污水治理模型製作步驟

⑴ 地下水資源管理的技術措施

（一）對區域水資源進行統一規劃、合理調度

地下水、地表水和大氣水之間，有著不可分割的內在聯系，在水循環中，它們之間不斷地相互轉化。為了正確評價區域各種水資源，制定出技術、經濟上合理的水資源開發利用方案，必須對區內一切水資源進行統一的調查研究和評價。

要制定一個正確的水資源管理方案，必須首先查明區域水資源總量和各類水資源的互相轉化關系；其次，必須了解構成區域水資源的各個水量均衡項目對今後持續供水的意義及其在開采前後可能產生的變化；最後，在開發利用中，必須有統籌兼顧、綜合平衡的觀點。

當前，世界各國水資源開發規劃的一個共同特點，是對流域（或水盆地）水資源的全面管理，在水資源的開發規劃中體現綜合利用和聯合開採的原則。未來地下水的開發、保護和管理主要是地表水和地下水的結合使用問題。地下水資源開發的最佳方案是必須依靠地表水、地下水的結合使用，以及採取人工補給、興建地下水庫、控制地下水的區域性過量開采、局部地下鹹水的利用、調整現有抽水井布局等聯合措施。

（二）調整供水水源結構，實行分質供水與水的循環使用

水資源缺乏，尤其優質水源有限。因此在水源利用上應根據工農業產業結構對水質的要求，實行分質供水、優質優用，這是綜合利用有限水資源的有效措施。生活用水立足於地下水或優質地表水；工業用水大體上可分為鍋爐、洗滌和冷卻用水和市政用水，可利用回用水。對於有苦鹹水分布的地段可適量開采部分苦鹹水進行農田灌溉，以補充農業用水不足。同時，行業間用水應統籌安排，循環使用。為實現節水和綜合利用，應打破行業用水界限，採用廢水重復使用的綜合利用模式，逐步推廣一水多用。例如，火電用水盡量與農田灌溉相互重復使用，用火電熱水發展冬季溫室蔬菜栽培，火電排水進一步與供暖、漁業等用水相結合。

（三）調整產業結構，優化區域生產力布局

目前，水資源已成為生產建設規劃布局的制約因素，為此，要根據水資源條件調整和優化產業結構，合理對區域生產力布局，形成節水型經濟結構，實現水資源與國民經濟合理布局，促使經濟效益和環境效益最優。

在保證規劃目標產值的條件下，通過產業結構的優化與調整，使有限的水資源在經濟系統中合理分配，以發揮最大效益，把「以水定工業」作為產業結構調整與生產力布局的一個基本原則，這也是合理利用有限水資源的必要手段。在工業生產布局上，要充分考慮水資源條件，實行以源定供，以供定需，從更大的宏觀范圍來考慮和規劃經濟發展問題，充分發揮經濟協作區的互補協調作用，把耗水大的工業放置在水資源較豐富的地段，做到就地開發、就地使用，這既可減輕城區供水的壓力，還可以避免由於城市工業過渡集中，需水量不斷增加，地下水的開采強度遠遠超過允許開采量而引起的環境負效應。同時也減少了長途輸水的費用，可取得巨大的社會、經濟和環境效益。

（四）「開源」與節流並重

據統計，目前，我國地表水的開發利用率只佔河川年徑流量的17%，淺層地下水的利用率也僅為24%，故尋找新水源地在某些地區尚有潛力。但在許多地區，更應重視其他開源措施（建造地下水庫、地下水人工補給等），而節流則是刻不容緩的重要工作。

1.排供結合和跨流域調配水資源

用礦山排水作供水水源，是充分利用水資源，解決供、排水矛盾的最好措施之一，值得大力推廣。目前，我國華北地區太行山麓的許多煤田的下部煤層，均因受其底部高壓地下水的威脅而不能開采。估計其排水量，每年可達5億m³左右。如能對該區疏乾和供水進行綜合規劃，將排水用於城市或工農業供水，則可緩解當地的供、排水矛盾。目前，全國許多礦山的礦井排水，多因水質已被污染，不適於生活和工業用水，甚至不適於農田灌溉，都大量地白白流掉，並成為周圍地表水與地下水的污染源；加之礦區排水漏斗的擴大，又減少了周圍的供水水源，造成地質環境的惡化。如實行超前取水，以供減排，以供代排，上供下疏，先供後排，排供結合，還可採用帷幕截流，內疏外供等辦法加以解決，此項內容將在第三篇中作進一步介紹。

在地下水位過高造成土壤鹽漬化或沼澤化的地區，也可把抽水排澇與供水結合起來，實行井灌井排，以降低地下水位，加速土壤脫鹽，提高防澇能力，改良淺層淡水，達到農業增產的目的。

當一個地區的水資源經過充分調配仍不能滿足生活和生產需要時，可考慮從有水資源剩餘的流域調入地表水。

2.節約用水

由於世界上普遍面臨淡水資源不足的問題，所以各國都重視對節約用水技術的研究。國內，雖然許多地區供水緊張，但卻存在著普遍而大量的各種浪費水資源的現象。對此，至今仍缺乏有效地管理。我國《水法》明確規定：「國家厲行節約用水，大力推行節約用水措施，推廣節約用水新技術、新工藝，發展節水型工業、節水型農業和服務業，建立節水型社會經濟結構體系，單位和個人有節約用水的義務」。大力推行節水措施，不僅是為了解決水資源的供需矛盾，也是減少排污量、改善環境、提高企業經濟效益的有效措施。在某些水資源不足的地區，開源難以解決需與供的矛盾，只有從節約用水上求得緩解。節水是解決我國缺水問題的出路和重要途徑。

（1）廢（污）水水質處理回用，提高重復利用率。目前，一些發達國家的廢水重復利用率已達85%～98%；國內，工業及城市的用水量雖大，但重復利用率很低。多數城市還停留在20%～50%，有很大潛力。

（2）推廣先進的節水措施。首要的是建立生產管理體制；然後，在工農業和生活用水方面推廣節水措施。在工業方面，應建設先進的節水型工業，降低工業用水定額；實行清潔生產，改進生產工藝，盡量採用用水少的生產工藝，降低單位產品用水量。農業方面，我國是用水大戶，畝均用水量為448m³，但我國農業用水的利用率只有30%～40%，而國外則多達70%～80%，我國農田灌溉面積7.5億畝，年灌溉用水量約4000多億m³，如果灌溉水利用率提高10%，每年可節水400多億m³。因此必須改進灌溉技術，完善田間工程配套，灌渠應防滲或採用明管（塑料軟管）和暗管（地理管），改大水漫灌和畦灌為噴灌、滴灌、滲灌和微灌，這樣既可節省用水，又可擴大灌溉面積。

（3）節約生活用水。日常生活中浪費水的現象普遍存在（跑、冒、滴、漏水與長流水等），種類之多和數量之大都是驚人的，尤以服務行業用水和生活用水更為突出。因此，應當大力宣傳節水，提高人們對水的憂患意識和節水意識；實行「節獎超罰」制度。節約生活用水是多方面的，而推廣節水型衛生潔具（包括廁用、洗淋用、廚房用、醫療用衛生潔具等），應作為重要的節水措施。另外，應大力擴大生活廢水處理回用工作。

（4）開展一水多用。如前述的污水處理回用、將工業廢水（或直接或經處理）用於灌溉或冷卻、綠化、消防及娛樂觀賞用水等，將節省的優質水用於生活用水。

（五）地下水監測工作

為掌握水資源管理方案的執行情況和預測未來地下水的天然和開采動態，以及環境條件的變化趨勢，以便及時調整管理方案和採取防治措施，都必須全面、系統地進行地下水動態監測工作，尤其是在地下水庫區和利用回收廢水進行人工補給的地區。因此，地下水動態監測工作是水資源管理必不可少的組成部分。許多國家在水資源法中都明顯規定，無地下水監測資料設計的水資源管理工作，在法律上是絕對不容許的，我國對此也作了明確規定。

地下水動態監測的內容，應根據管理方案來確定。其主要內容包括地下水的水位動態、水質變化、開采量與回灌量的統計三方面。當地下水系統內可能出現因水資源開發而引起的環境災害時，也應對其變化進行監測。

地下水動態監測網布置的范圍，原則上應包括整個水資源管理區，有時還應擴大到與本區水資源形成有關的毗鄰地區。監測網、點的布置，須考慮對全區水資源動態變化規律的控制，並在對地下水水源地水質、水量產生最大影響的地段以及可能出現地質災害的地段加密觀測點，進行重點監視。監測網、點的布置還應與選定的計算水量和水質的數學模型相適應。選擇觀測點的具體原則，首先要有代表性，並盡可能利用現有井點，做到一井多用。代表性是指所採取的水質樣品或所觀測的水位和流量數據，在地點和時間上能符合水體的真實情況，並能控制一定空間和時間。例如，不致因井深不同或過濾器下置層位不同而出現水位、水質上的差異；不致因長期停用而影響水中微量元素和細菌的含量的真實情況。還應注意，觀測點位置，盡可能不要輕易地變換，因為經常改換觀測點，則可能使觀測結果的使用價值大減。

關於地下水動態觀測的一般要求，在第六章已經介紹，這里僅介紹某些特殊要求。

開采條件下地下水位動態觀測的基本任務：①掌握某一時期整個滲流場的水動力狀況，其任務主要是為了編繪不同時期的等水位線圖（流場圖），以便分析地下水的流向、運動規律、抽水或注水井（人工補給）的影響范圍，以及海水入侵的情況等。同時，這種圖件也是建立水資源計算數學模型的基礎圖件。為編制高質量的流場圖，要求觀測網點能控制住全區流場的變化，應有1～2條主要觀測線穿過區內的水位降落漏斗、補給水丘及不同類型的邊界。觀測點應盡量布置在剖面線上的地下水面坡度變化點上。水面坡度無變化的地區，有少數觀測點控制即可。②掌握可靠的水位隨時間變化趨勢及其變化速度。其任務主要是檢查地下水的開采條件是否按照水資源管理方案預計的方向發展，如有偏離，則必須採取適當的措施來保護地下水資源。這種觀測點必須設置在能夠真正代表區域地下水變化趨勢的水位降落漏斗的中心。因為漏斗中心的水位反應了所有抽水井的干擾影響，而漏斗邊沿部位的水井水位則不一定具有代表性。其次是，為了消除因開采強度隨時間變化而對水位觀測值所產生的影響，要求選用非生產井作為水位動態觀測井。

