污水处理衰减系数从哪里查

❶ 针对水危机的产生,如何有效的保护和利用水资源

水资源保护的核心是根据水资源时空分布、演化规律,调整和控制人类的各种取用水行为,使水资源系统维持一种良性循环的状态,以达到水资源的永续利用。水资源保护不是以恢复或保持地表水、地下水天然状态为目的的活动,而是一种积极的、促进水资源开发利用更合理、更科学的问题。水资源保护与水资源开发利用是对立统一的,两者既相互制约,又相互促进。保护工作做得好,水资源才能永续开发利用；开发利用科学合理了,也就达到了保护的目的。
方法
水资源保护工作应贯穿在人与水的各个环节中。从更广泛地意义上讲,正确客观地调查、评价水资源,合理地规划和管理水资源,都是水资源保护的重要手段,因为这些工作是水资源保护的基础。从管理的角度来看,水资源保护主要是“开源节流”、防治和控制水源污染。它一方面涉及水资源、经济、环境三者平衡与协调发展的问题,另一方面还涉及各地区、各部门、集体和个人用水利益的分配与调整。这里面既有工程技术问题,也有经济学和社会学问题。同时,还要广大群众积极响应,共同参与,就这一点来说,水资源保护也是一项社会性的公益事业。
通过各种措施和途径，使水资源在使用上不致浪费，使水质不致污染，以促进合理利用水资源。主要保护措施有：农业措施、林业措施、水土保持和工程措施。

