河流水质模型02

2.1污染物在水中的迁移过程污染物在水中的物理迁移过程，包括污染物随水流的对流与混合，受泥沙颗粒、河底及岸边的吸附与解吸、沉淀与再悬浮，底泥中污染物的输送等。一、对流与扩散对流扩散是水体自净的一个重要作用。对流扩散运动主要包括对流、分子扩散、紊动扩散和弥散等形式。李光炽水质模型(一)对流作用输运河水对流运动，是指以时均流速为代表的水体质点的迁移运动。对于某点污染物沿流向x的输运通量为(2-1)式中—过水断面上某点沿x方向的污染物输运通量，mg/(m2.s)；u—某点沿x方向的时均流速，m／s；C—某点污染物的时均浓度，mg/m3。李光炽水质模型uCFxxF对于整个过水断面，污染物的输运率则为(2-2)式中FA—断面A上的污染物输运率，mg/s；u、C—分别为断面平均流速(m/s)和平均浓度，mg/m3；Q—断面A(m2)的过水流量，m3／s。李光炽水质模型QCuCAFA(二)分子扩散作用输运水中污染物由于分子的无规则运动，从高浓度区向低浓度区的运动过程，称分子扩散。分子扩散过程服从费克(Fick)第一定律，即单位时间内通过单位面积的溶解物质的质量与溶解物质浓度在该面积法线方向的梯度成正比，数学表达式为：李光炽水质模型xCEMmmx式中：Mmx—在x方向由于分子扩散作用污染物于单位时间通过单位面积的质量，称分子扩散通量，mg/(m2.s)；C—某点的污染物浓度，mg／m3；Em—分子扩散系数，m2／s。为沿x方向的浓度梯度；分子扩散系数与污染物种类、温度、压力等因素有关，可通过实验测定，一般变化在10－9～10－8m2／s之间。李光炽水质模型xC(三)紊动扩散作用输运河道中水体的流动一般都是紊流。紊流的基本特性是流动中所包含的各种物理量，如任一点的流速、压力、浓度、温度等都随时间的变化而随机脉动。紊动扩散就是由紊流中涡漩的不规则运动(脉动)而引起的物质从高浓度区向低浓度区的迁移过程。紊动扩散通量，可采用类似表达分子扩散通量的费克定律表达：李光炽水质模型式中Mtx—沿x方向污染物的紊动扩散通量，表示由于脉动流速作用使水中污染物在单位时间内通过单位面积的质量，mg／(m2.s)；Etx—x方向的紊动扩散系数，m2／s。对于雷诺数Re＝104左右的湍流流场，紊动扩散系数Etx可达3.36×10－4m2／s，而分子扩散系数Em仅10－9～10－8m2／s，可见河流中紊动扩散作用比分子扩散作用强得多。李光炽水质模型xCEMtxtx(四)离散(弥散)作用输运由于断面非均匀流速作用而引起的污染物离散现象为剪切流中的纵向离散或弥散。离散作用引起的污染物输送通量，也可用费克第一定律的形式描述，即李光炽水质模型xCEMdxdxEdx—纵向离散系数，m2／s，反映离散作用的大小一般Em具有10－9～10－8m2／s的数量级，Etx具有10－2～10－1m2／s的数量级，Edx可达10～103m2／s的量级，因此在天然河流中，起主导作用的基本上是纵向离散作用。李光炽水质模型二、吸附与解吸水中溶解的污染物或胶状物，当与悬浮于水中的泥沙等固相物质接触时，将被吸附在泥沙表面，并在适宜的条件下随泥沙一起沉入河底，使水的污染浓度降低，起到净化作用；相反，被吸附的污染物，当水体条件(如流速、浓度、pH、温度等)改变时，也可能又溶于水中，使水体的污染浓度增加。前者称吸附，后者称解吸。吸附——解吸作用总的趋势是使水体污染浓度减少。李光炽水质模型吸附过程是一种复杂的物理化学过程。如果吸附剂与被吸附物质之间因分子间引力而引起吸附，称为物理吸附；如果二者间因化学作用，生成化学键引起吸附，称为化学吸附。物理吸附和化学吸附往往相伴发生，共同产生吸附作用。目前水质计算中常用两种形式来描述这种作用：一是弗劳德利希(Freundlich)吸附等温式；再是海纳利(Henery)吸附等温式。