對於地下水的水質監測，應注意以下問題：①水質監測項目一般可分為「基本監測項目」和「選擇性監測項目」兩類。前者是指全區所有監測點水樣都必須測定的項目；後者則是根據每個監測點所在的位置特徵和不同目的而檢測的某些指定項目。為了解整個地下水系統的水文地球化學條件的變化趨勢，規定以少量常規化學組分作為基本監測項目是必要的，但是，應該把監測項目的重點放在可能對地下水質產生有害影響的化學成分上。此外，也可根據某一時期的水質情報，對所發現的某些水質異常現象，進行追索性的監測。②除常規的水質監測外，目前在國、內外的水資源管理工作中，特別強調對人類健康有危害的微量重金屬離子、有機物和致病細菌以及病毒的監測。有機物的危害性已被認為遠大於無機質或微生物的污染危害。因此，在地下水受有機污染的地區，應增加對微量有機物的監測項目。③微量重金屬元素和有機污染物在地下水中的含量，一般都很低（常以每升微克或毫克計）。因此，如果不嚴格按要求取樣，或由於在保存過程中水樣自身發生化學或生物化學變化，將造成這些成分在實驗室測定的結果與實際情況不符，使水質評價失真；或者出現同一水樣的幾組樣品的結果不一致，無法作出評價結論。因此，首先要嚴格執行有關水樣採取和保存的技術規程；其次應盡可能統一取樣和分析樣品的時間，進行集中取樣和系統取樣，以消除人為因素對分析結果造成的影響。④對環境地質的監測項目、位置和要求，應依據當地的地質、水文地質條件和預測的或已發生的環境地質問題來進行安排，一般要求監測它們的產生、變化和治理的全過程。

（六）運用地下水資源管理模型進行地下水資源的科學管理

地下水資源管理模型是為了達到某既定管理目標，利用運籌學中的最優化技術方法建立起的一組數學模擬模型。實質上，這里所說的地下水資源管理模型，是地下水流或溶質運移等數值模型和線性規劃等管理模型耦合而成的復合模型。通過對此模型的運算，使該系統的特定目標達到最優，使地下水長期處於對人類生活、生產最有利的狀態，以獲得最大的經濟、社會和環境效益。換言之，地下水管理模型就是運用運籌學方法，應用系統分析原理，為達到某即定管理目標所建立的求解地下水最優管理決策的數學模型。通常，它是由地下水系統的狀態模擬模型（如地下水流模擬模型、地下水溶質模擬模型）和優化模型耦合而成。這樣的地下水管理模型，可以在尋求最優決策的運轉過程中嚴格服從地下水的運動規律，實現水文地質概念模型的模擬要求（林學鈺，1995）。地下水管理模型是地下水管理研究的一個重要內容。運用地下水資源管理模型可更好地進行地下水資源的科學管理。從水資源管理發展的歷史分析，水資源管理，最主要的技術管理手段之一，就是運用系統論與系統分析方法等現代科學技術，建立水資源或地下水資源系統管理模型，優化出地下水最合理的開發方案。這已成為當前國際上共同使用的重要管理措施。

我國從20世紀80年代以來，由於地下水系統理論、非穩定流理論及以數值解或解析解為代表的現代應用數學的引入，以及計算機技術、同位素技術等新技術的廣泛應用，使地下水資源的研究發生了根本性的變化，即把從地下水資源評價到管理的全過程納入系統工程的軌道，研究如何合理開發、利用、調控和保護地下水資源，使之處於對人類生活與生產最有利的狀態。因此，它不僅涉及水文地質學的各個領域，而且還涉及與地下水開發活動有關的自然環境、社會環境和技術經濟環境等的問題，最終通過教學模型和最優化技術，建立地下水管理模型，實現管理目標。

