第六章 水环境质量评价和影响预测 118 71
6 水环境质量评价和影响预测
6.1 水体与水体污染
6.1.1 水体和水体污染
6.1.2 水体污染物及污染源
6.1.3 水体污染类型
6.2 河流水质模型
6.2.1 河流水质模型简介
6.2.2 河流的混合稀释模型
6.2.3 守恒污染物在均匀流场中的扩散模型
6.2.4 非守恒污染物在均匀河流中的水质模型
6.2.5 Streeter-Phelps（S-P）模型
6.2.6 河流水质模型中参数估值
6.3 湖泊水库模型与评价
6.3.1 湖泊环境概述
6.3.2 湖泊环境质量现状评价
6.3.3 湖泊环境预测模式
6.4 地面水环境影响评价
6.4.1 评价目的、分级及程序
6.4.2 环境影响评价大纲
6.4.3 项目分析和污染源调查
6.4.4 地区水环境调查
6.4.5 水环境影响预测及评价
6.4.6 清洁生产和水污染防治
6 水环境质量评价和影响预测
6.1 水体与水体污染
6.1.1 水体和水体污染水是环境中最活跃的自然要素之一。水是一切生命机体的组成物质，也是生命代谢活动所必需的物质。如果地球上没有水，很难设想有整个生物界。人类生活需要水，各种生产活动也需要水，水是万物之本。因此，水是人类不可缺少的非常宝贵的自然资源。它对人类的社会发展起着很重要的作用。
水体是水集中的场所，水体又称为水域。按水体所处的位置可把它分为三类：地面水水体、地下水水体、海洋。这三种水体中的水可以相互转化，它通过水在自然界的大循环和小循环实现。三种水体是水在自然界的大循环中的三个环节。在太阳能和地表面热能的作用下，地球上的水不断地被蒸发变成水蒸气，进入大气。从海洋蒸发的水蒸气进入大气，被气流带到陆地上空，遇冷凝结成雨、雪、雹等落到地面，一部分被蒸发返回大气，一部分经地面径流流入地面水体(江河、湖泊、水库等)，一部分经地层渗透进入地下水体。地面水体的水经地面径流，最终都回归海洋。这种海洋和陆地之间水的往复运动过程，称为水的大循环。仅在局部地区(仅在陆地上或仅在海洋上)进行的水循环称为水的小循环。在自然界中水的大、小循环是交织在一起的，周而复始地运动着。地面水水体主要指江、河、湖泊、沼泽、水库等。地面水水体的概念不仅包括水，而且包括水中的悬浮物、底泥和水生生物。它是完整的生态系统或自然综合体。地面水水体按使用目的和保护目标可划分为五类。I类主要适用于源头水和国家自然保护区的水体；Ⅱ类主要适用于集中式生活饮用水水源地—级保护区内的水体，以及珍贵鱼类保护区、鱼虾产卵场的水体；Ⅲ类主要适甩于集中式生活饮用水水源地二级保护区和一般鱼类保护区及游泳区的河段；Ⅳ类主要适用于一般工业用水和娱乐用水水体；V类适用于农业用水及一般景观水域。上述五类水体对其水质有各自不同的要求。
水体受到人类或自然因素或因子(物质或能量)的影响，使水的感观性状(色、嗅、味、浊)、物理化学性能、(温度、酸碱度、电导度、氧化还原电位、放射性)、化学成分(无机、有机)、生物组成(种类，数量、形态、品质)及底质情况等产生了恶化，污染指标超过地面水环境质量标准，称为水体污染。
水体污染分为自然污染和人为污染两类。后者是主要的，更为人们所关注。
水体的自然污染是自然原因所造成的。如某一地区的地质化学条件特殊，某种化学元素大量地富集于地层中，由于大气降水的地表径流，使这种元素或它的盐类，溶解于水或夹杂在水流中被带入水体，造成水体污染。地下水在地下径流的漫长的路径中，溶解了比正常水质多的某种元素（离子态），或它的盐类，造成地下水的污染。当它以泉的形式涌出地面流入地面水体时，造成了地面水体的污染。
水体的人为污染是由于人类的生活和生产活动向水体排放的各类污染物质(或能量)，其数量达到使水和水体底泥的物理、化学性质或生物群落组成发生变化，从而降低了水体原始使用价值，造成了水体的人为污染，或称水体污染。
水体污染是工业与环境没有谐调发展的产物，从某种意义上说也是经济落后国家贫穷的产物。水体污染的发生及其演变过程取决于污染源、污染物及受纳水体三个方面的特征及其相互作用和关系。
污染物进入水体后，发生两个相互关联的过程：一是水体污染恶化过程，二是水体污染的净化过程。水体污染恶化过程包括以下几个过程。
溶解氧下降过程排入水体中的有机物，在好氧细菌的作用下，复杂的有机物被分解为简单的有机物直至转化为无机物，要消耗大量溶解氧，使水体中溶解氧下降，水质恶化。水体底部多为厌氧条件，底泥中的有机物在厌氧细菌的作用下产生出硫化氢、甲烷等还原性气体，水质恶化。水体中溶解氧的下降，威胁水生生物的生存。
水生生态平衡破坏过程由于水体中溶解氧的下降，营养物质增多，使耐污、耐毒、喜肥的低等水生动物、植物大量繁殖。鱼类等高等水生生物迁移、死亡。当水体中溶解氧低于3mg／L时，就会引起鱼类窒息死亡。因此；渔业水体中溶解氧(DO)不得低于3 mg／L。如鲤鱼要求溶解为6—8mg／L,青鱼、草鱼、鲢鱼等均要求溶解氧保持在5mg／L以上。
低毒变高毒过程
由于水体中pH值、氧化还原、有机负荷等条件的改变多使低毒化合物转化为高毒化合物。如三价铬、五价砷、无机汞可转化为更毒的六价铬、三价砷、甲基汞。
(4)低浓度向高浓度转化过程由于物理堆积和生物富集作用，使低浓度向高浓度转化。如重金属、难分解有机物、营养物向底泥的积累过程，使底泥的污染物浓度升高。由于生物的食物链作用，使污染物在鱼类或其它水生生物体里富集，造成污染物的高浓度。
水体中污染物浓度自然逐渐降低的现象称为水体自净。水体自净机制有三种。
(1)物理净化物理净化是由于水体的稀释、混合、扩散、沉积、冲刷、再悬浮等作用而使污染物浓度降低的过程
(2)化学净化化学净化是由于化学吸附、化学沉淀、氧化还原、水解等过程而使污染物浓度降低。
3)生物净化生物净化是由于水生生物特别是微生物的降解作用使污染物浓度降低。
水体自净的三种机制往往是同时发生，并相互交织在一起。哪一方面起主导作用取决于污染物性质和水体的水文学和生物学特征。
水体污染恶化过程和水体自净过程是同时产生和存在的。但在某一水体的部分区域或一定的时间内，这两种过程总有一种过程是相对主要的过程。它决定着水体污染的总特征。这两种过程的主次地位在一定的条件下可相互转化。如距污水排放口近的水域，往往总是表现为污染恶化过程，形成严重污染区。在下游水域，则以污染净化过程为主，形成轻度污染区，再向下游最后恢复到原来水体质量状态。所以，当污染物排入清洁水体之后，水体一般呈现出三个不同水质区：即水质恶化区，水质恢复区和水质清洁区。
6.1.2 水体污染物及污染源水体污染物造成水体的水质、生物、底质质量恶化的各种物质或能量都称为水体污染物。
水体污染物的种类繁多，从不同的角度可将水体污染物分为各种类型。按理化性质分类可分为物理污染物、化学污染物、生物污染物综合污染物。按形态分类可分为：离子态(阳离子，阴离子)污染物、分子态污染物、简单有机物、复杂有机物、颗粒状污染物。按污染物对水体的影响特征分类可分为感官污染物、卫生学污染物、毒理学污染物、综合污染物。
水体污染源向水体排放或释放污染物的来源或场所称为水体污染源。从不同的角度可将水体污染源分为不同的类型。按造成水体污染的自然属性分类可分为自然污染源和人为污染源。按受污染水体的种类分类可分为：地面水污染源、地下水污染源、海洋污染源。按污染源排放污染物(或能量)种类分类分为物理 (热污染源、放射性污染源) 污染源、化学(无机物、有机物)污染源、生物污染源(如医院)。按污染源几何形状特征分类可分为点污染源(城市污水排放口，工矿企业污水排放口)、线污染源(雨水的地面径流)、面污染源。按污水产生的部门分类可分为：生活污水、工业污水、农业退水、大气降水。污染源的种类不同，使水体的污染程度不同，污染物在水体中迁移转化规律也不同。
6.1.3 水体污染类型水体污染类型较多，主要有以下几类。
有机耗氧性污染生活污水和一部分工业废水中含有大量的碳水化合物、蛋白质、脂肪和木质素等有机物。这类物质进入水体，在好氧微生物的作用下，多分解为简单无机物质。在此过程中消耗水体中的大量溶解氧。大量的有机物进入水体，势必导致水体中溶解氧急剧下降，因而影响鱼类和其它水生生物的正常生活。严重的还会引起水体发臭，鱼类大量死亡。
化学毒物污染随着现代工农业生产的发展，每年排入水体的有毒物质越来越多。有毒污染物的种类已达数百种之多，大体可分为四类：(1)非金属无机毒物(CN、F、S等)，(2)重金属与类金属无机毒物(Hg、Cd、Cr、Pb、Mn等)，(3)易分解有机毒物(挥发酚、醛、苯等)，(4)难分解有机毒物(DDT、六六六，、多氯联苯、多环芳烃、芳香胺等)。
石油污染随着石油工业的迅速发展，油类对水体特别是海洋的污染越来越严重。目前由人类活动排入海洋的石油每年达几百万吨以至几千万吨。1991年的海湾战争造成的石油污染是至今最大的石油污染。进入海洋的石油在水面形成一层油膜，影响氧气扩散进入水中，因而对海洋生物的生长产生不良影响。石油污染对幼鱼和鱼卵危害极大，油膜和油块粘附在幼鱼和鱼卵上；使鱼卵不能成活或使幼鱼死亡。石油使鱼虾类产生石油臭味，降低海产品的食用价值。石油污染破坏优美的海滨，风景，降低了作为疗养、旅游地的使用价值。
放射性污染水体中放射性物质主要来源于铀矿开采、选矿、冶炼、核电站及核试验以及放射性同位素的应用等。从长远来看，放射性污染是人类所面临的重大潜在性威胁之一。
富营养化污染富营养化污染主要是指水流缓慢、更新期长的地表水体，接纳大量氮、磷、有机碳等植物营养素引起的藻类等浮游生物急剧增殖的水体污染。
自然界湖泊也存在富营养化现象，由贫营养湖→富营养湖→沼泽→干地，但速率很慢。人为污染所致的富营养化，速率很快。在海洋水面上发生富营养化现象称为“赤潮”。在陆地水体中发生富营养化现象称为“水华”。在地下水中发生富营养化现象，称该地下水为‘肥水”。一般认为，总磷和无机氮含量分别在20mg／m3 和300mg／m3以上，就有可能出现水体富营养化过程。不同的研究者对水体富营养化的划分指标给出不同的值。
致病性微生物污染致病性微生物包括细菌和病毒。致病性微生物污染大多来自于未经消毒处理的养殖场、肉类加工厂、生物制品厂和医院排放的污水。
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6.2 河流水质模型
6.2.1 河流水质模型简介河流水质数学模型是描述水体中污染物随时间和空间迁移转化规律的数学方程(微分的、差分的、代数的等)。水质模型的建立可以为排入河流中污染物的数量与河水水质之间提供定量描述。从而为水质评价、预测及影响分析捉供依据。它是水体环境影响评价与规划的有力工具。
如果从斯特里特—菲尔普斯(Streeter-Phelps)，在1925年第一次建立水质模型算起，人们对水质模型的研究已近80个春秋了。在这漫长的年代里，已经提出了许多的水质模型。为了选择使用的方便，可以把它们按不同的方法进行分类。
按时间特性分类，分动态模型和静态模型。描写水体中水质组分的浓度随时间变化的水质模型称为动态模型。描述水体中水质组分的浓度不随时间变化的水质模型称为静态模型。
按水质模型的空间维数分类；分为零维、—维、二维、三维水质模型。当把所考察的水体看成是一个完全混合反应器时，即水体中水质组分的浓度是均匀分布的，描述这种情况的水质模型称为零维的水质模型。描述水质组分的迕移变化在一个方向上是重要的，—另外两个方向上是均匀分布的，这种水质模型称为一维水质模型。描述水质组分的迁移变化在两个方向上是重要的，在另外的一个方向上是均匀分布的，这种水质模型称为二维水质模型。描述水质组分，迁移变化在三个方向进行的水质模型称为三维水质模型。
按描述水质组分的多少分类，分为单一组分和多组分的水质模型。水体中某一组分的迁移转化与其它组分没有关系。描述这种组分迁移转化的水质模型称为单一组分的水质模型。水体中一组分的迁移转化与另一组分(或几个组分)的迁移转化是相互联系、相互影响的，描述这种情况的水质模型称为多组分的水质模型。
按水体的类型可分为：河流水质模型、河口水质模型(受潮汐影响)、湖泊水质模型、水库水质模型和海湾水质模型等。河流、河口水质模型比较成熟，湖泊、海湾水质模型比较复杂，可靠性小。
按水质组分分类可分为：耗氧有机物模型(BOD—DO模型)，无机盐、悬浮物、放射性物质等的单一组分的水质模型，难降解有机物水质模型，重金属迁移转化水质模型。
按其它方法分类，可把水质模型分为水质-生态模型；确定性模型和随机模型；集中参数模型和分布参数模型；线性模型和非线性模型等。
水质模型如此众多，如何选择、使用水质模型呢？选择水质模型必须对所研究的水质组分的迁移转化规律有相当的了解。因为水质组分的迁移(扩散和平流)取决于水体的水文特性和水动力学特性。在流动的河流中，平流迁移往往占主导地位，对某些组分可以忽略扩散项；在受潮汐影响的河口中，扩散项必须考虑而不能忽略；这两者选择的模型就不应一样。为了减少模型的复杂性和减少所需的资料，对河床规整，断面不变、污染物排入量不变的河流系统，水质模型往往选用静态的；但这种选择不能充分评价时变输入对河流系统的影响。选择的水质模型必须反映所研究的水质组分，而且应用条件必须和现实条件接近。
目前，在水质模型的研究中，比较多地关注了河流中的生化需氧量和溶解氧之间关系的模型，碳和氮的形态的模型，热污染模型，细菌自净模型等。因此，这些模型相对比较成熟。对重金属、复杂的有机毒物的水质模型了解得较少。对营养物的非线性和时变的交互反应了解得更少，而且这些模型比较复杂。在此只介绍一些常见的水质模型。
6.2.2 河流的混合稀释模型废水排入水体后，最先发生的过程是混合稀释。对大多数保守污染物混合稀释是它们迁移的主要方式之一。对易降解的污染物混合稀释也是它们迁移的重要方式之一。水体的混合稀释、扩散能力，与其水体的水文特征密切相关。
当废水进入河流后，便不断地与河水发生混合交换作用，使保守污染物浓度沿流程逐渐降低，这一过程称为混合稀释过程。
污水排入河流的入河口称为污水注入点，污水注入点以下的河段，污染物在断面上的浓度分布是不均匀的，靠污水注入点一侧的岸边浓度高，远离排放口对岸的浓度低。随着河水的流逝，污染物在整个断面上的分布逐渐均匀。污染物浓度在整个断面上变为均匀一致的断面，称为水质完全混合断面。把最早出现水质完全混合断面的位置称为完全混合点。污水注入点和完全混合点把一条河流分为三部分。污水注入点上游称为初始段或背景河段，污水注入点到完全混合点之间的河段称为非均匀混合河段或混合过程段，完全混合点的下游河段称为均匀混合段。
设河水流量为 Q(m3/s)，污染物浓度为C1(mg／L)，废水流量为 q(m3/s)，废水中污染物浓度为C2 (mg／L)，水质完全混合断面以前，任一非均匀混合断面上参与和废水混合的河水流量为Qi (m3/s)，把参与和废水混合的河水流量 Qi 与该断面河水流量 Q 的比值定义为混合系数，以a 表示。把参与和废水混合的河水流量Qi，与废水流量 q 的比值定义为稀释比，以 n 表示。数学表达式如下:
在实际工作中，混合过程段的污染物浓度 Ci 及混合段总长度 Ln 按费洛罗夫公式计算。
混合过程段的混合系数a 是河流沿程距离 x 的函数,
这里，
α——水力条件对混合过程影响系数，
式中，x ——自排污口到计算断面的距离，m；
φ——河道弯曲系数，φ= x/x0；
x0 ——自排污口到计算河段的直线距离，m；
ζ——排放方式系数，岸边排放ζ=1，河心排放ζ=1.5；
H —— 河流平均水深，m；
u ——河流平均流速，m／s；
E ——湍流扩散系数；m2／s；
在水质完全混合断面以下的任何断面，处于均匀混合段，a、n、C 均为常数，有a =1；n = Q/q；
6.2.3 守恒污染物在均匀流场中的扩散模型进入环境的污染物可以分为两大类：守恒污染物和非守恒污染物。污染物进入环境以后，随着介质的运动不断地变换所处的空间位置，还由于分散作用不断向周围扩散而降低其初始浓度，但它不会因此而改变总量发生衰减。这种污染物称为守恒污染物。如重金属、很多高分子有机化合物等。
污染物进入环境以后，除了随着环境介质流动而改变位置，并不断扩散而降低浓度外，还因自身的衰减而加速浓度的下降。这种污染物称为非守恒污染物。非守恒物质的衰减有两种方式：一是由其自身运动变化规律决定的，如放射性物质的蜕变；另一种是在环境因素的作用下，由于化学的或生物化学的反应而不断衰减的，如可生化降解的有机物在水体中微生物作用下的氧化-分解过程。
在6.2.2中介绍的费洛罗夫公式解决的虽然也是守恒污染物在混合过程的污染物浓度及混合段总长度。但对于大、中河流一、二级评价，根据工程、环境特点评价工作等级及当地环保要求，有时需要对河宽方向有更细致的认识，而需要采用二维模式。
均匀流场中的扩散方程按照3.3.2推导的扩散方程，并考虑污染物守恒条件，在均匀流场中的一维扩散方程成为：
假定污染物排入河流后在水深方向(z方向)上很快均匀混合，x 方向和 y 方向存在浓度梯度时，建立起二维扩散方程基本模型：
式中，Dx—— x 坐标方向的弥散系数；ux—— x方向的流速分量；Dy—— y 坐标方向的弥散系数；uy—— y方向的流速分量。
无限大均匀流场中移流扩散方程的解考察6-11式，对于均匀流场，只考虑 x方向的流速 ux=u，认为 uy 为0；且整个过程是一个稳态的过程，则有
若在无限大均匀流场中，坐标原点设在污染物排放点，污染物浓度的分布呈高斯分布，则方程式的解为。
式中 Q 是连续点源的源强 (g/s)，结果 C 的单位为(g/m3= mg/L)。
考虑河岸反射时移流扩散方程的解
6-13式是无限大均匀流场的解。自然界的河流都有河岸，河岸对污染物的扩散起阻挡及反射作用，增加了河水中污染。多数排污口位于岸边的一侧。对于半无限均匀流场，仅考虑本河岸反射。如果岸边排放源位于河流纵向坐标 x=0处，岸边排放连续点的像源与原点源重合，下游任一点的浓度为,
对于需要考虑本岸与对岸反射的情况，如果河宽为 B，只计河岸一次反射时的二维静态河流岸边排放连续点源水质模型的解为
均匀流场中连续点源水质模型求解的三类排放情况如图6-1所示
完成横向均匀混合的距离根据横向浓度分布状况，若某断面上河对岸浓度达到同一断面最大浓度的5％，定义为污染物到达对岸。这一距离称为污染物到达对岸的纵向距离，用镜像法计算。本岸C(Lb,0) 计算时不计对岸的反射项。污染物到达对岸C(Lb,B)，只需要考虑一次反射。使用6-15式计算浓度，并按定义C(Lb,B)/C(Lb,0)=0.05 解出的纵向距离Lb为：
虽然理论上讲，用镜像法计算时，如果纵向距离相当大，两岸反射会多次发生。然而，多数情况下，随着纵向距离的增加，虚源的作用衰减得十分迅速。正态分布曲线趋于平坦，横向浓度分布趋于均匀。实际上应用中，若断面上最大浓度与最小浓度之差不超过5％，可以认为污染物已经达到了均匀混合。由排放点至完成横向均匀混合的断面的距离称为完全混合距离。由理论分析和实验确定的完全混合距离，按污染源在河流中心排放和污染源在河流岸边排放的不同情况，可将完全混合距离表示为：
中心排放情况，
岸边排放情况，
6.2.4 非守恒污染物在均匀河流中的水质模型
1.零维水质模型如果将一顺直河流划分成许多相同的单元河段，每个单元河段看成是完全混合反应器。设流入单元河段的入流量和流出单元河段的出流量均为Q，入流的污染物浓度为C0，流入单元河段的污染物完全均匀分布到整个单元河段，其浓度为C。当反应器内的源漏项，仅为反应衰减项，并符合一级反应动力学的衰减规律，为 –k1C，根据质量守恒定律，可以写出完全反应器的平衡方程，即零维水质模型：
当单元河段中污染物浓度不随时间变化，即dC／dt =0，为静态时，零维的静态水质模型为
经整理可得：
式中,k1，污染物衰减系数,Δx 单元河段长度，u 为平均流速，Δx/u 是理论停留时间。对于划分许多零维静态单元河段的顺直河流模型，示意图如图6-2，其上游单元的出水是下游单元的入水，第i 个单元河段的水质计算式为：
2.一维水质模型
当河流中河段均匀，该河段的断面积A、平均流速、污染物的输入量 Q、扩散系数 D 都不随时间而变化，污染物的增减量仅为反应衰减项且符合一级反应动力学。此时，河流断面中污染物浓度是不随时间变化的，即dC/dt=0。一维河流静态水质模型基本方程(3-32)变化为：
这是一个二阶线性常微分方程，可用特征多项式解法求解。若将河流中平均流速 ux 写作u 初始条件为：x=0,C=C0 常微分方程的解为
如果忽略扩散项，沿程的坐标x=ut,dC/dt=-k1C,代入初始条件 x=0,C=C0方程的解为
。
6.2.5 Streeter-Phelps（S-P）模型
1．S-P模型基本方程及其解描述河流水质的第一个模型是由斯特里特(H.Streeter)和菲尔普斯(E.Phelps)在1925年提出的，简称S-P模型,S-P模型迄今仍得到广泛的应用，它也是各种修正和复杂模型的先导和基础。S-P模型用于描述一维稳态河流中的 BOD- DO 的变化规律。
S-P模型的建立基于两项假设：
只考虑好氧微生物参加的BOD衰减反应，并认为该反应为一级反应。
河流中的耗氧只是BOD衰减反应引起的。BOD的衰减反应速率与河水中溶解氧(DO)的减少速率相同，复氧速率与河水中的亏氧量 D 成正比。
S-P模型的基本方程为：
式中:L—河水中的BOD值，mg/L；
D—河水中的亏氧值，mg/L,是饱和溶解氧浓度Cs （mg/L）与河水中的实际溶解氧浓度C（mg/L）的差值；
k1—河水中BOD衰减(耗氧)速度常数，1／d；
k2—河水中的复氧速度常数，1／d；
t—河水中的流行时间,d。
这两个方程式是耦合的。当边界条件时，式(6-25)的解析解为,
根据 S-P模型的解 6-26制作的Excel 模板如表6-4，在有底纹区域的参数值和初始条件确定后，即已获得 BOD-DO 随 x 的变化情况，并绘成图6-3。
在淡水中饱和溶解氧的浓度可根据温度计算：
S-P模型解的Excel模板中，根据精度要求选择 x 的步长，其他算式如表6-5。
表6-4 S-P模型解的Excel 模板
A
B
C
D
1
k1(1/d)=
0.3
T(℃)=
19
2
k2(1/d)=
0.65
Cs(mg/L)=
9.2
3
u (km/d)=
1.3
D0(mg/L)=
2.7
4
X(km)
L(mg/L)
C(mg/L)
5
0
22
6.5
6
0.2
21.008
5.68005
7
0.4
20.06
4.986912
8
0.6
19.155
4.406318
9
0.8
18.291
3.925457
10
1
17.466
3.532831
11
1.2
16.678
3.218129
12
1.4
15.926
2.972104
13
1.6
15.208
2.786475
14
1.8
14.522
2.653826
15
2
13.867
2.567523
16
2.2
13.241
2.521634
17
2.4
12.644
2.51086
18
表6-5 S-P 模型解 Excel模板的算式。
单元坐标
算式
D3
=468/(31.6+D2)
D4
=D3-C6
B7
=$B$6*EXP(-($B$2)*A7/$B$4)
B8……B60(按需要)
从 B7 复制到区域B8,B60，或用鼠标拖动
C7
=$D$3-($D$4)*EXP(-($B$2*A7/$B$4))-($B$2*$B$6/($B$3
-$B$2) *(EXP(-($B$2*A7/$B$4))-EXP(-($B$3*A7/$B$4))))
C8……C60(按需要)
从 C7 复制到区域C8,C60，或用鼠标拖动
2．S-P 模型的临界点和临界点氧浓度从图6-3可见，在河流的某一距离x，处，溶解氧具有最小值。此处水质最差，是人们较为关注的。此处的亏氧值(或溶解氧值)及发生的距离，可通过求极值的方法求得，即可由（6-26）式，令dC/dx=0，得到：
S—P模型广泛地应用于河流水质的模拟预测中，是预测河流中BOD和DO变化规律的较好模型。它也应用于计算河流的允许最大排污量。
3．S-P 模型的缺陷和修正方法在表6-4所示 S-P模型的Excel 模板中，如将初始条件改变为 C0=4.2(mg/L)，
L0=32(mg/L)，获得 BOD-DO 随 x 的变化如图6-4。其溶解氧在不到 2km 处成为负值。这种情况对应于发生水质重度污染的河流渠道。这些河流渠道形状狭长，它们的沿岸人口居住较密集，污染物排放浓度大，正确评价这类河流的污染状况有重要的现实意义。为了弥补S-P模型的这个缺陷，Shastry 等人提出了非线性模型：
该模型虽然不会出现负值解，但求解难度较大，对结果的分析也不够直观。事实上，考察S-P模型 6-25 的第 2 式，
引入自净系数 f＝k2/k1，当 dD/dt＝0 时有 L＝fD 进一步分析表明：
L>fD，dD/dt>0，河流中的溶解氧呈下降态势；
L=fD，dD/dt=0，河流中的溶解氧保持不变；
L<fD，dD/dt<0，河流中的溶解氧呈上升态势；
对于S_P模型失效的重污染河流可以进行分段讨论。
使用原模型根据6-26式解出溶解氧达到 0的点A,对于x<XA，的河段，一切均遵循原S_P模型。根据XA可求得LA的值。
河段起始复氧点B，必然对应LB=fCs，自此往后dD/dt>0 河流中的溶解氧开始上升，求得 LB 的数值。由此往后的溶解氧和BOD的变化仍遵循以此点状态为初始条件的S-P模型。
对于A-B河段，原S-P模型失效，由于A-B河段中必然有L>fD，即k2L>k1Cs，BOD的降解速度受到获氧速度的制约，6-25的第一式成为
这时BOD的降解速度是一个常数。积分并由 x=ut,代入边界条件，LA、LB求解 AB段长度xAB 有,
3．S-P 模型的修正型
S—P模型的的两项假设是不完全符合实际的。为了计算河流水质的某些特殊问题，人们在S—P模型的基础上附加一些新的假设，推导出了一些新的模型。
(1)托马斯(Thomas)模型对一维静态河流，在S—P模型的基础上为了考虑沉淀、絮凝、冲刷和再悬浮过程对BOD去除的影响，引入了BOD沉浮系数k3，BOD变化速度为k3L。托马斯采用以下的基本方程组(忽略扩散项)：
表6-6 解重污染河段S-P模型的 Excel 模板。
A
B
C
D
E
F
G
1
kd(1/d)=
0.3
Cs(mg/L)=
9.2
T(℃)=
19
2
ka(1/d)=
0.65
D0(mg/L)=
4.6
X(km)
L(mg/L)
C(mg/L)
3
U(km/d)=
1.3
XAB(km)=
3.1
0.00
42.00
4.60
4
X(km)
L(mg/L)
C(mg/L)
0.90
34.15
0.00
5
0.00
42.00
4.60
3.95
20.04
0.00
6
0.30
39.19
2.64
4.25
18.70
0.04
7
0.60
36.57
1.13
4.55
17.45
0.17
8
0.71
35.63
0.66
4.66
17.00
0.23
9
0.90
34.12
-0.01
4.85
16.28
0.35
10
1.20
31.84
-0.84
5.15
15.19
0.58
11
1.50
29.71
-1.41
5.45
14.18
0.84
12
1.80
27.72
-1.77
5.75
13.23
1.13
13
2.10
25.87
-1.95
6.05
12.34
1.44
14
2.40
24.14
-2.00
6.35
11.52
1.76
15
2.70
22.52
-1.93
6.65
10.75
2.09
16
3.00
21.02
-1.77
6.95
10.03
2.42
17
3.30
19.61
-1.54
7.25
9.36
2.75
18
3.60
18.30
-1.25
7.55
8.73
3.08
19
3.90
17.08
-0.93
7.85
8.15
3.39
20
4.20
15.93
-0.57
8.15
7.60
3.70
21
表6-7 S-P 模型解 Excel模板的算式。
单元坐标
算式
E6
=$E$5+$D$4
F6
=D2*B3/B2
E7
=$E$5+$D$4+A7
F7
=$F$6*EXP(-($B$2)*A7/$B$4)
G7
=$D$2-($D$2)*EXP(-($B$3*A7/$B$4))-($B$2*$F$6/($B$3-$B$2)*(EXP(-($B$2*A7/$B$4))-EXP(-($B$3*A7/$B$4))))
E8……E20(按需要)
从 E7 复制到区域E8,E20，或用鼠标拖动(按需要)
F8……F20(按需要)
从 F7 复制到区域F8,F20，或用鼠标拖动(按需要)
G8……G20(按需要)
从 G7 复制到区域G8,G20，或用鼠标拖动(按需要)
沉浮系数k3 既可以大于零，也可以小于零，对于冲刷、再悬浮过程，k3 <0，对于沉淀过程，k3>0。
(2)多宾斯—坎普(Dobbins—Camp)模型对一维静态河流，在托马斯模型的基础上，多宾斯-坎普提出了两条新的假设：
考虑地面径流和底泥释放BOD所引起的BOD变化速率，该速率以 R表示。
考虑藻类光合作用和呼吸作用以及地面径流所引起的溶解氧变化速率，该速率以 P表示。
多宾斯—坎普采用以下基本方程组：
(3)奥康纳(O’Connon)模型对一维静态河流，在托马斯模型的基础上,奥康纳提假设条件为，总BOD是碳化和硝化BOD两部分之和，即L=Lc+Ln，则托马斯修正式可改写为：
式中，kn 硝化BOD衰减速度常数,1/d ；kn 硝化BOD衰减速度常数，1/d ；
