占40%；塑料、橡胶类物品(输液管，塑料注射器，瓶盖等)占30%；玻璃类物品(小药瓶等)占20%；其他类物品(各类包装盒、食品垃圾等)占10%。

    1.2   实验装置

    研究中采用灭菌室容积为6 m3的脉动真空型灭菌器(GTMS-Ⅱ-6型，天津格林泰科环保科技有限公司，见图1)。该装置主要由灭菌室、真空泵、过滤器、温度与压力传感器、工艺管路和控制系统组成，可以根据实验要求改变工艺参数。根据本实验的实验要求，对GTMS -Ⅱ灭菌器进行了工艺改造，增加了测温热电阻和温度显示仪，用于测量和显示实验样品内部的温度变化。实验装置示意图见图2。试样的承装容器为实际工程中采用的灭菌车，容积分别为1 m3和0.5 m3。分侧面开孔(孔径φ10)和不开孔2种，见图3。

    图 1  GTMS -Ⅱ-6灭菌器
    Figure 1.  GTMS -Ⅱ- 6 - type sterilizer
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    图 2  实验装置示意图
    Figure 2.  Schematic diagram of experimental apparatus
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    图 3  医疗废物试样承装容器
    Figure 3.  Medical waste container
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    1.3   实验方法

    实验按照不同的灭菌温度(120 ℃和134 ℃)、不同的灭菌条件(不抽真空和脉动真空)和不同类型的承装容器(侧面开孔和不开孔)3类情况分别进行，共有8种组合(见表1)。在每组实验中，同时测量并记录4个承装容器(容积分别是1 m3和0.5 m3，装填状态分别压实和松散)内试样中心的温度变化。

    表 1  医疗废物热穿透时间实验组合情况表
    Table 1.  Various experimental program in experiment of heat transfer time for medical waste
    实验分组承装容器开孔与否温度及真空与否承装容器体积及装填状态
    第一组侧面开孔120 ℃脉动真空1 m3松散1 m3压实0.5 m3松散0.5 m3压实
    第二组侧面开孔120 ℃无真空1 m3松散1 m3压实0.5 m3松散0.5 m3压实
    第三组侧面开孔134 ℃脉动真空1 m3松散1 m3压实0.5 m3松散0.5 m3压实
    第四组侧面开孔134 ℃无真空1 m3松散1 m3压实0.5 m3松散0.5 m3压实
    第五组侧面无孔120 ℃脉动真空1 m3松散1 m3压实0.5 m3松散0.5 m3压实
    第六组侧面无孔120 ℃无真空1 m3松散1 m3压实0.5 m3松散0.5 m3压实
    第七组侧面无孔134 ℃脉动真空1 m3松散1 m3压实0.5 m3松散0.5 m3压实
    第八组侧面无孔134 ℃无真空1 m3松散1 m3压实0.5 m3松散0.5 m3压实
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    实验中脉动真空工艺中的真空度设定值为75 kPa，共抽真空3次。通过喷入蒸气破坏真空，喷入蒸汽2次，每次蒸汽喷入后达到的压力为50 kpa。松散装填时的样品密度为170 kg·m−3，压实装填时的密度为340 kg·m−3。

    实验时，先通过夹套加热将灭菌室温度升到90 ℃。推进承装试样的灭菌车，关闭密封门后进行脉动真空操作(或不抽真空操作)。之后，向灭菌室喷入蒸汽迅速升温，当灭菌室内达到设定的灭菌温度时，开始记录各试样中部测温点处的温度及时间，继续维持灭菌室处于恒定的灭菌温度，直到试样测温点处达到设定的灭菌温度。

    2.   结果与讨论

    2.1   真空与否和装填状态对热穿透时间的影响

    图4和图5分别是医疗废物置于1 m3和0.5 m3灭菌车，在相同灭菌温度下试样中心的温度变化情况。可以发现，脉动真空操作可以明显地缩短热穿透时间，该结果与相关研究中的结论一致[15]。灭菌器内原有空气的存在对热量传递的影响可能有2个方面：一是减弱了空气“冷岛”效应；二是减少了灭菌室内不凝气的量，使灭菌室内的气体更接近饱和水蒸汽状态，当蒸汽冷凝后，形成局部负压[6]，促进了水蒸汽分子向医疗废物孔隙的扩散。

    图 4  1 m3小车在灭菌温度为120 ℃时内试样温度变化
    Figure 4.  Temperature changes of sample in 1 m3 container at sterilizing temperature of 120 ℃
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    图 5  0.5 m3小车在灭菌温度为120 ℃时内试样温度变化
    Figure 5.  Temperature changes of sample in 0.5 m3 container at sterilizing temperature of 120 ℃
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    灭菌器内原有的空气会改变灭菌器内混合气体的组成比例，也相应改变了灭菌室内压力和温度的关系。唐欣昀等[16]利用Antoine方程描述了在不同空气残留量下灭菌室内压力和温度的关系。依据其计算方法，在灭菌温度为120 ℃时，当第一次抽真空达到25 kPa(绝压)时，蒸汽通入后对应的压力为223.88 kPa(绝压)，蒸汽喷入前后的压差为208.89 kPa；如果不抽真空，直接向灭菌室喷入蒸汽，灭菌室内的压力为324.97 kPa(绝压)，与初始状态的压力差为223.64 kPa。结果表明，真空操作反而降低压差，理论上不利于水蒸汽向医疗废物空隙扩散。然而，本实验及部分文献[6-13]均得到了排除空气有利于热量传递的结论，这说明压差的消极影响可能小于前述2方面的积极影响，因此，抽真空操作仍然有利于热穿透。

