污水處理衰減系數從哪裡查

❶ 針對水危機的產生,如何有效的保護和利用水資源

水資源保護的核心是根據水資源時空分布、演化規律,調整和控制人類的各種取用水行為,使水資源系統維持一種良性循環的狀態,以達到水資源的永續利用。水資源保護不是以恢復或保持地表水、地下水天然狀態為目的的活動,而是一種積極的、促進水資源開發利用更合理、更科學的問題。水資源保護與水資源開發利用是對立統一的,兩者既相互制約,又相互促進。保護工作做得好,水資源才能永續開發利用；開發利用科學合理了,也就達到了保護的目的。
方法
水資源保護工作應貫穿在人與水的各個環節中。從更廣泛地意義上講,正確客觀地調查、評價水資源,合理地規劃和管理水資源,都是水資源保護的重要手段,因為這些工作是水資源保護的基礎。從管理的角度來看,水資源保護主要是「開源節流」、防治和控制水源污染。它一方面涉及水資源、經濟、環境三者平衡與協調發展的問題,另一方面還涉及各地區、各部門、集體和個人用水利益的分配與調整。這裡面既有工程技術問題,也有經濟學和社會學問題。同時,還要廣大群眾積極響應,共同參與,就這一點來說,水資源保護也是一項社會性的公益事業。
通過各種措施和途徑，使水資源在使用上不致浪費，使水質不致污染，以促進合理利用水資源。主要保護措施有：農業措施、林業措施、水土保持和工程措施。

