水环境化学上课讲义

水环境化学教学内容重点：

1、水环境中的化学平衡。2、有机污染物在环境中的迁移转化。难点：水环境中的氧化还原平衡和有机污染物的界面反应。主要介绍天然水的基本特征，水中重要的污染物存在形态和分布，污染物在水环境中的迁移和转化的基本原理以及水质模型。

教学要求

1、了解天然水的基本性质。2、掌握无机污染物在水体中的沉淀-溶解、氧化-还原、配合作用、吸附-解吸、絮凝-沉降等迁移转化的基本原理及有关计算。3、掌握有机污染物的迁移转化及生物降解的有关规律及计算。第一节天然水的基本特征及污染物的存在形态

一、天然水的基本特征1.天然水的组成：天然水中一般含有可溶性物质和悬浮物质（包括悬浮物、颗粒物、水生生物等）。可溶性物质的成分十分复杂，主要是在岩石的风化过程中，经水溶解迁移的地壳矿物质。表3-1天然水中存在的主要物质分类主要物质悬浮物质细菌、病毒、藻类及原生动物；泥砂、粘土等颗粒物。胶体物质硅、铝、铁的水合氧化物胶体物质；粘土矿物胶体物质；腐殖质等有机高分子化合物。溶解物质氧气、二氧化碳、硫化氢、氮气等溶解气体；钙、镁、钠、铁、锰等离子的卤化物、碳酸盐、硫酸盐等盐类；可溶性有机物。（1）天然水中的重要离子组成：K+、Na+、Ca2+、Mg2+、HCO3-、NO3-、Cl-、SO42-为天然水中常见的八大离子，占天然水中离子总量的95％－99％.水中这些主要离子的分类，常用来作为表征水体主要化学特征性指标。天然水中常见的主要离子总量可以粗略地作为水的总含盐量（TDS）：

TDS=[K++Na++Ca2++Mg2+]+[HCO3-+Cl-+SO42-]海水：Cl-Na+为主湖水：Na+SO42-Cl-占优势地下水：Ca2+Mg2+苦咸水：HCO3-Na+表3-2水中的主要离子组成图（汤鸿霄，1979）硬度酸碱金属阳离子Ca2+Mg2+H+K+Na+HCO3-CO32-OH-NO3-Cl-SO42-阴离子碱度酸根(2)水中的金属离子：水溶液中金属离子的表达式通常可以写成Mn+，表示简单的水合金属离子M(H2O)n+。它可通过化学反应达到最稳定的状态，酸-碱、沉淀、配合及氧化-还原等反应是它们在水中达到最稳定状态的过程。

水中可溶性金属离子可以多种形态存在。水中金属离子常常以多种形态存在。例如铁可以Fe(OH)2+,Fe(OH)2+,Fe2(OH)24+,Fe3+等形态存在。(3)气体在水中的溶解性：气体溶解在水中，对于生物种类的生存是非常重要的．例如鱼需要溶解氧，在污染水体许多鱼的死亡，不是由于污染物的直接毒性致死，而是由于在污染的生物降解过程中大量消耗水体中的溶解氧，导致它们无法生存．

大气中的气体分子与溶液中同种气体分子间的平衡为：

Ｘ（g）Ｘ（ag）

该平衡服从亨利定律，即一种气体在液体中的溶解度与液体所接触的该种气体的分压成正比。溶解气体

CO2、O2、H2S、CH4等污染性气体。亨利定律计算公式：[X(aq)]=kH•pg式中：kH—气体在一定温度下的亨利常数。

pg——气体分压。

（1）计算气体溶解度时，需要对水蒸气的分压加以校正；（2）该定律与反应无关；（3）气体的溶解度随温度升高而降低；（4）亨利定律常数的使用。亨利定律（4）水生生物：

①水生生物是生态系统、食物链中的一个重要环节。②水生生物根据其利用的能源不同分为自养生物和异养生物；藻类是水体中典型的自养生物，通常CO2、NO3-、PO43-多为自养生物的C、N、P源；③水中营养物通常决定水的生产率。２.天然水的性质(重点)(1)碳酸平衡：CO2在水中形成酸，可同岩石中的碱性物质发生反应，并可通过沉淀反应变为沉积物而从水中除去．在水和生物之间的生物化学交换中，CO2占有独特地位．

在水体中存在着CO2、H2CO3、HCO3-和CO32-等四种物质，常把CO2和H2CO3合并为H2CO3*，实际上H2CO3的含量极低，主要是溶解性的气体CO2。CO2（g）CO2（aq）+H2OH++HCO3-H++CO32-CaCO3（s）MgCO3(s）1）碳酸盐系统中的平衡关系：因此水中H2CO3*、HCO3-、CO32-体系可用下面的反应和平衡常数表示：

CO2+H2OH2CO3*pK0=1.46H2CO3*HCO3-+H+pK1=6.35HCO3-CO32-+

H+pK2=10.33

α0=[H2CO3*]/{[H2CO3*]+[HCO3-]+[CO32-

]}α1=[HCO3-]/{[H2CO3*]+[HCO3-]+[CO32-

]}α2=[CO32-

]/{[H2CO3*]+[HCO3-]+[CO32-

]}分布分数：碳酸盐系统的形态分布图图3-1碳酸形态分布图若用cT表示各种碳酸化合态的总量，即则有：[H2CO3*]=cTα0[HCO3-]=cTα1[CO32-]=cTα2。若把K1、K2的表示式代入上式，就可得到作为酸离解常数和氢离子浓度的函数的形态分数。

碳酸盐系统的形态分布函数CT=[H2CO3*]+[HCO3-]+[CO32-]以上为封闭体系，未考虑溶解性CO2与大气的交换，CT不变，其余各浓度变化。

①pH﹤6.3时，溶液中主要组分是H2CO3*。②pH在6.3—10.7之间时，溶液中主要组分HCO3-。③pH﹥10.7时，溶液中主要组分是CO32-。对于开放体系，应考虑到CO2在气液相之间的平衡，[H2CO3*]不变。根据亨利定律：[CO2(aq)]=KHPco2

