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濱海區域地下水中重金屬污染物的遷移與轉化 版權信息
- ISBN：9787030690692
- 條形碼：9787030690692 ; 978-7-03-069069-2
- 裝幀：一般膠版紙
- 冊數：暫無
- 重量：暫無
- 所屬分類：>>
濱海區域地下水中重金屬污染物的遷移與轉化 內容簡介
本書以典型重金屬污染物在濱海區域地下水中的遷移轉化為主線，全面闡述了重金屬污染物在地下水中的遷移轉化規律。其中潮汐作為濱海區域典型的自然現象，重金屬污染物在進入地下水后在近岸水動力的影響下運移變的復雜；濱海含水層水體交互頻繁，物質通量巨大，咸淡水交互過程中膠體與污染物協同作用增加了污染物遷移的復雜性；納米材料的廣泛應用導致地下水環境中的納米材料含量不斷增加，由于其納米尺度效應及高吸附能力，會對重金屬污染物的遷移產生影響；地表水和地下水的交互作用在交換水量的同時也伴隨著污染物的遷移轉化，并產生顯著影響。本書針對以上四個方面，采用大量實驗數據圖表對重金屬污染物在地下水中的遷移轉化規律做了詳盡的描述。
濱海區域地下水中重金屬污染物的遷移與轉化 目錄
目錄
前言
第1章 總論 1
1.1 國內外典型濱海含水層 1
1.2 我國濱海區域地下水重金屬污染概況 3
1.3 國內外對濱海區域重金屬污染物遷移與轉化研究概況 3
1.3.1 潮汐作用對濱海區域污染物遷移的影響研究 4
1.3.2 膠體作用對濱海區域污染物遷移的影響研究 4
1.3.3 表面活性劑作用下納米材料對濱海區域污染物遷移的影響研究 5
1.3.4 地表-地下水交互作用對濱海區域污染物遷移的影響研究 7
參考文獻 10
第2章 潮汐作用對重金屬污染物遷移的影響 15
2.1 概述 15
2.1.1 近岸水動力對地下水運動影響 15
2.1.2 近岸水動力對地下水中溶質運移的影響 16
2.1.3 地下水溶質運移模型 16
2.2 濱海地下水水動力及重金屬污染現場觀測 18
2.2.1 研究區域概況 18
2.2.2 現場觀測方法與技術 22
2.2.3 海灘地下水水動力特性 24
2.2.4 海灘地下水中重金屬濃度的時空變異 28
2.3 潮汐作用下地下水運動及污染物運移實驗 35
2.3.1 材料與方法 35
2.3.2 地下水水動力特性 38
2.3.3 鹽水入侵模擬 43
2.3.4 污染物運移模擬 46
2.4 潮汐作用下地下水運動及污染物運移的模擬 48
2.4.1 SEAWAT 模型簡介 49
2.4.2 模型建立 50
2.4.3 模型識別與驗證 53
2.4.4 模擬結果分析 58
2.4.5 污染物運移過程的敏感性分析 61
2.5 小結 71
參考文獻 71
第3章 膠體對重金屬污染物遷移的影響 76
3.1 概述 76
3.1.1 土壤及地下水膠體基本特征 76
3.1.2 土壤及地下水膠體運移基本特征 77
3.1.3 DLVO 理論 79
3.2 濱海地下水交互過程中膠體運移行為機理 83
3.2.1 材料與方法 83
3.2.2 咸淡水交互的水化學參數區間及特征 85
3.2.3 咸淡水交互帶中膠體間交互作用能 87
3.2.4 膠體在咸淡水交互中行為的DLVO 解釋 89
3.3 濱海地下水交互過程模擬及膠體-重金屬協同運移規律 90
3.3.1 材料與方法 91
3.3.2 重金屬在非膠體協同下的洗脫特征 97
3.3.3 膠體-重金屬協同運移規律 100