❷ 哪些水生植物可以凈化水體污染

《水生植物對污染物的清除及其應用》 人類的活動會使大量的工業、農業和生活廢棄物排入水中，使水受到污染。水污染可根據污染雜質的不同而主要分為化學性污染、物理性污染和生物性污染三大類，基本上以化學性污染為主。具體污染雜質有無機污染物質、無機有毒物質、有機有毒物質、植物營養物質等。而對於這些污染物的清除中，水生植物起著非常重要的作用。 水生植物指生理上依附於水環境、至少部分生殖周期發生在水中或水表面的植物類群。水生植物大致可區分為四類：挺水植物、沉水植物、浮葉植物與漂浮植物。而大型水生植物是除小型藻類以外所有水生植物類群。水生植物是水生態系統的重要組成部分和主要的初級生產者，對生態系統物質和能量的循環和傳遞起調控作用。它還可固定水中的懸浮物，並可起到潛在的去毒作用。水生植物在環境化學物質的積累、代謝、歸趨中的作用也是不可忽視的。用水生植物來監測水生污染、對污染物進行生態毒理學評價及其進入生物鏈以後的生物積累、修飾和轉運，對植物生態的保護和人畜健康方面有非常重要的意義[1]。 1 水生植物對污染物的清除 1.1 水生植物對氮磷的清除 湖泊富營養化已成為一個世界性的環境問題。利用水生大型植物富集氮磷是治理、調節和抑制湖泊富營養化的有效途徑之一。湖泊水環境包括水體和底質兩部分，水體中的氮磷可由生物殘體沉降、底泥吸附、沉積等遷移到底質中。對過去的營養狀況的追蹤表明，水生植物可調節溫度適中的淺水湖中水體的營養濃度[2]。而大型沉水植物則通過根部吸收底質中的氮磷，從而具有比浮水植物更強的富集氮磷的能力。沉水植物有著巨大的生物量，與環境進行著大量的物質和能量的交換，形成了十分龐大的環境容量和強有力的自凈能力。在沉水植物分布區內， COD、BOD，總磷、銨氮的含量都普遍遠低於其外無沉水植物的分布區 [3]。而漂浮植物的緻密生長使湖水復氧受阻，水中溶解氧大大降低，水體的自凈能力並未提高，且造成二次污染，影響航運。挺水植物則必須在濕地、淺灘，湖岸等處生長，即合適深度的繁衍場所，具有很大的局限性。 不同的沉水植物對水體中的總氮總磷均有顯著的去除作用。在關於常見沉水植物對滇池草海水體（含底泥）總氮去除速率的研究中發現：物種去除能力的大小順序依次為伊樂藻＞苦草＞狐尾藻＞篦齒眼子菜＞金魚藻＞菹草＞輪藻。隨著時間的延長，水體中總氮濃度呈負指數形式衰退，且在實驗的總氮濃度范圍內（2.628～16.667 mg/L）每種沉水植物的去除速率隨總氮濃度的增加而增加[4]。此外，黑藻（Hydrilla verticillata (L.f.) Royle）對磷的需求較低，並可利用重碳酸鹽作為光合作用的碳源[5]。 磷吸收是主動過程[6]。在亞熱帶濕地中，磷主要是在植物內流動，而氮主要是通過沉積作用和反硝化作用進行流動。對於夏季浮游植物（主要是外來藍藻），磷是限制因子。據推測：磷循環強烈依賴於大型植物的調節；底泥中磷的衰竭影響植物香蒲（Typha domingensis）的減少，而隨後磷的有效性的增加又使其重現[7]。在對東湖的圍隔實驗中，結果顯示了沉水植物在磷營養滯留物中的關鍵地位[8]。沉水植物均能從葉、根狀莖（主要是葉）來去除水中的標記碳，從而促進了流水生境中碳的吸收、遷移和釋放[9]。淡水沉水植物系統對營養物的去除有很好的作用：對氮主要是通過反硝化作用，對磷則是生物吸收和隨後的植株收獲[10]。 1.2 水生植物對重金屬的清除 水生植物對重金屬Zn、Cr、Pb、Cd、Co、Ni、Cu等有很強的吸收積累能力。眾多的研究表明，環境中的重金屬含量與植物組織中的重金屬含量成正相關，因此可以通過分析植物體內的重金屬來指示環境中的重金屬水平。戴全裕在20世紀80年代初從水生植物的角度對太湖進行了監測和評價，認為水生植物對湖泊重金屬具有監測能力。水生大型植物以其生長快速、吸收大量營養物的特點為降低水中重金屬含量提供了一個經濟可行的方法，例如可以通過控制浮萍（Lemna minor）的濃度使有機和金屬工業廢物的含量降低到最小 [11]。在室內實驗中，浮萍（Lemna gibba）可大幅度降低廢水中的鐵和鋅，對錳的去除效率達100%[12]。浮萍對重金屬的富集程度超過了藻類和被子植物Azolla filliculoides，尤其是鋅的富集系數很高，植株內的濃度比外面培養基內高2700倍[13]。 重金屬在植物體內的含量很低，且極不均勻。在同一湖泊中，不同種類的水生植物含量差別很大；同一種類在不同湖泊中，水生植物體內的重金屬含量相差也很大。水生植物的富集能力順序一般是：沉水植物＞浮水植物＞挺水植物。植物對重金屬的吸收是有選擇性的。當必需元素Zn和Cd與硫蛋白中巰基結合時，Cd可以置換Zn。所以Zn/Cd值是一個反映植物積累能力的很好指標，同時也間接地指示了對植物的破壞程度。實驗證明，沉水植物和浮水植物盡管能夠吸收很多重金屬，特別是Cd的吸收，但是這種吸收不斷增加會導致營養元素的喪失，如果程度嚴重，會導致植物死亡。所以沉水植物和浮水植物適合在低污染區域作為吸收重金屬的載體，同時可以監測水體重金屬含量[14]。 此外，水生植物會控制重金屬在植物體內的分布，使得更多的重金屬積累在根部。水生植物根部的重金屬含量一般都比莖葉部分高得多。但也有例外的情況，這可能與它們不同的吸收途徑有關。對藻類吸收可溶性金屬的動力學機制已經研究得比較清楚。藻類對金屬的吸收是分兩步進行的：第一步是被動的吸附過程（即在細胞表面的物理吸附或離子交換），發生時間極短，不需要任何代謝過程和能量提供；第二步可能是主動的吸收過程，與代謝活動有關，這一吸收過程是緩慢的，是藻細胞吸收重金屬離子的主要途徑。藻類大量富集重金屬，同時沿食物鏈向更高營養級轉移，造成潛在的危險，但另一方面，又可以利用這一特點來消除廢水中的污染。重金屬以各種途徑進入自然水體，其對水體危害是十分嚴重的，因此利用藻類凈化含重金屬廢水具有重要的意義[15]。 金屬不同於有機物，它不能被微生物所降解，只有通過生物的吸收得以從環境中除去。植物具有生物量大且易於後處理的優勢，因此利用植物對金屬污染位點進行修復是解決環境中重金屬污染問題的一個很重要的選擇。植物對重金屬污染位點的修復有三種方式：植物固定，植物揮發和植物吸收。植物通過這三種方式去除環境中的金屬離子。有關水生植物對放射性核素的積累也有報道，如Whicker等發現水生大型植物石蓮花（Hydrocotyle spp.）比其他15種水生植物積累137Cs和90Sr的能力強[16]。用拂尾藻（Najas graminea Del.）吸收銅、鉛、鎘、鎳等金屬發現，吸收過程在約0.01 min-1 恆定速率下與 Lagergren動力模型相關，同時平衡結果和朗繆爾（Langmuir）吸收等溫線相關[17] 。 1.3 水生植物對有毒有機污染物的清除 植物的存在有利於有機污染物質的降解。水生植物可能吸收和富集某些小分子有機污染物，更多的是通過促進物質的沉澱和促進微生物的分解作用來凈化水體。