6水环境影响预测与评价 61水体中污染物的迁移与转化 6.1.1水体中污染物迁移与转化概述 水体中污染物的迁移与转化包括物理输移过程,化学转化过程和生物降解过 程 6.1.1.1物理过程 物理过程作用主要指的是污染物在水体中的混合稀释和自然沉淀过程。沉淀 作用指排入水体的污染物中含有的微小的悬浮颗粒,如颗粒态的重金属、虫卵等 由于流速较小逐渐沉到水底。污染物沉淀对水质来说是净化,但对底泥来说则污 染物反而增加。混合稀释作用只能降低水中污染物的浓度,不能减少其总量。水 体的混合稀释作用主要由下面三部分作用所致。 (1)紊动扩散。由水流的紊动特性引起水中污染物自高浓度向低浓度区转移 的紊动扩散。 (2)移流。由于水流的推动使污染物迁移的随流输移 (3)离散。由于水流方向横断面上流速分布的不均匀(由河岸及河底阻力所 致)而引起分散 6.1.1.2化学过程 氧化还原反应是水体化学净化的重要作用。流动的水流通过水面波浪不断将 大气中的氧气溶入,这些溶解氧与水中的污染物将发生氧化反应,如某些重金属 离子可因氧化生成难溶物(如铁、锰等)而沉降析出:硫化物可氧化为硫代硫酸 盐或硫而被净化。还原作用对水体净化也有作用,但这类反应多在微生物作用下 进行。天然水体接近中性,酸碱反应在水体中的作用不大。天然水体中含有各种 各样的胶体,如硅、铝、铁等的氢氧化物、黏土颗粒和腐殖质等,由于有些微粒具 有较大的表面积,另有一些物质本身就是凝聚剂,这就是天然水体所具有的混凝沉 淀作用和吸附作用,从而使有些污染物随着这些作用从水中去除 169
169 6 水环境影响预测与评价 6.1 水体中污染物的迁移与转化 6.1.1 水体中污染物迁移与转化概述 水体中污染物的迁移与转化包括物理输移过程，化学转化过程和生物降解过 程。 6.1.1.1 物理过程 物理过程作用主要指的是污染物在水体中的混合稀释和自然沉淀过程。沉淀 作用指排入水体的污染物中含有的微小的悬浮颗粒，如颗粒态的重金属、虫卵等 由于流速较小逐渐沉到水底。污染物沉淀对水质来说是净化，但对底泥来说则污 染物反而增加。混合稀释作用只能降低水中污染物的浓度，不能减少其总量。水 体的混合稀释作用主要由下面三部分作用所致。 （1）紊动扩散。由水流的紊动特性引起水中污染物自高浓度向低浓度区转移 的紊动扩散。 （2）移流。由于水流的推动使污染物迁移的随流输移。 （3）离散。由于水流方向横断面上流速分布的不均匀（由河岸及河底阻力所 致）而引起分散。 6.1.1.2 化学过程 氧化还原反应是水体化学净化的重要作用。流动的水流通过水面波浪不断将 大气中的氧气溶入，这些溶解氧与水中的污染物将发生氧化反应，如某些重金属 离子可因氧化生成难溶物（如铁、锰等）而沉降析出；硫化物可氧化为硫代硫酸 盐或硫而被净化。还原作用对水体净化也有作用，但这类反应多在微生物作用下 进行。天然水体接近中性，酸碱反应在水体中的作用不大。天然水体中含有各种 各样的胶体，如硅、铝、铁等的氢氧化物、黏土颗粒和腐殖质等，由于有些微粒具 有较大的表面积，另有一些物质本身就是凝聚剂，这就是天然水体所具有的混凝沉 淀作用和吸附作用，从而使有些污染物随着这些作用从水中去除
6.1.1.3生物过程 生物自净的基本过程是水中微生物(尤其是细菌)在溶解氧充分的情况下, 将一部分有机污染物当作食饵消耗掉,将另一部分有机污染物氧化分解成无害的 简单无机物。影响生物自净作用的关键是:溶解氧的含量,有机污染物的性质、 浓度以及微生物的种类、数量等。生物自净的快慢与有机污染物的数量和性质有 关。生活污水、食品工业废水中的蛋白质、脂肪类等是极易分解的。但大多数有 机物分解缓慢,更有少数有机物难分解,如造纸废水中的木质素、纤维素等,需 经数月才能分解,另有不少人工合成的有机物极难分解并有剧毒,如滴滴涕、六 六六等有机氯农药和用作热传导体的多氯联苯等。水生物的状况与生物自净有密 切关系,它们担负着分解绝大多数有机物的任务。蠕虫能分解河底有机污泥,并 以之为食饵。原生动物除了因以有机物为食饵对自净有作用外,还和轮虫、甲壳 虫等一起维持着河道的生态平衡。