侯 俊，次瀚林，呂博文，苗令占，劉智臨

(1. 河海大學淺水湖泊綜合治理與資源開發(fā)教育部重點實驗室，江蘇 南京 210098；2. 河海大學環(huán)境學院， 江蘇 南京 210098)

典型人工納米材料的水環(huán)境行為研究進展

侯 俊1, 2，次瀚林1, 2，呂博文1, 2，苗令占1, 2，劉智臨1, 2

(1. 河海大學淺水湖泊綜合治理與資源開發(fā)教育部重點實驗室，江蘇 南京 210098；2. 河海大學環(huán)境學院， 江蘇 南京 210098)

概述典型人工納米材料釋放到水環(huán)境中可能發(fā)生的團聚、沉降、溶解等行為及其影響因素(包括pH值、離子強度、天然有機物、無機膠體、水動力條件等)。這些水環(huán)境條件通過靜電作用、位阻效應、橋聯(lián)作用與溶解離子絡合作用等影響納米顆粒的行為。分析當前研究的不足，認為應開展自然環(huán)境條件下的納米材料行為研究，例如更低濃度的納米材料環(huán)境行為、納米材料與天然膠體之間的相互作用等，為進一步研究和預測人工納米材料在水環(huán)境中的歸趨提供理論依據(jù)。

人工納米材料；水環(huán)境；環(huán)境行為；綜述

人工納米材料(engineered nanomaterials，ENMs)在廣義上被定義為人為制造出的三維空間內(nèi)至少有一維尺寸在1～100 nm的顆粒材料[1-2]。ENMs因為尺寸小、比表面積大、表面活性高等特性，在光學、醫(yī)療藥劑、電子、陶瓷工業(yè)等諸多領域獲得應用[3]。近年來，ENMs的大量生產(chǎn)和廣泛應用不可避免地造成這些材料釋放到環(huán)境中[4-5]。據(jù)調(diào)查，2010年全球63%～91%的ENMs進入垃圾填埋場，8%～28%釋放到土壤中，0.4%～7%進入水體，還有0.1%～1.5%排入大氣中[6]。ENMs在環(huán)境中的遷移規(guī)律見圖1[7]，進入土壤和大氣的部分ENMs也會隨著物質(zhì)循環(huán)過程進入水環(huán)境中[7]。研究表明，ENMs作為一種新型污染物，會對環(huán)境造成不良影響[8-9]。因此早在2008年，經(jīng)濟合作與發(fā)展組織等國際組織就表示研究ENMs的環(huán)境行為并評估其環(huán)境效應是十分必要的，ENMs在環(huán)境中尤其是水環(huán)境中的遷移轉(zhuǎn)化規(guī)律受到研究者的廣泛關注。

ENMs由于其特殊的表面性質(zhì)，會受到DLVO(derjaguin-landon-verwey-overbeek)作用力如范德華力、靜電作用力，以及非DLVO作用力如空間位阻作用、架橋作用等的影響，在水環(huán)境中發(fā)生團聚、沉降、溶解等行為，顯著影響其在水環(huán)境中的歸趨、水生生物之間的相互作用以及生物毒性[10-11]。例如ENMs團聚沉降等行為會影響其在水體中的縱向分布，ENMs粒徑和濃度會隨水深變化從而對不同深度水體中的生物產(chǎn)生不同的毒性效應，此外納米金屬氧化物在水中溶解釋放的金屬離子也會對生物產(chǎn)生毒性作用?，F(xiàn)有的研究表明，水環(huán)境中的大部分環(huán)境要素，例如粒子性質(zhì)(粒徑、表面電荷、粒子形態(tài))、水化學指標(pH、離子強度、氧化還原條件、天然有機質(zhì)(natural organic matter，NOM))等都會與ENMs相互作用從而改變其物理化學性質(zhì)[12-14]，影響ENMs的環(huán)境行為，同時水動力條件也會影響ENMs在水環(huán)境中的團聚和沉降過程[15]。

