西安市浐河水质监测与评价

1、前言 .1 第 1 章 浐河概况 .3 1.1 历史简介.3 1.2 水质现状.3 1.3 设计意义.4 第 2 章 实验准备 .4 2.1 水样采集、保存及预处理.4 2.2 采样断面确定.5 2.3 水质指标分析方法.9 第 3 章 水质分析 .14 3.1 水温的测定.14 3.1.1 主题内容与适用范围.14 3.1.2 原理.14 3.1.3 仪器.14 3.1.4 测定步骤.15 3.1.5 实验结果.16 3.1.6 结果分析.17 3.2 PH 值的测定 .17 3.2.1 实验目的.17 3.2.2 实验原理.17 3.2.3 仪器和试剂.18 3.2.4 实验步骤.18 3

2、.2.5 实验结果.18 3.2.6 结果分析.19 3.2.7 注意事项.19 3.3 COD 的测定 .20 3.3.1 原理.20 3.3.2 化学试剂及玻璃仪器.20 3.3.3 测试步骤.21 3.3.4 实验结果.22 3.3.5 结果分析.23 3.3.6 注意事项.23 3.4 氨氮的测定.24 3.4.1 原理.24 3.4.2 仪器.24 3.4.3 试剂.24 3.4.4 测定步骤.25 3.4.5 计算.26 3.4.6 实验结果.26 3.4.7 结果分析.29 3.4.8 注意事项.29 3.5 溶解氧的测定.29 3.5.1 原理.29 3.5.2 试剂.29 3

3、.5.3 测定步骤.30 3.5.4 计算.30 3.5.5 实验结果.31 3.5.6 结果分析.31 3.5.7 注意事项.32 3.6 总磷的测定 .32 3.6.1 原理.32 3.6.2 仪器.32 3.6.3 试剂.32 3.6.4 方法适用范围.33 3.6.5 步骤.33 3.6.6 计算.33 3.6.7 实验结果.34 3.6.8 结果分析.34 3.6.9 注意事项.34 3.7 总氮的测定.35 3.7.1 原理.35 3.7.2 药品与仪器.35 3.7.3 操作步骤.36 3.7.4 计算.36 3.7.5 实验结果.37 3.7.6 结果分析.38 3.8 浊度的

4、测定.38 第 4 章 水质评价 .40 4.1 方法概述.40 4.1.1 单因子评价法.40 4.1.2 单项指数法.40 4.1.3 均值型指数法 .41 4.1.4 模糊评价法.42 4.1.5 污染指数法.42 4.1.6 灰色评价法.43 4.1.7 物元分析法.43 4.2 各方法的特点比较.43 4.2.1 由项目的监测结果到其质量级别的确定.44 4.2.2 因子权重的确定.44 4.2.3 由各项目的质量评判综合得出水体质量.45 4.2.4 评价方法的研究方向.45 4.3 评价.46 4.3.1 单因子评价法.46 4.3.2 均值型指数评价法 .47 4.4 结论.4

5、9 建议 .50 设计结语 .51 致谢 .52 参考文献 .53 附录 1 地表水环境质量标准.55 1 范围.55 2 引用标准.55 3 水域功能和标准分类.56 4 标准值.56 5 水质评价.57 6 水质监测.57 7 标准的实施与监督.57 前言前言 浐河是西安市河道中的重要组成部分，在城市水生态系统中扮演着重 要着用，人工改造的浐河水面既具有自然河流的生态特性，又能达到人类 要求的行洪和排涝目的，人工改造的浐河形态主体还是自然河道形态，从 生态学观点来看，人工改造城市水面在不同程度上降低了河流形态的多样 性，生态环境的变化导致水域生物群落多样性的降低，使生态系统的健康 和稳定性

6、受到不同程度的影响，本文将对浐河人工改造水面河段的水质进 行研究和分析，并对结果做完整的评价。 随着国内外水资源研究的不断深入，迫切需要利用现代理论和方法识 别和模拟水资源系统，规划和管理水资源，保证水资源的合理开发、有效 利用，实现优化管理。经过多学科的长期共同努力，在水资源利用和管理 的理论和取得了明显进展。主要概括起来有以下四点： 1.1.水质模拟与模型化。 随着计算机技术的迅速发展，以及信息论和系统工程理论在水资源系 统研究中的广泛应用，水资源系统的状态与运行得分模型模拟已成为重要 的研究工具。各类确定行、非确定性、综合性的水资源品家和科学管理数 学模型的建立与完善，使水资源的信息系统

7、分析、供水工程优化调度、水 资源系统的优化管理与规划成为可能，加强了水资源合理开发利用、优化 管理的决策系统的功能和决策效果。 2.2.水质系统分析多目标化。 水资源动态变化的多样性和随机性，水资源工程的多目标性和多任务 性，水质和水量相互联系的密切性，使水资源问题更趋复杂化它涉及自然、 社会、人文、经济等各个方面。因此在对水资源系统分析过程中更注重系 统分析的整体性和系统性。现代的水质系统分析正向着多层次、多目标的 方向发展。 3.3.水质信息管理系统。 为了适应水资源系统分析与系统管理的需要，目前已经初步建立了水 资源信息分析与管理系统，主要涉及信息查询系统、数据与数据库系统、 水资源状况

8、评价系统、水资源管理与优化调度系统等。 4.4.水环境理论与技术的先进性。 人类大规模的经济的和社会活动对环境和生态的变化产生了及其深远 的影响。环境、生态的变异又反过来引起自然界水资源的变化，部分或全 部的改变了原来水资源的变化规律。人类通过对水资源变化规律的研究， 寻找这种变化规律与社会发展和经济建设之间的内在关系，以便更有效的 利用水资源，使环境质量向着有利于人类当今和长远利益的方向发展。与 此同时，节水、污水再生回用、水体污染控制与修复的现代理论与技术的 研究取得了显著进展。 第第 1 章章 浐河概况浐河概况 1.1 历史简介历史简介 浐河位于中国陕西省西安市的东郊，是灞河左岸支流。浐