藻类虽不能分解有机物,但与其他绿色植物 起在阳光下进行光合作用,将空气中的二氧化碳转化为氧,从而成为水中氧气的 重要补给源。其他如水体温度、水流状态、天气、风力等物理和水文条件以及水 面有无影响复氧作用的油膜、泡沫等均对生物自净有影响。 61.2河流水体中污染物的对流和扩散混合 废水进入河流水体后,不是立即就能在整个河流断面上与河流水体完全混合 虽然在垂向方向上一般都能很快地混合,但往往需要经过很长一段纵向距离才能 达到横向完全混合。这段距离通常称为横向完全混合距离(x1)。纵向距离(x) 小于x的区域称为横向混合区,大于x1的区域称为断面完全混合区。如图61-1 所示 在某些较大的河流中,横向混合可能达不到对岸,横向混合区不断向下游远 处扩展,形成所谓“污染带”。 在不同的区域,影响污染物的浓度和输移、转化特性的主要物理、化学过程 也有差异。 在横向混合区,排入的废水和上游来水的初始混合稀释程度,取决于排放口 的各种特性和河流状况。随着水流携带污染物向下游输移,横向混合使污染物沿 河流横向分散,进一步与上游来水混合稀释
170 6.1.1.3 生物过程 生物自净的基本过程是水中微生物（尤其是细菌）在溶解氧充分的情况下， 将一部分有机污染物当作食饵消耗掉，将另一部分有机污染物氧化分解成无害的 简单无机物。影响生物自净作用的关键是：溶解氧的含量，有机污染物的性质、 浓度以及微生物的种类、数量等。生物自净的快慢与有机污染物的数量和性质有 关。生活污水、食品工业废水中的蛋白质、脂肪类等是极易分解的。但大多数有 机物分解缓慢，更有少数有机物难分解，如造纸废水中的木质素、纤维素等，需 经数月才能分解，另有不少人工合成的有机物极难分解并有剧毒，如滴滴涕、六 六六等有机氯农药和用作热传导体的多氯联苯等。水生物的状况与生物自净有密 切关系，它们担负着分解绝大多数有机物的任务。蠕虫能分解河底有机污泥，并 以之为食饵。原生动物除了因以有机物为食饵对自净有作用外，还和轮虫、甲壳 虫等一起维持着河道的生态平衡。藻类虽不能分解有机物，但与其他绿色植物一 起在阳光下进行光合作用，将空气中的二氧化碳转化为氧，从而成为水中氧气的 重要补给源。其他如水体温度、水流状态、天气、风力等物理和水文条件以及水 面有无影响复氧作用的油膜、泡沫等均对生物自净有影响。 6.1.2 河流水体中污染物的对流和扩散混合 废水进入河流水体后，不是立即就能在整个河流断面上与河流水体完全混合。 虽然在垂向方向上一般都能很快地混合，但往往需要经过很长一段纵向距离才能 达到横向完全混合。这段距离通常称为横向完全混合距离（x1）。纵向距离（x） 小于 x1 的区域称为横向混合区，大于 x1 的区域称为断面完全混合区。如图 6.1-1 所示。 在某些较大的河流中，横向混合可能达不到对岸，横向混合区不断向下游远 处扩展，形成所谓“污染带”。 在不同的区域，影响污染物的浓度和输移、转化特性的主要物理、化学过程 也有差异。 在横向混合区，排入的废水和上游来水的初始混合稀释程度，取决于排放口 的各种特性和河流状况。随着水流携带污染物向下游输移，横向混合使污染物沿 河流横向分散，进一步与上游来水混合稀释
Ex,Ey 排放口 (a) 放口垂向混 777777777777777m777777777m7m7 图6.1-1污染物在河流中的混合示意 在横向混合以下的完全混合区,污染物在河流断面上完全混合 在该区域,通过一系列的物理、化学和生物的输移、转化过程,污染物的浓 度被进一步降低。这些过程通常采用质量输移、扩散方程、一级动力学反应方程 来描述。在大多数的情况下,扩散系数、反应速率都可能随空间和时间的变化而 在河流中,影响污染物输移的最主要的物理过程是对流和横向、纵向扩散混 合 对流是溶解态或颗粒态物质随水流的运动。可以在横向、垂向、纵向发生对 流。在河流中,主要是纵向的。所要求的数据只是上游来流量。河流流量可以通 过测流、示踪硏究或曼宁公式计算得到。对于较复杂的水流,要获得可靠的流量 数据,需要进行专门的水动力学实测及模拟计算 横向扩散指是由于水流中的紊动作用,在流动的横向方向上,溶解态或颗粒 态物质的混合。可以根据包含河流水深、流速以及河道的不规则性的公式来估算 横向扩散系数EL。在横向混合区内,对流和横向扩散混合是最重要的,有时纵向 混合也不能忽略。 纵向离散是由于主流在横、垂方向上的流速分布不均匀而引起的在流动方向