    由图4和图5还可以发现，与松散状态相比，压实状态明显需要更长的热穿透时间。OLIVIA M等[9]利用纸尿裤模拟医疗废物进行灭菌效果实验，亦发现将纸尿裤绑紧时生物指示剂难以杀灭。其可能的原因是，物料在压实状态造成的高密度增加了单位体积下加热医疗废物所需的热量，并且致密物料较小的孔隙阻碍了水蒸汽分子的扩散，因此，物料压实延长了热穿透时间。

    2.2   灭菌温度与试样体积对热穿透时间的影响

    图6和图7分别为压实物料和松散物料在不同温度和体积下的热穿透时间变化情况。结果表明，灭菌温度越高，所需的热穿透时间就越短。在较高的灭菌温度下，温度梯度较大且有利于热量的传导。另外，温度高时灭菌室的压力也高，加快了水蒸汽向医疗废物孔隙中的转移。

    图 6  真空操作压实试样内温度变化
    Figure 6.  Temperature changes of compressed sample with vacuum operation
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    图 7  真空操作松散试样内温度变化
    Figure 7.  Temperature changes of loose sample with vacuum operation
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    灭菌车容积的大小对热穿透时间也有一定的影响[17]。对比不同的实验数据发现，车容积的影响趋势基本一致：灭菌车容积越大，热穿透时间越长。这是因为，灭菌车容积越大，填装的物料越多，需要的热量也越多；同时，体积越大，热量需要传递的路径就越长。

    2.3   灭菌车侧壁开孔与否对热穿透时间的影响

    在实际灭菌工程中，采用的灭菌车有开孔和不开孔2种。图7和图8是灭菌车开孔与否对热穿透时间的影响变化情况。可以发现，小车侧壁开孔对热穿透有一定的促进作用，该结果与相关文献报道结果一致[17]。这是因为，相比于不开孔小车，水蒸汽除了可以从开孔小车上口进入灭菌车之外，还同时从小车的侧壁开孔处向医疗废物中进行扩散。同时，本研究中还发现，小车侧壁开孔的影响程度亦受其他工艺条件的影响。在松散装填、真空操作、灭菌温度134 ℃时，1 m3不开孔小车相比于1 m3开孔小车的热穿透时间只增加了1 min。相比之下，压实状态、不抽真空、灭菌温度120 ℃时，1 m3不开孔小车的热穿透时间达到64 min，比1 m3开孔小车延长了11 min。值得注意的是，该条件下的不开孔小车的灭菌时间超过了标准规定的灭菌时间。

    图 8  灭菌温度134 ℃，1 m3灭菌车内压松散样的温度变化
    Figure 8.  Temperature changes of loose sample in 1 m3 container at sterilizing temperature of 134 ℃
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    脉动真空操作可以极大地弥补小车不开孔的不足。这是因为，在3次真空后，水蒸汽可以通过小车上口进入灭菌车，并在负压的作用下，迅速地扩散到松散的医疗废物内部，从而极大地降低了开孔与否的影响。在压实和未抽真空时，水蒸汽只能靠扩散及不断冷凝的作用，慢慢地向医疗废物中渗透。因此，在无真空的情况下，开孔与否对热传递时间有着更为明显的影响。

    通过实验还发现，将松散的医疗废物体积压缩至50%时，已达到人工压实的极限。国内实际工程中配置的灭菌车的一般小于1 m3(多为0.8~0.9 m3)，而且采用松散装填方式。从保证医疗废物安全处理的角度出发，针对脉动真空类型设备，建议以1 m3无孔小车、压实状态下的实验数据为参考来确定灭菌时间。此时，在灭菌温度为134 ℃、空气排除率不低于83%的灭菌条件下，热穿透时间为12 min，而该温度下的热死亡时间为0.5 min，因此，灭菌时间设定为13 min为宜。

    图 9  灭菌温度120 ℃，1 m3灭菌车内压实试样的温度变化
    Figure 9.  Temperature changes of loose sample in 1 m3 container at sterilizing temperature of 120 ℃
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    3.   结论

    1)在实际灭菌工程中，为了确保灭菌效果，最佳处理条件是真空操作和松散填装。

    2)最难实现热穿透的情况是采用不开孔灭菌车、无真空操作及压实状态，在实际操作中应该避免这种情况出现。

    3)对于脉动真空型灭菌器，在灭菌温度为134 ℃，空气排除率不低于83%的灭菌条件下，灭菌时间最低为13 min，可作为该类型设备灭菌时间的参考。

  • 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]
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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

    全文HTML

  • 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.

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