9、河源出蓝田 县西南秦岭北坡汤峪乡之南，海拔 2197 米的秦岭紫云山南的月亮石西侧， 流向正北，在长安县境纳岱峪河、库峪河，于西安市东郊纳荆峪沟，过半 坡遗址所在的半坡村，至西安市东北郊谭家乡光泰庙注入灞河，最终汇入 渭河。岱峪以下河流平稳顺直，多泉水补给，两岸河漫滩宽阔，阶地完整， 左为少陵源，右为白鹿原，隋唐之际，修龙首渠引沪水入长安城，是兴庆 宫、大明宫的主要水源。浐河原为渭河一级支流，后因灞河西倒夺浐而成 为把灞河支流。 浐河全长 66.4km，主河道比降 9.9，流域面积 752.8 km2。流程短， 坡降大，水流湍急，冲刷切割显著。浐河流域年平均径流量 1.893108m3，年均流

10、量 6.0 m/s。 浐河人造水面位于西安市灞桥区长乐坡由橡胶坝拦截来水而形成，宽 170m，长 1.5km 不会造成影响。浐河城市人造水面的建成，对于改善生态 环境，调节沿河一带气候， ，水面面积约 23.3 hm2，蓄水量约 30104m3，平均深度 1.5m 左右。蓄满水后，对下游降低局部空气中颗粒 物的含量都具有良好的效果。水面的形成也带动了旅游业的发展。 1.2 水质现状水质现状 据了解，浐河地表水的污染比较严重，对浐河人造水面污染的防治已 经不容忽视。浐河水水质较差原因主要有外源污染和内源污染两种。外源 污染又可分为点源污染和非点源污染。点源污染主要来自于上游及沿岸工 矿企业的工业

11、废水及生活污水的排放；非点源污染主要是由农田施用化肥、 农药，水土流失将氮、磷元素通过地表径流、游人及附近居民休闲旅游活 动等而带入。根据污染物的来源及污染源的特征，内源污染大致有：湖泊 养殖、湖内旅游、湖内船舶、底泥污染以及大气干、湿沉降等。针对本水 体的内源污染主要指底泥污染。 1.3 设计意义设计意义 根据浐河水资源开发和经济发展的关系，结合人类的需求及自然资源 可持续利用的要求，对自然资源进行有效合理利用。响应党中央生态文明 建设，树立生态文明观念，努力提高全社会生态文明程度的要求。通过对 浐河水质分析及生态调查，了解浐河现状，对浐河水质作出科学的评价。 做到在考虑自身需求的同时，又要

12、考虑河流本身生存发展的需求，最终目 的是维持人类与自然界生产的协调性与和谐性，以实现流域的自然，经济， 人文，环境四者的协调和可持续发展，这是生态修复工作的目标，也是实 现人类社会与自然资源和谐相处的目标。 与此同时浐河治理是一项集生态环境治理,城市基础设施建设,旅游 景观开发为一体的综合工程,对发展西安大旅游具有深远意义。 第第 2 2 章章 实验准备实验准备 2.1 水样采集、保存及预处理水样采集、保存及预处理 对水样进行监测分析，首先要采集水样。采样的原则是所取水样必须 具有代表性，能够真实地反映水体的质量。 从采集到分析的一段时间内，由于环境条件变化，微生物新陈代谢活 动和化学反应的影

13、响，水样的某些物理参数及化学成分会发生变化。为了 将这些变化降低到最低程度，应采取必要的保护措施。 2.1.1 水样的采集水样的采集 1. .采集表层水。 用桶、瓶等容器直接采取。一般将容器沉至水下 03m05m 处采 集。 2.采集深层水。 将带有重锤的具塞采样器（图 1）沉入水中，达到所需深度后（从拉 伸的绳子标度上看出） ，拉伸瓶口塞子上连接的细绳，打开瓶塞，待水样 充满后提出来。 3.采集自来水或带抽水设备的地（井水） 。 先排放 23min，让积存的杂质流去，然后用瓶、桶等采集。 2.1.2 水样的保存水样的保存 1.冷藏或冷冻。 其作用是抑制微生物活动，减慢物理挥发和化学反应速率。

14、 2.加入化学试剂。 加入酸或碱调节 pH，能使一些化学成分在水样中保持稳定；加入生物 抑制剂，可抑制微生物的氧化还原作用；加入氧化剂或还原剂，可使一些 待测成分转化为稳定的化学物质，而且不干扰以后的分析测定。 说明: 1.采集瓶或装水容器必须事前洗干，以免杂质进入水样中，影响水样 质量样前，先用水样洗涤容器 23 次。 2.供卫生细菌学检验用的水样采集必须先进行灭菌处理。 3.有些测定项目对时间、温度的变常敏感，最好现场测定。 2.2 采样断面确定采样断面确定 2.2.1 采样断面确定原则采样断面确定原则 布点方法:水样采样点的布置原则 在布置监测采样点时要注意取得有代表性的数据，同时要避免

15、过多的 采样。不必要的样品不仅耗费资金，也给数据处理带来不便。样品及其调 查监测数据的代表性取决于采样位置、采样断面和采样点的代表性。而采 样点的布设则根据调查监测目的、水资源的利用情况及污水与天然水体的 混合情况等因素而定。特别应注意水质突变和水质污染严重的采样点布设。 在这些区域一般采样点应当密一些。在水的渐变处的布点可以稀疏一些。 在布设采样点时要尽量考虑到现状评价与影响评价的要求相结合。为了进 行影响评价，通常要进行水质监测，建立模型。在布设采样点时也应考虑 到建立模型的需要。 1.河流 在选择河流采样断面时，先进行调查研究，了解监测河段内生产、 生活取水口的位置、取水量，废水排放口的