❷ 哪些水生植物可以净化水体污染

《水生植物对污染物的清除及其应用》 人类的活动会使大量的工业、农业和生活废弃物排入水中，使水受到污染。水污染可根据污染杂质的不同而主要分为化学性污染、物理性污染和生物性污染三大类，基本上以化学性污染为主。具体污染杂质有无机污染物质、无机有毒物质、有机有毒物质、植物营养物质等。而对于这些污染物的清除中，水生植物起着非常重要的作用。 水生植物指生理上依附于水环境、至少部分生殖周期发生在水中或水表面的植物类群。水生植物大致可区分为四类：挺水植物、沉水植物、浮叶植物与漂浮植物。而大型水生植物是除小型藻类以外所有水生植物类群。水生植物是水生态系统的重要组成部分和主要的初级生产者，对生态系统物质和能量的循环和传递起调控作用。它还可固定水中的悬浮物，并可起到潜在的去毒作用。水生植物在环境化学物质的积累、代谢、归趋中的作用也是不可忽视的。用水生植物来监测水生污染、对污染物进行生态毒理学评价及其进入生物链以后的生物积累、修饰和转运，对植物生态的保护和人畜健康方面有非常重要的意义[1]。 1 水生植物对污染物的清除 1.1 水生植物对氮磷的清除 湖泊富营养化已成为一个世界性的环境问题。利用水生大型植物富集氮磷是治理、调节和抑制湖泊富营养化的有效途径之一。湖泊水环境包括水体和底质两部分，水体中的氮磷可由生物残体沉降、底泥吸附、沉积等迁移到底质中。对过去的营养状况的追踪表明，水生植物可调节温度适中的浅水湖中水体的营养浓度[2]。而大型沉水植物则通过根部吸收底质中的氮磷，从而具有比浮水植物更强的富集氮磷的能力。沉水植物有着巨大的生物量，与环境进行着大量的物质和能量的交换，形成了十分庞大的环境容量和强有力的自净能力。在沉水植物分布区内， COD、BOD，总磷、铵氮的含量都普遍远低于其外无沉水植物的分布区 [3]。而漂浮植物的致密生长使湖水复氧受阻，水中溶解氧大大降低，水体的自净能力并未提高，且造成二次污染，影响航运。挺水植物则必须在湿地、浅滩，湖岸等处生长，即合适深度的繁衍场所，具有很大的局限性。 不同的沉水植物对水体中的总氮总磷均有显著的去除作用。在关于常见沉水植物对滇池草海水体（含底泥）总氮去除速率的研究中发现：物种去除能力的大小顺序依次为伊乐藻＞苦草＞狐尾藻＞篦齿眼子菜＞金鱼藻＞菹草＞轮藻。随着时间的延长，水体中总氮浓度呈负指数形式衰退，且在实验的总氮浓度范围内（2.628～16.667 mg/L）每种沉水植物的去除速率随总氮浓度的增加而增加[4]。此外，黑藻（Hydrilla verticillata (L.f.) Royle）对磷的需求较低，并可利用重碳酸盐作为光合作用的碳源[5]。 磷吸收是主动过程[6]。在亚热带湿地中，磷主要是在植物内流动，而氮主要是通过沉积作用和反硝化作用进行流动。对于夏季浮游植物（主要是外来蓝藻），磷是限制因子。据推测：磷循环强烈依赖于大型植物的调节；底泥中磷的衰竭影响植物香蒲（Typha domingensis）的减少，而随后磷的有效性的增加又使其重现[7]。在对东湖的围隔实验中，结果显示了沉水植物在磷营养滞留物中的关键地位[8]。沉水植物均能从叶、根状茎（主要是叶）来去除水中的标记碳，从而促进了流水生境中碳的吸收、迁移和释放[9]。淡水沉水植物系统对营养物的去除有很好的作用：对氮主要是通过反硝化作用，对磷则是生物吸收和随后的植株收获[10]。 1.2 水生植物对重金属的清除 水生植物对重金属Zn、Cr、Pb、Cd、Co、Ni、Cu等有很强的吸收积累能力。众多的研究表明，环境中的重金属含量与植物组织中的重金属含量成正相关，因此可以通过分析植物体内的重金属来指示环境中的重金属水平。戴全裕在20世纪80年代初从水生植物的角度对太湖进行了监测和评价，认为水生植物对湖泊重金属具有监测能力。水生大型植物以其生长快速、吸收大量营养物的特点为降低水中重金属含量提供了一个经济可行的方法，例如可以通过控制浮萍（Lemna minor）的浓度使有机和金属工业废物的含量降低到最小 [11]。在室内实验中，浮萍（Lemna gibba）可大幅度降低废水中的铁和锌，对锰的去除效率达100%[12]。浮萍对重金属的富集程度超过了藻类和被子植物Azolla filliculoides，尤其是锌的富集系数很高，植株内的浓度比外面培养基内高2700倍[13]。 重金属在植物体内的含量很低，且极不均匀。在同一湖泊中，不同种类的水生植物含量差别很大；同一种类在不同湖泊中，水生植物体内的重金属含量相差也很大。水生植物的富集能力顺序一般是：沉水植物＞浮水植物＞挺水植物。植物对重金属的吸收是有选择性的。当必需元素Zn和Cd与硫蛋白中巯基结合时，Cd可以置换Zn。所以Zn/Cd值是一个反映植物积累能力的很好指标，同时也间接地指示了对植物的破坏程度。实验证明，沉水植物和浮水植物尽管能够吸收很多重金属，特别是Cd的吸收，但是这种吸收不断增加会导致营养元素的丧失，如果程度严重，会导致植物死亡。所以沉水植物和浮水植物适合在低污染区域作为吸收重金属的载体，同时可以监测水体重金属含量[14]。 此外，水生植物会控制重金属在植物体内的分布，使得更多的重金属积累在根部。水生植物根部的重金属含量一般都比茎叶部分高得多。但也有例外的情况，这可能与它们不同的吸收途径有关。对藻类吸收可溶性金属的动力学机制已经研究得比较清楚。藻类对金属的吸收是分两步进行的：第一步是被动的吸附过程（即在细胞表面的物理吸附或离子交换），发生时间极短，不需要任何代谢过程和能量提供；第二步可能是主动的吸收过程，与代谢活动有关，这一吸收过程是缓慢的，是藻细胞吸收重金属离子的主要途径。藻类大量富集重金属，同时沿食物链向更高营养级转移，造成潜在的危险，但另一方面，又可以利用这一特点来消除废水中的污染。重金属以各种途径进入自然水体，其对水体危害是十分严重的，因此利用藻类净化含重金属废水具有重要的意义[15]。 金属不同于有机物，它不能被微生物所降解，只有通过生物的吸收得以从环境中除去。植物具有生物量大且易于后处理的优势，因此利用植物对金属污染位点进行修复是解决环境中重金属污染问题的一个很重要的选择。植物对重金属污染位点的修复有三种方式：植物固定，植物挥发和植物吸收。植物通过这三种方式去除环境中的金属离子。有关水生植物对放射性核素的积累也有报道，如Whicker等发现水生大型植物石莲花（Hydrocotyle spp.）比其他15种水生植物积累137Cs和90Sr的能力强[16]。用拂尾藻（Najas graminea Del.）吸收铜、铅、镉、镍等金属发现，吸收过程在约0.01 min-1 恒定速率下与 Lagergren动力模型相关，同时平衡结果和朗缪尔（Langmuir）吸收等温线相关[17] 。 1.3 水生植物对有毒有机污染物的清除 植物的存在有利于有机污染物质的降解。