水环境中泥沙作用研究进展及分析(花了一下午时间找到的)


摘要：首先分析了泥沙在微观和宏观方面，对污染物迁移转化过程中的影响。泥沙通过吸附、解吸作用，同时通过泥沙运动，共同影响着污染物的赋存状态，从而影响着水体环境质量的变化。本文系统总结了在泥沙吸附解吸污染物机理、影响因素、数学模型等方面，已经进行的研究工作所取得的成果，并讨论了有待进一步研究的内容。



水环境系统中，泥沙通过对污染物质的吸附与解吸，直接影响着污染物质在水固两相间的赋存状态。同时，伴随着泥沙在水体中的运动，污染物质在水体和底泥之中的赋存状态也发生着变化。因此，泥沙与水流共同成为污染物的主要载体，影响着污染物在水体中的迁移转化过程，从而最终影响着水生态环境的状态。这种作用，可以称为泥沙的环境作用。

    我国河流普遍多沙，河流含沙量总体水平大于国外。随着人口增长、工农业生产发展以及城镇建设速度的加快，我国工业废水和城镇生活污水排放总量仍在逐年增加，水污染状况严峻的局面还未得到有效控制。河流多沙的客观条件和排污量大的外部因素决定了进行泥沙环境作用研究的必要性，进行更加深入的研究工作对于水质监测、水质评价、水污染控制与规划工作具有重要意义和价值。

1 泥沙对水体环境质量的影响

含沙水体的环境效应在很多方面均有体现，原状水体中主要表现为浓度-生理化学效应和浓度-生态效应。总体上讲，相应的研究和分析工作以重金属居多，近年来针对有毒有机物和耗氧有机物的研究也日益受到关注。

    泥沙对水体重金属的影响及其环境效应研究，一直受到不同领域研究者的关注。美国和欧洲中部已污染河流颗粒物上的重金属含量占总金属含量的比例，Cu、Hg、Cr在60％～70％之间，Pb在80％左右［1］。张曙光等［2］进行了黄河泥沙重金属在背景条件下的生物累计效应模拟实验，实验结果表明，Cu、Pb、Cr、Cd在浑水中鱼体内的含量与清水对照组比较，均略有不同程度的增加，随着时间的延长，这种差异逐渐显著。以上在河流实体上进行的原型观测数据表明，重金属物质在泥沙颗粒物上以吸附状态的存在占有很大比例，并且由于泥沙悬浮而构成的浑水环境对水体的生化效应和生态效应都产生重要影响。

    一些研究者从水质监测分析的角度研究了黄河泥沙对CODMn的影响［3,4］，分析结果表明，含沙水样加酸保存测试的CODMn值比不加酸保存测试值显著增大，并且随着含沙量的增加，测得的CODMn也增加。这些研究者认为，黄河水体中有机还原性物质大都被泥沙吸附，当加酸保存时，泥沙吸附着的还原物质释放到水相中，使样品的CODMn较不加酸保存大。另外一些研究者在河流实体上，对泥沙与耗氧有机物的相关关系进行了研究。郭怀成［5］选择黄河中游潼关至三门峡水库坝下区间河段，分别在三门峡水库泄洪期、蓄水期和汛前枯水期进行了监测，监测数据表明，各断面浑水的COD值随着悬浮物含量的升高而增大，并且这种增大趋势与水库运用方式直接相关。水库蓄水期，上游来水蓄于库内，悬浮物沉于库底，相应断面COD值由上游向下游锐减。水库泄洪期，原本沉积于库底的悬浮物下泄，使得各断面浑水COD值明显高于其他时段。杨红莉等［6］进行了辽河泥沙对CODCr测定值的影响分析，发现辽河泥沙含量对CODCr测定值有显著影响，悬浮物测定值与原状水CODCr含量有明显的正相关关系。以上研究成果表明，水体中悬浮的泥沙可以吸附一定量的还原性物质，使水体的耗氧作用加大，从而在水体耗氧有机物污染的过程中发挥重要作用。