16、位置及污染物排放情况，河流 的水文、河床、水工建筑、支流汇入等情况。由于河流水文和水化学条件 的不均匀性，导致了水质在时空上的差异。因此，在布设采样点时需考虑 河面的宽窄、河流的深度及采样的频率等。在测点的布设上可以采用两种 方法： （1）单点布设法 适用于河面狭窄、水浅、流量不大的小河流，且 污染物在水平和垂直方向上都能充分混合，可以直接在河中心采样。 （2）断面布设法 对于较大的河流，如河面宽，水量大 （150m3/s）,水深流急,可以采用多点断面混合采样法.采用断面布设法 时,对于河流取样断面分别找出对照断面、污染断面和结果断面（又称下 游净化断面）。 对照断面 反映进入本地区河流水质的

17、初始情况，一般设在 进入城市、工业废水排放口的上游，基本不受本地区污染影响处。 污染断面 反映本地区排放的废水对河段水质的影响，设在 排污区（口）的下游、污染物与河流能较充分混合处。 结果断面 反映河流对污染物的稀释净化情况，设在污染断 面的下游，主要污染物浓度有显著下降处。 图 21 采样断面的布设 图 2-2 有支流入口的采样断面的布设 有些情况，采样断面需要适当增加。例如，一条较长的河段里有几 个大污染源时，为了研究每个污染源对水质的影响，需要增设几个控制断 面。在所研究的河段里有支流入口时，也需要增加控制断面。 此外，一些特殊地点或地区，如饮用水或水资源丰富地区，可视其 需要设采样断面

18、。在大城市或大工业区的取水口上游处最好设一个采样断 面。 （3）采样点的布设 断面位置确定后，断面上采样点的布设应根据 河流的宽度和深度而定。 表 2-1 断面垂线设置 水面宽度（m）垂线数量说 明 50 一条(中泓线) 50100 二条（左、右近岸 有明显水流处） 100 三条（左、中、右） 1、断面上垂线的布设应避开岸 边污染带。有必要对岸边污染带 进行监测时，可在污染带内酌情 增设垂线。2、对无排污河段并 有充分数据证明断面上水质均匀 时，可只设中泓一条垂线。 表 2-2 垂线上采样点的设置 水深（m）采 样 点 数 量说 明 5 一点（水面下 0.5m 处） 510二点（水面下 0.5

19、m，河底上 0.5m） 1、水深不足 1m 时，设在 1/2 水深处。2、河流封冻 时，在冰下 0.5m 处。 3、若有充分数据证明垂 线上水质均匀，可酌情减 10 三点（水面下 0.5m、1/2 水深、河底上 0.5m）少采样点数目。 2.湖泊（水库） 对于湖泊、水库采样断面和采样点的布设可根据江河入湖（库）的河 流数量、流量、季节变化情况、沿岸污染源对湖（库）水体的影响、湖 （库）水体的生态环境特点及污染物的扩散与水体的自净情况等，按照下 述原则设置采样断面（见图 7-3）。 （1）在入、出湖（库）河流汇合处； （2）在沿岸的城市工业区大型排污口、饮用水源及风景游览区； （3）在湖（库）中

20、心、沿水流流向及滞流区； （4）在湖（库）中不同鱼类的回游产卵区。 表 2-3 湖(库)水质分层采样数 水深(m)分 层 数 目 20 表层、底层、每隔 10m 一层、温跃层上、下 工业废水采样布点 工业废水的采样点往往要根据分析目的来确定，并且应考虑到生产工 艺。先调查生产工艺、废水排放情况，然后，按照以下原则确定采样点。 （1）要测定一类污染物，应在车间或车间设备出口处布点采样。一类 污染物主要包括汞、镉、砷、铅、Cr（VI）和强致癌物等。 （2）要测定二类污染物，应在工厂总排污口处布点采样。二类污染物 有总不可滤残渣、硫化物、挥发性酚、氰化物、有机磷、石油类、铜、锌、 氟、硝基苯类、苯胺

21、类等。 （3）有处理设施的工厂，应在处理设施的排出口处布点。为了解对废 水的处理效果，可在进水口和出水口同时布点采样。 图 2-3 湖泊、水库水质采样点的布设 2.2.2 西安浐河采样点布置西安浐河采样点布置 浐河河面狭窄、水浅、流量也不大，且污染物在水平和垂直方向上都 能充分混合，宜采用单点布设法。西安市浐河水流流向分两支从东南方向 至西北方向，且沿途有不均匀生活污水及雨水排放口，故采用非均匀布点 法， 。在采样断面上设置一条采样垂线，采样点为垂线以下0.5米，使用深 水采样器进行水样的采集：浐河从马腾空桥下、高桥、田家湾桥下、十里 铺桥下是流经西安市的区域。采样点分别为马腾空桥下、高桥、田

22、家湾桥 下、十里铺桥下、以及各个桥下的排污口的上游与下游，共10个采样点。 2.3 水质指标水质指标分析方法分析方法 2.3.1 测定指标测定指标 水温、pH值、COD、氨氮、总氮、总磷、浊度、DO 2.3.2 指标概况指标概况 1.水温水温 水的物理化学性质与水温有密切的关系。水中溶解性气体（如O2,CO2 等）的溶解度、水中生物和微生物活动、盐度、pH值以及碳酸钙饱和度等 都受水温变化的影响。水温是现场观测的水质指标之一。 水样采集后，应立即测定水温。常用的测量仪器有水温计、颠倒温度 计、热敏电阻温度计。 2.pHpH值值 水的pH值是溶液中氢离子浓度的负对数，pH=-lgH+。表示水中酸

23、碱 强度，是常用的水质指标之一。pH=7水呈中性；pH7水呈碱性；pH100mg/L，应配含Hg2+消解液，称取经 120烘干2小时的基准重铬酸钾9.806g，溶于600ml水中，再加入硫酸汞 25.0g，边搅拌边慢慢加入浓硫酸250ml，冷却后移入1000ml容量瓶中，并 稀释至刻度，该溶液重铬酸钾浓度为0.2000mol/L。 5.若样品成分复杂，可适当延长消解时间。 3.4 氨氮的测定氨氮的测定 钠氏试剂比色法钠氏试剂比色法 3.4.1 原理原理 碘化汞和碘化钾的碱性溶液与氨反应生成淡红棕色胶态化合物，其色 度与氨氮含量成正比，通常可在波长 410425nm 范围内测其吸光度，计 算其含

