水動力作用對污染物在河流水沙兩相中分配的影響研究進展

肖 洋成浩科唐洪武李志偉

（1.河海大學(xué)水文水資源與水利工程科學(xué)國家重點實驗室，江蘇南京 210098；2.河海大學(xué)水利水電學(xué)院，江蘇南京 210098）

水動力作用對污染物在河流水沙兩相中分配的影響研究進展

肖 洋1，2，成浩科1，2，唐洪武1，2，李志偉1，2

（1.河海大學(xué)水文水資源與水利工程科學(xué)國家重點實驗室，江蘇南京 210098；2.河海大學(xué)水利水電學(xué)院，江蘇南京 210098）

通過總結(jié)近年來有關(guān)水動力作用對河流中泥沙吸附／釋放重金屬、磷等污染物影響研究成果，分析了水流紊動強度和流速對污染物在河流水沙兩相中分配的影響規(guī)律。當(dāng)水流紊動強度較低時，泥沙主要以床沙形式存在，泥沙對污染物的吸附／釋放速率和強度較低；隨著紊動強度增大，水沙界面切應(yīng)力隨之增大并促使泥沙懸浮，污染物與懸浮泥沙顆粒接觸面積增大，使得泥沙對污染物的吸附／釋放速率和強度顯著增加。流速對污染物在水沙兩相間分配的影響較為復(fù)雜。泥沙靜止時，流速的增大會減小邊界層厚度，增大水體溶解氧含量、氧化還原電位等參數(shù)，并使污染物在水體里的擴散由分子擴散轉(zhuǎn)變?yōu)橐晕蓜訑U散為主，增強污染物在水-沙界面的交換通量，對污染物在水沙兩相間的分配產(chǎn)生影響；隨著流速進一步增大，床沙逐漸起動、懸浮，此時除上述因素外，泥沙運動狀態(tài)、懸浮顆粒間碰撞強度、懸浮物的絮凝等均會對泥沙吸附／釋放污染物產(chǎn)生影響，由于影響因素較多，作用機制復(fù)雜，目前關(guān)于泥沙運動對污染物在水沙兩相間分配的影響所得結(jié)論仍存在分歧。相應(yīng)的機理研究及數(shù)學(xué)模型的建立均做了較大簡化。綜觀當(dāng)前的研究成果，水沙運動及其化學(xué)生物過程等對污染物在河流水沙兩相中的分配作用機理和耗氧有機物、有毒有機物等污染物與泥沙的作用機理是這一領(lǐng)域的未來研究重點。

水動力作用；水流紊動強度；流速；泥沙運動；污染物遷移轉(zhuǎn)化

長期以來，很多學(xué)者［1-5］通過室內(nèi)靜態(tài)試驗研究了泥沙的粒徑、理化特性、濃度以及水體污染物濃度、溫度、pH、氧化還原電位等因素對泥沙吸附／釋放污染物的影響，建立了上述各因素與泥沙吸附／釋放污染物特性之間的關(guān)系。然而，室內(nèi)靜態(tài)試驗與天然河流特征有較大差別：室內(nèi)靜態(tài)試驗一般是在較小的反應(yīng)器中，通過恒溫震蕩的方法研究泥沙對污染物的吸附／釋放作用，震蕩過程中，泥沙可與水體中污染物充分接觸，對污染物的吸附／釋放速率、總量遠大于天然河流［6］；天然河流中，泥沙與污染物之間不是充分接觸，在不同的水動力作用下，泥沙運動形式的改變，會影響污染物在水沙兩相間的分配特征［5，7］。在不同水動力條件下，泥沙的運動形式包括靜止、起動、懸浮、沉降等，這個過程中，泥沙對污染物在河流水沙兩相中分配的影響主要包括3個部分（圖1）：（a）污染物在床沙-上覆水界面的擴散、床沙對污染物的吸附和釋放過程；（b）懸沙沉降、床沙起動過程中對污染物吸附／釋放過程和床沙中孔隙水向上覆水的擴散過程；（c）懸沙對污染物的吸附／釋放過程。

圖1 河流污染物在水沙兩相遷移轉(zhuǎn)化過程示意圖［8］Fig.1 Transport and transformation processes of pollutants in water and sediment［8］