    关于泥沙吸附有毒有机物的研究，通过实验和实体观测都证明了水体悬浮泥沙和底泥都有降低水中微量溶解有机物的作用。陶桂和［7］采集长江口表层泥沙和水中悬沙，进行了泥沙吸附有机物的实验，证明泥沙对微量甲苯、乙苯、四氧化碳、乙烯、氯苯和对一二氯苯都具有一定的吸附作用。暴维英等通过实验研究，证明了含沙水体对多种有机物(包括对硝基甲苯、甲基对硫磷和一，二-二氯苯)具有吸附作用［8，9］，并得到了三种化合物在黄河悬浮泥沙-水中的分配系数。王晓燕［10］等通过采样对北京永定河水体进行了有毒有机物污染状况的研究，从基因突变的角度研究北京官厅水库及其下游的水体中有毒有机污染物的污染状况，发现水库上游静止水体未表现出对实验菌株的致突变性，而水库下游流动水体则表现出较强的致突变性。这表明污染物在流速缓慢的区域发生了沉降作用，从而使得水底沉积物成为难降解有毒有机物的储藏库，这些污染物在流速增大的条件下重新进入水体，产生污染。

2 泥沙吸附污染物模式及影响因素

2.1 水体中污染物形态及迁移转化

    对于重金属在水体中形态分布，根据重金属的赋存状态区分为水溶态及颗粒态，其中颗粒态重金属又划分为以下形态：(1)交换吸附在粘土矿物、氢氧化铁、氢氧化锰或腐殖质成分上，对环境变化最敏感的离子交换态；(2)环境pH值变化时易释放进入水体的碳酸盐结合态；(3)与水合氧化铁、氧化锰结合，环境变化时会部分释放的铁锰水合氧化物结合态；(4)进入或包裹在有机质颗粒上，同有机质发生螯合或生成硫化物，较稳定的有机硫化物和硫化物结合态；(5)稳定存在于石英或粘土矿物等结晶矿物晶格里的稳定的残渣态［11,12］。一定区域的分析结果表明，残渣态、硫化物或有机结合态的比例为60％～80％，而水溶态、离子交换态、碳酸盐结合态及铁、锰氧化物结合态占20％～40％，稳定态比例大于活动态［11］。

    污染物在水体中的迁移转化过程是一个物理、化学及生物综合的过程，结合其形态特征(如果其他污染物也都具有上述重金属的形态特征)，主要包括如下几类过程：(1)溶解态和悬移态污染物在水流中的对流扩散过程；(2)沉积态污染物随床沙的推移过程；(3)泥沙吸附溶解态污染物，水溶态向颗粒态转移过程；(4)悬移态和沉积态吸附污染物的解吸过程；(5 )伴随床沙与悬移质动态交换的污染物迁移过程；(6)生物摄取、富集、微生物转化过程；( 7)水体中污染物通过空气界面向空气迁移的气态迁移过程。

2.2 泥沙吸附模式

河流悬浮沉积物的理化特征是泥沙环境作用的重要物质基础，泥沙的组成成分主要为有机质和矿物质，另外泥沙颗粒表面还附着了一定量的微生物。泥沙颗粒的理化性质与其吸附特性的关系，一直是水化学和土壤化学的重要研究课题。陶桂和［7］认为非离子型有机物在泥沙颗粒上吸附的主要机理是有机物在泥沙颗粒中的有机质和液相水之间的分配。 一些研究者通过采用逐级化学分离法，将天然样品逐级分离，进行了水体沉积物各组份吸附作用的研究［13］。研究成果表明，天然水体悬浮沉积物各组份在重金属吸附中所起的作用，在总吸附值的贡献是以粘土为主(60％～70%)，金属水合氧化物(15％～25%)和有机物(11％～22％)大致在同一水平上，碳酸盐则较小(0.1％～5％)。而以单位重量的吸附能力衡量，则是金属水化合物大于有机物，并且两者远大于粘土。所以分析泥沙颗粒物吸附能力，必须综合考虑各组份的吸附能力和各自的相对含量。