Lc0,河流x=0 处，含碳有机物BOD浓度，mg/L。
Ln0,河流x=0 处，含氮有机物BOD浓度，mg/L。
6.2.6 河流水质模型中参数估值
1.纵向扩散系数 Dx 的估值根据泰勒的理论，扩散系数的表达式可写为：
式中 ——系数，由实验确定；
Dx—扩散系数，m2/s；
H —断面平均水深，m；
U —摩阻流速(或称“剪切流速” )，m/s；
I —水面比降；
g——重力加速度，9.81 m/s2；
埃尔德(Elder)给出纵向扩散系数经验式为：
2,耗氧系数 k1 的估值方法耗氧系数 k1值随河水中的生物与水文条件而变化，不但各条河流的 k1 值均不相同即使同一条河流的各河段的k1值也不一样，因此，需要对各河段的k1值进行估算。确定 k1 值的方法有多种，常用的有下面几种
k1 的实验室测定法由于河流中有机物的生物化学降解条件与实验室不同，所以实验室测定值与河水的实际k1值有很大差别，前者往往小于后者。博斯科(Bosko)曾提出两者的经验关系为：
式中，α是与河流坡度有关的系数，狄欧乃(Tierney)和杨格(Young)提出α取值为：
i(m/km)
0.33
0.66
1.32
3.3
6.6
α
0.1
0.15
0.25
0.4
0.6
实验室测定k1 值的基本方法是对所研究的河段取水样，进行BOD实验，用BOD的标准测定方法，在20℃条件下，做从1d 到10d 时间序列培养样品，分别测定 1d～10d的BOD值，对取得的实验室数据，可用Excel的回归分析或趋势线方法估算k1 值。
野外实测数据估算法由野外实测数据估算 k1 的方法主要有两点法和考波(Koipo)-菲力普斯(Phillips)法(简称Kol法)。
表6-8 按实验室测定1d 到10d 的 BOD估算k1。
A
B
C
1
历时t(d)
L(mg/L)
ln( L )
2
0
25
3.22
3
1
22
3.09
4
2
18.7
2.93
5
3
15.2
2.72
6
4
12.3
2.51
7
5
10.6
2.36
8
6
8.4
2.13
9
7
6.4
1.86
10
8
5.2
1.65
11
9
4.4
1.48
12
10
3.4
1.22
13
Kol法在 k2 值为已知数时从不同4点的溶解氧浓度值求 k1值。两点法由实测的一河段上、下断面的各自平均BOD5的浓度值，以及流经上、下断面的时间，就可以估算出该河段的耗氧系数k1。两点法虽然误差较大。但此法操作简单，仍被广泛应用，实用时常取多次实验 k1的平均值。估算公式为：
式中k1 —BOD5的耗氧系数（1/d），Δt—流经上下断面的时间d，L1、L2—上、下断面污染物或BOD5平均浓度，(mg/L)。上述各种方法求出的k1 值均为20℃时的值，在河水中所发生的物理、化学和生化过程中，水温是一个很重要的影响因素，根据经典的阿累尼乌斯公式可以导出：
式中：k1,t、k 1,20 分别为在t℃、20℃时的耗氧系数。
3,复氧系数 k2 的估值方法流动的水体从大气中吸收氧气的过程为“复氧过程”，也称‘再曝气过程”。这种空气中的氧溶解到水体中的现象，是一种气-液之间的对流扩散过程，也是气体的传输过程。确定 k2 的方法大致可分两类，一类是实测、一类是估算。前者是在野外现场实测，或在实验室内模拟测定，后者是根据一些机理模型或经验、半经验公式进行估算。在此介绍两种常用方法。
差分复氧公式
式中 k1、k2 分别为耗氧系数和复氧系数（1/d），L、D 为上、下断面BOD均值及亏氧值均值，ΔD是上、下断面亏氧值之差值，Δt从上断面流到下断面所需时间。
斯特里特—菲尔普斯(Streeter-Phelps)公式
式中：u 河流平均流速，m／s；H —最低水位以上的平均水深，m；
C——谢才系数,,R 为水力半径，I为河流比降。
n ——粗糙系数，取值在 0.57—5.40之间变化。
与k1 的取值情况类似，水温对于 k2 也是一个很重要的影响因素，并遵循阿累尼乌斯公式。θ取值时应考虑温度范围，一般在1.00～1.20之间。不同文献中提出了不同的建议值，在实际工作中一般对k1 多使用1.047，对k2 多使用1.024。
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6.3 湖泊水库模型与评价
6.3.1 湖泊环境概述湖泊是被陆地围着的大片水域。湖泊是由湖盆、湖水和湖中所含有的一切物质组成的统一体，是一个综合生态系统。湖泊水域广阔，贮水量大。它可作为供水水源地，用于生活用水、工业用水、农业灌溉用水。它可作为水产养殖基地，提供大量的鱼虾，以及重要的水生植物和其它贵重的水产品，丰富人民生活，增加国民收入。湖泊总是和河流相连，组成水上交通网，成为交通运输的重要部门，对湖泊流域内的物质交流，繁荣经济起到促进作用。它还可作为风景游览区、避暑胜地、疗养基地等。总之，它具有多种用途，湖泊的综合利用在国民经济中具有重要地位。
我国幅员辽阔，是一个多湖泊的国家，天然湖泊遍布全国各地，星罗棋布。面积在 1km2 以上的湖泊有 2800多个。总面积为 8万多 km2，约占全国陆地面积的0.8％左右。面积大于50km2 的大、中型湖泊有231个，占湖泊总面积的 80％左右。
湖泊的综合利用在国民经济中发挥作用的同时也受到人类的污染。湖泊的污染途径主要有以下几种。
河流和沟渠与湖泊相通，受污染的河水、渠水流入湖泊，使其受到污染。湖泊四周附近工矿企业的工业污水和城镇生活污水直接排入湖泊，使其受到污染。湖区周围农田、果园土地中的化肥、农药残留量和其它污染物质可随农业回水和降雨径流进入湖泊。大气中的污染物由湖面降水清洗注入湖泊。此外，湖泊中来往船只的排污及养殖投饵等，亦是湖泊污染物的重要来源之一。
如此多的污染源，使得湖泊中的污染物质种类繁多。它既有河水中的污染物、大气中的污染物，又有土壤中的污染物，几乎集中了环境中所有的污染物。
从湖泊水文水质的一般特征来看，湖泊中的水流速度很低，流入湖泊中的河水在湖泊中停留时间较长，一般可达数月甚至数年。由于水在湖泊中停留时间较长，湖泊一般属于静水环境。这使湖泊中的化学和生物学过程保持一个比较稳定的状态。可用稳态的数学模型描述。由于静水环境，进入湖泊的营养物质在其中不断积累，致使湖泊中的水质发生富营养化。进入湖泊的河水多输入大量颗粒物和溶解物质，颗粒物质沉积在湖泊底部，营养物使水中的藻类大量繁殖，藻类的繁殖使湖泊中其它生物产率越来越高。有机体和藻类的尸体堆积湖底，它和沉积物一起使湖水深度越来越浅，最后变为沼泽。
根据湖泊水中营养物质含量的多少，可把湖泊分为富营养型和贫营养型的。贫营养湖泊水中营养物质少，生物有机体的数量少，生物产量低。湖泊水中溶解氧含量高，水质澄清。富营养湖泊，生物产量高，以及它们的尸体要耗氧分解，造成湖水中溶解氧下降，水质变坏。
湖泊的边缘至中心，由于水深不同而产生明显的水生生物分层，在湖深的铅直方向上还存在着水温和水质的分层。随着一年四季的气温变化，湖泊水温的铅直分布也呈有规律的变化。夏季的气温高，湖泊表层的水温也高。由于湖泊水流缓慢处于静水环境，表层的热量只能由扩散向下传递，因而形成了表层水温高，深层水温低的铅直分布。整个湖泊处于稳定状态。到了秋末冬初，由于气温的急剧下降，使湖泊表层水温亦急剧下降，水的密度增大，当表层水密度比底层水密度大时，会出现表层水下沉，导致上下层水的对流。湖泊的这种现象称为“翻池”。翻池的结果使水温飞水质在水深方向上分布均匀。翻池现象在春未夏初也可能发生。水库和湖泊类似，同样具有上述特征。
6.3.2 湖泊环境质量现状评价对湖泊环境质量现状评价主要包括以下几个方面：水质评价、底质评价、生物评价和综合评价
水质评价湖泊(包括水库)水质评价中，对水质监测有相应要求。监测点的布设应使监测水样具有代表性，数量又不能过多，以免监测工作量过大。因此，应在下列区域设置采样点：河流、沟渠入湖的河道口；湖水流出的出湖口、湖泊进水区、出水区、深水区、浅水区、渔业保护区、捕捞区、湖心区、岸边区、水源取水处、排污处 (如岸边工厂排污口)。预计污染严重的区域采样点应布置得密些，清洁水域相应地稀些。不同污染程度、不同水域面积的湖泊，其采样点的数目也不应相同。湖泊分层采样和湖泊水库采样点最小密度要求如表6-9所示。
表6-9 湖泊分层采样和湖泊水库采样点最小密度要求湖泊面积(km)2
监测点个数
湖泊水深（m）
分层采样
10 以下
10
5 以下
表层(水面下0.3—0.5m)
10-100
20
5-10
表层、底层(离湖底1.0m)
100-500
30
10-20
表层、中层、底层
500-1000
40
20 以上
表层,每隔10m取一层水样或在水温跃变处上、下分别采样。
1000以上
50
湖泊水质监测项目的选择，主要根据污染源调查情况、湖泊的用处、评价目的而确定。环评导则中提供了按行业编制的特征水质参数表，根据建设项目特点、水域类别及评价等级选定，选择时可适当删减。一般情况下，可选择 pH值、溶解氧、化学耗氧量、生化需氧量、悬浮物、大肠杆菌、氮、磷、挥发酚、氰、汞、铬、镉、砷等根据不同情况可增减监测项目。在采样时间和次数上，可根据评价等级的要求安排。监测应在有代表性的水文气象和污染排放正常情况下进行。若获得水质的年平均浓度，必须在一年内进行多次监测，至少应在枯、平、丰水期进行监测。
在水质评价标准的选择上，应根据湖泊的用处和评价目的选用相应的地面水环境质量标准。水质评价方法已在第三章介绍了污染指数法、分级聚类法、模糊数学方法等。
底质评价底质监测点的布置位置应与水质监测点的布点位置相一致，采样也应与水质采样同时举行。以便于底质和水质的监测资料相互对照。底质监测项目，参照污染源调查中易沉积湖底的污染物质，结合水质调查的污染因子进行确定。
在底质评价标准的选择上，我国还没有湖泊底质评价标准，这给评价带来了困难。通常以没受污染或少受污染湖泊的底质的污染物质自然含量作为评价标准。这种自然含量是以平均值加减两倍的标准差来确定。根据各采样点的综合污染指数，可绘制出湖泊底质的综合污染指数等值线图，以及底质污染程度分级的水域分布图。然后用污染程度分级的面积加权法，求出全湖泊平均的底质污染分级。
生物学评价湖泊的生物学评价方法有：一般描述对比法、指示生物法、种的多样性指数法、生物指数法等。
Beck指数按底栖大型无脊椎动物对有机污染的耐性分成两类，I 类是不耐有机污染的种类，II 类是能忍受中等程度的污染，但非完全缺氧条件的种类。将一调查地点内I类和II类动物种类数分别用NI、NII表示，生物指数按式 I=2NI+NII 计算，这种生物指数值，在净水中一般为10以上，中等污染时为1-10重污染时为零。要求对比的生物指数，其环境条件应大体相同，例如水深，流速、底质、水生生物等，即有可比性。
硅藻类生物指数用硅藻类的种类数计算生物指数。如果用A表示硅藻类中不耐污染的种类数，B表示耐污染的种类数，C表示在调查区内独有的种类数，则硅藻生物指数按下式计算：
King和BalI(1964年)的生物指数这种方法是称量水昆虫和寡毛类的湿重，按下式计算生物指数：
I=(水昆虫湿重)/(寡毛类湿重)
4.湖泊环境质量综合评价在进行湖泊水质评价、底质评价和生物评价的基础上，可进行湖泊环境质量的综合评价。综合评价方法有三种：算术平均值法，选择最大值法和加权法。
6.3.3 湖泊环境预测模式湖泊中污染物种类很多，各湖泊水文条件也不相同，描写湖泊水质的预测模式也是多种多样的。
完全混合箱式模型沃伦威德尔提出的箱式水质模型是此后大多数湖泊、水库水质模型的先驱。我国的地面水环境评价到则建议对小型湖泊(水库)的一、二、三级均采用湖泊完全混合平衡模式。完全混合平衡模式是将湖泊水体看成一个箱体，箱体内水质是均匀的，箱体内污染物浓度的变化，仅与流进流出的污染物数量有关。并假设进出湖泊的水量是均匀稳定的。因湖水均匀混合，根据湖泊进出水量的多少和污染物的性质，可建立以下湖泊水质预测模型。
污染物守恒情况对于守恒物质(惰性物质)，经历时间 t后，湖泊内污染物浓度C （mg/L）可以用质量平衡方程求出,
式中：W0 湖（库）中现有污染物（除Qp 带进湖泊的污染物外）的负荷量g/d；
Qp 流进湖泊的污水排放量 m3/d,Qh 流出湖泊的污水排放量 m3/d；
C0 湖（库）中污染物现状浓度mg/L,Cp 流进湖泊的污水排放浓度 mg/L；
V 湖水体积m3。
在湖泊、水库的出流、入流流量及污染物质输入稳定的情况下，当时间趋于无穷时，达到平衡浓度
湖泊完全混合衰减模式
对于非守恒物质，经历时间t后，湖泊内污染物浓度C（mg/L）可以用完全混合衰减方程表示,
式中：
Kh是描述污染物浓度变化的时间常数1/d，它是两部分的和：k1（1/d）表示污染物质按k1的速度作一级降解反应，而V/Qh (d)，是湖水体积与出流流流量比，表现了湖水的滞留时间。对照6-44与6-42式，其差别在于污染物降解反应速度常数k1。k1的确定方法与河流参数类似，一级评价可采用多点法或多参数优化法；二级可采用两点法或多参数优化法；三级可采用室内实验法或类比调查法；无法取得合适的实测资料时，一、二、三级均可采用室内实验法。
在湖泊、水库的出流、入流流量及污染物质输入稳定的情况下，当时间趋于无穷时，达到平衡浓度
分层湖(库) 集中参数模式
沃伦威德尔模型把一个湖泊考虑为一个统一的整体，相当于一个均匀混合搅拌器，而不要求描述其内部的水质分布。在夏季，由于水温造成的密度差，致使水质强烈的分层。在表层和底层存在不同的水质状态。
1975年，斯诺得格拉斯(Snodgrass)等提出了一个分层的箱式模犁，用以近似描述水质分层状况。分层箱式模型把上层和下层各视为完全混合模型。分层箱式模型分为分层期（夏季）模型和非分层期（冬季）模型，分层期考虑上、下分层现象，非分层期不考虑分层。
分层箱式模型按污染物的降解情况分为守恒模式和衰减模式。
分层箱式模型的守恒模式是：
分层期(0<t<t1)
式中，
CE、CH 分别代表分层湖（库）上层、下层的平均浓度 mg/L；
CM 分层湖（库）非成层期污染物平均浓度mg/L；下标(t-1)表示上一周期。
CpE、CpH 分别代表向分层湖上层、下层排放的污染物浓度 mg/L；
QpE、QpH 分别代表向分层湖上层、下层排放的污水流量 m3/ d；
VE、VH 分别代表分层湖（库）上层、下层的湖水体积 m3。
湖水翻转时上下两层完全混合，混合浓度CT 为：
非分层期(t1<t<t2) 浓度CM 为
对于分层箱式衰减模型与完全混合衰减模式十分相似。通过引入污染物浓度变化的时间常数Kh 1/d 进行描述，它也是湖水的滞留时间与污染物降解反应速度常数两部分的和。
分层期(0<t<t1)，分层湖（库）各层的平均浓度：
湖水翻转时上下两层完全混合，混合浓度CT 仍以6-48式计算：
非分层期(t1<t<t2) 浓度CM 为
湖水分层箱式模型中各量的对应关系和计算时期示意图如图6-8。