農業污染是一種「非點狀源」的污染，大多數農業污染物包括來自作物施肥或動物飼養地的氮磷以及農葯等。對除草劑莠去津來說，它在環境中大量存在，小溪中一般為1～5 μg/L，含量較高時為20 μg/L，而靠近農田的區域達500 μg/L，甚至1 mg/L[18]。水生大型植物常生長在施用點附近，農葯濃度很高，暴露時間很長，所以水生大型植物和浮游植物對於莠去津比無脊椎動物、浮游動物和魚類更敏感。高等植物雖不能礦化莠去津，但可以用不同的途徑來修飾。Zablotowics等[19]在研究藻類對伏草隆的降解中發現，纖維藻和月芽藻能使阿特拉津去烴基。衣、綠藻屬也能降解阿特拉津[20]。一種高忍耐性地衣(Parmelia sulcata Taylor)的藻層比率的變化可顯示出當地空氣污染的變化[21]。毒死蜱(chlorpyrifos)在伊樂藻(Elodea densa)和水體中的分布表明，水生植物可吸收有機成分並有將其從水生環境中去除的能力[22]。金魚藻(Ceratophyllum demersum)對滅害威的吸著能力的研究中，生長活躍的小枝是老枝吸收的5倍。膜構造及其完整性好象是重要的決定因子[23]。水生植物對RHC,DDT，PCBs殘留的吸收和積累中，果實比植株，葉比根貯存更多[24]。 某些植物也可降解TNT。據Best等報道，對受美國依阿華陸軍彈葯廠爆炸物所污染的地表水進行水生植物和濕地植物修復的篩選與應用研究中發現，狐尾藻屬植物（Myriophyllum aquaticum Vell verdc）的效果甚佳。Roxanne等研究了受TNT污染地表水的植物修復技術，在所用濃度為1、5、10 mg/kg的土壤條件下，與對照相比，利用植物的降解，移除量可達100%。William等研究了植物對三氯乙烯（TCE）污染淺層地下水系的氣化、代謝效應，結果發現，污染場所中所有採集的植物樣品都可檢測出TCE的氣化揮發以及3種中間產物。Aitchison等發現，水培條件下雜交楊的莖、葉可快速去除污染物1，4-二氧六環化合物，8 d內平均清除量達54%[25]。 多環芳香烴化合物(PAHs)是一大類有機毒性物質。在浮萍，紫萍，水葫蘆，水花生，細葉滿江紅等5種水生植物中，均受到萘的傷害，隨萘濃度的增加而傷害程度加深，其中水葫蘆受害最輕，所以對萘污染的凈化可作為首選對象。而浮萍的敏感性最大，可用作萘對水生植物的毒性檢測 [26]。此外水生植物也可有效消除雙酚、酞酸酯等環境激素和火箭發動機的燃料庚基的毒性。浮萍(Lemna gibba)在8 d內把90%的酚代謝為毒性更小的產物[27]。COD的去除效率由對照組的52%～60%上升為74%～78%[28]。鉻，銅，鋁等金屬的存在也可不同程度地影響浮萍對COD的去除效率[29]。 1.4 水生植物與其他生物的協同作用對污染物的清除 根系微生物與鳳眼蓮等植物有明顯的協同凈化作用。一些水生植物還可以通過通氣組織把氧氣自葉輸送到根部，然後擴散到周圍水中，供水中微生物，尤其是根際微生物呼吸和分解污染物之用。在鳳眼蓮、水浮蓮等植物根部，吸附有大量的微生物和浮游生物，大大增加了生物的多樣性，使不同種類污染物逐次得以凈化。利用固定化氮循環細菌技術（Immobilized Nitrogen CyclingBacteria，INCB），可使氮循環細菌從載體中不斷向水體釋放，並在水域中擴散，影響了水生高等植物根部的菌數，從而通過硝化-反硝化作用，進一步加強自然水體除氮能力和強化整個水生生態系統自凈能力。這對進一步研究健康水生生態系統退化的機理及其修復均具有重要意義[30]。 水生大型植物能抑制浮游植物的生長，從而降低藻類的現存量。在水生態環境中，水生高等植物對藻類的抑製作用較為明顯。主要表現在兩個方面：一是藻類數量急劇下降；二是藻類群落結構改變。水生植物與藻類在營養、光照、生存空間等方面存在競爭。除人工控制和低溫等條件下，一般是水生植物生長占優勢。 水生植物與藻類之間的相生相剋（異株克生現象）作用在污水凈化和水體生態優化方面有重要應用潛力。顧林娣等[31]發現苦草能分泌生化抑制物質，且抑製作用的大小和種植水濃度呈正相關。在淺水湖泊中種植苦草等高等植物，放養適量的魚類，這樣就既可以保護水質，又可以發展漁業生產，增加經濟效益。不僅如此，野外實驗和實驗室研究還表明，鳳眼蓮等水生植物還通過根系向水中分泌一系列有機化學物質。這些物質在水中含量極微的情況下即可影響藻類的形態、生理生化過程和生長繁殖，使藻類數量明顯減少。有害植物(Typha spp.)常覆蓋濕地和其他淡水環境，造成物種單一。這種香蒲侵入的一個重要機制就是向周圍環境中釋放相生相剋物質——植物毒素[32]。利用植物分泌物和植物周圍的微生物與藻類間的相生相剋關系，來去除藻類。這對於富營養化水體污染的防治和治理，水生態系的恢復和重建很有意義[33]。 1.5 水生植物的其他凈水（改善水質）功能 水生植物在不同的營養級水平上存在維持水體清潔和自身優勢穩定狀態的機制：水生植物有過量吸收營養物質的特性，可降低水體營養水平；減少因為攝食底棲生物的魚類所引起沉積物重懸浮，降低濁度。水生植物的改善水質的功能，如穩定底泥、抑藻抑菌等，也具有重要的實踐意義。氧氣是一種非常重要的物質。水體富營養化引起的藻類水華造成水體透明度降低，飲用水質量下降。組織缺氧使大型植物退化，減少了水生植物多樣性。海洋底層大陸架的缺氧，使海底生物大量死亡，給當地經濟和人類生存帶來了嚴重的威脅。沉水植物與沉積物、水體流動間有緊密聯系。在生態系統中，它能起到提高水質，穩定底泥，減小渾濁的作用[34]。 2 水生植物在污染治理中的應用 2.1 人工濕地 介質、水生植物和微生物是人工濕地的主要組成部分。其中的水生植物除直接吸收利用污水中的營養物質及吸附、富集一些有毒有害物質外，還有輸送氧氣至根區和維持水力傳輸的作用。而且水生植物的存在有利於微生物在人工濕地縱深的擴展。污水中的氮一部分被植物吸收作用去除，同時可利用態磷也能被植物直接吸收和利用。通過對水生經濟作物的不斷收獲，從而移出氮、磷等污染物。同時發達的水生植物根系為微生物和微型動植物提供了良好的微生態環境，它們的大量繁殖為污染有機物的高效降解、遷移和轉化提供了保證。介質、水生植物和微生物的有機組合，相互聯系和互為因果的關系形成了人工濕地的統一體，強化了濕地凈化污水的功能[35]。 利用人工濕地和水生大型植物來凈化水體，作為一種凈化技術，日益受到關注。它可以創立豐富的生態系統和最小的環境輸出。可以保護環境，具有運行費用低和令人滿意的凈化效率等特點。一個水生植物系統需要大量區域、設計規格和維護方法，從而達到單位面積上的最適宜的優化效應。這在日本的琵琶湖(Lake Kasumigaura)已經進行了三年的實驗[36]。在匈牙利，人工濕地主要有三種類型：空白水面系統、潛流系統和人工漂移草地系統。