污水的運動狀態怎麼填

⑴ 如何通過生物相判斷污水處理廠的運行狀況

1）活性污泥的污泥絮粒大、邊緣清淅、結構緊密，呈封閉狀、具有良好的吸附和沉降性能。 絮粒以菌膠團的特殊結構：莢膜、鞭毛、菌毛為骨架，穿插生長一些絲狀菌，但絲狀菌數量遠少於菌膠團細菌， 未見游離細菌、微型動物以固著類纖毛蟲為主，如鍾蟲、蓋纖蟲、累枝蟲等；還可見到楯纖蟲在絮粒上爬動，偶爾還可看到少量的游泳型纖毛蟲等，輪蟲生長活躍。 這是運行正常污水的處理設施的活性污泥生物相，表明污泥沉降及凝聚性能較好，它在二沉池能很快和徹底地進行泥水分離，處理出水效果好。 在形成這種生物相結構時，應加強運行管理，以繼續保持這種運行條件。
2）污泥出現絮體結構鬆散，絮粒變小，觀察到大量的游泳型纖毛蟲類等生物、肉足類生物急劇增加的生物相。 出現這種生物相時，污泥沉降性差，影響泥水分離。 產生原因是由於污泥的負荷過低，菌膠團細菌體的多糖類基質會被作為營養物用於維持生命的需要，從而使絮體結構鬆散，絮粒變小。 若同時觀察到大量的游離細菌的生物相時，則是由污泥負荷過高引起的，這時污水中的營養物質豐富，促使游離細菌生長很好， 絮凝的菌膠團細菌趨於解絮成單個游離菌，以增大同周圍環境比表面，同樣使污泥結構鬆散，絮粒變小。 此外，由於污泥絮粒的解絮或變小容易被微型生物吞噬，使得微型生物因食物的充足而大量繁殖。 對由於污泥負荷過低，應採取減少污泥迴流量、投加營養物質、縮短泥齡等方法提高污泥負荷運行； 對由於污泥負荷過高，則應採取減少進水流量，減少排泥等措施（指針對問題的解決辦法)降低污泥負荷運行。
3）在培菌初期，水中的有機物濃度很高，污泥未形成，這時可觀察到大量的游離細菌及鞭毛蟲， 接著出現掠食很強的游泳型纖毛蟲；隨著培菌的進行，水中有機物濃度不斷降低，游離細菌及鞭毛蟲數量不斷減少， 游泳型纖毛蟲因食物的減少而不斷減少，當出現了固著型纖毛蟲，標志著污泥基本形成。 污水超標處理方案通過物理作用分離、回收廢水中不溶解的懸浮狀態污染物(包括油膜和油珠)的方法，可分為重力分離法、離心分離法和篩濾截留法等。
4）活性污泥中累枝蟲、木盾纖蟲、裂口蟲、鍾蟲的數量呈明顯增長趨勢時，表明出水水質明顯變好。 農村污水如何處理為使污水經過一定方法處理後，達到設定的某些標准，排入水體、排入某一水體或再次使用等的採取的某些措施或者方法等。 在污泥結構鬆散時，常可發現纖毛蟲大量增加，出水混濁；處理的效果較差時，變形蟲及鞭毛蟲類原生動物的數量會大大增加。
5）出現硫菌、螺旋體、扭頭蟲屬時表明溶合氧不足，需要向曝氣池內增加供氧量，提高溶解氧濃度。 當溶解氧濃度超過5mg/L時,出現大量的各種肉足類和輪蟲類,這時應最大化減少曝氣量。
6）當污水濃度和BOD負荷低時，會以游仆蟲屬、旋口蟲屬、輪蟲屬、表殼蟲屬等生物占優勢，標志著硝化正在進行。 出現這種生物相時應及時提高BOD負荷運行。
7）在活性污泥出現惡化情況時，通過調整運行的環境，出現漫遊蟲屬、斜葉蟲屬、管葉蟲屬等生物時，表明活性污泥開始從惡化恢復到正常狀態。
8）就輪蟲屬而言，從污泥解體開始到還有大量殘留絮體存在時都可見。 生活污水處理方法屬於重力分離法的處理單元有沉澱、上浮(氣浮)等，相應使用的處理設備是沉砂池、沉澱池、隔油池、氣浮池及其附屬裝置等。 線蟲大量的出現，與活性污泥老化有關，其表現通常是活性污泥老化的開始階段，在活性污泥老化進入加速期，則看不到其占優勢的現象。
9）當污泥停留時間長，曝氣過量時，處理腐質污水等有機酸多或含油污水時，可觀察到放線菌的出現，它可引起曝氣池發泡。