171 图 6.1-1 污染物在河流中的混合示意 在横向混合以下的完全混合区，污染物在河流断面上完全混合。 在该区域，通过一系列的物理、化学和生物的输移、转化过程，污染物的浓 度被进一步降低。这些过程通常采用质量输移、扩散方程、一级动力学反应方程 来描述。在大多数的情况下，扩散系数、反应速率都可能随空间和时间的变化而 变化。 在河流中，影响污染物输移的最主要的物理过程是对流和横向、纵向扩散混 合。 对流是溶解态或颗粒态物质随水流的运动。可以在横向、垂向、纵向发生对 流。在河流中，主要是纵向的。所要求的数据只是上游来流量。河流流量可以通 过测流、示踪研究或曼宁公式计算得到。对于较复杂的水流，要获得可靠的流量 数据，需要进行专门的水动力学实测及模拟计算。 横向扩散指是由于水流中的紊动作用，在流动的横向方向上，溶解态或颗粒 态物质的混合。可以根据包含河流水深、流速以及河道的不规则性的公式来估算 横向扩散系数 EL。在横向混合区内，对流和横向扩散混合是最重要的，有时纵向 混合也不能忽略。 纵向离散是由于主流在横、垂方向上的流速分布不均匀而引起的在流动方向
上的溶解态或颗粒态质量的分散混合。纵向离散系数Ex包括多个因素。目前大多 数的计算公式都包含流速、河宽、水深、河床粗糙系数。不同的计算公式得到的 数值不同。较可靠的数值是使用示踪研究得到的数值。 61.3海水中污染物的混合扩散 排放到海洋中的污水,一般是含有各种污染物的淡水。它的密度都比海水小 入海后一面与海水混合而稀释,一面在海面向四周扩展。图6.1-2给出了污水入海 后混合扩散的一个剖面。反映弱混合海域,即潮汐较小,潮流不大,垂直混合较 弱海域的扩散状况。 从图6.1-2中可以看出,排放到海中的污水浮在海洋表层向外扩展,它的稀 释是海水通过它的底面逐渐混入到污水中进行的。随着离排污口距离的增加,稀 释倍数也逐渐增加。污水层的厚度在排放口附近较深,然后逐渐减小。向外扩展 到一定程度,即污水的密度达到一定界限值即形成扩展前沿一锋面,这时污水的 稀释倍数达到60~100倍左右。锋面外侧的海水明显向污水层下方潜入,形成清 晰的界面,即所谓锋面,这样的界面在污水层的底部也清晰可见。锋面受到风和 潮的作用,其形状和出现的地点会不断变化,有时会变得模糊不清 污水层的厚度通常为1~2m,污水从排出口到达它的前沿约需1~2小时。 根据大量的实测资料,扩散域的面积与排放量之间有如下经验关系: lg4=1.2261gQ+0.0855 式中A,若是淡水的情况,则表示稀释60~100倍时的扩展范围(m2);若是温排 水的情况,则表示形成1~2℃温差的限界面积(m2),Q为排放量(m3/d) 前沿 排放口 海面 (锋面 海水 海底 图6.1-2污水在海面上的扩展 温排水在海里的对流扩散规律与COD等一般污染物类似,但有不同点,温 排水温度比海水高,热水总是会浮到冷水上面,如果浅海中潮流混合比较强烈 温排水入海后不久就和水体垂直混合均匀,如果垂直混合不是很强烈时,则温排
172 上的溶解态或颗粒态质量的分散混合。纵向离散系数 EX 包括多个因素。目前大多 数的计算公式都包含流速、河宽、水深、河床粗糙系数。不同的计算公式得到的 数值不同。较可靠的数值是使用示踪研究得到的数值。 6.1.3 海水中污染物的混合扩散 排放到海洋中的污水，一般是含有各种污染物的淡水。它的密度都比海水小， 入海后一面与海水混合而稀释，一面在海面向四周扩展。图 6.1-2 给出了污水入海 后混合扩散的一个剖面。反映弱混合海域，即潮汐较小，潮流不大，垂直混合较 弱海域的扩散状况。 从图 6.1-2 中可以看出，排放到海中的污水浮在海洋表层向外扩展，它的稀 释是海水通过它的底面逐渐混入到污水中进行的。随着离排污口距离的增加，稀 释倍数也逐渐增加。污水层的厚度在排放口附近较深，然后逐渐减小。