第二章 水处理
? 2.6 沉淀
（ 1） 概述
? 在沉淀池 （ 或叫澄清池 ） 中, 在一定时间内沉淀下来的颗
粒可以被去除 。 沉淀池通常为矩形或圆形, 水流可以是辐
流式或上流式 。 尽管沉淀池的形式不同, 但是其设计上一
般分成四个区域,进水区, 沉淀区, 出水区和污泥储存区 。
? 设臵进水区的目的是使水流均匀分布, 且使悬浮颗粒通过
截面进入沉淀区 。 进水区包括一系列进水管和挡板 。 挡板
设臵在沉淀池 1m以下并延伸到池底 。 在挡板系统后面, 水
流依进水构造的不同, 呈现不同的流动形式, 在某些点水
流呈均匀分布且水的流速减慢到沉淀区的设计流速 。 在这
些点, 进水区终止, 沉淀区开始 。
? 平流式沉淀池 ? 上流式沉淀池
Q
导流板
污泥区
进水区
穿孔挡板
出水区
出水堰
沉淀区
出水区
沉淀区
进水区
Q
污泥区
? 圆形沉淀池污泥收集系统的照片
? 圆形沉淀池污泥收集系统的示意图
? 设计良好的挡板系统, 进水区就在沉淀池的长
度方向上延伸约 1.5米, 进水区设计是否合理对
去除效率有很大影响 。
? 如果进水区的设计不合理, 进水流速将无法降
低到沉淀区的设计流速 。 进水区的长度不能加
到沉淀区的设计长度中去, 两者的长度必须分
开设计 。
? 污泥储存区的构造和深度取决于清泥方式, 清
泥频率和估计的污泥量等参数 。 所有这些参数
都可以估算 。
? 如果沉淀池足够长, 则储存深度可由池的底部
深度提供, 否则必须在进水末端设臵污泥斗 。
? 在沉淀池内水流回经过很大的面积 。 流速缓慢 。 如果
澄清水的输出管道设臵在沉淀池的末端, 所有的水将
会冲进管道, 在沉淀池内形成较高流速, 从而导致已
经沉淀的絮体上升, 并混入出水中 。 絮体洗出的现象
称为, 冲洗, （ scouring） 。 产生的原因之一是出水区
的设计不合理 。 较理想的方式是 设计一系列水槽, 以
提供较大的面积使水流通过, 并减少沉淀池中靠近出
水区水流的速度 。 这些水槽称为堰 （ weirs） 。 在堰的
后面再将水流导入中央处的渠或管道, 输送沉淀后的
出水 。 与轻颗粒相比, 重颗粒所需要的堰较短 。
? 典型的堰溢流率
絮体类型 堰溢流率 /[ m 3 / d,m 2 ]
轻铝盐絮体 ( 低浊度水 ) 14 3~ 17 9
重铝盐絮体 ( 高浊度水 ) 17 9~ 26 8
石灰软化产生的重絮体 26 8~ 32 2
2.6.2 沉淀原理
? 沉淀区设计需要了解两个
重要参数：絮体沉降速率
Vs和沉降池运行的设计速
率 V0。 颗粒向下沉降的同
时, 水流垂直地上升 。
? 颗粒从沉降池底部去除而
不会随出水流走的条件,
Vs > V0。 设计中需要确定
颗粒的沉降速率, 并将溢
流率设定为较低的数值 。
对于上流式沉降池, V0 =
50% ~ 70% Vs。
V1 Vs
V0 Vs
流速 Q,颗粒 +液体
沉淀颗粒
V0 = Q/As
表面积 As 液体
上流式沉淀池中的沉降情况
V1-水流速率； Vs-颗粒的最终沉降速率
? 溢流率 （ overflow rate）,水的上升速率, 有
时也称为表面负荷率, 单位为 m3/(d ? m2),表
示单位面积上的流量 （ m3/d） 。 可以看成每天
每平方米的沉淀池表面积上所流经的水量, 与
负荷类似 。 与液体速率相同 （ m/s） 。
? 理想的平流式沉淀池符合以下三个假设：
① 颗粒与水流的流速均匀地分布在沉淀池截面上；
② 颗粒均匀分布, 沉速不变, 等速下沉, 水平分
速等于 v；
③ 任何颗粒只要接触到池底就认为被去除 。
理想的平流式沉淀池中颗粒去除情况
? 假设一颗粒在 A点, 若要将其从水中去除, 则该颗粒需
要有足够大的沉降速度, 以确保在水流通过沉淀池的
停留时间内能够到达沉淀池的底部, 即沉降速度至少
应该等于沉淀池的深度除以停留时间,Vs=h/t0。
? 颗粒的沉降速率必须大于或等于沉降池的溢流率 。
Vs=h/t0=h/(V/Q)=hQ/(l?w ?h)=Q/(l?w)
而 (l?w)即为沉淀池的表面积 （ As）
这表明平流式沉淀池的去除效果
与池的深度无关 。 h
l
Vl
Vs
A
平流式沉淀池的去除效果为什么与深度无关？
? 当颗粒沉降速率 Vs大于或等于溢流率 V0时, 去除该颗
粒所需的沉淀池颗粒仅为 h/2,如果深度较大时则沉降
速率等于 V0的颗粒将无法完全去除 。 不过在较低深度
处进入沉淀池的颗粒, 可以到达底部, 所以会发生部
分去除的现象 。
2h
l
Vl
Vs
A
h/2
l
Vl
Vs
A
平流式沉淀池部分去除发生的原因？
? 与上流式沉淀池不同, 在平流式沉淀池中 Vs<V0的颗粒
仍有部分能够去除 。 例如, 沉降速率为 V0/2的颗粒均
匀地进入沉降区, 将有 50%的颗粒会被去除 。 同样,
沉降速率为 V0/4的颗粒, 有 1/4的比例会被去除 。 在沉
淀池中溢流率设计值为 V0,沉降速率为 Vs时, 颗粒的
去除率 P为：
P = Vs/V0。
h
l
Vl
V0/2
A
h
V0V
0/2
? 理想沉淀池
中部分颗粒
去除情况示
意图
Example 1
? 一平流式沉淀池, 其溢流率为 17m3/(d.m2),希望去除沉
降速率分别为 0.1mm/s,0.2mm/s和 1mm/s的颗粒 。 试计算
在理想沉淀池中不同沉降速率颗粒的去除率 。
? Solution：
转换单位,V0 = 17m3/(d.m2) = 0.2mm/s；
（ 1） Vs = 0.1mm/s < V0,去除率 P = 0.1/0.2 =50%
（ 2） Vs = 0.2mm/s = V0,去除率 P = 100%（ 理想情况下 ）
（ 3） Vs = 1mm/s > V0,去除率 P = 100%,,所有颗粒可
以被轻易地除去 。
2.6.3 Vs的确定方法
? 在设计理想沉淀池时, 首先需要确定欲被去除颗粒的沉
降速率 （ Vs）, 然后设定溢流率 （ V0） 的值小于或等于
Vs。 对于不同类型的颗粒, 其沉降速率的确定方法不同 。
颗粒的沉淀类型通常氛围以下三种：
① I型沉淀,颗粒以一定的沉降速率独立地沉淀 。 这些颗
粒在沉淀过程中互不干扰, 其形状, 尺寸和质量均不会
改变, 下降速率也不改变 。 即颗粒以单一的形态沉降且
在沉降期间不会发生絮凝或被其它颗粒粘附, 例如沙与
砾石的沉淀 。 常见于沉沙池, 预沉池中 。
② II型沉淀,沉淀过程中颗粒会发生絮凝作用, 其形状,
尺寸和质量会不断地改变, 下降速率也会变化 。 常见于
铝, 铁的混凝过程, 初级沉淀池等 。
③ III型沉淀或区域沉淀,颗粒在区域沉淀中具有
较高的密度 （ 大于 1000mg/L）, 颗粒形成层状物,
呈整体沉淀状, 并形成较明显的固 -液界面 。 清
楚地呈现出澄清区和污泥区 。 区域沉淀发生于石
灰软化沉淀, 活性污泥沉淀和污泥浓缩池中 。
2.6.4 V0的确定方法：
有 5种方法确定 Vs,从而确定溢流率 V0。
（ 1） 计算
? I型沉淀：落入静止流体中的颗粒会进行加速运
动, 直至颗粒受到的作用力 （ 重力, 摩擦力和浮
力 ） 均衡为止 。
2.6.4 V0的确定方法：
? 三种力的定义：重力 FG,浮力 FB,拖拽力 （ 摩擦
阻力 ） FD （ CD为拖拽系数 ）,
? 使颗粒加速运动的牵引力是重力与浮力之差：
? 当拖拽力等于此牵引力时, 颗粒的速度将达到一
个定值, 称为终端沉降速度, Vs。 此时,
FG - FB = FD,从而
pB gVF ?? psG gVF ?? 2
2vACF
pDD ??
