环境影响评价工程师考试讲稿：第6章　水环境影响预测与评价

6 水环境影响预测与评价 6.1 水体中污染物的迁移与转化 6.1.1 水体中污染物迁移与转化概述 水体中污染物的迁移与转化包括物理输移过程，化学转化过程和生物降解过程。 6.1.1.1 物理过程 物理过程作用主要指的是污染物在水体中的混合稀释和自然沉淀过程。沉淀作用指排入水体的污染物中含有的微小的悬浮颗粒，如颗粒态的重金属、虫卵等由于流速较小逐渐沉到水底。污染物沉淀对水质来说是净化，但对底泥来说则污染物反而增加。混合稀释作用只能降低水中污染物的浓度，不能减少其总量。水体的混合稀释作用主要由下面三部分作用所致。 （1）紊动扩散。由水流的紊动特性引起水中污染物自高浓度向低浓度区转移的紊动扩散。 （2）移流。由于水流的推动使污染物迁移的随流输移。 （3）离散。由于水流方向横断面上流速分布的不均匀（由河岸及河底阻力所致）而引起分散。 6.1.1.2 化学过程 氧化还原反应是水体化学净化的重要作用。流动的水流通过水面波浪不断将大气中的氧气溶入，这些溶解氧与水中的污染物将发生氧化反应，如某些重金属离子可因氧化生成难溶物（如铁、锰等）而沉降析出；硫化物可氧化为硫代硫酸盐或硫而被净化。还原作用对水体净化也有作用，但这类反应多在微生物作用下进行。天然水体接近中性，酸碱反应在水体中的作用不大。天然水体中含有各种各样的胶体，如硅、铝、铁等的氢氧化物、黏土颗粒和腐殖质等，由于有些微粒具有较大的表面积，另有一些物质本身就是凝聚剂，这就是天然水体所具有的混凝沉淀作用和吸附作用，从而使有些污染物随着这些作用从水中去除。 6.1.1.3 生物过程 生物自净的基本过程是水中微生物（尤其是细菌）在溶解氧充分的情况下，将一部分有机污染物当作食饵消耗掉，将另一部分有机污染物氧化分解成无害的简单无机物。影响生物自净作用的关键是：溶解氧的含量，有机污染物的性质、浓度以及微生物的种类、数量等。生物自净的快慢与有机污染物的数量和性质有关。生活污水、食品工业废水中的蛋白质、脂肪类等是极易分解的。但大多数有机物分解缓慢，更有少数有机物难分解，如造纸废水中的木质素、纤维素等，需经数月才能分解，另有不少人工合成的有机物极难分解并有剧毒，如滴滴涕、六六六等有机氯农药和用作热传导体的多氯联苯等。水生物的状况与生物自净有密切关系，它们担负着分解绝大多数有机物的任务。蠕虫能分解河底有机污泥，并以之为食饵。原生动物除了因以有机物为食饵对自净有作用外，还和轮虫、甲壳虫等一起维持着河道的生态平衡。藻类虽不能分解有机物，但与其他绿色植物一起在阳光下进行光合作用，将空气中的二氧化碳转化为氧，从而成为水中氧气的重要补给源。其他如水体温度、水流状态、天气、风力等物理和水文条件以及水面有无影响复氧作用的油膜、泡沫等均对生物自净有影响。 6.1.2 河流水体中污染物的对流和扩散混合 废水进入河流水体后，不是立即就能在整个河流断面上与河流水体完全混合。虽然在垂向方向上一般都能很快地混合，但往往需要经过很长一段纵向距离才能达到横向完全混合。这段距离通常称为横向完全混合距离（x1）。纵向距离（x）小于x1的区域称为横向混合区，大于x1的区域称为断面完全混合区。如图6.1-1所示。 在某些较大的河流中，横向混合可能达不到对岸，横向混合区不断向下游远处扩展，形成所谓“污染带”。 在不同的区域，影响污染物的浓度和输移、转化特性的主要物理、化学过程也有差异。 在横向混合区，排入的废水和上游来水的初始混合稀释程度，取决于排放口的各种特性和河流状况。随着水流携带污染物向下游输移，横向混合使污染物沿河流横向分散，进一步与上游来水混合稀释。
图6.1-1 污染物在河流中的混合示意 在横向混合以下的完全混合区，污染物在河流断面上完全混合。 在该区域，通过一系列的物理、化学和生物的输移、转化过程，污染物的浓度被进一步降低。这些过程通常采用质量输移、扩散方程、一级动力学反应方程来描述。在大多数的情况下，扩散系数、反应速率都可能随空间和时间的变化而变化。 在河流中，影响污染物输移的最主要的物理过程是对流和横向、纵向扩散混合。 对流是溶解态或颗粒态物质随水流的运动。可以在横向、垂向、纵向发生对流。在河流中，主要是纵向的。所要求的数据只是上游来流量。河流流量可以通过测流、示踪研究或曼宁公式计算得到。对于较复杂的水流，要获得可靠的流量数据，需要进行专门的水动力学实测及模拟计算。 横向扩散指是由于水流中的紊动作用，在流动的横向方向上，溶解态或颗粒态物质的混合。可以根据包含河流水深、流速以及河道的不规则性的公式来估算横向扩散系数EL。在横向混合区内，对流和横向扩散混合是最重要的，有时纵向混合也不能忽略。 