向外扩展 到一定程度，即污水的密度达到一定界限值即形成扩展前沿一锋面，这时污水的 稀释倍数达到 60～100 倍左右。锋面外侧的海水明显向污水层下方潜入，形成清 晰的界面，即所谓锋面，这样的界面在污水层的底部也清晰可见。锋面受到风和 潮的作用，其形状和出现的地点会不断变化，有时会变得模糊不清。 污水层的厚度通常为 1～2 m，污水从排出口到达它的前沿约需 1～2 小时。 根据大量的实测资料，扩散域的面积与排放量之间有如下经验关系： 1gA=1.2261gQ+0.0855 式中 A，若是淡水的情况，则表示稀释 60～100 倍时的扩展范围（m2）；若是温排 水的情况，则表示形成 1～2℃温差的限界面积（m2），Q 为排放量（m3 /d）。 图 6.1-2 污水在海面上的扩展 温排水在海里的对流扩散规律与 COD 等一般污染物类似，但有不同点，温 排水温度比海水高，热水总是会浮到冷水上面，如果浅海中潮流混合比较强烈， 温排水入海后不久就和水体垂直混合均匀，如果垂直混合不是很强烈时，则温排
水只影响到水的表层,这时需要用复杂的三维模型来描述,根据美、法科学家对 温排水预测的研究结果,用修正后二维模型预测温排水的影响分布,同样可得到 合理的结果,这时温排水只影响到浅表层2~4m 温排水携带的热量除了被潮流带走一部分,另一部分通过与大气的热交换释 放到大气中。这个热交换的强度由R(表面综合散热系数)表示,一般与水温、 水面风速等有关 溢油在海面上的变化是极其复杂的,其中主要有物理过程、化学过程和生物 过程等,同时与当地海区气象条件,海水运动有着直接的关系。溢油动力学过程 般划分为扩展过程和漂移过程。 扩展过程:对实际溢油事件的观测发现,在溢油的最初数十小时内,扩展过 程占支配地位,这种支配地位随时间而逐渐变弱,扩展过程主要受惯性力、重力、 粘性力和表面张力控制,扩展过程可分为三个阶段:惯性一重力阶段;重力一粘 性阶段;粘性一表面张力阶段。扩展过程的一个明显特征是它的各向异性,如在 主风向上,油膜被拉长,在油漠的迎风面上形成堆积等。 漂移过程:漂移过程是油膜在外界动力场(如风应力、油水界面切应力等) 驱动下的整体运动,其运动速度由三部分组成,即潮流、风海流、风浪余流,前 二者不会因油膜存在而发生大的变化 62水环境影响预测方法 621预测方法概述 6.2.1.1预测方法简介 预测地表水水质变化的方法,大致可以分为三大类:数学模式法、物理模型 法、类比分析法 (1)数学模式法此方法是利用表达水体净化机制的数学方程预测建设项目 引起的水体水质变化。该法能给出定量的预测结果,在许多水域有成功应用水质 模型的范例。一般情况此法比较简便,应首先考虑。但这种方法需一定的计算条 件和输入必要的参数,而且污染物在水中的净化机制,很多方面尚难用数学模式 表达。 (2)物理模型法此方法是依据相似理论,在一定比例缩小的环境模型上进 行水质模拟实验,以预测由建设项目引起的水体水质变化。此方法能反映比较复 杂的水环境特点,且定量化程度较高,再现性好。但需要有相应的试验条件和较 多的基础数据,且制做模型要耗费大量的人力、物力和时间。在无法利用数学模 173
173 水只影响到水的表层，这时需要用复杂的三维模型来描述，根据美、法科学家对 温排水预测的研究结果，用修正后二维模型预测温排水的影响分布，同样可得到 合理的结果，这时温排水只影响到浅表层 2～4 m。 温排水携带的热量除了被潮流带走一部分，另一部分通过与大气的热交换释 放到大气中。这个热交换的强度由 R（表面综合散热系数）表示，一般与水温、 水面风速等有关。 溢油在海面上的变化是极其复杂的，其中主要有物理过程、化学过程和生物 过程等，同时与当地海区气象条件，海水运动有着直接的关系。溢油动力学过程 一般划分为扩展过程和漂移过程。 扩展过程：对实际溢油事件的观测发现，在溢油的最初数十小时内，扩展过 程占支配地位，这种支配地位随时间而逐渐变弱，扩展过程主要受惯性力、重力、 粘性力和表面张力控制，扩展过程可分为三个阶段：惯性一重力阶段；重力一粘 性阶段；粘性一表面张力阶段。扩展过程的一个明显特征是它的各向异性，如在 主风向上，油膜被拉长，在油漠的迎风面上形成堆积等。 