    泥沙吸附模式的建立是为了对泥沙吸附过程进行定量的描述和分析，采用污染物在水沙两相间的分配量及相应系数，对泥沙吸附量和吸附时间过程分别建立数学描述方程。主要包括三种吸附模型方程：Henry模型、Langmuir模型和Freandish模型。这三种模型都有严格的理论基础并可以用统计热力学的方法进行推导，也得到了大量研究成果的证明。三种模型都分别采用平衡吸附等温线和吸附动力学方程对吸附过程进行描述，前者用来描述吸附过程处于平衡状态下吸附质在固液两相间的分配量，后者则描述瞬时状态下吸附速率与主要影响因素之间的关系。一些研究者认为泥沙颗粒由活动有机成份和无机成份构成，相应成份表现出不同的吸附特征，据此提出了复合分布模型［14,15］，将吸附等温式表达成线性方程和非线性方程的叠加，从理论上讲这种复合模式更具有物质基础。

2.3 泥沙吸附污染物影响因素

泥沙吸附污染物主要影响因素包括：泥沙理化特性、水体泥沙浓度、污染物浓度、泥沙粒度、紊动强度、温度和pH值等。对于这些影响因素与泥沙吸附的相关性，大多是通过泥沙吸附重金属实验和理论分析进行的。

在泥沙吸附重金属的研究当中，许多研究者都观察到所谓的“重金属吸附的泥沙效应”，即在相同条件下，随着泥沙浓度增大，水相重金属浓度降低，泥沙吸附容量增大，并且随着泥沙浓度的增大，吸附容量趋近于一定数值，单位质量悬浮泥沙吸附总金属污染物能力下降［16～19］。在甲苯、乙苯和三氯乙烯的吸附实验中，同样发现单位重量泥沙吸附能力随着泥沙浓度的增大而减小［7］。对于这种效应的成因，存在多种解释：(1)泥沙浓度的提高增加了颗粒间碰撞的几率，从而增加了有机物从泥沙颗粒表面有机质胶膜中解吸出来的速率，使得有机质内分配溶解的有机物浓度也相应降低［8］；(2)悬浮浓度增大，使得固相吸附位增加，从而单位固体颗粒物的吸附量相应减少［20］；(3)颗粒的聚合(如絮凝)增加，使得可利用的吸附位减少［21］。相对于重金属方面所进行工作的全面与丰富，泥沙浓度对其他污染物吸附的影响研究还十分有限，对于在其它污染物的吸附中是否存在“泥沙吸附效应”还不能得到肯定的结论，需要进行进一步的观测和实验。

    污染物浓度对泥沙吸附污染物的影响，目前所报道的研究成果大多集中在重金属方面。黄河泥沙吸附重金属的研究表明［22］，重金属水相初始浓度对水相平衡浓度有较大影响，平衡浓度随初始浓度增大而增高。初始浓度对泥沙平衡吸附量也具有较大影响，水相初始浓度增加，泥沙平衡吸附量增大显著。初始浓度与泥沙吸附总量呈正相关，初始浓度增大，吸附总量随之增大，并逐渐接近泥沙饱和吸附量。黄岁梁从吸附动力学方程和质量平衡方程出发，建立了静态实验条件下，平衡吸附量的表达式，并结合实验探讨了水相重金属初始浓度对吸附量的影响［16］。理论分析和实验结果都表明，泥沙平衡吸附量随水相初始浓度的变化是一条下凹的曲线，初始浓度增大，吸附量增大并趋近于一定数值。多种吸附质共存体系的泥沙吸附是一个十分重要的问题，文献［7］对一个含有甲苯和乙苯的混合水样进行了泥沙吸附实验，实验结果表明两组份吸附时与单组份吸附的等温线基本重合，但作者未对吸附系数、平衡吸附量等参数进行深入研究。在多组份吸附质共存体系中是否存在竞争吸附，以及竞争是否存在选择性，这方面的工作还有待进行深入研究。

泥沙颗粒的吸附分为物理吸附和化学吸附，物理吸附主要与泥沙的比表面积(面积／重量)有关，化学吸附与泥沙所含活性成分有关。如果将泥沙颗粒近似视为球体，其比表面积与半径成反比，泥沙粒径越小，比表面积越大，所含活性成分也越多，因而有机物或重金属吸附量也越大。泥沙粒径对污染物的吸附影响研究，包括单独粒径组的影响和多粒径组份共存体系的影响。渭河选自同一断面理化性质基本相同的悬移质泥沙和床沙的吸附实验表明，悬移质泥沙对Cu的吸附量是底泥的3倍之多［18］。黄岁梁就泥沙粒径对重金属污染物吸附影响开展了系统的研究［16,22,23］，其研究成果表明，相同条件下，不同粒径泥沙单独存在时，泥沙吸附量、吸附速率、分配系数都随泥沙粒径增大而减小。不同粒径泥沙共存体系各粒径之间不存在竞争和干扰，共存体系单位重量泥沙的吸附量等于各粒径泥沙单独存在、在相同条件下单位重量泥沙的吸附量乘以其在共存体系中所占的份额的总和。

天然状态下，水流—泥沙—污染物系统都处在运动状态，因此必须开展运动状态下泥沙吸附污染物的研究，才具有实际的应用价值。黄岁梁采用谐振式紊动模拟装置进行了重金属动态吸附研究［16,24］，通过实验发现重金属污染物在浑水中的运动，既有一般示踪污染物迁移转化的共性，也具有受泥沙作用的个性。张泽浦采用循环管道的实验装置，进行了挟沙水流中重金属迁移扩散的实验研究［25］，研究主要关注水沙两相重金属的迁移扩散规律。实验数据分析和计算结果表明：(1)重金属(Cu)在含沙水流中迁移扩散时，溶解态铜和吸附态铜在水中的迁移扩散速度都和铜在清水中的迁移扩散速度相近，而且不受铜在两相间分配比例的影响；(2)吸附达到平衡时，液相溶解铜占总量的比例达到一个极限值。以上研究成果提示，泥沙吸附污染物动态体系的垂向和纵向迁移扩散过程仍然遵守河流动力学规律，体系的综合过程一定程度上可以视为力学过程与吸附解吸过程的叠加。目前，关于运动状态下泥沙吸附过程的研究，相对于天然河流的复杂动力过程，进行的还很不充分：(1)目前都是进行吸附平衡和动力稳定条件下的研究和分析，缺少对不平衡和非稳定条件的研究；(2)天然水体中存在床沙与悬沙的动态交换，现有研究还缺少对这种交换过程在污染物变化过程中的机理与作用的深入分析。

3 泥沙解吸污染物模式及影响因素

在一定条件下，污染物从吸附态向溶解态的转移称为泥沙解吸过程，这种过程既包括底泥中污染物的释放，也包括悬浮泥沙吸附污染物的释放。水环境化学条件和水体动力条件的改变，是引发天然水体中泥沙解吸污染物过程的主要原因。

3.1 泥沙解吸模式

由于天然水体都处在一定的运动状态，因此按照水体紊动特征，将泥沙解吸分为以下两类：(1)紊动微弱时，底泥(床沙)基本不起浮，底泥释放以孔隙水污染物向上扩散迁移为主，释放过程主要与污染物扩散通量、上覆水寄宿时间、水体污染物含量及水深有关［26］；(2 )紊动变化引起床沙与悬沙发生动态交换，泥沙解吸除了床沙中污染物释放外，还包括悬浮泥沙解吸，并且起悬床沙携带的污染物在很大程度影响到水质。

    一些研究者认为泥沙解吸和吸附可以用形式相同的动力学模式表达，在此基础上，对泥沙解吸动力学过程进行了实验研究和理论推导。反应器内泥沙解吸重金属静态实验的研究，在一定程度上揭示了泥沙解吸重金属污染物的定性规律［16,27,28］。实验结果和理论分析都表明：(1)其他条件相同时，泥沙剩余平衡吸附量和水相平衡浓度均随悬浮泥沙浓度增大而增大；(2)其他条件相同时，泥沙初始重金属浓度越高，泥沙剩余平衡吸附量和水相平衡浓度越高；(3)泥沙饱和吸附量越大，则在其他条件相同时，泥沙剩余平衡吸附量越高，水相平衡浓度越低。黄延林等将重金属释放过程中伴发的凝聚吸附、络合、共沉等作用引入到重金属释放动力学的研究中，以解释释放过程中水溶态重金属浓度随时间的变化经历了一个先升后降再达平衡的过程［29］。