水生植物可能吸收和富集某些小分子有机污染物，更多的是通过促进物质的沉淀和促进微生物的分解作用来净化水体。农业污染是一种“非点状源”的污染，大多数农业污染物包括来自作物施肥或动物饲养地的氮磷以及农药等。对除草剂莠去津来说，它在环境中大量存在，小溪中一般为1～5 μg/L，含量较高时为20 μg/L，而靠近农田的区域达500 μg/L，甚至1 mg/L[18]。水生大型植物常生长在施用点附近，农药浓度很高，暴露时间很长，所以水生大型植物和浮游植物对于莠去津比无脊椎动物、浮游动物和鱼类更敏感。高等植物虽不能矿化莠去津，但可以用不同的途径来修饰。Zablotowics等[19]在研究藻类对伏草隆的降解中发现，纤维藻和月芽藻能使阿特拉津去烃基。衣、绿藻属也能降解阿特拉津[20]。一种高忍耐性地衣(Parmelia sulcata Taylor)的藻层比率的变化可显示出当地空气污染的变化[21]。毒死蜱(chlorpyrifos)在伊乐藻(Elodea densa)和水体中的分布表明，水生植物可吸收有机成分并有将其从水生环境中去除的能力[22]。金鱼藻(Ceratophyllum demersum)对灭害威的吸着能力的研究中，生长活跃的小枝是老枝吸收的5倍。膜构造及其完整性好象是重要的决定因子[23]。水生植物对RHC,DDT，PCBs残留的吸收和积累中，果实比植株，叶比根贮存更多[24]。 某些植物也可降解TNT。据Best等报道，对受美国依阿华陆军弹药厂爆炸物所污染的地表水进行水生植物和湿地植物修复的筛选与应用研究中发现，狐尾藻属植物（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复技术，在所用浓度为1、5、10 mg/kg的土壤条件下，与对照相比，利用植物的降解，移除量可达100%。William等研究了植物对三氯乙烯（TCE）污染浅层地下水系的气化、代谢效应，结果发现，污染场所中所有采集的植物样品都可检测出TCE的气化挥发以及3种中间产物。Aitchison等发现，水培条件下杂交杨的茎、叶可快速去除污染物1，4-二氧六环化合物，8 d内平均清除量达54%[25]。 多环芳香烃化合物(PAHs)是一大类有机毒性物质。在浮萍，紫萍，水葫芦，水花生，细叶满江红等5种水生植物中，均受到萘的伤害，随萘浓度的增加而伤害程度加深，其中水葫芦受害最轻，所以对萘污染的净化可作为首选对象。而浮萍的敏感性最大，可用作萘对水生植物的毒性检测 [26]。此外水生植物也可有效消除双酚、酞酸酯等环境激素和火箭发动机的燃料庚基的毒性。浮萍(Lemna gibba)在8 d内把90%的酚代谢为毒性更小的产物[27]。COD的去除效率由对照组的52%～60%上升为74%～78%[28]。铬，铜，铝等金属的存在也可不同程度地影响浮萍对COD的去除效率[29]。 1.4 水生植物与其他生物的协同作用对污染物的清除 根系微生物与凤眼莲等植物有明显的协同净化作用。一些水生植物还可以通过通气组织把氧气自叶输送到根部，然后扩散到周围水中，供水中微生物，尤其是根际微生物呼吸和分解污染物之用。在凤眼莲、水浮莲等植物根部，吸附有大量的微生物和浮游生物，大大增加了生物的多样性，使不同种类污染物逐次得以净化。利用固定化氮循环细菌技术（Immobilized Nitrogen CyclingBacteria，INCB），可使氮循环细菌从载体中不断向水体释放，并在水域中扩散，影响了水生高等植物根部的菌数，从而通过硝化-反硝化作用，进一步加强自然水体除氮能力和强化整个水生生态系统自净能力。这对进一步研究健康水生生态系统退化的机理及其修复均具有重要意义[30]。 水生大型植物能抑制浮游植物的生长，从而降低藻类的现存量。在水生态环境中，水生高等植物对藻类的抑制作用较为明显。主要表现在两个方面：一是藻类数量急剧下降；二是藻类群落结构改变。水生植物与藻类在营养、光照、生存空间等方面存在竞争。除人工控制和低温等条件下，一般是水生植物生长占优势。 水生植物与藻类之间的相生相克（异株克生现象）作用在污水净化和水体生态优化方面有重要应用潜力。顾林娣等[31]发现苦草能分泌生化抑制物质，且抑制作用的大小和种植水浓度呈正相关。在浅水湖泊中种植苦草等高等植物，放养适量的鱼类，这样就既可以保护水质，又可以发展渔业生产，增加经济效益。不仅如此，野外实验和实验室研究还表明，凤眼莲等水生植物还通过根系向水中分泌一系列有机化学物质。这些物质在水中含量极微的情况下即可影响藻类的形态、生理生化过程和生长繁殖，使藻类数量明显减少。有害植物(Typha spp.)常覆盖湿地和其他淡水环境，造成物种单一。这种香蒲侵入的一个重要机制就是向周围环境中释放相生相克物质——植物毒素[32]。利用植物分泌物和植物周围的微生物与藻类间的相生相克关系，来去除藻类。这对于富营养化水体污染的防治和治理，水生态系的恢复和重建很有意义[33]。 1.5 水生植物的其他净水（改善水质）功能 水生植物在不同的营养级水平上存在维持水体清洁和自身优势稳定状态的机制：水生植物有过量吸收营养物质的特性，可降低水体营养水平；减少因为摄食底栖生物的鱼类所引起沉积物重悬浮，降低浊度。水生植物的改善水质的功能，如稳定底泥、抑藻抑菌等，也具有重要的实践意义。氧气是一种非常重要的物质。水体富营养化引起的藻类水华造成水体透明度降低，饮用水质量下降。组织缺氧使大型植物退化，减少了水生植物多样性。海洋底层大陆架的缺氧，使海底生物大量死亡，给当地经济和人类生存带来了严重的威胁。沉水植物与沉积物、水体流动间有紧密联系。在生态系统中，它能起到提高水质，稳定底泥，减小浑浊的作用[34]。 2 水生植物在污染治理中的应用 2.1 人工湿地 介质、水生植物和微生物是人工湿地的主要组成部分。其中的水生植物除直接吸收利用污水中的营养物质及吸附、富集一些有毒有害物质外，还有输送氧气至根区和维持水力传输的作用。而且水生植物的存在有利于微生物在人工湿地纵深的扩展。污水中的氮一部分被植物吸收作用去除，同时可利用态磷也能被植物直接吸收和利用。通过对水生经济作物的不断收获，从而移出氮、磷等污染物。同时发达的水生植物根系为微生物和微型动植物提供了良好的微生态环境，它们的大量繁殖为污染有机物的高效降解、迁移和转化提供了保证。介质、水生植物和微生物的有机组合，相互联系和互为因果的关系形成了人工湿地的统一体，强化了湿地净化污水的功能[35]。 利用人工湿地和水生大型植物来净化水体，作为一种净化技术，日益受到关注。它可以创立丰富的生态系统和最小的环境输出。可以保护环境，具有运行费用低和令人满意的净化效率等特点。一个水生植物系统需要大量区域、设计规格和维护方法，从而达到单位面积上的最适宜的优化效应。这在日本的琵琶湖(Lake Kasumigaura)已经进行了三年的实验[36]。在匈牙利，人工湿地主要有三种类型：空白水面系统、潜流系统和人工漂移草地系统。