污水調蓄池單元劃分

⑴ 城市污水按其來源分為

1.城市污水廠污泥

城市物流系統中有難以勝數的用水環節，使用後的水大多轉化為含不同種類與濃度污染物的污水。城市所產生的污水基本可以按來源分為兩類：①工業污水，來自城市的工業部門，污染特徵由相應的產業技術、過程決定；②城市污水，來自城市的居民區，商業服務業等非工業部門，其污染特徵與具體的來源(如商業、居住區)關系較小，也就是說，不同來源的城市污水共性是它的主要方面。

城市污水的凈化處理也是按來源分別安排的，城市污水處理廠的主要處理對象是城市污水。城市污水處理廠在對污水的處理過程中，污水中的部分污染物轉化為可沉降物質排出，這股排出的物流是以固液混合為特徵的所謂城市污水廠污泥。

2.城市給水污泥

現代城市使用的大部分水是以管網分配形式供應的所謂自來水給水，目前絕大部分城市的給水水源(原水)，均僅能在進行必要的凈化處理後，才能達到給水的水質要求。

原水的凈化在專門的給水處理廠(自來水廠)完成，主要的處理工藝是混凝沉澱(將原水中的顆粒物、膠體和部分可溶態雜質轉化為可沉降或可濾除的顆粒或膠體物質)和過濾(與沉澱一同完成對上述顆粒和膠體的最終去除)，被去除的顆粒和膠體構成了城市給水污泥的固相部分，用於從沉澱池和濾池中排除這些固相物的水則構成了該污泥中的液相部分。

3.城市水體疏浚淤泥

城市水體指的是主要匯水區域為城市建成區的自然或人工水體(河道、湖、塘等)。城市水體除了具有景觀、航運等功能外，主要的功能是城市排水的通道與調蓄容量的組成部分。由於匯水區的特徵，城市水體可能受納的水流包括城市地表徑流、城市污水和工業污水等。這些水流中所夾帶的顆粒物、膠體，在一定的水力、水文條件下成為城市水體的沉積物，同時上述水流中的可溶性物質在一定的生物、化學作用過程中也會生成可沉降物質，轉化為水體沉積物。

⑵ 污水處理可以分為幾個等級呢

這個問題不嚴謹。首先是去除大顆粒物質，次之是去除有機物，再次之是無機物。大方向是這樣

⑶ 廢水處理法的按處理程度進行分類現

代廢水處理技術，按處理程度劃分可分為一級處理、二級處理和三級處理。
(一)一級處理去除廢水中的漂浮物和部分懸浮狀態的污染物質，調節廢水pH值、減輕廢水的腐化程度和後續處理工藝負荷的處理方法。污水經一級處理後，一般達不到排放標准，所以一般以一級處理為預處理，以二級處理為主體，必要時再進行三級處理，即深度處理，使污水達到排放標准或補充工業用水和城市供水。一級處理的常用方法有篩濾法、沉澱法、上浮法、預曝氣法。
(二)二級處理二級處理是污水通過一級處理後，再加處理，用以除去污水中大量有機污染物，使污水進一步凈化的-)：藝過程：相當長時間以來，主要把生物化學處理作為污水二級處理的主體工藝。採用化學或物理化學處理法作為二級處理主體工藝，並隨著化學葯劑品種的不斷增加，處理設備和工藝的不斷改進而得到推廣。因此，二級處理原作為生化處理的同義詞已失去意義。污水經過一級處理之後，可以有效地去除部分懸浮物，也可以去除一部分生化需氧量(BOD)，但一般不能去除污水中皇溶解狀態的和呈膠體狀態的有機物和氧化物、硫化物等有毒物質，不能達到污水排放標准。因此需要進行二級處理。二級處理的主要工藝為生物處理，包括厭氧生物處理及好氧生物處理，其中好氧生物處理主要有活性污泥法及生物膜法。有的國家正在研究和採用化學或物理化學處理法作為二級處理主體工藝，預期這些方法將隨著化學葯劑品種的不斷增加，處理設備和工藝的不斷改進而得到推廣。污水二級處理可以去除污水中大量BOD和懸浮物，在較大程度上凈化了污水，對保護環境起到了一定作用。但隨著污水量的不斷增加，水資源的日益緊張，需要獲取更高質量的處理水，以供重復使用或補充水源。為此，有時需要在二級處理基礎上，再進行污水三級處理。
(三)三級處理污水三級處理又稱為污水深度處理或高級處理。為進一步去除二級處理未能去除的污染物質，其中包括微生物以及未能降解的有機物或磷、氮等可溶性無機物。三級處理是深度處理的同義詞，但兩者又不完全一致。三級處理是經二級處理後，為了從廢水中去除某種特定的污染物質，如磷、氮等而補充增加的一項或幾項處理單元；至於深度處理則往往是以廢水回收、復用為目的，而在二級處理後所增設的處理單元或系統。三級處理耗資較大，管理也較復雜，但能充分利用水資源。完善的三級處理由除磷、脫氮、去除有機物(主要是難以生物降解的有機物)、病毒和病原菌、懸浮物和融礦物質等單元過程組成。根據三級處理出水的具體去向，其處理流程和組成單元是不同的。如果為防止受納水體富營養化，則採用除磷和除氮的三級處理；如果為保護下游引用水源或浴場不受污染，則應採用除磷、除氮、除毒物、除病菌和病原菌等三級處理，可直接作為城市飲用水以外的生活用水，如洗衣、清掃、沖洗廁所、噴灑街道和綠化地帶等用水。