纵向离散是由于主流在横、垂方向上的流速分布不均匀而引起的在流动方向上的溶解态或颗粒态质量的分散混合。纵向离散系数EX包括多个因素。目前大多数的计算公式都包含流速、河宽、水深、河床粗糙系数。不同的计算公式得到的数值不同。较可靠的数值是使用示踪研究得到的数值。 6.1.3 海水中污染物的混合扩散 排放到海洋中的污水，一般是含有各种污染物的淡水。它的密度都比海水小，入海后一面与海水混合而稀释，一面在海面向四周扩展。图6.1-2给出了污水入海后混合扩散的一个剖面。反映弱混合海域，即潮汐较小，潮流不大，垂直混合较弱海域的扩散状况。 从图6.1-2中可以看出，排放到海中的污水浮在海洋表层向外扩展，它的稀释是海水通过它的底面逐渐混入到污水中进行的。随着离排污口距离的增加，稀释倍数也逐渐增加。污水层的厚度在排放口附近较深，然后逐渐减小。向外扩展到一定程度，即污水的密度达到一定界限值即形成扩展前沿一锋面，这时污水的稀释倍数达到60～100倍左右。锋面外侧的海水明显向污水层下方潜入，形成清晰的界面，即所谓锋面，这样的界面在污水层的底部也清晰可见。锋面受到风和潮的作用，其形状和出现的地点会不断变化，有时会变得模糊不清。 污水层的厚度通常为1～2?m，污水从排出口到达它的前沿约需1～2小时。根据大量的实测资料，扩散域的面积与排放量之间有如下经验关系： 1gA=1.2261gQ+0.0855 式中A，若是淡水的情况，则表示稀释60～100倍时的扩展范围（m2）；若是温排水的情况，则表示形成1～2℃温差的限界面积（m2），Q为排放量（m3/d）。
图6.1-2 污水在海面上的扩展 温排水在海里的对流扩散规律与COD等一般污染物类似，但有不同点，温排水温度比海水高，热水总是会浮到冷水上面，如果浅海中潮流混合比较强烈，温排水入海后不久就和水体垂直混合均匀，如果垂直混合不是很强烈时，则温排水只影响到水的表层，这时需要用复杂的三维模型来描述，根据美、法科学家对温排水预测的研究结果，用修正后二维模型预测温排水的影响分布，同样可得到合理的结果，这时温排水只影响到浅表层2～4?m。 温排水携带的热量除了被潮流带走一部分，另一部分通过与大气的热交换释放到大气中。这个热交换的强度由R（表面综合散热系数）表示，一般与水温、水面风速等有关。 溢油在海面上的变化是极其复杂的，其中主要有物理过程、化学过程和生物过程等，同时与当地海区气象条件，海水运动有着直接的关系。溢油动力学过程一般划分为扩展过程和漂移过程。 扩展过程：对实际溢油事件的观测发现，在溢油的最初数十小时内，扩展过程占支配地位，这种支配地位随时间而逐渐变弱，扩展过程主要受惯性力、重力、粘性力和表面张力控制，扩展过程可分为三个阶段：惯性一重力阶段；重力一粘性阶段；粘性一表面张力阶段。扩展过程的一个明显特征是它的各向异性，如在主风向上，油膜被拉长，在油漠的迎风面上形成堆积等。 漂移过程：漂移过程是油膜在外界动力场（如风应力、油水界面切应力等）驱动下的整体运动，其运动速度由三部分组成，即潮流、风海流、风浪余流，前二者不会因油膜存在而发生大的变化。 6.2 水环境影响预测方法 6.2.1 预测方法概述 6.2.1.1 预测方法简介 预测地表水水质变化的方法，大致可以分为三大类：数学模式法、物理模型法、类比分析法。 （1）数学模式法 此方法是利用表达水体净化机制的数学方程预测建设项目引起的水体水质变化。该法能给出定量的预测结果，在许多水域有成功应用水质模型的范例。一般情况此法比较简便，应首先考虑。但这种方法需一定的计算条件和输入必要的参数，而且污染物在水中的净化机制，很多方面尚难用数学模式表达。 （2）物理模型法 此方法是依据相似理论，在一定比例缩小的环境模型上进行水质模拟实验，以预测由建设项目引起的水体水质变化。此方法能反映比较复杂的水环境特点，且定量化程度较高，再现性好。但需要有相应的试验条件和较多的基础数据，且制做模型要耗费大量的人力、物力和时间。在无法利用数学模式法预测，而评价级别较高，对预测结果要求较严时，应选用此法。但污染物在水中的化学、生物净化过程难于在实验中模拟。 （3）类比分析法 调查与建设项目性质相似，且其纳污水体的规模、流态、水质也相似的工程。根据调查结果，分析预估拟建设项目的水环境影响。此种预测属于定性或半定量性质。已建的相似工程有可能找到，但此工程与拟建项目有相似的水环境状况则不易找到。所以类比调查法所得结果往往比较粗略，一般多在评价工作级别较低，且评价时间较短，无法取得足够的参数、数据时，用类比求得数学模式中所需的若干参数、数据。 6.2.1.2 预测条件的确定 （1）筛选拟预测的水质参数 根据对建设项目的初步工程分析，可知此项目排入水体的污染源与污染物情况。