地下水管理模型的研究內容目前主要集中在地表水—地下水聯合調度，地下水量—水質綜合管理，地下水科學開采與和管理模型，地下水可持續利用管理模型等。

⑵ 燃煤電廠脫硫廢水排放指標限值的計算方法研究

目前我國燃煤電廠脫硫廢水標准DL/T997—2006的排放指標與限制內容已不符合社會發展需要，為此，本文提出了燃煤電廠脫硫廢水排放指標限值相關計算方法。
論文調研了美國和國內的相關規范，對排放指標確定范圍的具體數值和演算法模型展開深入研究，結合我國行業發展狀況和國情給出了具體的修訂建議，通過計算模型得出脫硫廢水污染物控制參數的直接排放限值，氯化物日最大排放限值≤500mg/L，總溶解固體(TDS)日最大排放限值≤215mg/L，硒≤1.5mg/L，汞≤0.005mg/L等。
2015年國務院印發《水污染防治行動計劃》(以下簡稱「水十條」)明確了我國水環境治理的重點，為中國水污染防治指明了方向。
燃煤電廠濕式石灰石石膏法煙氣脫硫(FGD)產生的脫硫廢水以其污染物組分復雜、不少重金屬含量超標，直接排放將對環境及人體產生多重且長期的危害，因此電力行業2006年首次制定了《火電廠石灰石石膏濕法脫硫廢水水質控制指標》DL/T997，通過濃度控制對相應的污染物排放指標、處理技術提出了無害化要求。
脫硫廢水常規處理方法為化學沉澱、絮凝、中和、沉澱等技術路線，但隨著近年來零排放技術等的逐步出現與成熟，加之現有執行標準的控制指標種類少、不區分技術制定標准限值等問題，原有標准在技術先進性、環境要求方面的適應性越來越低。
為進一步完善國家環境污染物排放標准體系，規范和加強火電行業廢水排放管控，引導電力污染物環保產業可持續健康發展，對脫硫廢水標准進行修標已是大勢所趨尺宏。
本文通過對比我國與美國污染物排放標準的修訂及污染物排放指標濃度限值的計算模型，制定出適用於我國脫硫廢水污染物控制參數的直接排放限值計算方法。
1中美污染物排放標准修訂對比
1.1美國確定基於技術的污染物排放指標的流程
美國確陵鬧冊定水質污染物排放限值的方法基本分為以下3種：①特定化學物質法;②廢水綜合毒性法;③生物基準或生物學評估法。
經研究，美國工業點源水污染物排放限值的確定方法主要為水環境質量的綜合毒性法，該法採用水生生物暴露試驗的方法確定污染物綜合毒性，適用於難確定廢水水質復雜且難提出特定污染物的情況。
這區別於為滿足特定化學物質水質基準的特定化學物質法。根據美國國家污染物排放削減計劃(NPDES)，其核心內容即排污許可證的頒發與實施，而該政策的實施內容則為點源水污染物排污許可限值。
美國對於點源污染物排放限值的確定方法依據之一為技術基礎(technology-based)，即考慮目前能達到的技術處理能力;之二為水質基礎(water quality-based)，即充分考慮以環境生物影響與人體健康為本的水質標准。
圖1給出了美國EPA基於處理技術確定廢水污染物排放指標限值的客觀研究流程。
圖1 美國環保署(EPA)水污染物排放標准限值確定流程
1.2國內常規污染物排放標準的修訂程序
我國的工業污染物排放控制標准通常以對應的污染物去除工藝、技術路線為主要修標依據，以人體健康(即環境效益)為基本要求，標准所控制的技術路線除技術可行外還要充分考慮經濟指標，即投資、運行費用等。
根據以上現有客觀修訂依據，本文作者通過綜合分析各類標準的修訂背景、必要性、計算研究方法等步驟，所確定的標准確定過程分解如圖2。
圖2 脫硫廢水污染物控制標準的修標流程
1.3我國污染物排放指標存在的問題
1.3.1相關指標在標准中體現不夠
我國對於脫硫廢水的控制標准有行業標准《火電廠石灰石-石膏濕法脫硫廢水水質控制指標》(DL/T997—2006)，其中指標有對重金屬的控制如總汞、總鉻、總鎘、總鉛、總鎳、懸浮物、化學耗氧量、硫化物、氟化物、硫酸鹽、pH進行了制約。
考慮到目前國內推薦應用的脫硫廢水處理技術路線，如沉澱、混凝、彎汪中和等化學處理後達標排放，即三聯箱技術。此路線對懸浮物與大部分金屬及重
金屬汞、砷去除率很高，但對氯化物、溴化物、硼、硫酸鹽、銨和其他溶解固體(TDS)去除率低[13];並且對某些有害元素如硒等去除效果差。
對於此種處理技術，現有的控制標准種類少，對可溶性鹽及硒等有害物質的排放在標准中體現不夠。
其次我國推薦的脫硫廢水處理技術路線還有化學沉澱、混凝、中和預處理+膜濃縮+煙道余熱蒸發乾燥/蒸發結晶，即脫硫廢水零排放技術。
此技術需要對汞、砷、硒和硝酸鹽/亞硝酸鹽的出水濃度進行限值，以及對總懸浮固體(TSS)進行限制。
我國脫硫廢水控制標准不再符合社會發展需要，需增加現有執行標準的控制指標，更應該關注溶解性總固體TDS、硝酸鹽/亞硝酸鹽，汞、六價鉻、銅、硒等有害物質控制指標。
1.3.2未充分考慮技術經濟可行性
深入研究美國環保署2015年最新修訂的關於點源燃煤電站的污染物排放標准40 CFR Part423，《Effluent Limitations Guidelines and Standards for the Steam Electric Power Generating Point Source Category》;Final Rule，關於FGD廢水的控制標准有兩套BAT(best available technology economically achievable，最佳經濟可行技術)限制，第一套BAT控制標準是對TSS(total suspended solid，總懸浮固體)制定的數值限制標准，該控制方法與EPA先前制定的關於TSS的BPT(best practicable control technology currently available，最佳現有實用控制技術)規范在數值上相同;第二套BAT控制標準是對汞、砷、硒、硝酸鹽/亞硝酸鹽氮制定的數值限制標准，而自願採用先進技術的現存燃煤電廠(ES，existing sources)與新建電廠(NS，new sources)的FGD廢水控制指標為汞、砷、硒、TDS(溶解性總固體)。
但我國還未建立系統的污染物削減技術評估體系，目前我國制訂的BAT僅11個，不足以支撐所有行業的水污染物排放標准制修訂工作。
1.3.3標准在技術先進性、環境要求方面的適應性需提高
在制定標准時應與現今脫硫廢水處理技術及環境要求無縫銜接。行業水污染物排放限值是通過綜合考慮工業排污水平、污染物處理技術、環境質量要求、國內外相關標准等多方面的因素來制訂。
如今零排放技術已在我國部分應用，《火電廠石灰石-石膏濕法脫硫廢水水質控制指標》已遠遠不適用於當今污染控制技術。
美國對於濕法脫硫廢水的排放控制標准，美國EPA根據不同的處理技術分別制定了不同的控制限值。
如只採用化學沉澱法處理脫硫廢水的電廠需要針對汞、砷提出控制標准;採用化學沉澱後續串聯生物處理脫硫廢水的電廠需要提出汞、砷、硒、硝酸鹽/亞硝酸鹽態氮的控制標准;而採用蒸發處理脫硫廢水的電廠則提出控制汞、砷、硒和總溶解性固體的要求。
2相關計算模型
2.1發達國家確定污染物排放指標濃度限值的計算模型
參考美國國家污染物削減計劃(NPDES)中基於BAT技術的水污染物濃度限值計算方法建立計算模型過程。
(1)確定需要控制的污染物指標，根據造成的環境影響即主要矛盾，包括長期/慢性和短期/急性毒性確定。
(2)工業廢水濃度限值分為日最大濃度限值(短期)與30天平均值(長期)，分直接排放到自然水體的濃度限值和排放到下游公共污水處理設備的濃度限值，不同濃度的演算法公式也不同。
以工廠排放的某污染物i為例，討論長期平均值(long time average，LTA)，如式(1)。
(3)日變異系數和月變異系數VF的確定。
(4)根據計算模型標准濃度限值=LTA×VF，最終確定排污行業不同污染物濃度的濃度限值標准。
(5)可行性驗證。
2.2適用於我國工業廢水排放的標准限值計算模型
(1)某種污染物濃度限值確定行業長期平均值採用算術平均根的計算模型，以企業排放的COD為例，公式如式(2)。
3我國脫硫廢水排放標準的濃度限值計算方法
依據新修訂脫硫廢水排放標準的標准限值依託的技術依據擬採用零排放技術「化學預處理+RO膜濃縮減量+蒸發結晶」技術為主、「化學預處理+RO膜濃縮減量+余熱煙氣旁路蒸發」技術為輔。
已知正常工況下兩種技術的出水指標相當，形成的脫硫廢水零排放系統的主要污染物進出口控制參數如表1，以國內某燃煤電廠大型脫硫廢水零排放工程實例為參考原型。
表1 脫硫廢水零排放系統的主要污染物進出口控制參數
根據燃煤電廠石灰石石膏濕法脫硫廢水的水質特點、主要污染物種類可能造成環境危害以及現有水質標準的主要控制對象的分析，以及環保部推薦的最佳處理技術的結論，確定了脫硫廢水中需要控制的污染物種類，如表2。
表2 基於蒸發結晶/旁路蒸發技術(BAT)的脫硫廢水污染物控制參數確定
下面以10家採用脫硫廢水零排放技術的燃煤電廠出水水質數據為基礎，以具有代表性的污染物硫酸根離子SO42–為例代入數學模型計算，過程和結果如下。
(1)計算長期平均值LTA，如式(8)。
國家規定的化學需氧量的測定方法為重鉻酸鹽法，由GB11914—1989可知，該方法檢出限為0.2mg/L;未檢出比例為p=0。
表1中的其他類型污染物的BAT濃度限值的計算結果同硫酸根，因此最終計算結果如表2。
4結論與展望
(1)以最佳可利用技術(BAT)——脫硫廢水零排放技術蒸發結晶的工藝路線為標准濃度限值確定的技術依據，充分學習我國與美國環保部門制定廢水排放標准限值時藉助的數學模型演算法，確定了該技術方案支持下的脫硫廢水排放控制標準的污染物種類與控制濃度區間。
(2)在深入研究了我國和美國的標准限值確定方法的基礎上，融合了兩國計算模型的共同點，得出了根據脫硫廢水水質水量特點確定的需要污染物種類，包括新增的TDS日最大排放限值、硝酸鹽日最大排放限值、氯化物等無機鹽離子的控制水平、二類污染物銅、硒的控制水平以及一類污染物汞、六價鉻等重金屬控制指標等。
(3)脫硫廢水新的控制指標應更加適應當前及未來的環境發展需要。
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⑶ 求cass資料

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CCAS工藝，即連續循環曝氣系統工藝（Continuous Cycle Aeration System），是一種連續進水式SBR曝氣系統。這種工藝是在SBR（Sequencing Batch Reactor，序批式處理法）的基礎上改進而成。SBR工藝早於1914年即研究開發成功，但由於人工操作管理太煩瑣、監測手段落後及曝氣器易堵塞等問題而難以在大型污水處理廠中推廣應用。SBR工藝曾被普遍認為適用於小規模污水處理廠。進入60年代後，自動控制技術和監測技術有了飛速發展，新型不堵塞的微孔曝氣器也研製成功，為廣泛採用間歇式處理法創造了條件。1968年澳大利亞的新南威爾士大學與美國ABJ公司合作開發了「採用間歇反應器體系的連續進水，周期排水，延時曝氣好氧活性污泥工藝」。1986年美國國家環保局正式承認CCAS工藝屬於革新代用技術（I/A），成為目前最先進的電腦控制的生物除磷、脫氮處理工藝。 CCAS工藝對污水預處理要求不高，只設間隙15mm的機械格柵和沉砂池。生物處理核心是CCAS反應池，除磷、脫氮、降解有機物及懸浮物等功能均在該池內完成，出水可達標排放。
經預處理的污水連續不斷地進入反應池前部的預反應池，在該區內污水中的大部分可溶性BOD被活性污泥微生物吸附，並一起從主、預反應區隔牆下部的孔眼以低流速(0.03-0.05m/min)進入反應區。在主反應區內依照「曝氣（Aeration）、閑置(Idle)、沉澱(Settle)、排水(Decant)」程序周期運行，使污水在「好氧-缺氧」的反復中完成去碳、脫氮，和在「好氧-厭氧」的反復中完成除磷。各過程的歷時和相應設備的運行均按事先編制，並可調整的程序，由計算機集中自控。

