南水北调水源切换对北京供水管网的影响及应对 99页

'南水北调水源切换对北京供水管网的影响及应对(申请清华大学工程硕士专业学位论文)培养单位：水利水电工程系工程领域：水利工程申请人：王璐指导教师：陈永灿教授联合指导教师：顾军农副教授二○一五年五月 EffectsofWaterSourceSwitchingbySouth-to-NorthWaterDiversionProjectonDistributionSystemsinBeijingandCountermeasuresThesisSubmittedtoTsinghuaUniversityinpartialfulfillmentoftherequirementfortheprofessionaldegreeofMasterofEngineeringbyWangLu(HydraulicEngineering)ThesisSupervisor:ProfessorChenYongcanAssociateSupervisor:AssociateprofessorGuJunnongMay,2015 摘要摘要伴随北京市供水水源逐步切换为丹江口水源，水源水质的差异性容易引发管网水质的不稳定性，甚至出现“黄水”。主要影响因素包括管网水质条件、管网水力条件、水厂净水工艺、以及缓蚀剂的添加等。在研究分析丹江口水源水质特性的基础上，依次开展了把北京运行多年的管网运至丹江口试验基地连续通水的管网模拟试验和将丹江口经工艺处理后的水拉至北京，以静态泡管的模式间歇通入北京管网的原位管网试验，考察在水源切换条件下北京管网水质的变化规律，预估切换后出现“黄水”的可能性。分析认为丹江口水源腐蚀性较低，化学稳定性较好。当管网中的水体处于流动状态时，出现“黄水”的风险较小；如果水体较长时间处于停滞状态，个别区域可能出现总铁浓度和浊度轻微超标的现象。但在持续通水的情况下，这种现象会逐渐缓解并趋于稳定。在水源切换条件下，传统的用于评价管网稳定性的拉森指数和朗格利尔饱和指数方法存在一定局限性，应综合研究分析各水质条件对于管网稳定性的影响关系，建立更适用于水源切换条件下管网水质稳定性的评价方法。针对与管网水质稳定性以及腐蚀产物的释放密切相关的水质参数，提出以溶解氧、拉森系数、硝酸盐浓度和硬度4项指标表征的水质差异度。水质差异度表征切换前后水源水质的差异程度，其值越小，表明水质特征越接近，切换后管网水质的稳定性越好。通过对比应用水质差异度的评价方法预测出的管网水质稳定性与现场试验水质监测结果，认为在水源切换条件下，水质差异度的评价方法更为适用。相比传统评价方法，具有较直观、简便的优势。利用水质差异度的方法，结合现场试验，对北京管网“黄水”风险进行划分与标识。与此同时，可利用氧化还原电位作为管网腐蚀情况的辅助评价方法。当氧化还原电位不小于400mV时，不会促进管网管垢中铁的释放。短时“黄水”的应对，主要包括冲洗管网、启动净水厂应急调控技术等应急措施，日常应做好优化管网运行、强化管网水质监测、制定和演练应急预案等管理工作。切换时严格遵循少量起步，逐步加量的原则，确保供水管网的水质情况保持在总体可控的状态。关键词：水源切换；管网稳定性；腐蚀；水质差异度I AbstractAbstractWiththegradualswitchingofthewatersupplysourcefromtheDanjiangkouReservoirinBeijing,thediversityofwaterqualitytendstobringabouttheinstabilityofwaterqualityindrinkingwaterdistributionsystems,evenresultingin“coloredwater”.Thefactorscontributingtothisissueusuallyincludethewaterquality,flowcondition,watertreatmentprocess,andcorrosioninhibitors.InordertoinvestigatetheeffectsofwatersourceswitchingonthewaterqualityinthedistributionsystemsofBeijingandestimatetheriskof“coloredwater”,thecharacteristicsofwaterqualityinDanjiangkouReservoirwereanalyzedfirst.Thenthefollowingtwoexperimentswereconductedinturn:(a)theoldpipesectionsofBeijingweretransportedtotheDanjiangkouExperimentalBaseandthroughthetreatedwater,and(b)thepipeindistributionsystemsofBeijingwereinsituandthroughthetreatedwaterbroughtfromtheDanjiangkou.TheexperimentalresultsindicatedthattherelativelowcorrosivenessandgoodchemicalstabilityofthewaterintheDanjiangkouReservoir.Lowriskof“coloredwater”correlatedtotheflowconditioninthepipe,whileexcessivelevelsofironcontentandturbiditymightoccurunderprolongedstagnationstate,butmitigateandsettleoutifflushedwithwatercontinuously.Traditionalmethods,suchasLarsonIndexandLangelierIndex,usedtoevaluatethestabilityofthedistributionsystemswouldpresenttheirlimitationswhendealingwiththeswitchingofwatersources.Thus,amoreappropriatemethodshouldbeadvancedbasedontheanalysisoftheeffectsofwaterqualityparametersonthestabilityofpipes.Consideringthewaterqualityparameterscloselyrelatedtothestabilityofpipesandthereleaseofcorrosionproduct,thediversityfactorofwaterqualitywhichinvolveddissolvedoxygen,LarsonIndex,nitrateconcentration,andhardnesswasproposedtostudythisissue.Thelowerthediversityfactoris,thehigherthesimilaritybetweenthewaterqualitiesofinitialandswitchedwatersources,andthebetterthestabilityis.Theapplicabilityofthisevaluationmethodwasconfirmedthroughverificationbetweenpredictedandobservedvalues,anditssimplicityandvaliditywereprominentwhencomparedwiththetraditionalmethods.Onthebasisofdiversityfactormethodandfieldinvestigation,theriskof“coloredwater”inthedistributionsystemsofBeijingwereidentifiedandcategorized.Furthermore,theoxidationreductionpotentialcouldbeassistanttoestimatethecorrosivity,itwouldnotacceleratethereleaseofironiftheoxidationreductionpotentialvaluewasnotlessthan400mV.Thecountermeasuresof“coloredwater”includeflushingofthepipenetworkandtheadoptionofregulatingtechniquesinwaterplants.Dailymanagement,suchasoptimizingtheoperationofpipenetwork,enhancingthemonitoringofwaterquality,anddevelopingtheemergencymechanism.Itisdesirabletoreplacethewatersourcestagebystagetokeepthewaterqualityundercontrol.Keywords:watersourceswitching;stabilityofdistributionsystems;pipecorrosion;diversityfactorofwaterqualityII 目录目录第1章研究背景..................................................11.1多水源条件下的水质稳定性...................................11.2南水北调工程实施的必要性...................................31.3水源切换与管网适配性研究的意义和任务.......................5第2章研究动态..................................................92.1水源切换对管网腐蚀的影响...................................92.1.1电化学腐蚀............................................92.1.2生物膜腐蚀...........................................102.2管网腐蚀的危害............................................122.2.1影响管网水质.........................................122.2.2影响管网消毒作用.....................................122.2.3影响管壁结构.........................................132.2.4增大管网微生物风险...................................132.2.5增大供水能耗.........................................142.3管网腐蚀评价方法..........................................142.3.1X射线衍射分析........................................142.3.2铁元素、铁氧化物以及总铁含量测定.....................152.3.3比表面积、孔容以及孔径分析...........................152.3.4电镜-X扫描射线荧光的能谱分析........................152.3.5X射线荧光光谱分析....................................162.3.6管网化学稳定性评价...................................162.4管网水质稳定性分析模型....