FD
FB
FG
v psBG gVFF )( ?? ???
2)(
2s
pDps
vACgV ??? ??
对于直径为 d的球形颗粒：
由此可以得到终端速率的表达式：
? 拖拽系数或摩擦系数 CD根据周围流体的流态不同
而取不同的值 。 流态可以定性地分为层流, 湍流
和过渡流 。 采用 雷诺数 （ Reynolds number） 来
定量地描述不同的流态 。
dd
d
A
V
p
p
3
2
)2(
)2(34
3
3
?? ? ?
2/1]3 )(4[ ???
D
ss C dgv ??
??
? ss dvdvR ??
牛顿拽力系数与雷诺数的关系
? 在高雷诺数 （ Re>10,000） 情况下, 对球体所产生的涡流
阻力而言, CD值约为 0.4。 在低雷诺数 （ Re<0.5） 时, 对
球体产生的粘滞阻力而言：
? CD = 24/Re
? 在过渡区, 0.5<Re<10,000,球体的拖拽系数可用下式近
似计算：
? 在静态层流情况下, Vs采用 Stokes定理,
? 可设定 V0 = (0.33~0.7) Vs。
34.0Re 3Re24 2/1 ???DC
?
??
18
)( 2dgv s
s
??
（ 2） 第二方法：絮凝沉淀实验室数据或中试数据
? 目前没有合适的数学关系式可用来描述 II型沉淀 。 在沉淀
过程中, 絮体颗粒持续地改变形状, 尺寸与密度, 因此不
能用 Stokes公式计算 。 通常在实验室中用沉淀柱试验来获
得设计数据 。
? 首先将沉淀柱装满待分析的悬浮液, 在一定的时间间隔内
于采样口排水取样, 分析每个样品的悬浮固体浓度 。 去除
百分比可利用下式计算：
? R表示在某一深度与时间下的去除率； Ct为在一定深度处,
时间 t时的浓度, mg/L。 绘出沉淀柱中颗粒的去除率与深
度的关系图, 以 5%或 10%的间隔连接图中各点以组成等
浓度曲线 。 以沉淀柱底部与等浓度曲线的交点求溢流率 。
0
1 CCR t??
? 溢流率,V0 = H/ti
式中 H为沉淀柱高度, m； ti,时间：沉淀柱底部
（ x轴 ） 与等浓度曲线的交点的时间, 其中下标 i
表示第 1,2,3… 等交点 。
? 在 ti处绘制垂直线, 与所有通过时间 ti的等浓度曲
线相交, 再利用等浓度曲线间的中点定义 H1,H2、
H3等高度 。 以计算固体物质的去除率 。
该式为沉淀时间为 Ta时的总的去除率 。 这些实验
数据应用于沉淀池设计时, 溢流率的放大系数为
0.65,停留时间的放大系数为 1.75。
.,,,,,,,,)()( 21 ?????? bcabaT RRHHRRHHRR a
（ 3） 区域沉淀的实验室数据,对于区域沉淀而言, 设计参
数可以通过实验室实验得到 。 溢流率设计值设定为实验室
数值的 0.5~0.7倍 。
（ 4） 烧杯实验数据,可确定混凝絮体的沉降速率 。
（ 5） 经验设计值：
? 所有形式的沉淀池均有典型的设计值 。 但这些设计值一般
很保守 。 只有这样才能保证设计不佳的进水区或出水区能
正常地工作 。 典型沉淀池溢流率数值 见下表：
应用范围 矩形或圆形 ( m 3 / d ? m 2 ) 上流式沉淀池 (m 3 / d ? m 2 )
铝盐或铁盐混凝
浊度去除 40 50
色度去除 30 35
大量藻类去除 20
石灰软化
低浓度镁 70 130
高浓度镁 57 105
Example 2
? 某水处理厂的设计流量为 0.5m3/s，设计溢流率
为 32.5 m3/(d ? m2)，确定沉淀池的表面积。假
设典型溢流设计值为 20 m3/(d ? m2)，计算沉淀
池的表面积，并将这两个值进行比较。停留时
间为 95分钟，确定沉淀池的深度。
? Solution：（ 1）计算表面积：
首先换算流量单位,0.5m3/s=43200m3/d；
As=Q/V0=43200/32.5=1330m2。
? 利用保守设计值, 计算表面积：
As=Q/V0=43200/20=2160m2。
显然, 在这种情况下使用保守设计值将会导致沉淀池
表面积 有 60%的富余 。
? 一般沉淀池的长宽比介于 2,1~5,1之间, 而长度很
少超过 100米 。 一般情况下, 最少设计 2个沉淀池 。 若
按照 2个池设计, 假定池宽 12米, 总表面积为 1330m2：
1330m2/(2)(12m)=55m。
长宽比为 55m/12m=4~5,符合一般沉淀池长宽比要求 。
（ 2） 确定沉淀池的深度：
? 沉淀池的总体积,V = Qt0 = 0.5 ? 95 ? 60 =2850m3。
? 沉淀池深度,H=V/As=2850/1330=2米 。 该深度不包括
污泥储存区 。 最终设计为两个沉淀池：宽 12m?长 55m
?2m,加上污泥储存深度 。
平流沉淀池设计成果及工程应用
2.7 过滤
? 沉淀池的出水中仍含有絮体颗粒, 且出水的浊度在
1~10NTU之间 。 为了将浊度降低到 0.3NTU,一般使用
过滤方法 。 水的过滤是利用沙或其它多孔介质, 将流
经的水与悬浮状或胶体状物质分开的过程 。 水 充满沙
粒之间的空隙, 水中杂质因阻塞在空隙中或附着在沙
粒表面而与水分离 。
? 滤池分类方法有多种, 一种根据使用的介质 （ 沙, 无
烟煤等 ）, 另一种是根据允许的溶剂负荷率 。 负荷率
是单位面积滤床上流过的水量 。 是水流经滤床表面的
流速 。
s
a A
Qv ?