CASS工藝發展至今，已在城市污水和工業廢水處理領域逐步得到應用。但是，CASS工藝設計方法的研究卻發展緩慢，目前還處於經驗階段，究其原因有兩點：一是專業技術人員比較側重於主要設備（如潷水器）和自控系統的研究開發，而忽略了對CASS工藝設計方法的研究；二是CASS工藝乃至所有的間歇式活性污泥工藝的反應過程都比較復雜，其部分生物作用機理至今仍在研究之中。
高氨氮污水對於環境的危害日益引起人們的重視，國內外目前對於應用CASS工藝處理高氨氮污水的研究還處於起步階段，處理效果也不理想，脫氮率較低。研究如何改進CASS工藝設計方法,將其用於高氨氮污水的處理，充分發揮CASS工藝脫氮除磷效果好、耐沖擊負荷能力強、防止污泥膨脹、建設費用低和管理方便等優點，對於促進CASS工藝的發展和改善水體環境具有現實意義。
1.現行的CASS工藝設計方法
1.1 活性污泥工藝設計計算方法
活性污泥工藝的設計計算方法有三種：污泥負荷法、泥齡法和數學模型法。三種方法各有其特點，分述如下：
1、污泥負荷法
污泥負荷法是目前國內外最流行的活性污泥設計方法，幾十年來，污泥負荷法設計了成千上萬座污水處理廠，充分說明其正確性和適用性。
污泥負荷法也有其弊端，主要表現為：一是污泥負荷法設計參數的選擇主要依靠設計者的經驗，這對於經驗較少的設計者來講相當困難；二是對脫氮要求未加考慮，影響了設計的精確性和可靠性。
2、泥齡法
泥齡法是經驗和理論相結合的設計計算方法，比污泥負荷法更加精確可靠；泥齡法可以根據泥齡的選擇，實現工藝的硝化和反硝化功能；同時，泥齡參數的選擇范圍比污泥負荷法窄，設計者選擇起來難度較小。
泥齡法的設計參數大多是根據國外污水試驗得出的，需結合我國的城市生活污水水質加以修正，這是其目前應用的困難所在。
3、數學模型法
1986年，原國際水污染與控制協會IAWPRC提出了活性污泥1號數學模型，其後十幾年裡，隨著數學模型的完善，越來越多的活性污泥系統開始採用它進行工程設計和優化。
數學模型在理論上是比較完美的，但具體應用則存在不少問題，主要是由於污水處理的復雜性和多樣性，模型中所包含的大量工藝參數需要根據具體的水質進行調整和確定，這需要大量的工程積累，即使簡化了的數學模型，應用也相當困難。到目前為止，數學模型在國外尚未成為普遍採用的設計方法，而在我國還停留在研究階段。
1.2 目前CASS工藝設計計算方法
CASS工藝屬於活性污泥法范疇，但由於其運行方式獨特，與傳統活性污泥法又有很大的差別。在同一周期內，池內的污水體積、污染物的濃度、DO和MLSS時刻都在發生變化，是一種非穩態的反應過程。
目前CASS工藝設計採用污泥負荷法，該方法不考慮反應池內基質濃度、MLSS和DO含量在時間上的變化，只考慮進出水有機物的濃度差，並忽略同一反應周期內沉澱、潷水和閑置階段的生物降解作用，採用與傳統活性污泥法基本相同的計算公式。
CASS工藝採用污泥負荷法進行設計時，除反應池容積計算與傳統活性污泥法不同，其它如反應池DO和剩餘污泥排放量等計算方法與傳統活性污泥工藝相同，因此，本節著重介紹CASS工藝反應池容積的計算方法。
1.2.1 計算BOD-污泥負荷（Ns）
BOD-污泥負荷是CASS工藝的主要設計參數，其計算公式為：
（1）
式中： Ns——BOD-污泥負荷，kgBOD5/(kgMLSS•d)，生活污水取0.05～0.1
kgBOD5/(kgMLSS•d)，工業廢水需參考相關資料或通過試驗確定；
K2——有機基質降解速率常數，L/(mg•d)；
Se——混合液中殘存的有機物濃度，mg/L；
η——有機質降解率，％；
?——混合液中揮發性懸浮固體濃度與總懸浮固體濃度的比值，一般在生活污水中，?＝0.75。
（2）
式中： MLVSS——混合液揮發性懸浮固體濃度，mg/L；
MLSS——混合液懸浮固體濃度，mg/L；
1.2.2 CASS池容積計算
CASS池容積採用BOD-污泥負荷進行計算，計算公式為：
（3）
式中：V——CASS池總有效容積，m3；
Q——污水日流量，m3/d；
Sa、Se——進水有機物濃度和混合液中殘存的有機物濃度，mg/L；
X——混合液污泥濃度（MLSS），mg/L；
Ns——BOD-污泥負荷，kgBOD5/(kgMLSS•d)；
?——混合液中揮發性懸浮固體濃度與總懸浮固體濃度的比值。
1.2.3 容積校核
CASS池的有效容積由變動容積和固定容積組成。變動容積（V1）指池內設計最高水位和潷水器排放最低水位之間的容積；固定容積由兩部分組成，一部分是安全容積（V2），指潷水水位和泥面之間的容積，安全容積由防止潷水時污泥流失的最小安全距離決定；另一部分是污泥沉澱濃縮容積（V3），指沉澱時活性污泥最高泥面至池底之間的容積。
CASS池總的有效容積：
V＝n1×（V1＋V2＋V3） （4）
式中：V——CASS池總有效容積，m3；
V1——變動容積，m3；
V2——安全容積，m3；
V3——污泥沉澱濃縮容積，m3；
n1——CASS池個數。
設池內最高液位為H（一般取3～5m），H由三個部分組成：
H＝H1＋H2＋H3 （5）
式中：H1——池內設計最高水位和潷水器排放最低水位之間的高度，m；
H2——潷水水位和泥面之間的安全距離，一般取1.5～2.0m；
H3——潷水結束時泥面的高度，m；
其中：
（6）
式中： A——單個CASS池平面面積，m2；
n2——一日內循環周期數；
H3＝H×X×SVI×10－3 （7）
式中：X——最高液位時混合液污泥濃度，mg/L；
污泥負荷法計算的結果，若不能滿足H2≥H－（H1＋H3），則必須減少BOD-污泥負荷，增大CASS池的有效容積，直到條件滿足為止。
1.2.4 設計方法分析
從上述設計方法的描述中可以看出，現行的CASS工藝設計具有以下幾個方面的特點：
1、設計方法簡單，設計參數單一，在傳統的以污泥負荷為主要設計參數的活性污泥設計法基礎上，採用容積進行校核，以保證潷水過程中的污泥不流失。
2、設計只針對主反應區容積，而生物選擇區容積則是按照主反應區容積的5％設計。
3、污泥負荷法設計重點針對有機物質的降解，對脫氮未加考慮，難以滿足污水排放對於氮的要求，故此方法具有片面性，難以滿足高氨氮污水處理後達標排放。
2 CASS工藝設計方法改進
CASS工藝目前廣泛應用的設計方法是污泥負荷法，污泥負荷法立足於有機物的去除，對系統脫氮效果則未加考慮，而對於高氨氮污水，脫氮效果的考慮更為重要，因此需結合目前已有的CASS工藝設計方法，加入脫氮工藝設計，對傳統的CASS工藝設計方法進行改進。
2.1 CASS工藝設計方法改進的思路
高氨氮的污水脫氮設計的改進思路如下：
1、設計採用靜態法。設計方法不追蹤CASS反應池內基質和活性污泥濃度在時間上的變化過程，而是著重於在某一進水水質條件下經系統處理後能達到的最終處理效果。對於同步硝化反硝化，由於其機理還處在進一步研究階段，在設計中不加考慮。對於沉澱和潷水階段的生物反應，其作用並不明顯，因此在設計中對這兩個階段的生物反應不加考慮。
2、將主反應區和預反應區分開設計，主反應區主要功能為有機物降解和硝化，而預反應區的功能主要為生物選擇和反硝化脫氮。
3、主反應區採用泥齡法設計，而將污泥負荷作為導出參數，結合試驗研究的結論，通過污泥負荷對設計結果進行校核。
4、反應池的尺寸通過進水量和污泥沉降性能確定。
2.2 主反應區容積設計
主反應區設計採用泥齡法，並用污泥負荷進行校核，其設計步驟如下：
1、計算硝化菌的最大比增長速率
當污水pH和DO都適合於硝化反應進行時，計算亞硝酸菌的比增長速率公式為：
（8）
式中：μN,max——硝化菌的最大比增長速率，d-1；
T——硝化溫度，℃；
2、計算穩定運行狀態下的硝化菌比增長速率
（9）
式中：μN——硝化菌的比增長速率，d-1；
N——硝化出水的NH3-N濃度，mg/L；
KN——飽和常數，設計中一般取1.0mg/L。
3、計算完成硝化反應所需的最小泥齡
（10）
式中： ——最小泥齡，d；
μN——硝化菌的比增長速率，d－1。
4、計算泥齡設計值
本處採用Lawrence和McCarty在應用動力學理論進行生物處理過程設計時提出的安全系數（SF）概念，SF可以定義為：
SF＝ / （11）
式中： ——設計泥齡，d；
SF使生物硝化單元在pH值、溶解氧濃度不滿足要求或者進水中含有對硝化有抑製作用的有毒有害物質時仍能保證達到設計所要求的處理效果。美國環保局建議一般取1.5～3.0。
5、計算以VSS為基礎的含碳有機物（COD）的去除速率
活性異養菌生物固體濃度X1可用下式計算：
（12）
式中：X1——活性異養菌生物固體濃度，mg/L；
YH——異養菌產率系數，gVSS/gCOD或gVSS/gBOD；
bH——異養菌內源代謝分解系數，d－1；
S0——進水有機物濃度，mgCOD/L或mgBOD/L；
S1——出水有機物濃度，mgCOD/L或mgBOD/L；
——設計泥齡，d；
t——水力停留時間，d；
活性生物固體表觀產率系數，YH,NET
將含碳有機物的去除速率定義為：
（13）
則可以得到下式：
1/＝YH,NET•qH （14）
曝氣池混合液VSS由三部分組成：活性生物固體、微生物內源代謝分解殘留物和吸附在活性污泥上面不能為微生物所分解的進水有機物，VSS濃度可以表示為：
（15）
式中：X——VSS濃度，mg/L；
△S——基質濃度變化，mgCOD/L或mgBOD/L；
YH——以VSS為基礎的產率系數，gVSS/gCOD或gVSS/gBOD；
b——以VSS為基礎的活性污泥分解系數，d-1；
以VSS為基礎的（濃度為X）的有機物去除速率可以表示為：
1/ ＝YH,NET•qOBS （16）
6、計算生化反應器水力停留時間t
（17）
7、主反應區容積：
VN＝Q t （18）
式中：VN——主反應區容積，m3；
Q——進水流量，m3/d；
8、有機負荷校核
有機負荷F/M：
（19）
式中：?——MLVSS/MLSS，一般取0.7。
根據相關試驗結論，若F/M不在0.18～0.25 kgCOD/(kgMLSS•d)，則需改變泥齡，進行重新設計。
10、氨氮負荷校核
氨氮負荷SNR：
（20）
式中：N——主反應區產生NO3-N總量TKN，mg/L。
根據相關試驗結論，若SNR＞0.045 kg NH3-N/(kgMLSS•d)，則需增大泥齡，進行重新設計。
2.3 預反應區容積設計
預反應區的功能設計為反硝化，其設計步驟如下：
1、計算反硝化速率SDNR
反硝化速率可以根據試驗結果或文獻報道值確定，也可以按下面的方法計算：
溫度20℃時：SDNR ( 2 0) ＝0.3F/M＋0.029（21）
溫度T℃時： SDNR (T)＝ SDNR (2 0) •θ( T- 2 0 ) (θ為溫度系數，一般取1.05) （22）
2、缺氧池的MLVSS總量為：
LA＝QND/ SDNR (T) （23）
式中：ND——反硝化去除的NO3-N，kgN/d。
3、缺氧池的容積：
VAN=1000LA/X? （24）
4、缺氧池的水力停留時間：
tA＝VAN/Q （25）
5、系統的總泥齡：
（26）
2.4 反應器尺寸的確定
CASS反應器尺寸的確定主要是確定反應器的高度和面積，以滿足泥水分離和潷水的需要。由於預反應區始終處於反應狀態，不存在泥水分離的問題，且預反應區底部通過導流孔與主反應區相連，其水面高度與主反應區平齊，因此計算出主反應區的設計高度也同時計算出了預反應區的水面高度。所以反應區尺寸的確定主要是主反應區尺寸的確定。
CASS池的泥水分離和SBR相同，生物處理和泥水分離結合在CASS池主反應區中進行，在曝氣等生物處理過程結束後，系統即進入沉澱分離過程。在沉澱過程初期，曝氣結束後的殘余混合能量可用於生物絮凝過程，至池子趨於平靜正式開始沉澱一般持續10min左右，沉澱過程從沉澱開始後一直延續至潷水階段結束，沉澱時間為沉澱階段和潷水階段的時間總和。
污泥泥面的位置則主要取決於污泥的沉降速度，污泥沉速主要與污泥濃度、SVI等因素有關，在CASS系統中，污泥的沉降速度vS可簡單地用下式計算：
vS＝650/(XT×SVI) （27）
式中：vS——污泥沉速(m/h)；
XT——在最高水位時濃度(kg/m3)，為安全計，採用主反應區中設計值 X，一般取3000～4200 mg/L；
SVI——污泥沉降指數(mL /g)。
為避免在潷水過程中將活性污泥帶出系統，需要在潷水水位和污泥泥面之間保持一最小的安全距離HS。為保持潷水水位和污泥泥面之間的最小安全距離，污泥經沉澱和潷水階段後，其污泥沉降距離應≥ΔH+HS，期間所經歷的實際沉澱時間為(ts＋td－10/60)h，故可得下式：
vS×(ts ＋td －10/60)＝ΔH+HS （28）
式中：ΔH——最高水位和最低水位之間的高度差，也稱潷水高度(m)，ΔH一般不超過池子總高的40%，與潷水裝置的構造有關，一般其值最大在2.0～2.2m左右；
ts——沉澱時間；
td——潷水時間。
聯立式（6.47）和(6.48)即可得：
（29）
式中：ΔV——周期進水體積(m3)；
A——池子面積(m2)；
HT——最高水位(m)；
式中沉澱時間ts、潷水時間td可預先設定，根據水質條件和設計經驗可選擇一定的SVI值，安全高度HS一般在0.6～0.9m左右。ΔV由進水量決定，這樣式(29)中只有池子高度HT和面積A未定。根據邊界條件用試演算法即可求得式(29)中的池子高度和面積。
高度HT和面積A的確定方法為：先假定某一池子高度HT，用式(29)求得面積A，從而可求得潷水高度ΔH，如潷水高度超過允許的范圍，則重新設定池子高度，重復上述過程。
在求得HT和池子面積A後，即可求得最低水位HB：
HB＝HT－△H＝HT－ΔV/A（30）
最高水位時的MLSS濃度XT已知，最低水位時的MLSS濃度則可相應求得：
XB＝XT×HT /HB（31）
最低水位時的設計MLSS濃度一般應不大於6.0kg/m3。
2.5 剩餘污泥計算
每日從系統中排出的VSS重量為L：
L＝X? (VAN＋VN) / θ （32）
式中：L——每日從系統中排出的VSS重量，kg/d。
2.6 需氧量計算
1、BOD的去除量：
O1＝Q (S0－S1)/1000（33）
2、氨氮的氧化量：
O2＝QN/1000 （34）
3、生物硝化系統，含碳有機物氧化需氧量與泥齡和水溫有關系，每去除1kgBOD需氧1.0～1.3kg，一般取1.1，則碳氧化和硝化需氧量為：
O3＝1.1O1＋O2（35）
4、每還原1kg NO3-N需2.9kgBOD，由於利用水中的BOD作為碳源反硝化減氧需要量為：
O4＝2.9 NDQ/1000（36）
實際需氧量：
O= O3－O4（37）