结合水环境影响评价的级别，工程与水环境两者的特点，即可从将要排入水体的污染物中筛选水质预测参数。 （2）拟预测的排污状况 一般分废水正常排放（或连续排放）和不正常排放（或瞬时排放、有限时段排放）两种情况进行预测。两种排放情况均需确定污染物排放源强以及排放位置和排放方式。 （3）预测的设计水文条件 在水环境影响预测时应考虑水体自净能力不同的多个阶段。对于内陆水体，自净能力最小的时段一般为枯水期，个别水域由于面源污染严重也可能在丰水期，对于北方河流、冰封期的自净能力很小，情况特殊。在进行预测时需要确定拟预测时段的设计水文条件，如河流十年一遇连续七天枯水流量，河流多年平均枯水期月平均流量等。 （4）水质模型参数和边界条件（或初始条件） 在利用水质模型进行水质预测时，需要根据建模、验模的工作程序确定水质模型参数的数值。确定水质模型参数的方法有实验测定法、经验公式估算法、模型实定法、现场实测法等。对于稳态模型，需要确定预测计算的水动力、水质边界条件；对于动态模型或模拟瞬时排放、有限时段等排放，还需要确定初始条件。 6.2.2 常用的河流水环境影响预测方法 6.2.2.1 正常设计条件下河流稀释混合模型 （1）点源，河水、污水稀释混合方程 对于点源，河水和污水的稀释混合方程为：
（6.2-1） 式中 C——完全混合的水质浓度，mg/L； QP——上游来水设计水量，m3/s； CP——设计水质浓度，mg/L； QE——污水设计流量，m3/s； CE——与设计排放浓度，mg/L。 （2）非点源方程 对于沿程有非点源（面源）分布入流时，可按下式计算河段污染物的浓度：
（6.2-2）
（6.2-3） 式中，WS——沿程河段内（x＝0到x＝xS）非点源汇入的污染物总负荷量，kg/d； Q——下游x距离处河段流量，m3/s； QS——沿程河段内（x＝0到x＝xS ）非点源汇入的污染物总负荷量，m3/s； xS——控制河段总长度，km； x——沿程距离（0≤x≤xS），km。 （3）考虑吸附态和溶解态污染指标耦合模型 上述方程既适合于溶解态、颗粒态的指标，又适合于河流中的总浓度，但是要将溶解态和吸附态的污染指标耦合考虑，应加入分配系数的概念。 分配系数Kp的物理意义是在平衡状态下，某种物质在固液两相间的分配比例。
（6.2-4） 式中，C——溶解态浓度，mg/L； X——单位质量固体颗粒吸附的污染物质量，mg/kg； KP——分配系数，L/mg。 对需区分溶解态浓度的污染物，可用下式计算：
（6.2-5） 式中，C——溶解态浓度，mg/L； CT——总浓度，mg/L； SS——悬浮固体浓度，mg/L； KP——分配系数，L/mg。 6.2.2.2 河流的一维稳态水质模式 当污染物在河流横向方向上达到完全混合后，描述污染物的输移、转化的微分方程为：
（6.2-6） 式中：A——河流横断面面积； Q——河流流量； C——水质组份浓度； DL——综合的纵向离散系数； SL——直接的点源或非点源强度； SB——上游区域进入的源强； SK——动力学转化率，正为源，负为汇。 设定条件：稳态（
），忽略纵向离散作用，一阶动力学反应速率K，河流无侧傍入流，河流横断面面积为常数，上游来流流量Qu，上游来流水质浓度Cu，污染源排放流量Qe，污染物排放浓度Ce，则上述微分方程的解为： C＝C0 exp（?kx/86400u） （6.2-7） 式中：C0＝（Cu·Qu＋Ce·Qe）/（Qu＋Qe）； K——一阶动力学反应速度，1/d； u——河流流速，m/s； x——沿河流方向距离，m； C——下游距污染源（排放口）为x处的水质浓度，mg/L。 6.2.2.3 Streeter-Phelps模式 S-P模型是研究河流溶解氧与BOD关系的最早的、最简单的耦合模型。S-P模型迄今仍得到广泛地应用，也是研究各种修正模型和复杂模型的基础。它的基本假设为：河流为一维恒定流，污染物在河流横断面上完全混合；氧化和复氧都是一级反应，反应速率常数是定常的，氧亏的净变化仅是水中有机物耗氧和通过液-气界面的大气复氧的函数。 Streeter Phelps模式
（6.2-8） 其中 C0＝（CPQP＋CEQE）/（QP＋QE） （6.2-9） D0＝（DPQP＋DEQE）/（QP＋QE） （6.2-10） 式中，D——亏氧量即DOf??DO，mg/L； D0——计算初始断面亏氧量，mg/L； DP——上游来水中溶解氧亏值，mg/L； DE——污水中溶解氧亏值，mg/L； u——河流断面平均流速，m/s； x——沿程距离，m； K1——耗氧系数，l/d； C——沿程浓度，mg/L。 DO——溶解氧浓度，mg/L； DOf——饱和溶解氧浓度，mg/L； K1——耗氧系数，l/d； K2——复氧系数，l/d。