? 按照不同的负荷率, 分为慢砂滤池
（ 2.9~7.6m3/(d.m2)）, 快砂滤池 （ 120m3/(d.m2)）, 以
及高速砂滤池 。
? 快砂滤池的简化图如下 。 来自沉淀池的水进入滤池,
渗过沙层和砾石床, 经过隔板而流入过滤水储存槽 。
过滤时滤床越来越被堵塞, 因水难以通过滤床而使水
位上升到砂层以上 。 最后水位将上升到一个定点, 此
时滤床已完全堵塞, 必须加以清理, 此点叫做终端水
头损失 (terminal head loss)。
? 此时, 关闭阀门 A和 C,以停止
进水并防止水流入过滤水储槽 。
然后打开阀门 E和 B,让大量的
冲洗水从滤床的底部流入 。 冲
洗水促使砂床膨胀, 原来陷在
胶体颗粒间的胶体杂质释放出
来并进入冲洗水中 。 几分钟后,
冲洗过程结束, 而过滤过程重
新开始 。
2.7.1 滤料的粒径特性
? 粒状材料的大小分布是使样品材料通过一系列的标准
筛来确定的 。 美国标准筛系列为其中的一种 。 以 1mm
的筛网开口为基准, 按照 (2)1/4倍数递增或递减, 最大
开口为 5.66mm,最小为 0.037mm。 所有能够通过最小
筛网的物质落在一个盘子里, 成为系列筛筛出的最终
物质 。
筛号 开口尺寸 / mm 筛号 开口尺寸 / mm
200 0, 0 7 4 20 0, 8 4
140 0, 1 0 5 ( 1 8 ) ( 1, 0 0 )
100 0, 1 4 9 16 1, 1 9
70 0, 2 1 0 12 1, 6 8
50 0, 2 9 7 8 2, 3 8
40 0, 4 2 6 3, 3 6
30 0, 5 9 4 4, 7 6
? 粒径筛分析 是将筛网从开口最大的到开口最小的由上而下
放臵, 再将滤砂样品臵于顶层的筛中, 经过一段时间的振
动以后, 称量留在各筛上的砂粒质量 。 记录其累积质量,
并换算成小于或等于各筛口尺寸的砂粒质量分数, 然后 绘
出质量累计平率分布曲线 。
2.7.2 过滤水力学
? 原水通过干净成层, 空隙率均匀的砂滤池时所产生的压力
损失 （ 一般称为水头损失 ）, 可用 Rose推导的公式表示如
下：
? 式中 va-流速, m/s； D-滤床深度,m； CD-拖拽系数； f-粒径
为 d的砂粒的质量分数； d-粒径, m； ?-形状因子； g-重力
加速度, m/s2； ?-空隙率 。 CD由拖拽系数与雷诺数的关系
确定 。
?
??
?
n
i
Da
L d
fC
g
Dvh
1
4
2067.1
?
? 尽管 Rose方程只限于干净滤床, 但可用它检查过滤的初期
状态和砂粒大小分布对水头损失的影响 。 当滤池堵塞时,
水头损失将增大 。 此时的计算结果为期望的最小水头损失 。
最初水头损失大于 0.6m时意味着负荷率太高, 或细砂所占
的比例太小 。 设计时, 必须考虑到滤池运行时可能发生的
其它水头损失 。 因此, 滤池深度必须至少等于最大设计水
头损失, 应为 3m左右 。
? 计算反冲洗水头损失可确定滤槽上方反冲洗水槽的位臵 。
反冲洗水槽的底部必须离膨胀滤床表面至少 0.15m,以防
止滤料损失 Fair 和 Geyer提出预测膨胀滤床深度的公式：
式中,D-原来滤床深度, m； ?-原来滤床空隙率； ?-膨胀
滤床空隙率 。 vb-反冲洗流速, m/s； vs-沉淀速率, m/s。
?
? ??
??? n
i e
e
fDD
1 1
)1( 22.0)(
s
b
e v
v??
? 严格地说, 以上计算膨胀滤床空隙率的公式只适合于层流
状况 。 所以 Richardson和 Zaki提出了更具代表性的方程式：
式中, d60%-通过率为 60%时的颗粒直径, m。
? De的值可以直接确定 。 ?e~Vs; 而 ;必须计算
CD,而 CD是 Re的函数 ; 因此也是沉降速率 Vs的函数 。 所以
我们必须利用 Vs求出 Vs。 所以就必须采用试差法了 。 首先
估计一个沉降速率值 。 如果知道砂粒的直径和密度, 则利
用下图可以得到第一个沉降速率的估计值, 以计算 Re准数 。
? 反冲洗速率选择的限制因素是那些留在滤池中的最小砂粒
的终端沉降速率 。 反冲洗工艺实际上可看成是一个上流式
澄清池, 反冲洗速率即为澄清池的溢流率, 它决定滤料颗
粒是留在滤池中还是经洗砂水槽流出 。
1.0Re2 2 4 7.0)(
s
be vv?? ? ?svd %60Re ?
2/1]3 )(4[ ???
D
ss C dgv ??
粘度
过滤工艺设计成果及工程应用
2.8 消毒
? 在水处理中，通过消毒将水体中的病原菌（引起疾病
的微生物）减少到可以接受的程度。消毒与灭菌不同，
灭菌消灭了所有活的生物，饮用水不需要达到无菌。
? 人体内病原菌主要有三类：细菌、病毒和阿米巴胞囊。
有目的的消毒必须能够消灭以上三类病原菌。水的消
毒剂必须包括以下特性：
（ 1）必须能够消灭一定温度范围下、在水中存在相当时
间的所有种类和数目的病原微生物；
（ 2）必须能够适应待处理水或废水的成分、浓度和其他
情况的可能波动；
（ 3） 必须对人和动物无害 。 在所需浓度范围内无其他
（ 如味觉上 ） 不好的感觉；
（ 4） 必须成本低廉, 安全, 容易储存, 输送, 处理和使
用；
（ 5） 消毒剂在处理水中的强度或浓度必须能容易地, 迅
速地和 （ 最好能 ） 自动测定；
（ 6） 能在水中保持一定的浓度, 以提供足够强的杀伤力,
防止水在使用前被再次污染 。 残余杀菌力消失表示水
可能受到二次污染 。
2.8.1 消毒动力学
? 在理想条件下, 当具有单一敏感位点的微生物暴露于
消毒剂中时, 其死亡速率遵循 Chick定律 。 即在单位时
间内被消灭的微生物数目与其残余的数目成正比：
kNdtdN ??