溶液中，碳酸化合态相应为：将上述方程式中的浓度转化为相应的对数，然后作lgc—pH图（如图3-3）。lg[H2CO3*]≈lg[CO2(aq)]=lgKH+lgPco2=-4.9lg[H2CO3]=lg[CO2(aq)]+lgKS=-7.7lg[HCO3-]=lgK1+lg[H2CO3*]+pH=-11.3+pHlg[CO32-]=lgK1+lgK2+lg[H2CO3*]+2pH=-21.6+2pH①在开放体系中，[HCO3-]，[CO32-]和cT均随pH的变化而变化，但[H2CO3*]总是保持不变。②当pH<6时，溶液中主要组分为H2CO3*；当pH=6～10之间时，溶液中主要组分为HCO3-；当pH>10.3时，溶液中主要组分为CO32-。开放体系和封闭体系中碳酸平衡的对照表开放体系封闭体系与大气之间碳的交换有无系统中无机碳的总量变化①随pH升高而升高②随大气中CO2分压升高而升高不变无机碳各形态与pH的关系[H2CO3*]不变变化，有最大值[HCO3-]变化，随pH升高而线性升高变化，有最大值[CO32-]变化，随pH升高而线性升高变化，有最大值无机碳各形态主要存在区间[H2CO3*]pH＜6.3pH＜6.3[HCO3-]pH=6-10pH=6-10[CO32-]pH＞10.3pH＞10.3（2）天然水中的碱度和酸度

1）碱度：能与强酸发生中和作用的全部物质，包括强碱、弱碱及强碱弱酸盐。以强酸标准滴定含碳酸水溶液测定其碱度时，总碱度：以甲基橙为指示剂滴定到pH=4.3

酚酞碱度：以酚酞为指示剂滴定到pH=8.3苛性碱度：以酚酞为指示剂滴定到pH=10.8

总碱度=[HCO3-]+2[CO32-]

+[OH-]

-[H+]离子碱度总碱度=CT(α1+2α2)+KW/[H+]–[H+]酚酞碱度=[CO32-]+[OH-]-[H2CO3*]-[H+]

酚酞碱度=CT(α2-α0)+KW/[H+]–[H+]苛性碱度=[OH-]-[HCO3-]-2[H2CO3*]-[H+]

苛性碱度=-CT(α1+2α2)+KW/[H+]–[H+]根据溶液质子平衡条件，可以得到碱度的表示式：后备碱度2）酸度：指水中能与强碱发生中和作用的全部物质，亦即放出H+或经过水解能产生H+的物质总量。组成水中酸度的物质可归纳为三类：①强酸②弱酸③强酸弱碱盐。以强碱滴定含碳酸水溶液测定其酸度时，无机酸度：以甲基橙为指示剂滴定到pH=4.3

CO2酸度：以酚酞为指示剂滴定到pH=8.3总酸度：以酚酞为指示剂滴定到pH=10.8总酸度=[H+]+[HCO3-]+2[H2CO3*]

-[OH-]

离子酸度后备酸度总酸度=CT(α1+2α0)+[H+]–KW/[H+]CO2酸度=[H+]+[H2CO3*]-[CO32-]-[OH-]

无机酸度=[H+]-[HCO3-]+2[CO32-]

-[OH-]

CO2酸度=CT(α0-α2)+[H+]–KW/[H+]无机酸度=-CT(α1+2α2)+[H+]–KW/[H+]根据溶液质子平衡条件，得到酸度的表达式：pH碱加入量酸加入量碳酸盐系统中的酸碱度及其滴定终点例1：某水体pH=8.00,碱度=1.00×10-3mol.L-1，计算该水体中各碱度成分的浓度。解：[HCO3-]=碱度=1.00×10-3mol.L-1，[OH-]=1.00×10-6mol.L-1[H2CO3*]=[H+][HCO3-]/K1（1）

=1.00×10-8×1.00×10-3/4.45×10-7

=2.25

×10-5mol.L-1

[CO32-]=K2[HCO3-]/[H+]（2）=4.69×10-11×1.00×10-3/1.00×10-8

=4.69

×10-6mol.L-1例2：天然水pH=7.0,碱度为1.4

m

mol.L-1,为使pH=6.0加入酸多少？解：总碱度=CT(α1+2α2)+KW/[H+]–[H+]CT=1/(α1+2α2){[总碱度]+[H+]–[OH-]}令1/(α1+2α2)

=α(表3－3）

则CT=α[碱度]查表3-3,α1=0.816,α2=3.83×10-4,α=1.22CT=1.22×1.4=1.71m

mol.L-1

当加强酸使pH=6.0，CT不变,查表α=3.25则,碱度=1.71/3.25=0.526

m

mol.L-1碱度降低值ΔA就是应加入酸量:ΔA=1.4-0.526=0.874

m

mol.L-13.天然水体的缓冲能力天然水体的pH值一般在6-9之间。对于某一水体,其pH几乎不变,这表明天然水体有一定的缓冲能力,是一个缓冲体系。一般认为,碳酸化合物是控制水体pH的主要因素,并使水体具有缓冲作用。但是,周围环境与水体之间发生的多种反应,对pH值也有影响。对于碳酸水体系，当pH<8.3时，可以只考虑一级碳酸平衡，故其pH可由下式确定如果向水体投入△B量的碱性废水时，相应有△B量H2CO3*转化为HCO3-，水体pH升高为pH´，则水体pH变化为△pH=pH´-pH，即：若把[HCO3-]作为水的碱度，[H2CO3*]作为水中游离碳酸[CO2]，有△B=碱度×[10△pH-1]/(1+ka1×10pH+△pH)△pH即为相应改变的pH，在投入酸量△A时，只要把△pH作为负值，也可以进行类似推算。△A=碱度×[10△pH-1]/(10△pH+ka1×10pH)3、天然水的循环（1）水循环过程水循环过程通常由4个环节组成：①蒸发②水汽输送③凝结降水④径流（2）水循环类型水循环包括水分大循环和水分小循环两类。①水分大循环(即海陆间循环)是指水在大气圈、水圈、岩石圈之间的循环过程。海洋蒸发的水汽，被气流带到大陆上空，凝结后以降水形式降落到地表。其中一部分渗入地下转化为地下水；一部分又被蒸发进入天空；余下的水分则沿地表流动形成江河而注入海洋。②水分小循环是指海洋或大陆上的降水同蒸发之间的垂向交换过程。其中包括海洋小循环(海上内循环)和陆地小循环(内陆循环)两个局部水循环过程。二、水中污染物的分布和存在形态