24、量。 本法最低检出浓度为 0.025mg/L（光度法） ，测定上限为 2mg/L。采用 目视比色法，最低检出浓度为 0.02mg/L。水样作适当的预处理后，本法可 适用于地面水、地下水、工业废水和生活污水。 3.4.2 仪器仪器 1.带氮球的定氮蒸馏装置：500mL 凯氏烧瓶、氮球、直形冷凝管。 2.分光光度计。 3.pH 计。 3.4.3 试剂试剂 配制试剂用水均应为无氨水。 1.无氨水。可选用下列方法之一进行制备： （1）蒸馏法：每升蒸馏水中加 0.1mL 硫酸，在全玻璃蒸馏器中重蒸 馏，弃去 50mL 初馏液，接取其余馏出液于具塞磨口的玻璃瓶中，密塞保 存。 （2）离子交换法：使蒸馏水通

25、过强酸性阳离子交换树脂柱。 2.1mol/L 盐酸溶液。 3.1mol/L 氢氧化纳溶液。 4.轻质氧化镁（MgD）：将氧化镁在 500下加热，以除去碳酸盐。 5.0.05溴百里酚蓝指示液（pH6.07.6） 。 6.防沫剂：如石蜡碎片。 7.吸收液：硼酸溶液：称取 20g 硼酸溶于水，稀释至 1L。0.01mol/L 硫酸溶液。 8.纳氏试剂。可选择下列方法之一制备： （1）称取 20g 碘化钾溶于约 25mL 水中，边搅拌边分次少量加入二氧 化汞（HgCl2）结晶粉末（约 10g） ，至出现朱红色沉淀不易溶解时，改为 滴加饱和二氯化汞溶液，并充分搅拌，当出现微量朱红色沉淀不再溶解时， 停止

26、滴加氯化汞溶液。 另称取 60g 氢氧化钾溶于水，并稀释至 250mL，冷却至室温后，将上述溶 液徐徐注入氢氧化钾溶液中，用水稀释至 400mL，混匀。静置过夜，将上 清液移入聚乙烯瓶中，密塞保存。 （2）称取 16g 氢氧化钠，溶于 50mL 水中，充分冷却至室温。 另称取 7g 碘化钾和碘化汞（HgI2）溶于水，然后将此溶液在搅拌下徐徐 注入氢氧化钠溶液中。用水稀释至 100mL，贮于聚乙烯瓶中，密塞保存。 9.酒石酸钾钠溶液：称取 50g 酒石酸钾钠（KNaC4H4O64H2O）溶于 100mL 水中，加热煮沸以除去氨，放冷，定容至 100mL。 10.氨氮标准贮备溶液：称取 3.819

27、g 经 100干燥过的氯化铵 （NH4Cl）溶于水中，移入 1000mL 容量瓶中，稀释至标线。此溶液每毫 升含 1.00mg 氨氮。 11.氨氮标准溶液：移取 5.00mL 铵标准贮备液于 500mL 容量瓶中，用 水稀释至标线。此溶液每毫升含 0.010mg 氨氮。 3.4.4 测定步骤测定步骤 1.水样预处理：取 250mL 水样（如氨氮含量较高，可取适量并加水至 250mL，使氨氮含量不超过 2.5mg） ，移入凯氏烧瓶中，加数滴溴百里酚蓝 指示液，用氢氧化钠溶液或盐酸溶液调节至 pH7 左右。加入 0.25g 轻质氧 化镁和数粒玻璃珠，立即连接氮球和冷凝管，导管下端插入吸收液液面下。

28、 加热蒸馏，至馏出液达 200mL 时，停止蒸馏。定容至 250mL。 采用酸滴定法或纳氏比色法时，以 50mL 硼酸溶液为吸收液；采用水扬酸- 次氯酸盐比色法时，改用 50mL0.01mol/L 硫酸溶液为吸收液。 2.标准曲线的绘制：吸取 0、0.50、1.00、3.00、5.00、7.00 和 10.0mL 铵标准使用液于 50mL 比色管中，加水至标线，加 1.0mL 酒石酸钾钠溶液， 混匀。加 1.5mL 纳氏试剂，混匀。放置 10min 后，在波长 420nm 处，用 光程 20mm 比色皿，以水为参比，测定吸光度。 由测得的吸光度，减去零浓度空白管的吸光度后，得到校正吸光度，绘制

29、 以氨氮含量（mg）对校正吸光度的标准曲线。 3.水样的测定 (1)分取适量经絮凝沉淀预处理后的水样（使氨氮含量不超过 0.1mg） ， 加入 50mL 比色管中，稀释至标线，加 0.1mL 酒石酸钾钠溶液。 (2)分取适量经蒸馏预处理后的馏出液，加入 50mL 比色管中，加一定 量 1mol/L 氢氧化钠溶液以中和硼酸，稀释至标线。加 1.5mL 纳氏试剂， 混匀。放置 10min 后，同标准曲线步骤测量吸光度。 4.空白试验：以无氨水代替水样，作全程序空白测定。 3.4.5 计算计算 由水样测得的吸光度减去空白试验的吸光度后，从标准曲线上查得氨 氮含量（mg） 。 （3-5） 式中：m由校

30、准曲线查得的氨氮量（mg） ； V水样体积（mL） 。 3.4.6 实验结果实验结果 1.标准曲线绘制 表 3-4 氨氮标准曲线数据表 氨氮标准溶液量 （ml）00.5135710 吸光度值00.0060.0140.0420.0720.110.158 氨氮标准曲线 0 0.02 0.04 0.06 0.08 0.1 0.12 0.14 0.16 0.18 024681012 氨氮标准溶液量 吸光度值 图 3-4 氨氮标准曲线图 2.水样的测定 表 3-5 采样点氨氮值表 采样点ABCDE 吸光度值0.0280.0420.0840.0070.056 氨氮标准溶液含量(mg/L)0.0020.00