⑷ 污水處理等級分為幾級

現代污水處理技術，按處理程度劃分，可分為一級、二級和回三級處理。

一級處理：任務是從廢水中去答除呈懸浮狀態的固體污染物。為此，多採用物理處理法。一般經過一級處理後，懸浮固體的去除率為70%～80%，而生化需氧量(BOD)的去除率只有25%～40%左右，廢水的凈化程度不高。

以上是對污水處理都有哪幾個等級的介紹，污水的危害有多大，大家一定都知道，所以污水一定要達到排放要求後再進行排放。

⑸ 污水設計處理單元Bod500怎麼設計的

設計污水處理單元的BOD5（五日生化需氧量）移除率通常根據處理工藝和目標出水水質要求來確定。一般來說，設計時需要考慮以下因素：

• 污水水質：需要對污水的肆陸污染物種類和濃度進行測試和分析，了解BOD5含量，以確襪乎定BOD5的去除量。

• 處理工藝：根據污水的污染物種類和濃度，選擇合適的處理工藝進行處理告雹悉，如生物處理工藝（如好氧池、厭氧池、MBR等）或化學處理工藝（如混凝、氧化等）。

• 出水質量要求：需要根據排放標准或用途要求來確定出水中BOD5的限制濃度，進而計算出去除率。

一般情況下，設計污水處理單元的BOD5去除率應達到90%以上。但具體的設計參數還需要根據具體情況進行評估和優化。

⑹ 工業廢水中，什麼叫做單元處理技術

單元處理技術泛指一類相似的處理工藝，比如沉澱單元、氧化單元、深度處理單元。每個單元有可能包括一系列相關的工藝

⑺ 調蓄池工程設計研究分析

1晉祠泉復流工程概況
晉祠泉出露於太原西邊山斷裂帶懸瓮山腳下，屬上升泉，是太原西山岩溶地下水的集中排泄點，泉口出露高程802.53~805.26m，距太原市城區25km。由於地下水長期嚴重超采和採煤排水，使晉祠泉地下水的補給系統遭到嚴重破壞，導致泉域斷流。晉祠泉水的枯竭，給當地生態環境帶來很大的影響。近年來，隨著部分工礦企業置換利用黃河水，關閉所有中小煤礦，泉域內關井壓采范圍的擴大，以及汾河清水復流工程閉渣的實施，使得泉域內汾河滲漏段入滲補給地下水的水量逐年增加，地下水得以涵養，泉域內岩溶地下水位明顯回升。晉祠泉自1994年4月30日泉水斷流起，水位逐年持續下降。從2008年8月止跌回升後，2011年度岩溶水位回升6m。若有進一步的補水工程，地下水位繼續回升，可使晉祠泉再度出流。2002年啟動了晉祠泉水景觀工程。
2工程建設必要性
明仙溝引蓄水工程是利用引黃清徐原水直供工程輸水至明仙溝蓄水池，可補充晉祠泉域地下水並置換103號井供水任務的工程。為實現晉祠泉盡快復流，實施晉源區關井壓采，確保關井壓采後引黃供水的安全，在明仙溝內新建調蓄池，通過下滲向晉祠泉域補水，可對晉祠泉域復流起到促進作用。同時，根據可調蓄的水量，向晉祠泉域提供應急補水，可置換地下水部分供水任務。因此，建設明仙溝引蓄水工程尤為緊迫和必要。
3調蓄水池位置選擇
在滿足自流給用水戶供水的前提下，調蓄池應盡可能圍繞難老泉附近選址。晉祠泉附近為邊山開闊區域，土地肥沃，是古晉陽城舊址區域，因此村莊及文物古跡比較密集，為避免徵地移民，調蓄池應選在溝谷等人口和建築物較為分散的區域。明仙溝位於距離難老泉泉眼上游1km處，根據該區等水位線圖，晉祠泉主要由西北方向來的岩溶水補給，調蓄池位於西北方向，且距離近，故分析滲漏水會有相當一部分流向晉祠泉，對晉祠泉的恢復有促進作用。明仙溝控制流域面積5.446km2，50年一遇洪峰流量為64.6m3/s，100年一遇洪峰流量為81.4m3/s，洪水可自明仙溝調蓄池右側排洪涵下泄，不影響補水和供水水質。明仙溝引蓄水工程取水口位於清徐原水直供工程迎賓路與濱河西路交匯處，分水口管中心高程767.184m，明仙溝溝頂高程1142m，溝口高程828m。溝長4.5km，地形高程828～1142m，平均縱坡6.6%，河谷底寬20～50m，向上逐漸開闊，河床覆蓋層在0～6m左右。明仙溝溝窄坡陡，為得到較大的容量，必須修建相對高的壩體，但對下游晉祠古鎮和赤橋村防洪不利，同時蓄水會破壞一定淹沒范圍內的植被。調蓄池蓄水後，可能存在塌岸等問題。根據《小型水庫更新建設工程設計文件匯編》精神，本次在溝內下段河谷底寬最寬處（70m）選擇適宜的調蓄池位置。