20世纪60年代美国学者曾把水中污染物大体划分为八类：①耗氧污染物②致病污染物

③合成有机物；

④植物营养物；

⑤无机物及矿物；

⑥由土壤、岩石等冲刷下来的沉积物；

⑦放射性物质；

⑧热污染。这些污染物进入水体后通常以可溶态或悬浮态存在，其在水体中的迁移转化及生物可利用均可直接与污染物存在形态相关。一些能够较快被微生物降解成为二氧化碳和水的有机物一些可使人类和动物患病的病原微生物与细菌1、有机污染物

（1）农药：主有机氯和有机磷农药，另外还有氨基甲酸脂类农药。它们进入水体途径：喷施农药、地表径流→进入水体；农药工厂的废水→排入水体。①有机氯农药：难化学、生物降解，低水溶性，高辛醇-水分配系数，易沉积到有机质和生物脂肪之中，如食物链积累。②有机磷农药和氨基甲酸酯农药：较易被生物降解，在环境中的滞留时间较短，溶解度较大，其沉积物吸附和生物累积过程是次要的，目前地表水中能检出的不多，污染范围较小。③除草剂：具有较高的水溶解度和低的蒸汽压，一般不发生生物富集，沉积物吸附和从溶液中挥发等反应，通常存在于地表水中，中间产物是污染地下水，土壤及周边环境的主要污染物。

（2）多氯联苯（PCBS）：化学稳定、热稳定性好，用于电器的冷却剂、绝缘材料、耐腐蚀涂料，极难溶于水，不易分解，易溶于有机质和脂肪中。

（3）卤代脂肪烃：易挥发，并进行光解。地表水中易进行生物或化学降解，但与其挥发速度相比，其降解速度是很慢的。水溶性好，辛醇—水分配系数低，在沉积物有机质或生物脂肪中的分配的趋势较弱。

（4）醚类：有七种醚类化合物属于美国EPA优先污染物，它们在水中的性质及存在形式各不相同。一些毒性强、难降解、残留时间长、在环境中分布广的污染物优先进行控制，称为优先污染物。

（5）单环芳香族化合物：多数在地表水中挥发→光解。在沉积物有机质或生物脂肪层中的分配较弱。其在地表水中不是持久性污染物，其生物降解和化学降解速率均比挥发速率低。因此，对这类化合物吸附和富集均不是重要的迁移转化过程。

（6）苯酚类和甲酚类：该类化合物具有高的水溶性，低辛醇—水分配系数，因此，大多酚并不能在沉积物和生物脂肪中发生富集，主要残留在水中，主要迁移转化过程是生物降解和光解。在自然沉积物中的吸附及生物富集很小，其挥发、水解和非光解氯化作用也不很重要。

（7）酞酸脂类：有六种列入优先污染物，绝大多数在水中溶解度小，辛醇—水分配系数高，因此主要富集在沉积物有机质和生物脂肪体中。

（8）多环芳烃类：在水中溶解度很小，辛醇—水分配系数高，是地表水中滞留性污染物，主要累积在沉积物、生物体内和溶解的有机质中，挥发与水解均不是重要电极迁移转化过程。

（9）亚硝胺和其他化合物：性质各有不同。2、金属污染物：（1）镉（2）汞（3）铅（4）砷（5）铬（6）铜（7）锌（8）砣（9）镍（10）铍

（1）镉：水体中镉的来源：1）工业含镉废水的排放，2）大气镉尘的沉降→进入水体。①水体中镉主要以Cd2+状态存在。②水体中悬浮物和沉积物对镉有较强的吸附能力。占90℅以上。③水生生物对镉有很强的富集能力——对人类造成威胁。

（2）汞：来源生产汞的厂矿，有色金属冶炼以及使用汞的生产部门排放的工业废水。汞与其它元素形成配合物是汞能随水流迁移得主要因素之一。水体中含氧量减少时，水体的氧化——还原电位降低Hg2+→Hg（g）↑水体中的悬浮物和底质对汞有强烈的吸附作用。沉积物中的无机汞→（微生物）甲基汞（剧毒）→（吸附）水生生物→（食物链）对人类造成严重威胁。

（3）铅：矿山开采，金属冶炼，汽车废气，燃煤，油漆，涂料等都是环境中铅的主要来源。水体中悬浮物颗粒物和沉积物对铅有强烈的吸附作用。因此，铅化合物的溶解度和水中固体物质对铅的吸附作用是导致天然水中铅含量低，迁移能力小的重要因素。

（4）砷：岩石风化，土壤侵蚀，火山作用以及人类活动都能使砷进入天然水体。可以被颗粒物吸附，共沉淀到底部沉积物中。水生生物能很好富集水体中无机和有机砷化合物。

（5）铬：冶炼，电镀、制革、印染等工业→（含铬水）进入水体。以三价、六价为主，铬的存在形态决定着其在水体的迁移能力。三价铬被底泥吸附转入固相，迁移能力弱。六价铬在碱性水体中较为稳定并以溶解状态存在，迁移能力强，六价铬毒性大于三价铬。

（6）铜：冶炼、金属加工、机械制造、有机合成及其它工业排放含铜废水。水体中大量无机和有机颗粒物能强烈的吸附或螯合离子，使铜最终进入底部沉积物中，因此，河流对铜有明显的自净能力。

