高等学校规划教材 排水工程 下册 （第五版） 张自杰　　　　　　　　　　　主编 张自杰　林荣忱　金儒霖　　　　编 赵庆良　　　　　　　　　执行主编 赵庆良　季　民　章北平　　等参编

　图书在版编目（犆犐犘）数据 　排水工程　下册／张自杰主编．—５版．—北京：中国建筑工业 出版社，２０１４．７ 　高等学校规划教材 　ＩＳＢＮ９７８７１１２１６９８１８ 　Ⅰ．①排… Ⅱ．①张… Ⅲ．①排水工程 Ⅳ．①ＴＵ９９２ 　中国版本图书馆 ＣＩＰ数据核字（２０１４）第１２７４５９号 高等学校规划教材 排水工程 下册 （第五版） 张自杰　　　　　　　　　　　主编 张自杰　林荣忱　金儒霖　　　　编 赵庆良　　　　　　　　　执行主编 赵庆良　季　民　章北平　　等参编  中国建筑工业出版社出版、发行 （北京海淀三里河路９号） 各地新华书店、建筑书店经销 北京红光制版公司制版 北京富生印刷厂印刷  开本：７８７×１０９２毫米　１／１６　印张：４９　字数：１２００千字 ２０１５年２月第五版　　２０１８年２月第四十一次印刷 定价：７６００元 ＩＳＢＮ９７８７１１２１６９８１８ （２５７３２） 版权所有　翻印必究 如有印装质量问题，可寄本社退换 （邮政编码 １０００３７）

《排水工程》下册 （第五版）主要内容分为３篇：总论、城市污水处理和工业 废水处理。 第１篇总论，主要阐述污水及其中污染物的形成，形态与分类，污染特征与 污染指标；各类地表水体 （河流、海洋、湖泊）被污染造成的危害及其自净的过 程、规律及其数学模型；有关水质标准和水污染防治方面的法规等。 第２篇为城市污水 处 理。 本 篇 对 城 市 污 水 处 理 技 术 做 了 全 面、 系 统 的 阐 述， 预处理的各项物理性处理技术 （格栅、沉淀）、中间处理技术的各类生物处理技术 （活性污泥处理工艺、生物膜处理工艺）及包括传统性的处理工艺和新开发的处理 工艺从工作原理、技术特征以及设计要点、计算方法等问题全方位、系统地做了 详细、深入的阐述。此外也对城市污水的消毒、深度处理技术以及回用问题也做 了系统的阐述，还对经污水生物处理过程产生的污泥处理与处置也做了系统、深 入的介绍。 第３篇是工业废水处理。对工业废水的形成、分类、污染特征做了全面的介 绍，并按物理处理法、化学处理法、物理化学处理法以及生物处理法对工业废水 进行处理，分别地做了系统、全面的阐述。 本书为高等学校本科给排水科学与工程 （给水排水工程）、环境科学与工程等 专业教学用书，也可供从事给水排水及环境工程方面的设计、施工、运行与维护 管理人员以及其他科技工作者参考使用。 为更好地支持本课程的教学，本书配套课件素材含书中出现的图、表公式， 如有需要，请发邮件至ｃａｂｐｂｅｊｉｎｇ＠１２６．ｃｏｍ 索取。 　　　　 责任编辑：王美玲　俞辉群 责任设计：张　虹 责任校对：张　颖　刘　钰

第五版前言 《排水工程》下册 （第四版）于２０００年出版，出版后受到兄弟院校老师、同学们的厚 爱，也得到社会同行朋友们的青睐。到２００７年１２月共进行了２２次印刷，发行总数达１９ 万册。本书荣幸地获建设部 “九五”重点教材、高等学校推荐教材的荣誉，这些荣誉使我 们编写人员 “受宠若惊”，深受鞭策和鼓励。 《排水工程》下册 （第四版）出版以来，历经了１４年。在此期间，我国大力开展水环 境污染防治工作，党和国家领导高度重视；广大群众认识到位，深入人心。全国各地，从 北到南大建、广建污水处理厂，广泛采用效能强、功率高、能耗低、维护易的污水处理新 工艺、新技术。大量采用了同步脱氮除磷的 Ａ２Ｏ 工艺系统 （Ｂａｒｄｅｎｐｈｏ工艺系统）、各种 形式的氧化沟工艺系统、ＳＢＲ 工艺系统及其衍生工艺系统，如ＩＣＥＡＳ工艺、ＤＡＴＩＡＴ 工艺、ＣＡＳＳ 工艺、ＭＳＢＲ 工艺系统等，ＡＢ 工艺系统、膜生物反应器 （ＭＢＲ）系统、 曝气生物滤池 （ＢＡＦ）以及各种污泥处理处置技术也在生产实践中付诸应用，并进行深 入地试验研究。此期间是污水处理厂在我国到处开花、广放异彩的年代，是我们污水处理 工程技术人员心情舒畅、大显身手的年代。这种可喜的形势在我国仍在继续，而且还在 发展。 在此期间，为了适应水污染控制、水环境质量改善和污水资源化利用的需要，国家适 时地提高了城镇污水处理厂污染物的排放标准。由国家环境保护总局及国家质量监督检验 检疫总局于２００２年１２月２４日发布、２００３年７月１日开始实施的 《城镇污水处理厂污染 物排放标准》ＧＢ１８９１８—２００２，对处理水规定了新的更高的水质要求。同样，国家环境 保护总局及国家质量监督检验检疫总局于２００５年７月２７日发布、并于２００６年１月１日 开始实施了另一项国家标准，即 《医疗机构水污染物排放标准》ＧＢ１８４６６—２００５。 此外，由中华人民共和国国家质量监督检验检疫总局于２００２年１２月２０日发布、于 ２００３年５月１日实施的还有三项国家标准，包括： 《城市污水再生利用　分类》ＧＢ／Ｔ １８９１９—２００２；《城市污水再生利用　城市杂用水水质》ＧＢ／Ｔ１８９２０—２００２；《城市污水再 生利用　景观环境用水水质》ＧＢ／Ｔ１８９２１—２００２。 作为国家标准，中华人民共和国住房和城乡建设部和中华人民共和国国家质量监督检 验检疫总局于２００５年１月１８日联合发布了新修订的 《室外排水设计规范》ＧＢ５００１４— ２００６，于２００６年６月１日开始实施，并于２０１１年和２０１４年再进行了２次修订。 党和国家非常重视科学技术研究工作，在水环境污染防治领域给予了大力支持和投 入，有关科研部门和高等院校承担着属于水处理技术前沿问题的科研项目，如国家重大科 技专项和国家 “８６３”计划等。 在这种形势下，对 《排水工程》下册 （第四版）的修订势在必行。对此，得到出版社 领导的同意和大力支持。 考虑到本书的原编写人员年事已高，又已脱离教学及科研第一线的工作多年，特别是 ４

必须考虑本书的传承问题，决定邀请当前活跃于教学、科研第一线，成果显著、年富力强 的中青年教师作为主力参与本书的修订工作，实际上这样做也是使本书修订工作进行顺 利、保证本书修订质量的必要措施，此举得到了出版社领导的赞许。 为了使修订工作有序地进行，并考虑到某些现实情况，在出版社有关部门领导的主持 下，组织了修订编写组，参加人员除三位原编写人员外，还吸纳赵庆良、季民、章北平及 其他中青年教师参加本书的修订编写工作。修订编写组的工作由张自杰、赵庆良二人主持 和组织。 《排水工程》下册 （第五版）的修订工作从２０１２年下半年正式开始实施。 《排水工程》下册 （第五版）修订的全书统筹、统编工作由张自杰、赵庆良二人负责。 全书由赵庆良统稿，张自杰定稿。 《排水工程》下册 （第五版）修订编写工作的人员分工如下： 第１～３章，金儒霖；第４章，张自杰、金文标、赵庆良；第５章，张自杰、赵庆良； 第６～７章，赵庆良、张自杰；第８章，张自杰、章北平；第９章，张自杰、王宗平；第 １０章，金儒霖；第１１章，金儒霖、王宗平；第１２～１４章，林荣忱、季民；第１５章，林 荣忱、顾平；第１６章，林荣忱、孙井梅。 在本书的修订过程中，得到魏亮亮、于航、李洋、辛明、王然登、程战利、秦可娜、 涂仁杰、李茹莹、王芬、王灿、张光辉等大力协助，在此一并表示衷心的感谢。 虽经编写人员精心努力，但因水平所限，本书错误与不当之处在所难免，诚恳地欢迎 兄弟院校的老师、同学和社会同行朋友们批评指正。 编者 ２０１４．１２ ５

第四版前言 《排水工程》下册第三次修订版 （推荐教材）于１９９６年６月出版。出版后受到兄弟院 校的老师、同学以及社会同行们的喜爱，这对我们既是鼓励也是鞭策。 三年来随着我国教育改革的继续深入，在教材建设问题上，出现了重要的新情况，由 国家确定了一批国家级及部委级的重点教材。本书荣幸地被定为建设部 “九五”重点 教材。 环境保护与可持续发展是我国国策，得到我国广大群众的衷心拥护，并已成为人们的 自觉行为。我国水环境污染形势仍很严峻，国家对此制定了相应的政策，将三河 （海河、 淮河、辽河）、三湖 （太湖、滇池、巢湖）定为重点限期达标治理对象，并对我国江、河、 湖泊、近海污染防治以及城市污水与工业废水的处理率、回用率制定了近期和远期的明确 指标。 几年来，在国内、外，水环境保护与污水处理理论与技术又取得了新的成就与发展。 我国对国家标准 《污水综合排放标准》ＧＢ８９７８—８８和 《室外排水设计规范》ＧＢＪ１４—８７ 进行了修订与增补。在这种形势下，对 《排水工程》下册的修订势在必行，并提出了更高 质量的要求。 这次对本书修订的原则是：对本书某些内容作全面调整，使其能够与新修订颁布的国 家标准和规范相适应；适量地纳入污水处理的新理论和行之有效的新技术、新工艺、新设 备。力求使本书在内容上能够符合国家对重点教材提出的高质量要求。 本书的第一版 （１９８１年）和第二版 （１９８６年）由我国污水处理的先辈学者 陶葆楷 教 授主审，钱易、黄铭荣二位先生审定。参加编写的，除本版三位编者外，还有： 李献文 、 周帆 、廖文贵、马中汉、杨宝林等先生。 先辈学者和各位先生付出的辛劳为本书的第三版以至第四版的修订出版奠定了基础， 这是不可磨灭的也是我们永志不忘的。 本书仍由张自杰、林荣忱、金儒霖三人执笔编写，张自杰主编，仍请德高望重的清华 大学教授，中国工程院资深院士顾夏声先生担任主审。 编写人的具体分工仍同第三版。因水平所限，本书错误和不当之处，欢迎广大同行批 评、指正。 编者 ２０００．６ ６

第三版前言 《排水工程》下册修订第二版于１９８６年出版，迄今已近１０年。此期间正值我国执行 “七五”、“八五”两个５年计划期间。在我国经济高速发展的同时，污水处理事业也取得 了较大的发展，已有一批城市兴建了污水处理厂，一大批工业企业建设了工业废水处理厂 （站），更多的城市和工业企业在规划、筹建和设计污水处理厂。水污染防治、保护水环 境，造福子孙后代的思想也更加深入人心。 近几十年来，污水处理技术无论在理论研究方面还是在应用方面，都取得了一定的进 展，新工艺、新技术大量涌现，如在污水生物处理领域，出现了 ＡＢ法工艺，间歇式 （序 列式）活性污泥法，脱氮、除磷的 ＡＯ 系统，同步脱氮除磷的 ＡＡＯ 系统等；氧化沟系 统和高效低耗的污水自然处理技术，如各种类型的稳定塘、土地处理系统、湿地系统都取 得了长足的进步和应用。 由于环境污染加剧且能源短缺，促进了厌氧生物处理技术的大发展，一批新型高效的 厌氧生物处理反应器，如厌氧生物滤池、升流式厌氧污泥床、厌氧流化床等相继问世，受 到了广泛的关注，把污水厌氧处理技术的理论与应用推向了新的高度。 这些新工艺、新技术已成为水污染防治领域的热门研究课题。我国 “七五” （１９８６～ １９９０）、“八五”（１９９１～１９９５）期间，在国家科委、建设部、国家环境保护局的组织与领 导下，广泛、深入地开展了这些课题的科学研究工作，取得了一批令人瞩目的研究成果。 不应回避，我国面临水资源短缺的严重现实，北方一些城市人民生活水平的提高和工 农业生产的发展已受到水资源不足的制约。城市污水和工业废水回用，以城市污水作为第 二水源的趋势，不久将成必然。这就是我国污水事业面临的现实。 现在在高等学校本专业学习的和即将进入本专业学习的青年学子，是跨世纪的工程技 术人才，必须使他们深刻地了解这种形势，掌握并发展污水处理新工艺、新技术。 为了适应污水处理技术领域的新形势， 《排水工程》下册，进一步修订、增补势在 必行。 １９９０年本专业第一届专业指导委员会第二次工作会议在长沙召开，会上制定并通过 了 “推荐教材编写与审查章程”，并对本专业第三轮教材作了规划、安排。经讨论决定， 《排水工程》（上、下册），在第三轮教材中按推荐教材出版。 几年来，本书在编写、审查上严格按照 “章程”规定的程序进行。本书由张自杰、林 荣忱、金儒霖三人执笔，张自杰主编。１９９３年完成了初稿，请清华大学钱易教授 （中国 工程院院士）、重庆建筑大学龙腾锐教授进行初审，编写人按初审意见作了修改。１９９４年 在太原召开的专业指导委员会第六次工作会议上，讨论、通过本书作为推荐教材出版，并 确定请清华大学顾夏声教授 （中国工程院院士）担任主审，１９９５年５月定稿。 各篇、章编写人的具体分工是：金儒霖 （第１篇第１章、第２章，第２篇第３章，第 ８章，共４章）；张自杰 （第２篇第４、５、６、７、９章，共５章）；林荣忱 （第３篇第１０、 ７

１１、１２、１３、１４章，共５章）。 在本书编写过程中，编写人之间保持着密切的联系，多次集体磋商、研究，讨论本书 的体系、内容，将现在行之有效、工艺成熟的新技术尽行纳入，也适当地收入我国 “八 五”期间在污水处理领域所取得的某些科研成果，力争使本书在内容和体系上能够适应当 前和今后一段时间水污染防治形势发展的需要，达到国家教委对推荐教材提出的高质量 要求。 因编写人水平所限，本书错误和不当之处在所难免，欢迎广大同行批评、指正。 编者 １９９６．６ ８

第二版前言 《排水工程》下册自１９８１年７月出版发行以来，我们陆续收到了来自高等院校和设 计、科研单位对本书提出的修改意见。在此期间，国家颁布了 《水污染防治法》和国家标 准——— 《地面水环境质量三级标准》；在天津、长沙、桂林、西安、上海以及秦皇岛等城 市增建和新建了一批城市污水处理厂；《室外排水设计规范》和 《给水排水设计手册》都 由有关部门组织专家进行了修订等。因此，本书修订再版的时机日趋成熟。 在１９８３年３月于苏州召开的给水排水专业教材编审委员会的首届全体会议上决定本 书修订再版。 教育改革形势不断向前发展，每门课程在保证 “基本要求”的前提下，各院校对教学 内容有较广泛的自主权，本书力求适应这种形势发展的要求。经编写人员多次协商讨论， 与第一版比较，本书在内容上主要作了如下的增补、删减和修改。 第一章加强了有关环境保护方面的内容，对 《水污染防治法》和 《地面水环境质量三 级标准》以及国外的一些有关法规作了论述和介绍，比较多地增加了水环境质量评价的 内容。 在污染物质的分类方面，本书改用了现在通行的方法，即有机污染物以是否易于生物 降解，无机污染物以是否危害人体健康作为标志进行区分。 考虑到污水处理程度计算的内容，没有多大的实际意义，故将其删去，但保留有机污 染物在水体中耗氧和描述氧平衡的传统的数学模式。 第二章基本上保留原第一版的内容，只是在系统上作了调整，将沉砂池移前，本章也 采纳了 《手册》中的一些设计数据。 第三章增设的内容有：生物脱氮的基本原理与实际应用；劳伦斯—麦卡蒂方程式，二 次沉淀池的固体通量设计法。活性污泥法的新进展也移于本章。 本章修改较大的内容有：有机物降解和生物增长动力学；曝气原理；二次沉淀池的设 计等。 第四章内容作了较大的修改和补充。增设生物膜处理法在工艺、生物相等方面的特征 内容，充实、更新了有关高负荷生物滤池的设计、计算，生物转盘的设计、计算等内容。 生物膜处理法是发展中的处理工艺，近年来发展较快，本章专设生物膜法新进展一 节，主要对生物转盘的新进展和流化床作了介绍。 第五章基本上是重新编写的。近年来，氧化塘和土地处理系统在我国受到重视，有一 批氧化塘投入使用，在科研、运行管理方面取得了进展；城市污水的土地处理被列为国家 的重点科研项目。 氧化塘一节，叙述的中心环节仍然是设计与计算。但国外发表的经验公式，由于受到 应用条件的限制，没有列入。 在土地处理一节内，列入了国外近年来在这个领域所取得的进展，如慢速渗滤、快速 ９

