污水的运动状态怎么填

⑴ 如何通过生物相判断污水处理厂的运行状况

1）活性污泥的污泥絮粒大、边缘清淅、结构紧密，呈封闭状、具有良好的吸附和沉降性能。 絮粒以菌胶团的特殊结构：荚膜、鞭毛、菌毛为骨架，穿插生长一些丝状菌，但丝状菌数量远少于菌胶团细菌， 未见游离细菌、微型动物以固着类纤毛虫为主，如钟虫、盖纤虫、累枝虫等；还可见到楯纤虫在絮粒上爬动，偶尔还可看到少量的游泳型纤毛虫等，轮虫生长活跃。 这是运行正常污水的处理设施的活性污泥生物相，表明污泥沉降及凝聚性能较好，它在二沉池能很快和彻底地进行泥水分离，处理出水效果好。 在形成这种生物相结构时，应加强运行管理，以继续保持这种运行条件。
2）污泥出现絮体结构松散，絮粒变小，观察到大量的游泳型纤毛虫类等生物、肉足类生物急剧增加的生物相。 出现这种生物相时，污泥沉降性差，影响泥水分离。 产生原因是由于污泥的负荷过低，菌胶团细菌体的多糖类基质会被作为营养物用于维持生命的需要，从而使絮体结构松散，絮粒变小。 若同时观察到大量的游离细菌的生物相时，则是由污泥负荷过高引起的，这时污水中的营养物质丰富，促使游离细菌生长很好， 絮凝的菌胶团细菌趋于解絮成单个游离菌，以增大同周围环境比表面，同样使污泥结构松散，絮粒变小。 此外，由于污泥絮粒的解絮或变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。 对由于污泥负荷过低，应采取减少污泥回流量、投加营养物质、缩短泥龄等方法提高污泥负荷运行； 对由于污泥负荷过高，则应采取减少进水流量，减少排泥等措施（指针对问题的解决办法)降低污泥负荷运行。
3）在培菌初期，水中的有机物浓度很高，污泥未形成，这时可观察到大量的游离细菌及鞭毛虫， 接着出现掠食很强的游泳型纤毛虫；随着培菌的进行，水中有机物浓度不断降低，游离细菌及鞭毛虫数量不断减少， 游泳型纤毛虫因食物的减少而不断减少，当出现了固着型纤毛虫，标志着污泥基本形成。 污水超标处理方案通过物理作用分离、回收废水中不溶解的悬浮状态污染物(包括油膜和油珠)的方法，可分为重力分离法、离心分离法和筛滤截留法等。
4）活性污泥中累枝虫、木盾纤虫、裂口虫、钟虫的数量呈明显增长趋势时，表明出水水质明显变好。 农村污水如何处理为使污水经过一定方法处理后，达到设定的某些标准，排入水体、排入某一水体或再次使用等的采取的某些措施或者方法等。 在污泥结构松散时，常可发现纤毛虫大量增加，出水混浊；处理的效果较差时，变形虫及鞭毛虫类原生动物的数量会大大增加。
5）出现硫菌、螺旋体、扭头虫属时表明溶合氧不足，需要向曝气池内增加供氧量，提高溶解氧浓度。 当溶解氧浓度超过5mg/L时,出现大量的各种肉足类和轮虫类,这时应最大化减少曝气量。
6）当污水浓度和BOD负荷低时，会以游仆虫属、旋口虫属、轮虫属、表壳虫属等生物占优势，标志着硝化正在进行。 出现这种生物相时应及时提高BOD负荷运行。
7）在活性污泥出现恶化情况时，通过调整运行的环境，出现漫游虫属、斜叶虫属、管叶虫属等生物时，表明活性污泥开始从恶化恢复到正常状态。
8）就轮虫属而言，从污泥解体开始到还有大量残留絮体存在时都可见。 生活污水处理方法属于重力分离法的处理单元有沉淀、上浮(气浮)等，相应使用的处理设备是沉砂池、沉淀池、隔油池、气浮池及其附属装置等。 线虫大量的出现，与活性污泥老化有关，其表现通常是活性污泥老化的开始阶段，在活性污泥老化进入加速期，则看不到其占优势的现象。
9）当污泥停留时间长，曝气过量时，处理腐质污水等有机酸多或含油污水时，可观察到放线菌的出现，它可引起曝气池发泡。