圖1 ENMs在環(huán)境中的遷移轉(zhuǎn)化示意圖

1 ENMs在水環(huán)境中的環(huán)境行為

ENMs被釋放到水體中，形成高度分散的多相體系，ENMs在基液中會發(fā)生團聚、沉降、溶解等行為(圖1)，而這些環(huán)境行為對評估ENMs在水環(huán)境中的遷移轉(zhuǎn)化規(guī)律及生物毒性有著至關重要的作用[16-17]。

1.1 ENMs在水環(huán)境中的聚沉行為

在水環(huán)境中，ENMs表面帶有電荷而吸引周圍相反電荷，這些反號離子在兩相界面呈擴散分布，形成雙電層結(jié)構(gòu)[18]。根據(jù)DLVO理論，ENMs之間存在范德華引力和雙電層排斥力，二者之和決定了顆粒之間是相互吸引還是排斥[19]。范德華力和靜電斥力共同作用使得ENMs之間存在能量勢壘。pH和離子強度引起靜電斥力的變化破壞了由能量勢壘造成的ENMs顆粒之間的穩(wěn)定平衡，當靜電斥力降低，能量勢壘減弱或消失，ENMs顆粒之間更容易發(fā)生團聚。ENMs本身的性質(zhì)也會影響其聚集。Tso等[20]發(fā)現(xiàn)，在同樣的環(huán)境條件下，nZnO比nTiO2和nSiO2團聚速率快，且更容易溶解釋放離子。Li等[21]的研究表明，nAg在水中的團聚與其表面涂層有關。除此之外，在水環(huán)境中還存在大量的大分子NOM 和無機膠體，濃度遠大于ENMs，因此ENMs與大分子NOM 和無機膠體之間的異相團聚也不可忽略[22]。Huynh等[23]發(fā)現(xiàn)，ENMs與NOM 或自然膠體的異團聚效率與各相濃度有關。

ENMs在水環(huán)境中團聚成較大的顆粒后，會在重力作用下沉降，ENMs的沉降過程是造成ENMs從水環(huán)境遷移到沉積物的主要原因。Zhu等[24]發(fā)現(xiàn)在水溶液中，尺寸較大的ENMs團聚體迅速沉降到底部，尺寸較小的顆粒懸浮于溶液中。Lyu等[25]進行了長期的聚沉實驗，實驗結(jié)果表明，nCeO2在水中團聚后，會產(chǎn)生分層現(xiàn)象，粒徑大于1 000 nm的顆粒沉降在底部，粒徑較小的則懸浮于溶液中，因此認為粒徑1 000 nm左右是nCeO2重力與浮力平衡的臨界尺寸。此外，由于自然水體中存在大量天然無機膠體，ENMs與無機膠體之間的異團聚更容易發(fā)生，無機膠體是造成ENMs沉降的主要因素[26]。ENMs在水中的沉降過程符合一級反應動力學[27]，可以通過式(1)估算ENMs的沉降速率[27-28]：

(1)

式中：Ct為時間t時的物質(zhì)濃度；Vs為沉降速率；C0為初始濃度；Cns為實驗時間內(nèi)未沉降物質(zhì)的濃度；h為沉降高度；Kdis為溶解常數(shù)，溶解量很少時可忽略；t為沉降時間。

由于沉降速率與ENMs自團聚和異團聚速率及團聚體粒徑相關[27]，因此沉降也會受到水環(huán)境條件的影響，在不同自然水體中，ENMs沉降速率不同[28]。沉降速率快表明ENMs在水體中停留時間較短，而在水底沉積物中積累量較多，沉降速率慢則意味著ENMs會在水體中經(jīng)過更長距離的運輸，從而分布更加廣泛。沉降速率這一參數(shù)對于預測ENMs環(huán)境濃度及遷移轉(zhuǎn)化規(guī)律和潛在生物毒性等有著重要意義。