李光炽水质模型弗劳德利希吸附等温式的形式为李光炽水质模型neekCS1式中Se—吸附达到平衡时水中泥沙的吸附浓度，等于泥沙吸附的污染物总量除以泥沙总量，常以μg／g计；Ce—吸附平衡时水体的污染浓度，常以μg／L计；k、n—经验常数。泥沙对水中污染物的吸附速率方程式中S—t时的泥沙吸附浓度，μg／g；ζ—无量纲化的S值，数值上与S相等；C—t时的水体污染浓度，μg／L；W—水体的含沙量，g／L；b—与活化能有关的指数；k1、k2—分别为吸附速率系数和解吸速率系数，s－1，李光炽水质模型SkWCkdtdSbb21海纳利吸附等温式即一阶动力学吸附方程，并近似得如下的吸附速率方程：李光炽水质模型eekCSSkSSkdtdSm21)(式中Sm为泥沙的最大吸附浓度，与水体温度、pH、污染浓度等因素有关，可近似用Se代替。三、沉淀与再悬浮在水质数学模型中，关于污染物沉淀与再悬浮的计算，可采用两种途径进行：一是按照河流动力学原理，先计算河段含沙量变化过程和冲淤过程，然后考虑泥沙对污染物的吸附、解吸作用，计算污染物的沉淀与再悬浮。这种方法需要资料多，计算工作量大，应用尚不广泛。李光炽水质模型另一种方法，是采用一个系数直接对污染成分的减少或增加进行估算，其公式形式一般为李光炽水质模型CKdtdCc式中C—水中污染物在t时的浓度；Kc—沉淀与再悬浮系数，沉淀时取正号，表示水中污染物减少；再悬浮时取负号，表示该项作用使水体污染浓度增加。Kc与水流速度、泥沙组成、温度等因素有关，可通过实际模拟计算进行优选。2.2天然水流的扩散系数和离散系数一、分子扩散系数水中所含物质的分子扩散系数大小，主要与影响分子扩散运动的温度、溶质、压力有关，与水的流动特性无关。水质计算中，分子扩散—般仅用于水气界面、水体与底泥界面和流速很小的情况。表2—1列出了若干物质在水体中的分子扩散系数。李光炽水质模型二、紊动扩散系数水质的紊动扩散是紊动水流脉动流速引起的，紊动扩散系数的大小主要与水流的紊动特性有关，从而使垂向、横向和纵向的紊动扩散系数各异，即各向异性。李光炽水质模型(一)垂向紊动扩散系数Etz对一般的宽浅型河流，认为水流的质量交换与动量交换等同，紊动扩散系数等于涡粘系数，明渠垂向平均紊动扩散系数Etz为李光炽水质模型*068.0HuEtz式中Etz—垂向平均紊动扩散系数，m2/s；H—水深，m；u*—摩阻流速，m/s，u*=(gHJ)0.5,其中g为重力加速度，m／s2；J为水力坡降。(二)横向紊动扩散系数Ety叉道等情况，使垂向和横向的流速分布更不均匀，引起不同尺度的涡旋而产生横向紊动扩散。采用描述垂向扩散系数的形式来表达横向紊动扩散系数，即李光炽水质模型*HuEtz式中的α为经验性系数，顺直的矩形明渠α＝0.24～0.25；顺直的天然河道α＝0.1～0.2，平均可取0.15。(三)纵向紊动扩散系数Etx由于纵向离散系数Ed远比单独的纵向紊动扩散系数大，一般可大出几十倍至上百倍，故常将纵向紊动扩散系数并入纵向离散系数中一起考虑。从有限的资料看，Etx与Ety处于同样的量级，可能为Ety的3倍左右。李光炽水质模型三、河流的纵向离散系数Ed河流纵向离散系数Ed视资料条件的不同，可采用下述三种途径计算。(一)用断面流速分布资料推算费希尔推导纵向离散系数的计算公式为李光炽水质模型yBytyddydydyyqyHEyqAE0'00')()(1)(1具体计算参见[例2—1](二)用现场示踪剂试验资料推算为了比较准确地计算河段的纵向离散系数，可在河道中选择适当的位置瞬时以点源方式投放示踪剂（如诺丹明），在下游观测示踪剂浓度的时间过程线来推求纵向离散系数Ed。该方法采用由下游观测的示踪剂浓度过程线推求Ed。