? 这是一个一级反应 。 在实际情况下, 杀灭率可能偏离
Chick定律 。 由于消毒剂进入生物细胞中心引起时间延迟,
而可能使杀菌率增加 。 当消毒剂浓度减少或消毒剂与病
原菌分布不均匀时, 杀菌率可能逐渐降低 。
2.8.2 水中加氯反应
? 氯是最常使用的消毒剂 。 其利用形式有氯气, NaOCl和
Ca(OCl)2。
Cl2 + H2O ? HClO + HCl 几毫秒内完成反应 。
HClO是一种弱酸, 在 pH值小于 6.0时难于离解 。
HClO ? H+ + ClO-,pK = 7.537 （ 25?C） 。
以 HClO和 ClO-形式存在的氯称为有效氯 。
? 次氯酸盐溶于水中产生 ClO-：
NaOCl ? Na+ + ClO-
? 氯气倾向于降低 pH, 1mg/L 的氯可降低 CaCO3 硬度
1.4mg/L。
2.8.3氯消毒
? 氯消毒涉及一系列复杂反应并且受到与氯反应物质
的种类, 反应程度, 温度, pH,试验生物活性以及
各种其它因素的影响 。 这些因素使氯对细菌及其它
微生物的作用变得复杂化 。 一般情况下, 假设消毒
剂的杀菌作用遵循 CT理论：溶液中消毒剂浓度 （ C）
与杀菌时间 （ T） 的乘积为一常数 。 在 SWTR中, CT
理论广泛应用于胞囊与病毒消毒的标准 。 CT是一种
定义生物失活性能的经验公式：
CT = 0.9847C0.1758pH2.7519t-0.1467
式中 t表示温度, ?C。 该式表示当游离氯浓度, pH、
水温已知时, 游离氯使梨形虫胞囊减少 99.9%,所需
要的浓度和时间的乘积 。
2.8.4 氯 -氨反应：
NH3 + HOCl ? NH2Cl + H2O
NH2Cl + HOCl ? NHCl2 + H2O
NHCl2 + HOCl ? NCl3 + H2O
? 氯也会与有机氮, 如蛋白质, 氨基酸等反应生成有机氯
胺化合物 。 氯与氨或有机氮化合物在水中结合形成的氯
化合物称为结合有效氯 。
? 游离氯溶液的氧化能力随 pH变化, 这是由 HOCl与 OCl-浓
度的比值随 pH变化所致 。
2.8.5 二氧化氯
? 一种很强的氧化剂 。 初期消毒, 杀灭细菌和胞囊, 然后
利用氯胺在配水管网系统消毒 。 ClO2不能在配水系统中
维持长时间的余氯量 。
? 当 ClO2处理水时会形成 2种副产物：亚氯酸盐和氯酸盐,
这些副产物会影响人体健康 。
? 水氯化的实践应用：结合余氯和游离余氯 。
? 使用 ClO2还会产生味与嗅的问题 。 以及相对高的成本等
因素限制了 ClO2的使用 。 然而应用 ClO2作为前期消毒剂
取得了满意的结果 。
2.8.6 臭氧
? 臭氧是一种具有刺激性气味, 不稳定的气体, 分子式为
O3。 由于不稳定性, 通常在使用地点生产臭氧 。 臭氧发
生器的反应 （ 15000~20000V电压 ）,
O2 ? 2O； O + O2 ? O3。
从臭氧发生器出来的氧气中含有 0.5%~1.0%（ 体积分数 ）
的臭氧 。 这样的气体混合物便被注入水中进行消毒 。
? 臭氧, 二氧化氯及氯胺去除 99.9%的 梨形虫胞囊的 CT
值：
温度
0, 5 ? C 5 ? C 10 ? C 15 ? C 20 ? C 25 ? C
二氧化氯 81 54 40 27 21 14
臭氧 4, 5 3 2, 5 2 1, 5 1
氯胺 3800 2200 1850 1500 1 1 0 0 750
? 与 ClO2一样, 臭氧不会长时间地存在于水中, 几
分钟后就会重新变成氧气 。 因此典型的流程是在
原水或沉淀池与过滤池之间加入臭氧进行初级消
毒, 然后加入氯胺作为配水系统的消毒 。
2.8.7 紫外线照射
? 紫外线是波长在 0.2~0.39?m范围内的电磁波 。 利
用紫外线消毒的方法是：将薄层的水暴露于汞蒸
汽弧光灯中, 该弧光灯产生波长在 0.2~0.29?m法
案安慰内的紫外线 。 UV在水中的穿透深度大约
在 50~80mm。 为了覆盖更大的水域范围, 需要
使用更多的灯管 。 光线能否穿过水体到达水中的
目标物影响着杀菌的效果 。
2.8.8高级氧化工艺 (Advanced oxidation processes)
? AOPs采用几种消毒剂相结合, 以产生羟基自由基
(OH?)。 羟基自由基是无选择性的强氧化剂, 可以分
解很多有机物质 。 最有用的 AOPs工艺采用的氧化剂
是 臭氧加双氧水 。
2.9 吸附
? 吸附是一种传质过程, 物质从液相转移到固体表面,
通过物理或化学作用相结合 。 水处理中常用的吸附
剂是活性炭 。 许多水厂已经将滤池中的无烟煤换成
颗粒状活性炭, 以控制味与嗅的产生, 十分有效 。
? 颗粒状活性炭可用于去除水中的合成有机物, 天然
有机物, 消毒的副产物, 以及一些潜在的致癌物 。
2.10水厂废物管理
? 在原水净化为自来水或饮用水的过程中, 沉降的化
学药剂与其它杂质从水中分离, 形成污泥, 可能含
有高达 98%的水分 。
? 水厂的主要废弃物见下表：
固体废弃物 废液
1, 铝盐絮凝污泥 1 0, 离子交换剂再生废液
2, 铁盐絮凝污泥 1 1, 活性氧化铝再生废液
3, 聚合物絮凝污泥 1 2, 反渗透浓缩液
4, 硬水软化污泥 废气
5, 滤床反冲洗废物 1 3, 气提单元排出的气体
6, 慢砂滤床废物
7, 废弃的颗粒活性炭
8, 铁、锰去除单元产生的废物
9, 真空脱水机中废弃的滤布
污泥收集
? 处理过程中，多个工艺均产生污泥，其中，
物理沉淀工艺具有泥量大的特点，即污泥
主要来自于沉淀池，收集常采用链式除砂
机，其工作状况如下所示：
污泥处理
重力浓缩池
? 污泥浓缩在重力浓缩池中进行。处理石灰污泥的
固体负荷 100~200 kg/(m2/d); 混凝污泥负荷 15~20
kg/(m2/d)。
污泥的最终处置
? 污泥经过所有可能的最终处理后, 残余
的污泥必须经过最终处臵 。 大致有三种
方法：
（ 1） 与污水混合处臵 。 将处理任务转嫁
给了污水处理厂；
（ 2） 填埋处臵 （ 固化 /稳定化的预处理要
求 ）
（ 3） 作为肥料 （ 但会带来相应的问题,
如重金属, 有机物, 病原菌等 ）
Questions
1,假设颗粒的沉降速率为 0.64cm/s,平
流式澄清池的溢流率为 0.8cm/s,试计算
截留在澄清池中的颗粒的百分数？
2,假设颗粒的沉降速率为 2.8mm/s,上
流式澄清池的溢流率为 0.560cm/s,试计
算截留在澄清池中的颗粒的百分数？
完
谢谢
昆明冶金高等专科学校
环境与市政工程系
武彦生
? 2.6 沉淀
（ 1） 概述
? 在沉淀池 （ 或叫澄清池 ） 中, 在一定时间内沉淀下来的颗
粒可以被去除 。 沉淀池通常为矩形或圆形, 水流可以是辐
流式或上流式 。 尽管沉淀池的形式不同, 但是其设计上一
般分成四个区域,进水区, 沉淀区, 出水区和污泥储存区 。
? 设臵进水区的目的是使水流均匀分布, 且使悬浮颗粒通过
截面进入沉淀区 。 进水区包括一系列进水管和挡板 。 挡板
设臵在沉淀池 1m以下并延伸到池底 。 在挡板系统后面, 水