ENMs的聚沉行為是研究其在水環(huán)境中的遷移性、可生物利用性及生物毒性的關鍵，在ENMs環(huán)境行為的研究中受到廣泛關注。

1.2 ENMs在水環(huán)境中的溶解動力學

一些金屬或金屬氧化物ENMs會在水溶液中發(fā)生溶解行為，產(chǎn)生金屬離子，例如nCuO、nAg、nZnO在水溶液中可以解離出Cu2+、Ag+和Zn2+。ENMs溶解的程度也受到自身性質(zhì)和水化學條件的影響[29-30]。通常粒徑較小、比表面積較大的顆粒更容易溶解，例如，小尺寸(4±1nm)的nZnO比一般的nZnO(gt;10nm)更容易溶解產(chǎn)生Zn2+[31]。當nAg在水中發(fā)生聚集行為、形成粒徑較大的聚集體時，nAg溶解速率降低[32]。因此，當nAg初始濃度較高時，nAg顆粒更容易聚集，比表面積變小，Ag+釋放量降低[33]。這是因為小尺寸顆粒比表面積更大，具有更高的表面能。除此之外，nAg表面涂層也會影響其溶解規(guī)律，例如聚乙烯吡咯烷酮(polyvinylpyrrolidone，PVP)和單寧酸包裹的nAg比檸檬酸鹽包裹的nAg更容易溶解[34]。在之前的研究中，通常用準一級反應動力學方程描述ENMs溶解釋放金屬離子的過程[32-33,35]：

Ct=C0(1-e-kt)

(2)

式中：C0為初始ENMs初始濃度；k為一級反應速率常數(shù)。

但He等[36]認為在自然條件下，準一級反應具有一定的局限性，例如nAg在水體中發(fā)生團聚和氧化還原反應會影響nAg的溶解，因此Zhang等[37-38]采用兩階段反應模型擬合nAg的溶解過程：

(3)

式中：CAgNPs(0)為實始的nAg濃度；CAgNPs(E)為反應過程中達到溶解平衡時的nAg濃度；CAgNPs(t)為溶解過程中t時刻nAg的濃度。

在第一階段，只有易發(fā)生反應的“活躍”部分nAg顆粒溶解，而第二階段，由于受到nAg溶解性的限制或者nAg團聚或發(fā)生氧化還原反應，溶解反應停止，溶解銀離子濃度達到平衡狀態(tài)。氧化還原反應影響nAg溶解主要是由于好氧條件下nAg顆粒表面容易生成Ag2O，抑制nAg溶解釋放Ag+[36]。因此研究溶解性質(zhì)類似于nAg的ENMs，例如nCuO、nZnO[29-30]等金屬類ENMs溶解行為，還需要考慮ENMs自身團聚以及水體中的氧化還原條件對溶解的影響。

2 水中ENMs環(huán)境行為的影響因素

ENMs在水環(huán)境中的團聚、沉降、溶解等環(huán)境行為會受到水化學條件和水動力條件的影響，例如pH、離子強度、天然有機質(zhì)、無機膠體、水流剪切力等。

2.1 pH和離子強度

通常靜電作用穩(wěn)定的ENMs體系，其穩(wěn)定程度除了受到ENMs表面電荷的影響，還取決于整個體系中電解質(zhì)的濃度。ENMs在水溶液中會形成雙電層結(jié)構(gòu)，水中的離子會產(chǎn)生壓縮雙電層或吸附電中和效應，從而促進ENMs的團聚。有研究表明，二價離子比單價離子更有利于促進ENMs聚集，因為二價離子壓縮雙電層作用顯著[46]。相同pH條件下，二價離子可以顯著增快納米硼、C60、nTiO2及其他納米金屬或氧化物等ENMs的聚集速率[24,47-49]。通過測量zeta電位發(fā)現(xiàn)，ENMs表面電荷隨電解質(zhì)溶液濃度升高而降低，這是因為電解質(zhì)溶液中的離子會覆蓋在ENMs表面形成離子屏障，降低ENMs的表面電荷，從而促進ENMs團聚。