................................182.5生物迁移的影响与应对......................................192.5.1沼蛤.................................................192.5.2藻类.................................................21第3章管网管垢稳定性的影响因素研究...........................233.1管垢的形成与结构..........................................233.1.1管垢的形成...........................................233.1.2管垢的结构...........................................253.2管网腐蚀影响因素研究......................................26III 目录3.2.1管网水质条件的影响...................................263.2.2水厂净水工艺的影响...................................313.2.3管网水力条件的影响...................................313.2.4磷酸盐缓蚀剂的影响...................................32第4章南水北调水源与北京受水区管网适配性研究................344.1北京管网管材特性及分布....................................344.2丹江口水库水与北京现水源的化学稳定性分析..................344.2.1硫酸根...............................................354.2.2氯离子...............................................364.2.3碱度.................................................374.2.4pH...................................................384.2.5拉森指数.............................................394.2.6碳酸钙沉淀势.........................................404.2.7小结.................................................414.3丹江口管网模拟系统试验研究................................424.3.1试验目的.............................................424.3.2试验方法.............................................434.3.3试验装置.............................................444.3.4试验数据.............................................454.3.5试验结论.............................................484.4北京管网水源切换试验研究..................................484.4.1试验目的.............................................484.4.2试验方法.............................................484.4.3试验装置.............................................494.4.4试验数据与分析.......................................494.4.5试验结论.............................................55第5章管网稳定性评价方法的优化................................575.1管网稳定性常规评价方法....................................575.1.1朗格利尔饱和指数.....................................575.1.2拉森指数.............................................595.1.3其他评价指数.........................................615.2水质差异度评价方法的建立..................................635.2.1水质差异度评价方法的原理.............................63IV 