湖泊水质扩散模型无风浪情况下，污水排入大湖(库)的湖水浓度预测，对一、二、三级评价均可采用卡拉乌舍夫湖泊水质扩散模型。污染物守恒模式为：
其中φ可根据湖（库）的岸边形状和水流情况确定，湖心排放2π弧度，平直岸边取π弧度；选取离排放口充分远的某点为参照点，以r0表示排放口到该点的距离，cr0表示该点现状的浓度值。h 表示湖水平均深度，r 表示排放口到考核点的距离，Dr是径向混合系数m2/s。Dr的确定对不同的评价等级有不同要求，一级可以采用示踪试验法，三级可以采用类比调查法，二级可酌情确定。其他符号含意同前。
对于污染物以时间常数k1 1/d降解的情况，湖泊推流衰减模式成为：
其中Φ可根据湖（库）岸边形状和水流状况确定，中心排放取2π弧度，平直岸边取π弧度。Ch是湖水原有的污染物浓度，在此基础上叠加了一个排入污水经扩散和衰减后的浓度值。
湖泊环流二维稳态混合模式
近岸环流显著的大湖(库)可以使用湖泊环流二维稳态混合模式进行预测评价。
污染物守恒的湖泊环流二维稳态模式基本方程是：
岸边排放：
非岸边排放
污染物非守恒的湖泊环流二维稳态衰减模式基本方程是：
岸边排放：
非岸边排放
式中,h 表示湖水平均深度，a 表示排放口到岸边的距离，Dy 是横向混合系数m2/s。其他符号含意同前。
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6.4 地面水环境影响评价
6.4.1 评价目的、分级及程序地面水评价的目的在于，通过评价从保护地面水环境的角度确定建设项目的可行性，要求提出：
从保护水环境的角度回答拟建项目是否适宜。
对可以进行的建设项目，针对工程可行性研究中提出的保护水环境的对策和措施，进行可行性分析，并提出建议。
为整个工程的环境影响评价提供水环境方面的信息和意见。
水环境影响评价工作程序如图 6-9所示。环境影响评价工作大体分为三个阶段。第一阶段为准备阶段，主要工作为研究有关文件，进行初步的工程分析和环境现状调查，筛选重点评价项目，确定各单项环境影响评价的工作等级，编制评价大纲；第二阶段主要工作为进一步做工程分析和环境现状凋查，并进行环境影响预测和评价环境影响；第三阶段为报告书编制阶段，其主要工作为汇总、分析第二阶段工作所得的各种资料、数据，给出结论，完成环境影响报告书的编制。
地面水环境影响评价工作级别的划分（以后简称地面水环境影响评价分级），根据：建设项目的污水排放量，污水水质的复杂程度，各种受纳污水的地面水域（简称受纳水域）的规模以及对它的水质要求，分为三级。
这里所指的污水排放量，不包括间接冷却水、循环水以及其它含污染物极少的清净下水排放量，但包括含热量大的冷却水的排放量。
污水水质的复杂程度按污水中拟预测的污染物类型以及某类污染物中水质参数的多少划分为复杂、中等和简单三类。例如，污染物类型数≥3，或者只含有两类污染物，但需预测其浓度的水质参数数目≥10属于复杂水质。
受纳水域的规模，河流按项目排污口附近河段平均流量划分大河≥150m3/s；中河15～150m3/s；小河<15m3/s。湖泊和水库，按枯水期湖泊或水库的平均水深以及水面面积划分：水深≥10m，大湖≥25km2、中湖2.5～25km2、小湖<2.5km2；水深<10m大湖≥50km2、中湖5~50km2、小湖<5km2。
对于不同级别的地面水环境影响评价，环境现状调查、环境影响预测、评价建设项目的环境影响及小结等相应的技术要求不同，均需按相应级别规定执行。一般低于第三级地面水环境影响评价条件的建设项目，不必进行地面水环境影响评价，只需按照环境影响报告表的有关规定，简要说明所排放的污染物类型和数量、给排水状况、排水去向等，并进行一些简单的环境影响分析。拟进行地面水环境影响评价的厂矿企业、事业单位建设项目，应满足一控双达标的要求。
6.4.2 环境影响评价大纲评价大纲是影响评价报告书的总体设计和行动指南，是开展评价工作的战术方案，必须从实际出发认真编写。
评价大纲的编写是以建设项目为基础，以水环境保护法规为依据，以各种政策为指导，以水环境质量为尺度，坚持严肃和科学的态度，把大纲编制成对评价活动具有指导性的文件。编写评价大纲的基本要求有：评价目的明确，选择标准和确定等级适当，评价范围的划分科学，工程分析完整，评价因子的筛选满足环保目标要求，模型参数确定符合技术导则要求。
水环境影响评价大纲一般应包括以下内容：
编制依据；
建设项目概况；
建设项目地区环境概况；
评价内容：包括评价范围、评价因子、监测断面的布设、监测项目、分析方法、评价标准、预测评价方法等；污水治理措施的可行性及建议，经济损益简要分析；
组织与进度。
6.4.3 项目分析和污染源调查工程项目分析是环境质量评价的一项主要工作。工程项目分析包括以下内容：
建设项目位置及交通；
建设项目规模、产品的种类、产量、产值、占地面积、工人数、投资总额、主要技术经济指标；
产品方案及主要工艺流程；
主要原料、燃料的用量及来源、成分；
项目用水量、用水来源；
项目排水情况，项目排水量(包括生产、生活各类废水量)，排水水质(各种废水中污染物的种类，污染物浓度)，各种污染物质量排放量(日和年的)，排水去向，排水口位置于废水排放规律(均匀连续排放还是瞬时间歇排放)；
废水处理设施及投资；
建设项目对水环境影响分析。
除了工程项目的污染源外，对评价目标涉及的其他污染源也需要进行必要的调查。以弄清污染源的类型、数量、分布以及对地面水质的影响。它包括生活污水、工业污水、家畜污水、农业退水等。对于通航河流要了解船舶排污情况。污染源分析可采用简化方法。污染源简化包括排放形式的简化和排放规律的简化。根据污染源的具体情况排放规律有连续恒定排放和非连续恒定排放；在地面水环境影响预测中，通常可以把排放规律简化为连续恒定排放。排放形式可简化为点源和面源，排入河流的两排放口的间距较近时，可以简化为一个，其位置假设在两排放口之间，其排放量为两者之和。两排放口间距较远时，可分别单独考虑。排入小湖（库）的所有排放口可以简化为一个，其排放量为所有排放量之和。排入大湖（库）的两排放口间距较近时，可以简化成一个，其位置假设在两排放口之间，其排放量为两者之和。两排放口间距较远时，可分别单独考虑。无组织排放可以简化成面源。从多个间距很近的排放口排水时，也可以简化为面源。
由于污染源的调查与评价方法已在第四章详细介绍这里不再赘述。
6.4.4 地区水环境调查地区水环境调查包括：
自然环境调查：应包括地质构造。地形、地貌、水文地质、土壤、生物及气象等。地形及气象这两个因素对水体的水状况有直接影响，应重点掌握。着重了解的内容有气温、降水量、蒸发量等。
社会环境调查：现有工矿企业分布情况，居民区分布情况，生产废水和生活污水的排放情况。
水环境的现状调查和简化不难想象，地区水环境调查中，水文资料的收集及观测对水环境影响评价有十分重要的作用。水环境影响评价所需的河流、湖泊的水文资料主要包括水系特征和水力学参数。一般可从当地的水文站获得，也可进行现场实测或用经验公式计算得到。但多数情况下均应进行地面水环境的简化处理。
地面水环境的简化包括边界几何形状的简化和水文、水力要素时空分布的简化等。这种简化应根据水文调查与水文测量的结果和评价等级等进行。
（1）河流简化河流可以简化为矩形平直河流，矩形弯曲河流和非矩形河流。
河流的断面宽深比≥20时,可视为矩形河流。小河可以简化为矩形平直河流。大中河流中，预测河段弯曲较大时，可视为弯曲河流。大中河流断面上水深变化很大且评价等级较高（如一级评价）时，可以视为非矩形河流并应调查其流场，其它情报况均可简化为矩形河流。河流水文特征或水质有急剧变化的河段，可在急剧变化之处分段，各段分别进行环境影响预测。河网情况分段进行环境影响预测。
评价等级为三级时，江心洲、浅滩等均可按无江心洲、浅滩的情况对待。江心洲位于充分混合段，评价等级为二级时，可以按无江心洲对待；评价等级为一级且江心洲较大时，可以分段进行环境影响预测。
（2）河口简化河口包括河流汇合部、河流感潮段、口外滨海段、河流与湖泊、水库汇合部。
河流感潮段是指受潮汐作用影响较明显的河段。可以将落潮时最大断面平均流速与涨潮时最小断面平均流速之差等于0.5m/s的断面作为其与河流的界限。简化为稳态进行预测。河流汇合部可以分为支流、汇合前主流、汇合后主流三段分别进行环境影响预测。小河汇入大河时可以把小河看成点源。河流与湖泊、水库汇合部可以按照河流和湖泊、水库两部分，分别预测其环境影响。
（3）湖泊、水库简化在预测湖泊、水库环境影响时，可以将湖泊、水库简化为大湖（库）、小湖（库）分层湖 (库)等三种情况进行。评价等级为一级时，中湖（库）可以按大湖（库）对待，停留时间较短时也可以按小湖（库）对待。评价等级为三级时，中湖（库）对待，停留时间很长时也可以按大湖（库）对待。评价等级为二级时，如何简化可视具体情况而定。水深＞10m且分层期较长（如＞30天）的湖泊、水库可视为分层湖（库）。不存在大面积回流区和死水区且流速较快，停留时间较短的狭长湖泊可简化为河流。其岸边形状和水文要素变化较大时还可以进步分段。
6.4.5 水环境影响预测及评价建设项目对可能产生水环境的影响分析建设项目对水可能产生的影响包括直接影响和二次影响两部分。
产生的直接影响有(1)对当地水资源供需平衡的影响；(2)对河水水量时空变化的影响；(3)建设项目排水对受纳河水水质的影响。
建设项目的二次影响有(1)水环境状况的变化对水生生物的影响；(2)水质变化对用水的影响；(3)水量变化对河道冲淤的影响；(4)水循环变化对下游地区环境的影响；(5)水位变化对上、下游地区的影响；(6)水量减少，河口咸化。
通过环境影响分析，环境评价工作应回答：（1）建设项目可能带来的不可接受的水环境影响，要说明其种类、特点、表现，影响影响程度、影响时间；（2）从水环境角度确定拟建项目是否适于建设，如不宜建设，说明理由。（3）如果建设项目有多个选择方案，按照它们对河流水环境影响的大小排序，并说明理由。
影响预测环境评价的环境影响分析来源于，环境影响预测工作和对预测结果的整理分析。
环境影响的方法有：根据经验进行的专家判断法、从已兴建的类似工程出发的类类推法、模拟方法等。一般在初评中常用专家判断法和类推法，在详评中才用模拟方法。前两种属定性分析方法，后一种属定量预测方法。通过
1)定性分析方法 专家判断法是邀请各方面有经验的专家对可能产生的各种水环境，从不同的方面提出意见和看法，然后采用一定的方法将意见综合，得出项目建设可行的水环境影响的定性结论。类推法是根据建设项目的性质、规模，寻找性质、规模与此类似的已建项目，并调查已建项目的环境影响，据此推断新建项目的环境影响。定性预测具有方法简便、节省时间、耗资较少等优点。
2)定量预测方法 分统计分析法和水质模拟法。统计分析方法是通过对已有数据的统计，寻求某一水质参数与影响这一水质参数的主要因素之间的统计关系。当建立这种统计之后，输入影响因素的变量，则可得出水质参数的变化值。目前多用回归分析方法。
环境影响预测工作获得的结果必须通过整理分析才能在影响分析中发挥作用。预测结果的整理主要包括三方面内容：
（1）水质方面的影响 根据预测结果，列表说明由于建设项目兴建对地面水水质的影响。说明影响类型、影响的水质指标及在不同时期非正常排放时的影响程度。
（2）水量方面的影响 说明由于建设项目的兴建将产生水量方面的问题，说明其表现、后果。
（3）其他方面的影响 由于水质或水量变化所带来的对其他环境要素的影响及由此诱发的其他影响。
6.4.6 清洁生产和水污染防治
1．清洁生产的概念
1990年，在英国堪特布里召开的第一次国际高级研讨会上，正式定义清洁生产为“将综合性污染预防的环境战略持续地应用于生产过程、产品和服务中，以增加生态效益，减少对人类和环境的风险”。1993 年，第二次全国工业污染防治会提出，工业污染防治要从单纯的末端治理向生产全过程控制转变，实行清洁生产。我国的环境影响评价制度也规定了要对建设项目的清洁生产进行评价分析。
清洁生产，概括地说就是：低消耗、低污染、高产出。是实现经济效益、社会效益与环境效益相统一的生产模式。
清洁生产主要体现在以下５个方面：
尽量使用低污染、无污染的原料，代替有毒有害原料；
清洁高效的生产工艺，使物料能源高效率的转化成产品，减少有害环境废物的排出。对生产过程中排放的废物和能源，实行再利用，做到变废为宝，化害为利；
向社会提供清洁产品，这种产品在使用过程中对人体和环境不产生污染危害或将有害影响减少到最低限度；
在商品使用寿命终结后，能够便于回收利用，不对环境造成污染或潜在污染危胁；
完善的企业管理，有保障清洁生产的规章制度和操作规程，并监督其实施。同时，建设一个整洁、优美的厂容厂貌。
我国政府规定，在企业技术改造和节能、综合利用等项目贷款中优先安排清洁生产示范项目。同时，还成立了清洁生产中心，向企业提供这方面的信息和技术服务。通过推行清洁生产，废水重复利用率、固体废弃物综合利用率均大大提高，节约了用水、减少废气排放量获得经济和环境效益。
2．水污染综合防治防治水体污染应综合运用各种措施，将人工处理与自然净化结合起来，将废水处理与综合利用结合起来，推行工业闭路循环用水和区域循环用水系统，发展无废水生产工艺。具体措施有：
（１）减少废水和污染物的排放量。改革生产工艺和管理制度，采用少用水、少污染的新工艺，减少排污量，不是消极地处理废水，而是积极地消除产生废水的原因；
（２）发展区域性水污染防治系统，制定管理规划，合理利用自然净化能力，废水处理后可用于灌溉农田，利用土壤的净化能力，可回收水资源，给植物提供营养物质；
（３）运用系统工程的方法，综合规划，把人类的生产和生活活动对自然资源的需要纳入生物圈的能量和物质转化的总循环中去。根据技术经济、自然环境、卫生要求、污染源状况，制定统一的区域水质管理规划。
3．污水防治措施建议和项目的可行性在环境影响报告书中，需要对水环境保护措施进行评述和建议。
环保措施建议一般包括污染消减措施建议和环境管理措施建议两部分。
消减措施应尽量具体，主要评述其环境效益（排放物的达标情况），并经简单的技术经济可行性分析，以便对建设项目的环境工程设计起指导作用。环境管理措建议包括环境监测（含监测点、监测项目和监测次数）的建议、水土保持措施建议、防止泄露等事故发生的措施建议、环境管理机构设置的建议等。
建设项目水环境影响的评价将得出该项目在实施过程的不同阶段能否满足预定水环境质量的结论。
可以满足地面水环境保护要求的是指：建设项目在实施过程的不同阶段，除排放口附近很小范围外，水域的水质均能达到预定要求；或是在建设项目实施过程的某个阶段，个别水质参数在较大范围内不能达到预定的水质要求，但采取一定的环保措施后可以满足要求。
不能满足地面水环境保护要求的的是指：地面水现状水质已经超标；或是污染消减量过大以至于消减措施在技术、经济上明显不合理。