引起膠體快速聚沉的電解質(zhì)濃度稱為臨界聚沉濃度。根據(jù)Schulze Hardy法則，臨界聚沉濃度與離子價位(Z)倒數(shù)的六次方成正比。有研究發(fā)現(xiàn)Ca2+和Mg2+溶液對檸檬酸包裹的nAg(nAgCIT)的臨界聚沉濃度遠低于Na+溶液，符合Schulze Hardy法則[50]。幾種常見ENMs的臨界聚沉濃度如表1所示。此外電解質(zhì)也可以影響ENMs的溶解。Chambers等[51]研究發(fā)現(xiàn)陰離子可以加速nAg的溶解，主要原因是陰離子與納米Ag形成Ag(Ⅰ)復合物或反應生成沉淀。

表1幾種常見ENMs的臨界聚沉濃度mmol/L

ENMs種類C(Na+)C(Ca2+)nAgCIT[50]122±2.82.2±0.1nAgPVP[52]111.54.9nCeO[25]28216nCuO[53]54.52.9C[47]601204.8

2.2 天然有機質(zhì)及沉積物

在自然水體中存在各種NOM，例如蛋白質(zhì)、多糖、腐殖酸、富里酸、微生物分泌的胞外聚合物等，由于ENMs比表面積較大，在自然水體中，ENMs會吸附大量NOM[19]，吸附了NOM的ENMs之間由于位阻效應和靜電排斥，穩(wěn)定性增強[54]。現(xiàn)有的研究結(jié)果表明，細菌胞外聚合物(EPS)、藻酸鹽和牛血清蛋白(BSA)等有機物都會增加ENMs的穩(wěn)定性，抑制其聚集，如圖2(a)所示，其中BSA作用更明顯[35,55-56]。不同有機質(zhì)抑制ENMs團聚的作用機制也不相同。Miao等[35]通過zeta電位的測量發(fā)現(xiàn)，EPS和多糖可以改變nCuO表面電荷電性，說明在這兩種NOM 存在時，靜電排斥是抑制nCuO團聚的主要機制；而BSA并沒有明顯改變nCuO的表面電性，且BSA分子量小，因此認為空間位阻效應是BSA抑制nCuO團聚的主要機制。NOM 除了抑制ENMs粒徑增長，還可以使已經(jīng)團聚的ENMs團聚體解聚(圖2(b))，例如nTiO2在pH=8.2且含有1.125 mmol/L Ca2+和0.21 mmol/L Mg2+的水體中(模擬自然湖水的pH和硬度)團聚成3 000 nm左右的團聚體，添加藻酸鹽后團聚體解聚，粒徑減小，主要是由于nTiO2團聚體吸附藻酸鹽而產(chǎn)生空間位組效應和靜電排斥作用，因此藻酸鹽濃度越高，解聚現(xiàn)象越明顯[57]。此外，EPS、藻酸鹽和BSA還可以促進nCuO的溶解，其中EPS促進nCuO溶解釋放Cu2+的能力更強，是由于EPS是一種復雜的高分子聚合物，其中含有多糖、蛋白質(zhì)和腐殖類物質(zhì)，官能團種類較多，與金屬離子結(jié)合能力較強，從而加速了nCuO的溶解[35]。

雖然通常認為NOM 可以增加ENMs穩(wěn)定性，抑制其聚集，但在特定條件下或延長反應時間，某些大分子NOM 也可能促進ENMs的團聚。例如添加多糖可以增加nCuO在各種濃度Na+溶液中的穩(wěn)定性，但在高濃度Ca2+溶液中由于多糖分子與Ca2+的架橋作用形成凝膠狀有機質(zhì)膠體，這些有機膠體包裹并連接在nCuO團聚體之間(圖2(c))，即在高濃度二價陽離子條件下nCuO顆粒的團聚現(xiàn)象更加明顯[53]。Bian等[31]研究發(fā)現(xiàn)，腐殖酸濃度在7.3～14 mg/L范圍內(nèi)，nZnO顆粒最穩(wěn)定，不易團聚，但在長期觀察中發(fā)現(xiàn)，120 min之后，ENMs懸液不穩(wěn)定，并有團聚傾向，nZnO的Zeta電位由正值變?yōu)樨撝担砻髟?20 min內(nèi)腐殖酸逐漸吸附于ENMs表面，ENMs與腐殖酸復雜的官能團發(fā)生架橋反應改變了nZnO的表面電性。有機質(zhì)濃度也會影響ENMs團聚，Oriekhova等[58]在研究中發(fā)現(xiàn)，低濃度(lt;1 mg/L)富里酸(fulvic acid，F(xiàn)A)可以抑制nCeO2團聚；但逐漸增加FA濃度，溶液中形成較大FA-nCeO2配合物，低pH時nCeO2和FA電性相反，更容易形成配合物，高pH時二者電性相同，不易形成配合物。因此NOM對ENMs團聚行為的影響與NOM 種類、濃度及水環(huán)境條件如離子強度、pH等有關。