本文在總結(jié)水流紊動、流速等因素對污染物在水沙兩相間分配的影響試驗研究進展基礎(chǔ)上，討論了相應(yīng)機理和數(shù)學(xué)模型，并對將來的研究方向進行展望，以期揭示水動力對污染物在河流中遷移轉(zhuǎn)化規(guī)律的影響。目前研究中的污染物多選用營養(yǎng)鹽（磷）和重金屬，而對一般有機污染物和有毒有機污染物等方面的研究較少，故本文分析中側(cè)重于磷及重金屬污染物。

1 水動力作用對污染物在水沙兩相間分配的影響試驗研究

天然河流中，水流的流動狀態(tài)一般為紊流，水體的紊動強度和流速影響著泥沙的運動形式及其對污染物的吸附／釋放規(guī)律。

1.1 紊動強度對污染物在水沙兩相間分配的影響

研究者多采用諧振式紊動模擬裝置（圖2）形成均勻紊流，研究不同紊動強度下泥沙吸附／釋放污染物規(guī)律。如黃歲梁等［6，9］利用諧振式紊動模擬裝置研究了不同紊動強度下泥沙對重金屬的吸附特性，發(fā)現(xiàn)在低紊動強度下，泥沙以底泥形式存在，對污染物吸附速率很?。桓呶蓜訌姸认?，水沙界面切應(yīng)力增大，污染物與泥沙接觸面積、幾率增大，吸附速率、吸附量以及達到吸附平衡的時間均顯著增大。倪晉仁等［10］通過相同的裝置得到了相似的結(jié)論，認為紊動會破壞高含沙懸浮液的絮凝結(jié)構(gòu)，使賓漢剪切應(yīng)力減少，促進粗顆粒沉降和底部泥沙濃度增加，進而促進泥沙的吸附作用。王鵬等［11］發(fā)現(xiàn)紊動強度對吸附的影響僅在快吸附階段較為明顯，在快吸附階段，紊動強度的增大會增加苯胺與沉積物的接觸面積，使沉積物對苯胺的吸附量增大；在慢吸附階段，泥沙對苯胺的吸附主要為化學(xué)吸附，水動力條件的影響并不明顯。在諧振式紊動模擬裝置內(nèi)紊動強度較大，水相污染物的垂直濃度分布較為均勻［12］，泥沙可與污染物進行充分接觸，與真實河流環(huán)境存在較大差異。

圖2 諧振式紊動模擬裝置［9］（單位：cm）Fig.2 Resonance-type turbulence simulation equipment（units：cm）

1.2 流速對污染物在水沙兩相間分配的影響

流速對污染物在水沙兩相間分配的影響比較復(fù)雜。當(dāng)床沙未起動時，流速的增加會增強水沙界面的擾動，促進上覆水與孔隙水的交換，同時會改變水體的物理化學(xué)環(huán)境，如：水體溶解氧濃度、氧化還原電位、邊界層厚度等，對污染物在水沙兩相間的分配產(chǎn)生影響。隨著流速的增大，泥沙受到的水流剪切力作用增大，發(fā)生起動、懸浮、沉降，使污染物在水體中的遷移轉(zhuǎn)化過程更加復(fù)雜。