⑵ 如何提高污水处理到满负荷

污水的处理负荷一般是指污水处理系统对于进入的污水能够稳定达标的前提下，内所处理的污水量，或污染容物的总量。
譬如某污水厂设计2000m3/d，进水COD1000mg/L，而实际上来水是1000m3，来水COD2000多，如果处理出水稳定达标，也可以说该系统已达到了满负荷。
当然这个满负荷是相对的，设计人员设计说明上会提一下污水处理单元中微生物的有机负荷是多少，池内微生物的浓度是多少，如果你在运行中，通过管理，提高了池内的生物量，提高了它的处理能力，也完全可以超负荷运转。
一般的设计指标都是运行比较稳定的参数，再高或者低一些，也未尝不可。
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在负荷的提高过程中，逐渐提高生物量，以及单元去除能力，逐渐增加处理污水量，这个过程就是调试的过程。这个调试的指标是出水水质合格，出水稳定，就可以慢慢增加污水负荷，直到满负荷运转。

⑶ 污染物在地下水中的运移

污染物随地下水在含水层中的运动与迁移是极其复杂的过程。人们通常运用地下水水动力弥散理论来阐述、解释这些过程。弥散理论是研究多孔介质中溶质的运动、迁移规律，即各种溶质的浓度在多孔介质中时空变化规律。依据这一理论建立起来的数学模型，可以较好地定性或定量地预测含水层中污染物现在或将来的分布状况。

5.4.1 水动力弥散理论基础

在多孔介质中，当存在两种或两种以上可溶混的流体时，在流体运动作用下其间发生过渡带，并使浓度趋于平均化，这种现象称为多孔介质中的水动力弥散现象，简称弥散现象。形成弥散现象的作用，简称弥散作用。

我们用下面的简单实验来举例说明弥散现象的存在。

取一圆筒，内装均匀细砂，让其饱水，并在筒中形成稳定流场。这时（t=0）在筒上端连续地注入浓度为c₀的示踪剂溶液（该示踪剂不与筒中物质发生反应），并且保证在注入示踪剂之前，筒中示踪剂的浓度为零。整个装置如图5.3（a）所示。假设在圆筒砂柱末端测出的示踪剂的浓度为c_t，并用穿透曲线的形式来表示示踪剂浓度c_t与时间t之间的关系〔图5.3（b）〕。如果没有弥散作用，浓度曲线应该是图5.3（b）中虚线所示。而实际上，由于存在弥散作用，浓度曲线却显示出如图5.3（b）中实线所示。

图5.3 室内弥散实验简图

实际上，污染物在含水层中运移时，一般都会发生弥散现象。

造成弥散现象的原因可归结为：水在介质中流动，介质孔隙系统的复杂微观形状、溶质浓度梯度引起的分子扩散、水性质的改变（如粘度、密度等）对速度分布（流速场）的影响。水中溶质与固相颗粒间的相互作用——吸附、沉淀、降解、离子交换、生物化学等过程。

弥散过程主要是分子扩散与机械弥散结合的结果，以下分别予以介绍。

5.4.1.1 分子扩散

分子扩散是物质在物理化学作用下，由浓度不一引起的物质运动现象，它是由不均一向均一发展的过程。不仅在液体静止时有分子扩散，在运动状态下同样也有分子扩散，既有沿运动方向的纵向扩散，也有垂直运动方向的横向扩散。也就是说，在多孔介质内的整个弥散过程中，始终存在着分子扩散作用。因此，地下水与污水在不发生相对流动时，污水中的污染物质亦会因为有分子扩散作用而进入地下水中。在静止的流体中，溶质的分子扩散可以用菲克恩第一定律（Fickian law Ⅰ）来描述：