(a) NOM抑制ENMs團聚

(b) NOM使RNMs團聚體解聚

(c) NOM凝膠通過架橋作用促進ENMs團聚

自然水體中也存在沉積物，由于ENMs可以吸附于沉積物表面，吸附到固相成分表面的ENMs，可移動性降低，可生物利用性也會降低[59]。Van Koetsem等[60]將沉積物溶于超純水中，向其中加入nAg和nCeO2，進行離心分離，探究ENMs在固相和液相中的分布規(guī)律。結(jié)果表明，經(jīng)過離心分離后，比起Ag+和Ce3+，nAg和nCeO2更傾向于停留在液相中，這說明比起溶解于水中的離子而言，ENMs移動性較強，更易遷移。沉積物作為一種載體，上面吸附著多種有機物和排放進水體中的污染物[61]，這些物質(zhì)都可能與ENMs發(fā)生反應，從而影響ENMs的性質(zhì)。

2.3 天然無機膠體

自然水體中存在大量無機膠體，無機膠體的顆粒濃度遠大于ENMs。在水環(huán)境中，無機膠體與ENMs之間的相互作用對于ENMs的聚沉行為也有著非常重要的影響[27]。無機膠體分為黏土礦物、水合氧化物膠體及其他懸浮物質(zhì)等。黏土礦物具有特殊的層狀結(jié)構(gòu)，會與ENMs發(fā)生團聚。硅離子和鋁離子對低價離子的同晶型取代使黏土表面帶有永久負電荷，但黏土邊緣所帶電荷會受到水環(huán)境pH和離子強度的影響，黏土顆粒還具有一定的離子交換能力[62]。黏土礦物與ENMs之間主要通過靜電作用發(fā)生異團聚。Zhou等[63]研究了蒙脫土和nAg、nTiO2兩種典型ENMs之間的異團聚，為了模擬自然水體環(huán)境并探究異團聚作用機制，實驗選取了兩種pH條件，pH=4低于蒙脫土邊緣pHzpc，edge，pH=8高于pHzpc,edge。雖然蒙脫土zeta電位隨pH變化很小，但在低pH時，蒙脫土表面和邊緣電荷電性相反，體系不穩(wěn)定，蒙脫土可以降低nAg、nTiO2的臨界聚沉濃度，促進團聚；pH=8時，蒙脫土表面和邊緣都帶負電，靜電排斥作用使得體系較為穩(wěn)定[63-64]，如圖3所示。高嶺土、伊利石與nAg、nTiO2之間的異團聚規(guī)律也是如此[64-65]。此外Wang等[64]還研究了NOM 對該體系聚集的影響，腐殖酸吸附在ENMs和高嶺土表面，并通過靜電作用或位阻效應抑制ENMs與高嶺土之間的團聚，從而增強體系的穩(wěn)定性。除金屬或金屬氧化物ENMs之外，其他ENMs(例如氧化石墨烯)也會與無機膠體發(fā)生異團聚。Zhao等[66]研究了納米氧化石墨烯(GO)與不同種類天然無機膠體(蒙脫土、高嶺土和針鐵礦)在水環(huán)境中的異團聚。研究表明，GO和帶正電荷的針鐵礦由于靜電吸引而發(fā)生異團聚，但與帶負電的蒙脫土和高嶺土之間沒有這樣的反應。該研究用一種線性模型與GO-針鐵礦吸附等溫線擬合，吸附于針鐵礦表面的GO不容易脫附，這種解吸的滯后性主要是由于GO-針鐵礦團聚體多層構(gòu)型穩(wěn)定性較高。Sotirelis等[67]通過研究GO和高嶺土之間的熱力學吸附過程，發(fā)現(xiàn)GO與高嶺土之間的異團聚是焓驅(qū)動下的放熱非自發(fā)反應，在高溫下更容易發(fā)生。