⑷ A2/O法污水生物脫氮除磷處理技術與應用的目錄

前言
第1章 緒論
1.1 我國水環境與城市污水處理狀況
1.1.1 我國水環境現狀
1.1.2 我國水污染特徵及其對策
1.1.3 我國城市污水處理現狀及存在的問題
1.2 水體富營養化問題及其危害
1.2.1 國內外水體富營養化狀況
1.2.2 水體富營養化現象
1.2.3 水中氮磷的來源
1.2.4 水體富營養化的危害
1.2.5 水體富營養化的治理
1.2.6 我國控制氮磷污染的水環境標准
1.3 A2/O生物脫氮除磷工藝
1.3.1 A2/O工藝的發展
1.3.2 A2/O工藝生物脫氮除磷的原理
1.3.3 A2/O工藝的特點及影響因素
1.3.4 A2/O工藝在國內外的應用現狀
1.4 A2/O工藝存在的問題及其對策
1.4.1 傳統A2/O工藝存在的主要問題
1.4.2 A2/O工藝的改進措施
參考文獻
第2章 生物脫氮除磷的新理論與新技術
2.1 傳統生物脫氮理論
2.1.1 硝化反應
2.1.2 反硝化反應
2.1.3 傳統生物脫氮技術存在的問題
2.2 生物脫氮新理論和新技術
2.2.1 短程硝化反硝化生物脫氮技術
2.2.2 厭氧氨氧化生物脫氮技術
2.2.3 同步硝化反硝化生物脫氮技術
2.3 傳統生物除磷理論及其影響因素
2.3.1 傳統生物除磷的生化反應機理
2.3.2 傳統生物除磷系統的主要影響因素
2.4 反硝化除磷脫氮新理論和新技術
2.4.1 反硝化除磷脫氮理論
2.4.2 反硝化除磷脫氮工藝
2.4.3 反硝化除磷工藝的影響因素
參考文獻
第3章 A2/O工藝系統性能及其運行優化的研究
3.1 A2/O工藝的反硝化除磷性能
3.1.1 試驗方法及方案設計
3.1.2 A2/O工藝的除磷性能
3.1.3 A2/O工藝的脫氮性能
3.1.4 A2/O工藝的COD去除性能
3.2 過量曝氣對A2/O工藝生物脫氮除磷的影響
3.3 進水C/N比和C/P比對A2/O工藝生物脫氮除磷的影響
3.3.1 試驗方案
3.3.2 進水C/N比對氮和磷的去除
3.3.3 進水C/P比對氮和磷去除的影響
3.4 幾種控制變數對A2/O工藝性能的影響
3.4.1 MLSS對A2/O工藝的影響
3.4.2 SRT對A2/O工藝的影響
3.4.3 污泥迴流比對A2/O工藝的影響
3.4.4 內循環迴流比對A2/O工藝的影響
3.4.5 缺氧區與好氧區容積比對A2/O工藝的影響
3.5 分段進水對A2/O工藝脫氮除磷性能的影響
3.5.1 對氮去除的影響
3.5.2 對磷去除的影響
3.5.3 不同分段進水比時系統沿程方向各參數的變化規律
3.5.4 最優分段進水比的適用性
3.6 A2/O工藝生物脫氮除磷性能優化及其運行
3.6.1 西班牙Ciudad Real污水處理廠營養物去除優化
3.6.2 A2/O工藝脫氮除磷系統的運行研究
3.7 強化A2/O工藝反硝化除磷性能的運行策略
3.7.1 內循環迴流量的控制與優化
3.7.2 厭氧/缺氧/好氧區體積比的優化
3.7.3 分段進水的優化
3.8 A2/O系統內DO、ORP及pH的變化規律
3.8.1 DO、ORP及pH的沿程變化規律
3.8.2 D0、ORP及pH的沿程變化原因
3.8.3 反硝化除磷過程中0RP在線信息的變化規律
3.9 生物脫氮除磷新理論和新技術在A2/O工藝中的實現
3.9.1 短程硝化反硝化的實現
3.9.2 同步硝化反硝化和反硝化除磷的建立
3.9.3 缺氧硝化現象在A2/O系統中的出現及其特徵
3.10 A2/O工藝強化反硝化除磷體系中微生物特性分析
3.10.1 聚磷顆粒染色的沿程特徵變化
3.10.2 胞內儲存物PHB染色的沿程特徵變化
3.10.3 微生物電鏡掃描分析的沿程特徵變化
參考文獻
第4章 A2/O工藝的數學模型與模擬
4.1 A2/O工藝反硝化除磷代謝模型
4.1.1 反硝化除磷代謝模型
4.1.2 反硝化除磷動力學
4.1.3 A2/O反硝化除磷工藝動力學模式
4.2 TUD聯合模型在A2/O工藝的應用
4.2.1 倒置A2/O工藝TUD模型的建立與模擬
4.2.2 採用TuD模型動態模擬倒置A2/O工藝運行工況
4.2.3 採用TuD聯合模型對倒置A2/O工藝運行診斷與優化
4.3 A2/O工藝控制策略benchmark模擬平台
4.3.1 平台的開發
4.3.2 模擬平台的應用與模擬
參考文獻
第5章 A2/O污水處理系統的運行、管理、設計與應用
5.1 A2/O污水處理系統污泥的培養及調試
5.1.1 污泥的培養與馴化
5.1.2 系統的運行調試
5.1.3 運行調試實例
5.2 A2/O污水處理系統的運行管理
5.2.1 A2/O污水處理廠主要構築物的運行管理
5.2.2 提高A2/O工藝整體處理效果的措施
5.2.3 保定市污水處理總廠A2/O工藝的運行管理
5.3 A2/O污水處理工藝常見問題及其對策
5.3.1 污泥膨脹
5.3.2 污泥上浮
5.3.3 活性污泥泡沫
5.4 A2/O污水處理工藝的過程式控制制
5.4.1 檢測變數及常用在線儀表
5.4.2 A2/O工藝的過程式控制制原則
5.4.3 A2/O污水處理工藝的控制過程
5.4.4 A2/O污水處理系統優化的方法或策略
5.4.5 無錫蘆村A2/O污水處理廠自動控制系統
5.4.6 應用專家控制系統提高A2/O工藝的脫氮效率
5.5 A2/O污水處理工程的設計
5.5.1 工程設計的依據與原則
5.5.2 A2/O工藝設計實例1
5.5.3 A2/O工藝設計實例2
5.6 A2/O污水處理典型工程實例
5.6.1 青島李村河污水處理廠
5.6.2 北京清河污水處理廠
5.6.3 廣州大坦沙污水處理廠
5.6.4 成都第三污水處理廠
5.6.5 紀莊子污水處理廠
參考文獻
第6章 A2/O變形工藝及其工程應用
6.1 倒置A2/O工藝
6.1.1 倒置A2/O工藝的提出
6.1.2 倒置A2/O工藝脫氮除磷原理與特點
6.1.3 倒置A2/O工藝在實際生產中的應用
6.2 UCT工藝及其工程應用
6.2.1 UCT及其變形工藝
6.2.2 UCT工藝在污水處理工程中的應用
6.3 迴流污泥反硝化A2/O工藝及其應用
6.3.1 迴流污泥反硝化A2/O工藝
6.3.2 某改良型A2/O工藝的除磷脫氮運行效果
6.4 其他A2/O變形工藝
6.4.1 三環式A2/O工藝
6.4.2 PASF工藝
參考文獻
符號說明