第六章 水环境质量评价和影响预测 118 71
6 水环境质量评价和影响预测
6.1 水体与水体污染
6.1.1 水体和水体污染
6.1.2 水体污染物及污染源
6.1.3 水体污染类型
6.2 河流水质模型
6.2.1 河流水质模型简介
6.2.2 河流的混合稀释模型
6.2.3 守恒污染物在均匀流场中的扩散模型
6.2.4 非守恒污染物在均匀河流中的水质模型
6.2.5 Streeter-Phelps（S-P）模型
6.2.6 河流水质模型中参数估值
6.3 湖泊水库模型与评价
6.3.1 湖泊环境概述
6.3.2 湖泊环境质量现状评价
6.3.3 湖泊环境预测模式
6.4 地面水环境影响评价
6.4.1 评价目的、分级及程序
6.4.2 环境影响评价大纲
6.4.3 项目分析和污染源调查
6.4.4 地区水环境调查
6.4.5 水环境影响预测及评价
6.4.6 清洁生产和水污染防治
6 水环境质量评价和影响预测
6.1 水体与水体污染
6.1.1 水体和水体污染水是环境中最活跃的自然要素之一。水是一切生命机体的组成物质，也是生命代谢活动所必需的物质。如果地球上没有水，很难设想有整个生物界。人类生活需要水，各种生产活动也需要水，水是万物之本。因此，水是人类不可缺少的非常宝贵的自然资源。它对人类的社会发展起着很重要的作用。
水体是水集中的场所，水体又称为水域。按水体所处的位置可把它分为三类：地面水水体、地下水水体、海洋。这三种水体中的水可以相互转化，它通过水在自然界的大循环和小循环实现。三种水体是水在自然界的大循环中的三个环节。在太阳能和地表面热能的作用下，地球上的水不断地被蒸发变成水蒸气，进入大气。从海洋蒸发的水蒸气进入大气，被气流带到陆地上空，遇冷凝结成雨、雪、雹等落到地面，一部分被蒸发返回大气，一部分经地面径流流入地面水体(江河、湖泊、水库等)，一部分经地层渗透进入地下水体。地面水体的水经地面径流，最终都回归海洋。这种海洋和陆地之间水的往复运动过程，称为水的大循环。仅在局部地区(仅在陆地上或仅在海洋上)进行的水循环称为水的小循环。在自然界中水的大、小循环是交织在一起的，周而复始地运动着。地面水水体主要指江、河、湖泊、沼泽、水库等。地面水水体的概念不仅包括水，而且包括水中的悬浮物、底泥和水生生物。它是完整的生态系统或自然综合体。地面水水体按使用目的和保护目标可划分为五类。I类主要适用于源头水和国家自然保护区的水体；Ⅱ类主要适用于集中式生活饮用水水源地—级保护区内的水体，以及珍贵鱼类保护区、鱼虾产卵场的水体；Ⅲ类主要适甩于集中式生活饮用水水源地二级保护区和一般鱼类保护区及游泳区的河段；Ⅳ类主要适用于一般工业用水和娱乐用水水体；V类适用于农业用水及一般景观水域。上述五类水体对其水质有各自不同的要求。
水体受到人类或自然因素或因子(物质或能量)的影响，使水的感观性状(色、嗅、味、浊)、物理化学性能、(温度、酸碱度、电导度、氧化还原电位、放射性)、化学成分(无机、有机)、生物组成(种类，数量、形态、品质)及底质情况等产生了恶化，污染指标超过地面水环境质量标准，称为水体污染。
水体污染分为自然污染和人为污染两类。后者是主要的，更为人们所关注。
水体的自然污染是自然原因所造成的。如某一地区的地质化学条件特殊，某种化学元素大量地富集于地层中，由于大气降水的地表径流，使这种元素或它的盐类，溶解于水或夹杂在水流中被带入水体，造成水体污染。地下水在地下径流的漫长的路径中，溶解了比正常水质多的某种元素（离子态），或它的盐类，造成地下水的污染。当它以泉的形式涌出地面流入地面水体时，造成了地面水体的污染。
水体的人为污染是由于人类的生活和生产活动向水体排放的各类污染物质(或能量)，其数量达到使水和水体底泥的物理、化学性质或生物群落组成发生变化，从而降低了水体原始使用价值，造成了水体的人为污染，或称水体污染。
水体污染是工业与环境没有谐调发展的产物，从某种意义上说也是经济落后国家贫穷的产物。水体污染的发生及其演变过程取决于污染源、污染物及受纳水体三个方面的特征及其相互作用和关系。
污染物进入水体后，发生两个相互关联的过程：一是水体污染恶化过程，二是水体污染的净化过程。水体污染恶化过程包括以下几个过程。
溶解氧下降过程排入水体中的有机物，在好氧细菌的作用下，复杂的有机物被分解为简单的有机物直至转化为无机物，要消耗大量溶解氧，使水体中溶解氧下降，水质恶化。水体底部多为厌氧条件，底泥中的有机物在厌氧细菌的作用下产生出硫化氢、甲烷等还原性气体，水质恶化。水体中溶解氧的下降，威胁水生生物的生存。
水生生态平衡破坏过程由于水体中溶解氧的下降，营养物质增多，使耐污、耐毒、喜肥的低等水生动物、植物大量繁殖。鱼类等高等水生生物迁移、死亡。当水体中溶解氧低于3mg／L时，就会引起鱼类窒息死亡。因此；渔业水体中溶解氧(DO)不得低于3 mg／L。如鲤鱼要求溶解为6—8mg／L,青鱼、草鱼、鲢鱼等均要求溶解氧保持在5mg／L以上。
低毒变高毒过程
由于水体中pH值、氧化还原、有机负荷等条件的改变多使低毒化合物转化为高毒化合物。如三价铬、五价砷、无机汞可转化为更毒的六价铬、三价砷、甲基汞。
(4)低浓度向高浓度转化过程由于物理堆积和生物富集作用，使低浓度向高浓度转化。如重金属、难分解有机物、营养物向底泥的积累过程，使底泥的污染物浓度升高。由于生物的食物链作用，使污染物在鱼类或其它水生生物体里富集，造成污染物的高浓度。
水体中污染物浓度自然逐渐降低的现象称为水体自净。水体自净机制有三种。
(1)物理净化物理净化是由于水体的稀释、混合、扩散、沉积、冲刷、再悬浮等作用而使污染物浓度降低的过程
(2)化学净化化学净化是由于化学吸附、化学沉淀、氧化还原、水解等过程而使污染物浓度降低。
3)生物净化生物净化是由于水生生物特别是微生物的降解作用使污染物浓度降低。
水体自净的三种机制往往是同时发生，并相互交织在一起。哪一方面起主导作用取决于污染物性质和水体的水文学和生物学特征。
水体污染恶化过程和水体自净过程是同时产生和存在的。但在某一水体的部分区域或一定的时间内，这两种过程总有一种过程是相对主要的过程。它决定着水体污染的总特征。这两种过程的主次地位在一定的条件下可相互转化。如距污水排放口近的水域，往往总是表现为污染恶化过程，形成严重污染区。在下游水域，则以污染净化过程为主，形成轻度污染区，再向下游最后恢复到原来水体质量状态。所以，当污染物排入清洁水体之后，水体一般呈现出三个不同水质区：即水质恶化区，水质恢复区和水质清洁区。
6.1.2 水体污染物及污染源水体污染物造成水体的水质、生物、底质质量恶化的各种物质或能量都称为水体污染物。
水体污染物的种类繁多，从不同的角度可将水体污染物分为各种类型。按理化性质分类可分为物理污染物、化学污染物、生物污染物综合污染物。按形态分类可分为：离子态(阳离子，阴离子)污染物、分子态污染物、简单有机物、复杂有机物、颗粒状污染物。按污染物对水体的影响特征分类可分为感官污染物、卫生学污染物、毒理学污染物、综合污染物。
水体污染源向水体排放或释放污染物的来源或场所称为水体污染源。从不同的角度可将水体污染源分为不同的类型。按造成水体污染的自然属性分类可分为自然污染源和人为污染源。按受污染水体的种类分类可分为：地面水污染源、地下水污染源、海洋污染源。按污染源排放污染物(或能量)种类分类分为物理 (热污染源、放射性污染源) 污染源、化学(无机物、有机物)污染源、生物污染源(如医院)。按污染源几何形状特征分类可分为点污染源(城市污水排放口，工矿企业污水排放口)、线污染源(雨水的地面径流)、面污染源。按污水产生的部门分类可分为：生活污水、工业污水、农业退水、大气降水。污染源的种类不同，使水体的污染程度不同，污染物在水体中迁移转化规律也不同。
6.1.3 水体污染类型水体污染类型较多，主要有以下几类。
有机耗氧性污染生活污水和一部分工业废水中含有大量的碳水化合物、蛋白质、脂肪和木质素等有机物。这类物质进入水体，在好氧微生物的作用下，多分解为简单无机物质。在此过程中消耗水体中的大量溶解氧。大量的有机物进入水体，势必导致水体中溶解氧急剧下降，因而影响鱼类和其它水生生物的正常生活。严重的还会引起水体发臭，鱼类大量死亡。
化学毒物污染随着现代工农业生产的发展，每年排入水体的有毒物质越来越多。有毒污染物的种类已达数百种之多，大体可分为四类：(1)非金属无机毒物(CN、F、S等)，(2)重金属与类金属无机毒物(Hg、Cd、Cr、Pb、Mn等)，(3)易分解有机毒物(挥发酚、醛、苯等)，(4)难分解有机毒物(DDT、六六六，、多氯联苯、多环芳烃、芳香胺等)。
石油污染随着石油工业的迅速发展，油类对水体特别是海洋的污染越来越严重。目前由人类活动排入海洋的石油每年达几百万吨以至几千万吨。1991年的海湾战争造成的石油污染是至今最大的石油污染。进入海洋的石油在水面形成一层油膜，影响氧气扩散进入水中，因而对海洋生物的生长产生不良影响。石油污染对幼鱼和鱼卵危害极大，油膜和油块粘附在幼鱼和鱼卵上；使鱼卵不能成活或使幼鱼死亡。石油使鱼虾类产生石油臭味，降低海产品的食用价值。石油污染破坏优美的海滨，风景，降低了作为疗养、旅游地的使用价值。
放射性污染水体中放射性物质主要来源于铀矿开采、选矿、冶炼、核电站及核试验以及放射性同位素的应用等。从长远来看，放射性污染是人类所面临的重大潜在性威胁之一。
富营养化污染富营养化污染主要是指水流缓慢、更新期长的地表水体，接纳大量氮、磷、有机碳等植物营养素引起的藻类等浮游生物急剧增殖的水体污染。
自然界湖泊也存在富营养化现象，由贫营养湖→富营养湖→沼泽→干地，但速率很慢。人为污染所致的富营养化，速率很快。在海洋水面上发生富营养化现象称为“赤潮”。在陆地水体中发生富营养化现象称为“水华”。在地下水中发生富营养化现象，称该地下水为‘肥水”。一般认为，总磷和无机氮含量分别在20mg／m3 和300mg／m3以上，就有可能出现水体富营养化过程。不同的研究者对水体富营养化的划分指标给出不同的值。
致病性微生物污染致病性微生物包括细菌和病毒。致病性微生物污染大多来自于未经消毒处理的养殖场、肉类加工厂、生物制品厂和医院排放的污水。
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6.2 河流水质模型
6.2.1 河流水质模型简介河流水质数学模型是描述水体中污染物随时间和空间迁移转化规律的数学方程(微分的、差分的、代数的等)。水质模型的建立可以为排入河流中污染物的数量与河水水质之间提供定量描述。从而为水质评价、预测及影响分析捉供依据。它是水体环境影响评价与规划的有力工具。
如果从斯特里特—菲尔普斯(Streeter-Phelps)，在1925年第一次建立水质模型算起，人们对水质模型的研究已近80个春秋了。在这漫长的年代里，已经提出了许多的水质模型。为了选择使用的方便，可以把它们按不同的方法进行分类。
按时间特性分类，分动态模型和静态模型。描写水体中水质组分的浓度随时间变化的水质模型称为动态模型。描述水体中水质组分的浓度不随时间变化的水质模型称为静态模型。
按水质模型的空间维数分类；分为零维、—维、二维、三维水质模型。当把所考察的水体看成是一个完全混合反应器时，即水体中水质组分的浓度是均匀分布的，描述这种情况的水质模型称为零维的水质模型。描述水质组分的迕移变化在一个方向上是重要的，—另外两个方向上是均匀分布的，这种水质模型称为一维水质模型。描述水质组分的迁移变化在两个方向上是重要的，在另外的一个方向上是均匀分布的，这种水质模型称为二维水质模型。描述水质组分，迁移变化在三个方向进行的水质模型称为三维水质模型。
按描述水质组分的多少分类，分为单一组分和多组分的水质模型。水体中某一组分的迁移转化与其它组分没有关系。描述这种组分迁移转化的水质模型称为单一组分的水质模型。水体中一组分的迁移转化与另一组分(或几个组分)的迁移转化是相互联系、相互影响的，描述这种情况的水质模型称为多组分的水质模型。
按水体的类型可分为：河流水质模型、河口水质模型(受潮汐影响)、湖泊水质模型、水库水质模型和海湾水质模型等。河流、河口水质模型比较成熟，湖泊、海湾水质模型比较复杂，可靠性小。
按水质组分分类可分为：耗氧有机物模型(BOD—DO模型)，无机盐、悬浮物、放射性物质等的单一组分的水质模型，难降解有机物水质模型，重金属迁移转化水质模型。
按其它方法分类，可把水质模型分为水质-生态模型；确定性模型和随机模型；集中参数模型和分布参数模型；线性模型和非线性模型等。
水质模型如此众多，如何选择、使用水质模型呢？选择水质模型必须对所研究的水质组分的迁移转化规律有相当的了解。因为水质组分的迁移(扩散和平流)取决于水体的水文特性和水动力学特性。在流动的河流中，平流迁移往往占主导地位，对某些组分可以忽略扩散项；在受潮汐影响的河口中，扩散项必须考虑而不能忽略；这两者选择的模型就不应一样。为了减少模型的复杂性和减少所需的资料，对河床规整，断面不变、污染物排入量不变的河流系统，水质模型往往选用静态的；但这种选择不能充分评价时变输入对河流系统的影响。选择的水质模型必须反映所研究的水质组分，而且应用条件必须和现实条件接近。
目前，在水质模型的研究中，比较多地关注了河流中的生化需氧量和溶解氧之间关系的模型，碳和氮的形态的模型，热污染模型，细菌自净模型等。因此，这些模型相对比较成熟。对重金属、复杂的有机毒物的水质模型了解得较少。对营养物的非线性和时变的交互反应了解得更少，而且这些模型比较复杂。在此只介绍一些常见的水质模型。
6.2.2 河流的混合稀释模型废水排入水体后，最先发生的过程是混合稀释。对大多数保守污染物混合稀释是它们迁移的主要方式之一。对易降解的污染物混合稀释也是它们迁移的重要方式之一。水体的混合稀释、扩散能力，与其水体的水文特征密切相关。
当废水进入河流后，便不断地与河水发生混合交换作用，使保守污染物浓度沿流程逐渐降低，这一过程称为混合稀释过程。
污水排入河流的入河口称为污水注入点，污水注入点以下的河段，污染物在断面上的浓度分布是不均匀的，靠污水注入点一侧的岸边浓度高，远离排放口对岸的浓度低。随着河水的流逝，污染物在整个断面上的分布逐渐均匀。污染物浓度在整个断面上变为均匀一致的断面，称为水质完全混合断面。把最早出现水质完全混合断面的位置称为完全混合点。污水注入点和完全混合点把一条河流分为三部分。污水注入点上游称为初始段或背景河段，污水注入点到完全混合点之间的河段称为非均匀混合河段或混合过程段，完全混合点的下游河段称为均匀混合段。
设河水流量为 Q(m3/s)，污染物浓度为C1(mg／L)，废水流量为 q(m3/s)，废水中污染物浓度为C2 (mg／L)，水质完全混合断面以前，任一非均匀混合断面上参与和废水混合的河水流量为Qi (m3/s)，把参与和废水混合的河水流量 Qi 与该断面河水流量 Q 的比值定义为混合系数，以a 表示。把参与和废水混合的河水流量Qi，与废水流量 q 的比值定义为稀释比，以 n 表示。数学表达式如下:
在实际工作中，混合过程段的污染物浓度 Ci 及混合段总长度 Ln 按费洛罗夫公式计算。
混合过程段的混合系数a 是河流沿程距离 x 的函数,
这里，
α——水力条件对混合过程影响系数，
式中，x ——自排污口到计算断面的距离，m；
φ——河道弯曲系数，φ= x/x0；
x0 ——自排污口到计算河段的直线距离，m；
ζ——排放方式系数，岸边排放ζ=1，河心排放ζ=1.5；
H —— 河流平均水深，m；
u ——河流平均流速，m／s；
E ——湍流扩散系数；m2／s；
在水质完全混合断面以下的任何断面，处于均匀混合段，a、n、C 均为常数，有a =1；n = Q/q；
6.2.3 守恒污染物在均匀流场中的扩散模型进入环境的污染物可以分为两大类：守恒污染物和非守恒污染物。污染物进入环境以后，随着介质的运动不断地变换所处的空间位置，还由于分散作用不断向周围扩散而降低其初始浓度，但它不会因此而改变总量发生衰减。这种污染物称为守恒污染物。如重金属、很多高分子有机化合物等。
污染物进入环境以后，除了随着环境介质流动而改变位置，并不断扩散而降低浓度外，还因自身的衰减而加速浓度的下降。这种污染物称为非守恒污染物。非守恒物质的衰减有两种方式：一是由其自身运动变化规律决定的，如放射性物质的蜕变；另一种是在环境因素的作用下，由于化学的或生物化学的反应而不断衰减的，如可生化降解的有机物在水体中微生物作用下的氧化-分解过程。
在6.2.2中介绍的费洛罗夫公式解决的虽然也是守恒污染物在混合过程的污染物浓度及混合段总长度。但对于大、中河流一、二级评价，根据工程、环境特点评价工作等级及当地环保要求，有时需要对河宽方向有更细致的认识，而需要采用二维模式。
均匀流场中的扩散方程按照3.3.2推导的扩散方程，并考虑污染物守恒条件，在均匀流场中的一维扩散方程成为：
假定污染物排入河流后在水深方向(z方向)上很快均匀混合，x 方向和 y 方向存在浓度梯度时，建立起二维扩散方程基本模型：
式中，Dx—— x 坐标方向的弥散系数；ux—— x方向的流速分量；Dy—— y 坐标方向的弥散系数；uy—— y方向的流速分量。
无限大均匀流场中移流扩散方程的解考察6-11式，对于均匀流场，只考虑 x方向的流速 ux=u，认为 uy 为0；且整个过程是一个稳态的过程，则有
若在无限大均匀流场中，坐标原点设在污染物排放点，污染物浓度的分布呈高斯分布，则方程式的解为。
式中 Q 是连续点源的源强 (g/s)，结果 C 的单位为(g/m3= mg/L)。
考虑河岸反射时移流扩散方程的解
6-13式是无限大均匀流场的解。自然界的河流都有河岸，河岸对污染物的扩散起阻挡及反射作用，增加了河水中污染。多数排污口位于岸边的一侧。对于半无限均匀流场，仅考虑本河岸反射。如果岸边排放源位于河流纵向坐标 x=0处，岸边排放连续点的像源与原点源重合，下游任一点的浓度为,
对于需要考虑本岸与对岸反射的情况，如果河宽为 B，只计河岸一次反射时的二维静态河流岸边排放连续点源水质模型的解为
均匀流场中连续点源水质模型求解的三类排放情况如图6-1所示
完成横向均匀混合的距离根据横向浓度分布状况，若某断面上河对岸浓度达到同一断面最大浓度的5％，定义为污染物到达对岸。这一距离称为污染物到达对岸的纵向距离，用镜像法计算。本岸C(Lb,0) 计算时不计对岸的反射项。污染物到达对岸C(Lb,B)，只需要考虑一次反射。使用6-15式计算浓度，并按定义C(Lb,B)/C(Lb,0)=0.05 解出的纵向距离Lb为：
虽然理论上讲，用镜像法计算时，如果纵向距离相当大，两岸反射会多次发生。然而，多数情况下，随着纵向距离的增加，虚源的作用衰减得十分迅速。正态分布曲线趋于平坦，横向浓度分布趋于均匀。实际上应用中，若断面上最大浓度与最小浓度之差不超过5％，可以认为污染物已经达到了均匀混合。由排放点至完成横向均匀混合的断面的距离称为完全混合距离。由理论分析和实验确定的完全混合距离，按污染源在河流中心排放和污染源在河流岸边排放的不同情况，可将完全混合距离表示为：
中心排放情况，
岸边排放情况，
6.2.4 非守恒污染物在均匀河流中的水质模型
1.零维水质模型如果将一顺直河流划分成许多相同的单元河段，每个单元河段看成是完全混合反应器。设流入单元河段的入流量和流出单元河段的出流量均为Q，入流的污染物浓度为C0，流入单元河段的污染物完全均匀分布到整个单元河段，其浓度为C。当反应器内的源漏项，仅为反应衰减项，并符合一级反应动力学的衰减规律，为 –k1C，根据质量守恒定律，可以写出完全反应器的平衡方程，即零维水质模型：
当单元河段中污染物浓度不随时间变化，即dC／dt =0，为静态时，零维的静态水质模型为
经整理可得：
式中,k1，污染物衰减系数,Δx 单元河段长度，u 为平均流速，Δx/u 是理论停留时间。对于划分许多零维静态单元河段的顺直河流模型，示意图如图6-2，其上游单元的出水是下游单元的入水，第i 个单元河段的水质计算式为：
2.一维水质模型
当河流中河段均匀，该河段的断面积A、平均流速、污染物的输入量 Q、扩散系数 D 都不随时间而变化，污染物的增减量仅为反应衰减项且符合一级反应动力学。此时，河流断面中污染物浓度是不随时间变化的，即dC/dt=0。一维河流静态水质模型基本方程(3-32)变化为：
这是一个二阶线性常微分方程，可用特征多项式解法求解。若将河流中平均流速 ux 写作u 初始条件为：x=0,C=C0 常微分方程的解为
如果忽略扩散项，沿程的坐标x=ut,dC/dt=-k1C,代入初始条件 x=0,C=C0方程的解为
。
6.2.5 Streeter-Phelps（S-P）模型
1．S-P模型基本方程及其解描述河流水质的第一个模型是由斯特里特(H.Streeter)和菲尔普斯(E.Phelps)在1925年提出的，简称S-P模型,S-P模型迄今仍得到广泛的应用，它也是各种修正和复杂模型的先导和基础。S-P模型用于描述一维稳态河流中的 BOD- DO 的变化规律。
S-P模型的建立基于两项假设：
只考虑好氧微生物参加的BOD衰减反应，并认为该反应为一级反应。
河流中的耗氧只是BOD衰减反应引起的。BOD的衰减反应速率与河水中溶解氧(DO)的减少速率相同，复氧速率与河水中的亏氧量 D 成正比。
S-P模型的基本方程为：
式中:L—河水中的BOD值，mg/L；
D—河水中的亏氧值，mg/L,是饱和溶解氧浓度Cs （mg/L）与河水中的实际溶解氧浓度C（mg/L）的差值；
k1—河水中BOD衰减(耗氧)速度常数，1／d；
k2—河水中的复氧速度常数，1／d；
t—河水中的流行时间,d。
这两个方程式是耦合的。当边界条件时，式(6-25)的解析解为,
根据 S-P模型的解 6-26制作的Excel 模板如表6-4，在有底纹区域的参数值和初始条件确定后，即已获得 BOD-DO 随 x 的变化情况，并绘成图6-3。
在淡水中饱和溶解氧的浓度可根据温度计算：
S-P模型解的Excel模板中，根据精度要求选择 x 的步长，其他算式如表6-5。
表6-4 S-P模型解的Excel 模板
A
B
C
D
1
k1(1/d)=
0.3
T(℃)=
19
2
k2(1/d)=
0.65
Cs(mg/L)=
9.2
3
u (km/d)=
1.3
D0(mg/L)=
2.7
4
X(km)
L(mg/L)
C(mg/L)
5
0
22
6.5
6
0.2
21.008
5.68005
7
0.4
20.06
4.986912
8
0.6
19.155
4.406318
9
0.8
18.291
3.925457
10
1
17.466
3.532831
11
1.2
16.678
3.218129
12
1.4
15.926
2.972104
13
1.6
15.208
2.786475
14
1.8
14.522
2.653826
15
2
13.867
2.567523
16
2.2
13.241
2.521634
17
2.4
12.644
2.51086
18
表6-5 S-P 模型解 Excel模板的算式。
单元坐标
算式
D3
=468/(31.6+D2)
D4
=D3-C6
B7
=$B$6*EXP(-($B$2)*A7/$B$4)
B8……B60(按需要)
从 B7 复制到区域B8,B60，或用鼠标拖动
C7
=$D$3-($D$4)*EXP(-($B$2*A7/$B$4))-($B$2*$B$6/($B$3
-$B$2) *(EXP(-($B$2*A7/$B$4))-EXP(-($B$3*A7/$B$4))))
C8……C60(按需要)
从 C7 复制到区域C8,C60，或用鼠标拖动
2．S-P 模型的临界点和临界点氧浓度从图6-3可见，在河流的某一距离x，处，溶解氧具有最小值。此处水质最差，是人们较为关注的。此处的亏氧值(或溶解氧值)及发生的距离，可通过求极值的方法求得，即可由（6-26）式，令dC/dx=0，得到：
S—P模型广泛地应用于河流水质的模拟预测中，是预测河流中BOD和DO变化规律的较好模型。它也应用于计算河流的允许最大排污量。
3．S-P 模型的缺陷和修正方法在表6-4所示 S-P模型的Excel 模板中，如将初始条件改变为 C0=4.2(mg/L)，
L0=32(mg/L)，获得 BOD-DO 随 x 的变化如图6-4。其溶解氧在不到 2km 处成为负值。这种情况对应于发生水质重度污染的河流渠道。这些河流渠道形状狭长，它们的沿岸人口居住较密集，污染物排放浓度大，正确评价这类河流的污染状况有重要的现实意义。为了弥补S-P模型的这个缺陷，Shastry 等人提出了非线性模型：
该模型虽然不会出现负值解，但求解难度较大，对结果的分析也不够直观。事实上，考察S-P模型 6-25 的第 2 式，
引入自净系数 f＝k2/k1，当 dD/dt＝0 时有 L＝fD 进一步分析表明：
L>fD，dD/dt>0，河流中的溶解氧呈下降态势；
L=fD，dD/dt=0，河流中的溶解氧保持不变；
L<fD，dD/dt<0，河流中的溶解氧呈上升态势；
对于S_P模型失效的重污染河流可以进行分段讨论。
使用原模型根据6-26式解出溶解氧达到 0的点A,对于x<XA，的河段，一切均遵循原S_P模型。根据XA可求得LA的值。
河段起始复氧点B，必然对应LB=fCs，自此往后dD/dt>0 河流中的溶解氧开始上升，求得 LB 的数值。由此往后的溶解氧和BOD的变化仍遵循以此点状态为初始条件的S-P模型。
对于A-B河段，原S-P模型失效，由于A-B河段中必然有L>fD，即k2L>k1Cs，BOD的降解速度受到获氧速度的制约，6-25的第一式成为
这时BOD的降解速度是一个常数。积分并由 x=ut,代入边界条件，LA、LB求解 AB段长度xAB 有,
3．S-P 模型的修正型
S—P模型的的两项假设是不完全符合实际的。为了计算河流水质的某些特殊问题，人们在S—P模型的基础上附加一些新的假设，推导出了一些新的模型。
(1)托马斯(Thomas)模型对一维静态河流，在S—P模型的基础上为了考虑沉淀、絮凝、冲刷和再悬浮过程对BOD去除的影响，引入了BOD沉浮系数k3，BOD变化速度为k3L。托马斯采用以下的基本方程组(忽略扩散项)：
表6-6 解重污染河段S-P模型的 Excel 模板。
A
B
C
D
E
F
G
1
kd(1/d)=
0.3
Cs(mg/L)=
9.2
T(℃)=
19
2
ka(1/d)=
0.65
D0(mg/L)=
4.6
X(km)
L(mg/L)
C(mg/L)
3
U(km/d)=
1.3
XAB(km)=
3.1
0.00
42.00
4.60
4
X(km)
L(mg/L)
C(mg/L)
0.90
34.15
0.00
5
0.00
42.00
4.60
3.95
20.04
0.00
6
0.30
39.19
2.64
4.25
18.70
0.04
7
0.60
36.57
1.13
4.55
17.45
0.17
8
0.71
35.63
0.66
4.66
17.00
0.23
9
0.90
34.12
-0.01
4.85
16.28
0.35
10
1.20
31.84
-0.84
5.15
15.19
0.58
11
1.50
29.71
-1.41
5.45
14.18
0.84
12
1.80
27.72
-1.77
5.75
13.23
1.13
13
2.10
25.87
-1.95
6.05
12.34
1.44
14
2.40
24.14
-2.00
6.35
11.52
1.76
15
2.70
22.52
-1.93
6.65
10.75
2.09
16
3.00
21.02
-1.77
6.95
10.03
2.42
17
3.30
19.61
-1.54
7.25
9.36
2.75
18
3.60
18.30
-1.25
7.55
8.73
3.08
19
3.90
17.08
-0.93
7.85
8.15
3.39
20
4.20
15.93
-0.57
8.15
7.60
3.70
21
表6-7 S-P 模型解 Excel模板的算式。
单元坐标
算式
E6
=$E$5+$D$4
F6
=D2*B3/B2
E7
=$E$5+$D$4+A7
F7
=$F$6*EXP(-($B$2)*A7/$B$4)
G7
=$D$2-($D$2)*EXP(-($B$3*A7/$B$4))-($B$2*$F$6/($B$3-$B$2)*(EXP(-($B$2*A7/$B$4))-EXP(-($B$3*A7/$B$4))))
E8……E20(按需要)
从 E7 复制到区域E8,E20，或用鼠标拖动(按需要)
F8……F20(按需要)
从 F7 复制到区域F8,F20，或用鼠标拖动(按需要)
G8……G20(按需要)
从 G7 复制到区域G8,G20，或用鼠标拖动(按需要)
沉浮系数k3 既可以大于零，也可以小于零，对于冲刷、再悬浮过程，k3 <0，对于沉淀过程，k3>0。
(2)多宾斯—坎普(Dobbins—Camp)模型对一维静态河流，在托马斯模型的基础上，多宾斯-坎普提出了两条新的假设：
考虑地面径流和底泥释放BOD所引起的BOD变化速率，该速率以 R表示。
考虑藻类光合作用和呼吸作用以及地面径流所引起的溶解氧变化速率，该速率以 P表示。
多宾斯—坎普采用以下基本方程组：
(3)奥康纳(O’Connon)模型对一维静态河流，在托马斯模型的基础上,奥康纳提假设条件为，总BOD是碳化和硝化BOD两部分之和，即L=Lc+Ln，则托马斯修正式可改写为：
式中，kn 硝化BOD衰减速度常数,1/d ；kn 硝化BOD衰减速度常数，1/d ；
Lc0,河流x=0 处，含碳有机物BOD浓度，mg/L。