流依进水构造的不同, 呈现不同的流动形式, 在某些点水
流呈均匀分布且水的流速减慢到沉淀区的设计流速 。 在这
些点, 进水区终止, 沉淀区开始 。
? 平流式沉淀池 ? 上流式沉淀池
Q
导流板
污泥区
进水区
穿孔挡板
出水区
出水堰
沉淀区
出水区
沉淀区
进水区
Q
污泥区
? 圆形沉淀池污泥收集系统的照片
? 圆形沉淀池污泥收集系统的示意图
? 设计良好的挡板系统, 进水区就在沉淀池的长
度方向上延伸约 1.5米, 进水区设计是否合理对
去除效率有很大影响 。
? 如果进水区的设计不合理, 进水流速将无法降
低到沉淀区的设计流速 。 进水区的长度不能加
到沉淀区的设计长度中去, 两者的长度必须分
开设计 。
? 污泥储存区的构造和深度取决于清泥方式, 清
泥频率和估计的污泥量等参数 。 所有这些参数
都可以估算 。
? 如果沉淀池足够长, 则储存深度可由池的底部
深度提供, 否则必须在进水末端设臵污泥斗 。
? 在沉淀池内水流回经过很大的面积 。 流速缓慢 。 如果
澄清水的输出管道设臵在沉淀池的末端, 所有的水将
会冲进管道, 在沉淀池内形成较高流速, 从而导致已
经沉淀的絮体上升, 并混入出水中 。 絮体洗出的现象
称为, 冲洗, （ scouring） 。 产生的原因之一是出水区
的设计不合理 。 较理想的方式是 设计一系列水槽, 以
提供较大的面积使水流通过, 并减少沉淀池中靠近出
水区水流的速度 。 这些水槽称为堰 （ weirs） 。 在堰的
后面再将水流导入中央处的渠或管道, 输送沉淀后的
出水 。 与轻颗粒相比, 重颗粒所需要的堰较短 。
? 典型的堰溢流率
絮体类型 堰溢流率 /[ m 3 / d,m 2 ]
轻铝盐絮体 ( 低浊度水 ) 14 3~ 17 9
重铝盐絮体 ( 高浊度水 ) 17 9~ 26 8
石灰软化产生的重絮体 26 8~ 32 2
2.6.2 沉淀原理
? 沉淀区设计需要了解两个
重要参数：絮体沉降速率
Vs和沉降池运行的设计速
率 V0。 颗粒向下沉降的同
时, 水流垂直地上升 。
? 颗粒从沉降池底部去除而
不会随出水流走的条件,
Vs > V0。 设计中需要确定
颗粒的沉降速率, 并将溢
流率设定为较低的数值 。
对于上流式沉降池, V0 =
50% ~ 70% Vs。
V1 Vs
V0 Vs
流速 Q,颗粒 +液体
沉淀颗粒
V0 = Q/As
表面积 As 液体
上流式沉淀池中的沉降情况
V1-水流速率； Vs-颗粒的最终沉降速率
? 溢流率 （ overflow rate）,水的上升速率, 有
时也称为表面负荷率, 单位为 m3/(d ? m2),表
示单位面积上的流量 （ m3/d） 。 可以看成每天
每平方米的沉淀池表面积上所流经的水量, 与
负荷类似 。 与液体速率相同 （ m/s） 。
? 理想的平流式沉淀池符合以下三个假设：
① 颗粒与水流的流速均匀地分布在沉淀池截面上；
② 颗粒均匀分布, 沉速不变, 等速下沉, 水平分
速等于 v；
③ 任何颗粒只要接触到池底就认为被去除 。
理想的平流式沉淀池中颗粒去除情况
? 假设一颗粒在 A点, 若要将其从水中去除, 则该颗粒需
要有足够大的沉降速度, 以确保在水流通过沉淀池的
停留时间内能够到达沉淀池的底部, 即沉降速度至少
应该等于沉淀池的深度除以停留时间,Vs=h/t0。
? 颗粒的沉降速率必须大于或等于沉降池的溢流率 。
Vs=h/t0=h/(V/Q)=hQ/(l?w ?h)=Q/(l?w)
而 (l?w)即为沉淀池的表面积 （ As）
这表明平流式沉淀池的去除效果
与池的深度无关 。 h
l
Vl
Vs
A
平流式沉淀池的去除效果为什么与深度无关？
? 当颗粒沉降速率 Vs大于或等于溢流率 V0时, 去除该颗
粒所需的沉淀池颗粒仅为 h/2,如果深度较大时则沉降
速率等于 V0的颗粒将无法完全去除 。 不过在较低深度
处进入沉淀池的颗粒, 可以到达底部, 所以会发生部
分去除的现象 。
2h
l
Vl
Vs
A
h/2
l
Vl
Vs
A
平流式沉淀池部分去除发生的原因？
? 与上流式沉淀池不同, 在平流式沉淀池中 Vs<V0的颗粒
仍有部分能够去除 。 例如, 沉降速率为 V0/2的颗粒均
匀地进入沉降区, 将有 50%的颗粒会被去除 。 同样,
沉降速率为 V0/4的颗粒, 有 1/4的比例会被去除 。 在沉
淀池中溢流率设计值为 V0,沉降速率为 Vs时, 颗粒的
去除率 P为：
P = Vs/V0。
h
l
Vl
V0/2
A
h
V0V
0/2
? 理想沉淀池
中部分颗粒
去除情况示
意图
Example 1
? 一平流式沉淀池, 其溢流率为 17m3/(d.m2),希望去除沉
降速率分别为 0.1mm/s,0.2mm/s和 1mm/s的颗粒 。 试计算
在理想沉淀池中不同沉降速率颗粒的去除率 。
? Solution：
转换单位,V0 = 17m3/(d.m2) = 0.2mm/s；
（ 1） Vs = 0.1mm/s < V0,去除率 P = 0.1/0.2 =50%
（ 2） Vs = 0.2mm/s = V0,去除率 P = 100%（ 理想情况下 ）
（ 3） Vs = 1mm/s > V0,去除率 P = 100%,,所有颗粒可
以被轻易地除去 。
2.6.3 Vs的确定方法
? 在设计理想沉淀池时, 首先需要确定欲被去除颗粒的沉
降速率 （ Vs）, 然后设定溢流率 （ V0） 的值小于或等于
Vs。 对于不同类型的颗粒, 其沉降速率的确定方法不同 。
颗粒的沉淀类型通常氛围以下三种：
① I型沉淀,颗粒以一定的沉降速率独立地沉淀 。 这些颗
粒在沉淀过程中互不干扰, 其形状, 尺寸和质量均不会
改变, 下降速率也不改变 。 即颗粒以单一的形态沉降且
在沉降期间不会发生絮凝或被其它颗粒粘附, 例如沙与
砾石的沉淀 。 常见于沉沙池, 预沉池中 。
② II型沉淀,沉淀过程中颗粒会发生絮凝作用, 其形状,
尺寸和质量会不断地改变, 下降速率也会变化 。 常见于
铝, 铁的混凝过程, 初级沉淀池等 。
③ III型沉淀或区域沉淀,颗粒在区域沉淀中具有
较高的密度 （ 大于 1000mg/L）, 颗粒形成层状物,
呈整体沉淀状, 并形成较明显的固 -液界面 。 清
楚地呈现出澄清区和污泥区 。 区域沉淀发生于石
灰软化沉淀, 活性污泥沉淀和污泥浓缩池中 。
2.6.4 V0的确定方法：
有 5种方法确定 Vs,从而确定溢流率 V0。
（ 1） 计算
? I型沉淀：落入静止流体中的颗粒会进行加速运
动, 直至颗粒受到的作用力 （ 重力, 摩擦力和浮
力 ） 均衡为止 。
2.6.4 V0的确定方法：
? 三种力的定义：重力 FG,浮力 FB,拖拽力 （ 摩擦
阻力 ） FD （ CD为拖拽系数 ）,
? 使颗粒加速运动的牵引力是重力与浮力之差：
? 当拖拽力等于此牵引力时, 颗粒的速度将达到一
个定值, 称为终端沉降速度, Vs。 此时,
FG - FB = FD,从而
pB gVF ?? psG gVF ?? 2
2vACF
pDD ??