3.4 非吸附攜帶作用下膠體與重金屬協同運移機制 102
3.4.1 材料與方法 103
3.4.2 Pb2+濃度變化對膠體遷移的影響分析 107
3.4.3 Pb2+受膠體非吸附攜帶影響分析 110
3.5 膠體運移量及其對含水層介質特性的影響 122
3.5.1 材料與方法 123
3.5.2 膠體在運移過程中的團聚形態 123
3.5.3 膠體在運移過程中的組分演變 125
3.5.4 膠體運移對含水層介質水力參數的影響 129
3.6 小結 130
參考文獻 131
第4章 表面活性劑作用下納米材料對重金屬污染物遷移的影響 135
4.1 概述 135
4.1.1 表面活性劑 135
4.1.2 納米材料在地下水中穩定性 136
4.1.3 納米材料在地下水中的遷移規律 137
4.1.4 納米材料協同污染物在地下水中的遷移 139
4.2 表面活性劑對地下水中納米材料分散沉降行為的研究 140
4.2.1 材料與方法 141
4.2.2 表面活性劑對納米材料分散的影響 142
4.2.3 表面活性劑對納米材料沉降機理研究 146
4.3 表面活性劑對地下水中納米材料運移行為的研究 152
4.3.1 材料與方法 152
4.3.2 多孔介質參數的確定 154
4.3.3 表面活性劑對納米材料在地下水中遷移影響 156
4.3.4 膠體過濾理論的模型參數計算 164
4.4 表面活性劑作用下地下水中納米材料協同重金屬運移 166
4.4.1 實驗設備與試劑 166
4.4.2 吸附等溫實驗 167
4.4.3 納米材料與重金屬協同遷移實驗 175
4.5 小結 184
參考文獻 184
第5章 地表-地下水交互作用對重金屬污染物遷移與轉化的影響 189
5.1 概述 189
5.1.1 地下環境中的礦物元素 189
5.1.2 地表-地下水交互帶中重金屬污染物的遷移與轉化 189
5.2 不同理化條件下礦物元素Fe(II)對Cr(VI)形態轉化的影響 190
5.2.1 材料與方法 190
5.2.2 初始pH 的影響 196
5.2.3 初始反應物濃度比Fe(II)∶Cr(VI)的影響 198
5.2.4 地下水硬度離子的影響 200
5.2.5 腐殖酸的影響 203
5.3 溶解氧變化情況下礦物元素Fe(II)對Cr(VI) 形態轉化的影響 206
5.3.1 材料與方法 206
5.3.2 溶解氧變化情況下反應體系中pH 與Eh 的變化 207
5.3.3 溶解氧變化對Cr(VI)形態轉化的影響 208
5.3.4 溶解氧變化情況下pH 對Cr(VI)形態轉化的影響 208
5.3.5 溶解氧變化情況下Fe(II)∶Cr(VI)對Cr(VI)形態轉化的影響 213
5.3.6 溶解氧變化情況下地下水硬度離子對Cr(VI)形態轉化的影響 215
5.3.7 溶解氧變化情況下腐殖酸對Cr(VI)形態轉化的影響 217
5.4 地表-地下水交互動態變化下重金屬污染物的遷移與轉化 220
5.4.1 材料與方法 220
5.4.2 供試砂樣對重金屬Cr(VI)吸附等溫實驗分析 225
5.4.3 地表水下滲情況下Fe(II)對重金屬Cr(VI)遷移與轉化的影響 227
5.4.4 地下水上涌情況下Fe(II)對重金屬Cr(VI)遷移與轉化的影響 233
5.4.5 地表水-地下水交互情況下Fe(II)對重金屬Cr(VI)遷移與轉化的影響 237
5.5 小結 240
參考文獻 241
前言
第1章 總論 1
