楊悅鎖，王園園，宋曉明，于彤，楊新瑤

(1沈陽大學(xué)區(qū)域污染環(huán)境生態(tài)修復(fù)教育部重點實驗室，遼寧 沈陽 110044；2吉林大學(xué)地下水環(huán)境與資源教育部重點實驗室，吉林 長春 130021)

土壤和地下水環(huán)境中膠體與污染物共遷移研究進(jìn)展

楊悅鎖1,2，王園園1，宋曉明1，于彤2，楊新瑤1

(1沈陽大學(xué)區(qū)域污染環(huán)境生態(tài)修復(fù)教育部重點實驗室，遼寧 沈陽 110044；2吉林大學(xué)地下水環(huán)境與資源教育部重點實驗室，吉林 長春 130021)

天然膠體在土壤和地下水環(huán)境中廣泛存在。由于膠體不僅具有粒徑小、比表面積大、表面帶有電荷等基本特點，而且具有獨特的雙電層結(jié)構(gòu)和豐富的表面官能團(tuán)，這些特點使得膠體成為地下環(huán)境中最為活躍的組分，并對土壤與地下水中污染物的遷移產(chǎn)生重要影響。近年來，土壤與地下水環(huán)境中的膠體及其對污染物的促進(jìn)遷移作用受到越來越多研究者的關(guān)注。綜述了地下環(huán)境中的膠體來源、可移動膠體的釋放與沉積、膠體自身的特征與環(huán)境行為以及膠體對不同污染物的促進(jìn)遷移作用，分析了各種環(huán)境因子對膠體-污染物共遷移的影響。在此基礎(chǔ)上，對地下環(huán)境中膠體與污染物共遷移的過程與機(jī)理等尚需深入研究的關(guān)鍵科學(xué)問題提出了研究展望。

地下水；膠體；土壤污染；共遷移；吸附；環(huán)境因子

引 言

土壤和地下水環(huán)境（以下簡稱“地下環(huán)境”，subsurface environment）屬于人類賴以生存的兩大圈層——巖石圈和水圈的重要內(nèi)涵，包括表土層、包氣帶和飽水帶，其物理、化學(xué)、生物（簡稱“物-化-生”）及其環(huán)境參數(shù)的時空分布特征和變化能夠發(fā)生改變，對于理解和研究地下環(huán)境中的宏觀-微觀過程以及人類賴以生存的環(huán)境質(zhì)量有著重要的理論和實際價值。在這些不同層次和尺度的過程里，膠體可能增強(qiáng)或者減弱地下環(huán)境中污染物的遷移行為，對污染物的歸趨起著重要作用。研究膠體本身的物-化-生特征以及膠體與污染物結(jié)合體系的微觀特征，對于定性和定量研究各種污染物在地下環(huán)境中的遷移及土壤與地下水環(huán)境保護(hù)和污染修復(fù)具有重要意義。

1 土壤和地下水環(huán)境中的膠體

1.1 膠體的來源及組成

膠體在地下環(huán)境中廣泛存在，土壤膠體是土壤和地下水中最細(xì)小而活躍的非溶解態(tài)組分。相對于地下環(huán)境中的其他大顆粒，膠體能與污染物發(fā)生強(qiáng)烈的吸附和絡(luò)合反應(yīng)，從而影響污染物的遷移轉(zhuǎn)化、生物有效性和生化毒理特征[1]?？紤]到其物理、化學(xué)、生物屬性，膠體自身也可能具有一定的環(huán)境風(fēng)險，因此，地下環(huán)境中膠體遷移及其對污染物遷移的影響成為國內(nèi)外研究的熱點。

表1 天然水體中的膠體分類及粒徑分布[2-3]Table 1 Categorization and size distribution of colloids natural aquatic environment[2-3]

圖1 土壤膠體的構(gòu)造模式Fig. 1 Schematic diagram of colloid structure in soil

地下環(huán)境中膠體的種類繁多（表1），通常認(rèn)為土壤與地下水中的膠體定義為粒徑介于 1 nm～1 μm之間的組分[4]。這些膠體成因主要包括兩大類：一方面抽水、注水等快速水力擾動導(dǎo)致地下水流速發(fā)生變化，一些小顆粒物質(zhì)在水動力剪切作用下形成膠體；另一方面地下水環(huán)境中離子強(qiáng)度降低、氧化還原條件變化、pH升高等化學(xué)擾動促使金屬類和磷酸鹽類物質(zhì)形成膠體沉淀；地下環(huán)境中的礦物顆粒也能夠吸附帶電粒子或大分子從而導(dǎo)致自身表面電荷發(fā)生變化，轉(zhuǎn)化為膠體態(tài)。土壤膠體的構(gòu)造復(fù)雜（圖1），中間的膠體微粒核由無機(jī)物、有機(jī)物或有機(jī)-無機(jī)復(fù)合體組成，外部由決定電位離子層（吸附層）和補(bǔ)償離子層（擴(kuò)散層及非活性離子層）組成。決定電位離子層和補(bǔ)償離子層合在一起稱為雙電層。組成膠體微粒核的物質(zhì)可能是有機(jī)物或者無機(jī)物，也可能是有機(jī)-無機(jī)復(fù)合體，因此膠體可分為有機(jī)膠體、無機(jī)膠體和有機(jī)-無機(jī)復(fù)合膠體。腐殖質(zhì)和微生物是土壤中有機(jī)膠體的主要組成部分，黏土礦物、Fe/Al氧化物是土壤中無機(jī)膠體的主要成分，一般比有機(jī)膠體含量高幾倍到幾十倍[5]，有機(jī)-無機(jī)復(fù)合膠體有助于形成良好的土壤結(jié)構(gòu)，并在土壤肥力特性變化等物-化-生過程中發(fā)揮著重要作用。

1.2 膠體的物理化學(xué)特性

作為地下環(huán)境中最活躍的組分，膠體有其獨特的理化性質(zhì)：① 土壤膠體具有較大的比表面積和表面能以及陽離子交換容量（CEC）（表2）；② 土壤膠體具有一定的穩(wěn)定性，能夠參與一系列的物-化-生過程；③土壤膠體還具有一定的分散性和凝聚性。有機(jī)膠體表面還有羧基（—COOH）、醛基(—CHO)、羥基(—OH)、醌基(-O)、烯醇、酚、羥基醌、內(nèi)酯和醚等豐富的表面官能團(tuán)，可與有機(jī)或無機(jī)污染物發(fā)生反應(yīng)，從而對其遷移轉(zhuǎn)化產(chǎn)生影響[10]。

表2 土壤中常見膠體礦物的比表面積和陽離子交換量[6-9]Table 2 Specific and cation exchange capacity of common minerals in soil[6-9]

1.3 膠體的提取和分離

利用傳統(tǒng)過濾手段（濾膜孔徑通常為0.7 μm 或0.45 μm）通常只能將水樣分為真溶液和懸浮顆粒物兩部分，而忽略了納米尺寸的膠體物質(zhì)[11]。膠體的存在對于地下環(huán)境中的重金屬、放射性核素、疏水性有機(jī)污染物等及其生物地球化學(xué)循環(huán)影響顯著，因此膠體的提取和分離技術(shù)是研究膠體與污染物共遷移的前提。

常用的膠體提取分離技術(shù)有：離心超濾、樹脂吸附、滲析、切向流超濾等。由于地下水中膠體濃度相對較低，Saito等[12]利用流場分流技術(shù)（fow-feld fow fractionation，即FI-FFF）對深層花崗巖地下水中的納米級膠體進(jìn)行提取和分離富集；Aosai等[13]在保持原位水化學(xué)條件下，利用微濾/超濾兩級過濾系統(tǒng)對地下水中的膠體物質(zhì)進(jìn)行提取和分離富集；唐翾等[14]為了研究不同水體中重金屬在顆粒相和膠體相中的分布特征，運(yùn)用連續(xù)流離心機(jī)、切面流超濾分離技術(shù)（UF）和反滲透技術(shù)（RO）進(jìn)行水中膠體的提取。連續(xù)流離心過程主要針對水樣中大顆粒物質(zhì)的提取和分離，膠體的分離則分別采用反滲透與切向流超濾的方法達(dá)到濃縮和純化的目的。Hassell?v等[15]利用切向流超濾（cross-flow ultrafiltration，CFF）對地下水中的膠體態(tài)鐵和磷進(jìn)行提取和分離，當(dāng)使用1×103的超濾膜時，對兩種膠體的截留率可達(dá)到90%以上。在眾多膠體提取和分離技術(shù)中，切向流超濾以速度快、處理量大、損失少、裝置簡便、節(jié)省動力、分離效率高等優(yōu)點被廣泛應(yīng)用于實際地下環(huán)境中膠體的提取和分離富集。

1.4 膠體的表征技術(shù)

膠體理化性質(zhì)的表征一般包括顆粒粒徑大小、表面形貌特征、元素組成、表面電荷、表面官能團(tuán)、膠體濃度等十幾個方面，所以要全面完整地表征出膠體的理化性質(zhì)并非易事。常用的表征技術(shù)有紅外光譜、X射線衍射（XRD）、X 射線熒光光譜(XRF)、掃描電鏡（SEM）等。有研究利用流場分流技術(shù)(Fl-FFF)和電感耦合等離子體質(zhì)譜(ICP-MS)分析了蒙脫石的粒徑分布以及地下水中胡敏酸膠體和金屬離子（如鈾）、稀土金屬等之間的相互作用[16]。表3歸納出了納米顆粒或膠體表征常用的分析技術(shù)。膠體的理化性質(zhì)決定了其對污染物環(huán)境行為的影響，因此，應(yīng)用這些表征手段對膠體樣品進(jìn)行表征對于分析膠體與污染物之間相互作用的微觀機(jī)理是必不可少的。