31、30.0060.0050.004 实际氨氮含量(mg/L)0.20.30.60.50.4 采样点FGHIJ 吸光度值0.0840.1120.0420.0280.084 氨氮标准溶液含量(mg/L)0.0060.0080.0030.0020.006 实际氨氮含量(mg/L)0.60.80.30.20.6 0.2 0.3 0.4 0.5 0.6 0.7 0.8 NH3-N 值值值 NH3-H值值值值值值值值 A B C D E F G H I J 图 3-5 采样点氨氮值变化曲线图 3.4.7 结果分析结果分析 由实验数据和图可以看出氨氮各点变化比较大，主要原因是各点的 排污情况不一样，污水成分相

32、差较大。从而导致氨氮差别如此之大。 3.4.8 注意事项注意事项 1.纳氏试剂中碘化汞与碘化钾的比例，对显色反应的灵敏度有较大影 响。静置后生成的沉淀应除去。 2.滤纸中常含痕量铵盐，使用时注意用无氨水洗涤。所用玻璃器皿应 避免实验室空气中氨的沾污。 3.5 溶解氧的测定溶解氧的测定 碘量法碘量法 3.5.1 原理原理 水样中加入硫酸锰和碱性碘化钾，水中溶解氧将低价锰氧化成高 价锰，生成四价锰的氢氧化物棕色沉淀。加酸后，氢氧化物沉淀溶解， 并与碘离子反应而释放出游离碘。以淀粉为指示剂，用硫代硫酸钠标准 溶液滴定释放出的碘，据滴定溶液消耗量计算溶解氧含量。 3.5.2 试剂试剂 1.硫酸锰溶液：

33、称取 480g 硫酸锰（MnSO44H2O）溶于水，用水稀 释至 1000mL。此溶液加至酸化过的碘化钾溶液中，遇淀粉不得产生蓝 色。 2.碱性碘化钾溶液：称取 500g 氢氧化钠溶解于 300400mL 水中； 另称取 150g 碘化钾溶于 200mL 水中，待氢氧化钠溶液冷却后，将两溶 液合并，混匀，用水稀释至 1000mL。如有沉淀，则放置过夜后，倾出 上层清液，贮于棕色瓶中，用橡皮塞塞紧，避光保存。此溶液酸化后， 遇淀粉应不呈蓝色。 3.15 硫酸溶液。 4.1（m/V）淀粉溶液：称取 1g 可溶性淀粉，用少量水调成糊状， 再用刚煮沸的水稀释至 100mL。冷却后，加入 0.1g 水杨

34、酸或 0.4g 氯化 锌防腐。 5.0.02500mol/L（1/6K2Cr2O7）重铬酸钾标准溶液：称取于 105 110烘干 2h，并冷却的重铬酸钾 1.2258g，溶于水，移入 1000mL 容量 瓶中，用水稀释至标线，摇匀。 6.硫代硫酸钠溶液：称取 6.2g 硫代硫酸钠（Na2S2O35H2O）溶于 煮沸放冷的水中，加 0.2g 碳酸钠，用水稀释至 1000mL，贮于棕色瓶中， 使用前用 0.02500mol/L 重铬酸钾标准溶液标定。 7.硫酸，=1.84。 3.5.3 测定步骤测定步骤 1.溶解氧的固定：用吸液管插入溶解氧瓶的液面下，加入 1mL 硫酸 锰溶液，2mL 碱性碘化钾

35、溶液，盖好瓶塞，颠倒混合数次，静置。一般 在取样现场固定。 2.打开瓶塞，立即用吸管插入液面下加入 2.0mL 硫酸。盖好瓶塞， 颠倒混合摇匀，至沉淀物全部溶解，放于暗处静置 5min。 3.吸取 100.00mL 上述溶液于 250mL 锥形瓶中，用硫代硫酸钠标准 溶液滴定至溶液呈淡黄色，加入 1mL 淀粉溶液，继续滴定至蓝色刚好退 去，记录硫代硫酸钠溶液用 3.5.4 计算计算 公式： o2（mg/L）= （3-6）C 1 8 1000VC V 式中：硫代硫酸钠标准溶液的用量，mL； 1 V 滴定时所取样品的体积，M(一般取100mL)；V 硫代硫酸钠标准溶液浓度，N.C 3.5.5 实验

36、结果实验结果 1.硫代硫酸钠的标定 标定浓度为：C=0.0122mol/L 2.水样计算 表 3-6 采样点溶解氧值表 采样点ABCDE DO(mg/L)6.916.106.125.985.37 采样点FGHIJ DO(mg/L)5.175.224.755.806.78 4.5 5.0 5.5 6.0 6.5 7.0 DO值 值值值 DO值值值值值值值值值 A B C D E F G H I J 图 3-6 采样点溶解氧值变化曲线图 3.5.6 结果分析结果分析 由实验数据和图可以看出 DO 整体波动较大，但整体仍符合三类水质 标准。 3.5.7 注意事项注意事项 1.当水样中含有亚硝酸盐时会

37、干扰测定，可加入叠氮化钠使水中的亚 硝酸盐分解而消除干扰。其加入方法是预先将叠氮化钠加入碱性碘化钾溶 液中。 2.如水样中含Fe3+达100200mg/L时，可加入1mL40氟化钾溶液消除 干扰。 3.如水样中含氧化性物质（如游离氯等） ，应预先加入相当量的硫代 硫酸钠去除。 3.6 总磷的测定总磷的测定 钼锑抗分光光度计钼锑抗分光光度计 3.6.1 原理原理 在酸性条件下，磷酸盐与钼酸铵、酒石酸锑氧钾反应，生成磷钼杂多 酸，被还原剂抗坏血酸还原，则变成蓝色络合物，通常即称磷钼蓝。 3.6.2 仪器仪器 分光光度计 3.6.3 试剂试剂 10%的抗坏血酸溶液：溶解 10g 抗坏血酸于水中，并稀