在Nyirbogdány的污水处理系统中，COD的去除速率平均约为60%，水质达自然水体标准[37]。 2.2 生物修复 生物修复（Bioremediation）是新近发展起来的一项清洁环境的低投资、高效益、应用方便、发展潜力较大的新兴技术。它利用特定的生物（植物，微生物或原生动物）吸收，转化，清除或降解环境污染物，实现环境净化，生态效应恢复的生物措施。对无机（主要是重金属）污染的生物修复主要是通过植物途径，又称植物修复（Phytoremediation），而对有机污染的生物修复则主要靠微生物的降解，吸收与转化等途径。虽然强调限制性排放，加强废物管理，然而随着人口的持续增长，工农业的迅速发展以及都市化的不断扩大，对水体的有机污染仍呈大幅度增长趋势。特别是近年来大量使用生物异源物质（Xenobiotics），因抗性强，难以被微生物分解，使污染环境的恢复更加困难[38]。 2.3 稳定塘 稳定塘法也叫生物塘、氧化塘，是通过人工控制生物氧化过程来进行污水处理的工艺，具有基建投资少、处理过程简单、易管理等特点，在中小型常规污水处理领域具有广泛的应用前景。它主要利用菌藻的共同作用处理废水中的有机污染物。稳定塘可用于生活污水、农药废水、食品工业废水和造纸废水等的处理，效果显著稳定。吴振斌等[39，40]用综合生物塘系统处理城镇污水，结果发现COD、BOD、TSS、N、P等污染组分去除效率较高，细菌、病毒及诱变活性明显下降。在污水净化的同时，收获大量的水生植物及鱼，蚌等水产品。 小型综合强化氧化塘通过采用物理化学与生物相结合的方法，将炉渣吸附和水生植物水葫芦运用于氧化塘处理印染废水，取得了良好的效果，COD 去除率达76.5%，色度脱色率高达96.9%。经处理后的废水达到国家综合排放一级标准。而单位处理量投资和运行费用只有活性污泥法的1/10，因此采用这种方式投资省、运转费用低、处理效果好、管理方便、环境与经济效益显著[41]。另外，从小规模生产实验可以得出，应用好氧接触氧化，颤藻附着生物床和水生植物联合的生物处理新工艺对去除鸡粪厌氧发酵液中的COD，氨氮和其他如磷、钾、锰、锌、镁元素及色素等有很好的效果，能使处理后的废水达GB 8978—88污水综合排放标准。其中颤藻附着生物床脱氮效果最好，且可回收作为良好的牲畜饲料。而水生植物塘由于漂浮植物体的庞大的须根系，极高的生长速率和巨大的生物量都有利于吸附、吸收水中的污染物，从而对COD的去除作用较强，平均达71.7%[42]。 2.4 水质净化 水质净化技术已成为养鱼工业可持续发展的瓶颈与筹码。20世纪80年代以来，已有利用浮游植物净化养殖污水的研究报道。但因藻水分离困难，使这种微藻净水模式在循环水养鱼系统中的应用受到限制。而大型植物则具有净化水质、节省能源和收获饵料的综合效果[43]。高等水生植物对水环境中的污染物具有较强的吸收作用，其效能因植物种类及处理组合方式不同而异。高等水生植物净水效果的高低依赖于各自生理活性的增强（主要体现在酶活性的提高）。 凤眼莲、水浮莲、紫萍等植物在温暖季节生长繁殖极快，能迅速覆盖水面，净化效果好。水花生、芦苇等抗性较强，种群密度大，净化效果较好，并具有抵抗风浪和分隔水面等功能。伊乐藻，菹草等沉水植物在水下生长不影响水的透光，还通过光合作用向水中提供大量氧气，并且在低温季节也可很好生长。水花生、槐叶萍、浮萍等植物的抗寒性较强。莲藕等本身即具有一定的经济价值[44]。 2.5 湖泊治理与植被修复 沉水植物可以明显改善水体的理化性质。它的存在有效降低了颗粒性物质的含量，可改善水下光照条件，使透明度保持在较高水平，水体电导率也相对较低。水生植物还可以增强底质的稳定和固着。有人发现在热带地区，把水生植物和生物固定膜结合起来的处理系统在适宜的地带非常地适用[45]。在比利时的佛来德斯的eekhoven水库，水生植物还被用于预过滤停滞水库的生物调节[46]。在干燥气候下，两种高等水生植物Typha latifolia 和Juncus subulatus 都表现出较高的净化效率，其多孔性也有助于污水的过滤[47]。 对于浅水湖泊而言，重建水生植被是富营养化治理和湖泊生态恢复的重要措施。我国的湖泊已有约65%呈现富营养状态，还有约29%正在转向富营养状态。对其治理，必须考虑利用水生植物的自身治污特性。水生植物可以显著提高富营养水体的水质，对有毒的有机污染也有明显的净化作用。恢复以沉水植物为主的水生植被是合理有效的水质净化和生态系统恢复的重要措施，在这个方面已有人做了不少工作[48]。 沉水植被(Submersed Aquatic Vegetation，SAV)的建立主要受限制于芽植体的有无，而水体的透明度和沉积物中的营养（尤其是N）的水平是植物群落建立的关键[49]。马剑敏等[50]在1993—1995年间对武汉东湖的布围和网围受控生态系统中的植被恢复、结构优化及水质进行了初步研究。结果发现：控制养殖规模是恢复水生植被的前提；在受控生态系统中，水生维管束植物生物量增加，生长良好的水生维管束植物能使水中N、P浓度明显降低；恢复水生植被时，应以沉水植物为主体，莲、芦苇、苦草、狐尾藻和金鱼藻适应性较强，可作为重建水生植被的物种。而浑浊是影响恢复的因素之一，光合有效水平对茎生长最重要[51]。Kahl通过衰退模型来确定光衰减系数是否与预计的5%透光区相异，从而作为沉水植物治理和修复的重要参考[52]。通过对博斯腾湖的研究表明，水面上有水生植物生长时，其蒸发蒸腾量低于自由水面的蒸发量，而且降低了水体的矿化度并净化了水体，并且可为养殖业提供大量优质饲料。利用植被改善其生态环境，投资少，效益明显而持久[53]。研究还表明，水生植物床对于低透明度河流中颗粒性有机物质(Particulate Organic Matter，POM)的保持和短期贮存在不同空间层次上有重要作用。其重要性因草床密度、表面覆盖率及叶落时间的不同而有差异[54]。 3 小结与展望 综上所述，水生植物能够不同程度地清除被污染水体的氮、磷，重金属及有机污染物，并在污水治理中得到了广泛的应用。通过分析水生植物对水中氮、磷等营养元素和污染物的吸收及分解作用，可选择不同的水生植物及其组合来适应不同的受污染水体。还可通过控制水生植物的数量来调控净化能力的大小，以修复受污染水体并保持水质。 科学的管理和转化利用是治理的关键。如适量的水葫芦生长有利于水质的净化，在水葫芦长到适当的时候就需要适时打捞，并通过发酵转化等后续技术将之转化利用，防止其腐烂造成的二次污染。沉水植物的治理对湖泊生态系统有着重大影响，但如果缺乏反馈机制结果会更恶劣 ，因为大量的沉水植物的生长也会带来负面影响。对过多的大型植物生长可采用机械收割、冲刷、抽干等措施。 http://www.chinacitywater.org/bbs/viewthread.php?tid=14902&extra=page%3D1