⑸ 環境一滴污水的凈化之旅

7

一滴污水的凈化之旅

——來自長江大保護一線的觀察

新華社北京記者記錄了一滴污水的凈化之旅，來自長江大保護一線的觀察。

初夏時節，重慶廣陽島，潺潺溪流里魚兒戲水，繁花掩映中蜻蜓飛舞。

這座長江上游面積最大的江心生態島，在長江大保護之前曾因過度開發導致生態惡化嚴重。如今，一幅巴渝田園風景畫在廣陽島徐徐展開。

共抓大保護，不搞大開發。近年來，圍繞生態優先、綠色發展的主旋律，長江沿岸多個城市探索城市智慧水管家、打響管網攻堅戰、污水處理廠變為資源工廠等，創新城市污水治理。生態環境部最新數據顯示，長江幹流國控斷面連續3年全線達到Ⅱ類水質。長江母親河煥發生機活力。

連日來，記者順長江而下，深入相關省市，通過一滴污水的凈化之旅感知長江大保護的科技含量。

在安徽六安，三峽集團所屬長江環保集團六安水管家公司集控中心，智慧調控系統大屏上不斷跳動的數據標記城市裡一滴污水的「旅程」。

每當節假日用水量增加時，「水管家」下達調水指令，召集鄰近的自來水廠「增援」，緩解供水壓力；同時，「水管家」會根據用水量估算排水量，如果超過片區污水處理能力，將指揮污水去往其他污水處理廠，確保城市健康「代謝」。如遇降雨，「水管家」會迅速生成降水模型，根據地表水流向預測最易積水區，提前做好預案，打開相應排澇泵，「擰松」城內河道排水閥門，騰出庫容，避免內澇。

「我們借鑒管理電力系統的方式來管理城市污水，通過『一張網』推動城市實現供排一體、廠廠聯動、廠網聯動重構城市水系統，變碎片化治理為統籌精準治水。」長江環保集團安徽區域公司執行總經理黃榮敏說。

截至4月，六安建設雨污管網100餘公里，完成111個小區雨污分流改造，水體環境正發生轉折性變化——3年間，城區生活污水集中收集率從44.8%提冊銷升至67.72%；污水處理能力從18.5萬噸/日提升至41.5萬噸/日；14條黑臭水體全部完成整治並通過住建部復核銷號，22個積澇點完成整治。

針對長江沿岸城市存在的污水收集率低，管網等基礎設施落後，污水處理廠低效運行、廠網分離，產業鏈「片段化、碎片化」等問題，「我們已與23個長江沿岸市區縣簽訂『水管家』合作協議，在六安、岳陽、宜昌、仙桃、九江、蕪湖等地注冊了『水管家』公司，目標是『一個城市、一張藍圖、一個機制、一個管家』，從源頭修復生態和保護環境。」長江環保集團黨委書記、董事長王殿常說。

污染在水裡，根源在岸上，關鍵在管網。管網健康了，河湖才能健康。中國工程院院士曲久輝說，管網是城市的動脈，是城市運行的重要基礎設施和「生命線」，更是城州拍游鎮污水治理提質增效的關鍵環節和突出問題。系統化治污思維是共抓長江大保護的重點。

「我們瞄準管網這個城市污水治理的短板，實施以管網為重點的城市水環境綜合治理，將70%長江大保護相關投資用於廠網建設。」王殿常說。

一滴滴污水匯入污水處理廠，在這里實現化濁為清的蛻變。

在長江下游的宜興城郊，一片設計前衛的建築群，綠植鮮花掩映著小池塘、咖啡廳，空氣清新，鳥語花香，不時有市民來這里散步，這不是城市公園而是我國首座城市污水資源概念廠。

我們試圖重新詮釋污水廠和城市的關系，將傳統污水處理廠從污染物削減基本功能拓展至城市能源、水源、肥料工廠等多種應用場景，傳遞『污水是資源，污水廠是資源工廠』的理念，融合生態、生活、生產於一體，消除『鄰避效應』，打造開放共享的新型城市空間。」中持水務股份有限公司董事長張翼飛邊介紹邊打開一瓶水廠生產的「永續水」解渴。

「水質永續、能量自給、資源循環、環境友好」，宜興概念水廠用一組數據詮釋了這一運營目標——每天生產2萬立方米再生水、0.8萬立方米沼氣、23噸有機肥、1.8萬千瓦時電。同時，將干化後的沼渣用於園林綠化、制磚用土，演繹著污水變資源、污泥變花海的「水魔法」。

「污水處理廠也是實驗室，這里有2萬噸/日的水質凈化中心、100噸/日的有機質協同處理中心和生產型研發中心。這里還可以將實驗室的前沿技術直接應用於現實場景，推動科技成果轉化。」宜興概念水廠專家委賀盯員會成員之一的江南大學環境與土木工程學院教授李激說。

目前，三峽集團參與共抓長江大保護已累計完成投資約950億元，累計投運污水廠325座，污水處理規模426萬立方米/日，建設及投運管網長度1.8萬公里，全面消除試點城市合作范圍內黑臭水體，合作區域內生態環境突出問題基本消除。