在Nyirbogdány的污水處理系統中，COD的去除速率平均約為60%，水質達自然水體標准[37]。 2.2 生物修復 生物修復（Bioremediation）是新近發展起來的一項清潔環境的低投資、高效益、應用方便、發展潛力較大的新興技術。它利用特定的生物（植物，微生物或原生動物）吸收，轉化，清除或降解環境污染物，實現環境凈化，生態效應恢復的生物措施。對無機（主要是重金屬）污染的生物修復主要是通過植物途徑，又稱植物修復（Phytoremediation），而對有機污染的生物修復則主要靠微生物的降解，吸收與轉化等途徑。雖然強調限制性排放，加強廢物管理，然而隨著人口的持續增長，工農業的迅速發展以及都市化的不斷擴大，對水體的有機污染仍呈大幅度增長趨勢。特別是近年來大量使用生物異源物質（Xenobiotics），因抗性強，難以被微生物分解，使污染環境的恢復更加困難[38]。 2.3 穩定塘 穩定塘法也叫生物塘、氧化塘，是通過人工控制生物氧化過程來進行污水處理的工藝，具有基建投資少、處理過程簡單、易管理等特點，在中小型常規污水處理領域具有廣泛的應用前景。它主要利用菌藻的共同作用處理廢水中的有機污染物。穩定塘可用於生活污水、農葯廢水、食品工業廢水和造紙廢水等的處理，效果顯著穩定。吳振斌等[39，40]用綜合生物塘系統處理城鎮污水，結果發現COD、BOD、TSS、N、P等污染組分去除效率較高，細菌、病毒及誘變活性明顯下降。在污水凈化的同時，收獲大量的水生植物及魚，蚌等水產品。 小型綜合強化氧化塘通過採用物理化學與生物相結合的方法，將爐渣吸附和水生植物水葫蘆運用於氧化塘處理印染廢水，取得了良好的效果，COD 去除率達76.5%，色度脫色率高達96.9%。經處理後的廢水達到國家綜合排放一級標准。而單位處理量投資和運行費用只有活性污泥法的1/10，因此採用這種方式投資省、運轉費用低、處理效果好、管理方便、環境與經濟效益顯著[41]。另外，從小規模生產實驗可以得出，應用好氧接觸氧化，顫藻附著生物床和水生植物聯合的生物處理新工藝對去除雞糞厭氧發酵液中的COD，氨氮和其他如磷、鉀、錳、鋅、鎂元素及色素等有很好的效果，能使處理後的廢水達GB 8978—88污水綜合排放標准。其中顫藻附著生物床脫氮效果最好，且可回收作為良好的牲畜飼料。而水生植物塘由於漂浮植物體的龐大的須根系，極高的生長速率和巨大的生物量都有利於吸附、吸收水中的污染物，從而對COD的去除作用較強，平均達71.7%[42]。 2.4 水質凈化 水質凈化技術已成為養魚工業可持續發展的瓶頸與籌碼。20世紀80年代以來，已有利用浮游植物凈化養殖污水的研究報道。但因藻水分離困難，使這種微藻凈水模式在循環水養魚系統中的應用受到限制。而大型植物則具有凈化水質、節省能源和收獲餌料的綜合效果[43]。高等水生植物對水環境中的污染物具有較強的吸收作用，其效能因植物種類及處理組合方式不同而異。高等水生植物凈水效果的高低依賴於各自生理活性的增強（主要體現在酶活性的提高）。 鳳眼蓮、水浮蓮、紫萍等植物在溫暖季節生長繁殖極快，能迅速覆蓋水面，凈化效果好。水花生、蘆葦等抗性較強，種群密度大，凈化效果較好，並具有抵抗風浪和分隔水面等功能。伊樂藻，菹草等沉水植物在水下生長不影響水的透光，還通過光合作用向水中提供大量氧氣，並且在低溫季節也可很好生長。水花生、槐葉萍、浮萍等植物的抗寒性較強。蓮藕等本身即具有一定的經濟價值[44]。 2.5 湖泊治理與植被修復 沉水植物可以明顯改善水體的理化性質。它的存在有效降低了顆粒性物質的含量，可改善水下光照條件，使透明度保持在較高水平，水體電導率也相對較低。水生植物還可以增強底質的穩定和固著。有人發現在熱帶地區，把水生植物和生物固定膜結合起來的處理系統在適宜的地帶非常地適用[45]。在比利時的佛來德斯的eekhoven水庫，水生植物還被用於預過濾停滯水庫的生物調節[46]。在乾燥氣候下，兩種高等水生植物Typha latifolia 和Juncus subulatus 都表現出較高的凈化效率，其多孔性也有助於污水的過濾[47]。 對於淺水湖泊而言，重建水生植被是富營養化治理和湖泊生態恢復的重要措施。我國的湖泊已有約65%呈現富營養狀態，還有約29%正在轉向富營養狀態。對其治理，必須考慮利用水生植物的自身治污特性。水生植物可以顯著提高富營養水體的水質，對有毒的有機污染也有明顯的凈化作用。恢復以沉水植物為主的水生植被是合理有效的水質凈化和生態系統恢復的重要措施，在這個方面已有人做了不少工作[48]。 沉水植被(Submersed Aquatic Vegetation，SAV)的建立主要受限制於芽植體的有無，而水體的透明度和沉積物中的營養（尤其是N）的水平是植物群落建立的關鍵[49]。馬劍敏等[50]在1993—1995年間對武漢東湖的布圍和網圍受控生態系統中的植被恢復、結構優化及水質進行了初步研究。結果發現：控制養殖規模是恢復水生植被的前提；在受控生態系統中，水生維管束植物生物量增加，生長良好的水生維管束植物能使水中N、P濃度明顯降低；恢復水生植被時，應以沉水植物為主體，蓮、蘆葦、苦草、狐尾藻和金魚藻適應性較強，可作為重建水生植被的物種。而渾濁是影響恢復的因素之一，光合有效水平對莖生長最重要[51]。Kahl通過衰退模型來確定光衰減系數是否與預計的5%透光區相異，從而作為沉水植物治理和修復的重要參考[52]。通過對博斯騰湖的研究表明，水面上有水生植物生長時，其蒸發蒸騰量低於自由水面的蒸發量，而且降低了水體的礦化度並凈化了水體，並且可為養殖業提供大量優質飼料。利用植被改善其生態環境，投資少，效益明顯而持久[53]。研究還表明，水生植物床對於低透明度河流中顆粒性有機物質(Particulate Organic Matter，POM)的保持和短期貯存在不同空間層次上有重要作用。其重要性因草床密度、表面覆蓋率及葉落時間的不同而有差異[54]。 3 小結與展望 綜上所述，水生植物能夠不同程度地清除被污染水體的氮、磷，重金屬及有機污染物，並在污水治理中得到了廣泛的應用。通過分析水生植物對水中氮、磷等營養元素和污染物的吸收及分解作用，可選擇不同的水生植物及其組合來適應不同的受污染水體。還可通過控制水生植物的數量來調控凈化能力的大小，以修復受污染水體並保持水質。 科學的管理和轉化利用是治理的關鍵。如適量的水葫蘆生長有利於水質的凈化，在水葫蘆長到適當的時候就需要適時打撈，並通過發酵轉化等後續技術將之轉化利用，防止其腐爛造成的二次污染。沉水植物的治理對湖泊生態系統有著重大影響，但如果缺乏反饋機制結果會更惡劣 ，因為大量的沉水植物的生長也會帶來負面影響。對過多的大型植物生長可採用機械收割、沖刷、抽乾等措施。 http://www.chinacitywater.org/bbs/viewthread.php?tid=14902&extra=page%3D1