4調蓄水池容量確定
受地形條件所限，依據太原市對西山生態的保護原則，調蓄池按照不淹沒明仙溝內兩岸坡植被的要求，採用在溝底較寬處放坡開挖覆蓋層的方案，該方案可形成1.0萬~2.0萬m3左右的調節容量，以滿足晉祠泉應急補水和調節蓄水的工程任務。方案一：選定的調蓄池處溝穀穀底左岸高右岸低，可充分利用地形條件以及溝內現狀洪水下泄路徑，選擇在右岸布置排洪建築物，因地制宜開挖池底覆蓋層後碾壓回填至右岸谷底，並通過排洪建築物的設計完成洪水排泄與消能。同時，開挖出的棄渣可碾壓回填在調節池下游原土後，既滿足挖填平衡，同時可對調蓄池起到加固作用。蓄水位850.5m，池頂高程852.5m。調蓄池下游填方處採用碾壓均質土壩，最大壩高6.5m，總旦褲容量1.75萬m3。調蓄池左側地勢較高，為安全起見可在此處布置進場公路，寬度4.5m，長度500m。右側布置排洪涵，設計流量64.6m3/s，校核流量81.4m3/s，底寬10m。為避免下游浸沒問題，在調蓄池下游設置防滲牆及帷幕進行垂直防滲，通過延長滲徑，減少對下游建築物的浸沒影響。在壩體內及覆蓋層中設塑性混凝土防滲牆，厚度0.6m，下部基岩內做防滲帷幕至弱風化下部，共同形成防滲體系，確保下游建築物的安全。方案二：整體布置同方案一，僅將排洪建築物設計為5m×3m混凝土模態簡箱涵，頂部回填調蓄池開挖的棄渣，並回填至右岸坡腳。調蓄池為半挖半填形成，調蓄池蓄水位848.0m，池頂高程849.5m。調蓄池下游填方處採用碾壓均質土壩，最大壩高6.5m。調蓄池總容量1.05萬m3，採用土工膜全防滲結構。由於下游赤橋古村和晉祠賓館距離工程區較近（最近僅200m），調節池蓄水後將會沿著溝谷覆蓋層及下部基岩強風化層下滲，對下游建築物及兩岸構成浸沒影響，因此方案二中調蓄池採用土工膜全防滲結構。方案二與方案一相比雖然調蓄池容量較小，但投資小，工期短，見效快，另外，本方案全庫盆防滲後可減輕對下游的浸沒影響，且與周邊生態景觀相協調，因此選用投資較小的方案二。
5調蓄水池斷面設計
調蓄水池頂高程849.5m，池頂寬度10m，環調蓄池池頂總長357m。池頂兼作進場公路，池底最大寬度19m，環調蓄池頂布置高1.00m仿木質結構鋼筋混凝土防護欄桿，欄桿下部設0.3m×0.5m混凝土基礎，上下游壩坡坡比均為1∶2.5。整個蓄水池採用全庫盆土工膜防滲結構，上游採用六邊形C30W6F150預制預制混凝土塊護坡，單塊厚度180mm，單邊長300mm。上游護坡防滲結構從上部向下依次布置混凝土預制塊、200mm厚砂卵石墊層、200mm厚中細砂墊層、PE土工膜、200mm厚中細砂墊層。由於築池材料均為現場開挖料，且全部為洪沖積卵石混合土層，碾壓後防滲效果較差。為保證防滲效果，防止下游出現浸沒，在上游壩面設置10m厚黏土層。下游鋪設卵石混合土層，並採用草皮護坡。考慮大壩防滲失效，壩坡下游坡腳設置貼坡式排水體，從里到外依次鋪設砂層200mm、卵石層300mm、塊石層500mm。整個池內採用復合土工膜（二布一膜）防滲，土工膜防滲層採用規格為200g/0.5mm/200g的針刺短線滌綸兩布一膜（PE膜），幅寬均為4m，復合土工膜防滲結構自上而下依次為防護層、上墊層、防滲層、下墊層、支持層，由於壩體和庫底土層均為Q4原狀卵石混合土，整平夯實後需直接鋪設200mm厚中細砂層，上覆PE土工膜。上墊層和防護層針對不同部位作了不同處理。防滲土工膜上墊層採用平均厚度20cm的中細砂和20cm的河床質砂礫石，滿足防濾要求，防護層採用18cm厚的C30預制混凝土塊護面。
6結語
明仙溝調蓄水池建成後，有利於恢復晉祠流域內的生態植被環境，對晉祠的旅遊業發展將起到促進作用，對「三晉名泉」的恢復具有積極作用，可加快晉祠地區經濟持續發展。
相信經過以上的介紹，大家對調蓄池工程設計研究也是有了一定的認識。歡迎登陸中達咨詢，查詢更多相關信息。