⑹ 污水處理的工藝技術

生物處理中採用的處理工藝有：氧化塘法、Carrousel、交替式、Orbal、Phostrip法、Phoredox法、SBR法、AB法、生物流化床法、ICEAS法、DAT－IAT法、CASS（CAST，CASP）法、UNITANK法、MSBR法、A/O法、A2/O、A3/O、UCT法、ⅥP法、UASB法、一體化生化法、好氧污水處理、生物流化床污水處理、固定化細胞技術污水處理、生物鐵法、投加生長素法、集成生化加過濾法、增加流動載體法、深井曝氣法、生物濾池法、生物轉盤法、塔式生物濾池的生物膜法等等的城市污水一級、二級、深度處理法。 污水中磷的處理方法 水體富營養化現象導致了水質惡化，嚴重影響了人們的生產和生活，氮磷同為水體生物的重要營養物質，但是藻類等水生生物對磷更敏感，解決水體富營養化問題，首先要從污水中除去磷。隨著科學的進步及人們環保意識的不斷提高，可持續發展除磷技術已成為廢水處理研究領域的發展趨勢。
1 、化學除磷技術 化學除磷的基本原理是通過投加化學葯劑形成不溶性磷酸鹽沉澱物，最終通過固液分離的方法使磷從污水中被去除。其主要研究方向集中在化學葯劑的優化選擇上。化學沉澱法是一種實用有效的技術，其優點是：操作簡單、除磷效果好、處理效率可達80%～90%，且效果穩定，不會重新放磷而導致二次污染，當進水濃度較大波動時，仍有較好的除磷效果。缺點是：該法所用葯量大，處理費用較高，且產生大量的化學污泥。一般分為兩種：化學沉澱法和化學絮凝法：
化學沉澱法：
化學沉澱法除磷主要指應用鈣鹽，鐵鹽和鋁鹽等產生的金屬離子與磷酸根生成難溶磷酸鹽沉澱物的方法來去除廢水中的磷。最常用的是石灰、硫酸鋁、鋁酸鈉、三氯化鐵、硫酸鐵、硫酸亞鐵和氯化亞鐵。
化學絮凝法
化學混凝法除磷是將可溶性磷轉化為懸浮性磷，並將其滯留。水中的磷大部分是溶解狀的無機化合磷，主要是洗滌劑的正磷酸鹽和稠環磷酸鹽，其餘小部分是以溶解和非溶解狀態存在的有機化合磷。稠環磷酸鹽和有機化合磷一般在生物處理中可轉化為正磷酸鹽。由於在各種陰離子中，磷酸根對鐵離子水解行為影響最為突出，它可以取代與鐵離子結合的部分羥基，形成鹼式磷酸鐵復合絡合物，改變鐵離子的水解路徑。
2、 生物除磷技術 生物除磷工藝是一種經濟的除磷方法，可以有效的去除磷，而不影響總氮的去除，運行費用低，且可避免化學除磷法產生大量的化學污泥。其中反硝化除磷工藝是當前研究的熱點。反硝化細菌的生物攝/ 放磷作用被代爾夫特工業大學和東京大學研究人員合作研究確認，命名為「反硝化除磷」。反硝化除磷菌(DPB)可以利用O2或者NO3 作為電子受體，在厭氧條件下，COD 可被降解為醋酸(HAC)等低分子脂肪酸，以供DPB 吸收繁殖，同時水解細胞內的Poly- P，並以無機磷酸鹽的形式釋放出來。在缺氧條件下，DPB 利用硝酸氮為電子受體發生生物攝磷作用，同時硝酸氮被還原為氮氣。被DPB 合並後的反硝化除磷過程能夠節省相當的COD 與曝氣量，同時也意味著較少的細胞合成量。國外對反硝化除磷研究的比較早，與常規生物脫氮除磷工藝相比，反硝化除磷所需的COD量減少30%(以生活污水計算)。反硝化除磷技術已從基礎性研究逐步應用到了實際工程中。滿足DPB 所需環境和基質具代表性的工藝為單級工藝(BCFS)和雙級工藝(A2N)。
3 化學輔助生物除磷
由於生物除磷的穩定性和靈活性較差，易受碳源、pH 值等因素的影響，出水的磷含量往往達不到國家排放標准要求，生物除磷的工藝穩定性可通過附加化學沉澱來改善。化學結合生物除磷技術的研究比較熱點。其中側流除磷(Phsostrip)工藝的研究深受關注，該工藝可保證磷出水值在1mg/L 以下，雖然尚不能達到國家一級A標准，但從除磷工藝的穩定性、磷去除效率、污泥最終處置的便利和間接節省的運行費方面來看，有其它除磷工藝都不可比擬的優勢
4 污水中磷的回收 鳥糞石(MgNH4PO4·6H20)沉澱法用於除磷，此法可以同時去除和回收磷、氮兩種營養元素，尤其是在一些同時含有磷、氮的廢水中，應用鳥糞石沉澱法實現這類廢水中的磷回收只需要在廢水中投加鎂源和適當調節pH，因此較為方便。鳥糞石是一種品質極好的磷肥，100m3 污水中可以結晶出1 kg 的鳥糞石，如果各國都進行污水鳥糞石回收，則每年可得6.3 萬t 磷（以P2O5 計），從而節約開采1.6%的磷礦。有研究表明，污泥回收磷可減少污泥干固體質量，回收磷後污泥焚燒後產生的灰分量也會顯著下降，且鳥糞石除磷工藝產生的污泥體積很小，僅是化學除磷產生的污泥體積的49%。 連續循環曝氣系統工藝（Continuous Cycle Aeration System）是一種連續進水式SBR曝氣系統。污水處理工藝CCAS是在SBR（Sequencing Batch Reactor，序批式處理法）的基礎上改進而成。CCAS污水處理工藝對污水預處理要求不高，只設間隙15mm的機械格柵和沉砂池。生物處理核心是CCAS反應池，除磷、脫氮、降解有機物及懸浮物等功能均在該池內完成，出水可達標排放。
污水處理工藝CCAS上獨特的優勢：
⑴曝氣時，CCAS污水處理的污水和污泥處於完全理想混合狀態，保證了BOD、COD的去除率，去除率高達95%。
⑵「好氧-缺氧」及「好氧-厭氧」的反復運行模式強化了磷的吸收和硝化-反硝化作用，使氮、磷去除率達80%以上，保證了出水指標合格。
⑶沉澱時，整個CCAS反應池處於完全理想沉澱狀態，使出水懸浮物極低，低的值也保證了磷的去除效果。
CCAS污水處理工藝的缺點是各池子同時間歇運行，人工控制幾乎不可能，全賴電腦控制，對處理廠的管理人員素質要求很高，對設計、培訓、安裝、調試等工作要求較嚴格。 人類面臨水危機已是不爭的事實。我國增加了對城市基礎設施建設和環境保護的投入，強化環境綜合治理，從而使污染物排放總量得到有效控制，部分地區和城市環境質量有所改善。但根據環境監測結果統計分析，我國水污染形勢仍然非常嚴峻，各項污染物排放總量很大，污染程度仍處於相當高的水平。
2010年全國污水排放總量610萬噸，同比增長3.4%，自「十一五」以來，我國污水排放總量增速放緩，由「十五」期間的8%左右降到2010年的3%左右。我國城鎮污水處理能力在「十一五」時期獲得極大提升，近兩年又持續保持增速。截至2011年底，全國設市城市、縣累計建成城鎮污水處理廠3135座，污水處理能力達到1.36億立方米/日。全國正在建設的城鎮污水處理項目達1360個，總設計能力約2900萬立方米/日。
截至2011年底，我國水資源總量約為2.4萬億立方米，約佔全球水資源總量的7%，居世界第六位。但由於我國人口佔世界比重的20%，人均水資源僅佔世界平均水平的四分之一，世界排名第88位，被列為世界人均水資源貧乏國家之一。我國660多個城市中，缺水城市有400多個，其中嚴重缺水城市 114個。即便在多水的長江流域也有缺水城市59個，缺水縣城155個。其中不少缺水城市為水質型缺水城市。我國缺水城市數量的增幅大致與城市化進程保持一致。《中國污水處理行業市場前瞻與投資規劃分析報告》數據顯示，截至2012年底，我國污水處理及其再生行業企業個數達到了213個，資產總計844.13億元，較2011年增長了11.43%，銷售收入為236.64億元，較2011年增長了16.16%，擴張速度較快。
從城市化程度方面來看，中國城市化發展進程已經進入了國際公認的加速發展時期，2010年，中國城市化水平已接近50%;預計2020年，城市化發展將達到58%左右。通過對城市用水和建設用地保障程度變化機理與規律的分析發現，過去30年全國城市化水平每提高1%需新增城市用水17億立方米，其中需增城市生活用水9.4億立方米，需增城市工業用水7.6億立方米，隨著城市化程度加快，用水量增加，同時排水量增長，污水處理需求也隨之加大，再生水的利用也成為緩解水資源壓力的有效途徑。
許多發達國家的用水理念是盡量減少潔凈水的使用，減少污水的排放，實現水資源的循環利用。再生水利用的歷史也比較久遠，早在19世紀，倫敦、波士頓、巴黎等城市就有關於合法使用再生水的法案出台。隨著污水再生利用技術的不斷提高，再生水在工業、農業、市政生活等方面都得到了越來越廣泛的應用。另外，再生水作為一種重要的水資源在世界其他許多發展中國家也得到越來越廣泛的應用。例如墨西哥、阿根廷、巴西等國都開始利用再生水，其中用於農業灌溉的比例最大。再生水和海水淡化、跨流域調水相比，其成本低，也助於改善生態環境，實現水生態的良性循環。無論是從技術、經濟還是途徑方面來看都是緩解水危機的最佳方式之一。
存在的問題及對策
一、問題
1、運營服務和高效監管，成為突出問題。運營管理越來越重要，越來越突出。由於下屬企業數量多，分布廣，對監管也提出了更高的要求。
2、污水處理企業在運營階段，對管理水平的要求、對成本控制的要求在不斷提升。
3、污水處理企業如何將行業中優秀污水處理廠的管理經驗，推廣到所有廠站。提升公司整體管理水平。
二、建立信息化的綜合污水處理管理平台
通過採用先進的信息化技術，為水務集團建立一個生產運行管理的綜合化信息平台，使營運管理向專業化、實時化和智能化發展，消除決策者、管理者和執行者之間信息脫節，構築起以信息資源數字化、信息傳輸網路化、信息技術應用普及化為標志的「數字水務運營管理」基本框架、實現生產控制精細化和節約化、工藝調度實時化和最優化、日常管理系統化和制度化、服務規范化和人性化，為其向集約化創新營運管理模式邁進提供信息化基礎保證。這就是水務綜合運營管理系統。
水務綜合運營管理系統具備：
1、先進性：本系統採用Spring、Hibernate框架技術開發，基於J2EE的軟體平台。採用了B/S架構，運用JSP/Servlet、Ext、Flex等技術。是國際主流的企業級軟體開發技術。在開發效率、運行穩定性、數據安全、應用功能擴展等方面具有得天獨厚的優勢。
2、專業性：本系統結合全國十佳污水運營企業優秀的運營管理方式，由全國十佳污水處理運營單位的多位資深行業內專家和清華大學環境工程學院和華中科技大學計算機學院的多位教授專家共同設計管理模型，採用先進的計算機技術歷時兩年開發而成。已在數家大型排水集團試運行，取得用戶一致高度評價。
3、實用性：本系統基本涵蓋了污水處理廠生產運營活動中的各個層面，全面而系統地提升了企業的信息化水平。系統採用友好直觀的顯示界面，實現生產工藝圖形化實時監視，各種能耗實時顯示；同時系統對污水處理廠最為關注的節能降耗問題進行了針對性設計，採用多種科學手段進行最優化控制，如：進行泵站機組聯編控制、優化調度，降低能耗，延長機組使用壽命；自動分析水質數據情況，計算合適的用葯比例，節約用葯成本；曝氣池溶解氧濃度的穩定控制，降低曝氣系統能耗等。
4、擴展性：本系統分為廠站數據採集系統和運營管理平台兩部分，可最大程度滿足不同污水處理廠具有差異化的應用環境；採用模塊化設計，不但滿足了作為污水處理廠基礎信息平台的需求，系統功能更可根據用戶的個性需求而定製功能，同時隨著企業信息化程度和管理水平的不斷提升而進行應用方面的拓展從而滿足更高層面的需求。
水務綜合運營管理系統優勢有：
1、集中式優化管理：本系統採用了集中式的數據採集系統將原來分散的各分布廠站的生產運行數據進行實時採集，進行集中管理，並實時存儲，同時支持遠程網路訪問；突破了傳統自控系統和組態軟體的狹窄視野，把生產控制層和企業決策管理層有力的結合起來，實時系統與管理信息系統相互滲透，彼此結合，形成一個多層次、網路化的自動化信息處理系統。最大限度提升了整體運營水平。
2、在線實時監控：本系統根據生產工藝流程將各種設備實時運行狀況、實時能耗狀況等運行狀態進行圖形化實時監視，生產過程中出現異常過程實時告警並發出應急預案提示。報警後處理情況及結果還可作為知識庫保存，也可以自己編寫報警預案，不斷提高故障處理效率。並隨著時間推移經驗的提升不斷加強系統自動處理各類問題的能力。大大降低了以往此類問題全部由技術人力提供預案所帶來的不確定性的風險。從而極大增強了生產運營的穩定性。
3、優化調度，節能降耗：針對生產運行中能耗重點單元（泵房、曝氣池、加葯系統等），提供專家性優化調度方案。提高處理效率，系統實現節能降耗。
4、設備（備件）管理：對設備和備件等資產實現全面的維修、養護、庫存管理，對資產變動過程進行跟蹤和記錄。提供完善的各類報表。設備(儀表)養護流程、設備(儀表)維修計劃、設備潤滑計劃等完全自動化管理，到時提醒。實現了對生產設備的科學化、規范化、信息化的管理，延長了設備使用壽命和提高了設備的使用效率。
5、統計分析功能：本系統提供多種智能分析工具，能對各階段、各時期、各類生產運行數據可進行統計、比較、分析，並以直觀的圖表形式呈現，如歷史生產數據綜合分析，重要指標參數對比分析等。對輔助管理者的決策提供強大的支持。
6、靈活高效的報表系統：系統可自動採集，統計分析報表自動生成，預置流程數據報送，同時可根據使用者要求進行生產報表報送流程自定義，可根據用戶許可權隨時進行任意格式數據報表導出，為管理決策隨時提供第一手資料，同時極大緩解人力勞動，減少企業人力成本。
7、輔助分析：能通過內嵌的能源計量管理模塊和生產計劃模塊自動對生產的運營直接成本和綜合成本進行分析比較，協助管理人員找出能夠實現效益優化的生產管理方案。並可根據使用方提供的演算法模型隨時自定義生成和系統結合的多種智能輔助分析工具。
三、為水務集團解決的問題
1、建立企業門戶，解決企業信息傳遞脫節，「信息孤島」問題。
2、實現污水處理企業的專業化、規范化、標准化的信息化管理模式，提高企業市場競爭力。
3、建立企業動態決策支持系統，實現專業化、科學化管理決策。
4、建立企業工作流平台，規范化、標准化工作流程，提高管理水平，實現有效監管。
5、健全企業預案庫、知識庫，提高人員知識水平和素質，保障安全高效生產 。
6、建立智能化污水處理工藝模擬模型，實現生產優化調度，節約能耗，降低成本。 過去幾年，污水處理行業的產業能力發生了質的變化，這個質的變化主要由兩個方面，一是污水處理廠的數目在快速增加，二是整體的處理能力在快速地增加。約有3000 多座污水處理廠，工業廢水排放達標量2011 年是540億噸，2012 年會突破760億噸。量的變化在一定程度上也引起了質的變化。
通過研究美國及其他發達國家城鎮水務的發展進程、技術標准、治理水平、監管制度等可以發現我國雖然具備了大規模污水處理能力，但是僅僅體現在量上，在治理的水平等質量方面依然存在較大的提升空間。例如污水處理中的膜處理技術、污泥處理、再生水利用等。我國若要在質量上追上與其他發達國家的差距，需要在污水處理的監管機制、投融資機制以及處理各環節產業鏈上加大投入力度，從而提高城鎮污水處理的總體水平，有效控制水污染。
《2014-2018年中國污水處理行業市場前瞻與投資規劃分析報告》顯示，隨著我國現代化及工業化的不斷推進，廢水排放總量不斷增長。2001-2012年，我國廢水排放總量從2001年的433億噸增長到2012年的685億噸，廢水排放總量增加了252億噸，平均每年多排放了21億噸廢水，平均年復合增長率約4.3%。
從廢水來源來看，我國廢水排放總量的增長主要是城鎮污水排放量的增長。我國城鎮污水排放量占廢水排放總量比例從2001年的53.2%上升到2012年的67.6%。此外，2001-2012年我國城鎮生活污水排放量年均增量19.4億噸，占廢水排放總量年均增量的92.2%。而從我國不斷發展發生的水污染突發事件來看，也主要是我國水污染的監管制度和處罰力度有待提高。
從空間分布上看，過去是點狀分布，向空間網路這樣的布局轉變。這樣的轉變帶來什麼樣的好處呢?在區域層面上，產業具體的能力在增強，污水廠是一個非常明顯的，稱之為規模效益的產業，規模越大，效益越好。過去是由單個廠形成的，如果在區域上能做整合的話，就由單廠的規模優勢轉變成多廠的集合優勢，所以這是非常大的一個變化。
對此，污水處理專業人士根據污水處理行業設施由量變帶來的質變的變化過程，總結出三種未來發展的趨勢。
第一，行業整體的績效提高。內部行業的績效成為當務之急，所以國家十二五重大專項裡面，專門有項目要建立國家范圍的行業管理績效體系。
第二，服務成為我們行業的核心任務，成為行業的核心環節。這跟發達國家是一致的，發達國家基本上服務業占整個環保產業，設備、投資、建設大概佔50%左右，我國估計佔10%左右，所以有這么大的空間，內部的結構調整面臨從建設到發展的需求。沒有哪一個運營主體在一個國家層面上能夠占絕對的主導地位，不論是國有企業也好，外資企業也好，事業單位也好，還是股份制公司也好，都呈現了多樣化形式。所以以資產為基礎的整合機會，這個不容易。這是我們面臨的一個困難。但是另一方面，又提供了很好的契機。如果看國際上做資產整合的話，早期是英國做的比較成功，它先解決整合的問題，然後再解決市場化的問題。
第三，從技術層面上看，水資源問題，本身開始出現流域化的趨勢，過去叫「多龍治水」，越來越強調從流域的層面協調，從流域的尺度上，不僅僅是協調水資源，而且協調再生水。只有從流域角度上考慮這個問題的時候，才能取得最大的效益。
所以從環境本身和技術進步的角度來看，可以有這樣的基本結論，無論從資源的角度，還是水環境的角度，本身解決中國水的問題，都要有一個區域的解決方案，而不點源的解決方案。技術進步、社會結構變化又推動了這種組團式，分散化的方案，這兩個本身是矛盾的，恰好是這兩者之間矛盾的對立和統一，提出了行業整個實現區域整合的內在需求。 1、青島理工大學 ：以環境能源為優勢學科的綜合院校
2、武漢大學：高校排名第四，水資源與水電工程國家實驗室
3、華中師范大學：211高校，全國高校綜合排名第30