38、释至 100ml。该 溶液贮存在棕色玻璃瓶中，在约 4C 可稳定几周。如颜色变黄，则弃去重 配。 钼酸盐溶液：溶解 13g 钼酸铵于 100ml 水中。溶解 0.35g 酒石酸锑氧 钾于 100ml 水中。在不断的搅拌下，将钼酸铵溶液徐徐加到 300ml 硫酸中， 加酒石酸锑氧钾溶液并且混合均匀。贮存在棕色瓶中于约 4C 保存。至少 稳定两个月。 磷酸盐贮备溶液：将优质纯磷酸二氢钾于 110C 干燥 2h，在干燥器中 放冷。称取 0.2197g 溶于水，移入 1000ml 容量瓶中。加硫酸 5ml，用水稀 释至标线。 磷酸盐标准溶液：吸取 10.00ml 磷酸盐贮备液于 250ml 的容量瓶中

39、， 用水稀释至标线。临用时现配。 3.6.4 方法适用范围方法适用范围 本方法最低检出浓度为 0.01mg/L（吸光度 A=0.01 时所对应的浓度） ； 测定上限为 0.6mg/L。 可适用于测定地表水、生活污水及化工、磷肥、机加工金属表面磷化 处理、农药、钢铁、焦化等行业的工业废水中的磷酸盐分析。 3.6.5 步骤步骤 校准曲线的绘制 取数支 50ml 具塞比色管，分别加入磷酸盐标准使用液 0、0.5、1.00、3.00、5.00、10.00、15.00ml，加水至 50ml。 显色：向比色管中加入 1ml10%的抗坏血酸溶液，混匀。30s 后加 2ml 钼酸盐溶液充分混匀，放置 15mi

40、n。 测量：用 10mm 或 30mm 比色皿，于 700nm 波长处，以零浓度为参比， 测量吸光度。 样品测定 分别取适量经滤膜过滤或消解的水样（使含磷量不超过 30ug）加入 50ml 比色管中，用水稀释至标线。以下绘制校准曲线的步骤进行显色和测 量。减去空白试验的吸光度，并从校准曲线上查出含磷量。 3.6.6 计算计算 磷酸盐（p,mg/L）=m/v 式中：m-由校准曲线上查得的磷量（ug） ； （3- 7） V-水样体积（ml） 。 3.6.7 实验结果实验结果 表 3-7 采样点总磷值表 采样点ABCDE 总磷(mg/L)0.040.120.230.200.15 采样点FGHIJ 总

41、磷(mg/L)0.290.240.210.240.23 0.00 0.05 0.10 0.15 0.20 0.25 0.30 值值 值值值 值值值值值值值值值值 A B C D E F G H I J 图 3-7 采样点总磷值变化曲线图 3.6.8 结果分析结果分析 由实验数据和图可以看出总磷变化比较大，这主要是各点的污水水 质不同造成的，总体情况不符合三类水质的要求，整体磷污染比较严重， 由于附近居民区较多造成的。 3.6.9 注意事项注意事项 1.树叶、木棒、水草等杂质应先从水中除去。 2.废水粘度高时，可加 24 倍蒸馏水稀释，振荡均匀，待沉淀物下 降后再过滤。 3.也可采用石棉坩埚进行

42、过滤。 3.7 总氮的测定总氮的测定 蒸馏后滴定法蒸馏后滴定法 3.7.1 原理原理 当样品与浓硫酸和硫酸钾的混合物（沸点 315370）在催化剂硫酸 铜或硫酸汞存在时，一起加热，其中的有机氮和氨态氮转化为硫酸铵。然 后加入 NaOH 溶液使之成碱性，蒸镏使氨释放出来并以硼酸吸收，然后用 硫酸滴定硼酸铵。 此法测得的总氮包括了有机氮和原来即以氨态存在的氮，但不包括 硝酸盐或亚硝酸盐形式存在的氮，有机氮中的某些化合物如含氮的杂环化 合物、吡啶、叠氮化合物、偶氮化合物、硝基和亚硝基化合物等也未包括 在内。以此法测定的总氮称之为凯氏（Kjeldagl）氮，即 TKN。 测定同一水样中氨态氮含量后，总

43、凯氏氮和氨态氮的差值即为有机 氮。 3.7.2 药品与仪器药品与仪器 1.浓硫酸，密度 1.84g/cm3； 2.50% NOH 溶液； 3.10% CSO4 溶液； 4.4%硼酸溶液； 5.无水硫酸钾或无水硫酸钠； 6.0.020mol/L(1/2H2SO4 标准溶液：吸取分析纯浓硫酸 2.80ml，溶于 1000ml 蒸镏水中，得到 0.10mol/L(1/2H2SO4)溶液，用碳酸钠标定。然后 从中吸取 200ml，用蒸镏水稀释至 1000ml 备用。 7.混合指示剂：取 0.05g 甲基红和 0.10g 溴甲酚绿溶于 100ml 乙醇中； 8.1%酚酞的乙醇溶液； 9.4%Na2S。9

44、H2O 溶液； 10.蒸镏水：将普通蒸镏水酸化后加入 KMnO4 进行蒸镏，并重复蒸镏一次， 以使其中不含有任何铵盐或氨。本试验所用蒸镏水均应经过这样的处理； 11.浮石：在蒸镏水中煮沸后干燥备用； 12.600 瓦可调温电炉两台； 3.7.3 操作步骤操作步骤 操作可分为消化、蒸镏和滴定三个步骤。 1.消化 准确量取一定体积（以含氮 0.510mg 为宜）的废水水样置于凯氏烧瓶， 加入 10ml 浓硫酸、5 克硫酸钾或硫酸钠、1ml 硫酸铜溶液，并放入几块沸 石，将凯氏烧瓶以 45 度的角度固定于通风橱内加热煮沸，烧瓶内将产生 白烟。继续煮沸，烧瓶中颜色逐渐变黑，直至溶液完全透明无色或浅绿色