1.1 國內外典型濱海含水層 1
1.2 我國濱海區域地下水重金屬污染概況 3
1.3 國內外對濱海區域重金屬污染物遷移與轉化研究概況 3
1.3.1 潮汐作用對濱海區域污染物遷移的影響研究 4
1.3.2 膠體作用對濱海區域污染物遷移的影響研究 4
1.3.3 表面活性劑作用下納米材料對濱海區域污染物遷移的影響研究 5
1.3.4 地表-地下水交互作用對濱海區域污染物遷移的影響研究 7
參考文獻 10
第2章 潮汐作用對重金屬污染物遷移的影響 15
2.1 概述 15
2.1.1 近岸水動力對地下水運動影響 15
2.1.2 近岸水動力對地下水中溶質運移的影響 16
2.1.3 地下水溶質運移模型 16
2.2 濱海地下水水動力及重金屬污染現場觀測 18
2.2.1 研究區域概況 18
2.2.2 現場觀測方法與技術 22
2.2.3 海灘地下水水動力特性 24
2.2.4 海灘地下水中重金屬濃度的時空變異 28
2.3 潮汐作用下地下水運動及污染物運移實驗 35
2.3.1 材料與方法 35
2.3.2 地下水水動力特性 38
2.3.3 鹽水入侵模擬 43
2.3.4 污染物運移模擬 46
2.4 潮汐作用下地下水運動及污染物運移的模擬 48
2.4.1 SEAWAT 模型簡介 49
2.4.2 模型建立 50
2.4.3 模型識別與驗證 53
2.4.4 模擬結果分析 58
2.4.5 污染物運移過程的敏感性分析 61
2.5 小結 71
參考文獻 71
第3章 膠體對重金屬污染物遷移的影響 76
3.1 概述 76
3.1.1 土壤及地下水膠體基本特征 76
3.1.2 土壤及地下水膠體運移基本特征 77
3.1.3 DLVO 理論 79
3.2 濱海地下水交互過程中膠體運移行為機理 83
3.2.1 材料與方法 83
3.2.2 咸淡水交互的水化學參數區間及特征 85
3.2.3 咸淡水交互帶中膠體間交互作用能 87
3.2.4 膠體在咸淡水交互中行為的DLVO 解釋 89
3.3 濱海地下水交互過程模擬及膠體-重金屬協同運移規律 90
3.3.1 材料與方法 91
3.3.2 重金屬在非膠體協同下的洗脫特征 97
3.3.3 膠體-重金屬協同運移規律 100
3.4 非吸附攜帶作用下膠體與重金屬協同運移機制 102
3.4.1 材料與方法 103
3.4.2 Pb2+濃度變化對膠體遷移的影響分析 107
3.4.3 Pb2+受膠體非吸附攜帶影響分析 110
3.5 膠體運移量及其對含水層介質特性的影響 122
3.5.1 材料與方法 123
3.5.2 膠體在運移過程中的團聚形態 123
3.5.3 膠體在運移過程中的組分演變 125
3.5.4 膠體運移對含水層介質水力參數的影響 129
3.6 小結 130
參考文獻 131
第4章 表面活性劑作用下納米材料對重金屬污染物遷移的影響 135
4.1 概述 135
4.1.1 表面活性劑 135
4.1.2 納米材料在地下水中穩定性 136
4.1.3 納米材料在地下水中的遷移規律 137
4.1.4 納米材料協同污染物在地下水中的遷移 139
4.2 表面活性劑對地下水中納米材料分散沉降行為的研究 140
4.2.1 材料與方法 141
4.2.2 表面活性劑對納米材料分散的影響 142
4.2.3 表面活性劑對納米材料沉降機理研究 146
4.3 表面活性劑對地下水中納米材料運移行為的研究 152
4.3.1 材料與方法 152
4.3.2 多孔介質參數的確定 154