图6.2-1 氧垂曲线示意图 沿河水流动方向的溶解氧分布为一悬索型曲线，通常称为氧垂曲线，如图6.2-1所示。氧垂曲线的最低点C称为临界氧亏点，临界氧亏点处的亏氧量称为最大亏氧值。在临界亏氧点左侧，耗氧大于复氧，水中的溶解氧逐渐减少；污染物浓度因生物净化作用而逐渐减少。达到临界亏氧点时，耗氧和复氧平衡；临界点右侧，耗氧量因污染物浓度减少而减少，复氧量相对增加，水中溶解氧增多，水质逐渐恢复。如排入的耗氧污染物过多将溶解氧耗尽，则有机物受到厌氧菌的还原作用生成甲烷气体，同时水中存在的硫酸根离子将由于硫酸还原菌的作用而成为硫化氢，引起河水发臭，水质严重恶化。临界氧亏点xc的位置为：
6.2.2.4 河流二维水质模式 1．二维水质方程 （1）顺直均匀河流 在顺直均匀的河流中，描述污染物的二维对流扩散的基本方程为：
（6.2-11） 若忽略
项的作用，此时方程（6.2-11）简化为：
（6.2-12） 横向混合系数My与河流平均水深
和摩阻流速u*等因素有关。实用上可近似用下式估算：
式中，
——平均水深； α——横向混合无量纲常数（0.6±50%）； u*——
，通常约为平均流速的1%数量级； g——重力加速度； J——河流比降；
——横断面平均流速。 （2）用累积流量坐标表示的二维水质方程 累积流量的定义为：
（6.2-13） 式中，qc——距一岸的横向距离为y时的累积流量； My——河流横断面的形状系数； h——当地水深； u——当地垂向平均流速； y——横向坐标。 y＝0时，qc（0）＝0；y＝B（河宽）时，qc（B）＝Q（河流总流量）；qc（y）沿横向y方向的典型分布如图6.2-2所示。
qc＝累积流量 y＝河流横向坐标 Q＝河流总流量 B＝总河宽 图6.2-2 累积流量的横向分布 引入累积流量坐标qc（y），代替直角坐标y，相应的水质方程为：
（6.2-14） 式中，
，称为横向混合因子； mx—河流纵向形状系数（mx≈1）；
—横断面上的平均流速。 设Mc为常数，并用
近似代替
，则方程（6.2-14）成为：
（6.2-15） 2．连续点源的河流二维水质模式 设定条件：河宽为B，在离岸边距离为ys处有一连续点源，源强为Ce·Qe，水质组份C的一级动力学反应系数为K。 二维水质方程（6.2-15）的解析解为：
（6.2-16） 式中，
； p=qc/Q； ps＝qcs/Q（相应于ys）； Ca＝Ce·Qe/Q； Q——河流总流量； u——平均流速； n——河岸的反射次数。 在岸边排放，即ys＝0（ps＝0）；方程6.2-16为
（6.2-17） 在大多数的情况下，可以忽略河岸反射的影响，即n＝0，此时方程（6.2-17）简化为
（6.2-18） 岸边的浓度为：
（6.2-19） 3．瞬时点源的河流二维水质模式 设定条件：河流为顺直均匀的一维河流，流量为Q，横断面面积为A，断面平均流速为U＝Q/A，瞬时源源强为M，一阶动力学反应速率为K，水质组份C的水质方程为：
（6.2-20） 初始条件和边界条件：
式中，C0＝M/Q
利用δ（t）函数的特性和拉氏变换，得到方程（6.2-20）的解：
（6.2-21） 6.2.3 湖泊（水库）水环境影响预测方法 6.2.3.1 湖泊、水库的盒模型 以年为时间尺度来研究湖泊、水库的富营养化过程中，往往可以把湖泊看作一个完全混合反应器，这样盒模型的基本方程为：
（6.2-22） 式中，V——湖泊中水的体积，m3； Q——平衡时流入与流出湖泊的流量，m3/a； CE——流入湖泊的水量中水质组分浓度，g/m3； C——湖泊中水质组分浓度，g/m3； SC——如非点源一类的外部源或汇，m3； γ（c）——水质组分在湖泊中的反应速率。 如果反应器中只有反应过程，无外部源或汇，则SC＝0，则式（6.2-22）变为：
（6.2-23） 当所考虑的水质组分在反应器内的反应符合一级反应动力学，而且是衰减反应时，则 γ（c）＝?KC 上式变为以下形式：
（6.2-24） K是一级反应速率常数（1/t）。当反应器处于稳定状态时，dC/dt＝0，式（6.2-24）变为下式：
（6.2-25） 式中，τ—停留时间，τ＝V/Q。 6.2.3.2 湖泊（水库）的富营养化预测方法 湖泊（水库）中早期经典的营养盐负荷预测模型有Vollenweider模型和Dillon模型等。 （1）Vollenweider负荷模型 Vollenweider最早提出磷负荷与水体中藻类生物量存在一定关系，1976年提出营养物质负荷模型：