2 地下環(huán)境中膠體的環(huán)境行為

地下環(huán)境中的膠體行為受到諸多環(huán)境因素的影響，包括土壤及地下水系統(tǒng)中介質(zhì)和流體的物理、化學(xué)以及生物特征。鑒于膠體本身的微觀特性，當(dāng)?shù)叵颅h(huán)境中的某一因素發(fā)生變化時，膠體可能發(fā)生釋放、沉積、聚合、遷移等環(huán)境行為，并且這些過程往往同時進(jìn)行[25]。

2.1 膠體的釋放和沉積

地下環(huán)境中的各種膠體可能被自然活動、人類活動以及生物活動所激發(fā)而在包氣帶土壤和地下水環(huán)境中產(chǎn)生作用。原位膠體受土壤和地下水化學(xué)性質(zhì)變化的影響，其活化是地下環(huán)境中可移動膠體最常見的來源[26]。膠體在土壤環(huán)境中的吸附和遷移行為不僅對污染物的歸趨產(chǎn)生很大影響，而且還有可能改變土壤的結(jié)構(gòu)和性質(zhì)[27]。地下環(huán)境中發(fā)生的物理擾動（水動力條件變化）或者化學(xué)擾動都可能引起膠體的釋放和沉積行為。抽水或注水可以造成地下水流速增大，促進(jìn)固相吸附的膠體顆粒釋放到地下水溶液中；高離子強(qiáng)度能促進(jìn)膠體凝聚，抑制膠體釋放[28-29]；表面活性劑可以改變礦物顆粒表面所帶的電荷，并通過促使礦物表面與其電動力剪切面之間的距離變大，因而增大含水介質(zhì)顆粒表面與膠體顆粒之間的斥力，促進(jìn)膠體釋放[30]。這些影響水土環(huán)境中膠體釋放的原理，基本上對其在水土環(huán)境中的沉積也同樣成立。

表3 膠體的常用分析技術(shù)Table 3 Analytical techniques for colloids

2.2 膠體在多孔介質(zhì)中的遷移

膠體可能與污染物結(jié)合并穿透表層土壤和包氣帶到達(dá)地下含水層，因此對地下水安全造成威脅。由于尺寸排阻作用，膠體在多孔介質(zhì)中的運(yùn)移速度較溶質(zhì)快[31]。膠體在固相介質(zhì)上的釋放和沉積、濾除，膠體在多孔介質(zhì)中的堵塞，在固-液界面上和在氣-液界面上的滯留作用等都對膠體的遷移有著重要的影響。決定膠體遷移的主要過程有對流-彌散(advection-dispersion)、聚合-分散(aggregationdispersion)、附著-分離(attachment-detachment)、濾除(filtration)、堵塞(blocking)、阻塞(straining)以及優(yōu)先流(preferential flow)[32-34]。膠體在飽和多孔介質(zhì)中遷移時的堵塞現(xiàn)象與膠體粒徑、介質(zhì)顆粒大小、介質(zhì)形狀、表面粗糙程度、孔隙尺寸、孔隙水化學(xué)性質(zhì)等因素有關(guān)[35-36]。大顆粒對孔隙的堵塞增強(qiáng)小顆粒的阻塞過程，由于小顆粒阻塞容量被快速消耗因此造成大顆粒阻塞減少[34]。膠體在多孔介質(zhì)中的運(yùn)移受到水動力條件變化的影響，其遷移行為會隨著擾動強(qiáng)度的變化而變化；越小的滲流速度，篩濾作用受到膠體粒徑的影響越顯著[37]。Shang等[38]通過實驗證明了水力流速和膠體濃度是膠體在多孔介質(zhì)中遷移的重要因素。

2.2.1 飽和多孔介質(zhì)中膠體的遷移 飽水帶（飽和帶）區(qū)別于非飽和系統(tǒng)的主要特征是土或巖石介質(zhì)的孔隙全部被水充滿，沒有氣相存在（水中的溶解態(tài)氣體則另當(dāng)別論）。在飽和多孔介質(zhì)中，環(huán)境條件的變化是引起膠體遷移的重要因素[25]。賈曉玉等[39]研究表明中性和堿性條件下土壤膠體容易遷移，含水介質(zhì)滲透性變化小。而呂俊佳等[40]認(rèn)為pH在4～9時，對飽和多孔介質(zhì)中黑土膠體的遷移行為影響較弱。飽和多孔介質(zhì)中溶解性有機(jī)質(zhì)（DOM）通常能夠影響膠體的表面化學(xué)性質(zhì)，促進(jìn)膠體絮凝或溶解[41]。Wang等[42]的研究表明，腐殖酸可以吸附到伊利石表面，增大伊利石的空間排斥力，促進(jìn)伊利石膠體的遷移。此外，有機(jī)質(zhì)還能改變多孔介質(zhì)表面特性，從而影響膠體遷移[43-46]。因此，有機(jī)質(zhì)對膠體遷移的影響特別是在地下水有機(jī)污染的條件下還需要做進(jìn)一步的深入研究。離子強(qiáng)度高低可以改變膠體表面雙電層的厚度，因此影響膠體在地下水中的遷移行為。高離子強(qiáng)度條件下，膠體與飽和多孔介質(zhì)之間的排斥力較弱，因此與多孔介質(zhì)結(jié)合的膠體不易從表面分離下來，即不利于膠體遷移[47]。李海明等[48]也得到了類似的結(jié)論：膠體的穿透曲線與示蹤離子相比，存在一個臨界孔隙體積數(shù)（臨界時間點），在臨界時間點之前，膠體的遷移速度大于示蹤離子，而臨界孔隙體積數(shù)與離子強(qiáng)度呈負(fù)相關(guān)，離子強(qiáng)度越高，臨界孔隙體積數(shù)越小，即膠體遷移受到抑制。

綜上所述，膠體在飽和多孔介質(zhì)中的遷移受到環(huán)境pH、離子強(qiáng)度、DOM含量等因素的影響，因此，在研究膠體遷移行為時，需要考慮這些環(huán)境因素對膠體遷移的影響。

2.2.2 非飽和介質(zhì)中膠體的遷移 包氣帶中典型的非飽和多孔介質(zhì)往往是固-液-氣-膠體等多相態(tài)復(fù)合體系。包氣帶內(nèi)干濕循環(huán)交替的環(huán)境特征，造成包氣帶內(nèi)剪切力、離子強(qiáng)度、pH和含水量的變化也存在相應(yīng)的交替變化。而且由于氣相的存在，包氣帶內(nèi)膠體的遷移更加復(fù)雜[49]。膠體在包氣帶中與飽水帶中遷移的差異性主要由以下幾個原因造成[50]：（1）包氣帶中存在氣-液界面；（2）包氣帶中存在較多的非均勻流和優(yōu)先流；（3）包氣帶中有瞬變流的產(chǎn)生；（4）孔隙水的水化學(xué)性質(zhì)存在著顯著的梯度和分區(qū)；（5）較飽和介質(zhì)中風(fēng)化作用和化學(xué)反應(yīng)更為活躍。移動至包氣帶氣-液界面的膠體由于表面張力和靜電力而被吸附或攔截。在包氣帶中，由于土壤含水率沒有達(dá)到飽和，所以氣-液界面的存在對膠體的遷移起到了關(guān)鍵作用。當(dāng)土壤含水率發(fā)生變化時，氣-液界面發(fā)生波動，可以將固-液界面沉積的疏水性膠體（如細(xì)菌）剝離開，使其隨氣-液界面的波動而遷移，表現(xiàn)出氣-液界面對膠體更強(qiáng)的親和力；而礦物膠體與氣-液界面的親和力取決于膠體的形狀、表面電荷分布，并且與膠體的CEC呈負(fù)相關(guān)[51]。另外，水膜對膠體的濾除效應(yīng)也減弱了其在包氣帶中的遷移。當(dāng)水膜厚度小于膠體粒徑大小時，膠體將被阻塞濾除；當(dāng)水分含量減小時，多孔介質(zhì)中水流停滯的區(qū)域范圍增加，膠體被水膜濾除的量也隨之增加，遷移性減弱[52]。

研究膠體在微觀界面的遷移對于理解包氣帶中膠體的環(huán)境行為是很有必要的。Surachet等[53]模擬了玻璃微珠填充柱的毛細(xì)邊緣波動對膠體遷移的影響，并使用共聚焦顯微鏡實現(xiàn)可視化研究。共焦圖像證實，最初懸浮于含水相的親水帶負(fù)電荷的膠體受引流的影響而沉積在一個排水通道后的固相-水界面，但隨后被毛細(xì)水或地下水面波動帶走；最初附著在濕的或干的玻璃珠表面的膠體被毛細(xì)邊緣移動著的空氣-水界面分離開，親水帶負(fù)電荷的膠體沒有附著到靜態(tài)的空氣泡上，但疏水帶負(fù)電荷和親水帶正電荷的膠體附著到了靜態(tài)的空氣泡上。由此可見，毛細(xì)水或地下水面波動現(xiàn)象能夠促進(jìn)或抑制不同親水性和帶電性的膠體遷移。目前大多數(shù)研究集中在穩(wěn)定水流狀態(tài)條件，而瞬變流在實際地下環(huán)境中普遍存在并對膠體遷移及其促進(jìn)污染物遷移具有重要意義。

3 膠體對污染物的吸附作用

膠體顆粒具有較大的比表面積和眾多的表面反應(yīng)位點，對污染物有很高的吸附親和力，因此膠體是環(huán)境污染物的潛在攜帶者，成為地下環(huán)境中移動性較弱的病毒、放射性核素、重金屬及農(nóng)藥等污染物的良好吸附劑和遷移載體[54-55]。膠體的帶電性質(zhì)和表面性質(zhì)直接影響其對污染物的吸附作用。對于非專性吸附來說，膠體所帶電荷的數(shù)量和密度分別決定著可吸附離子的多少和牢固程度；對于專性吸附來說，膠體對污染物的吸附作用主要與膠體表面官能團(tuán)和污染物之間的絡(luò)合能力有關(guān)。