(a) pHlt;pHzpc，edge，黏土表面和邊緣電荷相反

(b) pHgt;pHzpc，edge，黏土表面和邊緣電荷相同

常見的水合氧化物膠體有SiO2、Al2O3的水合物等。Praetorius等[44]通過SiO2和nTiO2團聚實驗數(shù)據(jù)和描述膠體碰撞的Smolu-Model模型擬合，計算得到不同水環(huán)境條件下的異團聚速率(αhetero)。Praetorius等[44]認為SiO2和nTiO2二元體系中，聚集過程分為兩個步驟，首先nTiO2吸附在SiO2表面，該過程為初級團聚，隨后吸附了nTiO2的SiO2顆粒之間聚集形成更大的顆粒，成為二次團聚。研究結(jié)果表明酸性條件(pH=5)時，異團聚速率與nTiO2濃度有關，當濃度較低時，αhetero很小，只有當nTiO2濃度達到臨界濃度時才發(fā)生異團聚，且由于SiO2和nTiO2電性相反，因此αhetero可以接近1。當pH=8，SiO2和nTiO2電性相同，αhetero主要由鹽濃度決定，在鹽溶液濃度低時αhetero很小，鹽溶液濃度高時αhetero接近1，腐殖酸(SRHA)可以抑制SiO2和nTiO2之間的異團聚。該研究將NPs和NCs之間的異團聚情況用量化的方式表征。

總體上講，無機膠體與ENMs之間的異團聚也會受到水環(huán)境條件的影響，與ENMs自團聚相似，當體系中存在相反電荷時，由于靜電吸引，團聚現(xiàn)象明顯，但當體系中電荷電性相同，則可認為是同相團聚，例如黏土與nAg在中性pH條件下的異團聚行為與黏土膠體團聚行為相似[65]。無機膠體和ENMs都是納米尺寸級別的顆粒物，目前，異團聚的研究方法和分析手段是借鑒ENMs自團聚的研究，但通過體系平均粒徑的變化無法準確區(qū)分ENMs自團聚和ENMs與其他膠體的異團聚以及這兩個過程發(fā)生的先后順序，這也是這一領域目前存在的問題。

2.4 水動力條件

在自然水體中，水流條件及由水流產(chǎn)生的剪切力是影響ENMs聚集行為不可忽略的因素。但目前，關于不同水動力條件下的ENMs穩(wěn)定性的研究較少。Yin等[68]研究發(fā)現(xiàn)在pH值、攪拌時間等其他條件相同時，隨著攪拌速度的增加，赤鐵礦顆粒絮凝現(xiàn)象越來越明顯，且絮凝體平均粒徑增大；當攪拌速度大于1 400 r/min時，絮凝體的平均粒徑減小，說明攪拌速度過大時，會對絮凝體造成破壞。Chekli等[69]研究了ENMs在海水、湖水、河水、污水廠出水、地下水等5種水體中的團聚情況，并在團聚實驗中施加一定的機械攪拌，明顯觀察到ENMs被破壞，ENMs粒徑隨剪切力增強而減小，但這種變化在一定程度上是可逆的，即剪切力減弱或停止后，ENMs會再次團聚，這是由于ENMs之間既有易被破壞的物理作用例如范德華力，也存在較為強烈的化學作用，例如氫鍵、有機物架橋等[15，70]。通過化學作用鏈接的團聚體結(jié)構(gòu)緊密，不易受到水動力條件的影響，但通過物理作用形成的團聚體結(jié)構(gòu)松散，在水流速較快的時候容易被分散[15]。團聚體的形態(tài)結(jié)構(gòu)與水環(huán)境條件有關，ENMs在海水中的聚集體結(jié)構(gòu)較為松散，容易被破壞，但在湖水中的聚集體結(jié)構(gòu)緊密，不易被破壞。這是由于在海水中主要受到離子強度的影響，聚集體之間通過范德華力或靜電作用結(jié)合起來，而在湖水中，由于包裹了天然有機物，聚集體之間通過化學鍵的作用結(jié)合，不易受到破壞。因此水動力條件對ENMs團聚行為的影響與水化學條件和團聚機制有關。