⑺ 點源污染場地地下水污染的研究

點狀污染源包括固體廢物場地、地下儲存罐（UST）和管道的泄漏等。其中以固體廢物場地、地下儲存罐的污染問題最為突出，如城市垃圾填埋場、加油站以及石油化工用的儲油罐等。點源污染的治理首先要控制污染源，如去除污染源、控制污染物的繼續泄漏等，然後考慮採用已污染場地的恢復和治理措施。在點源污染中，城市垃圾填埋場對地下水的污染最具有復雜性和普遍性，因為垃圾場一旦發生泄漏，很難去除和控制污染源的繼續泄漏。所以這里側重介紹垃圾填埋場地地下水污染的問題。

目前，發達國家69%～73%的城市垃圾是用地質填埋方法處置的（Frank Kreith，1994），發展中國家城市垃圾的填埋處理比例則更大。許多學者認為：固體廢物的地質填埋今後將是最為經濟、最為方便和適用的處置方法。我國城市垃圾對環境的污染非常嚴重，目前有2/3的城市已形成「垃圾包圍城市」的嚴重局面（陳夢熊，1998）。但我國對城市垃圾填埋處理的研究比較落後，對已經存在的數量龐大的垃圾堆放場地對環境、水資源的污染和治理等方面的研究也亟需開展。

一、城市垃圾場地環境污染的模擬預報

城市垃圾場地是土壤、地下水污染的主要污染源之一，但其對環境的污染比污水等其他污染源的污染要復雜。首先垃圾淋濾液的組分十分復雜（趙勇勝，1993），而且隨時間的不同而發生變化，如新垃圾場與老垃圾場的淋濾液其組分和數量都會發生變化。此外，淋濾液的數量和進入環境的入滲量也難以預測。因此，在利用數值模型對污染質進行模擬預報時，垃圾場地要比其他類型的污染源更為困難。污染質的模擬預報是污染控制和治理的基礎，只有把污染機理、運移規律和污染程度、范圍及其發展趨勢搞清楚了，才能夠提出有效的控制和治理方法措施。所以，污染的模擬預測是非常重要的。目前國際上常見的可用於垃圾場地污染模擬預測的模型軟體有MOC、MT3D和MODPATH等。

二、污染場地的控制和治理措施

首先要控制污染的進一步擴散，使垃圾場的污染限制在一定范圍內，不會有新的擴展。為了達到此目的，可以採用流場控制、垃圾場頂部防滲屏障、不同的截、排工程等，在此基礎上，採用適當的恢復和治理措施（趙勇勝等，1994）。這就要求對污染場地的水文地質和環境條件必須十分清楚；對垃圾滲濾液的特性、變化規律及其與地層介質的作用進行研究；此外還要進行綜合分析，選定優化控制方案。利用計算機模擬模型，分別對不同污染控制和治理方案進行模擬預測。如水動力流場的模擬預測，設置水平和垂向防滲屏障後的模擬預測等。

三、未來研究方向

首先應強調對安全垃圾場地的研究，因為一旦造成了周圍環境的污染，恢復和治理是非常困難的。另一方面，還要積極開展對已污染的垃圾場地的控制和治理的方法措施，研究適合我國國情的、經濟實用的治理方法。具體研究包括：城市垃圾安全填埋處置的策略、城市垃圾場地的場地防護屏障、垃圾場地廢物反應演化階段和微生物反應速率、環境污染潛在威脅性的評價方法、垃圾安全處置場的設計和城市垃圾場地環境監測的優化設置等。