45、。 再继续煮沸 20 分钟。 2.蒸镏 将凯氏烧瓶冷却，以约 150ml 蒸镏水冲洗烧瓶壁，加入 2.5ml 硫化钠溶 液和 35 滴酚酞，然后缓慢沿壁加入 50mlNaOH 溶液尽量使其不与烧瓶内 液体混合。立刻将烧瓶按图所示安装到蒸镏装置上去（事先安装好含 50ml 硼酸的吸收瓶），小心转动烧瓶使烧瓶内的两层液体混合并开始加热。煮 沸 2030 分钟或在不使用蒸气发生器时蒸发至烧瓶内液体体积减少至原体 积约约 1/3 时，停止蒸镏 3.滴定 卸下吸收瓶，加入几滴混合指示剂，以 0.02mol/L（1/2H2SO4）滴定至 溶液变为紫色。 4.空白试验 用同样体积蒸镏水代替废水水样，按上述步

46、骤作空白试验。 3.7.4 计算计算 （3-8） 100001.14c V V-V c 0 21 N 总氮 式中：V1滴定样品消耗的标准硫酸溶液的体积，ml； V2滴定空白试验消耗的标准硫酸溶液的体积，ml； c硫酸标准溶液的准确浓度，mol/L； 14.01每摩尔氮的质量（克）数； V0样品水样的取样体积，ml。 3.7.5 实验结果实验结果 1.硫酸标准溶液浓度: C=0.103mol/L 2.水样计算表 表 3-8 采样点总氮值表 采样点空白ABCDE 总氮(mg/L)/1.452.122.672.561.69 采样点FGHIJ 总氮(mg/L)2.153.212.482.672.78

47、1.5 1.8 2.1 2.4 2.7 3.0 3.3 值值 值值值 值值值值值值值值值值 A B C D E F G H I J 图 3-8 采样点总氮值变化曲线图 3.7.6 结果分析结果分析 由实验数据和图可以看出总氮和氨氮很相似，绝大部分监测断面的 总氮都严重超标,是影响浐河水质的主要污染物,主要原因是附近居民区较 多造成的. 3.8 浊度的测定浊度的测定 3.8.1 原理原理 根据 ISO7027 国际标准设计进行测量，利用一束红外线穿过含有待测 样品的样品池，光源为具有 890nm 波长的高发射强度的红外发光二极管， 一绝宝石样品颜色引起的干扰达到最小。传感器处在与发射光线垂直的位

48、 置上，它测量由样品中悬浮颗粒散射的光量，微电脑处理器再将该数值转 化为浊度值（透射浊度值和散射浊度值在数值上是一致的） 。 3.8.2 实验仪器实验仪器 多参数水质现场快速分析仪。 3.8.3 实验步骤实验步骤 1.按开关键将仪器打开，仪器先进行全功能的自检，自检完毕后，仪 器进入测量状态。 2.将完全搅拌均匀的水样倒入干净的比色皿内，据瓶口 1.5cm，在盖 紧保护黑盖前允许有足够的时间让气泡逸出(不能将盖拧得过紧)。在比色 皿插入测量池之前，先用无绒布将其擦干净，比色皿必须无指纹、油污、 赃物，特别是光通过的区域(大约距比色皿底部 2cm 处)必须洁净。 3.将比色皿放入测量池内，检查盖

49、上的凹口是否和槽相吻合，保护黑 盖上的标志应与仪器上的箭头相对，按读数(或测量)键，大约 25s 后浊度 值就会显示出来。 4.若数值小于或等于 40 度，可直接读出浊度值。 5.5.若超过 40 度，需进行稀释。读出未经稀释的样品的值 T,则取样体 积 V（ml）=3000/T,用无浊度水定容至 100ml。 3.8.4 计算计算 按步骤 1 - 5 读出浊度值，计算原始水样的浊度。 浊度（度）=T*100/v （3-9） 式中：T-稀释后浊度值 3.8.5 实验结果实验结果 表 3-9 采样点浊度值表 采样点ABCDE 浊度(NTU)10201100124311871276 采样点FGHI

50、J 浊度(NTU)12341367129812031120 图 3-9 采样点浊度值变化曲线图 3.8.6 结果分析结果分析 由实验数据和变化图可看出浐河水的浊度非常高，在实验中必须经过 稀释才能使用仪器测得，浐河水中泥沙含量特别大以及水流很湍急是造成 水质的浑浊度很严重超标的主要原因。 第第 4 4 章章 水质评价水质评价 4.1 方法概述方法概述 4.1.1 单因子评价法单因子评价法 现行国家水质标准中已确定悲观评价原则,即以水质最差的单项指标 所属类别来确定水体综合水质类别。其方法是:用水体各监测项目的监测 结果对照该项目的分类标准,确定该项目的水质类别,在所有项目的水质类 别中选取水质

51、最差类别作为水体的水质类别。 4.1.2 单项指数法单项指数法 单项指数法是根据评价标准对单项指标进行分析评价,取其中最大类 别为该断面或水体的总体水质类别2 。 公式: = （4-1） i I i i C S 式中：为i 种污染物单项指数; i I 为i 种污染物实测值,mg/ L; i C 为i 种污染物评价标准,mg/ L。 i S 单项指数法简单明了,容易使用,可以清楚地判断出主要污染因子、污 染时段和主要污染区域,是其他模式的基础。但是,这是一种最为悲观的评 价方法,只要有1 项因子污染严重,不论其他因子的污染程度如何,总体水 质类别都很差,而且不能给出一个概括性的结论。这种评价方法

52、比较适用 于重点居民区的生活用水评价。 4.1.3均值型指数法均值型指数法 均值型指数法解决了参数多少不同的影响，但仍未考虑各污染物有害 程度以及个别参数浓度过高的影响。 公式: （4-2） 式中：P 为水质综合指标; 为i 种污染物实测值,mg/ L; i C 为i 种污染物评价标准,mg/ L。 i S 为污染物的种类。n 表4-1 均值型指数评价法等级划分标准 PP0.20.2P0.40.4P0.70.7P1.01.0P2.0P2.0 级别 代表 意义 清洁较清洁轻污染中污染重污染严重污 染 4.1.4 模糊评价法模糊评价法 由于水体环境本身存在大量不确定性因素,各个项目的级别划分、标