3.1 膠體對污染物吸附的熱力學(xué)和動力學(xué)

吸附熱力學(xué)是用吸附等溫線來描述在一定溫度條件下，吸附質(zhì)在兩相達(dá)到平衡后濃度之間的關(guān)系；吸附動力學(xué)則反映了吸附反應(yīng)發(fā)生的速率快慢情況。羅文倩等[56]發(fā)現(xiàn)針鐵礦和針鐵礦-腐殖酸復(fù)合膠體對 Cd2+的等溫吸附特征均可用 Langmuir、Freundlich 和 Linear方程加以描述，并且針鐵礦-腐殖酸復(fù)合膠體較單一針鐵礦膠體的吸附能力強(qiáng)，而針鐵礦的解吸量遠(yuǎn)大于針鐵礦-腐殖酸復(fù)合膠體，但總體解吸甚微，推測Cd2+在兩種膠體中的吸附為物理吸附過程，其吸附機(jī)理可能有氫鍵、偶極作用力和范德華力等，而不存在化學(xué)鍵合作用；兩種膠體對Cd2+的吸附解吸過程以快速反應(yīng)為主，但達(dá)到完全平衡所需時間較長。有研究表明Cd2+在零價納米鐵（nZVI）表面的吸附是吸熱反應(yīng)，提高溫度可以增大Cd2+的吸附率，使用偽二級動力學(xué)模型可以很好地擬合Cd2+在nZVI表面的吸附結(jié)果[57]。吸附熱力學(xué)和動力學(xué)是研究膠體吸附作用的基礎(chǔ)也是主要組成部分，是理解膠體與污染物之間相互作用的基本理論依據(jù)。

3.2 膠體對非放射性金屬的吸附作用與機(jī)理

各種外源金屬進(jìn)入土壤環(huán)境之后，能夠與土壤膠體或腐殖質(zhì)發(fā)生物理和物化吸附，也可能產(chǎn)生沉淀，賦存于土壤固相基質(zhì)或溶液之中[58]。膠體對重金屬的吸附類型包括非專性吸附和專性吸附。非專性吸附速度較快，主要是金屬陽離子或陰離子通過在雙電層中以庫侖力與膠體結(jié)合而被吸附；專性吸附速度較慢，這類土壤膠體物質(zhì)主要是鐵、鋁、錳等的氧化物及其水合物，金屬離子在膠體顆粒內(nèi)層與氧原子或羥基結(jié)合形成絡(luò)合物，或金屬離子與土壤顆粒、金屬氧化物產(chǎn)生共沉淀[59]。由于蒙脫石膠體中存在較多的可交換陽離子，因此其對重金屬離子的吸附容量大于高嶺石膠體和伊利石膠體[60]；楊亞提等[61]發(fā)現(xiàn)增大離子強(qiáng)度時，土壤膠體對 Cu2+和Pb2+的吸附方式由靜電吸附和專性吸附為主轉(zhuǎn)變?yōu)橹皇軐Ｐ晕娇刂?，其解吸過程遵循偽一級動力學(xué)反應(yīng)方程，并且各金屬離子解吸速率越大，說明與其結(jié)合的土壤膠體表面電荷密度越小。膠體對重金屬的吸附作用是研究其在地下環(huán)境中遷移和歸趨時的一個重要組成，但是預(yù)測膠體在特定環(huán)境條件下對重金屬遷移的影響仍然是一個挑戰(zhàn)。

3.3 膠體對有機(jī)物的吸附作用與機(jī)理

目前有機(jī)污染物在土壤介質(zhì)中的吸附機(jī)理主要有兩種理論：一種是強(qiáng)調(diào)有機(jī)污染物通過范德華力和氫鍵等分子間作用力與介質(zhì)顆粒表面的吸附位點結(jié)合而吸著于土壤顆粒表面，即傳統(tǒng)吸附理論；另一種認(rèn)為有機(jī)污染物在水溶液和土壤有機(jī)質(zhì)之間進(jìn)行分配，即分配理論。龔劍等[11]發(fā)現(xiàn)天然水體中類固醇類雌激素（SEs）的膠體/水分配系數(shù)高于固體顆粒物/水分配系數(shù)約 2個數(shù)量級，表明膠體對SEs的強(qiáng)吸附能力是控制其在水環(huán)境中分配、遷移、轉(zhuǎn)化的重要因素。包氣帶中的外來有機(jī)物很容易吸附在難移動黏土礦物膠體表面而被截留，十分不利于有機(jī)物的遷移[62]。彭偉等[63]的研究表明，水中Ca2+濃度的升高可造成帶負(fù)電的弱酸性有機(jī)聚合體胡敏酸（HA）分子的帶電雙電層受到壓縮，從而導(dǎo)致HA空間分子結(jié)構(gòu)變小，HA 分子的吸附表面減小使得HA對多氯聯(lián)苯 （PCB）的吸附能力降低；溫度升高不利于HA膠體對PCB的吸附；在3種不同的等溫吸附模型中，F(xiàn)reundlich模型更符合HA 對PCB的吸附過程。因此，分配作用在膠體對有機(jī)物的吸附中占有很重要的地位。

3.4 膠體對放射性元素的吸附作用與機(jī)理

土壤膠體對鈾、銫等放射性核素也具有較強(qiáng)的吸附能力。地下環(huán)境中形成大量的黏土礦物膠體，極有可能使原本呈溶解態(tài)的镎和钚被吸附轉(zhuǎn)入到次生黏土礦物相中[64]。地下環(huán)境中廣泛存在的腐殖酸等有機(jī)膠體可與钚發(fā)生絡(luò)合配位反應(yīng)，影響钚的溶解度，進(jìn)而影響其遷移和歸趨[65]。土壤膠體對鈾的吸附以專性吸附為主導(dǎo)，專性吸附是膠體羥基化表面和鈾酰離子形成化學(xué)鍵。地下環(huán)境尤其是土壤表層干濕交替和凍融循環(huán)造成膠體釋放，從而改變放射性核素在土壤環(huán)境中的吸附與遷移行為[66-67]。Timothy等[68]通過實驗室研究發(fā)現(xiàn)镅在膨潤土膠體上的吸附能力很弱，膨潤土膠體表面缺少對镅強(qiáng)有力的結(jié)合位點，因此少量吸附在膨潤土膠體表面的镅也會很快解吸下來，不能在系統(tǒng)中隨膠體繼續(xù)遷移。銫和鍶在伊利石膠體上的解吸動力學(xué)表明其解吸過程非常緩慢，與鍶相比較，銫的解吸過程更加緩慢，說明伊利石膠體對銫的促進(jìn)遷移作用更加顯著[69]。研究表明，Al(OH)3膠體對鈾的吸附以表面吸附為主，其吸附動力學(xué)過程可用 Elovich方程描述，與Freundlich等溫吸附模型相比，Langmuir等溫吸附模型對實驗數(shù)據(jù)擬合效果更好[70]。膠體對放射性元素的專性吸附是許多學(xué)者在研究放射性元素遷移時必須考慮的一個重要因素。

3.5 膠體對無機(jī)非金屬元素的吸附作用與機(jī)理

膠體不僅對金屬和有機(jī)物具有不同程度的吸附作用，而且可以吸附N、P等無機(jī)非金屬物質(zhì)，并對其在環(huán)境中的存在形態(tài)、遷移和歸趨產(chǎn)生重要影響。銨態(tài)氮是農(nóng)用氮肥的主要氮素形式，帶負(fù)電荷的土壤膠體對有較強(qiáng)的靜電吸附作用，且吸附過程迅速，吸附量的多少受到土壤膠體的數(shù)量和電荷數(shù)量的影響；土壤中磷的吸附/解吸過程分為快速表面吸附階段和慢速擴(kuò)散吸附階段，且整個吸附過程受后一階段控制，土壤有機(jī)質(zhì)組分對磷的吸附/解吸動力學(xué)方程常用Elovich方程描述[71]。孫小靜等[72]在研究持續(xù)水動力作用下湖泊底泥膠體態(tài)氮、磷的釋放實驗時發(fā)現(xiàn)：與底泥顆粒物相比，膠體對N、P具有更加強(qiáng)烈的吸附作用，當(dāng)環(huán)境體系水動力作用減弱時，膠體發(fā)生聚沉現(xiàn)象。這種情況下，膠體含量減小，對N、P的吸附能力也隨之大大降低。膠體強(qiáng)大的吸附能力使其在溶解態(tài)營養(yǎng)鹽較多時可以吸附并儲存過量的N、P等，成為營養(yǎng)鹽的一個臨時儲存庫；當(dāng)體系中N、P等營養(yǎng)鹽含量較低時又可以釋放出來，滿足植物或水生生物迅速生長的需要[73]。由此可見，膠體對土壤或淺層地下水中N、P等無機(jī)非金屬元素的吸附和釋放作用對于保持土壤肥力、維持生態(tài)平衡等方面有重要影響。

4 地下環(huán)境中可移動膠體對污染物的攜帶遷移作用

以往研究認(rèn)為，土壤中只有液相和氣相可以移動，并促進(jìn)污染物在多孔介質(zhì)中運(yùn)移。隨著對污染物在地下環(huán)境中遷移研究的不斷深入，發(fā)現(xiàn)傳統(tǒng)污染物遷移轉(zhuǎn)化模型與機(jī)理在評價或預(yù)測某些污染過程時對一些現(xiàn)象難以給出合理的解釋[74]。后來一些學(xué)者在研究土壤中膠體遷移過程時發(fā)現(xiàn)，土壤中可移動的膠體物質(zhì)也可以與污染物結(jié)合，進(jìn)而遷移很長的距離[75]，使得膠體促進(jìn)遷移機(jī)理被廣泛接受，并對一些難以解釋的現(xiàn)象進(jìn)行了合理解釋。