环境地质与工程

式中：φ——扩散通量，即单位时间和面积上溶质的质量流通量，其量纲为M·L^-2·T^-1；

D₀——分子扩散系数，负值为弥散从高浓度区向低浓度区方向进行；

c——溶质的体积浓度；

dc/dx——在x方向上溶质的浓度梯度。

由于在多孔介质中，扩散作用进行得很慢，虽然污染地下水在含水岩层中的弥散，原则上可以由单纯的分子扩散作用来实现，但这取决于污染物浓度梯度。如果浓度梯度不是很大，这种弥散实际上是非常缓慢的。

因此，人们多认为如果迁移的距离大于数米或要求预报的期限小于100～200a，则在计算预报污染物的分布时，可以不予考虑分子扩散作用。只有在研究这个过程的延续期很长（大于几百年）时，或在没有渗流的条件下研究很短距离的迁移时，或在研究放射性废物的污染问题时，才应考虑分子扩散作用。

5.4.1.2 对流（扩散）

实际上，对流与弥散总是联系在一起的，不可分割的，只是为了研究方便起见，我们才把它们区分开来。对流扩散是指污染物质点在含水层中以地下水平均实际流速（亦称平均流速）传播的现象，这个速度可以根据达西定律确定：

环境地质与工程

式中：u_x——x方向上的地下水平均实际流速；

k——渗透系数；

n——有效孔隙率；

dh/dl——水力梯度。

5.4.1.3 机械弥散

当污染物质点在孔隙介质中运动时，由于流体粘滞性和固体颗粒的存在，使得流场中各点运动速度的大小和方向都不相同。这种速度矢量的非均一性非常明显，以至于用平均流速矢量不能很好的描述溶质质点的真实运动状况。也就是说，流场中有大量偏离平均流速的运动存在。结果，溶质的运移就自然而然地超出了我们用平均流速所预计的范围，如图5.4所示。这种流速矢量的非均一性主要与空隙介质特征有关，可分为以下几种情况：①由于流体粘滞性的存在，单个孔隙通道中靠近颗粒表面处的流速为零，而通道中心处流速最大，如图5.5（a）所示；②孔径大小不同的通道，其最大流速，平均流速各不相同，如图5.5（b）所示；③流体在多孔介质中流动时，受到固体颗粒阻挡而发生绕行，流速有时也会出现其他方向上的分支和分流，流线相对于平均流动方向产生起伏和偏离，如图5.5（c）所示。所有这些都使得溶质质点不仅在水流方向上传播，而且也在垂直于水流方向上传播。人们把这种溶质质点在微观尺度上由于流速的变化而引起的相对于平均流速的离散运动，称为机械弥散。

图5.4 连续点源示踪剂在均匀流中传播

图5.5 弥散的几种情况

在非均质含水层中，由于渗流速度分布不均而引起的弥散现象称为宏观机械弥散，其机制原则上与机械弥散是一致的，仍然是以流速不均为主要原因，只不过所研究的单元更大而已。如在透水性不同的层状含水层中，污染水便会沿透水性好的岩层呈舌状侵入，延伸较远。在隙宽不等的裂隙含水层中，污水在宽大的裂隙中运移得较快，可以达到很远的距离。反之，在窄小的裂隙中，污水迁移得慢。

通常假设机械弥散是一个不可逆过程。为了运算上的方便，在数学上我们就可以用类似于费克恩定律的数学表达式来描述它。

环境地质与工程

式中：φ——弥散通量；

c——流场中溶质的体积浓度；

D_n——常数，称为机械弥散系数，其量纲为［L²T^-1］，负号表示溶质向浓度低的方向传播。

5.4.1.4 水动力弥散

水动力弥散是由于多孔介质的渗流场速度分布的不均一性和溶质浓度分布的不均一性而造成的溶质相对于平均流速扩散运移的现象。它是一个不可逆过程。

在水动力弥散作用下，污染物浓度随距污染源的距离增大而减小，在地下水流动方向上纵向流速大于横向流速，即纵向扩散要大于横向扩散。

5.4.2 影响污染物在地下水中运移的其他因素

污染物质在地下水中呈两种类型，反应型和不反应型。不反应型物质（如氯化物）不与地下水和含水层发生反应，其运移只是对流和水动力弥散综合作用的结果；但对于反应型物质，则必须考虑它在含水层中将发生反应，诸如吸附-解吸、离子交换、沉淀-溶解、氧化-还原以及生物反应。