（6.2-26） 式中，［p］——磷的年平均浓度，mg/m3； L——年总磷负荷/水面面积，mg/y·m2； q——年入流水量/水面面积，m3/y·m2； TR——容积/年出流水量，m3/y·m3。 （2）Dillon负荷模型 Dillon和Rigler收集了南安大略18个湖的数据，提出适合估算春季对流时期磷的湖内平均浓度的磷负荷模型：
（6.2-27） 式中，［p］——春季对流时期磷平均浓度，mg/L； φ——磷的滞留系数，
； q0——湖泊出流水量，m3/y； [p]0——出流磷浓度，mg/l； N——入流源数目； qi——由源i的入湖水量，m3/y； [p]i——入流i的磷浓度，mg/L；
——
，平均深度，m。 6.2.4潮汐河口水环境影响预测方法 在潮汐河流中，最重要的质量输移机理通常是水平面的输移。虽然存在垂向输移，但与水平输移相比较是较小的。因此，在浅水或受风和波浪影响很大的水体，在描述水动力学特性和水质组份的输移时，通常忽略垂向输移，将潮汐河流系统看作二维系统来处理。在很多情况下，横向输移也是可以忽略的，此时，可以用一维模型来描述纵向水动力学特性和水质组份的输移。 6.2.4.1 潮汐河流一维水质预测模式 （1）一维的潮汐河流水质方程 假定在垂向和横向方向上的混合输移是可以忽略的，即水质组份在纵向上的混合输移是最重要的，此时，水质方程简化为一维方程：
（6.2-28） 相应地，以质量守恒形式表示的方程为：
（6.2-29） 在潮汐河流中，最常用的是一维的水质方程。甚至在不完全满足一维条件的潮汐河流中，一维模型也用来描述水质组份的纵向分布及比较不同污染负荷的水质状况。 （2）一维潮平均的水质方程 在潮汐河流中，水质组份浓度C＝C（x，t）随潮流运动而变化，当排放的污染负荷稳定时，水质浓度的变化也具有一定的规律。此时，潮平均的浓度值是描述水质状况的一个重要参数。 对方程（6.2-28）进行潮周平均：
（6.2-30） 式中，T——潮汐周期时间； Uf——潮平均净流量； 上标“—”表示潮平均值。 方程中的Ex与方程（6.2-28）中的Ex瞬时值有所不同，
为潮平均等效纵向离散系数，与通常的潮平均值也不同。 当
时，为潮平均稳态方程。 （3）一维潮平均方程的解析解 对于均匀的潮汐河流及水质组份为一级动力学反应的情形，潮平均稳态方程为：
（6.2-31） 方程的解的形式为：
（6.2-32） 式中，
Qf—潮平均净流量。
通常称为O′connor数，用n表示。在内陆河流，n≈0～0.05，在潮汐河流中，一般地，n约等于1.0或更大。对于非保守性物质，完全混合的稀释度与n值有关；若n＝0.75，则
。 在潮汐河流中，由潮区界向下至河口，纵向离散系数
是逐渐增大的，一般地，O′connor数也增大。 6.2.4.2 潮汐河口二维水质预测模式 描述潮汐河口的二维水质方程为
（6.2-33） 式中，C——水质组份的浓度； u、v——垂向平均的纵向、横向流速； Ex、Ey——纵向、横向扩散系数； SL——直接的点源或非点源强； SB——由边界输入的源强； SK——动力学转化率，正为源，负为汇； x、y——直角坐标系； t——时间。 从潮汐河口水质模型的实用数值解考虑，方程（6.2-33）可以写成质量守恒的形式：
（6.2-34） 式中，M——单位体积的水质组份的质量； S——水质组份的源和汇。 不论是采用（6.2-33）还是（6.2-34）来预测潮汐河口的水质变化，都需要求解潮汐河口水动力学模型获取流场（u、v、t）状况。一般采用有限差分法、有限元法、有限体积法等数值求解方法来模拟预测流场和浓度场的分布与变化。 6.3 河流水质模型的应用 6.3.1 河流水质模型选择 从理论上考虑，水质模型应该包括在所模拟的河流水体中对水质组份起重要作用的现象和过程；以实用性和经济性考虑，最好是选择使用简便、通用，又能满足所研究的特定水质问题的模型。 在选择模型时，必须考虑以下几个重要的技术问题： （1）水质模型的空间维数； （2）水质模型所描述（或所使用）的时间尺度； （3）污染负荷、源和汇； （4）模拟预测的河段范围 （5）流动及混合输移 （6）水质模型中的变量和动力学结构 6.3.1.1 水质模型的空间维数 大多数的河流水质预测评价采用一维稳态模型，对于大中型河流中的废水排放，横向浓度梯度（变化）较明显，需要采用二维模型进行预测评价。 在河流水质预测评价中，一般不采用三维模型。 如果污染物进入水域后，在一定范围内经过平流输移、纵向离散和横向混合后达到充分混合，或者根据水质管理的精度要求允许不考虑混合过程而假定在排污口断面瞬时完成均匀混合，即假定水体内在某一断面处或某一区域之外实现均匀混合，则可采用水质模型进行预测评价。 在《导则》中给出了判定河流中达到横向均匀混合的计算公式（）。当需要评价的河段长度大于下式计算的结果时，可以采用一维模型；而需要评价的河段长度小于该公式计算的结果时，应采用二维模型。