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❹ 污水處理中出水溶解性BOD5的計算問題

前提：溶解性BOD計算的關鍵是計算顆粒性BOD。出水中顆粒性BOD的主要來源認為是污泥的衰減部分。

1、 對Se=Sz-7.1*Kd*f*Ce 的解釋
（1）Sz，出水總BOD5，
（2）Kd，污泥自氧化系數（衰減系數），一般取0.06，一般范圍0.05-0.1，單位是1/d，含義是單位時間內單位重量污泥有多少死亡（衰竭）而成為顆粒物。
（3） f，MLSS(TSS)中MLVSS（VSS）所佔比例，總懸浮物中活性微生物（污泥）的質量比例，這個值的發內較大，你看的那本書上推薦為0.75，《排水工程》（下）的推薦是：高負荷活性污泥系統0.8，延時曝氣系統為0.1，其他活性污尼處理系統，在一般負荷條件下，可取值0.4。
（4）Ce為出水MLSS，假定為30mg/L（Sz=Ce？這是誤解，絕對是巧合，只是例題上給了相同的數值，Ce是總懸浮物濃度）
（5）7.1是5×1.42，1.42是單位的生物量（MLVSS、VSS）氧化需要的氧量，5是BOD的測定需要時間，這里是5日。

因此，上面計算公式中Kd*f*Ce表示的就是1d內1g污泥的衰減量。

2 對Se=Sz-1.42(VSS/TSS)*TSS*[1-e^-(0.23X5)] 的解釋

（1）VSS/TSS=f（第一個公式），
（2）TSS=Ce（第一個公式）。
（3）0.23是好氧系數，5是BOD測定時間。

和上面的公式的區別在於7.1*Kd變成了1.42*[1-e^-(0.23X5)],實際上就是5×Kd和[1-e^-(0.23×5)]的差別。他們的含義是相同的就是5天內活性污泥的衰減量。

目前我還沒有找到第二個公式的來源，不過有文獻說這個公式只能適合於氧化溝工藝設計使用，但是《城市污水廠處理設施設計計算》在p120 設計A/O的時候也採用了，還不知道誰正確。等我有了答案再告訴你。

❺ 排水工程設計

排水工程設計應在滑坡或崩塌防治總體方案基礎上，結合地質、水文地質條件及降水條件，制訂地表排水、地下排水或二者相結合的方案。當地質條件和水文地質條件復雜時，排水工程對於滑坡或崩塌穩定系數的提高值可不作為設計依據，但可作為安全儲備加以考慮。

（一）地表排水工程設計

1.地表排水工程

地表排水工程包括排水溝、截水溝、自然邊溝、急流槽和跌水。

（1）排水溝

排水溝是指位於滑坡體或崩塌體上的地表排水設施，用於排泄滑坡體或崩塌體上由降水、泉水等轉化的坡面水流或者由截水溝所排出的水流。

排水溝斷面形狀可為矩形、梯形、復合形及U形等。矩形、梯形斷面的排水溝易於施工，維修清理方便，具有較大的水力半徑和輸移力，在設計時應優先考慮。當坡面較緩時，宜採用梯形排水溝；當坡面陡峻時，宜採用矩形排水溝。

改變排水溝的設置方向可以調整水流速度。一般來說，對於水流速度接近2m/s的排水溝，可以採用圓弧彎曲的方法來改變水流方向，圓弧半徑不應小於3倍的排水溝寬度；對於流速大於2m/s的排水溝，可以採用增大圓弧半徑來實現。為了不使水流溢出，也可通過留足出水高度或採用多級跌水來實現排水溝方向的改變。

（2）截水溝

當滑坡或崩塌體上方地表徑流量較大時，應設置攔截地表徑流的截水溝。截水溝應結合地形和地質條件沿等高線布置。如果滑坡體的界限基本明確，應在滑坡體的周界外設置截水溝。公路排水設計規范規定，截水溝坡度為（1∶1.0）～（1∶1.5），溝底寬度和溝的深度不宜小於0.5m。地質條件較差，有可能產生滲漏或變形時，應採取相應的防護措施。截水溝長度以200～500m為宜，超過500m時，可在中間適宜位置設置泄水口，由急流槽或急流管分流排引。截水溝的水流一般通過急流槽匯入排水溝、自然邊溝中。