5.4.2.1 吸附作用

污染物在含水层中运移时，由于介质的吸附，使某些污染物数量减少。属于这方面的作用主要有：

（1）机械过滤作用：由于介质孔隙大小不一，在小孔隙或“盲孔”中，地下水中的悬浮物、胶体物及乳状物被机械过滤而截留，使水中这些物质的含量减少。

（2）物理吸附作用：在孔隙介质中，由于岩石颗粒具有表面能，可以吸附水中的阳离子，特别是高度分散的粘性土颗粒，表面能很大，可以吸附大量的离子。还会发生阳离子交换作用，使水中某些离子减少，而另一些离子增加。

（3）化学吸附作用：污水中的某些离子被介质吸附进入其结晶格架中，成为介质结晶格架的一部分，它不可能再返回溶液，从而水中这些离子浓度减小。

（4）生物吸收作用：微生物在地下水中运移情况，一方面取决于微生物在地下水中生存时间的长短，另一方面与岩石颗粒对其吸附性有关。由于岩石颗粒的表面能和静电力可以吸附大量的微生物。因此，生物（尤其是细菌）在地下水运移过程中浓度迅速降低，其迁移的距离一般不超过数百米。

在对溶质运移进行数学描述时，常将各种吸附作用综合在一起用一个系数来表示，把它与水动力弥散区分开来。

5.4.2.2 液体的密度和粘滞度的影响

图5.6 层状岩层中不同密度液体的倾斜分界面（ρ₁＞ρ₂）

污水在岩层中运移时，弥散带的形成主要是由于各种弥散作用所致，而弥散过渡带的发展演化，还要受到液体密度和粘度的影响。

当污水密度与洁净地下水不同时，在水平岩层的分界面处，由于重力的作用，会使铅直的分界面逐渐发生倾斜，密度大的重的液体在斜面下方，较轻的则“浮”在斜面之上。当两者密度差别较大时，重的液体在斜面之下，沿层底可以形成较长的指状或舌状侵入，如咸水的侵入便是这种情况。许多研究者认为在层状均质岩层中，两种液体分界面在x轴上的投影长度L_p（图5.6）与相对密度差、地层性质及渗透时间有关，可得出下列经验关系式：

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式中：———相对密度差，=（ρ₁-ρ₂）/ρ₂；

ρ₁，ρ₂——含水层中推挤液体和被推挤液体的密度；

k，m，n——含水层的渗透系数，厚度和孔隙度；

φ——岩层的倾角；

t——推挤运移延续时间；

x——系数，一般为1.4～2.2。

如果时间较长，重的（矿化度高的）液体可以沿层底推进到很远的距离。例如当k=20m/d，m=25m，n=0.1，ρ₁=1.01g/cm³，ρ₂=1.00g/cm³，取x=1.6，经过10a（t=3 650d）以后分界线的长度（实际上是指状侵入的长度）可达600m左右。如果污水的矿化度不大，则两者的密度差小，Δρ＜0.001时，则分界面的长度不会太大，每年仅增加几米。

密度差不仅影响分界面的形状，而且对分界面的运动速度也有一定影响，可由下式表示：

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式中：q——单宽流量，为定流量；其余符号同前。

在水平岩层中，φ=0，sinφ=0，则V_ρ=q/mn，这与均质液体活塞式推进的运动速度V相等；倾斜运动时，如果与sinφ的符号（正负号）相同，上式中第二项为负，则V_ρ＜V，反

之则V_ρ＞V；污水垂直向下运动时，如由贮污库中的垂直渗漏，φ=π，sinφ=-1，则

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这里的是由于密度不同而引起的附加渗透梯度I_ρ=。因此，较重的污水位于淡地下水之上时，在水动力静止的条件下（I=0，q=0），也会产生污染水的运移，即在重力效应的作用下具有速度

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运用数据：K=20m/d，m=25m，n=0.1，=0.01来计算较重的污染水从水面沉入到含水层底所需的时间t：