FD
FB
FG
v psBG gVFF )( ?? ???
2)(
2s
pDps
vACgV ??? ??
对于直径为 d的球形颗粒：
由此可以得到终端速率的表达式：
? 拖拽系数或摩擦系数 CD根据周围流体的流态不同
而取不同的值 。 流态可以定性地分为层流, 湍流
和过渡流 。 采用 雷诺数 （ Reynolds number） 来
定量地描述不同的流态 。
dd
d
A
V
p
p
3
2
)2(
)2(34
3
3
?? ? ?
2/1]3 )(4[ ???
D
ss C dgv ??
??
? ss dvdvR ??
牛顿拽力系数与雷诺数的关系
? 在高雷诺数 （ Re>10,000） 情况下, 对球体所产生的涡流
阻力而言, CD值约为 0.4。 在低雷诺数 （ Re<0.5） 时, 对
球体产生的粘滞阻力而言：
? CD = 24/Re
? 在过渡区, 0.5<Re<10,000,球体的拖拽系数可用下式近
似计算：
? 在静态层流情况下, Vs采用 Stokes定理,
? 可设定 V0 = (0.33~0.7) Vs。
34.0Re 3Re24 2/1 ???DC
?
??
18
)( 2dgv s
s
??
（ 2） 第二方法：絮凝沉淀实验室数据或中试数据
? 目前没有合适的数学关系式可用来描述 II型沉淀 。 在沉淀
过程中, 絮体颗粒持续地改变形状, 尺寸与密度, 因此不
能用 Stokes公式计算 。 通常在实验室中用沉淀柱试验来获
得设计数据 。
? 首先将沉淀柱装满待分析的悬浮液, 在一定的时间间隔内
于采样口排水取样, 分析每个样品的悬浮固体浓度 。 去除
百分比可利用下式计算：
? R表示在某一深度与时间下的去除率； Ct为在一定深度处,
时间 t时的浓度, mg/L。 绘出沉淀柱中颗粒的去除率与深
度的关系图, 以 5%或 10%的间隔连接图中各点以组成等
浓度曲线 。 以沉淀柱底部与等浓度曲线的交点求溢流率 。
0
1 CCR t??
? 溢流率,V0 = H/ti
式中 H为沉淀柱高度, m； ti,时间：沉淀柱底部
（ x轴 ） 与等浓度曲线的交点的时间, 其中下标 i
表示第 1,2,3… 等交点 。
? 在 ti处绘制垂直线, 与所有通过时间 ti的等浓度曲
线相交, 再利用等浓度曲线间的中点定义 H1,H2、
H3等高度 。 以计算固体物质的去除率 。
该式为沉淀时间为 Ta时的总的去除率 。 这些实验
数据应用于沉淀池设计时, 溢流率的放大系数为
0.65,停留时间的放大系数为 1.75。
.,,,,,,,,)()( 21 ?????? bcabaT RRHHRRHHRR a
（ 3） 区域沉淀的实验室数据,对于区域沉淀而言, 设计参
数可以通过实验室实验得到 。 溢流率设计值设定为实验室
数值的 0.5~0.7倍 。
（ 4） 烧杯实验数据,可确定混凝絮体的沉降速率 。
（ 5） 经验设计值：
? 所有形式的沉淀池均有典型的设计值 。 但这些设计值一般
很保守 。 只有这样才能保证设计不佳的进水区或出水区能
正常地工作 。 典型沉淀池溢流率数值 见下表：
应用范围 矩形或圆形 ( m 3 / d ? m 2 ) 上流式沉淀池 (m 3 / d ? m 2 )
铝盐或铁盐混凝
浊度去除 40 50
色度去除 30 35
大量藻类去除 20
石灰软化
低浓度镁 70 130
高浓度镁 57 105
Example 2
? 某水处理厂的设计流量为 0.5m3/s，设计溢流率
为 32.5 m3/(d ? m2)，确定沉淀池的表面积。假
设典型溢流设计值为 20 m3/(d ? m2)，计算沉淀
池的表面积，并将这两个值进行比较。停留时
间为 95分钟，确定沉淀池的深度。
? Solution：（ 1）计算表面积：
首先换算流量单位,0.5m3/s=43200m3/d；
As=Q/V0=43200/32.5=1330m2。
? 利用保守设计值, 计算表面积：
As=Q/V0=43200/20=2160m2。
显然, 在这种情况下使用保守设计值将会导致沉淀池
表面积 有 60%的富余 。
? 一般沉淀池的长宽比介于 2,1~5,1之间, 而长度很
少超过 100米 。 一般情况下, 最少设计 2个沉淀池 。 若
按照 2个池设计, 假定池宽 12米, 总表面积为 1330m2：
1330m2/(2)(12m)=55m。
长宽比为 55m/12m=4~5,符合一般沉淀池长宽比要求 。
（ 2） 确定沉淀池的深度：
? 沉淀池的总体积,V = Qt0 = 0.5 ? 95 ? 60 =2850m3。
? 沉淀池深度,H=V/As=2850/1330=2米 。 该深度不包括
污泥储存区 。 最终设计为两个沉淀池：宽 12m?长 55m
?2m,加上污泥储存深度 。
平流沉淀池设计成果及工程应用
2.7 过滤
? 沉淀池的出水中仍含有絮体颗粒, 且出水的浊度在
1~10NTU之间 。 为了将浊度降低到 0.3NTU,一般使用
过滤方法 。 水的过滤是利用沙或其它多孔介质, 将流
经的水与悬浮状或胶体状物质分开的过程 。 水 充满沙
粒之间的空隙, 水中杂质因阻塞在空隙中或附着在沙
粒表面而与水分离 。
? 滤池分类方法有多种, 一种根据使用的介质 （ 沙, 无
烟煤等 ）, 另一种是根据允许的溶剂负荷率 。 负荷率
是单位面积滤床上流过的水量 。 是水流经滤床表面的
流速 。
s
a A
Qv ?