截水溝的斷面形狀一般為矩形或梯形。當自然斜坡較緩時，宜採用梯形截水溝；當山坡陡峭時，宜採用矩形排水溝。

對於多級挖方邊坡，每級邊坡的平台均設置平台截水溝，平台截水溝一般有兩種設計：上凸式和下凹式。平台截水溝常通過急流槽將水引至自然邊溝或截水溝中。

（3）自然邊溝

自然邊溝是指位於滑坡體或崩塌體下方坡腳處或公路邊的已有排水設施，用於排泄排水溝、截水溝匯集的水流。

以往的設計，各級公路的邊溝都習慣採用梯形（土質）和矩形（岩質）橫斷面。具體採用何種形式應按公路等級、所需排水設計流量、設置位置和土質或岩質選定。但對高速和一級公路，在行駛車輛偏離出路基時，梯形和矩形邊溝容易造成較大的安全事故，宜採用淺三角形或碟形橫斷面；而流量大，過水斷面相應較大時，為減少開挖量，可採用設有槽蓋板的矩形橫斷面。

邊溝縱坡坡度通常與路線縱坡坡度相同或相近。設計時縱坡坡度、出水口位置和溝壁的允許流速或沖刷防護，三者綜合考慮，相互協調一致。

自然邊溝一般宜通過急流槽與排水溝或自然水渠相接。

（4）急流槽

急流槽是集中排泄流水的重要設施，在滑坡或崩塌防治中，急流槽一般有3種類型：截水溝接排水溝的急流槽、截水溝接邊溝的急流槽、排水溝接邊溝的急流槽。

公路排水設計規范對急流槽作了以下規定：

1）急流槽可採用由漿砌片石或混凝土預製件鋪砌的矩形橫斷面。漿砌片石急流槽的槽底厚度為0.2～0.4m，槽壁厚度0.3～0.4m，混凝土急流槽的厚度可為0.2～0.3m。槽頂應與兩側斜坡表面齊平。槽深最小0.2m，槽底寬最小0.25m，槽底每隔2.5～5.0m設置一個凸榫，嵌入坡體內0.3～0.5m，以免槽體順坡下滑。

2）當急流槽縱坡坡度大於1∶1.5時，宜採用金屬管，管徑至少20cm。各節急流管用管樁錨固在坡體上，其介面應做防水聯結，以免管內水流滲漏或沖刷坡面。

3）急流槽或急流管的進水口與溝渠泄水口之間做成喇叭口式聯結，變寬段應有至少15cm的下凹，並做鋪砌防護。急流槽或急流管的出水口處應做消能設施，可採用混凝土或石塊鋪築的消力坪或消力池。

圖2－1為典型的急流槽設計。

（5）跌水

跌水為人工排水溝的特殊形式，用於陡坡地段，溝底縱坡可達100％，是山區崩塌或滑坡防治中地表排水常見的結構物。因縱坡大、水流急、沖刷嚴重，故跌水必須用漿砌塊石或水泥混凝土砌築，且應埋設牢固。

圖2－1 典型的急流槽設計（單位：cm）

在跌水的結構設計中，可採用單級跌水設計和多級跌水設計，如圖2－2、圖2－3所示。

2.地表排水工程的布設

對於滑坡體，地表排水工程一般由外圍截水溝和地表排水溝組成。外圍截水溝應設置在滑坡體後緣，遠離周界裂縫5m以外的穩定斜坡坡面上，依地形而定，多呈環形；地表排水溝設置在滑坡體上，依地形而定，平面上呈「人」字形。地表排水溝與外圍截水溝相連通或不連通均可。

圖2－2 涵洞排水單級跌水

圖2－3 等截面多級跌水

對於崩塌體，因其坡面較陡，故一般僅設置外圍截水溝，而不設置地表排水溝。外圍截水溝應設置在崩塌體可能發展的邊界以外，遠離邊界5m以上的穩定斜坡坡面上，依地形而定，多呈環形。

外圍截水溝和地表排水溝均要與坡腳邊溝連接，使截排的地表水匯入自然邊溝後流出滑坡或崩塌區。

3.設計徑流量的確定

（1）計算公式

可根據中國水利科學院水文研究所提出的小匯水面積設計流量公式計算。計算公式為

地質災害防治技術

式中：Q_p為設計頻率地表水匯流量（m³/s）；Φ為徑流系數；S為設計降雨強度（mm/h）；F為匯水面積（km²）；T為流域匯流時間（h）；n為降雨強度衰減系數。

當缺乏必要的流域資料時，可按中國公路科學研究所提出的經驗公式計算。即

當F≥3km²時，公式為

地質災害防治技術

當F<3km²時，公式為

地質災害防治技術

（2）參數取值

1）設計降雨強度（S）的計算公式及方法可參見《公路排水設計規范》（JTJ 018—97）。

2）匯水面積（F）由等高線確定。對於已治理過的滑坡或崩塌，必須考慮以前治理方法對匯水面積的影響。例如，在上游已設置截水溝，則由於截水溝的作用，使匯水面積增大，因此設計排水系統時，應按增大了的匯水面積考慮。