目录5.2.2水质差异度评价方法的计算.............................645.2.3水质差异度评价方法的验证.............................685.2.4该评价方法与常规方法的比较...........................695.3结合水质差异度划分北京管网“黄水”风险等级................695.4应用氧化还原电位作为辅助评价方法..........................71第6章管网腐蚀的应对措施与系统控制...........................736.1管网喷涂改造与优化运行....................................736.2优化供水调度和水量配置....................................746.3强化管网水质监测..........................................766.4建立水质突发事故处置预案..................................776.5强化净水厂工艺............................................78第7章结论.....................................................807.1研究结论..................................................807.1.1管网腐蚀的影响作用...................................807.1.2丹江口水源水质特征...................................807.1.3丹江口水源水质对北京供水管网的影响...................817.1.4水源切换后北京管网水质的稳定性.......................817.1.5水源切换后北京管网出现“黄水”的可能性...............817.1.6常规管网稳定性评价方法的局限性.......................827.1.7水质差异度表征管网稳定性.............................827.1.8氧化还原电位评价管网稳定性...........................827.1.9水源切换条件下的应对措施.............................827.2问题及展望................................................837.2.1生物迁移对于管网稳定性的影响.........................837.2.2管垢稳定性与渐变性研究...............................837.2.3溶解性有机物在调水迁移中的转化规律...................84参考文献..........................................................85致谢............................................................89声明............................................................90个人简历、在学期间发表的学术论文与研究成果.....................91V 主要符号对照表主要符号对照表XRDX射线衍射分析SEM-EDX扫描式电镜X射线能谱分析XRFX射线荧光光谱分析CCPP碳酸钙沉淀势DO溶解氧LSI朗格利尔饱和指数LR拉森指数RSIRyznar饱和指数CICasil指数ORP氧化还原电位DMA独立计量分区VI 第1章研究背景第1章研究背景1.1多水源条件下的水质稳定性管网水质的稳定性主要体现在两个方面，一是化学稳定性，二是生物稳定性。化学稳定性是指水体在管网输配过程中发生的各种物理化学反应，影响管网水质。其中包括水体中钙镁离子、残留混凝剂所发生的沉淀和析出；水体对管网内壁管垢层中物质的溶解作用；水体对于管材的腐蚀作用；管网水输配过程中伴随发生的消毒副产物的生成和降解等，这些反应都会在一定程度上影响管网水质的化学稳定性。生物稳定性是指饮用水中存在的营养物质支持管网中微生物的生长和繁[1]殖的能力。多种水源供水的城市配水管网，由于各水源水质各具特征和差异性，水的化学稳定性和生物稳定性必然存在差异。管网在不同水源相互切换的条件下，尤其是切换后的初期，应对进入管网的水体进行水质稳定性的评价。由水质差异性引起的管网水质稳定性的改变是显而易见的。与此同时，在水源切换的条件下，管网管垢的差异性对管网水质稳定性的影响也不同。管网水与管网内壁接触会发生多重的、复杂的反应，不仅仅是化学反应，更包括物理的和[2]生物的反应，这些反应会导致供水管网内壁出现腐蚀，并伴随管垢层的形成，不同的水质将形成各具特色的管垢层。水源的切换会引起管网水相应的改变，切换后的管网水会破坏管网与水体之间原有的平衡，导致镀锌钢管以及无防腐内衬的铸铁管内壁管垢层的不稳定性，[3]继而引起铁的释放。管垢层中铁的释放会引发一系列水质安全隐患，主要表现为水体的浊度迅速升高，色度明显增加，这也是引起管网发生“黄水”事件（如图1.1）的主要原因，因此管网的腐蚀问题成为影响饮水安全的关键问题之一。经调查发现，国内外曾发生多起由于水源切换而引发的管网“黄水”事件。例如1992年发生在美国亚利桑那图桑市，以及2008年在北京市出现的小范围管网“黄水”事件，都是由于水源切换后水质差异性引起管网水质的不稳定继而导致的。1 第1章研究背景图1.1管网末梢龙头“黄水”水源切换后管网水质的稳定性通常与供水管网的腐蚀程度密不可分。但是，目前通用的用于评价管网水质化学稳定性的方法主要是基于较为传统的指数计算，如朗格利尔指数计算法、Ryznar指数计算法，以及碳酸钙沉淀势等。这些指数的原理基于水体中的碳酸钙平衡体系，与水体中的硬度、pH、碱度等因素相关。在水体中碳酸钙的溶解平衡曲线如图1.2所示。图1.2在水体中碳酸钙的溶解平衡曲线图通过调节这些水质参数，使得水体-碳酸钙处于平衡状态，相对而言，即可认为该水质具有较高的化学稳定性。但是这种判别方法的适用范围存在一定的局限性。它是一种趋势的判断，并不代表发生的概率。也有研究表明，即使该类指数[4]表明水体处于稳定性，但仍会导致管网管垢层中铁的大量释放，甚至引发“黄水”现象。Larson和Skold等经过研究，提出了基于硫酸根、氯离子和碱度的拉森指数，2 第1章研究背景用以表征水体对铁质管网的腐蚀程度。与基于水体-碳酸钙平衡关系的指数计算相比，拉森指数对一些管垢和水体具有较好的预测结果，但同样具有局限性。因而，在评价水质化学稳定性的情况下，经常需要联合使用上述两种指数计算，从而做出更为合理的评价。