4.1 地下環(huán)境中可移動膠體對污染物促進(jìn)遷移機(jī)理

可移動膠體能夠作為污染物的載體，為其提供一個快速遷移的通道。這種提高污染物質(zhì)傳播的現(xiàn)象被稱為“膠體促進(jìn)污染物遷移”（colloid-facilitated contaminant transport或 者 colloid- facilitated transport of contaminants）[47,76]。早在20年前，實驗室實驗就已經(jīng)證明了膠體促進(jìn)污染物遷移是污染物在地下水中遷移的重要機(jī)制[77]。地下環(huán)境中的可移動膠體既能夠吸附污染物，又能在適宜的條件下以類似于水相的速率長距離遷移，使得放射性核素、痕量金屬及有機(jī)污染物等移動性很弱的污染物加速遷移[78-79]。膠體須滿足以下重要條件才能在促進(jìn)污染物遷移方面具有環(huán)境學(xué)意義[80]：（1）可移動膠體濃度較大；（2）膠體能在多孔介質(zhì)的未污染帶進(jìn)行長距離遷移；（3）污染物與可移動膠體之間的吸附作用較強(qiáng)，且解吸過程相對緩慢；（4）污染物毒性強(qiáng)，這樣即使在地下環(huán)境中的低含量也會產(chǎn)生風(fēng)險。膠體在多孔介質(zhì)中的遷移之所以意義重大，主要就是由于膠體能夠促進(jìn)很多種無機(jī)和有機(jī)污染物的遷移，這些污染物吸附到膠體顆粒上，再隨之遷移到更廣泛的區(qū)域，加劇了對地下環(huán)境的污染風(fēng)險。地下環(huán)境中膠體對污染物的攜帶遷移作用可由圖2的概念模型表示。

圖2 地下環(huán)境中膠體對污染物的攜帶遷移概念模型Fig. 2 Conceptual model of colloid-facilitated contaminant transport in subsurface environment

4.1.1 地下環(huán)境中膠體對放射性元素遷移作用的影響 放射性核素離子均可有效吸附于天然膠體上，并可隨之長距離遷移[47,81]。20世紀(jì)80年代開始，美、英兩國開始在野外從事簡單的核素遷移實驗[64]。放射性核素自身呈膠體態(tài)或被其他膠體物質(zhì)吸附后，其在地下環(huán)境中的遷移過程與粒徑大小和所帶電荷有關(guān)。一方面，膠體微?？赡苁艿娇臻g排斥力而被阻止在含水介質(zhì)中遷移；另一方面，膠體微?？赡芘c含水介質(zhì)表面因電荷相反而沉積于介質(zhì)表面，遷移受到限制。在膠體的驅(qū)動作用下，銫、鈾、钚、錒化物等放射性元素的遷移范圍顯著增大[82-83]。膠體對放射性元素的攜帶遷移作用與污染物的形態(tài)和價態(tài)也有關(guān)系，同一元素以不同形態(tài)或不同價態(tài)存在時，膠體對其遷移的影響也可能不同。例如膠體可以促進(jìn)四價鈾遷移，抑制六價鈾的遷移[84-85]。在裂隙材料填充系統(tǒng)中，由于裂隙材料具有將镅從膠體上剝離的能力，并且膨潤土膠體缺少強(qiáng)有力的結(jié)合位點，攜帶著放射性元素镅的膨潤土膠體不可能遷移太遠(yuǎn)的距離[68]。所以膠體對放射性核素的運(yùn)輸以及污染物的攜帶遷移作用對放射性核素的運(yùn)輸以及污染場地的修復(fù)工作具有重要的指導(dǎo)意義。

4.1.2 地下環(huán)境中膠體對非放射性金屬的促進(jìn)遷移作用 土壤中大量存在的膠體物質(zhì)是金屬吸附的重要界面，金屬離子隨這些膠體在地下環(huán)境中進(jìn)一步遷移擴(kuò)散。這些膠體對金屬的促進(jìn)遷移作用可能存在以下 3種機(jī)理[86]：（1）通過專性吸附形成膠體-金屬復(fù)合體的共遷移機(jī)制(co-transport)；（2）競爭吸附現(xiàn)象可降低土壤基質(zhì)的表面電荷促進(jìn)膠體-金屬復(fù)合體在土壤介質(zhì)中的遷移；（3）金屬（例如Cd2+）的溶解性能由于膠體，特別是有機(jī)膠體的存在而增強(qiáng)。另外，膠體與土壤基質(zhì)的結(jié)合可以掩蔽土壤表面的吸附位點，從而阻礙污染物進(jìn)入土壤微孔隙，促進(jìn)其在介質(zhì)中遷移，有利于污染物的去除和修復(fù)。鉛在地下環(huán)境中通常被認(rèn)為是不移動的，只有當(dāng)鉛與膠體結(jié)合時，才能促進(jìn)其遷移行為。Yin等[87]發(fā)現(xiàn)膠體與滲濾液中 Pb的遷移具有顯著相關(guān)性：研究土壤中87%的鉛主要以膠體（0.45～8 μm）形式遷移。許多金屬在地下環(huán)境中的遷移都依賴于膠體而存在，如微量元素錳[88]、有毒金屬砷[89]等。因此在研究金屬污染物遷移行為時，膠體扮演著重要的角色。

4.1.3 地下環(huán)境中膠體對有機(jī)污染物的促進(jìn)遷移作用 許多持久性有機(jī)污染物（如 DDT等疏水性農(nóng)藥）可在土壤膠體上被強(qiáng)烈吸附，很難遷移至地下水造成地下水污染，但是地下環(huán)境中膠體顆粒的存在極大地增強(qiáng)了它們的遷移性[90]。Li等[91]研究了五氯苯酚在含鐵黏土礦物膠體與水界面上的還原轉(zhuǎn)化，由此推斷出膠體也可以通過改變有機(jī)污染物的化學(xué)性質(zhì)和形態(tài)來影響其在地下環(huán)境中的遷移行為。Zou等[92]揭示了糞便膠體能顯著促進(jìn)抗生素氟苯尼考（Florfenicol）在土柱中遷移的機(jī)理，即糞便膠體可減小土壤對氟苯尼考的吸附容量，增強(qiáng)了瞬間快速吸附，抑制了隨時間變化的動力學(xué)吸附過程。Shen等[93]研究了噻枯唑（Bismerthiazol）與蒙脫石膠體在多孔介質(zhì)中的的共遷移行為，結(jié)果表明噻枯唑與砂表面的金屬或金屬氧化物膠體之間發(fā)生了配位體交換作用而被保留于介質(zhì)中；離子強(qiáng)度對噻枯唑的保留和遷移沒有影響；中性條件下，噻枯唑的遷移性最差；噻枯唑與蒙脫石膠體在砂子表面發(fā)生競爭吸附，兩者共存時，其遷移性都有所增強(qiáng)。由此可見，膠體對有機(jī)污染物的攜帶遷移作用較為復(fù)雜，不僅存在物理吸附作用，還可以改變有機(jī)污染物的化學(xué)性態(tài)，并且與膠體類型和環(huán)境因素有關(guān)。

4.1.4 地下環(huán)境中膠體對無機(jī)非金屬遷移的影響除了金屬和有機(jī)污染物以外，人們也逐漸開始關(guān)注無機(jī)非金屬對地下環(huán)境造成的污染。實驗表明，存在一個臨界膠體濃度，當(dāng)膠體濃度低于臨界值時，其對氨氮的遷移起促進(jìn)作用；當(dāng)濃度超過臨界濃度后，其對氨氮的遷移起阻滯作用[94]，這也正說明膠體的存在并不總是對污染物的遷移起促進(jìn)作用。盡管各種影響因子（離子強(qiáng)度、pH、磷初始濃度等）對土壤中磷釋放的影響不盡相同，但總體來說，土壤膠體對磷的釋放具有促進(jìn)作用，并且，腐殖酸也被認(rèn)為是影響地下水中膠體結(jié)合態(tài)磷吸附和遷移的重要因素[95]。

4.2 地下環(huán)境中不同環(huán)境因子對膠體-污染物共遷移的影響

土壤與地下水系統(tǒng)是一個比較復(fù)雜且處于動態(tài)變化中的多相態(tài)體系。通常情況下，地下環(huán)境中的水動力場、水化學(xué)場和地下環(huán)境生物場均處于動態(tài)平衡的相對穩(wěn)定狀態(tài)。由于工業(yè)污染等人類活動或降雨等自然現(xiàn)象導(dǎo)致局部地下環(huán)境條件發(fā)生變化，在這個過程中，不同環(huán)境因子的改變都可能對膠體-污染物共遷移產(chǎn)生影響。

4.2.1 pH和離子強(qiáng)度對膠體-污染物共遷移的影響由于pH的改變可以影響地下環(huán)境中膠體的釋放和沉積等環(huán)境行為，并且影響污染物在地下環(huán)境中的吸附行為，因此pH是在膠體攜帶污染物遷移研究中較為顯著的環(huán)境因素。Tang等[96]通過研究說明了pH的增加可以促進(jìn)膠體進(jìn)入裂隙，增強(qiáng)其分散性和移動性，并且證明了膠體攜帶遷移是鉛在裂隙巖中遷移的主要機(jī)制。增大離子強(qiáng)度可以抑制膠體作用下鉛、鎘等污染物在地下環(huán)境中的吸附和遷移行為[97]。由此可見，pH和離子強(qiáng)度對膠體促進(jìn)情況下污染物在地下環(huán)境中的運(yùn)移與歸宿起著不容忽視的作用。