式中，L——混合过程段长度； B——河流宽度； a——排放口距岸边的距离； u*——河流断面平均流速； H——平均水深； g——重力加速度； J——河流坡度。 不考虑混合距离的重金属污染物、部分有毒物质等其他保守物质的下游浓度预测与允许纳污量的估算。 有机物降解性物质的降解项可忽略时，可采用零维模型。 对于有机物降解性物质，当需要考虑降解时，可采用零维模型分段模型，但计算精度和实用性较差，最好用一维模型求解。 6.3.1.2 水质模型的时间尺度 在水质预测中使用的时间尺度，按逐渐增加水质模型复杂性的顺序列出如下： （1）稳态； （2）准稳态； （3）动态。 在稳态预测中，只预测计算水质浓度的空间分布。当采用在一定时段内平均的污染负荷、河流流量等作为定常条件时，预测得到的水质浓度分布是该时段的真实水质浓度的平均值。 如在建设项目环评中采用预测的污染源强、多年平均枯水期月平均流量进行预测，得到的是相应于多年平均枯水期月平均流量条件下的水质浓度值。 准稳态的预测通常是在稳态的基础上考虑部分随时间变化的因素。 准稳态可以有以下几种状态： —定常污染负荷—变化的河流流量 —变化的污染负荷—定常河流流量 —定常污染负荷—定常河流流量—变化的其它环境参数 在建设项目环评中常需要考虑的准稳态是“变化的污染负荷—定常河流流量”状况，如在设计河流水文条件、污染物事故排放的水质影响预测。 在动态预测中，河流流量、污染物负荷和温度等均随时间变化，预测计算得到的水质浓度随时间和空间而变化。 在河流水质预测评价中，绝大多数情况下采用稳态或准稳态进行预测。 6.3.1.3 污染负荷、源和汇 一般而言，影响河流水质状况的污染负荷、源和汇包括下列各项： （1）来自城市污水处理厂的点源； （2）来自工矿企业（直接排入水体）的点源； （3）来自城市下水道系统的城市径流； （4）非点源； （5）河流上游或支流带入的污染物（包括氧亏）； （6）河床内的源和汇（污染物沉积、再悬浮、底泥耗氧、藻类产氧和耗氧等）。 6.3.1.4 模拟预测的河段范围 在《导则》中按污水排放量和河流规模确定了营养的预测范围。 从技术上考虑，对于预计可能受到明显影响的重要水域应划入预测范围；在预测溶解氧时，预测的范围应包括溶解氧气区域。在预测的河段范围内，水文特征突然变化和水质突然变化处的上、下游、重要水工建筑物附近、水文站附近、例行水质监测断面均是模拟预测的关心点。 6.3.1.5 流动及混合输移 进行水质预测要求河流流量平衡。因此，需要考虑较重要的支流和污染源的流量。在某些情况下，还需要考虑地下水排泄和地表水下渗补给对河流流量的影响。 除了与水质数据相对应的流量（包括设计流量）外，还需要有相应流量下的河流横断面面积、水深和流速等。 有关河道地形、水文、水力学的数据收集包括： （1）各河段长度； （2）河道宽度，过水断面面积随水深的变化关系； （3）河床底坡； （4）水力半径随水深的变化； （5）河床糙率系数； （6）水深随流量的变化。 对于单向河流而言，在利用稳态模型进行预测时，纵向离散作用与对流输移作用相比很小，在模型中不考虑纵向离散的影响；但利用准稳态模型进行瞬时源或有限时段源的影响预测时，需要考虑纵向离散系数。 在利用二维稳态模型进行预测时，需要收集河道地形、水力学特征沿河流横断面方向变化的数据，同时需要考虑横向混合系数。 6.3.1.6 模型中的变量和动力学结构 按照污染物在水环境中输移、衰减的特点，一般利用水质模型进行预测评价的污染物可以分为四类： （1）持久性污染物（包括在水环境中难降解、毒性大、易长期累积的有毒物质）； （2）非持久性污染物； （3）酸和碱（以pH表征）； （4）热（以温度表征）。 对于非持久性污染物，一般采用一阶反应动力学来反映衰减规律。 对于持久性污染物，但在沉降作用明显的河段，一般可以近似地采用非持久性污染物相应的预测模式。 在进行河流溶解氧预测时，需要根据具体情况选择确定河流溶解氧模型结构即包括的溶解氧模型变量。 6.3.1.7 常用的河流水质模式选择 常用的河流水质模式及其选择见表6.3-1。 河流及污染物特征 适用的水质模式  持久性污染物（连续排放）   完全混合河段 河流完全混合模式  横向混合过程段   （1） 河流二维稳态混合模式（直角坐标系）  （2） 河流二维稳态累积流量模式（累积流量坐标）  沉降作用明显的河段 河流一维稳态模式，沉降作用近似为
（K3—沉降速率）  非持久性污染物（连续排放）   完全混合河段 河流一维稳态模式，一级动力学方程