漂移过程：漂移过程是油膜在外界动力场（如风应力、油水界面切应力等） 驱动下的整体运动，其运动速度由三部分组成，即潮流、风海流、风浪余流，前 二者不会因油膜存在而发生大的变化。 6.2 水环境影响预测方法 6.2.1 预测方法概述 6.2.1.1 预测方法简介 预测地表水水质变化的方法，大致可以分为三大类：数学模式法、物理模型 法、类比分析法。 （1）数学模式法 此方法是利用表达水体净化机制的数学方程预测建设项目 引起的水体水质变化。该法能给出定量的预测结果，在许多水域有成功应用水质 模型的范例。一般情况此法比较简便，应首先考虑。但这种方法需一定的计算条 件和输入必要的参数，而且污染物在水中的净化机制，很多方面尚难用数学模式 表达。 （2）物理模型法 此方法是依据相似理论，在一定比例缩小的环境模型上进 行水质模拟实验，以预测由建设项目引起的水体水质变化。此方法能反映比较复 杂的水环境特点，且定量化程度较高，再现性好。但需要有相应的试验条件和较 多的基础数据，且制做模型要耗费大量的人力、物力和时间。在无法利用数学模
式法预测,而评价级别较高,对预测结果要求较严时,应选用此法。但污染物在 水中的化学、生物净化过程难于在实验中模拟。 (3)类比分析法调查与建设项目性质相似,且其纳污水体的规模、流态 水质也相似的工程。根据调査结果,分析预估拟建设项目的水环境影响。此种预 测属于定性或半定量性质。已建的相似工程有可能找到,但此工程与拟建项目有 相似的水环境状况则不易找到。所以类比调查法所得结果往往比较粗略,一般多 在评价工作级别较低,且评价时间较短,无法取得足够的参数、数据时,用类比 求得数学模式中所需的若干参数、数据 6.2.1.2预测条件的确定 (1)筛选拟预测的水质参数根据对建设项目的初步工程分析,可知此项目 排入水体的污染源与污染物情况。结合水环境影响评价的级别,工程与水环境两 者的特点,即可从将要排入水体的污染物中筛选水质预测参数 (2)拟预测的排污状况一般分废水正常排放(或连续排放)和不正常排放 (或瞬时排放、有限时段排放)两种情况进行预测。两种排放情况均需确定污染物 排放源强以及排放位置和排放方式 (3)预测的设计水文条件在水环境影响预测时应考虑水体自净能力不同的 多个阶段。对于内陆水体,自净能力最小的时段一般为枯水期,个别水域由于面 源污染严重也可能在丰水期,对于北方河流、冰封期的自净能力很小,情况特殊。 在进行预测时需要确定拟预测时段的设计水文条件,如河流十年一遇连续七天枯 水流量,河流多年平均枯水期月平均流量等。 (4)水质模型参数和边界条件(或初始条件)在利用水质模型进行水质预 测时,需要根据建模、验模的工作程序确定水质模型参数的数值。确定水质模型 参数的方法有实验测定法、经验公式估算法、模型实定法、现场实测法等。对于 稳态模型,需要确定预测计算的水动力、水质边界条件:对于动态模型或模拟瞬 时排放、有限时段等排放,还需要确定初始条件。 622常用的河流水环境影响预测方法 622.1正常设计条件下河流稀释混合模型 (1)点源,河水、污水稀释混合方程对于点源,河水和污水的稀释混合方 程为 CPOP+CeOE (62-1) 式中C——完全混合的水质浓度,mgL; Q—上游来水设计水量,m3/s Cp-一设计水质浓度,mg
174 式法预测，而评价级别较高，对预测结果要求较严时，应选用此法。但污染物在 水中的化学、生物净化过程难于在实验中模拟。 （3）类比分析法 调查与建设项目性质相似，且其纳污水体的规模、流态、 水质也相似的工程。根据调查结果，分析预估拟建设项目的水环境影响。此种预 测属于定性或半定量性质。已建的相似工程有可能找到，但此工程与拟建项目有 相似的水环境状况则不易找到。所以类比调查法所得结果往往比较粗略，一般多 在评价工作级别较低，且评价时间较短，无法取得足够的参数、数据时，用类比 求得数学模式中所需的若干参数、数据。 6.2.1.2 预测条件的确定 （1）筛选拟预测的水质参数 根据对建设项目的初步工程分析，可知此项目 排入水体的污染源与污染物情况。