    由于一般采用吸附动力学方程描述解吸过程，因此解吸过程中吸附和解吸系数的相对关系十分重要。有研究者提出对应泥沙吸附和解吸重金属状态，相应有两个吸附速率系数［16］。但已经进行的研究工作对于吸附系数和解吸系数在吸附和解吸过程中出现差异的原因，都未进行深入的研究。未来的研究工作，需要探讨是否有可能建立吸附、解吸系数与影响因素的数学表达式，从而建立统一的吸附-解吸数学模式，这是把实验研究和理论模式推广应用到天然水体的关键因素之一。

3.2 泥沙解吸污染物的影响因素

对泥沙解吸污染物影响较大的因素主要包括：水体泥沙浓度、水体污染物浓度、泥沙粒度、紊动强度、沉积物厚度、温度和pH值等，其中，水流紊动强度与水体泥沙浓度直接相关。对这些影响因素的研究成果，也大多是在泥沙解吸重金属的研究中取得的。

    泥沙解吸污染物的能力大小，与泥沙粒径正相关，这点与泥沙吸附能力相反。一般而言，粗颗粒泥沙的吸附能力弱，解吸能力强，细颗粒泥沙则相反［30］。不同粒径泥沙共存体系解吸动力学理论分析和实验结果表明，体系中各粒径间不存在竞争和干扰。共存体系的剩余吸附量等于各粒径泥沙单独存在、在相同条件下的剩余吸附量乘以该粒径泥沙在共存体系中所占份额之和［16,30］。

    动态水沙体系中，水流紊动强度通过影响悬移质浓度、挟沙力和床沙交换来影响污染物的迁移转化过程。实际的污染物释放过程主要表现为动力条件的扰动加速底泥污染物释放、悬移吸附态污染物转移和底泥被冲刷悬浮，这些都会对水生态环境造成不利作用，所以动态条件下污染物释放的研究具有重要的理论和应用价值。重金属动态释放实验表明［31,32］，水流流速、含沙量和重金属释放之间存在正相关关系，水流紊动强度提高，含沙量增加是造成沉积物中重金属释放量增大的主要原因之一。并且随着水流流速的提高，沉积物上覆水的紊动扩散强度提高，同时也增大了表层下沉积物间隙水重金属的浓度梯度，处于静止状态的底部表层及表层以下沉积物中重金属的释放强度都得到提高。周孝德等利用因次分析的方法，进一步分析了重金属释放浓度与水流紊动强度之间的关系，指出释放浓度与水流雷诺数的指数正相关［33］。

    沉积物厚度对污染物释放的影响受到间隙水中污染物垂向梯度的作用。根据静态实验的研究结果，沉积物中重金属释放的有效厚度为4cm[31]。因此，重金属动态释放实验中，水槽铺置沉积物厚度为5cm［32］，这为其他实验提供了参考。

4 泥沙污染物数学模型

污染物在水沙系统中的迁移转化包括了物理、化学及生物综合的过程，基于水动力学模式的水质模拟手段，在数学方程中考虑了化学迁移、生物转化过程后，可以应用于水沙系统中污染物迁移转化的数值模拟。目前，大多数成果都是在泥沙重金属模拟中取得的，但建立的模式可以推广到具有同样特征的其他污染物的研究中。在建立泥沙污染物基本控制方程时，按照考虑污染物形态分布的不同方式，可以分为分相模型和整体模型。