? 按照不同的负荷率, 分为慢砂滤池
（ 2.9~7.6m3/(d.m2)）, 快砂滤池 （ 120m3/(d.m2)）, 以
及高速砂滤池 。
? 快砂滤池的简化图如下 。 来自沉淀池的水进入滤池,
渗过沙层和砾石床, 经过隔板而流入过滤水储存槽 。
过滤时滤床越来越被堵塞, 因水难以通过滤床而使水
位上升到砂层以上 。 最后水位将上升到一个定点, 此
时滤床已完全堵塞, 必须加以清理, 此点叫做终端水
头损失 (terminal head loss)。
? 此时, 关闭阀门 A和 C,以停止
进水并防止水流入过滤水储槽 。
然后打开阀门 E和 B,让大量的
冲洗水从滤床的底部流入 。 冲
洗水促使砂床膨胀, 原来陷在
胶体颗粒间的胶体杂质释放出
来并进入冲洗水中 。 几分钟后,
冲洗过程结束, 而过滤过程重
新开始 。
2.7.1 滤料的粒径特性
? 粒状材料的大小分布是使样品材料通过一系列的标准
筛来确定的 。 美国标准筛系列为其中的一种 。 以 1mm
的筛网开口为基准, 按照 (2)1/4倍数递增或递减, 最大
开口为 5.66mm,最小为 0.037mm。 所有能够通过最小
筛网的物质落在一个盘子里, 成为系列筛筛出的最终
物质 。
筛号 开口尺寸 / mm 筛号 开口尺寸 / mm
200 0, 0 7 4 20 0, 8 4
140 0, 1 0 5 ( 1 8 ) ( 1, 0 0 )
100 0, 1 4 9 16 1, 1 9
70 0, 2 1 0 12 1, 6 8
50 0, 2 9 7 8 2, 3 8
40 0, 4 2 6 3, 3 6
30 0, 5 9 4 4, 7 6
? 粒径筛分析 是将筛网从开口最大的到开口最小的由上而下
放臵, 再将滤砂样品臵于顶层的筛中, 经过一段时间的振
动以后, 称量留在各筛上的砂粒质量 。 记录其累积质量,
并换算成小于或等于各筛口尺寸的砂粒质量分数, 然后 绘
出质量累计平率分布曲线 。
2.7.2 过滤水力学
? 原水通过干净成层, 空隙率均匀的砂滤池时所产生的压力
损失 （ 一般称为水头损失 ）, 可用 Rose推导的公式表示如
下：
? 式中 va-流速, m/s； D-滤床深度,m； CD-拖拽系数； f-粒径
为 d的砂粒的质量分数； d-粒径, m； ?-形状因子； g-重力
加速度, m/s2； ?-空隙率 。 CD由拖拽系数与雷诺数的关系
确定 。
?
??
?
n
i
Da
L d
fC
g
Dvh
1
4
2067.1
?
? 尽管 Rose方程只限于干净滤床, 但可用它检查过滤的初期
状态和砂粒大小分布对水头损失的影响 。 当滤池堵塞时,
水头损失将增大 。 此时的计算结果为期望的最小水头损失 。
最初水头损失大于 0.6m时意味着负荷率太高, 或细砂所占
的比例太小 。 设计时, 必须考虑到滤池运行时可能发生的
其它水头损失 。 因此, 滤池深度必须至少等于最大设计水
头损失, 应为 3m左右 。
? 计算反冲洗水头损失可确定滤槽上方反冲洗水槽的位臵 。
反冲洗水槽的底部必须离膨胀滤床表面至少 0.15m,以防
止滤料损失 Fair 和 Geyer提出预测膨胀滤床深度的公式：
式中,D-原来滤床深度, m； ?-原来滤床空隙率； ?-膨胀
滤床空隙率 。 vb-反冲洗流速, m/s； vs-沉淀速率, m/s。
?
? ??
??? n
i e
e
fDD
1 1
)1( 22.0)(
s
b
e v
v??
? 严格地说, 以上计算膨胀滤床空隙率的公式只适合于层流
状况 。 所以 Richardson和 Zaki提出了更具代表性的方程式：
式中, d60%-通过率为 60%时的颗粒直径, m。
? De的值可以直接确定 。 ?e~Vs; 而 ;必须计算
CD,而 CD是 Re的函数 ; 因此也是沉降速率 Vs的函数 。 所以
我们必须利用 Vs求出 Vs。 所以就必须采用试差法了 。 首先
估计一个沉降速率值 。 如果知道砂粒的直径和密度, 则利
用下图可以得到第一个沉降速率的估计值, 以计算 Re准数 。
? 反冲洗速率选择的限制因素是那些留在滤池中的最小砂粒
的终端沉降速率 。 反冲洗工艺实际上可看成是一个上流式
澄清池, 反冲洗速率即为澄清池的溢流率, 它决定滤料颗
粒是留在滤池中还是经洗砂水槽流出 。
1.0Re2 2 4 7.0)(
s
be vv?? ? ?svd %60Re ?
2/1]3 )(4[ ???
D
ss C dgv ??
粘度
过滤工艺设计成果及工程应用
2.8 消毒
? 在水处理中，通过消毒将水体中的病原菌（引起疾病
的微生物）减少到可以接受的程度。消毒与灭菌不同，
灭菌消灭了所有活的生物，饮用水不需要达到无菌。
? 人体内病原菌主要有三类：细菌、病毒和阿米巴胞囊。
有目的的消毒必须能够消灭以上三类病原菌。水的消
毒剂必须包括以下特性：
（ 1）必须能够消灭一定温度范围下、在水中存在相当时
间的所有种类和数目的病原微生物；
（ 2）必须能够适应待处理水或废水的成分、浓度和其他
情况的可能波动；
（ 3） 必须对人和动物无害 。 在所需浓度范围内无其他
（ 如味觉上 ） 不好的感觉；
（ 4） 必须成本低廉, 安全, 容易储存, 输送, 处理和使
用；
（ 5） 消毒剂在处理水中的强度或浓度必须能容易地, 迅
速地和 （ 最好能 ） 自动测定；
（ 6） 能在水中保持一定的浓度, 以提供足够强的杀伤力,
防止水在使用前被再次污染 。 残余杀菌力消失表示水
可能受到二次污染 。
2.8.1 消毒动力学
? 在理想条件下, 当具有单一敏感位点的微生物暴露于
消毒剂中时, 其死亡速率遵循 Chick定律 。 即在单位时
间内被消灭的微生物数目与其残余的数目成正比：
kNdtdN ??