1.2.1 床沙靜止時流速對污染物在水沙兩相間分配的影響

圖3 循環(huán)直水槽示意圖［8］（單位：m）Fig.3 Sketch of experimental straight flume（units：m）

當(dāng)床沙靜止時，污染物主要通過擴散、吸附、解吸作用在河流水沙中遷移轉(zhuǎn)化。李斌等［13］研究底泥污染物釋放特性發(fā)現(xiàn)，在床沙靜止不動時，床沙中污染物的釋放以界面釋放為主，釋放量較小，釋放時間長。黃廷林等［14］利用直水槽（圖3）研究了不同流速下鎘的釋放規(guī)律，在靜水中，泥沙中的重金屬釋放過程由Fick擴散控制；在動水條件下，隨著水流速度的提高（泥沙沒有運動），上覆水中的紊動擴散起主要作用，擴散強度大幅增加，使表層泥沙中重金屬釋放，也增大了表層下泥沙孔隙水中重金屬的擴散動力——孔隙水和上覆水之間重金屬的濃度梯度，表層下部泥沙中重金屬的釋放強度也相應(yīng)提高。House等［15-16］對不同流速下床沙對磷的吸附過程進行了研究，認為水槽中流速的增大會使水沙界面邊界層變薄，增大床沙對磷的吸附量。Barlow等［17］對黏性床沙吸附磷的研究中發(fā)現(xiàn)流速及水深與磷的吸附量之間并無顯著關(guān)系，認為在實驗室水槽規(guī)模下水深及水流流速的改變都不足以引起泥沙對磷吸附量的改變，但文中采用連續(xù)試驗的方法，在后續(xù)試驗中，隨著泥沙表面吸附磷的增多，泥沙顆粒的吸附能力降低，試驗結(jié)果同時受到流速和泥沙表面含磷飽和度的影響，不能簡單歸結(jié)為流速對泥沙吸附磷無顯著影響。與室內(nèi)的水槽試驗相比，實際河流并不是一個循環(huán)系統(tǒng)，流速對泥沙吸附／釋放污染物的影響還表現(xiàn)在影響了上覆水體與床沙的接觸時間，當(dāng)水流流速較大時會加速污染物在水體中的傳輸，減小上覆水體與床沙的接觸時間，造成床沙對磷吸附量的減?。粶p小水流流速則有利于增加水體和床沙的接觸范圍和時間，增加固著生物的生長速率，進而增加污染物的吸附及顆粒態(tài)污染物的沉降［5］。

1.2.2 泥沙運動對污染物在水沙兩相間分配的影響

隨著流速的增大，泥沙的運動形式發(fā)生變化，床沙再懸浮過程及懸沙的沉降過程使污染物在水體中的遷移轉(zhuǎn)化過程更加復(fù)雜。Kalnejais等［18］認為床沙再懸浮過程中污染物的釋放包含床沙中液相污染物的釋放（即孔隙水的釋放）、床沙中固相污染物的釋放和再懸浮泥沙的釋放3個過程；通過螺旋槳的旋轉(zhuǎn)使床沙懸浮，對床沙懸浮過程中污染物的釋放進行研究，發(fā)現(xiàn)在臨界切應(yīng)力以下，床沙未懸浮，重金屬的釋放程度較小，隨著切應(yīng)力的增大，大于臨界切應(yīng)力時，泥沙懸浮，上覆水體中重金屬的濃度隨之增大。Cantwell等［19-20］則認為相對于切應(yīng)力，泥沙的物理、化學(xué)特性在重金屬釋放過程中的作用更加重要。

王沛芳等［21］利用循環(huán)直水槽研究了不同流速下重金屬在沉積物-孔隙水-上覆水之間的遷移規(guī)律，發(fā)現(xiàn)流速的增加能促進重金屬的釋放，主要原因是孔隙水中的重金屬濃度遠大于上覆水中的濃度，沉積物的再懸浮使上覆水中重金屬濃度增加。黃廷林等［14］發(fā)現(xiàn)隨著流速進一步增大，重金屬的釋放濃度大幅度提高，這部分釋放不僅包括懸移質(zhì)、推移質(zhì)泥沙中重金屬的釋放，還包括靜止狀態(tài)的底部表層及底部以下泥沙中重金屬的釋放。張坤等［22］對床沙中CODCr釋放率隨水流流速的變化規(guī)律進行研究，也得到了CODCr的釋放量隨著流速增大而增大的結(jié)論。

黃建枝等［23］利用環(huán)形水槽（圖4）研究了床沙再懸浮過程中上覆水中溶解態(tài)的Ni、Cu、Pb的濃度，發(fā)現(xiàn)隨著流速的增加，上覆水中重金屬濃度上升，認為這是由于：（a）床沙再懸浮過程中重金屬由穩(wěn)定態(tài)向可交換態(tài)轉(zhuǎn)換；（b）隨著流速的增加，顆粒間碰撞的幾率增大，使得松散結(jié)合的重金屬更容易從懸浮顆粒上解吸下來；（c）上覆水中膠體顆粒組分增大，而這部分膠體顆粒所攜帶的重金屬含量仍被視為溶解性部分，導(dǎo)致計算的重金屬釋放量增大。