（7）锌：各种工业废水。锌可被水体中悬浮物颗粒吸附，或生成化学沉积物向底部沉积物迁移。水生生物对锌有很强的吸附能力，生物体内富集。

（8）铊：采矿废水污染。被粘土矿物吸附迁移到底部沉积物中。

（9）铍：目前铍只是局部污染，主要来自生产铍的矿山、冶炼及加工厂排放的废水和粉尘。中性、酸性的天然水体中Be2+、存在为主。PH>7.8主要以不溶的Be(OH)2存在。并聚集在选服务的表面、沉降至底部沉积物中。(1)汞(Hg)污染汞对人体有较严重的毒害作用。可分为天机金属汞与有机汞两类。无机金属汞有升华性能，可从液态、固态直接升华为汞蒸气，可被淀粉类果实、块根吸收并积累，经食物链，呼吸系统或皮肤摄人人体，在血液中循环，积累在肝、肾及脑中，酶蛋白的硫基与汞离子结合后，活性受抑制，细胞的正常代谢作用发生障碍。撮人体内的无机汞，可用药物治疗，使汞从泌尿系统排出。有机汞主要来自有机汞农药及由无机汞转化。搔人人体的无机汞及水体底泥中的无机汞，在厌氧的条件下，由于微生物的作用，可转化为有机汞，如甲基汞。水体中的有机汞，可被贝类摄入并富集，经食物链进人人体，在肝、肾、脑组织中积累，侵入中枢神经，毒性大大超过无机汞，并极难用药物排出。积累到一定浓度即引发“水俣”病。《地面水环境质量标准》规定，总汞≤0.00005—0.001mg／L(决定于水域功能分类，下同)，《渔业水域水质标准》规定不得超过0.0005mg／L，《农田灌溉水质标准》规定不得超过0.001mg／L。部分重金属污染物(2)镉(Ed)污染

锅是典型的富集型毒物。水体中的镉经食物链撮人人体，在肾、骨骼中富集，使肾功能失调，骨骼中的钙被镉取代而疏松，造成自然骨折，疼痛难忍，即“骨痛病”。这种病的潜伏期可达10一30年，发病后难以治疗。地面水环境质量标准)规定，总镉≤0.001-0.01，(渔业水域水质标准》及《农田灌溉水质标准》都规定不得超过0.005mg／Lo(3)铬(cr)污染

铬在水体中以六价铬和三价铬的形态存在，前者毒性大于后者。人体摄入后，会引起神经系统中毒。(地面水环境质量标准》规定六价铬≤0.01--0.1mg／L，《渔业水域水质标准》与(农田灌溉水质标准)都规定不得超过0.1mg／L。(4)铅(Pb)污染

铅也是一种富集型毒物，成年人海日撮人量少于0.32rr~时，可被排出体外不积累；摄入量为O.5～0.6rug时，会有少量积累，但不危及健康；摄人量超过1.Omg时，有明显积累。铅离子能与多种酶络合，干扰机体的生理功能，危及神经系统、肾与脑，儿童比成人更容易受铅污染，造成永久性的脑受掘。《地面水环境质量标准》规定总铅≤0.01～0.1mg/L,《渔业水域水质标准》都规定不得超过0.1mg／L。三、水中营养元素及水体富营养化1、水中营养元素水中的N、P、C、O和微量元素如Fe、Mn、Zn是湖泊等水体中生物的必需元素。营养元素丰富的水体通过光合作用，产生大量的植物生命体和少量的动物生命体。通常使用N/P值的大小判断湖泊的富营养化状况。①当N/P值>100时，属贫营养湖泊状况。②当N/P值<10时，属富营养状况。③如果假定N/P值超过15，生物生长率不受氮限制的话，那么有70%的湖泊属磷限制。2、水体富营养化（1）定义：水体富营养化是指在人类活动的影响下，生物所需的氮、磷等营养物质大量进入湖泊、河口、海湾等缓流水体，引起藻类及其它浮游生物迅速繁殖，水体溶解氧量下降，水质恶化，鱼类及其它生物大量死亡的现象。水体呈富营养状态时，水面藻类增殖，成片成团地覆盖水体表面。这种现象发生在湖面上称为水华或湖靛，而发生在海湾或河口区域则称为赤潮。（2）引起原因：由磷、氮的化合物过多排放，铁、锰等微量元素及有机化合物的含量大大增加而引起水体中某些浮游植物、原生动物或细菌爆发性增殖或高度聚集。（3）主要危害：①水体质量下降。植物营养物质N素在水中经微生物可氧化成硝酸根，中间产物亚硝酸根是一种潜在的致癌物质，对水质有危害。②水产资源破坏。水体富营养化，使藻类大量繁殖，影响鱼类和其它水生生物的生存。③湖泊衰退。藻类大量繁殖导致水体严重缺氧，水道堵塞，藻类死亡后，引起恶臭。（4）防治办法：①控制农业化肥，生活用水流入水体。②控制使用含磷洗衣粉。第二节 水中无机污染物的迁移转化

水中无机污染物进入水体，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。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。一、颗粒物与水之间的迁移1.水中颗粒物的类别（1）矿物微粒和粘土矿物（2）金属水合氧化物（3）腐殖质（4）水体悬浮沉积物（5）藻类、细菌、病毒、表面活性剂、油滴水体悬浮沉积物结构模型2.水环境中颗粒物的吸附作用（1）吸附作用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。水环境中胶体颗粒的吸附作用大体可分为表面吸附、离子交换吸附和专属吸附等。

①表面吸附由于胶体具有巨大的比表面和表面能，固液界面存在表面吸附。属于物理吸附。

②离子交换吸附大部分胶体带负电荷，容易吸附阳离子，并放出等量的其它阳离子。属于物理化学吸附。

③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。专属吸附的另一特点是它在中性表面甚至在与吸附离子带相同电荷符号的表面也能进行吸附作用。（2）水环境中颗粒物的吸附等温线与模型吸附量总吸附量吸附剂质量溶液体积吸附物初始浓度吸附物平衡浓度吸附剂质量吸附等温线：在一定温度条件下，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)之间的关系曲线称为吸附等温线，相应的数学方程式称为吸附等温式。（1）Heryequation

式中：k——分配系数。（2）FreundlichEquation式中：G——吸附量；ceq——吸附物平衡浓度；K，n——常数，n介于0与1之间。或（3）LangmuirEquation

式中：G——吸附量；G0——饱和吸附量；A——常数，为吸附量达到G0/2时溶液的平衡浓度；c——吸附物平衡浓度。或（3）影响吸附作用的因素：①溶液PH。一般情况下，颗粒物对金属的吸附量随PH升高而增大。但当PH超过某元素的临界PH值时，则该元素在溶液中的水解、沉淀起主要作用。吸附量(G)与PH、平衡浓度(c)之间的关系为：G=A·C·10B·PH②颗粒物的粒度和浓度对重金属吸附量的影响。颗粒物对金属的吸附量随粒度越大而减少，并且，当溶质浓度范围固定时，颗粒物浓度越高，吸附量越低。③温度。温度变化，几种离子共存时的竞争作用均对吸附产生影响。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很危险的。诱发释放的主要因素有：