除此之外，当水源切换时，如两种水源的硫酸根、氯离子和碱度的差异性较[5]大，在拉森指数计算的基础上，还要对管网管垢的形态和稳定性进行分析和评价。经过长期的研究发现，供水管网因长期运行，由其所输送的水质所形成的在其管壁上的管垢层的特征也存在较大的差别。当管网输配水质长期处于较高硬度和碱度的条件下，拉森指数较小，那么管网中管垢层的致密性就会相对较差。这样的管网在切换为具有较强腐蚀性和较高拉森指数的水质后，会造成管网内壁腐蚀的突然加剧，从而造成管网管垢层中铁释放量的明显增加，严重时将会出现“黄水”[6]情况。与此同时，水质的化学稳定性还应充分考虑管材的不同对于不同水质的适应性。例如，水体中的pH对于不同管材的管网引起的敏感度存在很大的区别。对铁质管材而言，pH只要处于中性范围，那么它的微小变化对腐蚀的发生基本无影响，但是同样的变化对于铜质管材管网而言，腐蚀作用就非常敏感。同样的，提高水中的碱度对铁质管材管网而言，抑制其腐蚀是有效的，但是对铜质管材的管网而言，却会促进其发生腐蚀。对于水泥基质的管材而言，包括以水泥为内衬材质的管网，为有效控制管网的腐蚀，水中的总碱度和总硬度不能过低，否则会对水泥造成较为严重的腐蚀。同时，水中的硫酸盐以及氯化物的浓度也不宜过高，否则也会增加腐蚀的可能性。1.2南水北调工程实施的必要性我国属于水资源较为缺乏的地区，年均水资源总量约占世界总量的6%，在全球范围位居第六。但是由于人口基数大，人均排名跌落至88位。与此同时，我国水资源总体分布呈现出明显的空间不均的特点，特点之一是南多北少。我国华北和西北部地区，幅员辽阔，矿产资源丰富，农牧业繁茂发展，在我国经济发展中占有无法取代的地位。但是因为该地区的水资源严重不足，已成为进一步发展的制约因素，并由此带来了一系列社会、生态、环境与经济的问题，制约区域发展。首先，水资源的匮乏影响居民的基本生活以及工业和农业的正常生产。在水量不足时，城市供水不得不采取低压供水，甚至是间歇性供水，一些拟建的发展项目因缺水而被迫暂停，还有一些城市挤占农业灌溉用水，这些都加剧了生活与生产3 第1章研究背景之间的矛盾，破坏了社会的安定与和谐。其次，水资源的缺失会造成社会环境以及生态的严重破坏。如华北平原地区地表水资源严重匮乏，为确保经济发展，被迫超量开采取用地下水，造成了局部呈现严重的漏斗区。地下水位的下降，将危及城市地表安全。此外，一些严重缺水的地区，由于长期开采和接触含有毒有害物质的水，使得传染病等逐渐肆虐，威胁居民身心健康。要缓解或解决北方城市普遍存在的缺水问题，需要开源与节流并举。包括加强节约用水意识、定期回灌地下水、限制高耗水项目的发展、加强水资源的合理调配等，在这一系列措施的应用下，我国部分地区已取得了明显的效果。伴随社会的进步和城市的发展，各城市的取用水量大幅增加，进一步挖掘新的水源以及节水的潜力都是有限的，城市水量的供需矛盾也愈发严峻。为了从根本上缓解水资源紧缺的矛盾，实施从长江流域长距离向北方调水成为不可或缺的紧迫方法。在这样的背景下，为了打破南北水量不均，北方水资源严重匮乏的水资源格局，国家决定实施南水北调这项重大且意义深远的水利工程。南水北调中线工程是指从丹江口取水，向北方城市依次调水的水利工程。沿途受水城市包括河南省、河北省、北京市和天津市。工程投入运行后，将有效缓解我国北方城市水资源严重[7]不足的局面。北京市作为受水城市之一，供需矛盾的供水局面将得以缓解，同时日益短缺的地下水资源也可以得到有效地涵养。南水北调中线工程（如图1.3）将成为解决北京水资源紧缺的重要举措，它的实施对于提高城市的供水保证率、改善城市水生环境具有深远的意义。图1.3南水北调中线工程输水管线示意图4 第1章研究背景南水北调中线工程以丹江口水库作为供水水源地。丹江口水库属于长江流域，位于汉江的中上游。丹江口水库的来水主要取自汉江和丹江，年均入库量约3953亿m。在丹江口大坝实施加高以后，水库的蓄水位提高至170m，同时库容也将提3升至290.5亿m，水域面积也将相应扩大，达到1000余平方公里。南水北调中线工程运行后，将全面提升受水区水资源的利用能力，支持社会经济的快速、全面发展；全面提高多水源联合调水的能力，实现安全供水；有力促进城市自备井的逐步置换，避免地下水超采问题，全面改善生态环境。1.3水源切换与管网适配性研究的意义和任务保障饮用水的安全，需要做好“从水源到龙头”的全过程保障（如图1.4）。在这个过程中，供水管网是中间一个关键的环节。因为饮用水在经过净配水厂的常规和深度处理后，水质均达到相关标准。但是在水体进入管网之后，又会与管网内壁上的管垢层发生一系列较为复杂的物理的、化学的以及生物的反应，而这些反应的发生都会在不同程度上影响管网的水质。管网内的水质稳定与否将直接决定用户龙头端水质的优劣。影响管网水质的因素较为复杂，其中管垢层腐蚀产物的释放，会导致管网内水质的变差，其中浊度升高、色度增加是最为突出的管网水质问题。水源净水安全管网保护工艺配水水质图1.4水质全过程保障流程图南水北调工程通水运行后，北京市将面临更为复杂的供水形势，本地水与外地水相互结合，地表水与地下水相互补给，主要供水水源包括密云水库、丹江口水库、怀柔水库、牛栏山水源地、平谷应急水源等。在这样的水资源格局下（如图1.5），水源切换状态不可避免，并长期存在。5 第1章研究背景图1.5北京供水水源示意图水源切换是导致管网水质产生变化甚至发生问题的主要原因之一。由于水源[8]切换而导致的管网水质事件在国内以及全球均有发生。例如二十世纪九十年代发生于美国佛罗里达州的“黄水”事件，它的供水系统长期以来一直都是采用地下水作为城市的供水水源。伴随人口的增长和城市的发展，供水系统逐步扩建了地表水工艺，从而形成了由地表水系统、地下水系统以及海水淡化系统等多水源共存的供水格局。在新的供水格局下，由于突然将地下水切换为地表水，管网水质出现较大的变化，从而发生了大范围的“黄水”事件。南水北调水源的补充将有效保障北京市日益增长的用水量需求，有力支撑首都北京的快速协调发展。与此同时，在水源切换条件下，南水北调水也对北京市配水管网与新水源之间的适配性提出了严峻的挑战。在“十一五”期间，北京调用部分河北水源，由于水源切换导致出厂水的拉森指数偏高，使某些地区的供水管网出现局部“黄水”。