圖4 環(huán)形水槽示意圖［24］Fig.4 Sketch of annular flume［24］

Zhang等［24］、朱紅偉等［8，25］對床沙再懸浮過程中孔隙水的作用進行分析發(fā)現(xiàn)，對于非吸附性污染物，孔隙水的釋放占主要作用，對于吸附性的磷，釋放分為2個部分：再懸浮初始階段，孔隙水中液相磷的釋放起主導(dǎo)作用，持續(xù)懸浮階段，釋放主要來自于懸浮顆粒上固相磷的釋放。朱紅偉等［25］2013年的研究中出現(xiàn)了不同的現(xiàn)象，在持續(xù)懸浮階段，總磷釋放通量出現(xiàn)波動，認為這是由再懸浮顆粒的吸附及懸浮物的絮凝沉降造成的。

朱廣偉等［26］也發(fā)現(xiàn)在由波浪引起的泥沙懸浮過程中，水體中總磷濃度有較明顯的增高，而溶解性活性磷（SRP）的濃度在開始階段顯著增高，在后期受以下2個因素的影響：（a）波浪的掀沙作用增加了水體懸浮泥沙的數(shù)量，加劇了水體中懸浮顆粒的運動和顆粒與顆粒、顆粒與離子間的碰撞，增大了水體無機和有機膠體顆粒對溶解性鹽類的吸附作用；（b）水體氧含量隨著波浪強度的增大而增大，使得沉積物再懸浮帶入水體的還原性鐵、錳等離子轉(zhuǎn)化成具有較強離子吸附能力的氧化鐵、氧化錳，水體中的可溶性活性磷又下降到掀沙前的水平。畢春娟等［27］通過泥沙再懸浮過程中上覆水中Cd、Pb、Cr的分配系數(shù)研究，認為再懸浮過程中，Cd、Pb、Cr的遷移轉(zhuǎn)化過程包括：生物膜上吸附重金屬的解吸釋放、孔隙水中溶解態(tài)重金屬的直接再懸浮和擴散釋放、沉積物中硫化物結(jié)合態(tài)重金屬的氧化釋放、上覆水中懸浮顆粒對重金屬的吸附以及沉淀等過程。彭進平等［28］測量了不同流速下水體中總磷的變化情況，發(fā)現(xiàn)隨水體流速的增大，水體中總磷的質(zhì)量濃度變化分為下降期、上升期和突增期3個階段，出現(xiàn)這種情況的原因是，低流速下懸浮顆粒的絮凝沉降造成水體中總磷減小，隨著流速的增大，沉積物顆粒少量懸浮，總磷濃度隨之升高，隨著流速繼續(xù)增大，沉積物普遍運動，總磷濃度出現(xiàn)突增，在此過程中，可溶性活性磷的濃度隨著流速的增大持續(xù)增加，說明沉積物中的磷持續(xù)向上覆水體釋放。Wan等［29］通過環(huán)形水槽研究了在水流突然擴張情況下磷的釋放行為，流速對床沙中磷向上覆水體釋放的影響過程中存在一個7～15cm／s的臨界速度，在臨界速度以下，隨著流速的增大，上覆水中溶解態(tài)總磷濃度增大，而在臨界速度以上，由于擴張段的存在，流態(tài)更為復(fù)雜，流速不是磷釋放的決定性因素，不規(guī)則的水流條件會減弱甚至阻礙磷的釋放過程。

現(xiàn)場試驗是獲得污染物分布最真實、最有效的途徑，同時現(xiàn)場試驗中影響因素更多，泥沙、水體、生物等因素都會對試驗結(jié)果產(chǎn)生影響。Chen等［30］等對臺灣東北部Daiyujay河洪水過程中河流水體中總磷濃度進行取樣測量，發(fā)現(xiàn)當(dāng)洪峰來臨時，水體中總磷濃度突增，洪峰過后，總磷濃度先是快速降低，然后緩慢降至背景濃度。Zhang等［31］將采集泥沙放到聚氯乙烯托盤內(nèi)置于香港Crooked Island的海岸，以模擬海洋環(huán)境下，沉積物中非離子性疏水有機化合物的釋放過程，結(jié)果發(fā)現(xiàn)，污染物在現(xiàn)場試驗中的釋放速率是室內(nèi)模擬試驗結(jié)果的10～100倍，作者認為這是由于室內(nèi)試驗中水的交換和沖洗效果對污染物的釋放影響低于現(xiàn)場試驗。Berg等［32］和Groote等［33］研究了清淤過程中泥沙的再懸浮情況對重金屬在水沙兩相間分配的影響，發(fā)現(xiàn)在泥沙再懸浮過程中，懸浮顆粒中重金屬的含量顯著增加，而溶解態(tài)的重金屬濃度并無顯著增加，認為在泥沙再懸浮過程中，水體氧化還原條件發(fā)生改變，泥沙顆粒表面的金屬硫化物氧化形成鐵錳氧化物／氫氧化物，造成重金屬污染物重新被吸附在泥沙顆粒上，同時藻類等對污染物的吸附也使得污染物向液相轉(zhuǎn)化的增量受限。