Ln0,河流x=0 处，含氮有机物BOD浓度，mg/L。
6.2.6 河流水质模型中参数估值
1.纵向扩散系数 Dx 的估值根据泰勒的理论，扩散系数的表达式可写为：
式中 ——系数，由实验确定；
Dx—扩散系数，m2/s；
H —断面平均水深，m；
U —摩阻流速(或称“剪切流速” )，m/s；
I —水面比降；
g——重力加速度，9.81 m/s2；
埃尔德(Elder)给出纵向扩散系数经验式为：
2,耗氧系数 k1 的估值方法耗氧系数 k1值随河水中的生物与水文条件而变化，不但各条河流的 k1 值均不相同即使同一条河流的各河段的k1值也不一样，因此，需要对各河段的k1值进行估算。确定 k1 值的方法有多种，常用的有下面几种
k1 的实验室测定法由于河流中有机物的生物化学降解条件与实验室不同，所以实验室测定值与河水的实际k1值有很大差别，前者往往小于后者。博斯科(Bosko)曾提出两者的经验关系为：
式中，α是与河流坡度有关的系数，狄欧乃(Tierney)和杨格(Young)提出α取值为：
i(m/km)
0.33
0.66
1.32
3.3
6.6
α
0.1
0.15
0.25
0.4
0.6
实验室测定k1 值的基本方法是对所研究的河段取水样，进行BOD实验，用BOD的标准测定方法，在20℃条件下，做从1d 到10d 时间序列培养样品，分别测定 1d～10d的BOD值，对取得的实验室数据，可用Excel的回归分析或趋势线方法估算k1 值。
野外实测数据估算法由野外实测数据估算 k1 的方法主要有两点法和考波(Koipo)-菲力普斯(Phillips)法(简称Kol法)。
表6-8 按实验室测定1d 到10d 的 BOD估算k1。
A
B
C
1
历时t(d)
L(mg/L)
ln( L )
2
0
25
3.22
3
1
22
3.09
4
2
18.7
2.93
5
3
15.2
2.72
6
4
12.3
2.51
7
5
10.6
2.36
8
6
8.4
2.13
9
7
6.4
1.86
10
8
5.2
1.65
11
9
4.4
1.48
12
10
3.4
1.22
13
Kol法在 k2 值为已知数时从不同4点的溶解氧浓度值求 k1值。两点法由实测的一河段上、下断面的各自平均BOD5的浓度值，以及流经上、下断面的时间，就可以估算出该河段的耗氧系数k1。两点法虽然误差较大。但此法操作简单，仍被广泛应用，实用时常取多次实验 k1的平均值。估算公式为：
式中k1 —BOD5的耗氧系数（1/d），Δt—流经上下断面的时间d，L1、L2—上、下断面污染物或BOD5平均浓度，(mg/L)。上述各种方法求出的k1 值均为20℃时的值，在河水中所发生的物理、化学和生化过程中，水温是一个很重要的影响因素，根据经典的阿累尼乌斯公式可以导出：
式中：k1,t、k 1,20 分别为在t℃、20℃时的耗氧系数。
3,复氧系数 k2 的估值方法流动的水体从大气中吸收氧气的过程为“复氧过程”，也称‘再曝气过程”。这种空气中的氧溶解到水体中的现象，是一种气-液之间的对流扩散过程，也是气体的传输过程。确定 k2 的方法大致可分两类，一类是实测、一类是估算。前者是在野外现场实测，或在实验室内模拟测定，后者是根据一些机理模型或经验、半经验公式进行估算。在此介绍两种常用方法。
差分复氧公式
式中 k1、k2 分别为耗氧系数和复氧系数（1/d），L、D 为上、下断面BOD均值及亏氧值均值，ΔD是上、下断面亏氧值之差值，Δt从上断面流到下断面所需时间。
斯特里特—菲尔普斯(Streeter-Phelps)公式
式中：u 河流平均流速，m／s；H —最低水位以上的平均水深，m；
C——谢才系数,,R 为水力半径，I为河流比降。
n ——粗糙系数，取值在 0.57—5.40之间变化。
与k1 的取值情况类似，水温对于 k2 也是一个很重要的影响因素，并遵循阿累尼乌斯公式。θ取值时应考虑温度范围，一般在1.00～1.20之间。不同文献中提出了不同的建议值，在实际工作中一般对k1 多使用1.047，对k2 多使用1.024。
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6.3 湖泊水库模型与评价
6.3.1 湖泊环境概述湖泊是被陆地围着的大片水域。湖泊是由湖盆、湖水和湖中所含有的一切物质组成的统一体，是一个综合生态系统。湖泊水域广阔，贮水量大。它可作为供水水源地，用于生活用水、工业用水、农业灌溉用水。它可作为水产养殖基地，提供大量的鱼虾，以及重要的水生植物和其它贵重的水产品，丰富人民生活，增加国民收入。湖泊总是和河流相连，组成水上交通网，成为交通运输的重要部门，对湖泊流域内的物质交流，繁荣经济起到促进作用。它还可作为风景游览区、避暑胜地、疗养基地等。总之，它具有多种用途，湖泊的综合利用在国民经济中具有重要地位。
我国幅员辽阔，是一个多湖泊的国家，天然湖泊遍布全国各地，星罗棋布。面积在 1km2 以上的湖泊有 2800多个。总面积为 8万多 km2，约占全国陆地面积的0.8％左右。面积大于50km2 的大、中型湖泊有231个，占湖泊总面积的 80％左右。
湖泊的综合利用在国民经济中发挥作用的同时也受到人类的污染。湖泊的污染途径主要有以下几种。
河流和沟渠与湖泊相通，受污染的河水、渠水流入湖泊，使其受到污染。湖泊四周附近工矿企业的工业污水和城镇生活污水直接排入湖泊，使其受到污染。湖区周围农田、果园土地中的化肥、农药残留量和其它污染物质可随农业回水和降雨径流进入湖泊。大气中的污染物由湖面降水清洗注入湖泊。此外，湖泊中来往船只的排污及养殖投饵等，亦是湖泊污染物的重要来源之一。
如此多的污染源，使得湖泊中的污染物质种类繁多。它既有河水中的污染物、大气中的污染物，又有土壤中的污染物，几乎集中了环境中所有的污染物。
从湖泊水文水质的一般特征来看，湖泊中的水流速度很低，流入湖泊中的河水在湖泊中停留时间较长，一般可达数月甚至数年。由于水在湖泊中停留时间较长，湖泊一般属于静水环境。这使湖泊中的化学和生物学过程保持一个比较稳定的状态。可用稳态的数学模型描述。由于静水环境，进入湖泊的营养物质在其中不断积累，致使湖泊中的水质发生富营养化。进入湖泊的河水多输入大量颗粒物和溶解物质，颗粒物质沉积在湖泊底部，营养物使水中的藻类大量繁殖，藻类的繁殖使湖泊中其它生物产率越来越高。有机体和藻类的尸体堆积湖底，它和沉积物一起使湖水深度越来越浅，最后变为沼泽。
根据湖泊水中营养物质含量的多少，可把湖泊分为富营养型和贫营养型的。贫营养湖泊水中营养物质少，生物有机体的数量少，生物产量低。湖泊水中溶解氧含量高，水质澄清。富营养湖泊，生物产量高，以及它们的尸体要耗氧分解，造成湖水中溶解氧下降，水质变坏。
湖泊的边缘至中心，由于水深不同而产生明显的水生生物分层，在湖深的铅直方向上还存在着水温和水质的分层。随着一年四季的气温变化，湖泊水温的铅直分布也呈有规律的变化。夏季的气温高，湖泊表层的水温也高。由于湖泊水流缓慢处于静水环境，表层的热量只能由扩散向下传递，因而形成了表层水温高，深层水温低的铅直分布。整个湖泊处于稳定状态。到了秋末冬初，由于气温的急剧下降，使湖泊表层水温亦急剧下降，水的密度增大，当表层水密度比底层水密度大时，会出现表层水下沉，导致上下层水的对流。湖泊的这种现象称为“翻池”。翻池的结果使水温飞水质在水深方向上分布均匀。翻池现象在春未夏初也可能发生。水库和湖泊类似，同样具有上述特征。
6.3.2 湖泊环境质量现状评价对湖泊环境质量现状评价主要包括以下几个方面：水质评价、底质评价、生物评价和综合评价
水质评价湖泊(包括水库)水质评价中，对水质监测有相应要求。监测点的布设应使监测水样具有代表性，数量又不能过多，以免监测工作量过大。因此，应在下列区域设置采样点：河流、沟渠入湖的河道口；湖水流出的出湖口、湖泊进水区、出水区、深水区、浅水区、渔业保护区、捕捞区、湖心区、岸边区、水源取水处、排污处 (如岸边工厂排污口)。预计污染严重的区域采样点应布置得密些，清洁水域相应地稀些。不同污染程度、不同水域面积的湖泊，其采样点的数目也不应相同。湖泊分层采样和湖泊水库采样点最小密度要求如表6-9所示。
表6-9 湖泊分层采样和湖泊水库采样点最小密度要求湖泊面积(km)2
监测点个数
湖泊水深（m）
分层采样
10 以下
10
5 以下
表层(水面下0.3—0.5m)
10-100
20
5-10
表层、底层(离湖底1.0m)
100-500
30
10-20
表层、中层、底层
500-1000
40
20 以上
表层,每隔10m取一层水样或在水温跃变处上、下分别采样。
1000以上
50
湖泊水质监测项目的选择，主要根据污染源调查情况、湖泊的用处、评价目的而确定。环评导则中提供了按行业编制的特征水质参数表，根据建设项目特点、水域类别及评价等级选定，选择时可适当删减。一般情况下，可选择 pH值、溶解氧、化学耗氧量、生化需氧量、悬浮物、大肠杆菌、氮、磷、挥发酚、氰、汞、铬、镉、砷等根据不同情况可增减监测项目。在采样时间和次数上，可根据评价等级的要求安排。监测应在有代表性的水文气象和污染排放正常情况下进行。若获得水质的年平均浓度，必须在一年内进行多次监测，至少应在枯、平、丰水期进行监测。
在水质评价标准的选择上，应根据湖泊的用处和评价目的选用相应的地面水环境质量标准。水质评价方法已在第三章介绍了污染指数法、分级聚类法、模糊数学方法等。
底质评价底质监测点的布置位置应与水质监测点的布点位置相一致，采样也应与水质采样同时举行。以便于底质和水质的监测资料相互对照。底质监测项目，参照污染源调查中易沉积湖底的污染物质，结合水质调查的污染因子进行确定。
在底质评价标准的选择上，我国还没有湖泊底质评价标准，这给评价带来了困难。通常以没受污染或少受污染湖泊的底质的污染物质自然含量作为评价标准。这种自然含量是以平均值加减两倍的标准差来确定。根据各采样点的综合污染指数，可绘制出湖泊底质的综合污染指数等值线图，以及底质污染程度分级的水域分布图。然后用污染程度分级的面积加权法，求出全湖泊平均的底质污染分级。
生物学评价湖泊的生物学评价方法有：一般描述对比法、指示生物法、种的多样性指数法、生物指数法等。
Beck指数按底栖大型无脊椎动物对有机污染的耐性分成两类，I 类是不耐有机污染的种类，II 类是能忍受中等程度的污染，但非完全缺氧条件的种类。将一调查地点内I类和II类动物种类数分别用NI、NII表示，生物指数按式 I=2NI+NII 计算，这种生物指数值，在净水中一般为10以上，中等污染时为1-10重污染时为零。要求对比的生物指数，其环境条件应大体相同，例如水深，流速、底质、水生生物等，即有可比性。
硅藻类生物指数用硅藻类的种类数计算生物指数。如果用A表示硅藻类中不耐污染的种类数，B表示耐污染的种类数，C表示在调查区内独有的种类数，则硅藻生物指数按下式计算：
King和BalI(1964年)的生物指数这种方法是称量水昆虫和寡毛类的湿重，按下式计算生物指数：
I=(水昆虫湿重)/(寡毛类湿重)
4.湖泊环境质量综合评价在进行湖泊水质评价、底质评价和生物评价的基础上，可进行湖泊环境质量的综合评价。综合评价方法有三种：算术平均值法，选择最大值法和加权法。
6.3.3 湖泊环境预测模式湖泊中污染物种类很多，各湖泊水文条件也不相同，描写湖泊水质的预测模式也是多种多样的。
完全混合箱式模型沃伦威德尔提出的箱式水质模型是此后大多数湖泊、水库水质模型的先驱。我国的地面水环境评价到则建议对小型湖泊(水库)的一、二、三级均采用湖泊完全混合平衡模式。完全混合平衡模式是将湖泊水体看成一个箱体，箱体内水质是均匀的，箱体内污染物浓度的变化，仅与流进流出的污染物数量有关。并假设进出湖泊的水量是均匀稳定的。因湖水均匀混合，根据湖泊进出水量的多少和污染物的性质，可建立以下湖泊水质预测模型。
污染物守恒情况对于守恒物质(惰性物质)，经历时间 t后，湖泊内污染物浓度C （mg/L）可以用质量平衡方程求出,
式中：W0 湖（库）中现有污染物（除Qp 带进湖泊的污染物外）的负荷量g/d；
Qp 流进湖泊的污水排放量 m3/d,Qh 流出湖泊的污水排放量 m3/d；
C0 湖（库）中污染物现状浓度mg/L,Cp 流进湖泊的污水排放浓度 mg/L；
V 湖水体积m3。
在湖泊、水库的出流、入流流量及污染物质输入稳定的情况下，当时间趋于无穷时，达到平衡浓度
湖泊完全混合衰减模式
对于非守恒物质，经历时间t后，湖泊内污染物浓度C（mg/L）可以用完全混合衰减方程表示,
式中：
Kh是描述污染物浓度变化的时间常数1/d，它是两部分的和：k1（1/d）表示污染物质按k1的速度作一级降解反应，而V/Qh (d)，是湖水体积与出流流流量比，表现了湖水的滞留时间。对照6-44与6-42式，其差别在于污染物降解反应速度常数k1。k1的确定方法与河流参数类似，一级评价可采用多点法或多参数优化法；二级可采用两点法或多参数优化法；三级可采用室内实验法或类比调查法；无法取得合适的实测资料时，一、二、三级均可采用室内实验法。
在湖泊、水库的出流、入流流量及污染物质输入稳定的情况下，当时间趋于无穷时，达到平衡浓度
分层湖(库) 集中参数模式
沃伦威德尔模型把一个湖泊考虑为一个统一的整体，相当于一个均匀混合搅拌器，而不要求描述其内部的水质分布。在夏季，由于水温造成的密度差，致使水质强烈的分层。在表层和底层存在不同的水质状态。
1975年，斯诺得格拉斯(Snodgrass)等提出了一个分层的箱式模犁，用以近似描述水质分层状况。分层箱式模型把上层和下层各视为完全混合模型。分层箱式模型分为分层期（夏季）模型和非分层期（冬季）模型，分层期考虑上、下分层现象，非分层期不考虑分层。
分层箱式模型按污染物的降解情况分为守恒模式和衰减模式。
分层箱式模型的守恒模式是：
分层期(0<t<t1)
式中，
CE、CH 分别代表分层湖（库）上层、下层的平均浓度 mg/L；
CM 分层湖（库）非成层期污染物平均浓度mg/L；下标(t-1)表示上一周期。
CpE、CpH 分别代表向分层湖上层、下层排放的污染物浓度 mg/L；
QpE、QpH 分别代表向分层湖上层、下层排放的污水流量 m3/ d；
VE、VH 分别代表分层湖（库）上层、下层的湖水体积 m3。
湖水翻转时上下两层完全混合，混合浓度CT 为：
非分层期(t1<t<t2) 浓度CM 为
对于分层箱式衰减模型与完全混合衰减模式十分相似。通过引入污染物浓度变化的时间常数Kh 1/d 进行描述，它也是湖水的滞留时间与污染物降解反应速度常数两部分的和。
分层期(0<t<t1)，分层湖（库）各层的平均浓度：
湖水翻转时上下两层完全混合，混合浓度CT 仍以6-48式计算：
非分层期(t1<t<t2) 浓度CM 为
湖水分层箱式模型中各量的对应关系和计算时期示意图如图6-8。