渗滤和地表漫流等。同时，在这一节内也保留了我国施行污水灌溉的某些特点。 第六章由于近年来厌氧消化处理在国内外受到重视，并在理论探讨和实践方面取得进 展，本章对此作了适当的反映。本章新增加了污水的厌氧消化处理、厌氧反应动力学以及 污泥的好氧消化等内容，后两项只做简要的介绍。 第七章是工业废水，内容较为繁多，共十二节，每节都是一个独立的工艺单元。对每 节内容都作了适当的增加、删减和改写，其中主要的有：第三节改写了气浮基本概念的部 分，撤换了部分附图，增加了气粒结合的几种方式的内容；第六节改写了中和在废水处理 中应用的一部分，并增加了二氧化碳的吹脱去除；第七节考虑到除磷技术日益受到重视， 增加了这一部分内容；第九节增补了氯化法除硫、脱色、臭氧和光氧化等部分；第十一节 删去了活性炭制造的内容，增补了影响吸附过程各种因素的部分；第十二节删减了渗析和 反渗透机理部分，改写了反渗透在废水处理中应用的部分，并增加了例子等。 第八章增补了污水处理厂污泥处理高程计算的内容和污水处理厂用地指标参考数据。 修改了污水处理厂污水处理高程计算的内容。 第九章是污水处理实验指导，原设于附录内，经几年试用，效果较好，在本版列入正 文。在文章加强了有关瓦波呼吸仪的内容。 本书保留了原第一版所采用的系统，仍以城市污水为阐述主要对象。 本书一律采用法定计量单位，并使用国际符号，仅个别内容因不能换算，采用英制计 量单位。 本书所采用的名词和各项设计参数，尽量与新修订的 《规范》和 《手册》保持一致。 参加本书编写的是：哈尔滨建筑工程学院张自杰 （第一、二、四、五章），马中汉 （第七章第一、二、三、四、五节）；天津大学林荣忱 （第七章第九、十、十一节）、杨宝 林 （第七章第六、七、八、十二节）；武汉工业大学周帆 （第八章）；北京建筑工程学院李 献文 （第九章）；武汉城市建设学院金儒霖 （第六章）；天津大学建筑分校廖文贵 （第三 章）。 在本书的编写期间，由周帆承担了第六章的修订工作。 本书由张自杰主编，清华大学顾夏声教授主审，陶葆楷教授对全部书稿进行审阅。 由于编著者水平所限，书中错误、不妥之处，在所难免，深望高校及社会同行，广泛 批评指正。 编者 １９８６．３ １０

第一版前言 本书是土建类高等工科院校给水排水工程专业 《排水工程》课第二部分 “污水处理” 的试用教材。 本书按各有关高等院校代表共同制定的 《排水工程》教材大纲编写。 本教材重点讲述城市污水处理，但工业废水处理也安排了一定的分量。在内容上力 求；加强基础理论，适当反映我国近年来在污水处理领域内所取得的技术经验和学术成 就，吸取某些外国的先进行技术。教材中也安排了一定数量的设计计算问题。 有关过滤、消毒、电渗析、离子交换等内容，重点在 《给水工程》中讲述，本书仅介 绍这些处理方法用于污水处理中的特点。 本教材还选编了部分 “实验指导”内容，列于附录内供各校参考、选用。 参加本书编写的有哈尔滨建筑工程学院张自杰、马中汉、廖文贵 （第一、二、三、 四、五章及第七章第一、二、三、四、五节），天津大学林荣忱、杨宝林 （第七章第六、 七、八、九、十、十一、十 二、 十 三、 十 四 节 ）， 武 汉 建 筑 材 料 工 业 学 院 金 儒 霖、 周 帆 （第六、八章），北京建筑工程学院李献文 （附录Ⅱ）。本书由张自杰主编。 本教材由清华大学陶荷楷教授、顾夏声教授和黄铭荣副教授、钱易副教授主审。 在本教材编写过程中和历次审订会议上，兄弟院校和有关单位的同志们提出了许多宝 贵意见，在此表示衷心感谢。 因编写人员的水平所限，书中缺点和错误在所难免，欢迎读者批评指正。 编　者 １９８０．１１ １１

目　　录 第１篇　总论…………………………………………………………………………………… １ 　第１章　污水的性质与污染指标…………………………………………………………… １ 　　１．１　污水 ………………………………………………………………………………… １ 　　１．２　城市污水的性质与污染指标 ……………………………………………………… ２ 　第２章　水体污染与自净 ………………………………………………………………… １３ 　　２．１　水体污染及其危害………………………………………………………………… １３ 　　２．２　水体自净的基本规律……………………………………………………………… ２０ 　　２．３　水环境保护………………………………………………………………………… ４２ 　　２．４　污水处理基本方法与处理程度分级……………………………………………… ５２ 第２篇　城市污水处理 ……………………………………………………………………… ５４ 　第３章　污水的物理处理 ………………………………………………………………… ５４ 　　３．１　格栅………………………………………………………………………………… ５４ 　　３．２　破碎机与切碎机…………………………………………………………………… ６０ 　　３．３　沉淀理论…………………………………………………………………………… ６１ 　　３．４　沉砂池……………………………………………………………………………… ７２ 　　３．５　沉淀池……………………………………………………………………………… ７８ 　　３．６　强化一级处理……………………………………………………………………… ９４ 　第４章　污水活性污泥处理工艺的基本原理 …………………………………………… ９７ 　　４．１　活性污泥处理工艺的基本原理…………………………………………………… ９７ 　　４．２　活性污泥工艺系统的影响因素与主要设计、运行参数 ……………………… １０７ 　　４．３　活性污泥工艺系统几项重要参数之间的相关关系 …………………………… １１７ 　　４．４　活性污泥反应动力学基础 ……………………………………………………… １２０ 　　４．５　活性污泥工艺系统的氧传质理论与空气扩散装置 …………………………… １３１ 　　４．６　活性污泥反应器———曝气池 …………………………………………………… １５８ 　　４．７　活性污泥处理系统的泥水分离器———二次沉淀池 …………………………… １６４ 　　４．８　活性污泥的培养驯化与异常控制 ……………………………………………… １６８ 　第５章　污水活性污泥处理工艺的工艺系统…………………………………………… １７４ 　　５．１　活性污泥处理工艺的传统工艺系统 …………………………………………… １７４ 　　５．２　序批式活性污泥工艺系统 （ＳＢＲ工艺系统） ………………………………… １８５ 　　５．３　ＳＢＲ工艺的各种衍生工艺系统 ………………………………………………… １９５ 　　５．４　氧化沟活性污泥工艺系统 （ＯＤ工艺系统） ………………………………… ２２８ １２

　　５．５　吸附—生物降解活性污泥工艺系统 （ＡＢ工艺系统） ……………………… ２４８ 　　５．６　带有膜分离的活性污泥工艺系统 （ＭＢＲ工艺系统）………………………… ２５８ 　　５．７　百乐克活性污泥处理工艺系统 （ＢＩＯＬＡＫ 工艺系统） ……………………… ２７３ 　第６章　污水的生物脱氮除磷处理工艺………………………………………………… ２８２ 　　６．１　污水的生物脱氮处理工艺 ……………………………………………………… ２８２ 　　６．２　污水的生物除磷处理工艺 ……………………………………………………… ３００ 　　６．３　污水的同步生物脱氮除磷处理工艺 …………………………………………… ３０３ 　　６．４　污水的生物除磷辅以化学沉淀除磷技术 ……………………………………… ３０７ 　第７章　污水的生物膜处理法…………………………………………………………… ３１３ 　　７．１　生物膜处理法的基本原理与主要特征 ………………………………………… ３１３ 　　７．２　生物膜处理法的传统工艺 ……………………………………………………… ３１６ 　　７．３　生物流化床工艺 ………………………………………………………………… ３４３ 　　７．４　曝气生物滤池 （ＢＡＦ）及派生工艺 …………………………………………… ３５４ 　　７．５　移动床生物膜反应器 （ＭＢＢＲ） ……………………………………………… ３７１ 　第８章　污水的自然生物处理…………………………………………………………… ３７７ 　　８．１　稳定塘 …………………………………………………………………………… ３７７ 　　８．２　土地处理系统 …………………………………………………………………… ４０２ 　第９章　污水的消毒与深度处理工艺…………………………………………………… ４２２ 　　９．１　污水的消毒处理 ………………………………………………………………… ４２２ 　　９．２　污水的深度处理工艺 …………………………………………………………… ４３２ 　　９．３　处理后污水的回收与再用 ……………………………………………………… ４４０ 　第１０章　污泥的处理与处置 …………………………………………………………… ４４３ 　　１０．１　污泥来源与性质指标…………………………………………………………… ４４３ 　　１０．２　污泥量、污泥处理与处置基本方案…………………………………………… ４４７ 　　１０．３　污泥流动特性与输送…………………………………………………………… ４４９ 　　１０．４　污泥浓缩………………………………………………………………………… ４５４ 　　１０．５　污泥贮存调蓄与破碎…………………………………………………………… ４６６ 　　１０．６　污泥的机械浓缩与脱水………………………………………………………… ４７０ 　　１０．７　污泥的厌氧消化………………………………………………………………… ４９６ 　　１０．８　污泥的好氧消化………………………………………………………………… ５２２ 　　１０．９　污泥堆肥………………………………………………………………………… ５２９ 　　１０．１０　污泥的石灰稳定 ……………………………………………………………… ５３３ 　　１０．１１　污泥的干燥与焚烧 …………………………………………………………… ５３４ 　　１０．１２　污泥最终处置与资源化利用 ………………………………………………… ５５０ 　第１１章　污水处理厂设计 ……………………………………………………………… ５６０ 　　１１．１　污水处理厂设计流量确定……………………………………………………… ５６０ 　　１１．２　污水处理厂设计水质要求……………………………………………………… ５６１ 　　１１．３　污水处理厂设计阶段…………………………………………………………… ５６３ 　　１１．４　工艺专业与其他相关专业之间的关系………………………………………… ５６６ １３

　　１１．５　污水处理厂处理工艺选择……………………………………………………… ５６８ 　　１１．６　污水处理厂除臭………………………………………………………………… ５６９ 　　１１．７　厂址的选择与工艺流程的确定………………………………………………… ５７６ 　　１１．８　污水处理厂的平面布置与高程布置…………………………………………… ５７７ 　　１１．９　污水处理厂的配水与计算……………………………………………………… ５８５ 第３篇　工业废水处理……………………………………………………………………… ５８９ 　第１２章　工业废水处理概论 …………………………………………………………… ５８９ 　　１２．１　概述……………………………………………………………………………… ５８９ 　　１２．２　工业废水污染源调查与控制途径……………………………………………… ５９１ 　　１２．３　工业废水处理概述……………………………………………………………… ５９２ 　第１３章　工业废水的物理处理 ………………………………………………………… ５９７ 　　１３．１　调节池…………………………………………………………………………… ５９７ 　　１３．２　离心分离………………………………………………………………………… ６０２ 　　１３．３　除油……………………………………………………………………………… ６０６ 　　１３．４　过滤……………………………………………………………………………… ６１１ 　第１４章　工业废水的化学处理 ………………………………………………………… ６２０ 　　１４．１　中和……………………………………………………………………………… ６２０ 　　１４．２　化学沉淀………………………………………………………………………… ６３２ 　　１４．３　氧化还原………………………………………………………………………… ６３７ 　第１５章　工业废水的物理化学处理 …………………………………………………… ６６７ 　　１５．１　混凝……………………………………………………………………………… ６６７ 　　１５．２　气浮……………………………………………………………………………… ６７０ 　　１５．３　吸附……………………………………………………………………………… ６８９ 　　１５．４　离子交换………………………………………………………………………… ７０６ 　　１５．５　膜分离技术……………………………………………………………………… ７１３ 　　１５．６　超滤和微滤……………………………………………………………………… ７１６ 　　１５．７　反渗透…………………………………………………………………………… ７２２ 　　１５．８　微滤、超滤和反渗透在废水处理中的应用…………………………………… ７２７ 　第１６章　工业废水的生物处理 ………………………………………………………… ７３５ 　　１６．１　工业废水的可生化性与生物毒性……………………………………………… ７３５ 　　１６．２　工业有机废水生物处理的工艺流程…………………………………………… ７３９ 　　１６．３　工业有机废水的好氧生物处理………………………………………………… ７４１ 　　１６．４　工业有机废水的厌氧生物处理………………………………………………… ７４８ 　　１６．５　工业有机废水的复合生物处理技术…………………………………………… ７６４ 主要参考文献………………………………………………………………………………… ７７２ １４

第１篇　总　　论 第１章　污水的性质与污染指标 １．１　污　　水 　　污水由综合生活污水、工业废水和入渗地下水三部分组成。在合流制排水系统中，还 包括被截留的雨水。 生活污水是居民生活活动所产生的污水。主要是厕所、洗涤和洗澡产生的污水。综合 生活污水由居民生活污水和公共建筑污水组成。 工业废水是在工矿企业生产活动中使用过的受到不同程度污染的水。工业废水可分为 生产污水和生产废水两类。生产污水是指在生产过程中形成，并被生产原料、半成品或成 品等废料所污染，包括热污染 （指生产过程中产生的水温超过６０℃的水）；生产废水是指 在生产过程中形成，但未直接参与生产工艺，未被生产原料、半成品或成品污染或只是温 度稍有上升的水。生产污水需要净化处理与资源化回收利用；生产废水不需要净化处理或 仅需作简单的处理，如冷却处理，即可回用或循环利用。 被截留的雨水，主要是指初期雨水。在合流制排水系统中，由于初期雨水冲刷了地表 的各种污物，污染程度高，而经雨水溢流井截流进入污水处理厂，其水量决定于截流倍 数。合流制排水系统晴天时输送的污水称旱流污水。 上述各种污水的混合污水，称为城市污水。 污水经过净化处理后，出路有三：①排放水体，作为水体的补给水；②灌溉田地；③ 重复使用。 排放水体是污水的自然归宿。由于水体具有一定的稀释与净化能力，使污水得到进一 步净化，因此是最常用的出路，同时也是可能造成水体遭受污染的原因之一。 灌溉田地可使污水得到充分利用，但必须符合灌溉的有关规定，使土壤与农作物免遭 污染。 重复使用是最合理的出路，可分为直接复用与间接复用两种。 直接复用又可分为循序使用和循环使用。工矿企业在生产过程中，甲工序产生的污水 经适当处理后用于乙工序叫循序使用；经适当处理后，用于甲工序叫循环使用。 地表水体接纳污水并对其作进一步净化处理后，作为沿岸城市与工矿企业的给水水 源，属于污水的间接复用。 以城市污水为给水水源，经处理后作为生活饮用水，也是重复使用，但处理成本极 高，极端缺乏水源的地区，才可考虑采用。 １

１．２　城市污水的性质与污染指标 城市污水的性质特征主要与下列因素有关：人们的生活习惯，气候条件，生活污水与 生产污水所占的比例以及所采用的排水体制 （分流制、合流制、半分流制等）。城市污水 的一般物理性质、化学性质、生物性质及其污染指标分述如下。 １２１　污水的物理性质及指标 污水物理性质的主要指标是水温、色度、臭味、固体含量及泡沫等。 １． 水温 污水的水温对污水的物理性质、化学性质及生物性质有直接的影响。所以水温是污水 水质的重要物理性质指标之一。 我国虽然幅员广大，气温差异显著，但根据统计资料，各地生活污水的年平均温度差 别不大，约在１０～２０℃之间。生产污水的水温与生产工艺有关，变化很大。因此，城市 污水的水温与排入排水系统的生产污水水温及所占比例有关。污水的水温过低 （如低于 ５℃）或过高 （如高于４０℃）都会影响污水生物处理的效果。 ２． 色度 生活污水的颜色常呈灰色。但当污水中的溶解氧降低至零，污水所含有机物腐烂，则 转呈黑褐色并有臭味。生产污水的色度视工矿企业的性质而异，差别极大。如印染、造 纸、农药、焦化、冶金 及 化 工 等 的 生 产 污 水， 都 有 各 自 的 特 殊 颜 色。 色 度 让 人 感 觉 不 舒服。 色度可由悬浮固体、胶体或溶解物质形成。悬浮固体 （如泥砂、纸浆、纤维、焦油 等）形成的色度称为表色。胶体或溶解物质 （如染料、化学药剂、生物色素、无机盐等） 形成的色度称为真色。水的颜色用色度作为指标。 ３． 臭味 生活污水的臭味主要由有机物腐败产生的气体造成。工业废水的臭味主要由挥发性化 合物造成。 臭味大致有鱼腥味 ［胺类 ＣＨ３ＮＨ２，（ＣＨ３Ｎ）］、氨臭 （氮 ＮＨ３）、腐肉臭 ［二元胺 类 ＮＨ２（ＣＨ２）４ＮＨ２］、腐蛋臭 （硫化氢 Ｈ２Ｓ）、腐甘蓝臭 ［有机硫化物（ＣＨ３）２Ｓ］、粪臭 （甲基吲哚 Ｃ８Ｈ５ＮＨＣＨ３）以及某些生产污水的特殊臭味。 臭味给人以感观不悦，甚至会危及人体健康，如呼吸困难，倒胃胸闷，呕吐等。臭味 是物理性质的主要指标。 ４． 固体含量 污水中固体物质按存在形态的不同可分为：悬浮的、胶体的和溶解的三种；按性质的 不同可分为：有机物、无机物与生物体三种。固体含量用总固体量作为指标 （英文缩写为 ＴＳ）。一定量水样在１０５～１１０℃烘箱中烘干至恒重，所得的重量即为总固体量。 悬浮固体 （英文缩写为 ＳＳ）或悬浮物。悬浮固体中，颗粒粒径在０．１～１．０μｍ 之间 者称为细分散悬浮固体；颗粒粒径大于１．０μｍ 者称为粗分散悬浮固体。把水样用定量滤 纸过滤后，被滤纸截留的滤渣，在１０５～１１０℃烘箱中烘干至恒重，所得重量称为悬浮固 体；滤液中存在的固体物即为胶体和溶解固体。悬浮固体中，有一部分可在沉淀池中沉 ２