⑵ 如何提高污水處理到滿負荷

污水的處理負荷一般是指污水處理系統對於進入的污水能夠穩定達標的前提下，內所處理的污水量，或污染容物的總量。
譬如某污水廠設計2000m3/d，進水COD1000mg/L，而實際上來水是1000m3，來水COD2000多，如果處理出水穩定達標，也可以說該系統已達到了滿負荷。
當然這個滿負荷是相對的，設計人員設計說明上會提一下污水處理單元中微生物的有機負荷是多少，池內微生物的濃度是多少，如果你在運行中，通過管理，提高了池內的生物量，提高了它的處理能力，也完全可以超負荷運轉。
一般的設計指標都是運行比較穩定的參數，再高或者低一些，也未嘗不可。
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在負荷的提高過程中，逐漸提高生物量，以及單元去除能力，逐漸增加處理污水量，這個過程就是調試的過程。這個調試的指標是出水水質合格，出水穩定，就可以慢慢增加污水負荷，直到滿負荷運轉。

⑶ 污染物在地下水中的運移

污染物隨地下水在含水層中的運動與遷移是極其復雜的過程。人們通常運用地下水水動力彌散理論來闡述、解釋這些過程。彌散理論是研究多孔介質中溶質的運動、遷移規律，即各種溶質的濃度在多孔介質中時空變化規律。依據這一理論建立起來的數學模型，可以較好地定性或定量地預測含水層中污染物現在或將來的分布狀況。

5.4.1 水動力彌散理論基礎

在多孔介質中，當存在兩種或兩種以上可溶混的流體時，在流體運動作用下其間發生過渡帶，並使濃度趨於平均化，這種現象稱為多孔介質中的水動力彌散現象，簡稱彌散現象。形成彌散現象的作用，簡稱彌散作用。

我們用下面的簡單實驗來舉例說明彌散現象的存在。

取一圓筒，內裝均勻細砂，讓其飽水，並在筒中形成穩定流場。這時（t=0）在筒上端連續地注入濃度為c₀的示蹤劑溶液（該示蹤劑不與筒中物質發生反應），並且保證在注入示蹤劑之前，筒中示蹤劑的濃度為零。整個裝置如圖5.3（a）所示。假設在圓筒砂柱末端測出的示蹤劑的濃度為c_t，並用穿透曲線的形式來表示示蹤劑濃度c_t與時間t之間的關系〔圖5.3（b）〕。如果沒有彌散作用，濃度曲線應該是圖5.3（b）中虛線所示。而實際上，由於存在彌散作用，濃度曲線卻顯示出如圖5.3（b）中實線所示。

圖5.3 室內彌散實驗簡圖

實際上，污染物在含水層中運移時，一般都會發生彌散現象。

造成彌散現象的原因可歸結為：水在介質中流動，介質孔隙系統的復雜微觀形狀、溶質濃度梯度引起的分子擴散、水性質的改變（如粘度、密度等）對速度分布（流速場）的影響。水中溶質與固相顆粒間的相互作用——吸附、沉澱、降解、離子交換、生物化學等過程。

彌散過程主要是分子擴散與機械彌散結合的結果，以下分別予以介紹。

5.4.1.1 分子擴散

分子擴散是物質在物理化學作用下，由濃度不一引起的物質運動現象，它是由不均一向均一發展的過程。不僅在液體靜止時有分子擴散，在運動狀態下同樣也有分子擴散，既有沿運動方向的縱向擴散，也有垂直運動方向的橫向擴散。也就是說，在多孔介質內的整個彌散過程中，始終存在著分子擴散作用。因此，地下水與污水在不發生相對流動時，污水中的污染物質亦會因為有分子擴散作用而進入地下水中。在靜止的流體中，溶質的分子擴散可以用菲克恩第一定律（Fickian law Ⅰ）來描述：