4.3.3 表面活性劑對納米材料在地下水中遷移影響 156
4.3.4 膠體過濾理論的模型參數計算 164
4.4 表面活性劑作用下地下水中納米材料協同重金屬運移 166
4.4.1 實驗設備與試劑 166
4.4.2 吸附等溫實驗 167
4.4.3 納米材料與重金屬協同遷移實驗 175
4.5 小結 184
參考文獻 184
第5章 地表-地下水交互作用對重金屬污染物遷移與轉化的影響 189
5.1 概述 189
5.1.1 地下環境中的礦物元素 189
5.1.2 地表-地下水交互帶中重金屬污染物的遷移與轉化 189
5.2 不同理化條件下礦物元素Fe(II)對Cr(VI)形態轉化的影響 190
5.2.1 材料與方法 190
5.2.2 初始pH 的影響 196
5.2.3 初始反應物濃度比Fe(II)∶Cr(VI)的影響 198
5.2.4 地下水硬度離子的影響 200
5.2.5 腐殖酸的影響 203
5.3 溶解氧變化情況下礦物元素Fe(II)對Cr(VI) 形態轉化的影響 206
5.3.1 材料與方法 206
5.3.2 溶解氧變化情況下反應體系中pH 與Eh 的變化 207
5.3.3 溶解氧變化對Cr(VI)形態轉化的影響 208
5.3.4 溶解氧變化情況下pH 對Cr(VI)形態轉化的影響 208
5.3.5 溶解氧變化情況下Fe(II)∶Cr(VI)對Cr(VI)形態轉化的影響 213
5.3.6 溶解氧變化情況下地下水硬度離子對Cr(VI)形態轉化的影響 215
5.3.7 溶解氧變化情況下腐殖酸對Cr(VI)形態轉化的影響 217
5.4 地表-地下水交互動態變化下重金屬污染物的遷移與轉化 220
5.4.1 材料與方法 220
5.4.2 供試砂樣對重金屬Cr(VI)吸附等溫實驗分析 225
5.4.3 地表水下滲情況下Fe(II)對重金屬Cr(VI)遷移與轉化的影響 227
5.4.4 地下水上涌情況下Fe(II)對重金屬Cr(VI)遷移與轉化的影響 233
5.4.5 地表水-地下水交互情況下Fe(II)對重金屬Cr(VI)遷移與轉化的影響 237
5.5 小結 240
參考文獻 241
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濱海區域地下水中重金屬污染物的遷移與轉化 節選
第1章總論 地下水是我國水資源的重要組成部分，占全國水資源總量的 1/3。但隨著我國經濟的快速發展，地下水水質污染狀況日趨惡化，已嚴重危及地下水環境安全，正成為制約我國經濟可持續發展的重要影響因素。特別是我國濱海區域，人口密度大、城市化發展程度高，對地下水的水質要求也相應較高；因此，一旦地下水發生污染，將嚴重危及沿海區域的工農業生產的發展和人民生命財產的安全。據國土資源部(現自然資源部，后同)的地下水資源調查評價與監測，全國 2/3城市地下水水質質量普遍下降，局部地段水質惡化； 300多個城市由于地下水污染造成供水水源緊張。我國有關部門對 118個城市連續監測數據顯示，約有 64%的城市地下水遭受嚴重污染， 33%的地下水受到輕度污染，基本清潔的城市地下水只有 3%[1]。同時，監測結果顯示，污染地下水中不僅檢出的污染組分越來越多、越來越復雜，而且地下水污染程度和深度也在不斷增加。 濱海區域因其獨特的地理優勢，一直是近現代人類社會高速發展的核心地區，根據 Costanza等[2]在 Nature上發表的文章統計顯示，全球海濱的總系統價值占整個生態系統約 37.78%，它的健康程度關系著當地的生態平衡，維持著生態系統容量，調控著水體交換，涵養著水分和養分。