淀，形成沉淀污泥，称为可沉淀固体。 悬浮固体由有机物和无机物组成，故又可分为挥发性悬浮固体 （英文缩写为 ＶＳＳ） 或称为灼烧减重，非挥发性悬浮固体 （英文缩写为 ＮＶＳＳ）或称为灰分两种。悬浮固体在 马福炉中灼烧 （温度为６００℃）所失去的重量称为挥发性悬浮固体；残留的重量称为非挥 发性悬浮固体。生活污水中，前者约占７０％，后者约占３０％。 胶体 （颗粒粒径为０．００１～０．１μｍ）和溶解固体 （英文缩写为ＤＳ）或称溶解物也是由 有机物和无机物组成。生活污水中的溶解性有机物包括尿素、淀粉、糖类、脂肪、蛋白质 及洗涤剂等，溶解性无机物包括无机盐 （如碳酸盐、硫酸盐、胺盐、磷酸盐）与氯化物 等。工业废水的溶解性固体成分极为复杂，视工矿企业的性质而异，主要包括种类繁多的 合成高分子有机物及金属离子等。溶解固体的浓度与成分对污水处理方法的选择 （如生物 处理法、物理—化学处理法等）及处理效果产生直接的影响。 １２２　污水的化学性质及指标 污水中的污染物质，按化学性质可分为无机物和有机物，按存在的形态可分为悬浮状 态与溶解状态。 １． 无机物及指标 无机物包括酸碱度、氮、磷、无机盐类及重金属离子等。 （１）酸碱度 酸碱度用ｐＨ 表示。ｐＨ 等于氢离子浓度的负对数。 ｐＨ＝７时，污水呈中性；ｐＨ＜７时，污水呈酸性，数值越小，酸性越强；ｐＨ＞７时， 污水呈碱性，数值越大，碱性越强。当 ｐＨ 超出６～９的范围时，会对人、畜造成危害， 并对污水的物理、化学及生物处理产生不利影响。尤其是 ｐＨ 低于６的酸性污水，对管 渠、污水处理构筑物及设备会产生腐蚀作用。因此ｐＨ 是污水化学性质的重要指标。 碱度指污水中含有的能与强酸产生中和反应的物质，亦即 Ｈ＋ 的受体，主要包括三 种：①氢氧化物碱度，即 ＯＨ－ 离子含量；②碳酸盐碱度，即 ＣＯ２３－ 离子含量；③重碳酸 盐碱度，即 ＨＣＯ３－ 离子含量。污水的碱度可用下式表达： ［碱度］＝ ［ＯＨ－ ］＋２［ＣＯ２３－ ］＋［ＨＣＯ３－ ］－［Ｈ＋ ］ （１１） 式中　［］———代表浓度，ｍｍｏｌ／Ｌ。 污水所含碱度，对于外加的酸、碱具有一定的缓冲作用，可使污水的ｐＨ 维持在适宜 于好氧 菌 或 厌 氧 菌 生 长 繁 殖 的 范 围 内。如 污 泥 厌 氧 消 化 处 理 时，要 求 碱 度 不 低 于 ２０００ｍｇ／Ｌ （以 ＣａＣＯ３ 计，即约２０ｍｍｏｌ／Ｌ），以便缓冲有机物分解时产生的有机酸，避 免 ｐＨ 降低。 （２）氮、磷 氮、磷是植物的重要营养物质，也是污水进行生物处理时，微生物所必需的营养物 质，主要来源于人类排泄物及某些工业废水。氮、磷是导致湖泊、水库、海湾等缓流水体 富营养化的主要原因。 １）氮及其化合物 污水中含氮化合物有四种：有机氮、氨氮、亚硝酸盐氮与硝酸盐氮。四种含氮化合物 的总量称为总氮 （英文缩写为 ＴＮ，以 Ｎ 计）。有机氮很不稳定，容易在微生物的作用下， 分解成其他三种。在无氧条件下，分解为氨氮；在有氧条件下，分解为氨氮，再分解为亚 ３

硝酸盐氮与硝酸盐氮。 凯氏氮 （英文缩写为 ＫＮ）是有机氮与氨氮之和。凯氏氮指标可以用来判断污水在进 行生物法处理时，氮营养是否充足的依据。生活污水中凯氏氮含量约４０ｍｇ／Ｌ （其中有机 氮约１５ｍｇ／Ｌ，氨氮约２５ｍｇ／Ｌ）。 氨氮在污水中存在形式有游离氨 （ＮＨ３）与离子状态铵盐 （ＮＨ４＋ ）两种，故氨氮等 于两者之和。污水进行生物处理时，氨氮不仅向微生物提供营养，而且对污水的ｐＨ 起缓 冲作用。但氨氮过高时，如超过１６００ｍｇ／Ｌ （以 Ｎ 计），对微生物产生抑制作用。 可见总氮与凯氏氮之差值，约等于亚硝酸盐氮与硝酸盐氮；凯氏氮与氨氮之差值，约 等于有机氮。 ２）磷及其化合物 污水中含磷化合物可分为有机磷与无机磷两类。有机磷的存在形式主要有：葡萄糖 ６磷酸、２磷 酸甘 油 酸 及 磷 肌 酸 等； 无 机 磷 都 以 磷 酸 盐 形 式 存 在， 包 括 正 磷 酸 盐 （ＰＯ４３－ ）、偏磷酸盐 （ＰＯ３－ ）、磷酸氢盐 （ＨＰＯ４２－ ）、磷酸二氢盐 （Ｈ２ＰＯ４－ ）等。 生活污水中有机磷含量约为３ｍｇ／Ｌ，无机磷含量约为７ｍｇ／Ｌ。我国几座城市污水中 氮、磷含量列于表１１，仅供参考。 我国几座城市污水中氮、磷含量 表１１ 城市 总氮 （ｍｇ／Ｌ） 氨氮 （ｍｇ／Ｌ） 总磷 （ｍｇ／Ｌ） 钾 （ｍｇ／Ｌ） 北京市 ４９．２～７０．３ ３４．７～５４．２ ５．３～９．４ ５．２～１１．７ 上海市 ３０．１～８２．８ ２２．３～５８．１ ２．０～１３．６ １０．１～１９．５ 天津市 ５３．５～７９．３ ４４．６～６９．４ ４．２～１２．７ 哈尔滨市 ３６．２～５８．３ ２２．３～４３．９ ３．９～９．４ １０．０ 武汉市 ２８．７～４７．５ ２５．２～４０．３ ３．３～１１．２ １９．５ 广州市 ２９．２～３４．９ ２２．４～２８．６ ４．５～６．１ ２９．１ 重庆市 ４７．４～７７．１ ３３．５～５９．２ ５．３～９．１ 某些工业废水中氮、磷含量，列于表１２中，仅供参考。 某些工业废水中氮、磷含量 表１２ 工业废水 总氮 （ｍｇ／Ｌ） 氨氮 （ｍｇ／Ｌ） 总磷 （ｍｇ／Ｌ） 钾 （ｍｇ／Ｌ） 洗毛废水 ５８４～９９７ １２０～６４０ ─ ─ 含酚废水 １４０～１８０ ２～１０ 制革废水 ３０～３７ １６～２０ ３～１７ ８～１３ 化工废水 ３０～７６ ２８～５６ ６～８ ７０～７５ 造纸废水 ２０～２２ ４～８ １～１２ １～１６ ８～１２ １０～１５ （３）硫酸盐与硫化物 污水中的硫酸盐用硫酸根ＳＯ２４－ 表示。 生活污水的硫酸盐主要来源于人类排泄物；工业废水如洗矿、化工、制药、造纸和发 酵等工业废水，含有较高的硫酸盐，浓度可达１５００～７５００ｍｇ／Ｌ。 污水中的ＳＯ４２－ ，在缺氧的条件下，由于硫酸盐还原菌、反硫化菌的作用，被脱硫还 ４

原成 Ｈ２ＳＯ４，反应式如下： ＳＯ４２－ 缺氧 ＋Ｈ＋ ｐＨ＜６．５ （１２） 反硫化菌→Ｓ２－ 　 →Ｈ２Ｓ↑ 在排水管道内，释出的 Ｈ２Ｓ与管顶内壁附着的水珠接触，在噬硫细菌的作用下形成 Ｈ２ＳＯ４，反应式如下： Ｈ２Ｓ＋Ｈ２Ｏ＋Ｏ２ → Ｈ２ＳＯ４ （１３） Ｈ２ＳＯ４浓度可高达７％，对管壁有严重的腐蚀作用，甚至可能造成管壁塌陷。污水生 物处理的 ＳＯ２４－允许浓度为１５００ｍｇ／Ｌ。 污水中的硫化物主要来源于工业废水 （如硫化染料废水、人造纤维废水）和生活污 水。硫化物在污水中的存在形式有硫化氢 （Ｈ２Ｓ）、硫氢化物 （ＨＳ－ ）与硫化物 （Ｓ２－ ）。 当污水ｐＨ 较低时 （如低于６．５），则以 Ｈ２Ｓ为主 （Ｈ２Ｓ约占硫化物总量的９８％）；ｐＨ 较 高时 （如高于９），则以Ｓ２－ 为主。硫化物属于还原性物质，要消耗污水中的溶解氧，并能 与重金属离子反应，生成金属硫化物的黑色沉淀。 （４）氯化物 生活污水中的氯化物主要来自人类排泄物，每人每日排出的氯化物约５～９ｇ。工业废 水 （如漂染工业、制革工业等）以及沿海城市采用海水作为冷却水时，都含有很高的氯化 物。氯化物含量高时，对管道及设备有腐蚀作用；如灌溉农田，会引起土壤板结；氯化物 浓度超过４０００ｍｇ／Ｌ时对生物处理的微生物有抑制作用。 （５）非重金属无机有毒物质 非重金属无机有毒物质主要是氰化物 （ＣＮ）与砷 （Ａｓ）。 １）氰化物 污水中的氰化物主要来自电镀、焦化、高炉煤气、制革、塑料、农药以及化纤等工业 废水，含氰浓度约在２０～８０ｍｇ／Ｌ 之间。氰化物是剧毒物质，人体摄入致死量是０．０５～ ０．１２ｇ。 氰化物在污水中的存在形式是无机氰 （如氢氰酸 ＨＣＮ、氰酸盐 ＣＮ－ ）及有机氰化物 （称为腈，如丙烯腈 Ｃ２Ｈ３ＣＮ）。 ２）砷化物 污水中 的 砷 化 物 主 要 来 自 化 工、 有 色 冶 金、 焦 化、 火 力 发 电、 造 纸 及 皮 革 等 工 业 废水。 砷化物在污水中的存在形式是无机砷化物 （如亚砷酸盐 ＡｓＯ２－ 、砷酸盐 ＡｓＯ３４－ ）以及 砷化物 （如三甲基砷）。对人体的毒性排序为有机砷＞亚砷酸盐＞砷酸盐。砷会在人体内 积累，属致癌物质 （致皮肤癌）之一。 （６）重金属离子 重金属指原子序数在２１～８３之间的金属或相对密度大于４的金属。污水中的重金属 主要 有 汞 （Ｈｇ）、镉 （Ｃｄ）、铅 （Ｐｂ）、铬 （Ｃｒ）、 锌 （Ｚｎ）、 铜 （Ｃｕ）、 镍 （Ｎｉ）、 锡 （Ｓｎ）、铁 （Ｆｅ）、锰 （Ｍｎ）等。生活污水中的重金属离子主要来自人类排泄物；冶金、 电镀、陶瓷、玻璃、氯碱、电池、制革、照相器材、造纸、塑料及颜料等工业废水，都含 有不同的重金属离子。上述重金属离子，在微量浓度时，有益于微生物、动植物及人类； 但当浓度超过一定值后，即会产生毒害作用，特别是汞、镉、铅、铬以及它们的化合物， ５

称为 “五毒”。 污水中含有的重金属难以净化去除。污水处理的过程中，重金属离子浓度的６０％左 右被转移到污泥中，使污泥中的重金属含量超过我国的 《农用污泥中污染物控制标准》 ＧＢ４２８４—８４。我国 《污水排入城镇下水道水质标准》ＧＪ３４３—２０１０，对工业废水排入城 市排水系统的重金属离子最高允许浓度有明确规定，超过此标准者，必须在工矿企业内进 行局部处理。 ２． 有机物 生活污水中的有机物主要来源于人类排泄物及生活活动产生的废弃物、动植物残片 等，主要成分是碳水化合物、蛋白质、脂肪与尿素。组成元素是碳、氢、氧、氮和少量的 硫、磷、铁等。由于尿素分解很快，故在城市污水中很少发现尿素。食品加工、饮料等工 业废水中有机物成分与生活污水基本相同，其他工业废水所含有机物种类繁多。 有机物按被生物降解的难易程度，可分为两类四种： 第一类是可生物降解有机物，可分为两种：① 可生物降解有机物，对微生物无毒害 或抑制作用；② 可生物降解有机物，但对微生物有毒害或抑制作用。 第二类是难生物降解有机物，也可分为两种：① 难生物降解有机物，对微生物无毒 害或抑制作用；② 难生物降解有机物，但对微生物有毒害或抑制作用。 上述两类有机物的共同特点是都可被氧化成无机物。第一类有机物可被微生物氧化， 第二类有机物可被化学氧化或被经驯化、筛选后的微生物氧化。 上述各类有机物及其生物化学特性论述如下。 （１）碳水化合物 污水中的碳水化合物包括糖、淀粉、纤维素和木质素等。主要成分是碳、氢、氧。其 中淀粉较为稳定，但都属于可生物降解有机物，对微生物无毒害或抑制作用。 （２）蛋白质与尿素 ［ＣＯ（ＮＨ２）２］ 蛋白质由多种氨 基 酸 化 合 或 结 合 而 成， 分 子 量 可 达 ２ 万 ～２０００ 万。 主 要 成 分 是 碳、 氢、氧、氮，其中氮约占１６％。蛋白质不很稳定，可发生不同形式的分解，属于可生物 降解有机物，对微生物无毒害或抑制作用。 蛋白质与尿素是生活污水中氮的主要来源。 （３）脂肪和油类 脂肪和油类是乙醇或甘油与脂肪酸形成的化合物。主要成分是碳、氢、氧。生活污水 中的脂肪和油类来源于人类排泄物及餐饮业洗涤水 （含油浓度可达４００～６００ｍｇ／Ｌ，甚至 １２００ｍｇ／Ｌ），包括动物油和植物油。脂肪酸甘油脂在常温时呈液态称为油；在低温时呈固 态称脂肪。脂肪比碳水化合物、蛋白质更稳定，属于难降解有机物，对微生物无毒害或抑 制作用。炼油、石油化工、焦化、煤气发生站等工业废水中，含有矿物油即石油，具有异 臭，属于难降解有机物，对微生物无毒害或抑制作用。 脂肪在污水中存在的物理形态有５种：① 浮油，静水时能上浮至液面，形成油膜， 约占油脂总量的６０％～８０％；② 分散油，油粒直径大于５μｍ，较稳定地分散在污水中， 油—水界面间不存在表面活性剂；③ 乳化油，油粒直径大于５μｍ，但在油—水界面间存 在表面活性剂，因此更为稳定；④ 附着油，即附着在悬浮固体表面的油；⑤ 溶解油，包 括溶解于水及油粒直径小于５μｍ 的油珠。①、②、③、④ 类油脂一般可用隔油、气浮或 ６