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⑻ 污水調蓄池選址要求

預選調蓄池的位置為目標,以節點周圍的積水深度,積水范圍和積水時間為評價因子,考慮節點的重要性,敏感性並加權,經轉換和計算,得出各節點的綜合評價指標——積水危害指數,按積水危害指數大小進行排序,最終結果,積水危害指數越大的節點確定為調蓄池預選址的地點.本發明考慮的影響因素更多

⑼ 典型污水處理廠各個單元的作用

集水井（配水井），匯集廢水
格柵井，濾去較大漂浮物
調節池，調節進水水質（如混回勻，調節pH）
初沉答池，沉澱部分有機物，初步去除COD
生化池：這部分要看具體工藝，一般工業廢水COD值高，不易好氧處理，應先厭氧處理，部分降解後在高負荷好氧處理。總而言之，生化池就是利用微生物（好氧，厭氧）的生長代謝降解水中的污染物。
如果生化處理水質仍難以達標，可以後續沙慮，植物塘等，一般可以達標排放或回用

⑽ 污水處理

污水處理對地下水產生的污染主要是化學和生物污染，其影響的程度主要取決於污水的處理方法、含水層的水文地質和水文地球化學條件。

污水處理中引起地下水污染的做法主要包括用處理後的污水進行灌溉、用污泥施肥、有意或無意的污水入滲、生活污水管的泄漏以及污水對井的地表污染。

致病微生物是被污水污染的地下水對人體產生的最大威脅，Yates等（1993）綜述了細菌和病毒污染對人體健康產生的影響，並對其在地下水中的遷移和最終結局進行了討論。據此，他們認為20世紀80年代美國由飲用水傳染的大約200種疾病中，約1/2是由未處理或消毒不充分的地下水所引起的。