濱海水體的良性循環是人類在濱海地區賴以生存的基本保障，特別是地下水環境問題，始終是可持續發展關注的焦點，濱海地下水污染物的控制也在全球水資源保護中占有舉足輕重的地位。 1.1 國內外典型濱海含水層 濱海含水層通過地殼運動、洋流搬運以及陸相沉積形成了條狀的海陸邊緣地帶，它通常含有大陸寶貴的淡水資源 [3]，包括海灘(潮間帶)潛水含水層、承壓含水層及其向大陸架方向延伸的部分。與內陸含水層不同的是，濱海含水層是海-陸地下水水文循環的敏感地帶，但由于世界各地濱海區域水文地質條件的不同，濱海含水層的性質差異明顯。典型的濱海含水層主要包含巖石體裂隙含水層 (fractured rock aquifer)、巖溶含水層( karstified aquifer)、沖積含水層( alluvial aquifer)等。地下水在巖石體裂隙含水層中的賦存依賴于裂隙的數量和分布，地下水的流動主要受控于裂隙走向，而非水頭分布。巖溶含水層與之相似，但它具有更高的孔隙度和孔隙分布的不確定性。而沖積含水層一般由礫石、砂、粉土、黏土規律性組合形成，位置多處于表層潛水，地下水交互頻繁。由于板塊作用和水動力作用，這些不同類型的含水層往往層層覆蓋，各向異性特征突出，對咸淡水相互作用的時空規律起主要影響。因此，對濱海含水層性質宏觀把握的關鍵在于搞清楚含水層的類型組成和各層之間的覆蓋結構。 中國萊州灣含水層是典型的沉積物含水層，在時間尺度上，其主要成分是白堊紀到近代的沉積物；空間上，含水層的形成是陸相和海相綜合作用的結果，由南到北為沖積物、洪積物、海洋沉積物的多組分產物，厚度從近岸的 30 m到 300 m不等[4]，含水層被粉質黏土分為若干層，平坦且不連續的地層使各層之間、海陸之間存在良好的水力聯系。美國新澤西州的濱海含水層性質卻不盡相同，雖然沉積類型與萊州灣處相似且同為多層結構，但它的基巖和弱透水層走向呈下切趨勢，引起了此處突變界面上較高的鹽分梯度，從而抑制了海水進一步入侵 [5]。這是容易理解的，如相關學者 [6]在印度東部 Digha沿海的研究表明，低滲透夾層能顯著影響海水入侵程度，此時深層土壤可免于受到海水影響，甚至海水入侵區域可存在淡水含水層。不同的是，格陵蘭島濱海含水層主要是玄武巖為主體的巖石體裂隙含水層，與上部冰川緊密聯系，并為冰川融水提供了快速的滲透通道和海底地下水排泄的動力，對海水入侵產生了一定程度的抑制作用 [7]。與之相反，若缺失內陸補給，高滲透夾層不僅給海水入侵創造通道，還能放大海相水動力影響，將擴大咸淡水的過渡帶和污染羽范圍 [8， 9]。另外，濱海巖溶含水層和裂隙含水層也非常常見，它們的特點在于含水層性質高度異質化：一方面，主干裂隙及巖溶管道中可能出現紊流，進而影響咸淡水混合規律；另一方面，優先流的大量存在，且自由流動與滲流共存，咸淡水的驅替作用就存在諸多不確定性，這將是研究中需要重點克服的問題。 圖 1.1 全球 7處典型濱海含水層的截面特征[2-5，7，10-14] 圖 1.1總結了全球 7處典型的濱海含水層性質，具體數據可參考對應文獻[2-5， 7， 10-14]。通過對比可見，盡管世界各地的濱海含水層大多為沉積相占主導，但因為天然的地層走向和覆蓋結構的不同、內陸和海洋的水力條件不同，濱海水體的交互形態各異。因此針對區域特點的含水層水文地質及水文化學研究至關重要。 