環境地質與工程

式中：φ——擴散通量，即單位時間和面積上溶質的質量流通量，其量綱為M·L^-2·T^-1；

D₀——分子擴散系數，負值為彌散從高濃度區向低濃度區方向進行；

c——溶質的體積濃度；

dc/dx——在x方向上溶質的濃度梯度。

由於在多孔介質中，擴散作用進行得很慢，雖然污染地下水在含水岩層中的彌散，原則上可以由單純的分子擴散作用來實現，但這取決於污染物濃度梯度。如果濃度梯度不是很大，這種彌散實際上是非常緩慢的。

因此，人們多認為如果遷移的距離大於數米或要求預報的期限小於100～200a，則在計算預報污染物的分布時，可以不予考慮分子擴散作用。只有在研究這個過程的延續期很長（大於幾百年）時，或在沒有滲流的條件下研究很短距離的遷移時，或在研究放射性廢物的污染問題時，才應考慮分子擴散作用。

5.4.1.2 對流（擴散）

實際上，對流與彌散總是聯系在一起的，不可分割的，只是為了研究方便起見，我們才把它們區分開來。對流擴散是指污染物質點在含水層中以地下水平均實際流速（亦稱平均流速）傳播的現象，這個速度可以根據達西定律確定：

環境地質與工程

式中：u_x——x方向上的地下水平均實際流速；

k——滲透系數；

n——有效孔隙率；

dh/dl——水力梯度。

5.4.1.3 機械彌散

當污染物質點在孔隙介質中運動時，由於流體粘滯性和固體顆粒的存在，使得流場中各點運動速度的大小和方向都不相同。這種速度矢量的非均一性非常明顯，以至於用平均流速矢量不能很好的描述溶質質點的真實運動狀況。也就是說，流場中有大量偏離平均流速的運動存在。結果，溶質的運移就自然而然地超出了我們用平均流速所預計的范圍，如圖5.4所示。這種流速矢量的非均一性主要與空隙介質特徵有關，可分為以下幾種情況：①由於流體粘滯性的存在，單個孔隙通道中靠近顆粒表面處的流速為零，而通道中心處流速最大，如圖5.5（a）所示；②孔徑大小不同的通道，其最大流速，平均流速各不相同，如圖5.5（b）所示；③流體在多孔介質中流動時，受到固體顆粒阻擋而發生繞行，流速有時也會出現其他方向上的分支和分流，流線相對於平均流動方向產生起伏和偏離，如圖5.5（c）所示。所有這些都使得溶質質點不僅在水流方向上傳播，而且也在垂直於水流方向上傳播。人們把這種溶質質點在微觀尺度上由於流速的變化而引起的相對於平均流速的離散運動，稱為機械彌散。

圖5.4 連續點源示蹤劑在均勻流中傳播

圖5.5 彌散的幾種情況

在非均質含水層中，由於滲流速度分布不均而引起的彌散現象稱為宏觀機械彌散，其機制原則上與機械彌散是一致的，仍然是以流速不均為主要原因，只不過所研究的單元更大而已。如在透水性不同的層狀含水層中，污染水便會沿透水性好的岩層呈舌狀侵入，延伸較遠。在隙寬不等的裂隙含水層中，污水在寬大的裂隙中運移得較快，可以達到很遠的距離。反之，在窄小的裂隙中，污水遷移得慢。

通常假設機械彌散是一個不可逆過程。為了運算上的方便，在數學上我們就可以用類似於費克恩定律的數學表達式來描述它。

環境地質與工程

式中：φ——彌散通量；

c——流場中溶質的體積濃度；

D_n——常數，稱為機械彌散系數，其量綱為［L²T^-1］，負號表示溶質向濃度低的方向傳播。

5.4.1.4 水動力彌散

水動力彌散是由於多孔介質的滲流場速度分布的不均一性和溶質濃度分布的不均一性而造成的溶質相對於平均流速擴散運移的現象。它是一個不可逆過程。

在水動力彌散作用下，污染物濃度隨距污染源的距離增大而減小，在地下水流動方向上縱向流速大於橫向流速，即縱向擴散要大於橫向擴散。

5.4.2 影響污染物在地下水中運移的其他因素

污染物質在地下水中呈兩種類型，反應型和不反應型。不反應型物質（如氯化物）不與地下水和含水層發生反應，其運移只是對流和水動力彌散綜合作用的結果；但對於反應型物質，則必須考慮它在含水層中將發生反應，諸如吸附-解吸、離子交換、沉澱-溶解、氧化-還原以及生物反應。