湖泊水质扩散模型无风浪情况下，污水排入大湖(库)的湖水浓度预测，对一、二、三级评价均可采用卡拉乌舍夫湖泊水质扩散模型。污染物守恒模式为：
其中φ可根据湖（库）的岸边形状和水流情况确定，湖心排放2π弧度，平直岸边取π弧度；选取离排放口充分远的某点为参照点，以r0表示排放口到该点的距离，cr0表示该点现状的浓度值。h 表示湖水平均深度，r 表示排放口到考核点的距离，Dr是径向混合系数m2/s。Dr的确定对不同的评价等级有不同要求，一级可以采用示踪试验法，三级可以采用类比调查法，二级可酌情确定。其他符号含意同前。
对于污染物以时间常数k1 1/d降解的情况，湖泊推流衰减模式成为：
其中Φ可根据湖（库）岸边形状和水流状况确定，中心排放取2π弧度，平直岸边取π弧度。Ch是湖水原有的污染物浓度，在此基础上叠加了一个排入污水经扩散和衰减后的浓度值。
湖泊环流二维稳态混合模式
近岸环流显著的大湖(库)可以使用湖泊环流二维稳态混合模式进行预测评价。
污染物守恒的湖泊环流二维稳态模式基本方程是：
岸边排放：
非岸边排放
污染物非守恒的湖泊环流二维稳态衰减模式基本方程是：
岸边排放：
非岸边排放
式中,h 表示湖水平均深度，a 表示排放口到岸边的距离，Dy 是横向混合系数m2/s。其他符号含意同前。
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6.4 地面水环境影响评价
6.4.1 评价目的、分级及程序地面水评价的目的在于，通过评价从保护地面水环境的角度确定建设项目的可行性，要求提出：
从保护水环境的角度回答拟建项目是否适宜。
对可以进行的建设项目，针对工程可行性研究中提出的保护水环境的对策和措施，进行可行性分析，并提出建议。
为整个工程的环境影响评价提供水环境方面的信息和意见。
水环境影响评价工作程序如图 6-9所示。环境影响评价工作大体分为三个阶段。第一阶段为准备阶段，主要工作为研究有关文件，进行初步的工程分析和环境现状调查，筛选重点评价项目，确定各单项环境影响评价的工作等级，编制评价大纲；第二阶段主要工作为进一步做工程分析和环境现状凋查，并进行环境影响预测和评价环境影响；第三阶段为报告书编制阶段，其主要工作为汇总、分析第二阶段工作所得的各种资料、数据，给出结论，完成环境影响报告书的编制。
地面水环境影响评价工作级别的划分（以后简称地面水环境影响评价分级），根据：建设项目的污水排放量，污水水质的复杂程度，各种受纳污水的地面水域（简称受纳水域）的规模以及对它的水质要求，分为三级。
这里所指的污水排放量，不包括间接冷却水、循环水以及其它含污染物极少的清净下水排放量，但包括含热量大的冷却水的排放量。
污水水质的复杂程度按污水中拟预测的污染物类型以及某类污染物中水质参数的多少划分为复杂、中等和简单三类。例如，污染物类型数≥3，或者只含有两类污染物，但需预测其浓度的水质参数数目≥10属于复杂水质。
受纳水域的规模，河流按项目排污口附近河段平均流量划分大河≥150m3/s；中河15～150m3/s；小河<15m3/s。湖泊和水库，按枯水期湖泊或水库的平均水深以及水面面积划分：水深≥10m，大湖≥25km2、中湖2.5～25km2、小湖<2.5km2；水深<10m大湖≥50km2、中湖5~50km2、小湖<5km2。
对于不同级别的地面水环境影响评价，环境现状调查、环境影响预测、评价建设项目的环境影响及小结等相应的技术要求不同，均需按相应级别规定执行。一般低于第三级地面水环境影响评价条件的建设项目，不必进行地面水环境影响评价，只需按照环境影响报告表的有关规定，简要说明所排放的污染物类型和数量、给排水状况、排水去向等，并进行一些简单的环境影响分析。拟进行地面水环境影响评价的厂矿企业、事业单位建设项目，应满足一控双达标的要求。
6.4.2 环境影响评价大纲评价大纲是影响评价报告书的总体设计和行动指南，是开展评价工作的战术方案，必须从实际出发认真编写。
评价大纲的编写是以建设项目为基础，以水环境保护法规为依据，以各种政策为指导，以水环境质量为尺度，坚持严肃和科学的态度，把大纲编制成对评价活动具有指导性的文件。编写评价大纲的基本要求有：评价目的明确，选择标准和确定等级适当，评价范围的划分科学，工程分析完整，评价因子的筛选满足环保目标要求，模型参数确定符合技术导则要求。
水环境影响评价大纲一般应包括以下内容：
编制依据；
建设项目概况；
建设项目地区环境概况；
评价内容：包括评价范围、评价因子、监测断面的布设、监测项目、分析方法、评价标准、预测评价方法等；污水治理措施的可行性及建议，经济损益简要分析；
组织与进度。
6.4.3 项目分析和污染源调查工程项目分析是环境质量评价的一项主要工作。工程项目分析包括以下内容：
建设项目位置及交通；
建设项目规模、产品的种类、产量、产值、占地面积、工人数、投资总额、主要技术经济指标；
产品方案及主要工艺流程；
主要原料、燃料的用量及来源、成分；
项目用水量、用水来源；
项目排水情况，项目排水量(包括生产、生活各类废水量)，排水水质(各种废水中污染物的种类，污染物浓度)，各种污染物质量排放量(日和年的)，排水去向，排水口位置于废水排放规律(均匀连续排放还是瞬时间歇排放)；
废水处理设施及投资；
建设项目对水环境影响分析。
除了工程项目的污染源外，对评价目标涉及的其他污染源也需要进行必要的调查。以弄清污染源的类型、数量、分布以及对地面水质的影响。它包括生活污水、工业污水、家畜污水、农业退水等。对于通航河流要了解船舶排污情况。污染源分析可采用简化方法。污染源简化包括排放形式的简化和排放规律的简化。根据污染源的具体情况排放规律有连续恒定排放和非连续恒定排放；在地面水环境影响预测中，通常可以把排放规律简化为连续恒定排放。排放形式可简化为点源和面源，排入河流的两排放口的间距较近时，可以简化为一个，其位置假设在两排放口之间，其排放量为两者之和。两排放口间距较远时，可分别单独考虑。排入小湖（库）的所有排放口可以简化为一个，其排放量为所有排放量之和。排入大湖（库）的两排放口间距较近时，可以简化成一个，其位置假设在两排放口之间，其排放量为两者之和。两排放口间距较远时，可分别单独考虑。无组织排放可以简化成面源。从多个间距很近的排放口排水时，也可以简化为面源。
由于污染源的调查与评价方法已在第四章详细介绍这里不再赘述。
6.4.4 地区水环境调查地区水环境调查包括：
自然环境调查：应包括地质构造。地形、地貌、水文地质、土壤、生物及气象等。地形及气象这两个因素对水体的水状况有直接影响，应重点掌握。着重了解的内容有气温、降水量、蒸发量等。
社会环境调查：现有工矿企业分布情况，居民区分布情况，生产废水和生活污水的排放情况。
水环境的现状调查和简化不难想象，地区水环境调查中，水文资料的收集及观测对水环境影响评价有十分重要的作用。水环境影响评价所需的河流、湖泊的水文资料主要包括水系特征和水力学参数。一般可从当地的水文站获得，也可进行现场实测或用经验公式计算得到。但多数情况下均应进行地面水环境的简化处理。
地面水环境的简化包括边界几何形状的简化和水文、水力要素时空分布的简化等。这种简化应根据水文调查与水文测量的结果和评价等级等进行。
（1）河流简化河流可以简化为矩形平直河流，矩形弯曲河流和非矩形河流。
河流的断面宽深比≥20时,可视为矩形河流。小河可以简化为矩形平直河流。大中河流中，预测河段弯曲较大时，可视为弯曲河流。大中河流断面上水深变化很大且评价等级较高（如一级评价）时，可以视为非矩形河流并应调查其流场，其它情报况均可简化为矩形河流。河流水文特征或水质有急剧变化的河段，可在急剧变化之处分段，各段分别进行环境影响预测。河网情况分段进行环境影响预测。
评价等级为三级时，江心洲、浅滩等均可按无江心洲、浅滩的情况对待。江心洲位于充分混合段，评价等级为二级时，可以按无江心洲对待；评价等级为一级且江心洲较大时，可以分段进行环境影响预测。
（2）河口简化河口包括河流汇合部、河流感潮段、口外滨海段、河流与湖泊、水库汇合部。
河流感潮段是指受潮汐作用影响较明显的河段。可以将落潮时最大断面平均流速与涨潮时最小断面平均流速之差等于0.5m/s的断面作为其与河流的界限。简化为稳态进行预测。河流汇合部可以分为支流、汇合前主流、汇合后主流三段分别进行环境影响预测。小河汇入大河时可以把小河看成点源。河流与湖泊、水库汇合部可以按照河流和湖泊、水库两部分，分别预测其环境影响。
（3）湖泊、水库简化在预测湖泊、水库环境影响时，可以将湖泊、水库简化为大湖（库）、小湖（库）分层湖 (库)等三种情况进行。评价等级为一级时，中湖（库）可以按大湖（库）对待，停留时间较短时也可以按小湖（库）对待。评价等级为三级时，中湖（库）对待，停留时间很长时也可以按大湖（库）对待。评价等级为二级时，如何简化可视具体情况而定。水深＞10m且分层期较长（如＞30天）的湖泊、水库可视为分层湖（库）。不存在大面积回流区和死水区且流速较快，停留时间较短的狭长湖泊可简化为河流。其岸边形状和水文要素变化较大时还可以进步分段。
6.4.5 水环境影响预测及评价建设项目对可能产生水环境的影响分析建设项目对水可能产生的影响包括直接影响和二次影响两部分。
产生的直接影响有(1)对当地水资源供需平衡的影响；(2)对河水水量时空变化的影响；(3)建设项目排水对受纳河水水质的影响。
建设项目的二次影响有(1)水环境状况的变化对水生生物的影响；(2)水质变化对用水的影响；(3)水量变化对河道冲淤的影响；(4)水循环变化对下游地区环境的影响；(5)水位变化对上、下游地区的影响；(6)水量减少，河口咸化。
通过环境影响分析，环境评价工作应回答：（1）建设项目可能带来的不可接受的水环境影响，要说明其种类、特点、表现，影响影响程度、影响时间；（2）从水环境角度确定拟建项目是否适于建设，如不宜建设，说明理由。（3）如果建设项目有多个选择方案，按照它们对河流水环境影响的大小排序，并说明理由。
影响预测环境评价的环境影响分析来源于，环境影响预测工作和对预测结果的整理分析。
环境影响的方法有：根据经验进行的专家判断法、从已兴建的类似工程出发的类类推法、模拟方法等。一般在初评中常用专家判断法和类推法，在详评中才用模拟方法。前两种属定性分析方法，后一种属定量预测方法。通过
1)定性分析方法 专家判断法是邀请各方面有经验的专家对可能产生的各种水环境，从不同的方面提出意见和看法，然后采用一定的方法将意见综合，得出项目建设可行的水环境影响的定性结论。类推法是根据建设项目的性质、规模，寻找性质、规模与此类似的已建项目，并调查已建项目的环境影响，据此推断新建项目的环境影响。定性预测具有方法简便、节省时间、耗资较少等优点。
2)定量预测方法 分统计分析法和水质模拟法。统计分析方法是通过对已有数据的统计，寻求某一水质参数与影响这一水质参数的主要因素之间的统计关系。当建立这种统计之后，输入影响因素的变量，则可得出水质参数的变化值。目前多用回归分析方法。
环境影响预测工作获得的结果必须通过整理分析才能在影响分析中发挥作用。预测结果的整理主要包括三方面内容：
（1）水质方面的影响 根据预测结果，列表说明由于建设项目兴建对地面水水质的影响。说明影响类型、影响的水质指标及在不同时期非正常排放时的影响程度。
（2）水量方面的影响 说明由于建设项目的兴建将产生水量方面的问题，说明其表现、后果。
（3）其他方面的影响 由于水质或水量变化所带来的对其他环境要素的影响及由此诱发的其他影响。
6.4.6 清洁生产和水污染防治
1．清洁生产的概念
1990年，在英国堪特布里召开的第一次国际高级研讨会上，正式定义清洁生产为“将综合性污染预防的环境战略持续地应用于生产过程、产品和服务中，以增加生态效益，减少对人类和环境的风险”。1993 年，第二次全国工业污染防治会提出，工业污染防治要从单纯的末端治理向生产全过程控制转变，实行清洁生产。我国的环境影响评价制度也规定了要对建设项目的清洁生产进行评价分析。
清洁生产，概括地说就是：低消耗、低污染、高产出。是实现经济效益、社会效益与环境效益相统一的生产模式。
清洁生产主要体现在以下５个方面：
尽量使用低污染、无污染的原料，代替有毒有害原料；
清洁高效的生产工艺，使物料能源高效率的转化成产品，减少有害环境废物的排出。对生产过程中排放的废物和能源，实行再利用，做到变废为宝，化害为利；
向社会提供清洁产品，这种产品在使用过程中对人体和环境不产生污染危害或将有害影响减少到最低限度；
在商品使用寿命终结后，能够便于回收利用，不对环境造成污染或潜在污染危胁；
完善的企业管理，有保障清洁生产的规章制度和操作规程，并监督其实施。同时，建设一个整洁、优美的厂容厂貌。
我国政府规定，在企业技术改造和节能、综合利用等项目贷款中优先安排清洁生产示范项目。同时，还成立了清洁生产中心，向企业提供这方面的信息和技术服务。通过推行清洁生产，废水重复利用率、固体废弃物综合利用率均大大提高，节约了用水、减少废气排放量获得经济和环境效益。
2．水污染综合防治防治水体污染应综合运用各种措施，将人工处理与自然净化结合起来，将废水处理与综合利用结合起来，推行工业闭路循环用水和区域循环用水系统，发展无废水生产工艺。具体措施有：
（１）减少废水和污染物的排放量。改革生产工艺和管理制度，采用少用水、少污染的新工艺，减少排污量，不是消极地处理废水，而是积极地消除产生废水的原因；
（２）发展区域性水污染防治系统，制定管理规划，合理利用自然净化能力，废水处理后可用于灌溉农田，利用土壤的净化能力，可回收水资源，给植物提供营养物质；
（３）运用系统工程的方法，综合规划，把人类的生产和生活活动对自然资源的需要纳入生物圈的能量和物质转化的总循环中去。根据技术经济、自然环境、卫生要求、污染源状况，制定统一的区域水质管理规划。
3．污水防治措施建议和项目的可行性在环境影响报告书中，需要对水环境保护措施进行评述和建议。
环保措施建议一般包括污染消减措施建议和环境管理措施建议两部分。
消减措施应尽量具体，主要评述其环境效益（排放物的达标情况），并经简单的技术经济可行性分析，以便对建设项目的环境工程设计起指导作用。环境管理措建议包括环境监测（含监测点、监测项目和监测次数）的建议、水土保持措施建议、防止泄露等事故发生的措施建议、环境管理机构设置的建议等。
建设项目水环境影响的评价将得出该项目在实施过程的不同阶段能否满足预定水环境质量的结论。
可以满足地面水环境保护要求的是指：建设项目在实施过程的不同阶段，除排放口附近很小范围外，水域的水质均能达到预定要求；或是在建设项目实施过程的某个阶段，个别水质参数在较大范围内不能达到预定的水质要求，但采取一定的环保措施后可以满足要求。
不能满足地面水环境保护要求的的是指：地面水现状水质已经超标；或是污染消减量过大以至于消减措施在技术、经济上明显不合理。
第六章 水环境质量评价和影响预测 118 71