2 污染物在河流水沙兩相中分配模型研究

動水條件下，污染物與泥沙的相互作用除受泥沙顆粒特性、水環(huán)境物理化學(xué)條件等因素影響之外，還受水動力條件、泥沙運動的影響。由于影響因素眾多，作用復(fù)雜，同時由于觀測手段的限制，定量獲得各種因素的貢獻量的難度較大，因此對其過程的數(shù)學(xué)描述做了較大的簡化。

2.1 分配系數(shù)法

分配系數(shù)法是水質(zhì)模型中常用的描述污染物在水沙兩相中分配的方法，反映了達到吸附平衡時，污染物在固液兩相中的分配比。水質(zhì)模型一般分為整體模型和分相模型。整體模型假定推移質(zhì)和底泥對重金屬的吸附／解吸符合平衡狀態(tài)，如美國環(huán)境保護署開發(fā)的水質(zhì)模型WASP［34］中，假定重金屬污染物的分配系數(shù)隨時間和空間的變化而變化，但具體如何確定分配系數(shù)的大小，WASP模型沒有很好的建議。分相模型將污染物的遷移轉(zhuǎn)化分為水相、懸移相和底泥相，如高興齋等［35］、禹雪中等［36］、余常昭［37］在研究河流中重金屬遷移轉(zhuǎn)化規(guī)律的過程中，引用平衡關(guān)系Cw=KbSc表達污染物在懸浮相和水相之間的分配關(guān)系，其中，Cw為液相污染物濃度，Sc為固相污染物濃度，Kb為分配系數(shù)，在底泥傳質(zhì)中也采用了相同的方法。然而，在不同的水流條件下，泥沙對污染物的吸附／釋放速率存在差異。在泥沙的起動、懸浮、沉降、再懸浮等過程中，會加劇床沙中污染物與水體的交換強度，懸浮作用（懸浮+擴散）造成的上覆水氨氮濃度增加可以達到單純由擴散產(chǎn)生的濃度的數(shù)十倍［38］，同時，在底泥的再懸浮過程中，底泥孔隙水中污染物的釋放對水體污染的貢獻也不可忽視。這些因素在上述模型中并沒有考慮，故分配系數(shù)法不能完整地描述泥沙在污染物遷移轉(zhuǎn)化過程中的作用。

2.2 吸附／釋放動力學(xué)模型

吸附／釋放動力學(xué)模型最初用于描述靜態(tài)試驗中泥沙對污染物的吸附／釋放過程。黃歲梁等［39］、何用等［40］、褚君達等［41］認為河流中泥沙對污染物的吸附／釋放行為與室內(nèi)靜態(tài)試驗并無顯著區(qū)別，在他們改進的水質(zhì)模型中使用了Langmuir動力學(xué)方程、Freundlich動力學(xué)方程參數(shù)對水質(zhì)模型進行優(yōu)化。

Elovich方程是一個半經(jīng)驗公式，最初應(yīng)用于土壤及礦物吸附反應(yīng)的動力學(xué)研究，它認為吸附速率隨著吸附量的增加呈指數(shù)減小，在靜態(tài)試驗中獲得了較好的擬合效果。House［15-16］、Barlow等［17］利用Elovich方程對磷在水-床沙中的分配進行分析發(fā)現(xiàn)，Elovich方程對試驗結(jié)果的擬合效果比邊界層方程和擴散方程好。然而這些動力學(xué)方程的參數(shù)通常是通過對實測數(shù)據(jù)進行擬合獲得，水動力參數(shù)對吸附／釋放的影響無法獲得。

也有學(xué)者研究了紊動特性對泥沙吸附／釋放污染物的影響，如周孝德等［42］認為水流紊動強度對重金屬釋放動力學(xué)過程的影響是通過對某一固定時刻重金屬釋放強度的影響來體現(xiàn)的，而水流紊動強度并不隨時間而變化，僅取決于水力條件；他通過室內(nèi)水槽試驗，利用量綱分析法建立了重金屬釋放強度Ct與水流紊動強度之間的相關(guān)關(guān)系Ct=KRe1.3，其中Ct為t時刻的釋放濃度，K為釋放動力學(xué)參數(shù)，由靜態(tài)的解吸動力學(xué)試驗得到，Re為雷諾數(shù)。