沉淀等物理方法去除，⑤ 类油主要可用生物法或气浮法去除。 （４）酚 炼油、石油化工、焦化、合成树脂、合成纤维等工业废水都含酚。酚类是芳香烃的衍 生物。根据羟基的数目，可分为单元酚、二元酚与多元酚；根据能否随水蒸气一起挥发， 可分为挥发酚与不挥发酚。挥发酚包括苯酚、甲酚、二甲苯酚筹，属于可生物降解有机 物，对微生物有毒害或抑制作用。不挥发酚包括间苯二酚、邻苯三酚等多元酚，属于难生 物降解有机物，对微生物有毒害或抑制作用。 酚的水溶液与酚蒸气易被皮肤或呼吸道吸入人体引起中毒。 （５）有机酸、碱 有机酸工业废水含有短链脂肪酸、甲酸、乙酸和乳酸。人造橡胶、合成树脂等工业废 水含有机酸、碱包括吡啶及其同系物质。都属于可生物降解有机物，但对微生物有毒害或 抑制作用。 （６）表面活性剂 生活污水与表面活性剂制造工业废水中含有大量表面活性剂。表面活性剂有两类： ① 烷基苯磺酸盐，俗称硬性洗涤剂 （英文缩写为 ＡＢＳ），含有磷并易产生大量泡沫，属于 难生物降解有机物；② 烷基芳基磺酸盐，俗称软性洗涤剂 （英文缩写为ＬＡＳ），属于可生 物降解有机物，代替了 ＡＢＳ，泡沫大大减少，但仍然含有磷。磷是致水体富营养化的主 要元素之一。 （７）有机农药 有机农药有两大类，即有机氯农药与有机磷农药。有机氯农药 （如 ＤＤＴ、六六六等） 毒性极大且难分解，会在自然界不断积累，造成持久性污染，现已禁止生产与使用。现在 普遍采用有机磷农药 （含杀虫剂与除草剂），约占农药总量的８０％以上，种类有敌百虫、 乐果、敌敌畏、甲基对硫磷、马拉酸磷对硫磷等，毒性大，属于难生物降解有机物，对微 生物有毒害与抑制作用。 （８）取代苯类化合物 苯环上的氢被硝基、胺基取代后生成的芳香族卤化物称为取代苯类化合物。主要来源 于染料工业废水 （含芳香族胺基化合物，如偶氮染料、蒽醌染料、硫化染料等）、炸药工 业废水 （含芳香族胺基化合物，如三硝基甲苯、苦味酸等）以及电器、塑料、制药、合成 橡胶等工业废水 （含聚氯联苯 ＰＣＢ、联苯氨、稠环芳烃 ＰＡＨ、荼胺、三苯磷酸盐、丁苯 等）。都属于难生物降解有机物，对微生物有毒害或抑制作用。 人工合成高分子有机化合物种类繁多，成分复杂。上述 （４）～（８）仅是其中一小部 分。这使城市污水的净化处理难度大大增加。这类物质中已被查明的三致物质 （致癌、致 突变、致畸形）有聚氯联苯、联苯氨、稠环芳烃二恶英等多达２０多种，疑致癌物质也超 过２０种。 ３． 有机物污染指标 由于有机物种类繁多，现有的分析技术难以区分并定量。但可根据可被氧化这一共同 特性，用氧化过程所消耗的氧量作为有机物总量的综合指标，进行定量。 生物化学需氧量或生化需氧量 （ＢｉｏＣｈｅｍｉｃａｌＯｘｙｇｅｎＤｅｍａｎｄ，英文缩写为 ＢＯＤ）。 化学需氧量 （ＣｈｅｍｉｃａｌＯｘｙｇｅｎＤｅｍａｎｄ，英文缩写为 ＣＯＤ）。 ７

总需氧量 （ＴｏｔａｌＯｒｇａｎｉｃＤｅｍａｎｄ，英文缩写为 ＴＯＤ）。 总有机碳 （ＴｏｔａｌＯｒｇａｎｉｃＣａｒｂｏｎ，英文缩写为 ＴＯＣ）。 （１）生物化学需氧量或生化需氧量 ＢＯＤ 在水温２０℃的条件下，由于微生物 （主要是细菌）的生活活动，将有机物氧化成无 机物所消耗的溶解氧量，称为生物化学需氧量或生化需氧量。生物化学需氧量代表了第一 类有机物，即可生物降解有机物的数量。图１１所示为可生物降解有机物的降解及微生物 新细胞的合成过程示意图。 图１１　可生物降解有机物降解过程示意图 从图１１可知，在有氧的条件下，可生物降解有机物的降解，可分为两个阶段：第一 阶段是 碳 氧 化 阶 段，即 在 异 养 菌 的 作 用 下，含 碳 有 机 物 被 氧 化 （或 称 碳 化）为 ＣＯ２、 Ｈ２Ｏ，含氮有机物被氧化 （或称氨化）为 ＮＨ３，所消耗的氧以 Ｏａ 表示。与此同时，合成 新细胞 （异养型）；第二阶段是硝化阶段，即在自养菌 （亚硝化菌）的作用下，ＮＨ３ 被氧 化为 ＮＯ２－ 和 Ｈ２Ｏ，所消耗的氧量用 Ｏｃ 表示，再在自养菌 （硝化菌）的作用下，ＮＯ２－ 被 氧化为 ＮＯ３－ ，所消耗的氧量用 Ｏｄ 表示。与此同时合成新细胞 （自养型）。上述两个阶段， 都释放出供微生物生活活动所需要的能。合成新细胞，在生活活动中，进行着新陈代谢， 即自身氧化的过程，产生ＣＯ２、Ｈ２Ｏ 与 ＮＨ３，并释放出能及氧化残渣 （残存物质），这种 过程叫做内源呼吸，所消耗的氧量用 Ｏｂ 表示。 耗氧量 Ｏａ＋Ｏｂ 称第一阶段生化需氧量 （或称为总碳氧化需氧量、总生化需氧量、完 全生化需氧量）用犛ａ 或ＢＯＤｕ 表示。耗氧量 Ｏｃ＋Ｏｄ 称为第二阶段生化需氧量 （或称为氮 氧化需氧量、硝化需氧量）用硝化 ＢＯＤ或 ＮＯＤｕ 表示。 上述两阶段氧化 过 程， 也 可 用 曲 线 图 表 示。 在 直 角 坐 标 纸 上， 以 横 坐 标 表 示 时 间 （ｄ），纵坐标表示生化需氧量 ＢＯＤ （ｍｇ／Ｌ），见 图 １２，曲 线犪 表 示 第一阶 段 生 化 需 氧 量 曲 线 （即 总 碳氧化需氧量曲线），曲线犫 表示 第二阶 段 生 化 需 氧 量 曲 线 （即 氮 氧化需氧量曲线）。 由于 有 机 物 的 生 化 过 程 延 续 时间很长，在 ２０℃ 水温下，完 成 图１２　两阶段生化需氧量曲线 两阶段 约 需 １００ｄ 以 上。从 图 １２ 可见，５ｄ 的 生 化 需 氧 量 约 占 总 碳 ８

氧化需氧量 ＢＯＤｕ 的７０％～８０％；２０ｄ以后的生化反应过程速度趋于平缓，因此常用２０ｄ 的生化需氧量 ＢＯＤ２０作为总生化需氧量 ＢＯＤｕ，用符号犛ａ 表示。在工程实用上，２０ｄ时间 太长，故用５ｄ生化需氧量 ＢＯＤ５ 作为可生物降解有机物的综合浓度指标。由于硝化菌的 世代 （即繁殖周期）较长，一般要在碳化阶段开始后的５～７ｄ，甚至１０ｄ才能繁殖出一定 数量的硝化菌，并开始氮氧化阶段，因此，硝化需氧量不对 ＢＯＤ５ 产生干扰。 图１３列出生活污水及部分工业废水的 ＢＯＤ５ 值，供参考。 图１３　生活污水与部分工业废水的 ＢＯＤ５ 值 （２）化学需氧量 ＣＯＤ 以ＢＯＤ５ 作为有机物的浓度指标，也存在着一些缺点：① 测定时间需５ｄ，仍嫌太长， 难以及时指导生产实践；② 如果污水中难生物降解有机物浓度较高，ＢＯＤ５ 测定的结果误 差较大；③ 某些工业废水不含微生物生长所需的营养物质，或者含有抑制微生物生长的 有毒有害物质，影响测定结果。为了克服上述缺点，可采用化学需氧量指标。 ＣＯＤ的测定原理是用强氧化剂 （我国法定用重铬酸钾），在酸性条件下，将有机物氧 化成 ＣＯ２ 与 Ｈ２Ｏ 所消耗氧化剂中的氧量，称为化学需氧量，用 ＣＯＤＣｒ表示，国际标准化 组织 （ＩＳＯ）和我国规定为 ＣＯＤ。由于重铬酸钾的氧化能力极强，可较完全地氧化水中各 种性质的有机物，如对低直链化合物的氧化率可达８０％～９０％。此外，也可用高锰酸钾 作为氧化剂，但其氧 化 能 力 较 重 铬 酸 钾 弱， 测 出 的 耗 氧 量 也 较 低， 故 称 为 耗 氧 量， 用 ＣＯＤＭｎ或 ＯＣ表示，国际和我国规定为高锰酸盐指数。 化学需氧量 ＣＯＤ的优点是较准确地表示污水中有机物的含量，测定时间仅需数小 时，且不受水质限制；缺点是不能像 ＢＯＤ５ 那样反映出微生物氧化有机物，直接地从卫生 学角度阐明被污染的程度。此外，污水中存在的还原性无机物 （如硫化物）被氧化也需消 耗氧，所以 ＣＯＤ值也存在一定误差。 ９

上述分析可知，ＣＯＤ的数值大于 ＢＯＤ５，两者的差值大致等于难生物降解有机物量。 差值越大，难生物降解的有机物含量越多，越不宜采用生物处理法。因此 ＢＯＤ５／ＣＯＤ 的 比值，可作为该污水是否适宜于采用生物处理的判别标准，故把 ＢＯＤ５／ＣＯＤ 的比值称为 可生化性指标，比值越大，越容易被生物处理。 （３）总需氧量 ＴＯＤ 由于有机物 的 主 要 组 成 元 素 是 Ｃ、Ｈ、Ｏ、Ｎ、Ｓ 等，被 氧 化 后，分 别 产 生 ＣＯ２、 Ｈ２Ｏ、ＮＯ２ 和ＳＯ２，所消耗的氧量称总需氧量 ＴＯＤ。 ＴＯＤ 的测定原理是将一定数量的水样，注入含氧量已知的氧气流中，再通过铂钢为 触媒的燃烧管，在 ９００℃ 高 温 下 燃 烧， 使 水 样 中 的 有 机 物 被 燃 烧 氧 化， 消 耗 掉 氧 气 流 的 氧，剩余的氧量用电极测定并自动记录。氧气流原有含氧量减去剩余含氧量即等于总需氧 量 ＴＯＤ，测定时间仅需几分钟。由于在高温下燃烧，有机物可被彻底氧化，故 ＴＯＤ值大 于 ＣＯＤ值。 （４）理论需氧量 ＴｈＯＤ 如果有机物的化学分子式已知，则可根据化学氧化反应方程式，计算出理论需氧量 ＴｈＯＤ。如甘氨酸的分子式为 ＣＨ２ （ＮＨ２）ＣＯＯＨ，氧化过程为： 第一阶段———碳氧化反应方程式 ＣＨ２ （ＮＨ２）ＣＯＯＨ ＋２３Ｏ２ →ＮＨ３＋ ２ＣＯ２＋Ｈ２Ｏ 第二阶段———氮氧化反应方程式 ＮＨ３＋２３Ｏ２ 亚硝化菌 　→ＨＮＯ２＋Ｈ２Ｏ ＨＮＯ２＋１２Ｏ２ 硝化菌 　 →ＨＮＯ３ 可算得甘氨酸的理论需氧量 ＴｈＯＤ： ＴｈＯＤ ＝２３＋２３＋２１＝７２ｍｏｌＯ２／ｍｏｌ甘氨酸 ＝１１２ｇＯ２／ｍｏｌ甘氨酸 （５）总有机碳 ＴＯＣ 总有机碳 ＴＯＣ是目前国内外开始使用的另一个表示有机物浓度的综合指标。ＴＯＣ的 测定原理是先将一定数量的水样经过酸化，用压缩空气吹脱其中的无机碳酸盐，排除干 扰，然后注入含氧 量 已 知 的 氧 气 流 中， 再 通 过 铂 钢 为 触 媒 的 燃 烧 管， 在 ９００℃ 高 温 下 燃 烧，把有机物所含的碳氧化成 ＣＯ２，用红外气体分析仪记录 ＣＯ２ 的数量并折算成含碳量， 即等于总有机碳 ＴＯＣ。测定时间仅几分钟。 ＴＯＤ与 ＴＯＣ的测定原理相同，但有机物数量的表示方法不同，前者用消耗的氧量表 示，后者用含碳量表示。 水质比较稳定的污水，ＢＯＤ５、ＣＯＤ、ＴＯＤ和 ＴＯＣ 之间，有一定的相关关系，数值 大小的排序为 ＴｈＯＤ＞ＴＯＤ＞ＣＯＤ＞ＢＯＤｕ＞ ＢＯＤ５＞ＴＯＣ。生活污水的ＢＯＤ５／ＣＯＤ比值 相对稳定，工业废水的比值决定于工业性质，变化极大。一般认为该比值＞０．３，可采用 １０

生化处理法；＜０．２５不宜采用生化处理法；０．２～０．３难生化处理。 难生物降解有机物不能用 ＢＯＤ作指标，只能用 ＣＯＤ、ＴＯＣ或 ＴＯＤ等作指标。 １２３　污水的生物性质及指标 污水中的有机物是微生物的食料，污水中的微生物以细菌与病菌为主。生活污水、食 品工业污水、制革污水、医院污水等含有肠道病原菌 （痢疾、伤寒、霍乱菌等），寄生虫 卵 （蛔虫、蛲虫、钩虫卵等），炭疽杆菌与病毒 （脊髓灰质炎、肝炎、狂犬、腮腺炎、麻 疹等）。如每克粪便中约含有１０４～１０５ 个传染性肝炎病毒。因此了解污水的生物性质有重 要意义。 污水中的寄生虫卵，约有８０％以上可在沉淀池中沉淀去除。但病原菌、炭疽杆菌与 病毒等，不易沉淀，在水中存活的时间很长，具有传染性。 污水生物性质的检测指标有大肠菌群数 （或称大肠菌群值）、大肠菌群指数、病毒及 细菌总数。 １． 大肠菌群数 （大肠菌群值）与大肠菌群指数 大肠菌群数 （大肠菌群值）是每升水样中所含有的大肠菌群的数目，以个／Ｌ计；大 肠菌群指数是查出１个大肠菌群所需的最少水量，以毫升 （ｍＬ）计。可见大肠菌群数与 大肠菌群指数是互为倒数，即 大肠菌群指数＝大肠１０菌００群数 （ｍＬ） （１４） 若大肠菌群数为５００个／Ｌ，则大肠菌群指数为１０００／５００等于２ｍＬ。 大肠菌群数作为污水被粪便污染程度的卫生指标，原因有两个：①大肠菌与病原菌都 存在于人类肠道系统内，它们的生活习性及在外界环境中的存活时间都基本相同。每人每 日排泄的粪便中含 有 大 肠 菌 约 １０１１ ～４×１０１１ 个， 数 量 大 大 多 于 病 原 菌， 但 对 人 体 无 害； ② 由于大肠菌的数量多，且容易培养检验，但病原菌的培养检验十分复杂与困难。故此， 常采用大肠菌群数作为卫生指标。水中存在大肠菌，就表明受到粪便的污染，并可能存在 病原菌。 ２． 病毒 污水中已被检出的病毒有１００多种。检出大肠菌群，可以表明肠道病原菌的存在，但 不能表明是否存在病毒及其他病原菌 （如炭疽杆菌）。因此还需要检验病毒指标。病毒的 检验方法目前主要有数量测定法与蚀斑测定法两种。 ３． 细菌总数 细菌总数是大肠菌群数、病原菌、病毒及其他细菌数的总和，以每毫升水祥中的细 菌菌落总数表示。细菌总数愈多，表示病原菌与病毒存在的可能性愈大。因此用大肠 菌群数，病毒及细 菌 总 数 等 ３ 个 卫 生 指 标 来 评 价 污 水 受 生 物 污 染 的 严 重 程 度 就 比 较 全面。 １２４　生物脱氮、除磷的一般指标 ２００２年 《城镇污水处理厂污染物排放标准》ＧＢ１８９１８—２００２颁布，对城镇二级污水 处理厂的排放水质作了更严格的规定，除了二级和三级排放标准外，还设置了更加严格的 一级 Ａ 标准 （ＢＯＤ５≤１０ｍｇ／Ｌ，ＳＳ≤１０ｍｇ／Ｌ，ＣＯＤ≤５０ｍｇ／Ｌ，磷酸盐≤０．５ｍｇ／Ｌ，氨 氮≤５ｍｇ／Ｌ）和一级标准 Ｂ 标准 （ＢＯＤ５≤２０ｍｇ／Ｌ，ＳＳ≤２０ｍｇ／Ｌ，ＣＯＤ≤６０ｍｇ／Ｌ，磷 １１

酸盐≤１．０ｍｇ／Ｌ，氨氮≤８ｍｇ／Ｌ）。故需要对污水进行脱氮、除磷处理。生物脱氮、除磷 对污水 ＢＯＤ５／ＴＮ （即 Ｃ／Ｎ）比值，ＢＯＤ５／Ｐ比值有一定的要求。 １．ＢＯＤ５／ＴＮ （即 Ｃ／Ｎ）比值 Ｃ／Ｎ 比值是判别能否有效生物脱氮的重要指标。理论上分析Ｃ／Ｎ ≥２．８２就能进行生 物脱氮，实际工程宜 Ｃ／Ｎ ≥３．５才能进行有效脱氮。 ２．ＢＯＤ５／Ｐ比值 ＢＯＤ５／Ｐ 比值是衡量能否 进 行 生 物 除 磷 的 重 要 指 标， 一 般 认 为 该 比 值 大 于 ２０， 比 值 越大，生物除磷效果越好。 １２