3）徑流系數（Φ）為徑流量與總降水量的比值，可按匯水范圍內的地表種類由表2－1確定。當匯水范圍內有多個地表種類時，應按各個地表種類的面積加權平均徑流系數取值。

表2－1 徑流系數（Φ）經驗數值一覽表

4.排水溝管的水力學計算

排水溝管的水力學計算的目的是根據設計徑流量，確定溝管的斷面尺寸，並復核其流速是否滿足允許值。

（1）溝管水力半徑

計算公式為

地質災害防治技術

式中：R為水力半徑（m）；ω為過水斷面面積（m²）；X為過水斷面中水與溝管相接觸部分的周長（m）。

常用溝管水力半徑和過水斷面面積按表2－2確定。

表2－2 溝管水力半徑和過水斷面面積計算總表

續表

（2）溝管泄水能力

溝管的泄水能力計算公式如下：

地質災害防治技術

式中：Q為設計的泄水能力（m³/s）；v為平均流速（m/s）；ω為過水斷面面積（m²）。

上式中的平均流速（v）可按曼寧公式確定：

地質災害防治技術

式中：v為平均流速（m/s）；R為水力半徑（m）；I為排水溝管坡降，（‰）；n為溝管壁的糙率，可按表2－3取值。

表2－3 溝管壁的糙率（n）經驗值

（3）淺三角開溝泄水能力

淺三角開溝泄水能力修正計算公式如下：

地質災害防治技術

式中：Q為設計的泄水能力（m³/s）；i為淺三角開溝的橫向坡降，（‰）；I為淺三角開溝的縱向坡降，（‰）；H為水深（m）；n為溝管壁的糙率。

5.排水溝管的允許流速

《公路排水設計規范》（JTJ 018—97）對排水溝管的允許流速作下列規定：

1）明溝的最小允許流速為0.4m/s，暗溝和管的最小允許流速為0.75m/s。

2）管的最大允許流速：金屬管為10m/s；非金屬管為5m/s。

3）明溝的最大允許流速：在水深為0.4～1.0m時，按表2－4取用；其餘按表2－4所列數值乘以表2－5中相應的修正系數。

表2－4 明溝的最大允許流速規定值

表2－5 明溝的最大允許流速修正系數

6.截排水溝的技術要求

1）截排水溝宜用漿砌片石或塊石砌成，當地質條件較差時，如坡體松軟段，可用毛石混凝土或素混凝土修建。砂漿的標號宜用M7.5—M10。對堅硬塊石或片石砌築的排水溝，可用比砌築砂漿高1級標號的砂漿進行勾縫。毛石混凝土或素混凝土標號宜用C10—C15。

2）陡坡和緩坡段溝底及邊牆應設伸縮縫，伸縮縫間距為10～15m。伸縮縫處的溝底應設齒前牆，伸縮縫內應設止水或反濾盲溝或同時採用。

3）當截排水溝斷面變化時，應採用漸變段銜接，其長度可取水面寬度之差的5～20倍。當截排水溝通過裂縫時，應設置疊瓦式溝槽，可用土工合成材料或鋼筋混凝土預制板製成。

4）截排水溝進出口平面布置宜採用喇叭口或「八」字形導流翼牆，導流翼牆長度可取設計水深的3～4倍。

5）截排水溝的安全超高不宜小於0.4m。對於彎曲段的凹岸，應考慮水位壅高的影響。

6）設計截排水溝的縱坡，應根據溝線、地形、地質以及與山洪溝連接條件等因素確定。當自然縱坡大於1∶20或局部高差較大時，可設置陡坡或跌水。陡坡或跌水進出口段應設導流翼牆，與上、下游溝渠護壁連接。梯形斷面溝道多做成漸變收縮扭曲面；矩形斷面溝道多做成「八」字形。

7）陡坡和緩坡連接剖面曲線應根據水力學計算確定，陡坡或跌水段下游應採用消能和防沖措施。當跌水高差在5m以內時宜採用單級跌水，跌水高差大於5m時宜採用多級跌水。

8）截排水溝彎曲段的彎曲半徑，不得小於最小容許半徑及溝底寬度的5倍。最小容許半徑可按下式計算：

地質災害防治技術

式中：R_min為最小容許半徑（m）；v為溝道中水流流速（m/s）；ω為過水斷面面積（m²）。

（二）地下排水工程設計

用於崩塌和滑坡防治的地下排水工程多為滲溝、排水洞、排水孔、集水井。

1.滲溝

滲溝按作用的不同，可分為支撐滲溝、邊坡滲溝和截水滲溝3種。

（1）支撐滲溝

適用於滑面埋深2～10m的滑坡體支撐，兼有排除和疏干滑坡體內地下水的作用。

支撐滲溝有主幹滲溝和分支滲溝兩種。主幹滲溝平行於滑動方向，布設在地下水露頭處。分支滲溝應根據坡面匯水情況合理布設，可與滑動方向成30°～40°交角，並可伸展到滑坡范圍以外，以起攔截地下水的作用，如圖2－4所示。

圖2－4 支撐滲溝平面布置圖

支撐滲溝的平面形狀一般有「III」形和「YYY」形。滲溝橫向間距視土質情況，可採用表2－6所列數據。

表2－6 滲溝橫向間距

支撐滲溝的深度一般以不超過10m為宜，寬度一般採用2～4m，視滲溝深度、抗滑需要及便於施工等因素而定。

支撐滲溝的基底應埋入滑動面以下0.5m，並設置2％～4％的排水縱坡。當滑動面較陡時，可修築成台階，台階寬度視實際需要而定，一般不小於2m，如圖2－5所示。

（2）邊坡滲溝

當滑坡前緣的路基邊坡上有地下水均勻分布或坡面有濕地時，可修建邊坡滲溝。邊坡滲溝具有疏乾和支撐邊坡、攔截坡面徑流和減輕坡面沖刷的作用。

邊坡滲溝的平面形狀一般有垂直的、分支的及拱形的。分支滲溝的主溝主要起支撐作用，而支溝則起疏干作用。分支滲溝可相互連接呈網狀，如圖2－6所示。拱形滲溝因拱部易變形，故不宜推廣使用。