结合水环境影响评价的级别，工程与水环境两 者的特点，即可从将要排入水体的污染物中筛选水质预测参数。 （2）拟预测的排污状况 一般分废水正常排放（或连续排放）和不正常排放 （或瞬时排放、有限时段排放）两种情况进行预测。两种排放情况均需确定污染物 排放源强以及排放位置和排放方式。 （3）预测的设计水文条件 在水环境影响预测时应考虑水体自净能力不同的 多个阶段。对于内陆水体，自净能力最小的时段一般为枯水期，个别水域由于面 源污染严重也可能在丰水期，对于北方河流、冰封期的自净能力很小，情况特殊。 在进行预测时需要确定拟预测时段的设计水文条件，如河流十年一遇连续七天枯 水流量，河流多年平均枯水期月平均流量等。 （4）水质模型参数和边界条件（或初始条件） 在利用水质模型进行水质预 测时，需要根据建模、验模的工作程序确定水质模型参数的数值。确定水质模型 参数的方法有实验测定法、经验公式估算法、模型实定法、现场实测法等。对于 稳态模型，需要确定预测计算的水动力、水质边界条件；对于动态模型或模拟瞬 时排放、有限时段等排放，还需要确定初始条件。 6.2.2 常用的河流水环境影响预测方法 6.2.2.1 正常设计条件下河流稀释混合模型 （1）点源，河水、污水稀释混合方程 对于点源，河水和污水的稀释混合方 程为： P E P P E E Q Q C Q C Q C + + = （6.2-1） 式中 C——完全混合的水质浓度，mg/L； QP——上游来水设计水量，m3 /s； CP——设计水质浓度，mg/L；
Q一污水设计流量,m3/s CE与设计排放浓度,mgL。 (2)非点源方程对于沿程有非点源(面源)分布入流时,可按下式计算河 段污染物的浓度: CPOp +CeDE Os (62-3) 式中,W—一沿程河段内(x=0到x=xs)非点源汇入的污染物总负荷量,kgd Q一下游ⅹ距离处河段流量, QS沿程河段内(x=0到x=xs)非点源汇入的污染物总负荷量,m3s x一控制河段总长度,km; x一沿程距离(0≤x≤xs),km。 3)考虑吸附态和溶解态污染指标耦合模型上述方程既适合于溶解态、颗 粒态的指标,又适合于河流中的总浓度,但是要将溶解态和吸附态的污染指标耦 合考虑,应加入分配系数的概念 分配系数Kp的物理意义是在平衡状态下,某种物质在固液两相间的分配比 例。 (6.2-4) 式中,C—一溶解态浓度,mg/L x—单位质量固体颗粒吸附的污染物质量,mgkg 分配系数,L/ 对需区分溶解态浓度的污染物,可用下式计算: 1+K·SS×10 式中,C—一溶解态浓度,mg/L Cr一总浓度 悬浮固体浓度,mg/L KP——分配系数,Lmg
175 QE——污水设计流量，m3 /s； CE——与设计排放浓度，mg/L。 （2）非点源方程 对于沿程有非点源（面源）分布入流时，可按下式计算河 段污染物的浓度： Q W Q C Q C Q C P P E E S 86.4 + + = （6.2-2） x x Q Q Q Q S S P E = + + （6.2-3） 式中，WS——沿程河段内（x＝0 到 x＝xS）非点源汇入的污染物总负荷量，kg/d； Q——下游 x 距离处河段流量，m3 /s； QS——沿程河段内（x＝0 到 x＝xS ）非点源汇入的污染物总负荷量，m3 /s； xS——控制河段总长度，km； x——沿程距离（0≤x≤xS），km。 （3）考虑吸附态和溶解态污染指标耦合模型 上述方程既适合于溶解态、颗 粒态的指标，又适合于河流中的总浓度，但是要将溶解态和吸附态的污染指标耦 合考虑，应加入分配系数的概念。 分配系数 Kp 的物理意义是在平衡状态下，某种物质在固液两相间的分配比 例。 C X KP = （6.2-4） 式中，C——溶解态浓度，mg/L； X——单位质量固体颗粒吸附的污染物质量，mg/kg； KP——分配系数，L/mg。 对需区分溶解态浓度的污染物，可用下式计算： 6 1 10− + = K SS C C P T （6.2-5） 式中，C——溶解态浓度，mg/L； CT——总浓度，mg/L； SS——悬浮固体浓度，mg/L； KP——分配系数，L/mg