第２章　水体污染与自净 ２．１　水体污染及其危害 水体污染是指排入水体中的污染物在数量上超过该物质在水体中的本底含量和水体的 环境容量，导致水的物理、化学及微生物性质发生变化，使水体固有的生态系统和功能受 到破坏。 造成水体污染的原因主要有：点源污染和面源污染 （或称非点源污染）两类。点源污 染来自未经妥善处理的城市污水集中排入水体。面源污染来自：农田肥料、农药以及城市 地面的污染物，随雨水径流进入水体；随大气扩散的有毒有害物质，由于重力沉降或降雨 过程，进入水体。 ２１１　水体的物理性污染及危害 水体的物理性污染是指水温、色度、臭味、悬浮物及泡沫等。这类污染易被人们感官 觉察，并使人们感官不悦。 １． 水温 高温度水，如温度超过６０℃的工业废水 （直接 冷却水），排入水体后，使水体水温升高，物理性质 发生变化，危害水生动、植物的繁殖与生长，称为 水体的热污染。造成的后果是：① 因水体的饱和溶 解氧浓度与水温成反比关系，水温升高饱和溶解氧 降低 （图２１），水 体 中 的 亏 氧 量 （在 一 定 水 温 下， 饱和溶解氧与实际溶解氧之间的差值）也随之减少， 故大气中的氧，向水体传递的速率减慢，即水体复 氧速率减慢；② 导致水体中的化学反应速率加快， 水温每升高１０℃，化学反应速率会加快一倍，可引 图２１　水中饱和溶解氧 发水体物理化学性质，如电导率、溶解度、离子浓 浓度和水温的关系 度和腐蚀性的变化，臭味加剧；③ 使水体中的细菌 繁殖加速，该水体如作为给水水源时，所需投加的混凝剂与消毒剂量将增加，处理成本增 高，特别是由于投氯量增加，可能导致有机氯化物更快地转化为三氯甲烷 （ＣＨＣｌ３，又称 氯仿），有致癌作用；④ 加速藻类的繁殖，加快水体的富营养化进程。 ２． 色度 城市污水，特别是有色工业废水，如印染、造纸、农药、焦化及有机化工废水，排入 水体后，使水体形成色度，引起人们感官不悦。 由于水体色度加深，使透光性减弱，影响水生生物的光合作用，抑制其生长繁殖，妨 碍水体的自净作用。 １３

３． 固体物质污染 固体物质包括悬浮固体与溶解固体。 水体受中悬浮固体污染后，浊度增加，透光度减弱，产生的危害主要是：① 与色度 形成的危害相似；② 悬浮固体可能堵塞鱼鳃，导致鱼类窒息死亡，如纸浆造成的此类危 害最为明显；③ 由于微生物对有机悬浮固体的代谢作用，会消耗掉水体中的溶解氧；④ 悬浮固体中的可沉固体，沉积于水体底部，造成底泥积累与腐化，使水体水质恶化；⑤ 悬浮固体可作为载体，吸附其他污染物质，随水流迁移污染。 水体受溶解固体污染，使溶解性无机盐浓度增加，如作为给水水源，水味涩口，甚至 引起腹泻，危害人体健康，故饮用水的溶解固体含量不高于５００ｍｇ／Ｌ。工业锅炉用水要 求更加严格。农田灌溉用水，要求不宜超过１０００ｍｇ／Ｌ，否则会引起土壤板结。 ２１２　无机物污染及危害 １． 酸、碱及无机盐污染 工业废水排放的酸、碱，以及降雨淋洗受污染空气中的 ＳＯ２、ＮＯＸ 所产生的酸雨， 都会使水体受到酸、碱污染。酸、碱进入水体后，互相中和产生无机盐类。同时又会与水 体存在的 地 表 矿 物 质 如 石 灰 石、白 云 石、硅 石 以 及 游 离 ＣＯ２ 中 和 反 应，产 生 无 机 盐 类。如： Ｈ２ＳＯ４ ＋ （Ｃａ，Ｍｇ）ＣＯ３ →（Ｃａ，Ｍｇ）ＳＯ４ ＋ Ｈ２Ｏ＋ＣＯ２ ２（Ｎａ，Ｋ）ＯＨ ＋ＳｉＯ２→（Ｎａ，Ｋ）２ＳｉＯ３ ＋ Ｈ２Ｏ ２（Ｎａ，Ｋ）ＯＨ ＋ＣＯ２ →（Ｎａ，Ｋ）２ＳｉＯ３ ＋ Ｈ２Ｏ 故水体的酸、碱污染往往伴随无机盐污染。 酸、碱污染可能使水体的ｐＨ 发生变化，微生物生长受到抑制，水体的自净能力受到 影响。渔业水体的ｐＨ 规定不得低于６或高于９．２，超过此限值时，鱼类的生殖率下降甚 至死亡。农业灌溉的ｐＨ 为５．５～８．５。 无机盐污染使水体硬度增加，造成的危害与前述溶解性固体相同。 另一方面，由于水体中往往都存在着一定数量的分子状态的碳酸 （包括溶解的 ＣＯ２ 和未离解的 Ｈ２ＣＯ３ 分子）、重碳酸根 ＨＣＯ３－ 和碳酸根 ＣＯ３２－ 组成的碳酸系碱度，对外加 的酸、碱具有一定的缓冲能力，以维持水体ｐＨ 的稳定。但是这种缓冲能力是有限度的， 缓冲能 力 的 大 小 用 缓 冲 容 量 表 示。碳 酸 系 缓 冲 容 量 用 经 典 的 韦 伯—斯 图 姆 （Ｗｅｂｅｒ Ｓｔｕｍｍ）公式计算： ｛β＝２．３ α （［ａｌｋ］－ ［ＯＨ－ ］＋ ［Ｈ＋ ］）（［Ｈ＋ ］＋４犓２ ＋犓１犓２／［Ｈ＋ ］） 犓１ （１＋２犓２／［Ｈ＋ ］） ｝　 ＋ ［Ｈ＋ ］＋ ［ＯＨ－ ］ α＝ 犓１ ＋ ［Ｈ＋ 犓１ ［Ｈ＋ ］ （２１） ］＋犓１犓２／ 式中　β———水体的缓冲容量，Ｅ（克当量）／（ｐＨ·Ｌ）； ［ａｌｋ］———水体的碱度，Ｅ（克当量）／Ｌ； ［ＯＨ－ ］———水体的羟离子浓度，ｇ／Ｌ； ［Ｈ＋ ］———水体的氢离子浓度，ｇ／Ｌ； 犓１，犓２ ———分别为碳酸的第１、第２级电离常数。 １４

碳酸的两级电离式为： Ｈ２ＣＯ３ 幑幐 Ｈ＋ ＋ＨＣＯ３－ 幑幐２Ｈ＋ ＋ＣＯ２３－ 第１级电离常数 　　犓１＝［Ｈ［＋Ｈ］２［ＣＨＯＣ３Ｏ］３－ ］ 第２级电离常数　　犓２＝［Ｈ［Ｈ＋ ］Ｃ［ＯＣ３－Ｏ］３－ ］ 当水温为２５℃时，犓１ ＝４．４５×１０－７，犓２ ＝４．６９×１０－１１。 如果水温为犜℃，则 犓１、犓２ 值用下式进行温度修正： １（ ）ｌｇ＝２１７７３０＋５２犜 ＋２１５．２１［ｌｇ （２７３＋犜）］－０．１２６７５（２７３＋犜）－５４５．５６ 犓１Ｔ （２２） （ ）ｌｇ １ ＝ ２２９７０３２．＋３犜９＋０．０２３７９ （２７３＋犜）－６．４９６ （２３） 犓２Ｔ 式中　　犜———水温，℃； ２７３———绝对温度，Ｋ； 犓１Ｔ、犓２Ｔ———分别为水温 犜℃时的第１、第２级电离常数。 如果水体的缓冲容量已知，外加的酸或碱浓度，即 Ｈ＋ 或 ＯＨ－ 离子浓度也已知，则 可用下式计算出水体ｐＨ 的变化值： ΔｐＨ ＝ Δ犆 （２４） β 式中　 Δ犆 ———外加的 Ｈ＋ 或 ＯＨ－ 离子浓度，ｇ／Ｌ； ΔｐＨ ———水体ｐＨ 的增、减量。 酸、碱污染对水体ｐＨ 的影响用下例说明。 【例２１】　某工厂的工业废水流量２００００ｍ３／ｄ，水温３０℃。排入城市河流，该河流的 流量为２０００００ｍ３／ｄ（２．３１４８ｍ３／ｓ），ｐＨ＝７．５，碱 度 为 ４ｍＥｑ（毫 克 当 量 ）／Ｌ， 水 温 １０℃。 试求由于工业废水排入与河水混合后，河流ｐＨ 下降多少？混合水的ｐＨ 为多少？ 【解】　首先求出工业废水与河水混合后的水温，用加权平均法： 犜＝１０×２２００＋＋３２０×２＝１１．８℃≈１２℃ 用式 （２２）与式 （２３）求 犓１Ｔ与 犓２Ｔ值： （ ）ｌｇ１＝２７１３７０＋５２１２＋２１５．２１［ｌｇ （２７３＋１２）］－０．１２６７５（２７３＋１２）－５４５．５６ 犓１Ｔ ＝６．４６≈ ６．５ ∴　犓１Ｔ＝１０－６．５ （ ）ｌｇ １ ＝ ２２７９３０２＋．３１９２＋０．０２３７９ （２７３＋１２）－６．４９６＝１０．４６８≈１０．５ 犓２Ｔ ∴　犓２Ｔ＝１０－１０．５ 然后求定河水的缓冲容量： 因河水的碱 度 ［ａｌｋ］＝４×１０－３Ｅ （克 当 量）／Ｌ，［Ｈ＋ ］＝１０－７．５，则 因 ［ＯＨ－ ］＝ １０－１４／［Ｈ＋ ］＝１０－１４／１０－７．５＝１０－６．５， １５

代入 （２１）得α与缓冲容量β： α ＝ １０－６．５ ＋１０－７．５ １０－６．５ ×１０－１０．５／１０－７．５ ＝０．９０８≈０．９１ ＋１０－６．５ 河水的缓冲容量为： ｛β＝２．３０．９１（４×１０－３ －１０－６．５ ＋１０－７．５）（１０－７．５ ＋４×１０－１０．５ ＋１０－６．５ ×１０－１０．５／１０－７．５）＋ １０－６．５（１＋２×１０－１０．５／１０－７．５） ｝　１０－７．５＋１０－６．５ ≈ ８．６４×１０－４Ｅ （克当量）／（ｐＨ·Ｌ） 或β＝８．４６×１０－４×２０×１０４×１０３＝１６．９２×１０４Ｅ（克当量）／（ｐＨ·Ｌ） 工业废水与河水混合后的ｐＨ 变化值及最终ｐＨ 的求定： 河流外加的［Ｈ＋ ］＝ Δ犆 ＝１０－ｐＨ＝１０－３．５Ｅ（克当量）／Ｌ，或［Ｈ＋ ］＝ Δ犆 ＝１０－３．５×２× １０４×１０３＝２×１０３．５＝０．６３×１０４Ｅ（克当量）／ｄ。故工业废水与河水混合后，混合水的 ｐＨ 变化值可用式（２４）求定： ΔｐＨ ＝ Δ犆 ＝ ０．６３×１０４ ＝０．０３７≈０．０４ β １６．９２×１０４ 混合后的最终ｐＨ 为： ｐＨ＝７．５－０．０４＝７．４６ 可见工业废水的排入对该河流的ｐＨ 影响不大，仍符合水体ｐＨ 的允许范围。 上述计算也可适用于酸、碱水排入城市排水系统后，是否会造成ｐＨ 的增、减，而影 响污水生物处理过程。 ２． 氮、磷的污染 氮、磷属于植物营养物质，随污水排入水体后，会产生一系列的转化过程。 （１）含氮化合物的转化 含氮化合物在水体中的转化可分为两个阶段：第一阶段为含氮有机物如蛋白质、多 肽、氨基酸和尿素转化为无机氨氮，称为氨化过程；第二阶段是氨氮转化为亚硝酸盐与硝 酸盐，称为硝化过程。两阶段转化反应都在微生物作用下完成。以蛋白质的转化为例： 蛋白质是由多种氨基酸分子组成的复杂有机物，含有羧基与氨基，并由肽键 （Ｒ ＣＯＮＨＲ′）连接。蛋白质的降解首先是在细菌分泌的水解酶的催化作用下，水解断开肽 键，脱除羧基与氨基形成氨 ＮＨ３，完成氨化过程。 氨 ＮＨ３ 在亚硝化菌作用下被氧化为亚硝酸： 亚硝化菌 ２ＮＨ３＋３Ｏ２ → ２ＨＮＯ２＋２Ｈ２Ｏ＋６１９．６×１０３Ｊ 接着在硝化菌作用下，亚硝酸氧化为硝酸 硝化菌 ２ＨＮＯ２＋Ｏ２ → ２ＨＮＯ３＋２００．９７×１０３Ｊ 如果水体缺氧，则硝化反应不能进行，而在反硝化菌的作用下，产生反硝化反应： ＋４Ｈ ＋４Ｈ （ＮＯＨ）２ －Ｈ２Ｏ→Ｎ２Ｏ ＋２Ｈ ２ＨＮＯ３ －２Ｈ２Ｏ→２ＨＮＯ２ → －Ｈ２Ｏ→Ｎ２↑ －２Ｈ２Ｏ １６

有机氮 在 水 体 中 的 转 化 过 程 一 般 可 持 续 若 干 天。 因此，水体中各种形态的氮随时间狋的变化如图２２所 示的关系。 硝酸盐在缺氧、酸性的条件下，可还原成亚硝酸 盐，亚硝酸盐与仲胺 Ｒ２＝ＮＨ 作用，会 形 成 亚 硝 胺， 反应如下： ＮＯ３－ →ＮＯ２－ （在缺氧条件下） ＮＯ２－ ＋ Ｒ２＝ＮＨ →Ｒ２＝ＮＮＯ 图２２　水体中不同形态氮随时间变化 （仲胺） （亚硝胺） 例如 ＣＨ３ ＣＨ３ ＮＯ２－ ＋　　　ＮＨ→　　　ＮＮＯ ＣＨ３ ＣＨ３ （二甲胺）　　 （二甲亚硝胺） 亚硝胺是三致 （致突变、致癌、致畸形）物质，这种反应也可在人胃内产生。 （２）磷化合物的转化 水体中的磷可分为有机磷与无机磷两大类。 有机磷多以葡萄糖６磷酸，２磷酸甘油酸及磷肌酸等形式存在，大多呈胶体和颗粒 状。可溶性有机磷只占３０％左右。 无机磷几乎都是以可溶性磷酸盐形式存在，包括：正磷酸盐 （磷酸根）ＰＯ３４－ ，偏磷 酸盐 ＰＯ３－ ，磷酸氢盐 ＨＰＯ２４－ ，磷酸二氢盐 Ｈ２ＰＯ４－ 以及聚合磷酸盐如焦磷酸盐 Ｐ２Ｏ４７－ ， 三磷酸盐 Ｐ３Ｏ１５０－ 等。 水体中的可溶性磷很容易与 Ｃａ２＋ 、Ｆｅ３＋ 、Ａｌ３＋ 等离子生成难溶性沉淀物沉积于水体 底部成为底泥。沉积物中的磷，通过水流的湍流扩散再度稀释到上层水体中，或者当沉积 物中的可溶性磷大大超过水体中的磷的浓度时，则可能重新释放到水体中。 所有含磷化合物都是首先转化成正磷酸盐 ＰＯ４３－ 后，再测定 ＰＯ４３－ 的含量，其结果即 总磷，以 ＰＯ３４－ 浓度表示。 （３）氮、磷污染与水体的富营养化 富营养化是湖泊分类和演化的一种概念，是湖泊水体老化的自然现象。湖泊由贫营养 湖演变成富营养湖，进而发展成沼泽地和旱地，在自然条件下，这一历程需几万年至几十 万年。但如受氮、磷等植物营养性物质污染后，可以使富营养化进程大大地加速。这种演 变同样可发生在近海、水库甚至水流速度缓慢的江河。由于水体受到氮、磷等植物营养性 物质的污染，可使夜光藻、蓝藻类铜锈囊藻及有毒裸甲藻疯长。呈胶质状藻类覆盖水面， 色呈暗红，如发生在海域称 “赤潮”，如发生在湖泊、水库、江河则称为 “水华”，隔绝水 面与大气之间的复氧，加上藻类自身死亡与腐化，消耗溶解氧，使水体溶解氧迅速降低。 藻类堵塞鱼鳃与缺氧，造成鱼类窒息死亡。死亡的藻类沉积于水体底部，逐渐淤积，存活 的藻类芽孢，开春以后复活，返回水体，周而复始，最终导致水体演变成沼泽甚至旱地。 一般认为总磷与无机氮浓度分别达到０．０２ｍｇ／Ｌ 与０．３ｍｇ／Ｌ 的 水 体，标 志 着 已 处 于 １７