北京市自来水集团对此问题展开相关分析和技术研究。研究发现，发生“黄水”的区域主要集中在以地下水为水源的供水管网，而原通入地表水区域的供水管网基本没有发生“黄水”的情况。挖取发生“黄水”和未发生“黄水”的管段，其剖面图如图1.6、1.7所示。6 第1章研究背景图1.6发生“黄水”管段剖面图图1.7未发生“黄水”管段剖面图对比二者管垢层的区别，发生“黄水”现象的管网普遍具有较薄的管垢层；未发生“黄水”的管网管垢层则较厚。分析其内在原因，两处管网分别处于不同的腐蚀阶段。管垢层较薄说明在切换水源前，管网内壁的管垢层处于形成过程，水质的变化容易与金属管材发生作用，从而促进腐蚀。而未发生“黄水”的管网已经形成了致密的管垢层。在致密的管垢层中，管垢层降低了水体与管网内壁的反应，因而会减少管网的腐蚀。因此，在水源切换时，新的水质对于地下水区域的管网而言，由于管垢层处在形成的阶段，当水的拉森指数明显增加时，管网内壁的管垢层中的金属阳离子得以释放，因而加快了腐蚀的发生，从而导致出现“黄7 第1章研究背景水”现象（如图1.8）。因而，水源切换已成为导致管网中水质化学稳定性发生改变的关键原因之一。“黄水”发生与否与水中拉森指数的改变、管网管垢的稳定性等因素密切相关。当腐蚀性较强的水替代腐蚀性较弱的水，即腐蚀性较强的水通入了管垢稳定性较低的管网时，较易于发生“黄水”情况。“黄水”形成腐蚀层主水体内转化/分解Fe3+颗粒氧化物复杂化学/沉淀/再悬浮氧化生物反应腐蚀层增加Fe2+进入(二价/三价铁化合物)管内主水体氧化/迁移扩散Fe2+生成腐蚀金属管壁图1.8发生“黄水”原理图为了准确预测北京市在切换水源之后是否可能出现“黄水”现象，需要对不同供水区域的典型管网开展水质稳定性分析研究，加以应对和控制，确保北京市供水管网的安全稳定运行和水质的保障。现阶段有效控制管网水质稳定性的方法主要包括：投加石灰等物质，用以调节水中pH、碱度和硬度指标；投加磷酸盐等缓冲药剂达到抑制管网腐蚀的作用；日常管理中加强管网冲洗；水源切换时采用水源勾兑、逐步增加的方式等。尽管如此，在南水北调中线工程通水运行后，北京城市的供水系统仍将存在许多难以预见的问题，包括原水水质的复杂性、远距离调水过程中的不确定性，长期运行的渐变性等，需从水源-输水-净水-配水的整个过程加强水质控制以及保障体系建设，保障供水水质安全。8 第2章研究动态第2章研究动态2.1水源切换对管网腐蚀的影响在水源切换条件下，管网腐蚀的发生主要基于两大类原理。一是电化学腐蚀，也就是原电池的工作原理。二是生物膜腐蚀，即由于附着在管网内壁上的微生物的生长导致的管网腐蚀现象。2.1.1电化学腐蚀电化学腐蚀属于最为常见的腐蚀形式，其腐蚀过程可以理解为原电池的工作机理。对于金属管材的管网而言，系统构成为水-电解质溶液。因为电位差的存在，+系统中存在着可以吸收电子的氧化性物质，例如H离子和O2分子等，它们的存在可使金属发生氧化反应，因此电极电位相对较低的金属物质就会受到腐蚀。电化学腐蚀的原理如图2.1所示。图2.1金属管材发生电化学腐蚀的原理图基于此原理，金属材质的管网在通水后发生电化学腐蚀是难以避免的。其反应过程用式（2-1）-式（2-3）表示：2-在阳极上发生的反应：2Fe2Fe4e（2-1）-在阴极上发生的反应：O2HO4e4OH（2-2）222Fe2HOO2Fe(OH)总反应式：222（2-3）9 第2章研究动态在腐蚀过程中，铁物质首先会生成氢氧化亚铁，然而亚铁物质是不稳定的，将继续氧化，进一步生成氢氧化铁物质。在系统中，氢氧化铁会继而发生脱水反应，从而生成铁锈。这一过程可用式（2-4）-式（2-6）表示：2Fe3HO3/2O2Fe(OH)223（2-4）2Fe(OH)FeO3HO3232（2-5）Fe()OHFeOOHHO22（2-6）2.1.2生物膜腐蚀管网中的微生物如果过量生长和繁殖，就会引起水质的恶化，造成浊度升高、产生异嗅异味的严重后果。同时，管网中的微生物还会引发生物膜的腐蚀（如图2.2）。生物膜腐蚀发生在管网内壁表面，是由微生物和金属管材管壁上的金属相[9]互作用而发生的反应。微生物的腐蚀主要包括硫酸盐还原菌的反应和铁细菌的反应两种类别。这两种细菌都是依靠水中铁盐的氧化反应产生的能量得以生存。其中，硫酸盐细菌的反应会产生更多的氢氧化铁，所以会对管网产生更为严重的的腐蚀。图2.2生物膜腐蚀硫酸盐还原菌（如图2.3）的腐蚀反应发生在缺氧环境下。在管网内环境中含有较高浓度的铁离子与硫酸根离子共同存在的条件下，硫酸盐还原菌将在管网内[10]壁大量繁殖。该细菌在繁殖过程中不断分泌氢化酶，在氢化酶的催化作用下，六价的硫还原成为负二价，同时铁的物质被氧化，硫酸盐类细菌因此得到了生长10 第2章研究动态和繁殖所需要的营养和能量，在金属表面进行新陈代谢活动，从而生成FeS和Fe(OH)2等腐蚀产物。图2.3硫酸盐还原菌示意图铁细菌（如图2.4）的腐蚀反应发生在水体中存在较高浓度的锰离子条件下。铁细菌吸取水体中的二价铁离子，得以生长和繁殖，同时分泌氢氧化铁物质。这种氢氧化铁物质会在管网内壁上形成铁质的瘤状物，从而加速了腐蚀的发生。图2.4铁细菌示意图上述是硫酸盐还原菌和铁细菌的腐蚀过程。当然，管网中存活着多种微生物，并非所有微生物都会加快管网腐蚀的速率，有些微生物的存在反而会在管网的内壁上形成致密的保护膜，从而从一定程度上防止或延缓管网腐蚀的发生。微生物11 第2章研究动态的来源，有些是伴随水流进入到管网系统，另外一些则是在原系统中并不存在，经过一系列的相互反应而在管网中生长和繁殖起来的。在硫酸盐还原菌和铁细菌的共同作用下，微生物对管网的腐蚀机理如图2.5所示。图2.5微生物对管道腐蚀的作用机理示意图管网的腐蚀作用是一个变化的过程。也有研究表明，在管网生物膜中铁氧化菌和铁还原菌的作用下，可以促使管垢中释放的铁离子形成氧化物，重新沉降在管壁上，从而减少了铁离子的释放。2.2管网腐蚀的危害伴随管材新技术的不断发展，供水管网的管材已由原来单一的钢管、铸铁管逐渐向多样化趋势发展。但是总体而言，普通铸铁管、球墨铸铁管、钢管和镀锌管这几种管材依然是应用最为广泛的。就北京市区管材分布而言，应用最多的也是普通铸铁管、球墨铸铁和钢管等。