水流剪切力除了會改變ENMs團聚體的尺寸，還會破壞ENMs由于團聚沉降形成的縱向分層現(xiàn)象，使得沉降的ENMs再懸浮，增加ENMs的可移動性[25]。

3 結(jié)論與展望

迄今為止，對于ENMs在水環(huán)境中的環(huán)境行為，特別是團聚行為的研究已經(jīng)取得很大進展，現(xiàn)有研究結(jié)果表明，ENMs在水環(huán)境中的團聚、沉降和溶解等行為除了受到其自身性質(zhì)的影響，還與水環(huán)境條件如pH、離子強度、NOM種類和濃度、天然無機膠體和水動力條件等有關。在自然水環(huán)境中，ENMs的遷移受自身理化性質(zhì)和水環(huán)境條件的共同影響，闡明各因素的交互作用機制，有助于準確評價ENMs在自然水環(huán)境中的行為和歸趨。雖然研究者們對于ENMs在水環(huán)境中的行為取得了一些共識，但該領域的研究還存在一些問題有待解決：

a. 在水環(huán)境中，ENMs的含量是非常微量的，但由于檢測手段的限制，目前的研究大多是在mg級別，更低濃度的、接近自然環(huán)境或污水處理系統(tǒng)濃度的ENMs聚沉、溶解等行為的研究是目前所欠缺的。

b. 在自然條件下ENMs與無機膠體的異團聚比ENMs自團聚更容易發(fā)生，但目前這方面研究還不夠完善，特別是在NOM 存在條件下，ENMs與天然無機膠體之間的異團聚和沉降規(guī)律及機制還有待進一步探索。

c. ENMs在復雜體系中，例如當水體中還存在其他顆粒物如無機膠體或蛋白質(zhì)、微生物等生物質(zhì)時，目前只是宏觀地通過粒徑變化來表征ENMs的性質(zhì)，而未能通過有效的方法將ENMs的自團聚和ENMs與其他膠體的異團聚區(qū)分開，運用更直接的顆粒分析手段進行ENMs單顆粒的分析將有助于深入研究ENMs在復雜水體中的行為，這也將成為今后的研究重點。

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Researchprogressofwaterenvironmentbehavioroftypicalengineerednanomaterials

HOUJun1,2,CIHanlin1,2,LYUBowen1,2,MIAOLingzhan1,2,LIUZhilin1,2

(1.KeyLaboratoryofIntegratedRegulationandResourceDevelopmentonShallowLakes,MinistryofEducation,HohaiUniversity,Nanjing210098,China; 2.CollegeofEnvironment,HohaiUniversity,Nanjing210098，China)

This paper has reviewed the aggregation, sedimentation, dissolution and other behaviors and influence factors (pH, ionic strength, natural organic matter, inorganic colloid and hydrodynamic force) of typical ENMs that are likely to occur in aquatic environment. These water environment conditions affect the behaviors of nanoparticles by means of electrostatic interaction, steric hindrance, bridging and complexation with dissolved ions mechanism. In view of current insufficient research in this regard, future studies are proposed to focus on nanomaterials behaviors under natural environmental conditions, such as lower concentration of nanomaterials and the interactions between nanomaterials and natural colloids in order to provide a theoretical basis for further research and prediction of the fates of ENMs in water.

engineered nanomaterials；aquatic environment；environmental behavior；research progress

10.3880/j.issn.1004-6933.2017.06.01

國家自然科學基金(51479047)；江蘇省杰出青年基金(BK20160038)

侯俊(1979—)，男，博士，研究員，博士生導師，主要從事水環(huán)境保護與生態(tài)修復研究。E-mail：hhuhjyhj@126.com

X171.5

A

1004-6933(2017)06-0001-08

2017-06-23 編輯：徐 娟)