4.2.2 優(yōu)先流對膠體-污染物共遷移的影響 由于地質(zhì)和地層條件的不同，優(yōu)先流現(xiàn)象在地下環(huán)境中普遍存在，這對膠體-污染物共遷移的影響非常重要。由于膠體顆粒較溶質(zhì)顆粒粒徑大，因此膠體只能在相對較大的孔隙中傳輸，即為孔徑區(qū)分效應(yīng)。根據(jù)流體力學(xué)原理和達(dá)西定律，若水壓相同，則大孔隙和強(qiáng)滲透性地層中的流速要快于小孔隙中的流速，因此膠體遷移在很多情況下也要“優(yōu)先”于它所在區(qū)域的其余平均溶質(zhì)遷移；尤其是在裂隙發(fā)育的巖石里，由于裂隙地層中的優(yōu)先流作用，膠體活化遷移可能會占據(jù)相當(dāng)重要的比重[98]。優(yōu)先流能夠加速外源膠體-污染物復(fù)合物和優(yōu)先流路徑附近的膠體-污染物復(fù)合物的遷移，但也可能因此降低位于離優(yōu)先流路徑較遠(yuǎn)處的膠體的活化與遷移。野外場地實驗表明降雨可使地下巖層裂隙中膠體加速向地下水中遷移，從而加重膠體攜帶的污染物對地下水的潛在威脅[99]。實驗室研究和實際場地實驗都表明地下環(huán)境中的優(yōu)先流現(xiàn)象對膠體攜帶污染物遷移起到了重要作用，而關(guān)于優(yōu)先流對膠體攜帶有機(jī)污染物遷移的影響研究還比較少，大多集中在對重金屬的遷移影響，因此關(guān)于優(yōu)先流作用下膠體攜帶有機(jī)污染物遷移還有待進(jìn)一步研究分析。

4.2.3 有機(jī)質(zhì)對膠體-污染物共遷移的影響 有機(jī)質(zhì)表面活性基團(tuán)的存在使其表現(xiàn)出的吸附能力遠(yuǎn)高于其他礦質(zhì)膠體。膠體被天然有機(jī)質(zhì)附著后，難以吸附到土壤基質(zhì)表面，從而增強(qiáng)膠體攜帶污染物的遷移能力。這些原理在不同的案例研究中得到證實，例如在有機(jī)質(zhì)存在條件下，金屬離子、氨氮、銨態(tài)氮的遷移性都有所增強(qiáng)[66,100]。Wang等[42]研究發(fā)現(xiàn)腐殖酸通過兩種形式促進(jìn) U的遷移：（1）形成HA-U結(jié)合物；（2）腐殖酸與U在多孔介質(zhì)中產(chǎn)生競爭吸附。Yu等[101]從分子水平研究揭示了水合氧化物（HFO）和腐殖酸（HAs）之間的靜電力作用與脂肪族/芳香族和羥基官能團(tuán)形成的內(nèi)層絡(luò)合物有關(guān)，而SiO2和ZnO主要與較弱的相互作用力（例如范德華力）有關(guān)；HAs和ZnO或者HFO之間的相互作用極大地抑制了鈾在多種懸浮膠體上的吸附；Has-ZnO復(fù)合物促進(jìn)了鈾從膠體上解吸下來，而 Has-SiO2或Has-HFO抑制了鈾的解吸行為，說明不同的有機(jī)質(zhì)結(jié)合體對污染物在膠體上的吸附和解吸影響是有差異的[102]。因此，對于復(fù)雜的有機(jī)物污染場地條件，研究和識別有機(jī)質(zhì)與膠體直接的相互作用原理和影響機(jī)制有重要的實際意義。

4.2.4 膠體類型和土壤性質(zhì)等對膠體-污染物共遷移的影響 因為不同類型的土壤介質(zhì)不僅是一個地區(qū)地下環(huán)境的主體，而且也往往是該地下環(huán)境系統(tǒng)膠體類型形成的主要條件，因此研究者通過大量的實驗室研究說明膠體類型與土壤介質(zhì)的性質(zhì)對膠體-污染物共遷移產(chǎn)生的影響。例如肖廣全等[86]發(fā)現(xiàn)膠體吸附態(tài) Cd2+的遷移能力受膠體類型和土柱性質(zhì)（不同類型土壤）影響。蒙脫石膠體對Cd2+遷移能力的促進(jìn)作用在不同類型土層中表現(xiàn)的顯著程度依次為：灰棕潮土＞紫色土/紫色潮土＞黃壤土。土壤水分含量對膠體-污染物共遷移的影響也是需要考慮的因素。部分飽水條件下，空氣-水界面薄膜可以附著到砂子表面，從而對膠體的產(chǎn)生起到固定作用；空氣-水界面薄膜張力是由于部分飽和的砂子水分含量高，膠體與砂子顆粒表面產(chǎn)生強(qiáng)烈的DLVO力[103]。

在野外場地條件下，會遇到很多含水率低的情況，空氣-水界面薄膜大大降低了膠體的流動性，同時減弱了膠體-污染物的共遷移。在Tao等[47]的研究中，通過用數(shù)學(xué)模型模擬放射性元素銫在多孔介質(zhì)中的遷移，發(fā)現(xiàn)礦物膠體對銫的遷移具有顯著的促進(jìn)作用，而土柱中天然有機(jī)物（NOM）的存在進(jìn)一步增強(qiáng)了銫在多孔介質(zhì)中的遷移性，降低了銫在多孔介質(zhì)表面的吸附性。

5 地下環(huán)境膠體研究展望

綜上所述，地下環(huán)境中的膠體與污染物之間的相互作用關(guān)系比較復(fù)雜。目前研究主要集中于單一膠體類型和單一污染物方面，而且膠體對地下環(huán)境中重金屬和放射性元素的攜帶遷移作用研究較多，但對有機(jī)污染物尤其是對含量低、毒性強(qiáng)的新興有機(jī)污染物是如何遷移轉(zhuǎn)化，以及如何穿過包氣帶到達(dá)含水層以及地下水的鮮有報道。通過對目前膠體與污染物共遷移研究的最新綜述，建議考慮從以下幾個方面進(jìn)行深入研究。

（1）新興污染物在膠體作用下的遷移已有一定研究進(jìn)展，但大多數(shù)都是基于實驗室內(nèi)的模擬實驗，而針對實際污染場地的研究鮮有報道。在實驗室內(nèi)理想實驗條件下得出的結(jié)論有一定代表性，但是并不能符合復(fù)雜的實際場地情況，所以開展實際污染場地條件下膠體攜帶污染物遷移的研究更有實際價值。

（2）在膠體作用下污染物的運(yùn)移和歸宿研究，大部分是在不同的實驗條件下進(jìn)行的，大多集中在對結(jié)果的表觀描述上，并未對膠體攜帶污染物遷移機(jī)理解釋清楚、形成統(tǒng)一的理論體系。因此，應(yīng)當(dāng)綜合利用多種分析和表征手段，從分子層面上解釋膠體攜帶污染物遷移機(jī)理，進(jìn)一步形成完整而系統(tǒng)的理論體系。

（3）目前的研究大多集中在單一膠體對污染物的攜帶遷移作用。而實際土壤及地下水環(huán)境中的膠體種類繁多，不同類型的膠體對污染物的吸附能力以及膠體與污染物在環(huán)境介質(zhì)中的競爭吸附情況也各不相同。因此需要研究不同類型的膠體（如表面帶正電荷的氫氧化鐵膠體、表面帶負(fù)電荷的二氧化硅膠體、表面電荷可變的腐殖酸膠體）單獨或同時存在時對污染物遷移的影響。

（4）地下環(huán)境中的污染物往往呈現(xiàn)復(fù)合污染狀態(tài)，多種污染物造成的復(fù)合污染物的環(huán)境行為可能會彼此影響。例如雌激素與多環(huán)芳烴化合物有共同的菲環(huán)，結(jié)構(gòu)越相似的有機(jī)污染物競爭吸附現(xiàn)象就越明顯[104]。因此，研究多種有機(jī)或無機(jī)污染物共存時與膠體的共遷移作用對解決實際問題更有意義。

（5）實際地下環(huán)境錯綜復(fù)雜，建議在條件允許的情況下，針對具體的地面-包氣帶介質(zhì)-地下水系統(tǒng)形成完整的“概念模型”；進(jìn)而對該環(huán)境對象中的膠體和污染物遷移、轉(zhuǎn)化、歸宿等特征進(jìn)行細(xì)致研究?；谶@樣一種典型概念模型的研究，也易于形成符合實際環(huán)境條件的膠體、污染物及其相互作用的高層次成果。

[1]VIGNATI D, DOMINIK J. The role of coarse colloids as a carrier phase for trace metals in riverine systems[J]. Aquatic Science, 2003, 65(2): 129-142.

[2]商書波. 包氣帶中的土壤可移動膠體及對重金屬遷移影響的研究[D]. 長春: 吉林大學(xué), 2008. SHANG S B. Study movable soil colloids in vadose zone and impact of transport of heavy metals[D]. Changchun: Jilin University, 2008.

[3]劉冠男, 劉新會. 土壤膠體對重金屬遷移行為的影響[J]. 環(huán)境化學(xué), 2013, 32(7): 1307-1316. LIU G N, LIU X H. A review on the impact of soil colloids on heavy metal transport[J]. Environmental Chemistry, 2013, 32(7): 1308-1315.

[4]ZHANG W, TANG X, WEISBROD N, et al. A review of colloid transport in fractured rocks[J]. J. Mt. Sci., 2012, 9: 770-787.

[5]孫慧敏, 殷憲強(qiáng), 王益權(quán). pH對粘土礦物膠體在飽和多孔介質(zhì)中遷移的影響[J]. 環(huán)境科學(xué)學(xué)報, 2012, 32(2): 419-424. SUN H M, YIN X Q, WANG Y Q. The effect of pH on the transport of clay mineral colloid in saturated porous media[J]. Journal of Environmental Science, 2012, 32(2): 419-424.