5.4.2.1 吸附作用

污染物在含水層中運移時，由於介質的吸附，使某些污染物數量減少。屬於這方面的作用主要有：

（1）機械過濾作用：由於介質孔隙大小不一，在小孔隙或「盲孔」中，地下水中的懸浮物、膠體物及乳狀物被機械過濾而截留，使水中這些物質的含量減少。

（2）物理吸附作用：在孔隙介質中，由於岩石顆粒具有表面能，可以吸附水中的陽離子，特別是高度分散的粘性土顆粒，表面能很大，可以吸附大量的離子。還會發生陽離子交換作用，使水中某些離子減少，而另一些離子增加。

（3）化學吸附作用：污水中的某些離子被介質吸附進入其結晶格架中，成為介質結晶格架的一部分，它不可能再返回溶液，從而水中這些離子濃度減小。

（4）生物吸收作用：微生物在地下水中運移情況，一方面取決於微生物在地下水中生存時間的長短，另一方面與岩石顆粒對其吸附性有關。由於岩石顆粒的表面能和靜電力可以吸附大量的微生物。因此，生物（尤其是細菌）在地下水運移過程中濃度迅速降低，其遷移的距離一般不超過數百米。

在對溶質運移進行數學描述時，常將各種吸附作用綜合在一起用一個系數來表示，把它與水動力彌散區分開來。

5.4.2.2 液體的密度和粘滯度的影響

圖5.6 層狀岩層中不同密度液體的傾斜分界面（ρ₁＞ρ₂）

污水在岩層中運移時，彌散帶的形成主要是由於各種彌散作用所致，而彌散過渡帶的發展演化，還要受到液體密度和粘度的影響。

當污水密度與潔凈地下水不同時，在水平岩層的分界面處，由於重力的作用，會使鉛直的分界面逐漸發生傾斜，密度大的重的液體在斜面下方，較輕的則「浮」在斜面之上。當兩者密度差別較大時，重的液體在斜面之下，沿層底可以形成較長的指狀或舌狀侵入，如鹹水的侵入便是這種情況。許多研究者認為在層狀均質岩層中，兩種液體分界面在x軸上的投影長度L_p（圖5.6）與相對密度差、地層性質及滲透時間有關，可得出下列經驗關系式：

環境地質與工程

式中：———相對密度差，=（ρ₁-ρ₂）/ρ₂；

ρ₁，ρ₂——含水層中推擠液體和被推擠液體的密度；

k，m，n——含水層的滲透系數，厚度和孔隙度；

φ——岩層的傾角；

t——推擠運移延續時間；

x——系數，一般為1.4～2.2。

如果時間較長，重的（礦化度高的）液體可以沿層底推進到很遠的距離。例如當k=20m/d，m=25m，n=0.1，ρ₁=1.01g/cm³，ρ₂=1.00g/cm³，取x=1.6，經過10a（t=3 650d）以後分界線的長度（實際上是指狀侵入的長度）可達600m左右。如果污水的礦化度不大，則兩者的密度差小，Δρ＜0.001時，則分界面的長度不會太大，每年僅增加幾米。

密度差不僅影響分界面的形狀，而且對分界面的運動速度也有一定影響，可由下式表示：

環境地質與工程

式中：q——單寬流量，為定流量；其餘符號同前。

在水平岩層中，φ=0，sinφ=0，則V_ρ=q/mn，這與均質液體活塞式推進的運動速度V相等；傾斜運動時，如果與sinφ的符號（正負號）相同，上式中第二項為負，則V_ρ＜V，反

之則V_ρ＞V；污水垂直向下運動時，如由貯污庫中的垂直滲漏，φ=π，sinφ=-1，則

環境地質與工程

這里的是由於密度不同而引起的附加滲透梯度I_ρ=。因此，較重的污水位於淡地下水之上時，在水動力靜止的條件下（I=0，q=0），也會產生污染水的運移，即在重力效應的作用下具有速度