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❹ 污水处理中出水溶解性BOD5的计算问题

前提：溶解性BOD计算的关键是计算颗粒性BOD。出水中颗粒性BOD的主要来源认为是污泥的衰减部分。

1、 对Se=Sz-7.1*Kd*f*Ce 的解释
（1）Sz，出水总BOD5，
（2）Kd，污泥自氧化系数（衰减系数），一般取0.06，一般范围0.05-0.1，单位是1/d，含义是单位时间内单位重量污泥有多少死亡（衰竭）而成为颗粒物。
（3） f，MLSS(TSS)中MLVSS（VSS）所占比例，总悬浮物中活性微生物（污泥）的质量比例，这个值的发内较大，你看的那本书上推荐为0.75，《排水工程》（下）的推荐是：高负荷活性污泥系统0.8，延时曝气系统为0.1，其他活性污尼处理系统，在一般负荷条件下，可取值0.4。
（4）Ce为出水MLSS，假定为30mg/L（Sz=Ce？这是误解，绝对是巧合，只是例题上给了相同的数值，Ce是总悬浮物浓度）
（5）7.1是5×1.42，1.42是单位的生物量（MLVSS、VSS）氧化需要的氧量，5是BOD的测定需要时间，这里是5日。

因此，上面计算公式中Kd*f*Ce表示的就是1d内1g污泥的衰减量。

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

（1）VSS/TSS=f（第一个公式），
（2）TSS=Ce（第一个公式）。
（3）0.23是好氧系数，5是BOD测定时间。

和上面的公式的区别在于7.1*Kd变成了1.42*[1-e^-(0.23X5)],实际上就是5×Kd和[1-e^-(0.23×5)]的差别。他们的含义是相同的就是5天内活性污泥的衰减量。

目前我还没有找到第二个公式的来源，不过有文献说这个公式只能适合于氧化沟工艺设计使用，但是《城市污水厂处理设施设计计算》在p120 设计A/O的时候也采用了，还不知道谁正确。等我有了答案再告诉你。

❺ 排水工程设计

排水工程设计应在滑坡或崩塌防治总体方案基础上，结合地质、水文地质条件及降水条件，制订地表排水、地下排水或二者相结合的方案。当地质条件和水文地质条件复杂时，排水工程对于滑坡或崩塌稳定系数的提高值可不作为设计依据，但可作为安全储备加以考虑。

（一）地表排水工程设计

1.地表排水工程

地表排水工程包括排水沟、截水沟、自然边沟、急流槽和跌水。

（1）排水沟

排水沟是指位于滑坡体或崩塌体上的地表排水设施，用于排泄滑坡体或崩塌体上由降水、泉水等转化的坡面水流或者由截水沟所排出的水流。

排水沟断面形状可为矩形、梯形、复合形及U形等。矩形、梯形断面的排水沟易于施工，维修清理方便，具有较大的水力半径和输移力，在设计时应优先考虑。当坡面较缓时，宜采用梯形排水沟；当坡面陡峻时，宜采用矩形排水沟。

改变排水沟的设置方向可以调整水流速度。一般来说，对于水流速度接近2m/s的排水沟，可以采用圆弧弯曲的方法来改变水流方向，圆弧半径不应小于3倍的排水沟宽度；对于流速大于2m/s的排水沟，可以采用增大圆弧半径来实现。为了不使水流溢出，也可通过留足出水高度或采用多级跌水来实现排水沟方向的改变。

（2）截水沟

当滑坡或崩塌体上方地表径流量较大时，应设置拦截地表径流的截水沟。截水沟应结合地形和地质条件沿等高线布置。如果滑坡体的界限基本明确，应在滑坡体的周界外设置截水沟。公路排水设计规范规定，截水沟坡度为（1∶1.0）～（1∶1.5），沟底宽度和沟的深度不宜小于0.5m。地质条件较差，有可能产生渗漏或变形时，应采取相应的防护措施。截水沟长度以200～500m为宜，超过500m时，可在中间适宜位置设置泄水口，由急流槽或急流管分流排引。截水沟的水流一般通过急流槽汇入排水沟、自然边沟中。