[6]肖漢寧, 袁琳, 羅要菊. Ca2+引入方式及用量對蒙脫石的膨脹容及陽離子交換量的影響[J]. 長沙理工大學(xué)學(xué)報(自然科學(xué)版), 2007, 4(3): 89-92. XIAO H N, YUAN L, LUO Y J. Influence of introducing method and amount of Ca2+on the swelling capacity and cation exchange capacity of montmorillonite[J]. Journal of Changsha University of Science and Technology(Natural Science), 2007, 4(3): 89-92.

[7]陸現(xiàn)彩, 伊琳, 趙連澤, 等. 常見層狀硅酸鹽礦物的表面特征[J].碳酸鹽學(xué)報, 2003, 31(1): 60-65. LU X C, YI L, ZHAO L Z, et al. Surface characteristics of general phyllosilicate minerals[J]. Journal of the Chinese Ceramic Society, 2003, 31(1): 60-65.

[8]李國勝, 梁金生, 丁燕, 等. 海泡石礦物材料的顯微結(jié)構(gòu)對其吸濕性能的影響[J]. 硅酸鹽學(xué)報, 2005, 33(5): 604-608. LI G S, LIANG J S, DING Y, et al. Influence of microstructure of sepiolite on its water vapor adsorption properties[J]. Journal of the Chinese Ceramic Society, 2005, 33(5): 604-608.

[9]燕守勛, 曲永新, 韓勝杰. 蒙皂石含量與膨脹土膨脹勢指標(biāo)相關(guān)關(guān)系研究[J]. 工程地質(zhì)學(xué)報, 2004, 12(1): 74-82. YAN S X, QU Y X, HAN S J. A study on the relationship between smectite content and swell potential indices[J]. Journal of Engineering Geology, 2004, 12(1): 74-82.

[10]ZHU Y J, MA L Q, DONG X L, et al. Ionic strength reduction and flow interruption enhanced colloid-facilitated Hg transport in contaminated soils[J]. Journal of Hazardous Materials, 2014, 264: 286-292.

[11]龔劍, 黃文, 楊娟. 珠江河流膠體中的典型內(nèi)分泌干擾物[J]. 中國環(huán)境科學(xué), 2015, 35(2): 617-623. GONG J, HUANG W, YANG J. Pearl River colloid typical endocrine disruptors[J]. China Environmental Science, 2015, 35(2): 617-623.

[12]SAITO T, SUZUKI Y, MIZUNO T. Size and elemental analyses of nano colloids in deep granitic groundwater: implications for transport of trace elements[J]. Colloids and Surfaces A: Physicochemical and Engineering Aspects, 2013, 435: 48-55.

[13]AOSAI D, YUHEI Y, TAKASHI M, et al. Size and composition analyses of colloids in deep granitic groundwater using microfltration/ultrafltration while maintaining in situ hydrochemical conditions[J]. Colloids and Surfaces A: Physicochemical and Engineering Aspects, 2014, 461: 279-286.

[14]唐翾, 段丹丹, 黃文, 等. 珠江下游不同水體中金屬元素在顆粒相和膠體相中的分布和分配[J]. 生態(tài)環(huán)境學(xué)報, 2015, 24(12): 2017-2021. TANG X, DUAN D D, HUANG W, et al. Distribution and partitioning of heavy metals in particulate and colloid phases in different kinds of water in the downstream Pearl River [J]. Ecology and Environmental Sciences, 2015, 24(12): 2017-2021.

[15]HASSELL?V M, BUESSELER K O, PIKE S M, et al. Application of cross-flow ultrafiltration for the determination of colloidal abundances in suboxic ferrous-rich ground waters[J]. Science of the Total Environment, 2007, 372: 636-644.

[16]GECKEIS H, TH N M, BOUBY M, et al. Aquatic colloids relevant to radionuclide migration: characterization by size fractionation and ICP-mass spectrometric detection[J]. Colloids Surfaces A: Physiochem. Eng. Asp., 2003, 217: 101-108.

[17]XU S P, LIAO Q, JAMES E S. Straining of nonspherical colloids in saturated porous media[J]. Environmental Science and Technology, 2008, 42: 3349-3355.

[18]LIU Y Q, HYEOK C, DIONYSIOS D, et al. Trichloroethene hydrodechlorination in water by highly disordered monometallic nanoiron[J]. Chem. Mater., 2005, 17: 5315-5322.

[19]LIN Y H, TSENG H H, WEY M Y, et al. Characteristics, morphology, and stabilization mechanism of PAA250K-stabilized bimetal nanoparticles[J]. Colloids and Surfaces A: Physicochem. Eng. Asp., 2009, 349: 137-144.

[20]JAMEST N, PAULG T , VAISHNAVI S, et al. Characterization and properties of metallic iron nanoparticles: spectroscopy, electrochemistry, and kinetics[J]. Environ. Sci. Technol., 2005, 39: 1221-1230.

[21]ALEXIS A P, XU S P. Colloid straining within saturated heterogeneous porous media[J]. Water Research, 2011, 45: 1796-1806.

[22]SAMUEL C N, IRENE M C. Magnetic nanoparticles: essential factors for sustainable environmental applications[J]. Water Research, 2013, 47: 2613-2632.

[23]JACOB D, COREY J L, SHARON L W. Effects of solution chemistry on the transport of graphene oxide in saturated porous media[J]. Environmental Science & Technology, 2013, 47: 4255-4261.

[24]AOSAI D, YUHEI Y, TAKASHI M. Size and composition analyses of colloids in deep granitic groundwater using microfiltration/ultrafiltration while maintaining in situ hydrochemical conditions[J]. Colloids and Surfaces A: Physicochem. Eng. Asp., 2014, 461: 279-286.

[25]BEN-MOSHE T, DROR I, BERKOWITZ B. Transport of metal oxide nanoparticles in saturated porous media[J]. Chemospher, 2010, 81 (3): 387-393.

[26]TAO C, JAMES E S. Mobilization and transport of in situ colloids during drainage and imbibition of partially saturated sediments[J]. Water Resources Research, 2009, 45(11): 1-14.

[27]MAJDALANI S, MICHEL E, DI-PIETRO L, et al. Effects of wetting and drying cycles on in situ soil particle mobilization[J]. Europen Journal of Soil Science, 2008, 59: 147-155.

[28]SANDRA G, SUSANNA W, MATS J. Effects of temperature on the stability of colloidal montmorillonite particles at different pH and ionic strength[J]. Applied Clay Science, 2009, 43: 21-26.

[29]SAEED T, SCOTT A B, JOANNE L V, et al. Colloid release and clogging in porous media: effects of solution ionic strength and flow velocity[J]. Journal of Contaminant Hydrology, 2015, 181: 161-171.

[30]郭青海, 王焰新, 郭華明. 地下水系統(tǒng)中膠體的形成機(jī)理及其對污染物遷移的影響[J]. 地質(zhì)科技情報, 2001, 20(3): 69-74. GUO Q H, WANG Y X, GUO H M. Mobilization mechanism and the effect on contaminants movement of colloids in groundwater[J]. Geological Science and Technology Information, 2001, 20(3): 69-74.

[31]LIU Q, LAZOUSKAYA V, HE Q, et al. Effect of particle shape on colloid retention and release in saturated porous media[J]. Journal of Environmental Quality, 2010, 39(2): 500-508.

[32]LI X, ZHANG P, LIN C L, et al. Role of hydrodynamic drag on microsphere deposition and reentrainment in porous media under unfavorable conditions[J]. Environmental Science & Technology, 2005, 39: 4012-4020.

[33]LI X Q, LIN C L, MILLER J D, et al. Role of grain-tograin contacts on profiles of retained colloids in porous media in the presence of an energy barrier to deposition[J]. Environmental Science & Technology, 2006, 40: 3769-3774.

[34]TUFENKJI N, MILLER G F, RYAN J N, et al. Transport of Cryptosporidium oocysts in porous media: role of straining and physicochemical filtration[J]. Environmental Science & Technology, 2004, 38: 5932-5938.

[35]BRADFORD S A, SIMUNEK J, BETTAHAR M, et al. Modeling colloid attachment, straining, and exclusion in saturated porous media[J]. Environmental Science & Technology, 2003, 37: 2242-2250.

[36]KELLER A A, AUSET M. A review of visualization techniques of biocolloid transport processes at the pore scale under saturated and unsaturated conditions[J]. Advances in Water Resources, 2007, 30: 1392-1407.

[37]陳星欣, 白冰, 于濤, 等. 粒徑和滲流速度對多孔介質(zhì)中懸浮顆粒遷移和沉積特性的耦合影響[J]. 巖石力學(xué)與工程學(xué)報, 2013, 32(1): 2840-2845. CHEN X X, BAI B, YU T, et al. Coupled effects of particle size and flow rate on characteristics of particle transportation and deposition in porous media[J]. Chinese Journal of Rock Mechanics and Engineering, 2013, 32(1): 2840-2845.

[38]SHANG J, LIU, WANG Z. Transport and retention of engineered nanoporous particles in porous media: effects of concentration and flow dynamics[J]. Colloids and Surfaces A: Physicochemical and Engineering Aspects, 2013, 417: 89-98.

[39]賈曉玉, 李海明, 王博, 等. 不同酸堿條件下膠體遷移對含水介質(zhì)滲透性的影響[J]. 環(huán)境科學(xué)與技術(shù), 2009, 32(5): 45-47. JIA X Y, LI H M, WANG B, et al. Effect of colloid transport on porous medium permeability in different acidic and basic environment[J]. Environmental Science & Technology, 2009, 32(5): 45-47.

[40]呂俊佳, 許端平, 李發(fā)生. 不同環(huán)境因子對黑土膠體在飽和多孔介質(zhì)中遷移特性的影響[J]. 環(huán)境科學(xué)研究, 2012, 25(8): 875-881. Lü J J, XU D P, LI F S. Effects of different environmental factors on the transportation of black soil colloid in saturated porous media[J]. Research of Environmental Sciences, 2012, 25(8): 875-881.