 横向混合过程段   （1） 河流二维稳态混合衰减模式（直角坐标系）  （2） 河流二维稳态累积流量衰减模式（累积流量坐标）  沉降作用明显的河段 河流一维稳态模式，考虑沉降作用的反应方程式近似为
（K1—降解速率，K3—沉降速率）  溶解氧 河流一维DO－BOD耦分模式（如S-P模式）  瞬时源（或有限时段源）   中、小河流 河流一维准稳态模式（流量定常—污染负荷变化）  大型河流 河流二维准稳态模式   6.3.2 河流水质模型参数的确定方法 河流水质模型参数的确定方法包括： （1）公式计算和经验估值； （2）室内模拟实验测定； （3）现场实测； （4）水质数学模型率定。 6.3.2.1 单参数测定方法 （1）耗氧系数K1的单独估值方法 a．实验室测定法
（6.3-1） 试验数据的处理建议采用最小二乘法或作图法。 b．两点法
（6.3-2） c．多点法（m≥3）
（6.3-3） d．kol法
（6.3-4） （2）复氧系数K2的单独估值方法—经验公式法 a．欧康那-道宾斯（O′Conner-Dobiins，简称欧-道）公式
（6.3-5）
（6.3-6）

b．欧文斯等人（Owens, et al）经验式
（6.3-7） c．丘吉尔（Churchill）经验式
（6.3-8） （3）K1、K2的温度校正
（6.3-9） 温度常数θ的取值范围 对K1，θ＝1.02～1.06，一般取1.047； 对K2，θ＝1.015～1.047，一般取1.024。 混合系数的经验公式单独估算法 a．泰勒（Tay lor）法求横向混合系数My（适用于河流）
（6.3-10） b．费希尔（Fischer）法求纵向离散系数（适用于河流） DL＝0.011 u2B2/hu* （6.3-11） （4）混合系数的示踪试验测定法 示踪试验法是向水体中投放示踪物质，追踪测定其浓度变化，据以计算所需要的各环境水力参数的方法。 示踪物质有无机盐类（NaCl、LiCl）、萤光染料（如工业碱性玫瑰红）和放射性同位素等，示踪物质的选择应满足如下要求： a．具有在水体中不沉降、不降解，不产生化学反应的特性； b．测定简单准确； c．经济； d．对环境无害。 示踪物质的投放方式有瞬时投放、有限时段投放和连续恒定投放。连续恒定投放时，其投放时间（从投放到开始取样的时间）应大于1.5 xm/u（xm为投放点到最远取样点的距离）。瞬时投放具有示踪物质用量少，作业时间短，投放简单，数据整理容易等优点。 数据整理建议采用拟合曲线法。 示踪试验可以求出Mx、My。 6.3.2.2 多参数优化法 多参数优化法是根据实测的水文、水质数据，利用优化方法同时确定多个环境水力学参数的方法。此方法也可以只确定一个参数。利用多参数优化法确定的环境水力学参数是局部最优解，当要确定的参数较多时，优化的结果可能与其物理意义差别较大。为了提高解的合理性，可以采取如下措施： a．根据经验限制各环境水力学参数的取值范围，确定初值； b．降低维数，可用其它方法确定的参数尽量用其它方法确定之。 多参数优化法所需要的数据，因被估值的环境水力学参数及采用的数学模式不同而异，一般需要如下几个方面的数据： a．各测点的位置，各排放口的位置，河流分段的断面位置； b．水文方面：u、Qh、H、B、I、umax等等； c．水质方面：拟预测水质参数在各测点的浓度以及数学模式中所涉及的参数； d．各测点的取样时间； e．各排放口的排放量、排放浓度；支流的流量及其水质。 6.3.2.3 沉降系数K3和综合消减系数K的估值方法 K3和K的估值可以采用单参数或多参数估值方法： a．利用两点法确定K1＋K3或K； b．利用多点法确定K1＋K3或K； c．利用多参数优化法确定K3、K。 6.3.3 水质数学模型的标定与检验 6.3.3.1 水质模型标定与检验的概念 水质模型的标定与检验，实际上是实测的水质数据与模型计算的水质分布的比较。这些“比较”所包括的内容和条件如下： （1）各实测的水质数据系列与根据其相应条件（例如污染负荷、流量、水温等）计算的水质数据（所有重要的水质组份）的比较； （2）对于所有的水质数据系列和取得某一数据系列的所有河段，均应使用相同的负荷组份、速率系数和输移系统； （3）负荷、源、汇、反应速率和输移在时间上和在空间位置上应该是长期不变的；除非系统的变量是与所定义的过程相互联系的，或者是能直接测量的（例如流量、水温等）； （4）要有两个或更多的相似条件下的计算水质浓度和实测水质浓度的比较； （5）必须在将来的计算中将使用的时间和空间尺度上进行比较。 最后一条的含意是，稳态、准稳态和动态模型的计算水质必须与相对应的实测水质数据进行比较。