在地下水流系統中，細菌和病毒可存活數月，運移數百米（Yates等，1993）。這兩種微生物都是在低溫下可存活更長的時間，當溫度為8℃時，它們甚至可以無限期地存活。物理性的過濾可阻止細菌的運移，尤其是在細顆粒的土壤中更是如此。但病毒的體積很小，大部分的土壤不能使其含量明顯地減少。吸附是使兩種微生物含量減少的重要作用，Langmuir和Freundlich吸附等溫線均可用來描述地下水運移過程中兩種微生物的吸附作用。

污水的化學污染比生物污染的公認程度更高，污水中的許多污染物（如硝酸根）同時還與其他類型的污染相關。在污水中還含有各種類型的其他大量或微量組分，它們或者對人體健康有影響，或者可用來示蹤污染暈。幾乎所有常見的穩定同位素都可用來研究污水的污染問題。

5.2.3.1 污水處理廠對地下水的污染

污水可使用多種技術進行處理，污水處理的程度可劃分為初級、二級和三級（高級）。初級處理是指通過濾網或沉澱池除去其中的固體，二級處理指的是使用微生物除去廢水中的有機負荷，三級（高級）處理則是指去除廢水中特定化學物質（如硝酸根、磷酸根）的過程。經過二級處理後，廢水就允許排泄到天然水道中，或通過滲床滲入地下，或用來灌溉農田、高爾夫球場及其他的植被。其對地下水的影響就是在這些處置過程中發生的，從廢水中分離出的固體可進一步進行處理，或者在垃圾填埋場中填埋，或者用於施肥以提高土壤肥力，這樣，污泥的淋濾也會對地下水產生影響。

在美國農村地區的小社區，對污水進行二級處理的最常見方法就是氧化池（或污物穩定池）法。氧化池通常由一系列的蓄水池組成，污水依次通過各處理單元時其處理程度逐步加深，氧化池同時使用了好氧和厭氧過程來處理廢水中的 BOD。這種方法與其他方法相比要相對經濟一些，特別適用於土地面積不受限制的地區。Kehew（1984）和Bulger等人（1989）研究了美國北達科他州McVille污水處理場地對地下水的影響，該處理系統的蓄水池建設在可滲透的冰水沉積物上，要使廢水在池中有適宜的停留時間，必須對各處理單元進行襯砌。但三個處理單元只有一個做了襯砌，當廢水水位超過襯砌的處理單元時，它就會向未襯砌的處理單元排泄，這時廢水便會快速地滲透到淺層潛水含水層中。從第二個處理單元開始向下遊方向，地下水中的溶解固體、溶解有機碳、銨、鐵以及其他組分都有升高（圖5-2-9）。在處理單元附近，地下水的實測pE值很低，隨著遠離蓄水池，pE值逐漸升高，這與富含有機污染物的污染暈非常類似。該場地中的一個有趣的現象就是，來自上游一個好氧填埋場的污染暈，似乎與廢物穩定池下部的還原性污染暈發生了混合，從而使還原成了（Bulger等，1989）。

馬薩諸塞州Otis空軍基地由於二級處理廢水通過滲床入滲所引起的地下水污染問題在文獻中報道很多（LeBlane，1984；Barber，1992），該基地的污水處理廠從1936年開始運營，通過它處理廢水被排放到了一個24.5英畝的滲床中，在滲床的下游，形成了一個4000 m長、1000 m寬、30 m深的污染暈。可用多種參數來勾畫污染暈的范圍（圖5-2-10），但硼是最有用的一種參數，這是因為硼是一種保守性組分，在運移過程中不怎麼發生化學反應，而且在背景地下水中不存在。硼之所以在污染暈中出現，是因為在洗衣粉中過硼酸鈉被用作為了漂白劑。在地下水中，硼是以原硼酸（B（OH）₃）的形式存在的，它之所以沒有發生離解是因為污染暈的pH值要遠低於原硼酸的pK_a值。污染暈還可用電導率、氯濃度以及其他參數來勾畫。在二級處理廢水中DOC的含量大大減小，同時，大於背景值（2～5 mg/L）的DOC足以在污染暈中形成缺氧（反硝化作用）的條件。向下遊方向，污染暈與含氧補給水的混合可導致銨的硝化，盡管地下水中的濃度一般低於5 mg/L。處理後的廢水中，磷的濃度通常也相對較高，它在地下水中通常是以正磷酸根的形式存在的。由於磷酸根易於被含水層介質所吸附，或以低溶解度的磷酸鐵或磷酸鋁的形式沉澱，因此在污染暈中，磷酸根常常被強烈阻滯。