（1）盐浓度升高（2）氧化还原条件的变化（3）降低pH值（4）增加水中配合剂的含量除上述因素外，一些生物化学迁移过程也能引起金属的重新释放，从而引起重金属从沉积物中迁移到动、植物体内—可能沿着食物链进一步富集，或者直接进入水体，或者通过动植物残体的分解产物进入水体。二、水中颗粒物的聚集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成为凝聚，而由聚合物促成的聚集称为絮凝。

DLVO物理理论：典型胶体的相互作用是以DLVO物理理论为定量基础。DLVO理论把范得华吸引力和扩散层排斥力考虑为仅有的作用因素，它适用于没有化学专属吸附作用的电解质溶液中，而且假设颗粒的粒度均等、球体形状的理想状态。论点：胶粒之间存在着促使胶粒相互聚结的粒子间的吸引力和阻碍其聚结的双电层的排斥力，胶体溶液的稳定性就取决于胶粒之间这两种力的相对大小。排斥作用大，体系保持分散稳定状态。吸引力占主要优势时，两颗粒可以结合在一起，但颗粒间仍然隔有水化膜。这种颗粒在溶液中进行热运动，其平均位能为3/2KT，两颗粒在相互作用接近时产生几种作用力，即多分子范德华力、静电排斥力和水化膜阻力。1、胶体颗粒凝聚的基本原理和方式DLVO物理理论——双电层

这几种力相互作用的综合位能随相隔距离所发生的变化，如图3-9所示。总的综合作用位能为：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；由图3-9可看出：①不同溶液离子强度有不同VR曲线，VR随颗粒间的距离按指数律下降。②VA只随颗粒间的距离变化，与溶液中离子强度无关。③不同溶液离子强度有不同的VT曲线。异体凝聚理论主要论点：如果两个电荷符号相异的胶体微粒接近时，吸引力总是占优势；如果两颗粒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电荷较弱而电位较低的一方。因此，在异体凝聚时，只要其中有一种胶体的稳定性甚低而电位达到临界状态，就可以发生快速凝聚，而不论另一种胶体的电位高低如何。异体凝聚理论适用的分散体系：处理物质本性不同；粒径不等；电荷符号不同；电位高低不等。（1）压缩双电层凝聚（2）专属吸附凝聚（3）胶体相互凝聚（4）“边对面”凝聚（5）第二极小值絮凝（6）聚合物粘结架桥絮凝（7）无机高分子絮凝（8）絮团卷扫絮凝（9）颗粒层吸附絮凝（10）生物絮凝天然水环境和水处理过程中所遇到的颗粒凝聚方式2、胶体颗粒絮凝动力学要实现絮凝，颗粒物之间必须发生碰撞。根据碰撞过程的不同有三种情况：（1）异向絮凝：由颗粒的热运动即布朗运动引起；（2）同向絮凝：由水流运动过程产生的速度梯度引起，在剪切力的作用下是颗粒物产生不同速度；（3）差速沉降絮凝：由重力的作用引起。三、溶解和沉淀溶解和沉淀是污染物在水环境中迁移的重要途径。一般金属化合物在水中的迁移能力，直观的可以用溶解度来衡量。溶解度小者，迁移能力小。溶解度大者，迁移能力大。在固-液平衡体系中，一般用溶度积来表征溶解能力。1.金属氧化物和氢氧化物物理意义：①pc与溶液的pH值呈线性关系，②金属离子价数n就是浓度的负对数随pH变化的斜率。③当pc=0(-lg[Men+]，即[Men+]=1mol/L)时，pH=14-1/npKsp。(1)价态相同的金属离子，斜率相同；(2)靠图右边的金属氢氧化物的溶解度大于靠左边的溶解度；(3)可以大致查出各种金属离子在不同PH值下溶液中所能存在的最大饱和浓度。如考虑到羟基的配合作用

(1)阴影区域为四条特征线的综合；(2)阴影区为PbO的浓度区(3)固体的氧化物或氢氧化物具有两性特性，它既可以与H+结合，又可以与OH-结合；(4)存在一个PH值，在此PH值下，溶解度为最小值(5)在酸性或碱性更强，PH值区域内，溶解度都变得更大。2.硫化物金属硫化物是比氢氧化物溶度积更小的一类难溶沉淀物，一般在中性条件下是不溶的。只要水环境中存在S2-，几乎所有的重金属均可以从水体中除去。在饱和水溶液中H2S的分子浓度为0.1mol/L所以又

以lg[Me2+]为纵坐标，pH为横坐标作出不同金属离子在水溶液中的浓度和pH关系图，曲线上的任意一点代表该金属硫化物与水溶液所处的平衡状态：曲线右方为该硫化物的沉淀区，曲线左方则为沉淀溶解区。由于在纯水溶液中的二级电离甚微，故可根据一级电离，近似认为所以即故若溶液中存在二价金属离子Me2+，则有在硫化氢和硫化物达到饱和的溶液中，可以算出溶液中金属离子的饱和浓度为：3、碳酸盐（以CaCO3为例）（1）封闭体系①CT为常数，CaCO3的溶解度CaCO3=Ca2++CO32-KSP=[Ca2+][CO32-]=10-8.23PH>PK2lg[CO32-]斜率为0，lg[Ca2+]斜率为0；PK1<PH<PK2,lg[CO32-]斜率为+1，lg[Ca2+]斜率为-1；PH<PK1,lg[CO32-]斜率为+2，lg[Ca2+]斜率为-2。用lg[Me2+]对PH值作图得到图3-13②CaCO3（S）在纯水中的溶解度在纯水中溶解，溶质为：Ca2+、H2CO3*、HCO3-、CO32-、H+和OH-

[Ca2+]=[H2CO3*]+[HCO3-]+[CO32-]=CT（1）

根据电中性原则：[H+]+2[Ca2+]=[HCO3-]+2[CO32-]+[OH-]（2）（1）、（3）联立得：即达到平衡时，CaCO3(s)的溶解度积为：（3）当pH>pK2时，α2≈1

log[Ca2+]=0.5logKSP当pK1<pH<pK2时

log[Ca2+]=0.5logKSP–0.5logK2–0.5pH当pH<pK1时，α2≈K1K2/[H+]2log[Ca2+]=0.5logKSP–0.5logK1K2–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。由于五、配位作用水中多数金属污染物以配合物形态存在最重要的无机配位体是Cl-和OH-