6.2.2.2河流的一维稳态水质模式 当污染物在河流横向方向上达到完全混合后,描述污染物的输移、转化的微 分方程为 a(Ac) a(@C) a (DLA)+A((SL +SB)+As 式中:A—一河流横断面面积 Q河流流量 C—水质组份浓度 D—综合的纵向离散系数 S—一直接的点源或非点源强度 SB一上游区域进入的源强 Sk一动力学转化率,正为源,负为汇 设定条件:稳态(=0),忽略纵向离散作用,一阶动力学反应速率K,河 流无侧傍入流,河流横断面面积为常数,上游来流流量Qa,上游来流水质浓度 污染源排放流量Q,污染物排放浓度C,则上述微分方程的解为: C=Co exp(k/86400u) (62-7) 式中:C0=(Cn·Q+C·Q2)/(Q+Q) 阶动力学反应速度,1d; 河流流速,m/s; x—一沿河流方向距离,m C一下游距污染源(排放口)为x处的水质浓度,mg/L。 6.2.2.3 Streeter- Phelps模式 S-P模型是硏究河流溶解氧与BOD关系的最早的、最简单的耦合模型。S-P 模型迄今仍得到广泛地应用,也是研究各种修正模型和复杂模型的基础。它的基 本假设为:河流为一维恒定流,污染物在河流横断面上完全混合:氧化和复氧都 是一级反应,反应速率常数是定常的,氧亏的净变化仅是水中有机物耗氧和通过 液气界面的大气复氧的函数。 Streeter Phelps模式 K,C
176 6.2.2.2 河流的一维稳态水质模式 当污染物在河流横向方向上达到完全混合后，描述污染物的输移、转化的微 分方程为： L A SL SB ASK x C D A x x QC T AC + + + = + ( ) (( ) ( ) ( ) （6.2-6） 式中：A——河流横断面面积； Q——河流流量； C——水质组份浓度； DL——综合的纵向离散系数； SL——直接的点源或非点源强度； SB——上游区域进入的源强； SK——动力学转化率，正为源，负为汇。 设定条件：稳态（ = 0 t ），忽略纵向离散作用，一阶动力学反应速率 K，河 流无侧傍入流，河流横断面面积为常数，上游来流流量 Qu，上游来流水质浓度 Cu，污染源排放流量 Qe，污染物排放浓度 Ce，则上述微分方程的解为： C＝C0 exp（−kx/86400u） （6.2-7） 式中：C0＝（Cu·Qu＋Ce·Qe）/（Qu＋Qe）； K——一阶动力学反应速度，1/d； u——河流流速，m/s； x——沿河流方向距离，m； C——下游距污染源（排放口）为 x 处的水质浓度，mg/L。 6.2.2.3 Streeter-Phelps 模式 S-P 模型是研究河流溶解氧与 BOD 关系的最早的、最简单的耦合模型。S-P 模型迄今仍得到广泛地应用，也是研究各种修正模型和复杂模型的基础。它的基 本假设为：河流为一维恒定流，污染物在河流横断面上完全混合；氧化和复氧都 是一级反应，反应速率常数是定常的，氧亏的净变化仅是水中有机物耗氧和通过 液-气界面的大气复氧的函数。 Streeter Phelps 模式 + − − − − − = = − u x D K u x K u x K K K K C D u x C C K 86400 exp 86400 exp 86400 exp 86400 exp 1 2 0 2 2 1 1 0 0 1
(6.2-8) 其中C0=(CPQP+CEQ)/(Q+Q) Do=(DPOP+DEQE)/(OP+OE) (6.2-10) 式中,D一亏氧量即DO-DO,mg/L; D——计算初始断面亏氧量,mg/L 上游来水中溶解氧亏值,mgl D—一污水中溶解氧亏值,mg/L ur—一河流断面平均流速,m/s x一沿程距离,m K1一一耗氧系数,ld C—一沿程浓度,mg/L DO—一溶解氧浓度,mg/L: DO—饱和溶解氧浓度,mg/L; K1一耗氧系数,l/d K2—复氧系数,l/d DO DO浓度 DO BOD iC 距离 图6.2-1氧垂曲线示意图 沿河水流动方向的溶解氧分布为一悬索型曲线,通常称为氧垂曲线,如图 62-1所示。氧垂曲线的最低点C称为临界氧亏点,临界氧亏点处的亏氧量称为最 大亏氧值。在临界亏氧点左侧,耗氧大于复氧,水中的溶解氧逐渐减少:污染物 浓度因生物净化作用而逐渐减少。达到临界亏氧点时,耗氧和复氧平衡:临界点 右侧,耗氧量因污染物浓度减少而减少,复氧量相对増加,水中溶解氧增多,水 质逐渐恢复。如排入的耗氧污染物过多将溶解氧耗尽,则有机物受到厌氧菌的还 原作用生成甲烷气体,同时水中存在的硫酸根离子将由于硫酸还原菌的作用而成 为硫化氢,引起河水发臭,水质严重恶化。临界氧亏点ⅹc的位置为