富营养化状态。也有人认为，水体营 养 物 质 的 负 荷 量 达 到 临 界 负 荷 量：总 磷 为 ０．２～ ０．５ｍｇ／（Ｌ·ａ），总氮为５～１０ｍｇ／（Ｌ·ａ），即标志着水体已处于富营养化状态。 ３． 硫酸盐与硫化物污染 水体中的硫酸盐以ＳＯ４２－ 浓度表示。饮用水中含少量硫酸盐对人体无甚影响，但超过 ２５０ｍｇ／Ｌ后，会引起腹泻。如 果 水 体 缺 氧，则 ＳＯ２４－ 在 反 硫 化 菌 的 作 用 下 产 生 反 硫 化 反应： 缺氧 ＳＯ２４－ 反硫化菌→Ｈ２Ｓ＋Ｓ２－ Ｈ２Ｓ幑幐Ｈ＋ ＋ＨＳ－ 幑幐２Ｈ＋ ＋Ｓ２－ 当水体ｐＨ 低时，以 Ｈ２Ｓ形式存在为主 （如 ｐＨ＜５，Ｈ２Ｓ占总硫化物的９８％）；当 ｐＨ 高时，以 Ｓ２－ 形 式 存 在 为 主。Ｈ２Ｓ 浓 度 达 ０．５ｍｇ／Ｌ 时 即 有 异 臭。硫 化 物 会 使 水 色 变黑。 ４． 氯化物污染 水体受氯化物污染后，无机盐含量往往也高，水味变咸，对金属管道与设备有腐蚀作 用，且不宜作为灌溉用水。 ５． 重金属污染 水体受重金属污染后，产生的毒性有如下特点：① 水体中重金属离子浓度在０．０１～ １０ｍｇ／Ｌ之间，即可产生毒性效应；② 重金属不能被微生物降解，反而可在微生物作用 下，转化为有机化合物，使毒性猛增；③ 水生生物从水体中摄取重金属并在体内大量积 累，经过食物链进入人体，甚至通过遗传或母乳传给婴儿；④ 重金属进入人体后，能与 体内的蛋白质及酶等发生化学反应而使其失去活性，并可能在体内某些器官中积累，造成 慢性中毒，这种积累的危害，有时需１０～３０年才显露出来。因此，我国 《污水综合排放 标准》ＧＢ８９７８—１９９６、 《地表水环境质量标准》ＧＢ３８３８—２００２、 《农田灌溉水质标准》 ＧＢ５０８４—２００５、《渔业水质标准》ＧＢ１１６０７—８９等，都对重金属离子的浓度作严格的限 制，以便控制水污染，保护水资源。今就毒性较大的汞、镉、铬、铅等论述如下。 （１）汞 （Ｈｇ）污染 汞对人体有较严重的毒害作用。可分为无机金属汞与有机汞两类。 无机金属汞有升华性能，可从液态、固态直接升华为汞蒸气，可被淀粉类果实、块根 吸收并积累，经食物链，呼吸系统或皮肤摄入人体，在血液中循环，积累在肝、肾及脑 中，酶蛋白的硫基与汞离子结合后，活性受抑制，细胞的正常代谢作用发生障碍。摄入体 内的无机汞，可用药物治疗，使汞从泌尿系统排出。 有机汞主要来自有机汞农药及由无机汞转化。摄入人体的无机汞及水体底泥中的无机 汞，在厌氧的条件下，由微生物的作用，转化为有机汞，如甲基汞 （ＣＨ３Ｈｇ）。水体中的 有机汞，可被贝类摄入并富集，经食物链进入人体，在肝、肾、脑组织中积累，侵入中枢 神经，毒性大大超过无机汞，并极难用药物排出。积累到一定浓度即引发 “水俣”病。 《地表水环境质量标准》规定，总汞≤０．００００５～０．００１ｍｇ／Ｌ （取决于水域功能分类，下 同），《渔业水域水质标准》规定不超过０．０００５ｍｇ／Ｌ，《农田灌溉水质标准》规定不超过 ０．００１ｍｇ／Ｌ。 （２）镉 （Ｃｄ）污染 １８

镉是典型的富集型毒物。水体中的镉经食物链进入人体，在肾、骨骼中富集，使肾功 能失调，骨骼中的钙被镉取代而疏松，造成自然骨折，疼痛难忍，即 “骨痛病”。这种病 的潜伏期可达１０～３０年，发病后难以治疗。 《地表水环境质量标准》规定，总镉≤０．００１～０．０１ｍｇ／Ｌ， 《渔业水域水质标准》及 《农田灌溉水质标准》都规定不超过０．００５ｍｇ／Ｌ。 （３）铬的污染 铬在水体中以六价铬和三价铬的形态存在，前者毒性大于后者。人体摄入后，会引起 神经系统中毒。 《地表水环境质量标准》规定六价铬≤０．０１～０．１ｍｇ／Ｌ，《渔业水域水质标准》与 《农 田灌溉水质标准》都规定不得超过０．１ｍｇ／Ｌ。 （４）铅 （Ｐｂ）污染 铅也是一种富集型毒物，成年人每日摄入量少于０．３２ｍｇ时，可被排出体外不积累； 摄入量为０．５～０．６ｍｇ 时， 会 有 少 量 积 累， 但 不 危 及 健 康； 摄 入 量 超 过 １．０ｍｇ 时， 有 明 显积累。铅离子能与多种酶络合，干扰机体的生理功能，危及神经系统、肾与脑，儿童比 成人更容易受铅污染，造成永久性的脑受损。 《地表水环境质量标准》规定总铅≤０．０１～０．１ｍｇ／Ｌ，《渔业水域水质标准》与 《农田 灌溉水质标准》都规定不得超过０．１ｍｇ／Ｌ。 （５）其他重金属污染 锌、铜、钴、镍、锡等重金属离子，对人体也有一定的毒害作用。 表２１列出水生生物对重金属的平均富集倍数 （以水体中的含量为１单位计）。在水 生生物中富集后，经食物链摄入人体。 水生生物对常见重金属的平均富集倍数 表２１ 淡水生物 海水生物 鱼类 无脊椎动物 １７００ 重金属 淡水藻 无脊椎动物 鱼类 海水藻 ３０００ １０５ ４００ 汞 １０００ １０５ １０００ １０００ ２５００００ ２３０ 镉 １０００ ４０００ ３００ １０００ ５００ 铬 ４０００ ２０００ ２００ ２０００ ２０００ ６７０ 砷 ３００ ３３０ ３３０ ３３０ ３３０ ２０００ 钴 １０００ １５００ ５０００ １０００ １０００ １００ 铜 １０００ １０００ ２００ １０００ １７００ 锌 ４０００ ４００００ １０００ １０００ １０５ 镍 １０００ １００ ４０ ２５０ ２５０ ２１３　有机物污染及危害 有机物排入水体后，在有溶解氧的条件下，由于好氧微生物的呼吸作用，被降解为 ＣＯ２、Ｈ２Ｏ 与 ＮＨ３，并合成新细胞，消耗掉水中的溶解氧。与此同时，大气中的氧不断 溶入水体，使溶解氧得到补充，这种作用称为水面复氧。若排入的有机物量超过水体的环 境容量，耗氧速度超过复氧速度，水体出现缺氧甚至无氧；在水体缺氧的条件下，由于厌 氧微生物的作用，有机物被降解为 ＣＨ４、ＣＯ２、ＮＨ３ 及少量 Ｈ２Ｓ等有害有臭气体，使水 质恶化 “黑臭”。几种主要有机物的污染论述如下。 １９

１． 油脂类污染 水体受油脂类物质污染后，会呈现出五颜六色，感官性状极差。油脂浓度高时，水面 上结成油膜，膜厚达到１０－４ｃｍ 时，能隔绝水面与大气接触，水面复氧停止，影响水生生 物的生长与繁殖。油脂还会堵塞鱼鳃，造成窒息。当水面石油浓度为０．０１～０．１ｍｇ／Ｌ 时， 对水生生物形成致死毒性。 《地表水环境质量标准》规定石油类≤０．００５～１．０ｍｇ／Ｌ， 《渔业水域水质标准》规定 不得超过０．０５ｍｇ／Ｌ， 《农田灌溉水质标准》规定：水作≤５．０ｍｇ／Ｌ，旱作≤１．０ｍｇ／Ｌ， 蔬菜≤１．０ｍｇ／Ｌ。 ２． 酚污染 酚污染主要是挥发酚，对水生生物 （鱼类、贝类及海带等）有较大毒性。当水体含挥 发酚浓度达到１．０～２．０ｍｇ／Ｌ，使鱼类中毒；浓度为０．１～０．２ｍｇ／Ｌ 时，鱼肉有酚味，不 宜食用。浓度超过０．００２ｍｇ／Ｌ的水体，若作饮用水源，加氯消毒时，氯与酚结合成氯酚， 产生臭味。酚浓度超过５ｍｇ／Ｌ的水体，若灌溉农田，会导致作物减产甚至枯死。 《地表水环境质量标准》规定酚≤０．００２～０．１ｍｇ／Ｌ， 《渔业水域水质标准》规定不得 超过０．００５ｍｇ／Ｌ，《农田灌溉水质标准》规定：≤１．０ｍｇ／Ｌ。 ３． 表面活性剂污染 表面活性剂俗称洗涤剂，有硬性 （ＡＢＳ）与软性 （ＬＡＳ）两种，后者已逐步代替了前者。 《地表水环境质量标准》规定表面活性剂 （ＬＡＳ）≤０．２～０．３ｍｇ／Ｌ，《农田灌溉水质标 准》规定：水作≤５．０ｍｇ／Ｌ，旱作≤８．０ｍｇ／Ｌ，蔬菜≤５．０ｍｇ／Ｌ。 ４． 合成化工类污染 合成化工污染物如苯类、四氯化碳、苯并 （ａ）芘、多氯联苯、邻苯二甲酸、（２乙基 己基）脂等，这类污染物质，都为有毒有害与三致物质，将会导致水体生态功能的破坏， 并威胁身体健康与安全生产。 ２１４　病原微生物污染与危害 污水带给水体大量病原菌、寄生虫卵和病毒等。 病原菌污染的特点是数量多，分布广，存活时间长，繁殖速度快，随水流传播疾病。 由于卫生保健事业的发展，传染病虽已得到有效控制，但对人类的潜在威胁仍然存在，必 须高度重视病原菌的污染，特别是在传染病流行的时期。 ２．２　水体自净的基本规律 ２２１　水体的自净 　　污染物随污水排入水体后，经过物理、化学与生物化学的作用，使污染的浓度降低或 总量减少，受污染的水体部分或完全恢复原状，这种现象称为水体自净或水体净化。水体 所具备的这种能力称为水体自净能力或自净容量。若污染物的数量超过水体的自净能力， 就会导致水体污染。 水体自净过程非常复杂，按机理可分为３类：① 物理净化作用：水体中的污染物通 过稀释、混合、沉淀与挥发，使浓度降低，但总量不减；② 化学净化作用：水体中的污 染物通过净化还原、酸、碱反应、分解合成、吸附凝聚 （属物理化学作用）等过程，使存 ２０

在形态发生变化及浓度降低，但总量不减；③生物化学净化作用：水体中的污染物通过水 生生物特别是微生物的生命活动，使其存在形态发生变化，有机物无机化，有害物无害 化，浓度降低，总量减少。故生物化学净化作用是水体自净的主要原因。 １． 物理净化作用 物理净化作用如图２３所示。 （１）稀释 污水 排 入 水 体 后， 在 流 动 的 过 程 中，逐渐 和 水 体 水 相 混 合， 使 污 染 物 的浓 度 不 断 降 低 的 过 程 称 为 稀 释。 在 下流某个断面处污水与河水完全混合， 该断面称为完全混合断面 （见图 ２３， 犅犅 断面）。大江大河的河床宽阔，污 水与 河 水 不 易 达 到 完 全 混 合， 而 只 能 与一 部 分 河 水 相 混 合， 并 在 排 污 口 的 一侧 形 成 长 度 与 宽 度 都 较 稳 定 的 污 图２３　水体的物理净化作用过程图 染带。 稀释效果受两种运动形式的影响，即对流与扩散。 １）对流 （或称平流） 污染物随水流方向 （即纵向狓）运动称为对流 （或称平流）。对流是沿纵向狓，横向狔 （即河宽方向）和深度方向狕 （竖向）运动的统称。污染物在水体内的任意单位面积上的 移流率可用下式推求： 犗１ ＝犝（狓，狋）·犆（狓，狋） （２５） 或 犗１ ＝犝（狓，狔，狕，狋）·犆（狓，狔，狕，狋） 式中　犗１———污染物在对流时的移流率，ｍｇ／（ｍ２·ｓ）； 犝、犆———分别为水体断面平均流速与污染物平均浓度，ｍ／ｓ，ｍｇ／Ｌ。 ２）扩散 扩散有３种方式：①分子扩散，由于污染物分子的布朗 （Ｂｒｏｗｎｉａｎ）运动引起的物 质分子扩散，使浓度降低称为分子扩散；② 紊流扩散，由于水体的流态 （紊流）造成的 污染物浓度降低称为紊流扩散；③ 弥散，由于水体各水层之间的流速不同，使污染物浓 度分散称为弥散。湖泊、水库等静水体，在没有风生流、异重流 （由温度差、浓度差引 起）、行船等产生的紊动作用时，扩散稀释的主要方式是分子扩散。流动水体的扩散方式 主要是紊流扩散与弥散，分子扩散可忽略不计。 紊流扩散与弥 散 作 用 符 合 胡 克 定 律，可 用 式 （２６）推 求 污 染 物 在 纵 向 狓 的 扩 散 通量：　 犗２ ＝－犇ｘ 犆 （２６） 狓 式中　犗２ ———纵向狓 的扩散通量值，ｍｇ／（ｍ２·ｓ）； 犇ｘ ———为纵向狓 的紊动扩散系数，ｍ２／ｓ； 犆 ———为纵向狓 的浓度梯度，ｍｇ／ｍ４； 狓 ２１

“－”———表示沿污染物浓度减少方向扩散。 三维方向的扩散通量为： 犗′２ ＝－犇ｘ 犆 ＋犇ｙ 犆 ＋ 犇ｚ 犆 （２７） 狓 狔 狕 式中　　　　犗′２ ———三维综合的扩散通量值，ｍｇ／（ｍ２·ｓ）； 犇ｘ，犇ｙ，犇ｚ ———为狓、狔、狕向的紊动扩散系数，ｍ２／ｓ； 犆、犆、犆 ———分别为狓，狔，狕 向的浓度梯度，ｍｇ／ｍ４； 狓 狔 狕 “－”———表示沿污染物浓度减少方向扩散。 （２）混合 污水与水体水混合后，污染物浓度降低。河流的混合稀释效果，决定于混合系数α ＝ 犙混 。若河水流量为 犙，污水流量为狇，能与污水混合的 河 水 流 量为 犙混 。大 型河 流 犙总 ＝狇 犙总 ＋ 犙混 ，中、小型河流的全部河水都能与污水混合，则犙混 ＝犙。 混合系数受河流形状、污水排污口形式 （包括排污口构造、排污方式、排污量等）等 因素的影响。 若要计算出排污口下游某特定断面处的混合系数，可采用式 （２８）。该特定断面称为 计算断面或控制断面 （如图２３，犃犃 断面）： α ＝ 犔计算 （犔计算 ≤犔全混 ） （２８） 犔全混 式中　犔计算 ———排污口至计算断面 （控制断面）的距离，ｋｍ； 犔全混 ———排污口至全混合断面 （控制断面）的距离，ｋｍ。 α———混合系数，当犔计算 ≥犔全混 ，α＝１。 表２２为岸边排放时，排污口至全混合断面的距离统计数据，可作为参考。 岸边排污口至全混合断面的距离 （ｋｍ） 表２２ 河水流量与污水流量 河水流量犙 （ｍ３／ｓ） 之比值犙／狇 ５ ５～５０ ５０～５００ ＞５００ ５∶１～２５∶１ ４ ５ ６ ８ ２５∶１～１２５∶１ １０ １２ １５ ２０ １２５∶１～６００∶１ ２５ ３０ ３５ ５０ ＞６００ ５０ ６０ ７０ １００ 　　注：当污水在河心进行集中排污时，表列距离可缩短至２／３；当进行分散式排污时，表列距离可缩短至１／３。 完全混合断面污染物平均浓度为： 犆 ＝ 犆ｗ狇＋犆Ｒα犙 （２９） α犙 ＋狇 式中　犆ｗ———原污水中污染物的浓度，ｍｇ／Ｌ； 狇———污水流量，ｍ３／ｓ； 犆Ｒ———河水中该污染物的原有浓度，ｍｇ／Ｌ； 犙———河水流量，ｍ３／ｓ。 ２２