環境地質與工程

運用數據：K=20m/d，m=25m，n=0.1，=0.01來計算較重的污染水從水面沉入到含水層底所需的時間t：

環境地質與工程

由此可見，重的污染水下沉排擠淡水的速度是非常快的。

液體粘度對彌散的影響可以用粘度比M來評價，M=（μ₁/μ₂），其中μ₁為推擠液體（污水）的粘度，μ₂為被推擠液體（潔凈地下水）的粘度。許多實驗資料表明：當密度一定時，M愈大則彌散帶的長度愈小，液體的流速愈大，粘度的影響愈明顯。在純分子擴散中則無影響。當粘度隨水溫下降而增高時，彌散系數也隨之增大。

5.4.2.3 衰變與降解

當研究放射性污染物和有機物在地下水中的運移時，放射性物質的物理衰變和有機物的生物降解會導致它們在地下水中的濃度不斷降低，應當予以考慮。

放射性物質的濃度變化為：

環境地質與工程

式中：C₀——初始濃度，量綱為ML^-3；

C_t——在時間t時的濃度，量綱為ML^-3；

λ_R——放射性物質的衰變常數，T^-1；

t——時間，T。

上式也可以用來描述有機污染物的生物降解過程，但需用生物降解常數λ_c 取代λ_R。

5.4.3 溶質在地下水中運移的基本數學模型

描述溶質在地下水中運移的數學模型可以分為三類：確定性模型、隨機模型和「黑箱」模型。它們是與近代描述地下水運動的數學模型相對應的，但溶質的運移要比地下水的運動更為復雜。本節主要討論溶質運移的確定性模型。

考慮到溶質在運移過程中的對流作用和水動力彌散作用，再結合質量守恆定律，採用空間平均的方法我們就可以導出所謂的對流-彌散方程，它是描述溶質運移的基本數學模型。具體的推導過程如下。

圖5.7 微元體示意圖

在所研究的滲流場中任取一微小的質量均衡體（微元體）（如圖5.7），dt時間內微元體中溶質質量的變化是由三方面引起的。

5.4.3.1 水動力彌散作用

水動力彌散作用由機械彌散和分子擴散作用組成。設φ₁為機械彌散通量，φ₂為分子擴散通量，P為水動力彌散通量，C為滲流場中溶質的濃度，那麼：

環境地質與工程

式中：D=D_n+D₀，D為水動力彌散系數，它是各向異性的，其為二階張量。

環境地質與工程

式（5-10）亦可表示為：

環境地質與工程

在x方向上由於彌散而引起微元體內溶質質量的變化為x斷面流進與x+Δx斷面流出的溶質質量之差M′_x。即：

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式（5-12）中：n為有效空隙度。

同理，在y和z方向上有：

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在Δt時間內由於彌散，整個微元體中溶質質量的改變數為：

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5.4.3.2 對流作用

令u代表地下水實際平均流速。在x方向上，由於水的平均整體運動而引起的微元體內溶質質量的變化M″_x為：

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所以對流作用所引起的微元體中溶質質量的變化M″為：

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5.4.3.3 吸附作用及其他

假設由於化學反應（如吸附作用等）或其他原因，單位時間單位體積地下水中溶質質量的變化量為W，那麼Δt時間內微元體中由此而引起的溶質質量的變化量I為：

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假設點（x，y，z）附近t時刻溶質濃度的變化率為，則在Δt時間內，微元體中溶質質量的變化量M為：

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依質量守恆定律應有：

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將以上各式同時代入（5-20）中即得：

環境地質與工程

假定彌散主方向與坐標軸一致，那麼：

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將（5-22）代入（5-21）中有：

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方程（5-23）就稱為對流-彌散方程（或水動力彌散方程）。

考慮密度變化，不考慮化學作用等因素的情況下，對流-彌散方程可以表示為：

環境地質與工程

式中：K=D/n，ρ為液體的密度，u為地下水的實際平均流速。

上述水動力彌散方程是定量描述溶質在地下水中運移的基本數學模型，它是一個二階非線性偏微分方程。其求解方法一般可分為解析解、半解析解和數值解法3種。且實際發生的地下水污染問題又是十分復雜的（如污染源有點源、線源、面源和多點源等）；其注入方式有瞬時的，也有連續的；含水層環境也是多變的。對此已有頗多的有關論著作了較全面的精闢論述可供參考，由於篇幅所限，這里不再介紹。