1.2 我國濱海區域地下水重金屬污染概況 在地下水眾多的污染物中，重金屬以其不可降解性和生物積累性等特點成為威脅地下水資源的主要污染物之一。有研究表明，我國 80%的淺層地下水和 30%的深層地下水已不同程度地受到了重金屬的污染，其中昀主要的重金屬污染物為汞、鎘、鉻和鉛 [1]。根據《全國地下水污染防治規劃( 2011—2020年)》，近十幾年我國地下水重金屬污染呈現由點到面、由淺到深、由城市向農村蔓延的趨勢，污染程度日益嚴重。地下水重金屬污染已成為我國地下水污染控制的重中之重，研究重金屬在含水層中的運移規律也受到了眾多研究人員的高度關注。 對于人口稠密、工業發達的沿海區域城市群，由于生產發展粗放、環境破壞嚴重等原因，造成的地下水污染問題更為突出，已經嚴重影響到這些區域的經濟發展和人們的日常生活。例如，城市化的高速發展使沿海區域的城區面積擴大，越來越多的垃圾填埋場選擇建在海岸帶附近。垃圾滲濾液中的重金屬污染物進入地下水之后，受到地下水動力等因素的影響發生運移。特別是在陸海交界面，由于波浪和潮汐的作用，近岸區域的地下水流態發生明顯變化，溶于其中的重金屬污染物的運移過程也會發生相應變化，其對地下水的污染過程則變得更加復雜。另外，重金屬污染物隨地下水流入海洋后，還會對近岸海洋資源和生態環境造成破壞。 1.3 國內外對濱海區域重金屬污染物遷移與轉化研究概況 濱海區域地下水中污染物運移具有特殊性和復雜性。有別于單純的內陸地下水運動及海洋水體運動，濱海含水層的水體受海洋和陸地兩相作用，在其動力過程、生態環境影響上具有顯著的邊緣效應 [15]，這也是濱海區域地下水污染問題的復雜性所在。學者們在對濱海區域地下水問題長期的研究中發現，海水攜帶鹽分與內陸淡水發生交互，在不同地質結構和水動力條件下形成形態各異的鹽水楔，其中伴隨多相化學反應，包括陽離子交換、礦物的沉淀和溶解等 [16， 17]。這些濱海過程(coastal processes)影響著區域地下水流動規律、含水層性質演變以及污染物運移等[18]。本書將影響因素細化分類，從潮汐作用、膠體作用、納米材料與表面活性劑及地表-地下水交互作用四個方面入手，對影響重金屬污染物在濱海區域地下水中遷移與轉化的因素進行闡述。 1.3.1 潮汐作用對濱海區域污染物遷移的影響研究 Khondaker等[19]采用數值模擬的方法研究了阿拉伯灣附近工業場地的污染物在潮汐波動作用下的擴散行為。模型表明，在潮汐作用下，污染物濃度會隨時間增加而減小。 Li[20]首次提出了海灘地下水中溶質運移的“盒子”模型，將水體分為海水、鹽水、淡水三部分，并假設溶質與 226Ra有相同性質。研究得出如下結論：波浪增水引起的循環地下水和潮汐作用引起的振蕩水流會引起短時間內溶質入海速率的驟增，即使是微小的鹽水入侵速度也能引起鹽水區溶質的濃度劇增。 Zhang[21]通過數值模型與實驗的對比分析，研究了忽略潮汐及鹽水入侵等海相邊界條件的簡化數值模型對于污染物運移規律的影響。研究表明：潮汐作用會使污染物羽流輪廓發生突變，在污染物到達鹽淡水交界面之前時，忽略上述海相條件對其整體運移速率影響并不顯著。 近年來，Brovelli等[22]利用 PHWAT模型對潮汐作用下地下水中變密度污染物的運移擴散進行了數值模擬。 Robinson等[23]也利用 PHWAT模型研究了潮汐作用對陸源苯系物在近岸潛水含水層中的排泄入海的影響。研究表明：在考慮潮汐作用時，苯系物與反應混合區相互作用的時間增加， 79%的苯系物在排泄入海前衰減，而未考慮潮汐作用時僅為 1.8%。