若犆Ｒ＝０，且河水流量远大于污水流量时，式 （２９）可简化为： 犆 ＝ 犆ｗｑ ＝ 犆ｗ （２１０） α犙 狀 式中　狀———河水与污水的稀释比狀 ＝α狇犙 。 （３）沉淀与挥发 污染物中的可沉物质，可通过沉淀去除，使水体中污染物的浓度降低，但底泥中污染 物的浓度增加，如果长期沉淀、淤积河床，一旦受到暴雨冲刷或扰动，可对河水造成二次 污染。沉淀作用的大小可用下式表达： ｄ犆 ＝－犽３犆 （２１１） ｄ狋 式中　犆———水中可沉淀污染物浓度，ｍｇ／Ｌ； 犽３———沉 降 速 率 常 数 （沉 淀 系 数）， 如 果 犽３ 取 负 值， 表 示 已 沉 降 物 质 再 被 冲 起，ｄ－１。 若污染物属于挥发性物质，可由于挥发而使水体中的浓度降低。 ２． 化学净化作用 （１）氧化还原 氧化还原是水体化学净化的主要作用。水体中的溶解氧可与某些污染物产生氧化反 应。如铁、锰等重金属离子可被氧化成难溶解的氢氧化铁、氢氧化锰而沉淀。硫离子可被 氧化成硫酸根随水流迁移。还原反应则多在微生物的作用下进行，如硝酸盐在水体缺氧条 件下，由反硝化菌的作用还原成氮 （Ｎ２）而被去除。 （２）酸碱反应 水体中存在的地表矿物质 （如石灰石、白云石、硅石）以及游离二氧化碳、碳酸系碱 度等，对排入的酸、碱有一定的缓冲能力，使水体的ｐＨ 维持稳定。当排入的酸、碱量超 过缓冲能力后，水体的ｐＨ 就会发生变化。若变成偏碱性水体，会引起某些物质的逆向反 应。例如已沉淀于底泥中的三价铬、硫化砷 （ＡｓＳ，Ａｓ２Ｓ３）等，可分别被氧化成六价铬 （Ｋ２ＣｒＯ４）、硫代亚 砷 酸 盐 （ＡｓＳ３２＋ ）而 重 新 溶 解；若 变 成 偏 酸 性 水 体，上 述 反 应 逆 向 进行。 （３）吸附与凝聚 吸附与凝聚属于物理化学作用。产生吸附与凝聚净化作用的原因在于天然水中存在着 大量具有很大表面能并带电荷的胶体颗粒。胶体颗粒有使能量变为最小及同性相斥、异性 相吸的物理现象，它们将吸附和凝聚水体中各种阴、阳离子，然后扩散或沉降，达到净化 的目的。 ３． 生物化学净化作用 图２４为水体生物化学净化过程示意图。 以含氮有机物为例，在有溶解氧存在的条件下，经好氧菌作用被氧化分 解 成 ＮＨ４＋ 、ＮＨ３、Ｈ２Ｏ 和 ＣＯ２。ＮＨ４＋ 和 ＮＨ３ 在 亚 硝 化 菌 作 用 下， 被 氧 化 成 亚 硝 酸 盐 ＮＯ２－ ；再在硝化菌作 用 下，被 氧 化 成 硝 酸 盐 ＮＯ３－ 。被 消 耗 掉 的 溶 解 氧，由 水 面 复 氧 得到补充。可沉物沉淀后形成的有机底泥，由于底部缺氧，在厌氧细菌的作用下被分 ２３

图２４　水体中含氮有机物生物化学净化示意图 解为 ＮＨ３、ＣＨ４、ＣＯ２ 及少量 Ｈ２Ｓ等气体。这些气体部分游离于水体中，大部分逸入 大气。 化学净化与生物化学净化机制的定量模式，有待进一步研究。目前还只能对污水排入 河流并流经一定距离后，污染物被生物化学净化的数量，可用下列模型表达。 犛＝犓犆 （２１２） 式中　犛———每日生物化学净化量，ｍｇ／（Ｌ·ｄ）； 犆———可生物降解污染物初始浓度，ｍｇ／Ｌ； 犓———该污染物的生物化学降解速率常数，ｄ－１。 ２２２　水体水质基本模型 水体水质的基本模型是表述水体中的污染物，在物理净化、化学净化与生物净化的作 用下，迁移与转化的过程。这种迁移与转化受水体本身的复杂运动 （如水体变迁、形状、 流速与流量、河岸性质、自然条件等）的影响，故常用的水体水质基本模型要考虑污染物 在水体中的物理净化过程，而对化学净化与生物化学净化过程，则采用综合分析的方法处 理，然后再与物理净化过程相叠加，以便使模型简化。 水体水质基本模型有５种分类方法：① 按水体运动的空间为零维、一维、二维、三 维型；② 按水质组成分为单变量和多变量型；③ 按时间相关性分为稳态 （与时间无关） 和动态 （与时间有关）型；④ 按数学特征分为有线与非线型，确定性与随机性型等；⑤ 按水体类型可分为河流、湖泊水库、河口、海湾与地下水等的水质模型。 水体水质变化的预测与预报的常用水质基本模型是上述第１种，即按水体运动的空间 为零维、一维、二维、三维水体水质模型。论述如下。 １． 零维水体水质模型 零维水体是指最简单的、水质完全混合均匀的、理想状态下的水体。零维水体水质模 型即用于预测或预报这种水体的水质。 根据质量守恒原理，可作出这种水体的质量平衡图，见图２５。 质量平衡方程式为： 图２５　零维模型质量平衡图 犞 ｄ犆 ＝ 犙犆０ －犙犆 ＋犛＋犽犆犞 （２１３） ｄ狋 ２４

式中　犞———体系的体积，ｍ３； 犙———流量，ｍ３／ｓ； 犆０，犆———分别为流入、流出的污染物浓度，ｍｇ／Ｌ； 犛———流入、流出体系的其他污染物中的污染物量，ｍｇ／ｄ； 犽———体系内污染物的反应速率常数，ｄ－１。 如略去流入、流出体系的其他污染物中的污染物量，即 犛＝０，则式 （２１３）可简 化为： 犞 ｄ犆 ＝ 犙犆０ －犙犆 ＋犽犆犞 （２１４） ｄ狋 ２． 一维水体水质模型 一维水体是指河流宽度与深度不大的水体。视污染物在河流各断面的宽度与深度方向 分布均匀，即认为污染物在狔 与狕 方向的浓度梯度为零，犆 ＝０，狕犆 ＝０，仅考虑纵向方 狔 向 （狓 方向）的浓度变化。也可用质量平衡 （包括河流流量平衡与污染物质量平衡）原 理，推导出一维水体水质模型。 （１）流量平衡 设河床宽度为犫、断面面积为 犃，取纵向 （狓 方向）距离为 Δ狓 的两相邻断面所包络 的体积为计算单元体，见图２６流量平衡图。 根据质量平衡原理，当时间间隔为 Δ狋时，在 Δ狓 内的质量变化为 Δ犿； Δ犿 ＝ρＷ·Δ （犃·Δ狓）＝ ［犙（狓）Δ狋－犙（狓＋Δ狓）Δ狋］＋ ［犫·Δ狓（犚－犈）Δ狋］ 　 ＋ ［（狇－狇ｂ）Δ狓·Δ狋］ （２１５） 式中　　　　　ρＷ ———水的密度，ｇ／ｃｍ３； 犙（狓），犙（狓＋Δ狓）———分别为流入、流出 Δ狓 的流量，ｍ３／ｓ； 犚、犈 ———分别为降雨量、蒸发量，ｍ３／（ｓ·ｍ２）； 狇、狇ｂ ———分别为侧向流入、流出的流量，ｍ３／（ｓ·ｍ）。 式 （２１５）中等号右侧第１项为纵向流量项；第２项为降雨与蒸发量项；第３项为侧 向流入与流出量项。等式两侧各除以 Δ狓·Δ狋，并取 Δ狋→０，Δ狓 →０，整理后得： 犃 ＝－ 犙 ＋犫 （犚 －犈）＋ （狇－狇ｂ） （２１６） 狋 狓 通常，忽略犚、犈 与狇ｂ 不计，则式 （２１６）可简化为： 犃 ＋ 犙 ＝狇 （２１７） 狋 狓 式 （２１７）即为流量平衡一维模型。 （２）污染物质量平衡 类似于流量平衡一维模型的推导，可得出污染物扩散一维模型。图２７为污染物质量 平衡图。 ２５

图２６　流量平衡图 　 图２７　污染物质量平衡图 根据质量平衡原理，在 Δ狋时间内，污染物的质量变化为 Δ犿ｐ，可用下式计算： Δ犿ｐ ＝［犙 （狓）·犆 （狓）Δ狋－犙 （狓＋Δ狓）·犆 （狓＋Δ狓）Δ狋］＋ （犛Ｌ·Δ狓·Δ狋） ＋ （犛Ａ犫·Δ狓·Δ狋）＋ （犛Ｖ犫·Δ狓·Δ狋） （２１８） 式中　犙（狓），犙（狓＋Δ狓）———分别为流入、流出 Δ狓 的流量，ｍ３／ｓ； 犆（狓），犆（狓＋Δ狓）———分别为流入、流出 Δ狓 的污染物浓度，ｍｇ／Ｌ； 犛Ｌ ———单位时间、单位长度的旁侧污染物的增、减量，ｍｇ／（ｓ· ｍ）； 犛Ａ———单位 时 间、单 位 表 面 积 的 污 染 物 的 增、 减 量，ｍｇ／（ｓ· ｍ２）； 犛Ｖ———单位时间、单位体积的污染物增、减量，ｍｇ／（ｓ·ｍ３）。 式 （２１８）右侧第１项为污染物在 Δ狓 时间内的变化量；第２项为旁侧污染物的增、 减量；第３项为表面积的污染物的增、减量；第４项为体积污染物的增、减量。 式 （２１８）两侧各除以 Δ狓·Δ狋，并取 Δ狋→０，Δ狓 →０，整理后得： （犃狋犆）＝－ （犙狓犆）＋犛Ｌ ＋犫犛Ａ ＋犃犛Ｖ ＝－ （犙狓犆）＋ 犛 （２１９） 式中　 犛 ———等于犛Ｌ ＋犫犛Ａ ＋犃犛Ｖ。 式 （２１９）即污染物迁移的一维水体水质模型。 如忽略增、减量不计，即 犛 ＝０，则式 （２１９）可简化为： （犃狋犆）＝－ （犙犆） （２２０） 狓 ３． 二维水体水质模型 如果河流较大，污染物在河流各断面的深度方向分布匀，即认为污染物在狕 向的浓度 梯度为零，犆 ＝０；而在狓 方向与狔 方向都存在着迁移和扩散。也可根据质量平衡原理得 狕 出二维水体水质模型： ［（ ） （ ）］（犆狋）＝－ 犆 犆 ２犆 ２犆 （２２１） 狌ｘ 狓 ＋狌ｙ 狔 ＋ 犇ｘ 狓２ ＋犇ｙ 狔２ ＋犛 式中　犆———污染物浓度，ｍｇ／Ｌ； 狋———时间，ｄ； 狌ｘ，狌ｙ———分别为狓，狔 方向的水流速度，ｍ／ｓ； ２６

犇ｘ，犇ｙ———分别为狓，狔 方向的紊动扩散系数，ｍ２／ｓ； 犛———同前，可略去不计。 式 （２２１）中，等号右侧 ［］内的第一项为在 Δ狋时间内，由于流速引起污染物在狓 与狔 方向的浓度变化，第二项为由于紊动扩散；引起污染物在狓 与狔 方向的浓度变化； 犛 项为旁侧污染物增、减量，可略去不计。 ４． 三维水体水质模型 三维水体水质模型以 “点”流量参数，不仅考虑水体中各点的 “点”流量在狓、狔、狕 三维方向上，由于流速的变化，引起污染物浓度的迁移，并且还考虑到污染物在狓、狔、狕 三维方向上，由于扩散引起的浓度变化。因此三维水体水质模型更符合水体的实际情况， 所以适用于不同规模的河流。但是也更为复杂、可用计算机求解。根据质量平衡，可得出 三维水体水质模型，即布洛克斯 （Ｂｒｏｏｋｓ）模型： ［（ ） （ ）］（犆狋）＝－犆犆 犆 ２犆 ２犆 ２犆 狌ｘ 狓 ＋狌ｙ 狔 ＋狌狕 狕 ＋ 犇ｘ 狓２ ＋犇ｙ 狔２ ＋犇ｚ 狕２ ＋ 犛 （２２２） 式中　狌ｚ———为狕 方向的水流速度，ｍ／ｓ： 犇ｚ———为狕 方向的紊动扩散系数，ｍ２／ｓ： 其他符号同前。 式 （２２２）中，等号右侧 ［］内的第１项为在 Δ狋时间内，由于流速引起污染物在狓、 狔、狕三维方向上的浓度变化；第２项为由于紊动扩散，引起污染物在狓、狔、狕 三维方向 上的浓度变化； 犛 项为旁侧污染物增、减量，可略去不计。 ２２３　二维水体水质模型的应用 １． 污水在河流中的扩散稀释及应用 污水在河流中的扩散稀释时，可视狔 方向的流速狌ｙ＝０：狓 方向的扩散系数犇ｘ 与狓 方向的流速狌ｘ 相比，所引起稀释作用甚微，可忽略不计；狔 方向的扩散系数犇ｙ 为常数。 则式 （２２１）的求解式为： －２狔σ２２ｙ （ ）犆（狓，狔）＝ 犕 槡犺ｅｘｐ （２２３） 槡２π狌σｙ （２２４） σ２ｙ ＝２犇ｙ 狓 （２２５） 狌 犇ｙ＝αｙ犺狌 狌 ＝槡犵犺犻 （２２６） 式中　　　犆———任意点 （狓，狔）处的污染物浓度，ｍｇ／Ｌ； 犕———排放源的强度，ｇ／ｓ； 犺———河流平均水深，ｍ； 狌———河流平均流速，ｍ／ｓ； σｙ———横向均方差； αｙ———无因次横向弥散系数； 狌 ———摩阻流速，ｍ／ｓ； 犻———河流平均水力坡度； ２７

犵———重力加速度，ｍ／ｓ２； （ ）ｅｘｐ －２狔σ２２ｙ ———指数函数。 污水排污口下游狓 公里处污染云横向增量为： 犔ｙ＝４槡２狋ｘ犇ｙ （２２７） 式中　狋ｘ———河水流到狓 处所需时间，ｓ。 竖向混合系数为： ｚ＝０．０６７犺狌 （２２８） 污水在竖向与河水完全混合所需时间为： 狋ｚ ＝０．４犺２ｚ （２２９） 此时污水的升流高度为： 犔ｚ ＝狌狋ｚ （２３０） 式 （２２３）是集中排放计算式，如为分散 排放，则排放源的强度应为 犕／狀，狀 为 排 放 孔 数。分散排放扩散稀释见图２８。显然狓 轴处浓 度最大，其增量为： 狀－１ （ ）∑２ Δ犆（狓，０）＝α＋２ α·ｅｘｐ 犻＝１ －２狔σｉ２２ｙ （２３１） 图２８　分散排放扩散稀释图 犕 （２３２） α＝ 狀·犺 槡２π狌σｙ 式中　犻———序数１，２…，狀２－１； 狔犻———为狆犻； 狆———排放孔间距。 设河流污染物浓度基值为犆ｂ，则在排污口下游狓 处的最大浓度为： 犆ｍａｘ＝犆ｂ＋ Δ犆 （２３３） 排污口下游狓 处扩散器两端的浓度增量为： （２３４） （２３５） 狀－１ －２狔σ犻２２ｙ α·ｅｘｐ 犻＝１ （ ） （ ）∑Δ犆１ 狓，犔２ ＝α＋ 式中　犔———扩散器长度，ｍ。 ∴ 犆１ ＝犆ｂ＋Δ犆１ 污染云边缘的污染物浓度增量为： 狀－１ －２ｙσ犼２２ｙ α·ｅｘｐ 犼＝０ （ ） （ ）∑Δ犆２狓，犔＋犔ｙ＝ （２３６） ２ 式中　狔犻—狔犼 ＝ 犔ｙ ＋狆犻。 ２ ２８

∴ 犆２＝犆ｂ＋ Δ犆２ （２３７） 【例２２】　某市污水量为５．４ｍ３／ｓ，经一级处理后，用多孔扩散器排入大江，排放水 的 ＢＯＤ５＝２８０ｍｇ／Ｌ。该大江宽２０００ｍ，平均水深２０ｍ，枯水期日平均流量６０００ｍ３／ｓ，平 均流速０．１ｍ／ｓ，平均水力坡度６．７×１０－６，江水 ＢＯＤ５ 基值为２．３ｍｇ／Ｌ。在排污口下游 ８ｋｍ 处已建有集中式取水口，距岸边３５０ｍ。计算污水排入后，对取水口水质的影响。 【解】　由于大江宽度大，污水的 ＢＯＤ５ 浓度也较高，故取扩散器的长度为３００ｍ，分 三段，每段长１００ｍ，三段的管径分别为犇犖２０００、犇犖１６００、犇犖１２００，三段共设４５个排 出孔，孔径 １７５ｍｍ，孔 距 ６．５ｍ，在 平 均 水 深 的 １／３ 处 喷 入 江 中。扩 散 器 的 末 端 距 岸 边１０００ｍ。 由式 （２２６）得 狌 ＝槡犵犺犻＝槡９．８×２０×６．７×１０－６ ＝０．０３６２ｍ／ｓ 式 （２２８）得 ｚ＝０．０６７犺狌 ＝０．０６７×２０×０．０３６２＝０．０４８５ｍ２／ｓ 式 （２２９）得 狋ｚ ＝０．４犺２ｚ ＝０．４×０．２００４２８５＝３３００ｓ 式 （２３０）得 犔ｚ ＝狌狋ｚ ＝０．１６×３３００＝５２８ｍ 根据现场示踪测定，大江在该市河段的αｙ ＝０．５，故用式 （２２５）： 犇ｙ＝αｙ犺狌 ＝０．５×２０×０．０３６２＝０．３６２ｍ２／ｓ 每个排放孔的排放源强度为： 犿 ＝ 犕 ＝５．４４×５２８０＝３３．６ｇ／ｓ 狀 根据题意要求，用式 （２２３）～ （２３６）计算出沿河流方向 ２ｋｍ、４ｋｍ 段集中取水口 ８ｋｍ 处的 ＢＯＤ５ 浓度变化值。计算值列于表２３。 二维水体水质模型应用计算表 表２３ 应用公式 排放扩散器下游距离狓 （ｋｍ） ２ ４ ８ 流达时间狋ｘ （ｓ） １２５００ ２５０００ ５００００ ２２７ 扩散宽度增量犔ｙ （ｍ） ２２４ 横向均方差σ２ｙ ３８０ ５３８ ７６０ 　　　　σｙ ９０５０ １８１００ ３６２００ ２３２ 　　　　α （ｍｇ／Ｌ） ２３１ 浓度增量 Δ犆 （ｍｇ／Ｌ） ９５ １３５ １９０ ２３３ 最大浓度值犆ｍａｘ （ｍｇ／Ｌ） ０．０４４ ０．０３１ ０．０２２ ２３４ 浓度增量 Δ犆１ （ｍｇ／Ｌ） １．４１ １．１６ ０．９０ ２３５ 　　　　犆１ （ｍｇ／Ｌ） ３．７１ ３．４６ ２２６ 　　　　Δ犆２ （ｍｇ／Ｌ） ３．２ ２３７ 取水口处浓度犆２ （ｍｇ／Ｌ） ０．７ ３．０ ０．０４ ２．３＋０．０４＝２．３４ 计算结果表明，取水口处于污染云的边缘，因江水基值 ＢＯＤ５ 为２．３ｍｇ／Ｌ，污水排 ２９