这些管材较易发生腐蚀情况。腐蚀对城市供水系统的安全造成了一定的威胁，同时也会造成社会经济和生态环境的损失。2.2.1影响管网水质[11]在管网发生腐蚀后，管网内壁的铁物质会发生释放和氧化，其产物为二价铁或者三价铁的化合物，继而扩散或迁移到水体中，会直接引起管网水中色度的急速升高，甚至超标，严重影响水质的感官性指标，引发饮水用户的投诉。2.2.2影响管网消毒作用管网输配过程中，在水中的溶解氧或者消毒剂等氧化剂的作用下，管壁上的铁物质将发生氧化反应，生成二价铁或者三价铁。水中的溶解氧以及管网中的余12 第2章研究动态[12]氯会因此而消耗殆尽。在这种情况下，管垢中铁的释放会因此而加速，同时管网中的消毒作用难以得到充分和持续的保证，在这些因素的共同影响下，管网中的水质很可能变差，甚至出现色度超标，危及供水安全。2.2.3影响管壁结构管网发生的腐蚀会破坏管壁原有的结构，使其受力均匀性遭受破坏，在外力作用下，更易于发生破损及断裂。如果管网管壁上发生点蚀情况，则该点附近的[13]机械强度将会急剧降低，更易引起管网的局部破损。据统计，大多数管网破裂的发生都是由于管道内壁出现点蚀而引发的。这种破损和断裂成为导致管网水量漏失的重要原因之一。管网纵剖面如图2.6所示。图2.6管网纵剖面示意图2.2.4增大管网微生物风险管网内壁发生腐蚀会使管壁缺失平滑，变得异常粗糙，甚至会在管网内壁上[14]形成一个个管瘤。因为管瘤的存在，水流对管壁的冲刷力减缓，同时粗糙度较大的管网内壁成为微生物附着生长和繁殖的较佳场所。微生物的大量繁殖，会在一定程度上加剧管网腐蚀的恶化，而且影响水质，在很大程度上增加了管网内余氯的消耗，也促进了致病菌的生长繁殖，同时还会吸收和累积有毒有害物质，例如镭、砷等，增加了管网水质风险，危害居民饮水安全。13 第2章研究动态2.2.5增大供水能耗伴随管网内部粗糙度的加大，管网的沿程损失也会随之增大。这会增大供水系统的能耗，给水厂供水泵站增加额外的非必要的压力，迫使水厂增加运行成本。与此同时粗糙度的改变也会减小管网的过水断面面积，从而影响输水能力。总体而言，管网的腐蚀将会带来一系列严重的后果。不仅造成巨大的社会经济损失，还将威胁人们的饮水安全，造成极大的危害。因此管网腐蚀的影响因素研究及控制策略愈发成为亟待解决的问题，也促使学者们开展关于管网腐蚀的深入研究工作。2.3管网腐蚀评价方法分析研究管网腐蚀的程度，可以借助现代检测技术，主要包括X射线衍射分析法，铁元素、铁氧化物以及总铁含量测定法，比表面积、孔容以及孔径分析法，电镜-X扫描射线荧光的能谱分析法，X射线荧光光谱分析法等。2.3.1X射线衍射分析X射线衍射分析，简称XRD，是以Cu、Kα作为放射源的旋转阳极粉末X射线衍射仪器，加速电压为40KV，管电流为100mA，利用X射线在晶体物质上的衍射效应确定物质结构的组成。其检测原理是：由于每一种结晶物质的结构都是特定的，通过测定衍射角的位置可以对物质进行定性分析，同时测定谱线的积分强度可以得到定量的分析结果。图2.7X射线衍射分仪14 第2章研究动态2.3.2铁元素、铁氧化物以及总铁含量测定铁元素、铁氧化物以及总铁含量的测定，是与X射线衍射法相辅相成的。X射线衍射仅仅能够分析管网管垢中样品的晶体态物质，然而却无法对样品中的无定形的铁氧化物，例如Fe(OH)2、Fe(OH)3等进行定量检测。这些铁的元素及化合物是以溶解状态或胶体状态的形式存在的，此外还包括容易被水流携带的铁的化合物，这些都需要单独的检测和计算，即测定铁元素、铁氧化物以及总铁的含量。2.3.3比表面积、孔容以及孔径分析比表面积、孔容以及孔径分析的检测，是指将管垢样品进行充分地研磨和冷冻干燥，然后将样品通过150目的筛孔筛分，筛分后得到的是粉末状的样本，对此采用比表面测定仪，先经过120ºС条件下的脱气预处理，然后再经过氮气吸附脱附，就可测定计算其比表面，孔容以及平均孔径。图2.8比表面积、孔容以及孔径分析仪2.3.4电镜-X扫描射线荧光的能谱分析电镜-X扫描射线荧光的能谱分析，简称SEM-EDX，是采用扫描电子显微镜，分别对样品进行微区形貌扫描。样品包括管垢中的小块样品与水体接触的外表面，管垢与管壁接触的内表面，以及外加横截断面等。同时采用X射线的荧光能谱仪将微区上的元素组成进行检测分析。15 第2章研究动态图2.9电镜-X扫描射线荧光仪2.3.5X射线荧光光谱分析X射线荧光光谱分析，简称XRF，是采用扫描型式的色散X射线法荧光光谱仪，对管网管垢中的元素组成进行分析和检测。该光谱仪采用铑（Lr）元素激发电子管，电压为0-70KV，管电流为0-120mA。图2.10X射线荧光光谱仪2.3.6管网化学稳定性评价在管网化学稳定性方面，评价腐蚀的方法主要包括拉森指数、LSI饱和指数以16 第2章研究动态及RSI稳定指数等，这些指数都可在一定程度上判断管网的腐蚀趋势以及结垢倾向。当管网水质的化学稳定性较好时，管网一般不会受到腐蚀。在评价管网的腐蚀速率方面，仅仅依靠指数的趋势判断不够准确，为了更加直接和量化地分析研究，需要用腐蚀速率加以评价。所谓腐蚀速率，是指单位管段在单位时间里所损失的重量。常用的计算方法包括两大类，即直接法和间接法。2.3.6.1直接法直接法是指应用失重法计算，即通过对比腐蚀前后的单位面积管段范围内的重量差值与时间的比值，计算腐蚀速率。计算公式如式（2-7）所示：mm12Ccorr（2-7）AtCcorr表征腐蚀速率（g/m2·h）；m式中：1表征腐蚀前重量(g)；m2表征腐蚀后重量(g)；2tA表征面积(m)；表征时间(h)。将其换算成国际上通用的以线形单位表示的腐蚀速率，如式（2-8）所示：Ccorr24365Ccorr()In（2-8）21003式中：Ccorr(In)表征腐蚀速率（mm/y）；表征密度（g/cm）。2.3.6.2间接法间接法是指通过测量电流来计算腐蚀速率的方法。该方法的依据是腐蚀速率与腐蚀电流之间的比例关系。这种计算方法基于能斯特方程以及法拉第原理的理论基础，建立测试仪器，首先测试腐蚀电流，继而根据二者关系推导出腐蚀的速率。其过程可用式（2-9）表示：CrK"I（2-9）corr式中：Cr表征腐蚀速率（A/cm2）；K"表征比例系数；Icorr表征腐蚀电流。