无机配位体

比较重要的无机配位体是HCO3-、SO42-等配位体

某些特定水体中NH3、PO43-、F-、S2-

腐殖质、泥炭、植物残体、微生物

有机配位体

代谢物等

人为污染物，如洗涤剂、农药等天然水体中配合作用的特点多数配合物稳定的存在于水中；羟基、卤素配体的竞争配位作用，影响金属难溶盐的溶解度；重金属离子与不同配体的配位作用，改变其化学形态和毒性（如Hg）。

1.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和配位体，当离解达到平衡时离解程度的大小。稳定(生成)常数是衡量配合物稳定性大小的尺度。包括：逐级生成常数（K）和累积生成常数（β）许多重金属离子通过水解生成羟基配合物。以Cd2+为例：2.羟基对重金属离子的配合作用β1=2.60β2=4.65β3=6.04β4=6.92将逐级稳定常数和累积稳定常数代入得：则：设468101214-10-8-6-4-201.00.80.60.40.20.0比例lg[OH-]pH图3-21Cd2+-OH-配合离子在不同pH值下的分布（陈静生编，1987）Cd(OH)3-Cd2+Cd(OH)42-CdOH+Cd(OH)2由图3-21可看出，当pH<8时，镉基本上以Cd2+的形态存在；pH=8时开始形成CdOH+配合离子；pH约为10时，CdOH+达到峰值；pH至11时，Cd(OH)20达到峰值；pH=12时，Cd(OH)3-达到峰值；当pH>13时，Cd(OH)42-占优势。3.Cl-的配合作用

能形成MCl+、MCl2、MCl3-、MCl42-配合物。Cl-与金属离子配合的程度受多方面因素的影响：Cl-的浓度、金属离子的本性。形成配合物能力的顺序为：Hg＞Cd＞Zn＞Pb腐殖质是一种带负电的高分子弱电解质。腐殖质是由生物体物质在土壤、水和沉积物中转化而成的有机高分子化合物。分子量在300到30000以上。根据其在酸和碱中的溶解度可分为三类。①腐殖酸（Humicacid）溶于稀碱不溶于酸②富里酸（Fulvicacid）溶于酸碱③腐黑物（Humin）不被酸碱提取4.腐殖质的配位作用土壤腐殖质的形成

腐殖质结构：含大量苯环，还含大量羧基、醇基和酚基，随亲水性基团含量的不同，腐殖质的水溶性不同，并且具有高分子电解质的特性，表现为酸性。富里酸单位重量含有的含氧官能团数量较多，因而亲水性也较强。富里酸的结构(Schnitzer,1978)腐殖酸的结构

金属离子在腐殖质中羧基及羟基间螯合成键腐殖质与环境有机物之间的作用主要涉及吸附效应、溶解效应、对水解反应的催化作用、对微生物过程的影响以及光敏效应和猝灭效应等。但腐殖质与金属离子生成配合物是它们最重要的环境性质之一。金属离子在腐殖质中一个羧基形成配合物金属离子在腐殖质中两个羧基间螯合成键重金属在天然水体中主要以腐殖酸形式存在。由腐殖质形成的螯合物对金属螯合能力强弱一般为以下次序：

MgCaCdMnCoZnNiCuHg

（1）腐殖酸本身吸附性很强，易形成M-HA配合物使重金属脱离水中的沉积物；或M-HA配合物又被沉积物吸附，其结果影响重金属在水中的迁移。（2）腐殖酸与金属配合作用可改变水生生物的毒性，如减弱汞对浮游生物的抑制，却增强汞在鱼体中的富集；（3）腐殖酸与水中许多阴离子及与有机污染物的配位作用，影响无机阴离子和有机物在水体中行为。天然水体中重金属－腐殖酸配合物的特征五、氧化还原作用1.电子活度和氧化还原电位1）电子活度的概念酸碱反应pH定义为：pH=-lg(aH+)与pH相似，还原剂和氧化剂可以定义为电子给予体和电子接受体，同样可以定义pE为：pE=-lg(ae)式中：ae——水溶液中电子的活度。

电子活度的物理化学意义：pE是平衡状态(假想)的电子活度，它衡量溶液接收或迁移电子的相对趋势，在还原性很强的溶液中，其趋势是给出电子；pE越小，电子的浓度越高，体系提供电子的倾向就越强；

pE越大，电子的浓度越低，体系接受电子的倾向就越强。

热力学定义:

根据H2的半电池反应2H+(aq)+2e=H2(g)当反应的全部组分活度为1单位，该反应的自由能变化ΔG可定义为零。即当H+(aq)为1个单位活度与H2为1.0130×105Pa(活度1)平衡的介质中，电子活度α为1，则pE=0.0。

2）氧化还原电位E与pE的关系

Ox+ne=Red

根据Nernst方程，

反应平衡时，

平衡常数K可表示为：

则

同样，

(25℃)(25℃)(1)(2)

注意：E和pE之间不是负对数关系。将(1)式和(2)式代入根据能斯特方程，化简，得：故3）△G和pE的关系根据△G=-nFE△G=-2.303nRT·(pE)又△G0=-nFE0

故△G0=-2.303nRT·(pE0)(1)水的氧化还原限度边界条件：氧化限度1.0130×105Pa氧分压还原限度1.0130×105Pa氢分压氧化限度:

2．天然水体的pE-pH图pE=20.75-pH还原限度:以Fe为例，Fe的pE-pH图落在水的氧化-还原限度内假定溶解性铁最大浓度为1.0×10-7mol/L。(2)pE–pH图不考虑Fe(OH)2+及FeCO3等形态的生成。各种形态间相互转化的反应为：Fe2+Fe(OH)+Fe(OH)2(S)Fe3+Fe(OH)2+Fe(OH)3(S)Fe(OH)3(S)+3H+=Fe3++3H2O①Fe(OH)2(S)+2H+=Fe2++2H2O②Fe3++H2O=FeOH2++H+

③Fe2++H2O=FeOH++H+④Fe3++e=Fe2+⑤Fe(OH)3(S)和Fe(OH)2(S)的边界

Fe(OH)3(S)+H++e=Fe(OH)2(S),lgK=4.62pE=4.62–pH

(1)