Boufadel等[24]使用 MARine Unsaturated (MARUN)模型對海灘地下水中示蹤劑羽在潮汐作用下的運動進行了數值模擬。研究表明：示蹤劑羽流在落潮時向海運動，漲潮時向下運動；羽流在向陸方向延伸呈尾狀，淡水在尾狀和羽流主體間被截留。 Chen等[25]通過對潮汐影響下地下水中污染物濃度變化進行理論分析得出了潮汐波動會使地下水中污染物濃度由于稀釋作用而減小的結論。而且，離海相邊界越遠，潮汐引起的水位和污染物濃度振幅就越小，平均濃度的減少量也越少。此外，潮汐作用還會引起明顯的污染物的逆流擴散。 Bakhtyar等[26]對海岸帶潛水層中保守性污染物在近岸水動力(波浪、潮汐)作用下的運移進行了數值模擬。水動力條件按四種情況研究，即無水動力、僅波浪、僅潮汐、結合波浪和潮汐。 1.3.2 膠體作用對濱海區域污染物遷移的影響研究 人為排放在含水層中的污染物種類較多，吸附性較小的物質易于隨水流運移而造成大范圍的污染，但大量污染物對含水層介質具有較強的親和性，包括過渡金屬離子以及一些非極性的高分子有機物。通常在自然條件下，具有強親和性的污染物在液相中的濃度較低，污染物幾乎不隨地下水流動，即使毒性較強，對環境的威脅也局限在一定范圍內，不具有擴散遷移潛力 [27]。但是膠體的存在就增加了污染擴散的風險性，而且膠體促使的運移現象在鹽分變化頻繁的濱海區域含水層中尤為顯著。膠體作為強親和性污染物的載體，為其運移創造了優先通道，這種現象即稱為膠體促使的污染物運移( colloid-facilitated transport)。膠體對污染物的促使作用即是對阻滯效應的削弱，只要體系中有任意一種膠體的存在，這個體系都可以視為至少三相體系，包括液相、載體相、基質相 [28]。研究濱海區域含水層中污染物運移規律的關鍵在于研究該三相的相互關系和污染物在三相間的遷移及轉化關系。 Grolimund等[29]基于實驗數據，建立數學模型對離子強度波動下膠體促使的污染物運移行為進行描述。土壤中含有強吸附污染物的膠粒可以發生顯著的遷移，雖然這種遷移會因為介質孔隙的不穩定性和膠體堵塞受限，但隨著溶液離子強度的降低，膠體堵塞狀況也會在一定程度上改變，從而為膠體促使污染物運移創造了有利條件。 Zhu等[30]的研究表明離子強度下降時發生膠體運移，且促使 Hg運移的主要載體是有機質膠體( 37%～53%)，Fe/Mn氧化物膠體次之( 11%～19%)。在 Zhu等[31]的研究中發現高嶺土膠體對 Hg運移的促使作用也相當顯著，且與 Hg運移顯著相關( r=0.81，P<0.0001)，即便 Hg已吸附在固體基質上，膠體組分的參與也可將 Hg從基質上剝離，并促使其運移。但對于不同種類的污染物，影響顯著的膠體種類可能不同。 Cheng等[32]的研究表明銫 -137的運移單純受有機質膠體影響較小，而礦物膠體作用顯著，但是聯合作用的時候，促使作用能進一步加強。 通過吸附攜帶的方式并不是膠體-重金屬協同遷移**的方式，也可能并不是昀主要的方式。早在 2005年 Kretzschmar等[33]就已經通過實驗證明膠體相具有增大地下水中重金屬溶解度的能力，從而達到促進重金屬遷移的作用，但是這種作用并未嚴格歸因到膠體的吸附攜帶作用； 2016年，Ma等[34]進行了多孔介質膠體對砷元素遷移的影響實驗，結果表明多孔介質膠體可能通過與固體基質的排斥作用以一種“障礙物”的形式阻止砷元素與多孔介質進行吸附從而大大促進砷元素的遷移，也就是說
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