例如，动态模型必须相应于动态数据来标定和验证，即，在t＝0的数据用于模型的初始条件，在t＝t1，t＝t2，…，t＝tn进行计算值和实测值的比较。 6.3.3.2 水质模型的标定 利用选择的水质模型，对于各实测水质数据相对应的污染负荷、流量和水温条件进行水质计算，调整反应速率和第Ⅱ类污染负荷的数值，使计算值与实测值相符，并得到一组一致性的模型参数。 在水质模型的标定中，计算值与实测值的比较常用统计特性分析来进行。常用的三个方法是： （1）平均值的比较； （2）回归分析； （3）相对误差。 平均值的比较：在多组相应的污染负荷、输移（流量、扩散）和水温条件下，实测数据的平均值与计算平均值的比较。可以使用“学生”概率密度函数进行平均值比较； 回归分析：计算值与实测值之间的回归分析方程为：
＝aC＋E （6.3-12） 式中， C——计算值；
——实测值； E——x的误差。 在这里，假定计算值是已知的并具有确定性，而E是χ的测量误差； 相对误差：相对误差的计算公式为：
（6.3-13） 相对误差可在空间或时间上聚合，并可计算误差的累积频率。 6.3.3.3 水质模型的检验 模型的检验是利用与标定模型所用的数据无关的污染负荷、流量和水温资料进行水质计算，验证模型计算的结果与现场实测数据是否较好地相符。 同样要求使用上述统计特性参数来进行实测数据和计算结果之间的比较。 检验模型与标定模型所用的实测资料是无关的。在许多情况下，要求在标定模型后进行模型检验所需要的现场实测和数据收集工作。 在模型检验中要求考虑水质参数（速率）的灵敏度分析。灵敏度分析主要是检验水质参数的适用条件。 在灵敏度分析中，给予对水质计算结果较敏感的系数值一个微小扰动，对相应于各组次实测水质的污染负荷、流量、水温条件进行水质计算，比较计算值与实测值。 如果计算值与实测值之间有相对均匀的偏离，通常就说明在模型标定时确定的这些系数适用于较大范围的污染负荷、流量和水温条件下的水质计算。 如果计算值有很明显的变化或没有变化，则需要再进行多组次的流量、水温和污染负荷条件下的实测值和计算值的比较，以确定合适的系数值。 一般地，在模型检验时，不要调整反应速率和第Ⅱ类污染源数值。如果需要调整这些参数，则应该重新进行模型的标定工作。 6.3.4 例题与思考题 6.3.4.1 例题 （1）预测河流中的BOD5浓度 某一河段的上游断面处有一岸边污水排放口稳定地向河流排放污水，其污水特征为：Qe＝19440 m3/d，BOD5（e）＝81.4 mg/l；河流水环境参数值为：上游流量Qu＝6.0 m3/s，BOD5（u）＝6.16 mg/l，河宽B＝50.0 m，平均水深H＝1.2 m，假设BOD降解速率K1＝0.3/d，已知完全混合长度约为3?000 m，预测河流排放口下游10?km处的BOD5浓度? （2）温度修正系数的应用 在上一例题中，假设20℃时BOD降解速率K1（20）＝0.3/d，河流中环境水温为15℃，其余条件不变，预测河流排放口下游10公里处的BOD5浓度? （3）利用S-P模型计算河流的溶解氧 已知河流污水排放口处初始BOD浓度值、溶解氧值、饱和溶解氧值、BOD降解速率K1、河流流量Q、河宽B、平均水深H、河床糙率n、以及河流环境水温T，试问能否根据下列S-P模式求出排放口下游x处的溶解氧浓度值?并列出有关参数的计算表达式。
式中，D0——x＝0处河流氧亏值，mg/L； L0——x＝0处河流BOD浓度，mg/L； CS（x）——x点处溶解氧的饱和溶解度，mg/L； u——河流流速，m/s； K1——降解速率； K2——复氧系数。 （4）瞬时源排放的水质模型应用 在1小时内有某种易溶性化学物因偶然事故排入河道，假定起始断面浓度基本均匀，浓度值为10 mg/L，该化学物属非持久性，在河水中的衰减系数为0.015 /h，河流纵向离散系数为2 km2/h，平均流速为5 km/h。在下游15?km处有一城市供水水厂，如何利用水质模型预测分析该突发事故对水厂的可能影响? （5）利用二维水质模式预测影响（待补） 6.3.4.2 思考题 （1）河流二维稳态水质模式的应用条件 思考：在二维稳态水质模式中包含有哪些假定和简化（有关废水特性、排放方式、河流水动力学）? （2）河流一维水质模式 思考（1）：在一维稳态水质模式中包含有哪些假定和简化（有关废水特性、排放方式、河流水动力学）? 思考（2）：在一维准稳态水质模式中包含有哪些假定和简化（有关废水特性、排放方式、河流水动力学）? 思考（3）：在有多个点污染源排放情况下，如何选择和运用水质模型? 思考（4）：当废水排入支流，要求评价其对干流水质的影响时，如何考虑选择水质模型? 思考（5）：对于事故性排放，选择哪类水质模型?