圖5-2-9 McVille污水處理場地中溶解有機碳的分布

Otis空軍基地污染暈的一個有趣現象是其含有來自家用洗潔劑中的化合物，根據測試這些物質所採用試劑的名稱（Methylene Blue Active Substances-亞甲藍活性物質），其在地下水中的含量通常用MBAS來表示。這些化合物一般由陰離子型表面活性劑組成，它們在地下水中的遷移性很強。洗潔劑在美國的使用大約始於1946年，1953年它們的使用量超過了肥皂。1964年之前，洗潔劑中最常用的表面活性劑是烷基苯磺酸鹽（ABS），它基本上是不可生物降解的。1964年，它開始被較易生物降解的表面活性劑——線性烷基磺酸鹽（LAS）所代替。MBAS在污染暈中的分布保存了洗潔劑使用的這一歷史，MBAS的最大濃度出現在污染暈的最前端（圖5-2-11），這些較高的濃度范圍反映了ABS的存在，而接近污染源的較低的濃度表明了污染暈中的LAS通過生物降解作用被去除了。

在污染暈中還檢測到了多種類型的其他合成揮發性和半揮發性化合物，它們均來源於家用洗潔劑及其他各種類型的產品，其中含量最大的是三氯乙烯（TCE）和四氯乙烯（PCE），它們在污染暈中的濃度已超過限制界限（Barber，1992）。

圖5-2-10 馬薩諸塞州Otis空軍基地硼在地下水垂直剖面中的分布（1978.5～1979.5）

5.2.3.2 化糞池系統

在北美缺乏下水道的大部分地區，化糞池系統是廢物處置的首選方法。據估計，美國三分之一的廢水是通過化糞池系統處理的。在該系統中，廢水在一個水池中通過沉澱作用與固體廢物分離，然後被排放到多孔排泄瓦筒中，進而釋放到濾床，在這里，廢水很快地滲入了土壤。另一種方法是在表層土壤中垂直安裝多孔下水管，用以代替濾床。化糞池系統的原理是，通過土壤的過濾，可除去廢水中的污染物。很遺憾的是，很多化糞池系統都在淺層潛水中形成了污染暈，它可對附近的水井和地表水體產生影響。

對化糞池系統污染暈水文地球化學過程的研究是近年來研究工作的一個焦點（Harman等，1996；Robertson等，1991，1998；Tinker，1991；Aravena and Robertson，1998；Robertson，1995；Robertson and Cherry，1995），其中最受關注的污染組分是硝酸根和磷酸根。硝酸根有時可導致嬰兒發生致命性的疾病——高鐵血紅蛋白症，這主要是由於嬰兒血攜氧能力的減弱而造成的。硝酸根也是水體富營養化的養分元素，地下水則是這些水體的補給源。磷酸根雖然比硝酸根的遷移能力弱，它也是水體富營養化的主要誘因之一。致病微生物的遷移也是可滲透性含水層值得關注的問題。

Harman等（1996）研究了加拿大安大略省一個學校的化糞池系統，該系統位於一個淺層潛水含水層之中。在化糞池中，廢水是一種強還原性的溶液，具有很高的DOC，其中的氮主要以銨的形式存在。它在從濾床向地下水面運動的過程中發生了很大的變化，氧化過程使得DOC減少了90%，銨則全部轉化成了硝酸根。污染暈中硝酸根的濃度表示在圖5-2-12中，有機碳的氧化形成了CO₂，當含水層中沒有碳酸鹽礦物時，這將使地下水的pH值降低。當含水層中存在碳酸鹽礦物時，它們將發生溶解，對水溶液的pH值產生緩沖作用，使污染暈中Ca²⁺、Mg²⁺的濃度增大。