当选取的下游断面在纵向混合区时，浓度计算为一维水质问题，可由一维水质迁移转化基本方程解得下游x处的示踪剂浓度变化过程为李光炽水质模型李光炽水质模型]3)(exp[4),(2tEutxtEMtxCdd300222)(uxECdtdtttCdt00CdtCtdtt当用纵向混合河段距离分别为x1，x2的两个断面计算时，可得各断面浓度过程线的方差分别为：31212uxEdt32222uxEdt式中为浓度过程线的一阶原点距，对于下游x处实测的示踪剂浓度过程，其计算式为李光炽水质模型取解得：uxt11uxt2212212222ttuEttdtNiiNiiiCtCt112111122NiiNiiiNiiNiiitCtCCtC(三)用经验公式估算费希尔于1975年提出如下的公式李光炽水质模型*22011.0HuBuEd刘亨立(H.Liu)1980年提出的公式为32*HAuEd式中γ是经验系数，—般取0.5～0.6。麦克奎维一凯弗(Mcquivey—keefer)提出的公式为李光炽水质模型)21(2115.02gHuBJQEdH－平均水深；－摩阻流速；J－水力坡降；u－断面平均流速；A－过水断面面积；B－河段平均水面宽；Q－河段的过水流量；g－重力加速度。*u2.3水中有机污染物的降解与转化有机污染物在水中迁移扩散的同时，还在微生物的生物化学作用下分解和转化为其它物质，从而使水体中有机污染浓度降低，称这种现象称为降解。根据降解过程中水体的溶解氧状态，可分为好氧情况和厌氧情况。李光炽水质模型一、水中有机物的好氧降解转化过程在有溶解氧的条件下，水中有机污染物由于好氧微生物(必须在有游离氧O2条件下生存的微生物，主要是好氧菌，属异养型细菌)的作用被氧化分解成无机化，从而使有机污染得以净化。这是一个相当复杂的新陈代谢过程.李光炽水质模型李光炽水质模型碳水化合物和含氮有机物氧化分解的CO2、H2O、NH3－和释放的能量，可为菌藻等微生物所吸收，并为原生动物、后生动物、高级水生动植物利用，逐步转化为人们所需的物质供人类享用，形成自然界的物质循环。当这种循环能在不危害人类生存和发展的情况下进行时，称之为良性循环，或可持续性发展；否则，物质循环中某些环节发生失衡，破坏了循环的正常进行，将会污染环境，危害人类的生存与发展，称生态平衡被破坏，即不可持续发展。我们的任务，就是要研究各种经济有效的措施，促进自然界的物质良性循环，即发展生产，又保持优良的生态环境。李光炽水质模型水中有机物的降解转化过程的碳化过程和硝化过程都是耗氧过程，前者是有机物无机化，后者是无机化的氨氮继续氧化和稳定化。二者反应中的微生物群落不同、生成物不同、氧化速度不同，因此，在有机污染模拟预测计算中，应根据具体情况，确定是分别计算还是合起来作为一个指标分析。二者合起来作为一个指标计算比较简单，工作量小，当碳水化合物占主导地位时，合起来计算将是合适的。否则，分别模拟预测更为恰当。李光炽水质模型二、水中有机物的厌氧降解过程在水中缺乏溶解氧的情况下，有机污染物仍可在兼性厌氧菌和专性厌氧菌的作用下氧化分解和转化，最终达到无机化。此时氧化所需的氧，不是来自水中的溶解氧O2，而是有机物分子中的结合氧。李光炽水质模型专性厌氧微生物，系在完全缺乏溶解氧O2的水中生存繁衍的微生物，如甲烷菌，它们不能在有溶解氧的水中生存。兼氧性微生物，则是一种好氧、厌氧下都能生存繁衍的微生物，如水解菌群和产酸菌群，它们主要将高分子有机物分解为低分子有机物，再供专性厌氧菌转化为甲烷(CH4)、二氧化碳等无机物。厌氧降解转化过程可发生在有机污染严重的河段、水体、湖泊的下层和底部，如图2—5所示，并被广泛应用于厌氧污水处理工程中。李光炽水质模型李光炽水质模型图2—5水体中的有机污染物的降解转化示意图有机废物(O2↑)混合亚硝化稀释CH4、CO2、NH3NO2-NO3-O2O2O2O2硝化有机污泥产酸菌产甲烷菌有机酸河底沉泥藻类呼吸好氧区兼性区厌氧区可沉固体碳化CO2NH3PO43-有机物厌氧降解的四阶段理论：（1）水解阶段，高分子有机物通过水解酶作用转化为可溶性低分子有机物，如纤维素、淀粉等碳水化合物水解成糖类，蛋白质水解成氨基酸等；(2)产酸阶段，通过不同