    分相模型从质量守恒原理出发，分别对水体中污染物的溶解态、悬浮态和沉积态分别建立控制方程［34,35］，另外一些研究者把污染物分为上覆水溶态、悬浮态、底泥态、裂隙水溶态［36,37］，实际也是分相模型的思想。从物理意义上分析，分相模型的理论基础存在一定问题：(1)分相模型对污染物的每种形态分别建立对流扩散方程，在控制方程中通过综合项对泥沙沉降—悬浮进行概化［16］。显然，这种处理方式与天然情况下复杂的泥沙运动具有较大的差距，并且这种处理方式还增加了求解的难度和工作量。(2)分相模型中，对于悬浮态，直接引入了泥沙吸附重金属的平衡关系，这与悬浮态方程出现矛盾［16］，对于底泥态，引入平衡系数也存在同样问题。

    整体模型将溶解态、悬浮吸附态和推移吸附态污染物在一个方程中进行描述，相对于分相模型中以吸附态污染物为主体，将泥沙运动的影响处理为影响项的方法，整体模型的物理概念更加合理。周孝德提出了河流中重金属迁移转化的一维数学模型［38］，模型基本方程为



    式中，Cw为溶解态重金属浓度，Cs1、Cs2分别为单位重量悬移质、推移质对重金属的吸附量，Cs3为单位面积底泥的吸附量，S1、S2分别为断面悬移质、推移质浓度，u为流速，Ex为综合扩散系数，h为水深、a为推移质厚度、R为水力半径。假定推移质和底泥对重金 属的吸附符合平衡吸附条件，并且将以上方程和悬移质对重金属吸附的动力学方程进行联解，在一定的定解条件下，可以求得方程的解析解。许多研究中采用了整体模型［11,39～42］，研究内容包含了重金属和有毒有机物。尽管研究者对于吸附解吸过程采用了不同的处理方法，但其 基本思想是一致的：将不同形态的污染物统一在一个方程中进行考虑，对于泥沙运动采用简单的平衡输沙模式。?

    在泥沙污染物的模拟中，泥沙运动过程的模拟是关键环节之一。用平衡输沙模式处理复杂的泥沙运动过程，与天然情况具有较大距离，并且泥沙的不平衡输送引起底泥的沉积(淤积)或者再悬浮(冲刷)，这些对于泥沙吸附解吸污染物过程和水质变化具有重要影响。所以，为了建立更加符合实际的模拟体系，需要引入河流动力学模拟理论和方法，与泥沙吸附解吸模式进行结合，建立完整的模拟方式。

5 小结

综合以上分析，对水环境中泥沙作用的研究现状总结如下：

    (1)泥沙环境作用的研究，国外近期的研究大多侧重于泥沙吸附解吸的表征，通过现场调查数据，分析特定水域污染物质在泥沙中的分布、来源和环境风险［43～46］。我国于1990年代中期，对泥沙吸附解吸重金属污染物机理和过程进行了比较系统的研究，此后这方面的研究进行的比较少。

    (2)污染物指标方面，对泥沙吸附、解吸重金属进行了全面的研究，对有毒有机物也有部分研究成果，但是对于有机污染指标和植物营养污染物的研究还少有成果。根据我国有机污染和水体富营养化问题突出的特点，有必要开展泥沙吸附解吸以及泥沙运动对这些污染物指标影响的研究。

    (3)实验研究方面，已经进行的实验大多是静态实验，有限的动态实验也是在特定的简化条件下进行的，还缺少完整意义上动态水沙环境下的污染物吸附解吸实验。并且，大部分的研究成果是在实验环境下取得的，研究成果多偏重于定性的分析，所建立的理论模式缺少在天然环境下的验证和应用，还需要开展系统的野外观测，对得到的理论模式进行检验和修正，以求更符合实际的结果。

    (4)数学模型方面，尽管建立了完整的水沙污染物模拟模式，但尚未进行深入研究，并且水沙运动数学模型和水沙环境数学模型考虑的重点有所不同。在水沙运动数学模型中，细颗粒泥沙，特别是冲泻质泥沙，一般情况下由于造床作用很弱，往往不予考虑；而水沙环境的模拟中，由于细颗粒泥沙吸附能力强，在运动泥沙中占的比重大，对水质、污染物输移影响大，甚至起决定性作用，细颗粒的模拟则成为水沙环境数学模型中模拟的重点