圖5-2-11 1983年Otis空軍基地地下水中MBAS的平面（a）和剖面（b）分布

Robertson等（1998）對比了安大略省各種水文地球化學環境下，10個化糞池系統污染暈中磷酸根的遷移能力。其中，—P平均濃度的變化范圍為0.03～4.9 mg/L，污染暈的延伸長度從1 m變化到70 m。這與此前人們的一般認識是矛盾的，通常認為磷酸根被強烈地吸附到了含水層固體表面上，對地下水不構成威脅。但這一觀測結果表明磷酸根在地下水中的遷移可成為一個重要的問題，尤其當小型湖泊周圍的住宅中具有獨立化糞池系統時更是如此。Robertson等得出結論認為，磷酸根在包氣帶中通過礦物的沉澱作用發生了衰減，這些礦物主要是藍鐵礦（Fe₃（PO₄）₂· 8H₂O）、紅 磷 鐵 礦（FePO₄·2H₂O）及磷鋁石（AlPO₄· 2H₂O）。水中磷酸根的平衡濃度受到了pH值的控制，在低pH值條件下的非鈣質含水層中，磷酸根的濃度受礦物溶解度的控制而保持在一個很低的水平上.在中等pH值條件下（這主要是由於含水層中含有碳酸鹽礦物而引起的），磷酸根的濃度可以很高。廢水一旦到達潛水面，尤其是當含水層中的金屬氧化物具有表面正電荷時，磷酸根含量的減少則主要是由含水層固體的吸附作用所控制的。由於吸附和沉澱作用的影響，磷酸根的遷移速度約為地下水的流速的二十分之一。氮、碳、氧、硫的穩定同位素在示蹤化糞池系統污染暈及相關的地球化學轉化作用中是非常有用的（Aravena等，1993；Aravena and Robertson，1998）。

圖5-2-12 一個化糞池系統污染暈中心線處硝酸根濃度等值線剖面圖

對化糞池系統致病細菌和病毒污染危害的評估，目前所作的研究工作還相對較少（Bitton and Gerba，1984；Bales等，1995；Canter and Knox，1985；Yates，1985）。很多微生物的分析和檢測都比較困難且昂貴，當前所進行的研究工作主要集中在確定指示性微生物的遷移特徵上，它能夠間接地表明相應致病微生物的潛在遷移特性。大腸桿菌常被用作為指示性細菌，人類的腸道病毒以及大腸桿菌噬菌體（一種能夠感染腸道大腸桿菌的病毒）常被用作為指示性病毒。

DeBorde等（1998）在研究美國蒙大拿州一個中學的化糞池系統時，闡述了其微生物的運移情況。該研究包括了對化糞池及污染暈中人類腸道病毒和大腸桿菌噬菌體的監測，以及在含水層中注入大腸桿菌噬菌體。雖然人類腸道病毒在化糞池和含水層中很少被檢測到，但在觀測孔中卻一直能夠檢測到大腸桿菌噬菌體。盡管含水層具有強烈的吸附作用，但在距注水井30 m之外的觀測孔中仍檢測到了細菌。由於含水層性質的變化多種多樣，因此對所有條件下致病微生物遷移的准確預測幾乎是不可能的。

5.2.3.3 污水灌溉

來自污水處理廠的污水及污泥經常被用來灌溉或施肥，這種處理方法對地下水化學成分的影響與化糞池系統是類似的，但其在含水層中的影響范圍要更大一些。用污水及污泥灌溉或施肥時對環境影響最大的污染物是硝酸根。如果場地下部具有好氧包氣帶，廢物中的有機氮或銨將被氧化為硝酸根。在飽水帶中，只要保持氧化性條件，硝酸根在遷移過程中將不發生任何轉化作用。Spalding等（1993）研究了內布拉斯加州的一個場地，在這里，一塊玉米田使用污泥進行施肥，從而在其下遊方向形成了一個很大的硝酸根污染暈（圖5-2-13）。濃度大於10 mg/L的的范圍在地下水位之下延伸了大約15 m，盡管一細粒沉積物透鏡體阻止了其進一步下滲。氮同位素分析證實氮的來源是動物排泄物。

地下水化學成分的其他變化是由於廢物中的DOC引起的，若大量的DOC到達了潛水面，地下水中將發生氧的消耗作用。在以色列，人們在一塊用廢水灌溉的耕地之下達30 m深的含水層中發現了厭氧過程的存在（Ronen等，1987），在這種條件下，有機碳通過包氣帶的遷移過程將長達15年。在前述內布拉斯加州的場地中，DOC在含水層深部引起了反硝化作用發生。地下水中其他主要離子的濃度也隨著硝酸根和DOC含量的增大而增加。污泥中金屬的含量一般很大，但吸附和沉澱作用通常限制了它們在地下水中的遷移。

圖5-2-13 使用污泥施肥形成的硝酸根污染暈