53、准确定都具有模糊性,因此,模糊数学在水质综合评价中得到了广泛的应用。 模糊评价法的基本思路是:由监测数据建立各因子指标对各级标准的隶属 度集,形成隶属度矩阵,再把因子的权重集与隶属度矩阵相乘,得到模糊积, 获得一个综合评判集,表明评价水体水质对各级标准水质的隶属程度,反映 了综合水质级别的模糊性。 模糊数学用于水质综合评价的方法主要有模糊聚类法、模糊贴近度法、 模糊距离法等。 1.用模糊数学理论进行水质评价是用隶属函数来描述水质分级。此评价 方法大体可分为以下4 个过程: (1) 用隶属度刻划环境质量的分级界限; (2) 列出各单项参数对各环境质量等级的隶属度,即通过隶属函数求出m 个单项参数

54、对各级环境质量的隶属度, 得到1 个m n 的矩阵 M ; (3)计算权重并赋予各参数,根据各参数超标情况进行加权,超标越多,加 权越大,权重值Wi = Ci / Si ; (4) 对各单项权重进行归一化运算,然后对m 项参数给予权重,组成1 个 1 m 的矩阵 N ; (5) 模糊矩阵复合运算得到综合评价矩阵 P = N M ,其中的运算 遵循“相乘取小,相加取大”的原则, 依据 P进行综合评价。 模糊数学评价法与其他方法相比的优点是: (1) 用隶属函数描述环境质量分级界限, 注意到实际上存在的界限模糊 性,使评价结果更接近客观。 (2) 对各单项参数进行了评价。 (3) 考虑了各单项参数

55、在总体污染中的作用,给予不同权重。 但简单的模糊综合评价法比较粗糙,往往受控于某个污染权重的项目, 导致得出虚假结论,实用性较差。 4.1.5 污染指数法污染指数法 污染指数评价法是用水体各监测项目的监测结果与其评价标准之比 作为该项目的污染分指数,然后通过各种数学手段将各项目的分指数综合 得到该水体的污染指数,作为水质评定尺度。 目前常用的有综合污染指数法、内梅罗污染指数法等。 4.1.6 灰色评价法灰色评价法 由于我们对水环境质量所获得的数据都是在有限的时间和空间范围内 监测得到的,信息是不完全的或不确切的,因此可将水环境系统视为一个灰 色系统,即部分信息已知,部分信息未知或不确知的系统,

56、灰色系统的原理 也较多地应用于水质综合评价。其基本思路是:计算水体水质中各因子的 实测浓度与各级水质标准的关联度,然后根据关联度大小确定水体水质的 级别。对处于同类水质的不同水体可通过其与该类标准水体的关联度大小 进行优劣比较。 灰色系统理论进行水质综合评价的方法主要有灰色聚类法、灰色关联 评价法、灰色贴近度分析法、灰色决策评价法等。 4.1.7 物元分析法物元分析法 物元分析法是物元分析理论在水环境质量评价领域的应用。其思路 是:根据各级水质标准建立经典域物元矩阵,根据各因子的实测浓度建立节 域物元矩阵,然后建立各污染指标对不同水质标准级别的关联函数,最后根 据其值大小确定水体水质的级别。

57、另外,还有一些评价方法,如密切值法、集对分析法、层次分析法等, 适用于某些特定场合,应用受到一定限制。 4.2 各方法的特点比较各方法的特点比较 以上各种评价方法都要先确定3个前提,即各项目的监测结果。 各项目的质量分级标准。各项目因子的权重。其中和各种方法基本 是完全一样的(污染指数法有所不同,它对标准不进行分级),而权重的确 定则各种方法有所不同。现根据基本的评价过程和步骤对各种方法进行比 较。 4.2.1 由项目的监测结果到其质量级别的确定由项目的监测结果到其质量级别的确定 单因子评价法最简单,直接将浓度与各类标准值相比,判断结果非此 即彼(大于类就定为类,大于类就定为类),而其它方法则

58、考虑了级 别划分、标准确定及综合水质级别具有的模糊性、不确定性,即当浓度介 于二类标准之间时,其对这2个类别都具有归属性。依据监测值与评价标准 之间的关系构造其隶属度或白化值、灰关联度、关联度、距离等的计算函 数,确定其对各个类别的归属程度(或贡献)。计算过程较为复杂。其中污 染指数法比较特殊,也比较简单,它指定了某个特定类别作为评价标准,只 计算浓度与该标准的距离。 4.2.2 因子权重的确定因子权重的确定 综合污染指数法中各因子做等权处理。内梅罗污染指数法中污染最 重因子(事先并不确定)权重最大,占二分之一,其余因子等权处理单因子评 价法中污染最重(类别最差)因子占100%权重,其余因子权

59、重为零。其它评 价方法中因子权重由权重公式计算得到,模糊评价法和物元分析法的因子 权重与该因子的浓度值和标准有关,浓度越大权重越大;灰色评价法中因子 权重与浓度无关,与其标准值负相关,标准值越大,该因子权重越小。 可以看出,在评价标准(国家标准)已经确定的前提下,各种方法对因子 权重的处理、确定有2种不同思路。第一种,综合污染指数法和灰色评价法 的因子权重事先确定,与不同水体的差异无关,即同一污染物在不同的水体 中其权重是一样的。第二种,内梅罗污染指数法、模糊评价法、物元分析 法和单因子评价法的因子权重事先并不确定,而是与水体差异密切相关同 一污染物,在不同水体中由于浓度不同,其权重也不同。我

60、们比较认同第一 种处理思路,各因子在水环境质量体系中所占的地位(权重)应该是客观存 在的,不应与其浓度高低有关。至于事先定权的具体方法,综合污染指数法 对各因子做等权处理,不考虑各因子对水环境影响的差异性,可能有局限性;灰 色评价法各因子的权重隐含在其标准中,标准值越大,则其毒性越小,其所 占权重就越小,相对比较合理。 4.2.3 由各项目的质量评判综合得出水体质量由各项目的质量评判综合得出水体质量 模糊评价法、灰色评价法和物元分析法是将各因子对各类别的归属 度距阵与因子权重集相乘,得到一个评判向量,以向量中值最大之对应类别 作为水体评价类别。污染指数法是将各因子的污染分指数直接相加或求几 何