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由此可见，重的污染水下沉排挤淡水的速度是非常快的。

液体粘度对弥散的影响可以用粘度比M来评价，M=（μ₁/μ₂），其中μ₁为推挤液体（污水）的粘度，μ₂为被推挤液体（洁净地下水）的粘度。许多实验资料表明：当密度一定时，M愈大则弥散带的长度愈小，液体的流速愈大，粘度的影响愈明显。在纯分子扩散中则无影响。当粘度随水温下降而增高时，弥散系数也随之增大。

5.4.2.3 衰变与降解

当研究放射性污染物和有机物在地下水中的运移时，放射性物质的物理衰变和有机物的生物降解会导致它们在地下水中的浓度不断降低，应当予以考虑。

放射性物质的浓度变化为：

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式中：C₀——初始浓度，量纲为ML^-3；

C_t——在时间t时的浓度，量纲为ML^-3；

λ_R——放射性物质的衰变常数，T^-1；

t——时间，T。

上式也可以用来描述有机污染物的生物降解过程，但需用生物降解常数λ_c 取代λ_R。

5.4.3 溶质在地下水中运移的基本数学模型

描述溶质在地下水中运移的数学模型可以分为三类：确定性模型、随机模型和“黑箱”模型。它们是与近代描述地下水运动的数学模型相对应的，但溶质的运移要比地下水的运动更为复杂。本节主要讨论溶质运移的确定性模型。

考虑到溶质在运移过程中的对流作用和水动力弥散作用，再结合质量守恒定律，采用空间平均的方法我们就可以导出所谓的对流-弥散方程，它是描述溶质运移的基本数学模型。具体的推导过程如下。

图5.7 微元体示意图

在所研究的渗流场中任取一微小的质量均衡体（微元体）（如图5.7），dt时间内微元体中溶质质量的变化是由三方面引起的。

5.4.3.1 水动力弥散作用

水动力弥散作用由机械弥散和分子扩散作用组成。设φ₁为机械弥散通量，φ₂为分子扩散通量，P为水动力弥散通量，C为渗流场中溶质的浓度，那么：

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式中：D=D_n+D₀，D为水动力弥散系数，它是各向异性的，其为二阶张量。

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式（5-10）亦可表示为：

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在x方向上由于弥散而引起微元体内溶质质量的变化为x断面流进与x+Δx断面流出的溶质质量之差M′_x。即：

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式（5-12）中：n为有效空隙度。

同理，在y和z方向上有：

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在Δt时间内由于弥散，整个微元体中溶质质量的改变量为：

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5.4.3.2 对流作用

令u代表地下水实际平均流速。在x方向上，由于水的平均整体运动而引起的微元体内溶质质量的变化M″_x为：

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所以对流作用所引起的微元体中溶质质量的变化M″为：

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5.4.3.3 吸附作用及其他

假设由于化学反应（如吸附作用等）或其他原因，单位时间单位体积地下水中溶质质量的变化量为W，那么Δt时间内微元体中由此而引起的溶质质量的变化量I为：

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假设点（x，y，z）附近t时刻溶质浓度的变化率为，则在Δt时间内，微元体中溶质质量的变化量M为：

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依质量守恒定律应有：

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将以上各式同时代入（5-20）中即得：

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假定弥散主方向与坐标轴一致，那么：

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将（5-22）代入（5-21）中有：

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方程（5-23）就称为对流-弥散方程（或水动力弥散方程）。

考虑密度变化，不考虑化学作用等因素的情况下，对流-弥散方程可以表示为：

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式中：K=D/n，ρ为液体的密度，u为地下水的实际平均流速。

上述水动力弥散方程是定量描述溶质在地下水中运移的基本数学模型，它是一个二阶非线性偏微分方程。其求解方法一般可分为解析解、半解析解和数值解法3种。且实际发生的地下水污染问题又是十分复杂的（如污染源有点源、线源、面源和多点源等）；其注入方式有瞬时的，也有连续的；含水层环境也是多变的。对此已有颇多的有关论著作了较全面的精辟论述可供参考，由于篇幅所限，这里不再介绍。