圖2－5 支撐滲溝結構示意圖

圖2－6 網狀邊坡滲溝

圖2－7 截水滲溝平面布置圖

邊坡滲溝的間距取決於地下水的分布、水量和邊坡土質等因素，一般採用6～10m。邊坡滲溝的深度一般不小於2m，寬度為1.5～2.0m。邊坡滲溝的基底應設置於濕土層以下的穩定土層，並鋪設防滲層。

（3）截水滲溝

截水滲溝垂直於地下水流向設置，用於攔截滑坡外圍的地下水，防止地下水進入滑坡體內。截水滲溝一般修築在滑坡體可能發展范圍5m以外的穩定土體上，平面上呈環形或折線形，如圖2－7所示。截水滲溝的深度一般不小於10m，斷面大小不受流量控制，主要取決於施工方便。基底應埋入最低含水層下的不透水層，當其底部未埋入完整基岩時，應採用漿砌片石修築溝槽。截水滲溝的迎水溝壁應設反濾層，背水溝壁設隔滲層。

為便於維修與疏通，在截水滲溝的直線段每隔30～50m或轉彎、變坡處應設置檢查井，如圖2－8所示。檢查井井壁應設置泄水孔，以排除附近的地下水。

2.排水洞

排水洞是人工開挖的隧洞，通常在隧洞的周圍布置一定深度的排水孔，形成一個有效降低地下水位的排水系統。

排水洞一般平行於邊坡走向布置，必要時可在其他方向布置支洞，穿過可能的阻水帶，擴大排水范圍。對於較高的邊坡，通常在不同高程布置若干條排水洞，以最大限度地排泄地下水。

在土體和風化嚴重的岩體中開挖的隧洞需進行襯砌支護，宜採用全斷面支護的形式，以防止排水洞的水通過洞底滲入邊坡內。

圖2－8 檢查井（單位：cm）H—檢查井深度；Φ—鋼筋鐵圈直徑

3.排水孔

（1）排水孔的分類

排水孔是地下排水的一種重要方式，其優點是易於施工，且可以控制較大范圍的地下水。排水孔通常可分為以下兩種：

1）通過坡面（包括擋土牆面）打排水孔，以疏乾地下水；

2）與地下排水廊道或抽水井相連，以增加排水范圍。

（2）排水孔的布設要求

1）排水孔應具有足夠大的直徑，保證水流通暢，以達到降低地下水位的目的；

2）在坡面上一般以上仰角布設排水孔，坡度一般為3％～10％；

3）排水管應有足夠的剛度和強度，防止孔壁坍塌；

4）排水管中一般布設有排水孔，並用起反濾作用的材料保護排水孔，以防堵塞；

5）在堅硬的岩體中布設的排水孔可不加任何保護而直接排水，但此類排水孔極易因孔壁坍塌而堵塞，縮短使用壽命。因此，排水孔中通常插入一定材質的排水管。按材質分，排水管通常可分為金屬排水管、硬質排水管和透水軟管3種。

4.集水井

當通過排水洞和排水孔匯集的地下水不能依靠重力自然排出坡體時，可以考慮採用集水井排水。在滑坡體外的相對穩定區域，選擇地下水集中地帶，設置直徑大於3.5m的豎井，並在井壁上設置短的水平鑽孔，一般為2～3層，使附近的地下水匯集到井中，採用水泵把水排至地表。

集水井的深度一般為15～30m。對於不穩定地段，集水井應達到比滑動面淺的部位；對於穩定的地段，集水井應達到基岩，並深入基岩2～3m。

❻ 污泥產率系數y怎麼得來的

污泥產率是指污泥的凈產率，而非表觀產率，它是生物處理系統產生的污泥量(MLSS)與進入生物系統的BOD5數量的比值。對於按泥齡法設計的活性污泥系統，污泥產率是最重要的設計參數之一。在泥齡和MLSS濃度確定的情況下，按照以下公式即可計算出生物池容積：

V=Q·BOD5·Yt·θc／X

式中：

Q——生物處理系統設計流量，m3／d；

BOD5—進入生物處理系統的BOD5濃度，kg／m^3；

Yt——污泥產率，kgMLSS／kgBOD5；

θc——泥齡，d；

X——混合液懸浮固體（MLSS）濃度，g／L；

設計中污泥產率通常按公式法求算，有時也可按經驗選取。

(6)污水處理衰減系數從哪裡查擴展閱讀：

污泥產率不僅同SS/BOD5的比值有關，還同懸浮物（SS）的組成有關。若懸浮物中可生化組分比例高，則系統污泥產率低。

由於我國地域遼闊，生活污水水質相差較多，再加上污水廠進水中工業污水比例各不相同，因此若想准確預測污泥產率，除了掌握進水SS和BOD5，尚需准確測定fV和fNV的值。

污泥是污水處理後的產物，是一種由有機殘片、細菌菌體、無機顆粒、膠體等組成的極其復雜的非均質體。

污泥的主要特性是含水率高（可高達99%以上），有機物含量高，容易腐化發臭，並且顆粒較細，比重較小，呈膠狀液態。它是介於液體和固體之間的濃稠物，可以用泵運輸，但它很難通過沉降進行固液分離。

利用重力作用的自然沉降分離方式，不需要外加能量，是一種最節能的污泥濃縮方法。重力濃縮只是一種沉降分離工藝,它是通過在沉澱中形成高濃度污泥層達到濃縮污泥的目的，是污泥濃縮方法的主體。

單獨的重力濃縮是在獨立的重力濃縮池中完成，工藝簡單有效，但停留時間較長時可能產生臭味，而且並非適用於所有的污泥；如果應用於生物除磷剩餘污泥濃縮時，會出現磷的大量釋放，其上清液需要採用化學法進行除磷處理。重力濃縮法適用於初沉污泥、化學污泥和生物膜污泥。