? 这是一个一级反应 。 在实际情况下, 杀灭率可能偏离
Chick定律 。 由于消毒剂进入生物细胞中心引起时间延迟,
而可能使杀菌率增加 。 当消毒剂浓度减少或消毒剂与病
原菌分布不均匀时, 杀菌率可能逐渐降低 。
2.8.2 水中加氯反应
? 氯是最常使用的消毒剂 。 其利用形式有氯气, NaOCl和
Ca(OCl)2。
Cl2 + H2O ? HClO + HCl 几毫秒内完成反应 。
HClO是一种弱酸, 在 pH值小于 6.0时难于离解 。
HClO ? H+ + ClO-,pK = 7.537 （ 25?C） 。
以 HClO和 ClO-形式存在的氯称为有效氯 。
? 次氯酸盐溶于水中产生 ClO-：
NaOCl ? Na+ + ClO-
? 氯气倾向于降低 pH, 1mg/L 的氯可降低 CaCO3 硬度
1.4mg/L。
2.8.3氯消毒
? 氯消毒涉及一系列复杂反应并且受到与氯反应物质
的种类, 反应程度, 温度, pH,试验生物活性以及
各种其它因素的影响 。 这些因素使氯对细菌及其它
微生物的作用变得复杂化 。 一般情况下, 假设消毒
剂的杀菌作用遵循 CT理论：溶液中消毒剂浓度 （ C）
与杀菌时间 （ T） 的乘积为一常数 。 在 SWTR中, CT
理论广泛应用于胞囊与病毒消毒的标准 。 CT是一种
定义生物失活性能的经验公式：
CT = 0.9847C0.1758pH2.7519t-0.1467
式中 t表示温度, ?C。 该式表示当游离氯浓度, pH、
水温已知时, 游离氯使梨形虫胞囊减少 99.9%,所需
要的浓度和时间的乘积 。
2.8.4 氯 -氨反应：
NH3 + HOCl ? NH2Cl + H2O
NH2Cl + HOCl ? NHCl2 + H2O
NHCl2 + HOCl ? NCl3 + H2O
? 氯也会与有机氮, 如蛋白质, 氨基酸等反应生成有机氯
胺化合物 。 氯与氨或有机氮化合物在水中结合形成的氯
化合物称为结合有效氯 。
? 游离氯溶液的氧化能力随 pH变化, 这是由 HOCl与 OCl-浓
度的比值随 pH变化所致 。
2.8.5 二氧化氯
? 一种很强的氧化剂 。 初期消毒, 杀灭细菌和胞囊, 然后
利用氯胺在配水管网系统消毒 。 ClO2不能在配水系统中
维持长时间的余氯量 。
? 当 ClO2处理水时会形成 2种副产物：亚氯酸盐和氯酸盐,
这些副产物会影响人体健康 。
? 水氯化的实践应用：结合余氯和游离余氯 。
? 使用 ClO2还会产生味与嗅的问题 。 以及相对高的成本等
因素限制了 ClO2的使用 。 然而应用 ClO2作为前期消毒剂
取得了满意的结果 。
2.8.6 臭氧
? 臭氧是一种具有刺激性气味, 不稳定的气体, 分子式为
O3。 由于不稳定性, 通常在使用地点生产臭氧 。 臭氧发
生器的反应 （ 15000~20000V电压 ）,
O2 ? 2O； O + O2 ? O3。
从臭氧发生器出来的氧气中含有 0.5%~1.0%（ 体积分数 ）
的臭氧 。 这样的气体混合物便被注入水中进行消毒 。
? 臭氧, 二氧化氯及氯胺去除 99.9%的 梨形虫胞囊的 CT
值：
温度
0, 5 ? C 5 ? C 10 ? C 15 ? C 20 ? C 25 ? C
二氧化氯 81 54 40 27 21 14
臭氧 4, 5 3 2, 5 2 1, 5 1
氯胺 3800 2200 1850 1500 1 1 0 0 750
? 与 ClO2一样, 臭氧不会长时间地存在于水中, 几
分钟后就会重新变成氧气 。 因此典型的流程是在
原水或沉淀池与过滤池之间加入臭氧进行初级消
毒, 然后加入氯胺作为配水系统的消毒 。
2.8.7 紫外线照射
? 紫外线是波长在 0.2~0.39?m范围内的电磁波 。 利
用紫外线消毒的方法是：将薄层的水暴露于汞蒸
汽弧光灯中, 该弧光灯产生波长在 0.2~0.29?m法
案安慰内的紫外线 。 UV在水中的穿透深度大约
在 50~80mm。 为了覆盖更大的水域范围, 需要
使用更多的灯管 。 光线能否穿过水体到达水中的
目标物影响着杀菌的效果 。
2.8.8高级氧化工艺 (Advanced oxidation processes)
? AOPs采用几种消毒剂相结合, 以产生羟基自由基
(OH?)。 羟基自由基是无选择性的强氧化剂, 可以分
解很多有机物质 。 最有用的 AOPs工艺采用的氧化剂
是 臭氧加双氧水 。
2.9 吸附
? 吸附是一种传质过程, 物质从液相转移到固体表面,
通过物理或化学作用相结合 。 水处理中常用的吸附
剂是活性炭 。 许多水厂已经将滤池中的无烟煤换成
颗粒状活性炭, 以控制味与嗅的产生, 十分有效 。
? 颗粒状活性炭可用于去除水中的合成有机物, 天然
有机物, 消毒的副产物, 以及一些潜在的致癌物 。
2.10水厂废物管理
? 在原水净化为自来水或饮用水的过程中, 沉降的化
学药剂与其它杂质从水中分离, 形成污泥, 可能含
有高达 98%的水分 。
? 水厂的主要废弃物见下表：
固体废弃物 废液
1, 铝盐絮凝污泥 1 0, 离子交换剂再生废液
2, 铁盐絮凝污泥 1 1, 活性氧化铝再生废液
3, 聚合物絮凝污泥 1 2, 反渗透浓缩液
4, 硬水软化污泥 废气
5, 滤床反冲洗废物 1 3, 气提单元排出的气体
6, 慢砂滤床废物
7, 废弃的颗粒活性炭
8, 铁、锰去除单元产生的废物
9, 真空脱水机中废弃的滤布
污泥收集
? 处理过程中，多个工艺均产生污泥，其中，
物理沉淀工艺具有泥量大的特点，即污泥
主要来自于沉淀池，收集常采用链式除砂
机，其工作状况如下所示：
污泥处理
重力浓缩池
? 污泥浓缩在重力浓缩池中进行。处理石灰污泥的
固体负荷 100~200 kg/(m2/d); 混凝污泥负荷 15~20
kg/(m2/d)。
污泥的最终处置
? 污泥经过所有可能的最终处理后, 残余
的污泥必须经过最终处臵 。 大致有三种
方法：
（ 1） 与污水混合处臵 。 将处理任务转嫁
给了污水处理厂；
（ 2） 填埋处臵 （ 固化 /稳定化的预处理要
求 ）
（ 3） 作为肥料 （ 但会带来相应的问题,
如重金属, 有机物, 病原菌等 ）
Questions
1,假设颗粒的沉降速率为 0.64cm/s,平
流式澄清池的溢流率为 0.8cm/s,试计算
截留在澄清池中的颗粒的百分数？
2,假设颗粒的沉降速率为 2.8mm/s,上
流式澄清池的溢流率为 0.560cm/s,试计
算截留在澄清池中的颗粒的百分数？
完
谢谢
昆明冶金高等专科学校
环境与市政工程系
武彦生