2.3 邊界層模型

停滯邊界層理論最初由Berner［43］提出，他認為在水沙界面存在一個停滯邊界層。在停滯邊界層內(nèi)，磷通過擴散作用在水-沙之間遷移，邊界層的厚度與水流流速呈線性負相關(guān)關(guān)系，水流流速越大，邊界層的厚度越小，對磷擴散的阻礙越小，床沙對磷的吸附量越大。該模型［16］的形式如下：

式中：C（t）——t時刻上覆水中污染物濃度；C0——污染物初始濃度；α——污染物平衡濃度；D0——擴散常數(shù)；d——平均水深；z——停滯邊界層厚度，可通過水槽試驗來確定。

在泥沙未起動情況下，House、Barlow利用式（1）得到了較好的擬合效果，但在有懸沙存在時，懸沙的沉降和再懸浮過程將對試驗結(jié)果產(chǎn)生影響。

2.4 拋物線擴散模型及擴散方程

拋物線擴散模型及擴散方程都可用來描述污染物在水沙界面的交換通量，這2個理論均認為造成污染物在上覆水-床沙間的遷移過程的驅(qū)動力為上覆水-床沙中污染物的濃度差，遵循擴散理論，其形式為

拋物線擴散方程由Cooke［44］提出，形式如下：

式中：β、R、A、k1——經(jīng)驗系數(shù)。

House等［16］通過水槽試驗發(fā)現(xiàn)，水流的流速越大，拋物線速率常數(shù)越大，床沙對磷的吸附量越大。張坤等［22］利用擴散方程得到了動態(tài)水流條件下底泥污染物中CODcr的釋放強度與時間的擬合關(guān)系：

拋物線擴散模型及擴散方程主要通過上覆水體中污染物濃度變化，描述污染物在水沙界面的通量變化過程，懸沙對污染物的吸附／釋放作用，表層床沙的吸附／釋放作用對污染物在上覆水-床沙中分配的影響在這2個方程中均通過經(jīng)驗系數(shù)表示。

2.5 三重區(qū)模型

含氧量的大小對泥沙吸附／解吸污染物的行為有非常重要的影響。House等［45］于2002年提出了三重區(qū)模型用來描述污染物在水-沙界面及在床沙中的遷移規(guī)律，即污染物在進入床沙時，先進入邊界層，此過程可用邊界層模型進行描述，之后為床沙層，根據(jù)含氧量的區(qū)別，分為有氧層和無氧層兩層，兩層中泥沙對污染物的吸附／釋放參數(shù)存在區(qū)別。有氧層中，使用分配系數(shù)Kb進行表征，無氧層中污染物在顆粒態(tài)和溶解態(tài)的分配使用修正的分配系數(shù)Kb／f（f為大于1的參數(shù)，表明泥沙在厭氧條件下的吸附量相對于有氧條件下的衰減程度）進行描述。該模型提供了一種可預(yù)測床沙中污染物垂向分配的方法，動力學(xué)因素的影響體現(xiàn)在邊界層厚度的改變。2012年提出的磷質(zhì)量守恒模型［46］中也將床沙層分為有氧層和無氧層，污染物在有氧層和無氧層中的分配系數(shù)分別使用不同的參數(shù)進行描述，而泥沙運動、水流條件、風(fēng)速等因素對于分配系數(shù)的影響在該模型中并未考慮。