Fe(OH)2(S)和FeOH+的边界

Fe(OH)2(S)+H+=FeOH++H2OlgK=4.6pH=4.6-log[Fe(OH)+]将[Fe(OH)+]=1.0×10-7mol/L代入，

pH=11.6

(2)Fe(OH)3(S)和Fe2+的边界Fe(OH)3(S)+3H++e=Fe2++3H2OlgK=17.9pE=17.9-3pH-log[Fe2+]将[Fe2+]=1.0×10-7mol/L代入

pE=24.9-3pH

(3)

Fe(OH)3(S)和FeOH+的边界Fe(OH)3(S)+2H++e=FeOH++2H2OlgK=9.25将[FeOH+]以1.0×10-7mol/l-1代入

pE=16.25-2pH

(4)

Fe3+和Fe2+边界Fe3++e=Fe2＋lgK=13.1

(5)表明与pH无关。

Fe3+和Fe(OH)2+边界Fe3++H2O=Fe(OH)2++H+lgK=-2.4

边界条件为[Fe3+]

=[Fe(OH)2+]

pH=2.4(6)Fe2+与FeOH+边界

Fe2++H2O=FeOH++H+

lgK=-8.6

pH=8.6(7)

Fe2+与Fe(OH)2+边界

Fe2++H2O=Fe(OH)2++H++e

lgK=-15.5

pE=15.5-pH

(8)Fe(OH)2+与Fe(OH)3(S)的边界Fe(OH)3(S)+2H++=FeOH2++2H2O

lgK=2.4

pH=4.7(9)通过计算和作图可见：①在高[H+]和高电子[e]活度区，是酸性还原介质，主要物类为Fe2+。②在高[H+]和低电子[e]活度区，是酸性氧化介质，主要物类为Fe3+。③在低[H+]和低电子[e]活度区，是低酸性氧化介质，主要物类为Fe(OH)3。④在低[H+]和高电子[e]活度区，是碱性还原介质，主要物类为Fe(OH)2。注意：在通常的水体pH范围内（pH=5—9），Fe(OH)3或Fe2+是主要的稳定形态。水中主要氧化剂：O2、Fe3+、Mn4+、S6+等。还原态为：H2O、Fe2+、Mn2+、S2-、有机物等。3.天然水的pE和决定电位决定电位：某个单体系的含量比其他体系高得多，该单体系的电位几乎等于混合体系的pE，被视作决定电位。

一般天然水体溶解氧是“决定电位”，而有机污染物积累的厌氧体系中有机物是“决定电位”好氧水中

大气中氧的分压为：po2

=0.21×105Pa,[H＋]=1.0×10-7mol/L,pE=20.75+lg{(po2/1.013×105)0.25×[H+]}=13.58

（好氧水，有夺取电子的倾向）

计算天然水中的pE：

若在一个有微生物作用产生CH4及CO2的厌氧水中，假定pCO2

=pCH4，pH=7.00，相关半反应为pEo=2.87pE=pEo+lg（pCO20.125.[H+]/pCH40.125)

=2.87+lg[H+]=-4.13说明是一还原环境，有提供电子的倾向。从上面计算可以看到，天然水的pE随水中溶解氧的减少而降低，因而表层水呈氧化性环境，深层水及底泥呈还原性环境，同时天然水的pE随其pH减小而增大。

图3-18反映了不同水质区域的氧化还原特性，氧化性最强的是上方同大气接触的富氧区，这一区域代表大多数河流、湖泊和海洋水的这层情况，还原性最强的是下方富含有机物的缺氧区，这区域代表富含有机物的水体底泥和湖、海底层水情况。在这两个区域之间的是基本上不含氧、有机物比较丰富的沼泽水等。4.无机氮化合物的氧化还原转化

水中氮的形态主要是：

NH4+、NO2-、NO3-等。设总氮浓度为1.00×10-4mol/L，水体pH=7.00绘制logC

–

pE图

较低pE时（pE<5.65），NH4+是主要形态

lg[NH4+]=-4.00（1）

pEo=15.14

pE=5.82+

lg[NO2-]=-38.92+6pE(2)？pEo=14.90(pH=7.00)

lg[NO3-]=-53.20+8pE(3)

pE=6.5左右，NO2-是主要形态，([NO2-]=1.00×104mol/L)

lg[NO2-]=-4.00(4)

用[NO2-]=1.00×10-4mol/L代入（1）式，得lg[NH4+]=30.92-6pE

(5)pEo=14.15

(pH=7.00)

lg[NO3-]=-18.30+2pE(6)

pE>7，NO3-是主要形态，则

lg[NO3-]=-4.00(7)用[NO3-]=1.00×10-4mol/L代入前式，得lg[NO2-]=10.30-2pE(8)类推，代入前式得到

lg[NH4+]=45.20-8pE(9)

5．无机铁的氧化还原转化

天然水中的铁主要以Fe(OH)3(S)和Fe2+形态存在，设总溶解铁的浓度为1.00×10-3mol/LFe3++e=Fe2+pEo=13.05pE=13.05+lg当pE<<pEo，则[Fe3+]<<[Fe2+],[Fe2+]=1.00×10-3mol/Llg[Fe2+]=-3(1)lg[Fe3+]=pE-16.05(2)当pE>>pEo，则[Fe3+]>>[Fe2+],[Fe3+]=1.00×10-3mol/Llg[Fe3+]=-3.0(3)lg[Fe2+]=10.05–pE(4)当pE=pEo，则[Fe3+]=[Fe2+]=0.50×10-3mol/Llg[Fe3+]=lg[Fe2+]=3.3(5)6.水中有机物的氧化水中有机物通过微生物的作用，逐步降解转化成无机物。微生物利用水中的溶解氧对水中的有机物进行有氧降解，可以表示为：

{CH2O}+O2→CO2+H2O

有氧降解产物为H2O、CO2、NO3-、SO42-当水中有机物增多，溶解氧减少，可能发生缺氧降解，主要产物为NH3、H2S、CH4等，使水质进一步恶化。天然水体有自净能力。图6-5河流的氧下垂曲线（S.E.Manahan,1984）溶解氧含量清洁区分解区腐败区恢复区清洁区时间或距离有机物