截水沟的断面形状一般为矩形或梯形。当自然斜坡较缓时，宜采用梯形截水沟；当山坡陡峭时，宜采用矩形排水沟。

对于多级挖方边坡，每级边坡的平台均设置平台截水沟，平台截水沟一般有两种设计：上凸式和下凹式。平台截水沟常通过急流槽将水引至自然边沟或截水沟中。

（3）自然边沟

自然边沟是指位于滑坡体或崩塌体下方坡脚处或公路边的已有排水设施，用于排泄排水沟、截水沟汇集的水流。

以往的设计，各级公路的边沟都习惯采用梯形（土质）和矩形（岩质）横断面。具体采用何种形式应按公路等级、所需排水设计流量、设置位置和土质或岩质选定。但对高速和一级公路，在行驶车辆偏离出路基时，梯形和矩形边沟容易造成较大的安全事故，宜采用浅三角形或碟形横断面；而流量大，过水断面相应较大时，为减少开挖量，可采用设有槽盖板的矩形横断面。

边沟纵坡坡度通常与路线纵坡坡度相同或相近。设计时纵坡坡度、出水口位置和沟壁的允许流速或冲刷防护，三者综合考虑，相互协调一致。

自然边沟一般宜通过急流槽与排水沟或自然水渠相接。

（4）急流槽

急流槽是集中排泄流水的重要设施，在滑坡或崩塌防治中，急流槽一般有3种类型：截水沟接排水沟的急流槽、截水沟接边沟的急流槽、排水沟接边沟的急流槽。

公路排水设计规范对急流槽作了以下规定：

1）急流槽可采用由浆砌片石或混凝土预制件铺砌的矩形横断面。浆砌片石急流槽的槽底厚度为0.2～0.4m，槽壁厚度0.3～0.4m，混凝土急流槽的厚度可为0.2～0.3m。槽顶应与两侧斜坡表面齐平。槽深最小0.2m，槽底宽最小0.25m，槽底每隔2.5～5.0m设置一个凸榫，嵌入坡体内0.3～0.5m，以免槽体顺坡下滑。

2）当急流槽纵坡坡度大于1∶1.5时，宜采用金属管，管径至少20cm。各节急流管用管桩锚固在坡体上，其接口应做防水联结，以免管内水流渗漏或冲刷坡面。

3）急流槽或急流管的进水口与沟渠泄水口之间做成喇叭口式联结，变宽段应有至少15cm的下凹，并做铺砌防护。急流槽或急流管的出水口处应做消能设施，可采用混凝土或石块铺筑的消力坪或消力池。

图2－1为典型的急流槽设计。

（5）跌水

跌水为人工排水沟的特殊形式，用于陡坡地段，沟底纵坡可达100％，是山区崩塌或滑坡防治中地表排水常见的结构物。因纵坡大、水流急、冲刷严重，故跌水必须用浆砌块石或水泥混凝土砌筑，且应埋设牢固。

图2－1 典型的急流槽设计（单位：cm）

在跌水的结构设计中，可采用单级跌水设计和多级跌水设计，如图2－2、图2－3所示。

2.地表排水工程的布设

对于滑坡体，地表排水工程一般由外围截水沟和地表排水沟组成。外围截水沟应设置在滑坡体后缘，远离周界裂缝5m以外的稳定斜坡坡面上，依地形而定，多呈环形；地表排水沟设置在滑坡体上，依地形而定，平面上呈“人”字形。地表排水沟与外围截水沟相连通或不连通均可。

图2－2 涵洞排水单级跌水

图2－3 等截面多级跌水

对于崩塌体，因其坡面较陡，故一般仅设置外围截水沟，而不设置地表排水沟。外围截水沟应设置在崩塌体可能发展的边界以外，远离边界5m以上的稳定斜坡坡面上，依地形而定，多呈环形。

外围截水沟和地表排水沟均要与坡脚边沟连接，使截排的地表水汇入自然边沟后流出滑坡或崩塌区。

3.设计径流量的确定

（1）计算公式

可根据中国水利科学院水文研究所提出的小汇水面积设计流量公式计算。计算公式为

地质灾害防治技术

式中：Q_p为设计频率地表水汇流量（m³/s）；Φ为径流系数；S为设计降雨强度（mm/h）；F为汇水面积（km²）；T为流域汇流时间（h）；n为降雨强度衰减系数。

当缺乏必要的流域资料时，可按中国公路科学研究所提出的经验公式计算。即

当F≥3km²时，公式为

地质灾害防治技术

当F<3km²时，公式为

地质灾害防治技术

（2）参数取值

1）设计降雨强度（S）的计算公式及方法可参见《公路排水设计规范》（JTJ 018—97）。

2）汇水面积（F）由等高线确定。对于已治理过的滑坡或崩塌，必须考虑以前治理方法对汇水面积的影响。例如，在上游已设置截水沟，则由于截水沟的作用，使汇水面积增大，因此设计排水系统时，应按增大了的汇水面积考虑。