177 （6.2-8） 其中 C0＝（CPQP＋CEQE）/（QP＋QE） （6.2-9） D0＝（DPQP＋DEQE）/（QP＋QE） （6.2-10） 式中，D——亏氧量即 DOf −DO，mg/L； D0——计算初始断面亏氧量，mg/L； DP——上游来水中溶解氧亏值，mg/L； DE——污水中溶解氧亏值，mg/L； u——河流断面平均流速，m/s； x——沿程距离，m； K1——耗氧系数，l/d； C——沿程浓度，mg/L。 DO——溶解氧浓度，mg/L； DOf——饱和溶解氧浓度，mg/L； K1——耗氧系数，l/d； K2——复氧系数，l/d。 图 6.2-1 氧垂曲线示意图 沿河水流动方向的溶解氧分布为一悬索型曲线，通常称为氧垂曲线，如图 6.2-1 所示。氧垂曲线的最低点 C 称为临界氧亏点，临界氧亏点处的亏氧量称为最 大亏氧值。在临界亏氧点左侧，耗氧大于复氧，水中的溶解氧逐渐减少；污染物 浓度因生物净化作用而逐渐减少。达到临界亏氧点时，耗氧和复氧平衡；临界点 右侧，耗氧量因污染物浓度减少而减少，复氧量相对增加，水中溶解氧增多，水 质逐渐恢复。如排入的耗氧污染物过多将溶解氧耗尽，则有机物受到厌氧菌的还 原作用生成甲烷气体，同时水中存在的硫酸根离子将由于硫酸还原菌的作用而成 为硫化氢，引起河水发臭，水质严重恶化。临界氧亏点 xc 的位置为：
86400d61-2n.K2-k K2 K 6.2.2.4河流二维水质模式 1.二维水质方程 (1)顺直均匀河流在顺直均匀的河流中,描述污染物的二维对流扩散的基 本方程为: a2+,C a-c (6.2-11) 若忽略Mc 项的作用,此时方程(6.2-11)简化为: aC=My ay a2c (6.2-12) 横向混合系数M与河流平均水深h和摩阻流速v等因素有关。实用上可近 似用下式估算: 式中,h一一平均水深: a—一横向混合无量纲常数(0.6±50%) -√g,通常约为平均流速的1%数量级 g—重力加速度 J一河流比降; 证—一横断面平均流速。 (2)用累积流量坐标表示的二维水质方程 累积流量的定义为: (62-13) 式中,q—一距一岸的横向距离为y时的累积流量 M一河流横断面的形状系数; h一当地水深 ur—一当地垂向平均流速 横向坐标
178 − − − = 1 2 1 0 0 1 2 2 1 ln 1 86400 K K K C D K K K K u xc 6.2.2.4 河流二维水质模式 1．二维水质方程 （1）顺直均匀河流 在顺直均匀的河流中，描述污染物的二维对流扩散的基 本方程为： x y SK y C M x C M x C u + + = 2 2 2 2 （6.2-11） 若忽略 2 2 x C M x 项的作用，此时方程（6.2-11）简化为： KC y C M x C u y − = 2 2 （6.2-12） 横向混合系数 My 与河流平均水深 h 和摩阻流速 u*等因素有关。实用上可近 似用下式估算： M y = hu* 式中， h ——平均水深； α——横向混合无量纲常数（0.6±50%）； u*—— ghj ，通常约为平均流速的 1%数量级； g——重力加速度； J——河流比降； u ——横断面平均流速。 （2）用累积流量坐标表示的二维水质方程 累积流量的定义为： = y qc y myhudy 0 ( ) （6.2-13） 式中，qc——距一岸的横向距离为 y 时的累积流量； My——河流横断面的形状系数； h——当地水深； u——当地垂向平均流速； y——横向坐标