[41]GEORGE R A, HEILEEN H K, JOSEPH N R. Influence of dissolved organic matter on the environmental fate of metals, nanoparticles, and colloids[J]. Environmental Science & Technology, 2011, 45: 3196-3201.

[42]WANG Q, TAO C, WU Y. Influence of mineral colloids and humic substances on uranium(Ⅵ) transport in water-saturated geologic porous media[J]. Journal of Contaminant Hydrology, 2014, 170: 76-85.

[43]YANG X Y, YIN Z Y, CHEN F M, et al. Organic matter induced mobilization of polymer-coated silver nanoparticles from water-saturated sand[J]. Science of the Total Environment, 2015, 529: 182-190.

[44]YANG X Y, ZHANG Y M, CHEN F M, et al. Interplay of natural organic matter with flow rate and particle size on colloid transport: experimentation, visualization, and modeling[J]. Environmental Science & Technology, 2015, 49: 13385-13393.

[45]YANG X Y, LIANG D X, DENG S H. Quantifying the infuence of EDTA on polymer nanoparticle deposition and retention in an iron-oxide-coated sand column[J]. Journal of Environmental Monitoring, 2012, 14: 2392-2398.

[46]YANG X Y, FLYNN R, VON DER KAMMER F, et al. Modeling colloid deposition on a protein layer adsorbed to iron-oxide-coated sand[J]. Journal of Contaminant Hydrology, 2012, 142/143: 50-62.

[47]TAO C, JAMES E S. Colloid-facilitated transport of cesium in vadose-zone sediments: the importance of flow transients[J]. Environmental Science & Technology, 2010, 44: 7443-7449.

[48]李海明, 趙雪, 馬斌, 等. 不同鈉吸附比含水介質(zhì)中膠體遷移-沉積動力學(xué)[J]. 水文地質(zhì)工程地質(zhì), 2011, 38(6): 90-94. LI H M, ZHAO X, MA B, et al. Dynamics of colloid transport-deposition in water-bearing media under different environments of sodium absorption ratios[J]. Hydrogeology and Engineering Geology, 2011, 38(6): 90-94.

[49]BRADFORD S A, TORKZABAN S. Colloid transport and retention in unsaturated porous media: a review of interface-collector and pore-scale processes and models[J]. Vadose Zone Journal, 2008, 7(2): 667-681.

[50]FLURY M, QIU H. Modeling colloid-facilitated contaminant transport in the vadose zone[J]. Vadose Zone Journal, 2008, 7(2): 682-697.

[51]DENOVIO N M, SAIERS J E, RYAN J N. Colloid movement in unsaturated porous media: recent advances and future directions[J]. Vadose Zone Journal, 2004, 3(3): 338-351.

[52]SAEED T, SCOTT A B, MARTINUS T G, et al. Colloid transport in unsaturated porous media: the role of water content and ionic strength on particle straining[J]. Journal of Contaminant Hydrology, 2008, 96: 113-127.

[53]SURACHET A, MARKUS F, JAMES B H, et al. Colloid mobilization and transport during capillary fringe fluctuations[J]. Environmental Science & Technology, 2014, 48: 7272-7279.

[54]YAN C X, NIE M H, YI Y. Effect of colloids on the occurrence, distribution and photolysis of emerging organic contaminants in wastewaters[J]. Journal of Hazardous Materials, 2015, 299: 241-248.

[55]SEETHA N, MOHAN K M S, MAJID H S. Modeling the co-transport of viruses and colloids in unsaturated porous media[J]. Journal of Contaminant Hydrology, 2015, 181: 82-101.

[56]羅文倩, 魏世強(qiáng). 鎘在針鐵礦、針鐵礦腐殖酸復(fù)合膠體中吸附解吸行為比較研究[J]. 農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報, 2009, 28(5): 897-902. LUO W Q, WEI S Q. Adsorption and desorption behaviors of cadmium on/from goethite and its compound colloid with humic acids[J]. Journal of Agricultural - Environment Science, 2009, 28(5): 897-902.

[57]HARDILJEET K B, MEERA J, DENIS M. Kinetics and thermodynamics of cadmium ion removal by adsorption onto nano zerovalent iron particles[J]. Journal of Hazardous Materials, 2011, 186(1): 458-465.

[58]MCBRIDE M B. Cadmium uptake by crops estimated from soil total Cd and pH[J]. Soil Science, 2002, 167: 62-67.

[59]楊金燕, 楊肖娥, 何振立, 等. 土壤中鉛的吸附-解吸行為研究進(jìn)展[J]. 生態(tài)環(huán)境, 2005, 14(1): 102-107. YANG J Y, YANG X E, HE Z L, et al. Advance in the studies of Pb adsorption and desorption in soils[J]. Ecology and Environment, 2005, 14(1): 102-107.

[60]何宏平, 郭九皋, 朱建喜, 等. 蒙脫石、高嶺石、伊利石對重金屬離子吸附容量的實驗研究[J]. 巖石礦物學(xué)雜志, 2001, 20(4): 573-578. HE H P, GUO J G, ZHU J X, et al. Experimental study of the capacity of smectite, kaolinite, illite for heavy metals[J]. Rock and Mineral Magazine, 2001, 20(4): 573-578.

[61]楊亞提, 張一平. 離子強(qiáng)度對恒電荷土壤膠體吸 Cu2+和 Pb2+的影響[J]. 環(huán)境化學(xué), 2001, 20(6): 566-571. YANG Y T, ZHANG Y P. The effects of ionic strength for adsorption of Cu2+and Pb2+on constant charge soil colloids[J]. Environmental Chemistry, 2001, 20(6): 566-571.

[62]雒國忠, 姜先橋, 尚林群, 等. 典型有機(jī)物在包氣帶土和地下水中遷移的影響因素研究[J]. 中國地質(zhì)調(diào)查, 2015, 2(3): 14-21. LUO G Z, JIANG X Q, SHANG L Q, et al. Influencing factors on the transport of typical organics in aeration zone and groundwater zone[J]. China Geological Survey, 2015, 2(3): 14-21.

[63]彭偉, 方振東, 譙華, 等. 環(huán)境因子對胡敏酸吸附 3,3,4,4-四氯聯(lián)苯的影響[J]. 環(huán)境科學(xué)與技術(shù), 2015, 38(11): 92-96. PENG W, FANG Z D, QIAO H, et al. Effect of environmental factors on 3,3',4,4'-tetrachlorobiphenyl adsorption onto humic acid[J]. Environmental Science & Technology, 2015, 38(11): 92-96.

[64]張展適, 周文斌, 錢天偉, 等. 镎、钚、鍶在黃土地下水中地球化學(xué)行為的模擬研究[J]. 輻射防護(hù), 2003, 23(6): 355-360. ZHANG Z S, ZHOU W B, QIAN T W, et al. Modelling of geochemical behavior of neptunium, plutonium and strontium in a loess aquifer[J]. Radiation Protection, 2003, 23(6): 355-360.

[65]劉艷, 李成邦, 王東文, 等. 地下水環(huán)境中钚形態(tài)分布研究進(jìn)展[J].環(huán)境科學(xué)與技術(shù), 2016, 39(1): 66-73. LIU Y, LI C B, WANG D W, et al. Recent progress of the studies on plutonium speciation in the groundwater[J]. Environmental Science & Technology, 2016, 39(1): 66-73.

[66]SANJAY K M, JAMES E S, JOSEPH N R. Colloid-facilitated mobilization of metals by freeze-thaw cycles[J]. Environmental Science & Technology, 2014, 48: 977-984.

[67]SANJAY K M, JAMES E S, JOSEPH N R. Colloid mobilization in a fractured soil during dry-wet cycles: role of drying duration and flow path permeability[J]. Environmental Science & Technology, 2015, 49: 9100-9106.

[68]TIMOTHY M D, HAKIM B, STUART D W, et al. Laboratory investigation of the role of desorption kinetics on americium transport associated with bentonite colloids[J]. Journal of Environmental Radioactivity, 2015, 148: 170-182.

[69]NED B T, JOSEPH N R, JAMES E S. Effect of desorption kinetics on colloid-facilitated transport of contaminants: cesium, strontium, and illite colloids[J]. Water Resources Research, 2006, 42: 1-17.

[70]張琪, 王清良, 李乾, 等. Al(OH)3膠體的制備及其對鈾的吸附機(jī)理[J]. 化工學(xué)報, 2014, 65(4): 1279-1286. ZHANG Q, WANG Q L, LI Q, et al. Preparation of aluminum hydroxide colloid and its adsorption mechanism for uranium(Ⅵ)[J]. CIESC Journal, 2014, 65(4): 1279-1286.

[71]付海曼, 賈黎明. 土壤對氮、磷吸附/解吸附特性研究進(jìn)展[J]. 中國農(nóng)業(yè)通報, 2009, 25(21): 198-203. FU H M, JIA L M. Study progress of nitrogen and phosphate adsorption & desorption in soils[J]. Chinese Agricultural Science Bulletin, 2009, 25(21): 198-203.

[72]孫小靜, 秦伯強(qiáng), 朱廣偉, 等. 持續(xù)水動力作用下湖泊底泥膠體態(tài)氮、磷的釋放[J]. 中國環(huán)境科學(xué), 2007, 28(6): 1223-1228. SUN X J, QIN B Q, ZHU G W, et al. Release of colloidal N and P from sediment of lake caused by continuing hydrodynamic disturbance[J]. China Environmental Science, 2007, 28(6): 1223-1228.