3）径流系数（Φ）为径流量与总降水量的比值，可按汇水范围内的地表种类由表2－1确定。当汇水范围内有多个地表种类时，应按各个地表种类的面积加权平均径流系数取值。

表2－1 径流系数（Φ）经验数值一览表

4.排水沟管的水力学计算

排水沟管的水力学计算的目的是根据设计径流量，确定沟管的断面尺寸，并复核其流速是否满足允许值。

（1）沟管水力半径

计算公式为

地质灾害防治技术

式中：R为水力半径（m）；ω为过水断面面积（m²）；X为过水断面中水与沟管相接触部分的周长（m）。

常用沟管水力半径和过水断面面积按表2－2确定。

表2－2 沟管水力半径和过水断面面积计算总表

续表

（2）沟管泄水能力

沟管的泄水能力计算公式如下：

地质灾害防治技术

式中：Q为设计的泄水能力（m³/s）；v为平均流速（m/s）；ω为过水断面面积（m²）。

上式中的平均流速（v）可按曼宁公式确定：

地质灾害防治技术

式中：v为平均流速（m/s）；R为水力半径（m）；I为排水沟管坡降，（‰）；n为沟管壁的糙率，可按表2－3取值。

表2－3 沟管壁的糙率（n）经验值

（3）浅三角开沟泄水能力

浅三角开沟泄水能力修正计算公式如下：

地质灾害防治技术

式中：Q为设计的泄水能力（m³/s）；i为浅三角开沟的横向坡降，（‰）；I为浅三角开沟的纵向坡降，（‰）；H为水深（m）；n为沟管壁的糙率。

5.排水沟管的允许流速

《公路排水设计规范》（JTJ 018—97）对排水沟管的允许流速作下列规定：

1）明沟的最小允许流速为0.4m/s，暗沟和管的最小允许流速为0.75m/s。

2）管的最大允许流速：金属管为10m/s；非金属管为5m/s。

3）明沟的最大允许流速：在水深为0.4～1.0m时，按表2－4取用；其余按表2－4所列数值乘以表2－5中相应的修正系数。

表2－4 明沟的最大允许流速规定值

表2－5 明沟的最大允许流速修正系数

6.截排水沟的技术要求

1）截排水沟宜用浆砌片石或块石砌成，当地质条件较差时，如坡体松软段，可用毛石混凝土或素混凝土修建。砂浆的标号宜用M7.5—M10。对坚硬块石或片石砌筑的排水沟，可用比砌筑砂浆高1级标号的砂浆进行勾缝。毛石混凝土或素混凝土标号宜用C10—C15。

2）陡坡和缓坡段沟底及边墙应设伸缩缝，伸缩缝间距为10～15m。伸缩缝处的沟底应设齿前墙，伸缩缝内应设止水或反滤盲沟或同时采用。

3）当截排水沟断面变化时，应采用渐变段衔接，其长度可取水面宽度之差的5～20倍。当截排水沟通过裂缝时，应设置叠瓦式沟槽，可用土工合成材料或钢筋混凝土预制板制成。

4）截排水沟进出口平面布置宜采用喇叭口或“八”字形导流翼墙，导流翼墙长度可取设计水深的3～4倍。

5）截排水沟的安全超高不宜小于0.4m。对于弯曲段的凹岸，应考虑水位壅高的影响。

6）设计截排水沟的纵坡，应根据沟线、地形、地质以及与山洪沟连接条件等因素确定。当自然纵坡大于1∶20或局部高差较大时，可设置陡坡或跌水。陡坡或跌水进出口段应设导流翼墙，与上、下游沟渠护壁连接。梯形断面沟道多做成渐变收缩扭曲面；矩形断面沟道多做成“八”字形。

7）陡坡和缓坡连接剖面曲线应根据水力学计算确定，陡坡或跌水段下游应采用消能和防冲措施。当跌水高差在5m以内时宜采用单级跌水，跌水高差大于5m时宜采用多级跌水。

8）截排水沟弯曲段的弯曲半径，不得小于最小容许半径及沟底宽度的5倍。最小容许半径可按下式计算：

地质灾害防治技术

式中：R_min为最小容许半径（m）；v为沟道中水流流速（m/s）；ω为过水断面面积（m²）。

（二）地下排水工程设计

用于崩塌和滑坡防治的地下排水工程多为渗沟、排水洞、排水孔、集水井。

1.渗沟

渗沟按作用的不同，可分为支撑渗沟、边坡渗沟和截水渗沟3种。

（1）支撑渗沟

适用于滑面埋深2～10m的滑坡体支撑，兼有排除和疏干滑坡体内地下水的作用。

支撑渗沟有主干渗沟和分支渗沟两种。主干渗沟平行于滑动方向，布设在地下水露头处。分支渗沟应根据坡面汇水情况合理布设，可与滑动方向成30°～40°交角，并可伸展到滑坡范围以外，以起拦截地下水的作用，如图2－4所示。

图2－4 支撑渗沟平面布置图

支撑渗沟的平面形状一般有“III”形和“YYY”形。渗沟横向间距视土质情况，可采用表2－6所列数据。

表2－6 渗沟横向间距

支撑渗沟的深度一般以不超过10m为宜，宽度一般采用2～4m，视渗沟深度、抗滑需要及便于施工等因素而定。

支撑渗沟的基底应埋入滑动面以下0.5m，并设置2％～4％的排水纵坡。当滑动面较陡时，可修筑成台阶，台阶宽度视实际需要而定，一般不小于2m，如图2－5所示。

（2）边坡渗沟

当滑坡前缘的路基边坡上有地下水均匀分布或坡面有湿地时，可修建边坡渗沟。边坡渗沟具有疏干和支撑边坡、拦截坡面径流和减轻坡面冲刷的作用。

边坡渗沟的平面形状一般有垂直的、分支的及拱形的。分支渗沟的主沟主要起支撑作用，而支沟则起疏干作用。分支渗沟可相互连接呈网状，如图2－6所示。拱形渗沟因拱部易变形，故不宜推广使用。