入后，随水流方向扩散至该处，ＢＯＤ５ 浓度的增量为 ０．４ｍｇ／Ｌ，故该处的江水 ＢＯＤ５＝ ２．３＋０．０４＝２．３４ｍｇ／Ｌ，仍属于Ⅱ 类水体 （ＢＯＤ５＜３ｍｇ／Ｌ）水环境质量标准。 ２． 污水排海的扩散稀释及应用 由于海水的性质与江河不同，海水的含盐量高，密度大，水层上下温差大，有潮汐与 洋流的回荡。因此污水排入海湾后，扩散稀释 存在着初始轴线稀释、输稀扩散稀释与大肠菌 群的衰亡稀释等。 （１）初始轴线稀释 海水的相对密度一般为１．０１～１．０３，远较 污水相对密度 （约为１）大，故污水排入海水 后，会立即引起密度流而向上升腾，如图 ２９ 所示。在升腾过程中被扩散稀释，称为初始轴 图２９　初始轴线稀释 线稀释。 初始轴线稀释可用初始轴线稀释度表示。 １）当海水密度均匀时，污水喷出后，羽状流可一直浮升至海面。有： －１ （ ）犛１ ＝犛Ｃ １＋ 槡２犛Ｃ狇 （２３８） 狌犺 犛Ｃ ＝０．３８（犵′）１３犺狇－２３ （２３９） 式中　犛１———初始轴线稀释度； 犛Ｃ———无水流时，即狌＝０时的初始轴线稀释度； 犵′———由于海水与污水密度差引起的重力加速度差值，犵′ ＝ρａ－ρ０犵； ρ０ ρａ———海水密度； ρｏ———污水密度； 犵———重力加速度，９．８１ｍ／ｓ２； 犺———污水排放深度，ｍ； 狇———扩散器单位长度的排放量，ｍ３／（ｓ·ｍ）； 狌———海水流速，ｍ／ｓ。 ２）海水密度随深度呈线性分布时，即海水密度自海面向海底呈线性逐渐增加，污水 喷入海水后，羽状流上升至一定高度犣ｍａｘ后，停止上升，此时污染云的密度比其上面的海 水的密度大。则： （ ）犛１ ＝犛Ｃ １＋狌槡２犣犛ｍＣａ狇ｘ －１ （２４０） （２４１） 犛Ｃ ＝０．３１（犵′）１３犣ｍａｘ狇－３２ 式中　犣ｍａｘ———污染云的最大浮升高度，ｍ。 犣ｍａｘ ＝６．２５（犵′狇）２３烄烆犵（ρａρ－０ ρ０）烌烎 （２４２） ３０

（２）由于洋流引起的输移扩散 海洋的流态较复杂，除主导洋流外，还有潮汐的影响。对于海域、或宽阔的海湾，可 不考虑潮汐的回荡作用，否则就应考虑回荡对稀释扩散的影响。此外，污水中有机污染物 由海水中的生物化学降解作用远小于洋流引起的输移扩散稀释作用。因此生化降解作用可 略去不计。又因为经初始轴线稀释后，可视深度方向的浓度是均匀的，故也可用二维水体 水质模型计算。 １）不考虑回荡的影响 根据式 （２２１），假设污染云随洋流的移动是单向的、连续的和均速的，污水的横向 扩散混合可用具有水平扩散系数的扩散过程来描述，则式 （２２１）求解式为： 犛２ ＝ ｅｒｆ １ （２４３） ３／２ ２狓 ３ ３β犔 槡（ ）１＋ －１ 式中　犛２ ———输移扩散稀释度； ｅｒｆ（φ）———误差函数； 狓 ———排污口至下游某点的水平距离，ｍ； β———系数，β＝１狌２犔犈０； 犔 ———扩散器长度，ｍ； 犈０ ———排污口处 （狓＝０）的涡流扩散系数，ｍ２／３／ｓ。 犈０ 的表达式为： 犈０ ＝４．６４×１０－４犔３４ （２４４） 为了 使 用 方 便，式 （２４３）制 成 诺模图２９，可以根据距排污口 （即扩 散器）水平距离狓 （ｍ），扩散器长度 犔 （ｍ），海水流速狌 等查出输移扩散 稀释度犛２ 值。在查图 ２１０ 时，海水 流速狌的单位须用 ｍ／ｍｉｎ。 ２）考虑回荡的影响 对于不太 宽 的 潮 汐 海 口，污 水 排入海 水 后，经 过 几 次 潮 汐 回 荡， 才能 移 开 排 污 口 向 外 海 方 向 输 移， 此时的犛２ 为： 狌Ｅ（犔＋犔ｙ）犺犆ｐ ＋２狀犙犆０ －１ 狌Ｅ（犔＋犔ｙ）犺＋２狀犙 ［ ］犛２ ＝犆１ （２４５） 式中　犆１———经 初 始 稀 释 后， 污 染 云 图２１０　式 （２４３）的诺模图 轴线上的浓度，ｍｇ／Ｌ； ３１

犆０———污水中污染物的浓度，ｍｇ／Ｌ； 犙———排放的污水量，ｍ３／ｓ； 犆ｐ———海水中污染物的浓度，ｍｇ／Ｌ； 狌Ｅ———涨潮流速，ｍ／ｓ； 狀———污染物在潮汐作用下的回荡次数。 ∑犓 狌Ｅ犻狋Ｅ犻 狀＝ 狌 狋犻＝１ Ｆ犻 Ｆ犻 －狌Ｅ犻狋Ｅ犻 （２４６） 犓 式中　狋Ｅ犻———第犻个潮周的涨潮历时，ｓ； 狋Ｆ犻———第犻个潮周的落潮历时，ｓ； 狌Ｅ犻，狌Ｆ犻———分别为第犻个潮周的涨、落潮流速，ｍ／ｓ； 犓———观测的潮周期数。 污染云经几次回荡后的横向增宽： 犔ｙ ＝４槡２狀狋犇ｙ （２４７） 式中　狋———涨落潮历时，狋＝狋Ｅ＋狋Ｆ，ｓ； （２４８） 犇ｙ———横向扩散系数，ｍ２／ｓ。 对于潮汐海口，犇ｙ 可用下式估算： 犇ｙ＝０．９６犺狌 式中　狌 ———海口摩阻流速，ｍ／ｓ。 狌 ＝槡犵犺犻 （２４９） 式中　犻———海床坡度； 犺———污水排污口深度，见图２９。 规划设计时，从安全考虑，可忽略由横向扩散所增加的稀释作用或海口不宽，无充分 空间让污染物横向扩散，即 犔ｙ＝０，由此计算的扩散器长度，应满足水质目标 犆ｍ 的要 求。即 狌Ｅ犔犺犆ｐ ＋２狀犙犆０ ≤犆ｍ （２５０） 狌Ｅ犔犺＋２狀犙 此时 犛２ ＝ 犆１ ＝ 犆０ （２５１） 犆ｍ 犛１犆ｍ （３）大肠菌群的衰亡稀释度 （ ）犛３ ＝ｅｘｐ狋９０狌２．×３３狓６００ （２５２） 式中　狌———狓 处的流速，ｍ／ｓ； 狋９０——— 大 肠 菌 群 衰 亡 ９０％ 所 需 时 间，ｈ。 为了使用方 便，式 （２５２）制 成 诺 模 图２１１，可 以 根 据 距 排 污 口 （即 扩 散 器） 图２１１　式（２５２）诺模图 水平距 离 狓 （ｍ），大 肠 菌 群 衰 亡 时 间狋９０ ３２

（ｈ），海水流速狌 （ｍ／ｍｉｎ），等查出大肠菌群衰亡稀释度犛３。 （４）总稀释度 犛总 ＝犛１·犛２·犛３ （２５３） 式中　犛总 ———总稀释度。 （５）污水排海的扩散器计算 海洋的流向比较多变，为使扩散器的布置方向能与洋流方向互相垂直，以便提高污水 的扩散程度。故扩散器的布置形式大致可分为３种，即Ｉ形、Ｔ 形与 Ｙ 形 （适用于洋流无 主导方向时），见图２１２。 　 图２１２　扩散器的布置形式 图２１３　扩散器长度计算图 １）扩散器长度的计算 当不考虑潮汐回荡的影响并已知排放深度及静潮 （或称憩潮）的初始轴向稀释度犛ｃ 时，扩散器的长度用式 （２４３）或式 （２４４），先计算出狇，然后根据排放污水量计算出扩 散器长度，具体计算见 【例２２】。如果污水量较大，则用式 （２５４）计算出污染云的平均 初始稀释度犛′１，然后根据图２２求出扩散器长度。 （ ）犛′１ ＝ 槡２犛Ｃ １＋狌槡２犣犛ｍＣａ狇ｘ －１ （２５４） 式中　犛′１———污染云平均初始稀释度，ｍ２／ｓ。 当考虑潮汐回荡的影响并已知水体的水质目标及水文水质条件时，扩散器长度用式 （２５０）计算。 ２）喷孔数犿 的计算 海底排放时，扩散器上喷孔之间的间距约为排放深度的１／３时，其稀释能力较好，扩 散器的长度可缩短，投资可减少。扩散器喷孔数 犿 ＝３犺犔 （２５５） 式中　犿———扩散器上喷孔数； 其他符号同前。 ３３

３）喷孔直径及所需总水头计算 计算图见图２１４。 扩散管内流速在０．６～３ｍ／ｓ之间，即处于不沉淀与不冲刷的流速之间，污水通过每 一个喷孔的流量按下式计算： 图２１４　喷孔及总水头计算图 狇ｎ ＝犆Ｄ犪ｎ槡２犵犈ｎ （２５６） 式中　狇ｎ———从一个喷孔中排出的污水量，ｍ３／ｓ； 犆Ｄ———喷孔管嘴的流量系数，根据管嘴形式，如喇叭口、尖嘴口等不同查图２１５。 由于扩散管内的流速是不断减小的，若计算值２狔犵２ｎ／犈ｎ 小于０．０１时，则喇叭 口喷孔犆Ｄ 值均取０．９，尖嘴喷孔犆Ｄ 均取０．６； 犪ｎ———一个管嘴的过水断面，ｍ２； 犈ｎ———污水喷孔内的总水头，ｍ； 犵———重力加速度９．８１，ｍ／ｓ２。 如将最远的喷孔为１号，见图２１４，则自该喷孔流出的流量为： 图２１５　两种管嘴形式的出口流量系数 （２５７） 狇１ ＝犆Ｄ犪１槡２犵犈１ ＝犆Ｄ ４π犱１２槡２犵犈１ ３４

式中　狇１———１号喷孔的流量，ｍ３／ｓ； 犱１———喷孔的直径，ｍ； 犪１———１号喷孔的面积，ｍ２； 犈１———１号喷孔的总水头。 犈１ ＝犺１ ＋２狏犵２１ （２５８） 式中　犺１———１号喷孔处，管内外压力差，ｍ，其值等于喷孔出流所需的自由水头 （可取 ０．７ｍ）加喷孔的局部水头损失 （可取０．３ｍ）加沿程损失。 狏１———扩散器内流向１号喷孔的管内流速，ｍ／ｓ。 狏１ ＝ 狇１ （２５９） ４π犇２ 式中　犇———扩散器的直径，ｍ。 依次计算２号喷孔处的管内总水头： 犈２ ＝犈１ ＋犺１ ＋ρａ－ρ０Δ犣１ （２６０） ρ０ 式中　犈１———２号喷孔处的管内总水头，ｍ； 犺ｆ———１～２号喷孔之间管内的水头损失犺ｆ ＝犳犾犇狏２犵２２ ，ｍ； 犳———管材的摩阻系数，铸铁管为０．０２２； 犾———相邻两喷孔的距离，ｍ； 狏２———１～２号喷孔之间管内流速，ｍ／ｓ； ρ０———管内污水的密度； ρａ－ρ０———海水和污水的密度差，污水比海水轻时ρａ－ρ０＞０，污水比海水重时ρａ－ρ０ ＜０，海水的相对密度ρａ 为１．０１～１．０３； Δ犣———两相邻喷孔间的高程差，ｍ，顺坡时 Δ犣＞０，逆坡时 Δ犣＜０； ρａ－ρ０Δ犣———称为比重水头。 ρ０ ２号喷孔的流量： 狇２ ＝犆Ｄ犪２槡２犵犈２ （２６１） 式中　狇２———２号喷孔流量，ｍ３／ｓ； 犪２———２号喷孔面积，ｍ２。 由１号喷孔流向２号喷孔的管内流速： 狏２ ＝狏１ ＋ 狇２ （２６２） ４π犇２ 依照上述顺序，逐步地计算到最后一个喷孔，即第狀 个喷孔。可用计算机完成计算。 【例２３】　某城市的污水量为１．４ｍ３／ｓ，经一级处理后，ＢＯＤ５＝１００ｍｇ／Ｌ，排海。海 水的密度为１．０２６，污水的密度为０．９９９，接近海底坡度０．０２，拟排海深度为１０ｍ，海洋 的洋流速度：近海区洋流平均流速为０．３ｍ／ｓ，方向与海底垂直，岸边洋流流速为０．０３ｍ／ ３５

ｓ。最大潮差１．５ｍ。规划要求排污水后，憩潮时污染云轴线初始稀释犛Ｃ 不得小于８５，请 设计排放管、扩散器及近岸海水 ＢＯＤ５ 浓度的增量。 【解】　排放管的计算 污水流量为１．４ｍ３／ｓ，若取排放管管径为 犇犖＝１２００ｍｍ，钢管，由 《给水排水设计 手册》第一册，水力计算表得，管内流速为１．２３８ｍ／ｓ，１０００犻＝１．２９４ｍ。 由于要求排海深度为１０ｍ，海底坡度为０．０２，故排放管长度应为： 犔排 ＝０．１００２＝５００ｍ 沿程水头损失为： 犎排 ＝ ５００×１１．０２０９０４＝ ０．６５ｍ 扩散器计算： 根据题意，海水密度均匀，所以污水排放后的初始稀释度用式 （２３８）及式 （２３９） 计算，同时计算得扩散器单位长度排放量。 由式 （２３９）犛Ｃ ＝０．３８（犵′）３１犺狇－２３ 犵′ ＝ρａ －ρ０犵 ＝ １．０２６－０．９９９ ×９．８１＝０．２６５ｍ／ｓ ρ０ ０．９９９ ∴　８５＝０．３８×（０．２６５）１３ ×１０×狇－１３ 得　 狇＝０．００４８６ｍ３／（ｓ·ｍ） 喷孔间距约为排海深度的１／３，所以间距为１０／３＝３．３ｍ。故每个喷孔的排出量应为： 狇１＝３．３×狇＝３．３×０．００４８６＝０．０１６ｍ３／ｓ 扩散器长度为： 犔 ＝ 犙 ＝０．０１．０４４８６＝２８８ｍ，取扩散器长度３００ｍ。 狇 扩散器喷孔数用式 （２５１）计算： 犿＝３犺犔＝３×１０３００＝９０个 因洋流方向垂直于海岸，故采用 Ｔ 形扩散器，为了使扩散器内的流速均匀，分为３ 段，每段长１００ｍ，喷孔３０个，见图２１６。 Ⅰ段：两侧长度 （图２１６）分别为５０ｍ，流量１．２４＝０．７ｍ３／ｓ。若取管径为 犇犖９００， 由水力计算表得管内平均流速１．１ｍ／ｓ， 属经济 流 速，所 取 管 径 合 格，１０００犻 ＝１．５１ｍ， 所 以 沿 程 水 头 损 失 为 ０．０７６ｍ。每旁长度喷出流量为５０ｍ× ０．００４８６ｍ３／（ｓ·ｍ）＝０．２４３ｍ３／ｓ。 Ⅱ段：长 度 １００ｍ，进 入 Ⅱ 段 的 流 量 为 ０．７－０．２４３＝０．４５７ｍ３／ｓ。 若 取管径 犇犖７００，得 管 内 平 均 流 速 为 图２１６　排放管与扩散器计算图 １．２ｍ／ｓ，属经济流速，１０００犻＝２．４ｍ， ３６