3 結(jié) 語

水動力作用是影響污染物在河流水沙兩相中分配的重要因素，水流紊動強度、流速等水動力因素會通過改變水體物理化學(xué)環(huán)境和泥沙運動狀態(tài)對污染物在水體中的遷移轉(zhuǎn)化過程產(chǎn)生影響。由于影響泥沙對污染物的吸附／釋放作用的因素較多，目前關(guān)于不同流速對污染物在水沙兩相間的分配影響以釋放研究為主，吸附研究相對較少，且結(jié)論仍存在分歧。同時對水動力作用影響污染物在水沙兩相間分配的機理研究不夠深入，理論體系不夠完善，常用的理論及數(shù)學(xué)模型均做了較大簡化。因此，筆者認為今后的研究可從以下幾點著手：

a.影響污染物在河流水沙中分配的因素較多，已有的研究多局限于試驗現(xiàn)象的描述，沒有很好地建立與水動力因素、泥沙運動指標的定量關(guān)系，有待建立污染物在水沙中分配規(guī)律與水流流速、水流紊動強度、懸沙濃度、推移質(zhì)輸沙率、懸移質(zhì)輸沙率、床面形態(tài)等之間的關(guān)系，為水質(zhì)模型提供合理的假設(shè)。

b.污染物在水沙兩相間的分配包含擴散、沉降、吸附、解吸、化學(xué)反應(yīng)、降解作用、生物活動等多種作用的復(fù)雜過程，確定各種作用在污染物遷移轉(zhuǎn)化過程中的相對貢獻，對于揭示污染物在水體中的遷移轉(zhuǎn)化過程具有十分重要的意義。

c.目前常用的簡單的、單一的數(shù)學(xué)模型對于描述現(xiàn)象具有一定的價值，但難以真實描述污染物在水沙兩相間分配的內(nèi)在機理，數(shù)學(xué)模型還需在對污染物在水沙兩相分配現(xiàn)象和機理的認識發(fā)展的基礎(chǔ)上，著重加以改進。

d.河流中的污染物種類眾多，目前的研究多集中在重金屬及富營養(yǎng)化元素（氮磷）等與泥沙有較強親和力的元素上，對耗氧有機物、有毒有機物等污染物的研究較少。

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Review of influence of hydrodynamic action on distribution of pollutants in water and sediment in river

XIAO Yang1，2，CHENG Haoke1，2，TANG Hongwu1，2，LI Zhiwei1，2
（1.State Key Laboratory of Hydrology-Water Resources and Hydraulic Engineering，Hohai University，Nanjing 210098，China；2.College of Water Conservancy and Hydropower Engineering，Hohai University，Nanjing 210098，China）

Through a review of recent investigations into the effects of hydrodynamic action on the adsorption／release of pollutants（heavy metals，phosphorus，etc.）by sediments，the influence of water turbulence intensity and velocity on the distribution of pollutants in water and sediment in rivers was analyzed.The results show that，when the turbulence intensity is low，sediments occur in a form close to bed sediment，and the rate and extent of adsorption／release of pollutants by sediments are low.As the turbulence intensity increases，the shear stress at the water-sediment interface increases，sediment suspension is promoted，and the contact area between pollutants and suspended sediment particles increases，leading to a significant increase in the rate and extent of adsorption／release of pollutants by sediments.The effect of the water velocity on the distribution of pollutants in water and sediment iscomplex.When the sediment is stationary，with the increase of the velocity，the boundary layer thickness decreases，the dissolved oxygen content in water and redox potential increase，the diffusion of pollutants in the water body changes from molecular diffusion to turbulent diffusion，and the pollutant exchange flux at the watersediment interface increases.With further increase of the velocity，the bed sediment gradually moves and is suspended.At this moment，the state of sediment movement，intensity of collision between suspended matters，and flocculation of sediments also have effects on the adsorption／release of pollutants by sediments.Because of the extensive factors and the complexity of the functional mechanism，there is a disagreement between results regarding the influence of sediment movement on the adsorption／release of pollutants by sediments reported by different researchers，and simplification is carried out through mechanism studies and establishment of mathematical models.It is pointed out that future studies should focus on the mechanism of the influence of the water and sediment movement as well as chemical and biological processes on the distribution of pollutants in water and sediment in rivers and the interaction of oxygen consumption organics and nocuous organics with sediments.

hydrodynamic action；water turbulent intensity；velocity；sediment movement；transport and transformation of pollutant

X522；G353.11

A

1000-1980（2015）05-0480-09

10.3876／j.issn.1000-1980.2015.05.013

20150327

國家自然科學(xué)基金（51179055，51239003）；江蘇高校優(yōu)勢學(xué)科建設(shè)工程項目（SYS1401）；中央高校基本科研業(yè)務(wù)費專項（2013／B14020362）

肖洋（1974—），男，貴州銅仁人，教授，博士，主要從事水力學(xué)及河流動力學(xué)研究。E-mail：sediment_lab＠hhu.edu.cn