[73]孫小靜, 秦伯強(qiáng), 朱廣偉. 藍(lán)藻死亡分解過程中膠體態(tài)磷、氮、有機(jī)碳的釋放[J]. 中國環(huán)境科學(xué), 2007, 27(3): 341-345. SUN X J, QIN B Q, ZHU G W. Release of colloidal phosphorus, nitrogen and organic carbon in the course of dying and decomposing of cyanobacteria[J]. China Environmental Science, 2007, 27(3): 341-345.

[74]ARASH M, TIMOTHY R G. Modeling colloid-facilitated transport of multi-species contaminants in unsaturated porous media[J]. Journal of Contaminant Hydrology, 2007, 92: 162-183.

[75]LI Z L, ZHOU L X. Cadmium transport mediated by soil colloid and dissolved organic matter: a field study[J]. Journal of Environmental Sciences, 2010, 22(1): 106-115.

[76]DANIEL G. Colloid-facilitated transport of strongly sorbing contaminants in natural porous media: mathematical modeling and laboratory column experiments[J]. Environmental Science & Technology, 2005, 39: 6378-6386.

[77]JOSEPH N R, MENACHEM E. Colloid mobilization and transport in groundwater[J]. Colloids and Surfaces A,1996, 107: 1-56.

[78]TANG X Y, WEISBROD N. Colloid-facilitated transport of lead in natural discrete fractures[J]. Environmental Pollution, 2009, 157: 2266-2274.

[79]TANG X Y, WEISBROD N. Dissolved and colloidal transport of cesium in natural discrete fractures[J]. Journal of Environmental Quality, 2010, 39: 1066-1076.

[80]劉慶玲, 徐紹輝. 地下環(huán)境中膠體促使下的污染物遷移研究進(jìn)展[J]. 土壤, 2015, 37(2): 129-135. LIU Q L, XU S H. Colloid-facilitated transport of contaminants in subsurface environment[J]. Soil, 2015, 37(2): 129-135.

[81]WANG Q, TAO C, YANG W. Influence of mineral colloids and humic substances on uranium(Ⅵ) transport in water-saturated geologic porous media[J]. Journal of Contaminant Hydrology, 2014, 170: 76-85.

[82]UTSUNOMIYA S, KERSTING A B, EWING R C. Groundwater nanoparticles in the far-field at the Nevada Test Site: mechanism for radionuclide transport[J]. Environment Science and Technology, 2009, 45(5): 1293-1298.

[83]MISSANA T, ALONSO U, GARCIA-GUTIERREZ M, et al. Role of bentonite colloids on europium and plutonium migration in a granite fracture[J]. Applied Geochemistry, 2008, 23(6): 1484-1497.

[84]KUNZE P, SEHER H, HAUSER W, et al. The influence of colloid formation in a granite groundwater bentonite porewater mixing zone on radionuclide speciation[J]. Journal of Contaminant Hydrology, 2008, 102: 263-272.

[85]GUSTAVO J V, CLEVELAND J D, AROKIASAMY J F. Bioreduction of U(Ⅵ)-phthalate to a polymeric U(Ⅳ)-phthalate colloid[J]. Inorganic Chemistry, 2009, 48(19): 9485-9490.

[86] 肖廣全, 溫華, 魏世強(qiáng). 三峽水庫消落區(qū)土壤膠體對 Cd在土壤中遷移的影響[J]. 水土保持學(xué)報, 2007, 21(4): 16-19. XIAO G Q, WEN H, WEI S Q. Effect of soil colloids on migration of cadmium in soils from water level fluctuating zone of three gorges reservoir[J]. Journal of Soil and Water Conservation, 2007, 21(4): 16-19.

[87]YIN X Q, GAO B, LENA Q M, et al. Colloid-facilitated Pb transport in two shooting-range soils in Florida[J]. Journal of Hazardous Materials, 2010, 177: 620-625.

[88]INTAE K, GUEBUEM K. Role of colloids in the discharge of trace elements and rare earth elements from coastal groundwater to the ocean[J]. Marine Chemistry, 2015, 176: 126-132.

[89]SANTANU M, BIBHASH N, SIMITA S, et al. Size-fractionation of groundwater arsenic in alluvial aquifers of West Bengal, India: the role of organic and inorganic colloids[J]. Science of the Total Environment, 2014, 468/469: 804-812.

[90]STéPHANE K N, PETER G, OLAF A C. Effect of natural particles on the transport of lindane in saturated porous media: laboratory experiments and model-based analysis[J]. Journal of Contaminant Hydrology, 2013, 149: 13-26.

[91]LI F B, WANG X G, LIU C S, et al. Reductive transformation of pentachlorophenol on the interface of subtropical soil colloids and water[J]. Geoderma, 2008, 148: 70-78.

[92]ZOU Y H, WEI Z. Modeling manure colloid-facilitated transport of the weakly hydrophobic antibiotic florfenicol in saturated soil columns[J]. Environmental Science & Technology, 2013, 47: 5185-5192.

[93]SHEN C Y, WANG H, VOLHA L, et al. Cotransport of bismerthiazol and montmorillonite colloids in saturated porous media[J]. Journal of Contaminant Hydrology, 2015, 177/178: 18-29.

[94]王博, 李海明, 賈曉玉, 等. 天然膠體對含水介質(zhì)中氨氮遷移的影響[J]. 環(huán)境科學(xué)與技術(shù), 2009, 32(7): 18-20. WANG B, LI H M, JIA X Y, et al. Effect of natural colloid on ammonia nitrogen transport in water-bearing media[J]. Environmental Science & Technology, 2009, 32(7): 18-20.

[95]ALLISON R V, KEN J L, YUJI A. Reaction conditions control soil colloid facilitated phosphorus release in agricultural Ultisols[J]. Geoderma, 2013, 206: 101-111.

[96]TANG X Y, NOAM W. Colloid-facilitated transport of lead in natural discrete fractures[J]. Environmental Pollution, 2009, 157: 2266-2274.

[97]RAKKREAT W, SRILERT C, SAY K O. Effects of kaolinite colloids on Cd2+transport through saturated sand under varying ionic strength conditions: column experiments and modeling approaches[J]. Journal of Contaminant Hydrology, 2015, 182: 146-156.

[98]MISHUROV M, YAKIREVICH A, WEISBROD N. Colloid transport in a heterogeneous partially saturated sand column[J]. Environmental Science & Technology, 2008, 42: 1066-1071.

[99]ZHANG W, TANG X Y, NOAM W, et al. A coupled field study of subsurface fracture flow and colloid transport[J]. Journal of Hydrology, 2015, 524: 476-488.

[100]溫小樂, 夏立江, 徐亞萍, 等. 生活垃圾滲濾液對堆填區(qū)周邊土壤銨態(tài)氮吸附能力的影響[J]. 農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報, 2004, 23(3): 503-507.WEN X L, XIA L J, XU Y P , et al. Effects of leachate on ammonia-nitrogen adsorption ability in soil nearby a municipal waste landfill[J]. Journal of Agriculture Environment Science, 2004, 23(3): 503-507.

[101]YU Y, JAMES E S, XU N, et al. Impact of natural organic matter on uranium transport through saturated geologic materials: from molecular to column scale[J]. Environmental Science & Technology, 2012, 46: 5931-5938.

[102]YU Y, JAMES E S, BARNETT M O. Impact of interactions between natural organic matter and metal oxides on the desorption kinetics of uranium from heterogeneous colloidal suspensions[J]. Environmental Science & Technology, 2013, 47: 2661-2669.

[103]TAO C, JAMES E S. Effects of dissolved organic matter on the co-transport of mineral colloids and sportive contaminants[J]. Journal of Contaminant Hydrology, 2015, 177/178: 148-157.

[104]陳蕾, 王鄭, 曹世瑋. 畜禽養(yǎng)殖排放的雌激素對周邊水體環(huán)境的影響[J]. 生態(tài)環(huán)境學(xué)報, 2014, 23(2): 359-364. CHEN L, WANG Z, CAO S W. Effects of estrogens on water environment by livestock excretion[J]. Journal of Ecological Environment, 2014, 23(2): 359-364.

Co-transport of colloids and facilitated contaminants in subsurface environment

YANG Yuesuo1,2, WANG Yuanyuan1, SONG Xiaoming1, YU Tong2, YANG Xinyao1
(1Key Laboratory of Regional Environment and Eco-restoration, Ministry of Education, Shenyang University, Shenyang 110044, Liaoning, China；2Key Laboratory of Groundwater Environment and Resources, Ministry of Education, Jilin University, Changchun 130021, Jilin, China)

Natural colloids in the soil and groundwater environments are ubiquitous. Since colloids possess not only small particle size, greater specific area and surface-charged, but also a unique double-layer structure and rich surface functional groups, which make them the most active components in subsurface environment and play an important role on contaminants transport in soil and groundwater. The colloids facilitated contaminant transport in soil and groundwater environment has drawn much attention in recent years. This paper reviews the sources, release/deposition, characteristics of colloids and their environmental behavior in subsurface environment, as well as the colloids facilitated transport of different contaminants, and analyzes various environmental factors on co-transport of contaminants with colloids. The key scientific questions, further prospective of processes and mechanism of co-transport of contaminants with colloids in subsurface environment are then proposed.

groundwater; colloids; soil pollution; co-transport; adsorption; environmental factors

WANG Yuanyuan, Yuanyuan.Wang@qq.com

X 142

：A

：0438—1157（2017）01—0023—14

10.11949/j.issn.0438-1157.20161328

2016-09-21收到初稿，2016-10-29收到修改稿。

聯(lián)系人：王園園。

：楊悅鎖（1962—），男，教授。

國家自然科學(xué)基金項目(41272255, 41472237, 41471409)；遼寧省創(chuàng)新團(tuán)隊項目（LT201502）；沈陽市科技計劃項目（F14-133-9-00，F(xiàn)15-113-9-00）。

Received date: 2016-09-21.

Foundation item: supported by the National Natural Science Foundation of China (41272255, 41472237, 41471409).