有机污染物在水环境中的迁移、转化取决于有机污染物的自身性质和环境水体条件。迁移转化主要方式有:吸附、挥发、水解、光解、生物富集、生物降解等。第三节水中有机污染物的迁移转化一、分配作用吸着（sorption）指有化合物在土壤(沉积物)中的吸着存在，可以用二种机理来描述有机污染物和土壤质点表面间物理化学作用的范围。分配理论认为，在土壤—水体系中，土壤对非离子性有机化合物的吸着主要是溶质的分配过程（溶解）这一分配理论，即非离子性有机化合物可通过溶解作用分配到土壤有机质中，并经过一定时间达到分配平衡，此时有机化合物在土壤有机质和水中含量的比值称为分配系数。

实际上，有机化合物在土壤（沉积物）中的吸着存在着两种主要机理：①分配作用；②吸附作用。

1.分配理论

①分配作用：在水溶液中，土壤有机质(包括水生生物脂肪以及植物有机质等)对有机化合物的溶解作用。而且在溶质的整个溶解范围内，吸附等温线都是线性的，与表面吸附位无关，只与有机化合物的溶解度相关。因而，放出的吸附热小。

②吸附作用：在非极性有机溶剂中，土壤矿物质对有机化合物的表面吸附作用。物理吸附通过范德华力,化学吸附通过化学键力（如氢键、离子偶极键、配位键及π键）。其吸附等温线是非线性的，并存在竞争吸附，同时在吸附过程中往往要放出大量热，来弥补反应中熵的损失。分配作用吸附作用作用力分子力(溶解作用)范德华力和化学键力吸附热低吸附热高吸附热吸附等温线线性非线性竞争作用非竞争吸附竞争吸附(与溶解度相关)分配与吸附曲线差异土壤有机质对吸附的影响

①在水体中,土壤有机质吸附非离子性有机化合物的作用特征:高分配(有机质),弱吸附(矿物表面)

②非离子性有机物在干土壤上的吸附作用特征:高分配(有机质),强吸附(矿物表面)

③非离子性有机物在非极性有机溶剂中与土壤颗粒的吸附作用特征:极弱的分配(有机质),强烈的吸附(矿物表面)

④非离子性有机物在极性有机溶剂中与土壤颗粒的吸附作用特征:极弱的分配(有机质),极弱的吸附(矿物表面)

1）分配系数有机化合物在沉积物（或土壤）和水中含量的比值称为分配系数(Kp)。其中，和分别为固相和水相中污染物平衡浓度。2.分配系数与标化分配系数为了引入悬浮颗粒物的浓度，有机物在水、颗粒物之间平衡时总浓度可表示为：ρT=ρp·wa+ρw式中：ρT——单位溶液体积内颗粒物上和水中有机毒物质量总和（ug/L）。wa——有机毒物在颗粒物上的质量分数（ug/kg）。ρp——单位溶液体积上颗粒物的质量（kg/L）。ρw——有机毒物在水中的平衡质量浓度（ug/L）。将代入上式得到：故2）标化分配系数(Koc)

为了消除各类沉积物中有机质含量对有机化合物溶解的影响，更准确地反应固相有机物对有机化合物的分配特征，特引进了标化分配系数Koc，它是以有机碳为基础的分配系数，亦称有机碳分配系数，表达式为：

Xoc——表示沉积物中有机碳的质量分数。意义：对于每一种有机化合物，可以得到与沉积物特征无关的标化分配系数Koc。若考虑颗粒物大小影响:

f—表示细颗粒(d<50μm)质量分数，Xsoc、Xfoc—分别表示粗、细颗粒组分有机碳含量。

上式的物理意义：①细颗粒沉积物与粗颗粒沉积物相比，其对有机污染物的分配作用更大。②粗颗粒对有机污染物的分配能力只有细颗粒的20%。3）辛醇-水分配系数

①辛醇-水分配系数：指的是有机化合物在辛醇中浓度和在水中浓度的比例。式中：ρo——有机毒物在辛醇中的平衡质量浓度（ug/L）。

ρw——有机毒物在水中的平衡质量浓度（ug/L）。辛醇-水分配系数反映了化合物在水相和有机相之间的迁移能力，是描述有机化合物在环境中行为的重要参数，它与化合物的水溶性、土壤吸咐常数和生物浓缩因子密切相关，通过对某一化合物辛醇-水分配系数的测定，可提供该化合物在环境行为方面的许多信息，特别是对于评价有机物在环境中的危险性起着重要作用。②Koc与辛醇-水分配系数Kow的关系：Koc=0.63Kow③辛醇—水分配系数与溶解度的关系为：

lgKow=5.00-0.670lg[(Sw/M)103]式中：Sw—有机物在水中的溶解度（mgL-1）M—有机物的相对分子量3、生物浓缩因子(BCF)有机毒物在生物群—水之间的分配称为生物浓缩或生物积累。生物浓缩因子（KB）定义:

有机体在生物体内的浓度与水中该有机物浓度之比，用BCF或KB表示。式中：ρb——有机毒物在生物体内的浓度。ρe——有机毒物在生物体周围环境中的浓度。二、挥发作用挥发作用是指有机物质从溶解态转向气态的过程。挥发速率与有毒物的性质和水体特征有关。有机污染物的挥发速率及挥发速率常数的关系：1、亨利定律:p=KHCW式中：p——污染物在水面大气中的平衡分压，Pa。cw——污染物在水中的平衡浓度，mol/m3。KH——Henry定律常数，Pa·m3/mol。2、挥发速率：RV=kV(c-c0)/Z=kV(c-p/kH)/Z式中：RV：挥发速率。kV：挥发速率常数。c：水中有机化合物的浓度，mol/m3。Z：水体的混合高度，m3。3、挥发作用的双膜理论挥发作用的双膜理论：在气、液界面两侧，分别存在相对稳定的气膜和液膜；即使气相、液相呈湍流状态，这两层膜内仍保持层流状态；化学物质在挥发过程中要分别通过一个薄的“液膜”和一个薄的“气膜”。湍流：指流体质点的运动迹线极其紊乱，流向随时改变的一种流动。湍流：指流体质点的运动迹线极其紊乱，流向随时改变的一种流动。气体主体内的分子溶