图2－5 支撑渗沟结构示意图

图2－6 网状边坡渗沟

图2－7 截水渗沟平面布置图

边坡渗沟的间距取决于地下水的分布、水量和边坡土质等因素，一般采用6～10m。边坡渗沟的深度一般不小于2m，宽度为1.5～2.0m。边坡渗沟的基底应设置于湿土层以下的稳定土层，并铺设防渗层。

（3）截水渗沟

截水渗沟垂直于地下水流向设置，用于拦截滑坡外围的地下水，防止地下水进入滑坡体内。截水渗沟一般修筑在滑坡体可能发展范围5m以外的稳定土体上，平面上呈环形或折线形，如图2－7所示。截水渗沟的深度一般不小于10m，断面大小不受流量控制，主要取决于施工方便。基底应埋入最低含水层下的不透水层，当其底部未埋入完整基岩时，应采用浆砌片石修筑沟槽。截水渗沟的迎水沟壁应设反滤层，背水沟壁设隔渗层。

为便于维修与疏通，在截水渗沟的直线段每隔30～50m或转弯、变坡处应设置检查井，如图2－8所示。检查井井壁应设置泄水孔，以排除附近的地下水。

2.排水洞

排水洞是人工开挖的隧洞，通常在隧洞的周围布置一定深度的排水孔，形成一个有效降低地下水位的排水系统。

排水洞一般平行于边坡走向布置，必要时可在其他方向布置支洞，穿过可能的阻水带，扩大排水范围。对于较高的边坡，通常在不同高程布置若干条排水洞，以最大限度地排泄地下水。

在土体和风化严重的岩体中开挖的隧洞需进行衬砌支护，宜采用全断面支护的形式，以防止排水洞的水通过洞底渗入边坡内。

图2－8 检查井（单位：cm）H—检查井深度；Φ—钢筋铁圈直径

3.排水孔

（1）排水孔的分类

排水孔是地下排水的一种重要方式，其优点是易于施工，且可以控制较大范围的地下水。排水孔通常可分为以下两种：

1）通过坡面（包括挡土墙面）打排水孔，以疏干地下水；

2）与地下排水廊道或抽水井相连，以增加排水范围。

（2）排水孔的布设要求

1）排水孔应具有足够大的直径，保证水流通畅，以达到降低地下水位的目的；

2）在坡面上一般以上仰角布设排水孔，坡度一般为3％～10％；

3）排水管应有足够的刚度和强度，防止孔壁坍塌；

4）排水管中一般布设有排水孔，并用起反滤作用的材料保护排水孔，以防堵塞；

5）在坚硬的岩体中布设的排水孔可不加任何保护而直接排水，但此类排水孔极易因孔壁坍塌而堵塞，缩短使用寿命。因此，排水孔中通常插入一定材质的排水管。按材质分，排水管通常可分为金属排水管、硬质排水管和透水软管3种。

4.集水井

当通过排水洞和排水孔汇集的地下水不能依靠重力自然排出坡体时，可以考虑采用集水井排水。在滑坡体外的相对稳定区域，选择地下水集中地带，设置直径大于3.5m的竖井，并在井壁上设置短的水平钻孔，一般为2～3层，使附近的地下水汇集到井中，采用水泵把水排至地表。

集水井的深度一般为15～30m。对于不稳定地段，集水井应达到比滑动面浅的部位；对于稳定的地段，集水井应达到基岩，并深入基岩2～3m。

❻ 污泥产率系数y怎么得来的

污泥产率是指污泥的净产率，而非表观产率，它是生物处理系统产生的污泥量(MLSS)与进入生物系统的BOD5数量的比值。对于按泥龄法设计的活性污泥系统，污泥产率是最重要的设计参数之一。在泥龄和MLSS浓度确定的情况下，按照以下公式即可计算出生物池容积：

V=Q·BOD5·Yt·θc／X

式中：

Q——生物处理系统设计流量，m3／d；

BOD5—进入生物处理系统的BOD5浓度，kg／m^3；

Yt——污泥产率，kgMLSS／kgBOD5；

θc——泥龄，d；

X——混合液悬浮固体（MLSS）浓度，g／L；

设计中污泥产率通常按公式法求算，有时也可按经验选取。

(6)污水处理衰减系数从哪里查扩展阅读：

污泥产率不仅同SS/BOD5的比值有关，还同悬浮物（SS）的组成有关。若悬浮物中可生化组分比例高，则系统污泥产率低。

由于我国地域辽阔，生活污水水质相差较多，再加上污水厂进水中工业污水比例各不相同，因此若想准确预测污泥产率，除了掌握进水SS和BOD5，尚需准确测定fV和fNV的值。

污泥是污水处理后的产物，是一种由有机残片、细菌菌体、无机颗粒、胶体等组成的极其复杂的非均质体。

污泥的主要特性是含水率高（可高达99%以上），有机物含量高，容易腐化发臭，并且颗粒较细，比重较小，呈胶状液态。它是介于液体和固体之间的浓稠物，可以用泵运输，但它很难通过沉降进行固液分离。

利用重力作用的自然沉降分离方式，不需要外加能量，是一种最节能的污泥浓缩方法。重力浓缩只是一种沉降分离工艺,它是通过在沉淀中形成高浓度污泥层达到浓缩污泥的目的，是污泥浓缩方法的主体。

单独的重力浓缩是在独立的重力浓缩池中完成，工艺简单有效，但停留时间较长时可能产生臭味，而且并非适用于所有的污泥；如果应用于生物除磷剩余污泥浓缩时，会出现磷的大量释放，其上清液需要采用化学法进行除磷处理。重力浓缩法适用于初沉污泥、化学污泥和生物膜污泥。