通过腐蚀速率的大小可以判断管网的腐蚀程度，判断标准如表2.1所示。将上述两种方法计算出的腐蚀速率对比表2.1，即可根据对应关系判断所选管网受到腐蚀的程度。17 第2章研究动态表2.1腐蚀速率与管网腐蚀程度对应表腐蚀速率（µm/y)管网的腐蚀程度<1基本不腐蚀，可忽略1-5存在轻微程度的腐蚀5-10存在一般程度的腐蚀>10腐蚀较为严重2.4管网水质稳定性分析模型伴随人们关于管网腐蚀现象的日益重视，学者们开始研究管网水质稳定性的预测模型。例如，来自美国的Snoeyink教授研究组，他们提出了关于管网中铁的[15]腐蚀产物、铁的释放以及管网产生“黄水”时其水质中的溶解氧浓度模型。该模型基于一种假设，即认为多数管垢都拥有着比较相似的结构特征，这种结构主要分为三层，其中最外层是表面沉积层，由疏松的沉淀物组成，中间为壳层，由较为坚硬致密的物质组成，壳层以下包裹着第三层，称为内部疏松层，呈现多孔疏松质的性状。其中表面沉积层的主要组成物质包括碳酸盐、磷酸盐、硅酸盐等沉积物，以及Fe(OH)3化合物、稳定性较差的纤铁矿物质等，它们通常可以吸附大量的有机质，因而成为了微生物生长和繁殖的主要场所。壳层主要由不溶于水的三价铁物质组成，例如磁铁矿以及针铁矿等。内部疏松层含有大量Fe(OH)2以及2+FeCO3等亚铁物质。因其元素组成，可溶解成为大量的Fe离子。位于中间的壳层分隔了表面沉积层外的水和内部疏松层中的铁离子，是保持管垢结构稳定的关键所在，它是抑制铁腐蚀产物的释放以及减缓金属腐蚀的重要结构组成。正是基于管垢的这种三层化结构，溶解氧浓度模型描述了管网运行过程中，水中的溶解氧浓度与管垢中铁的释放二者之间的对应关系。当水体中溶解氧的浓度较高时，内部疏松层中的铁离子在进入壳层时，易于被氧化成较为稳定的三价铁物质，继而逐渐沉积在壳层，难以进入水体，因而可以在一定程度上减缓铁的释放。反之，当水体中溶解氧的浓度较低时，或者处于缺氧状态时，内部疏松层中的铁离子较易于穿越壳层，甚至穿过表面沉积层而进入水体，引起水中铁含量的增大，导致水质变差。当然，在考虑溶解氧的浓度与腐蚀程度之间的关系时，水体的流态以及在管网中的停留时间都是不可忽略的影响因素。又如预测“黄水”的经验统计模型。由于在水源切换的条件下，外力会促进管网管壁的腐蚀产物释放，从而影响水质，甚至会导致“黄水”现象的发生，严重影响饮水安全。因此说，关于腐蚀产物释放的模拟模型对于预测“黄水”的可18 第2章研究动态能性具有重要的意义。Imran等开展的研究基于模拟管网运行的状态，结合正常停[16]留时间的情况，建立关于管垢中铁释放的实验模型。通过分析研究模拟实验的结果，找到水质参数中对管垢释放产生影响的主要因素，从而对“黄水”发生的可能性进行预测和判断。结合试验进行汇总，确定了水中的硫酸根、氯离子、溶解氧、碱度、温度、停留时间以及钠离子这七项指标为主要影响因素，并依此建立了以色度表征管网水中总铁含量的一个非线性模型，如式（2-10）所示：0.4850.1180.5610.96720.8130.836ClSONaDOTHRT4Color0.91220.941ALK（2-10）此模型是基于试验的水质条件和管网状况而建立的，未涉及水源切换的条件，因此该模型具有一定的局限性。研究北京管网在供水水源切换为丹江口水源后是否会发生“黄水”的情况，需要额外建立更有针对性的研究模拟模型。此外，还有其他一些模型，分别针对某一特定要素对于管网管垢的影响建立的分析模型，例如Siderite模型用于研究分析水中碳酸亚铁含量对于管垢的形成与影响，Kuch模型用于研究分析管网中水力条件的变化与铁释放的影响关系，Baylis模型用于研究分析管网中铁的释放与瘤状物的形成理论，等等。这些模型以及研究机理仍需进一步的量化，并分析研究其适用范围。2.5生物迁移的影响与应对为解决水资源分布不均的状况，常采用长距离的输水工程来得以缓解。但是这种长距离的输水存在一定的风险。尤其是跨流域的特大调水工程，可能会引起不同流域之间物种的相互入侵，使生态系统遭受破坏，严重时会引发生物污损问题。生物污损是指在调水过程中，藻类、贝类等污损型的生物大量入侵，使得输水系统及生产设备设施上附着生长高密度的生物，严重影响其正常运行的能力。[17]在全球范围，生物污损都是由于输水工程而引发的最为常见的生态问题之一，这类生物主要包括藻类、蚤类以及沼蛤等，都会对管网水质安全造成一定的隐患，其中最为典型的物种是沼蛤以及藻类。2.5.1沼蛤沼蛤（图2.11）是原产于我国南方的一种底栖动物，俗称淡水壳菜，具有很强的环境适应能力，广泛分布于我国以及东南亚国家的水库和淡水河湖中。沼蛤19 第2章研究动态是典型的入侵性较强的生物，主要生长在溶解氧较低、水流流速较快的管道中。关于沼蛤入侵输水管渠，危害供水系统，影响居民生产生活的报道屡见不鲜。如美国加州北水南调工程，沼蛤在加利福利亚水中大量繁殖，致使生物物种发生改变，生态平衡受到破坏，并且引发腐蚀过往船体、覆盖水面桥墩、堵塞输水管道等一系列严重后果，导致了社会经济以及生态环境的双重灾难。又如我国的粤港供水工程、东江水源工程、十三陵抽水蓄能电站工程等，均发生过沼蛤入侵输水工程，使输水结构污损，威胁生产安全的事故。可以看到，生长于我国南方的沼蛤已经逐渐适应了北方的寒冷气候，形成了在我国北方地区生存蔓延的巨大威胁。目前，在全球范围内，已有多个国家的供水系统出现了沼蛤入侵的踪影，如澳大利亚、阿根廷、泰国、巴西、日本以及印度等，形成较为严重的生物污损，引发了社会的广泛关注。图2.11沼蛤示意图沼蛤的入侵会引发一系列的安全隐患，包括导致输水管管壁粗糙度的增加，输水断面面积的减小甚至堵塞，输水效率的降低，此外还会引起混凝土结构的壁面发生腐蚀，危害结构强度，同时沼蛤的代谢会大量消耗水体中的溶解氧，容易引起水质发生污染。它对水泵、闸门等生产设备的侵蚀会直接影响生产，给工程带来巨大的经济损失以及潜在的安全隐患。沼蛤的另一大危害主要体现在一旦它成功侵入，便会在新的水体环境中迅速扩张，繁殖速度难以控制。对于水体中的本底生物，沼蛤入侵后会附着在这些生物的身上，从而导致其窒息死亡，因此可能会造成那些物种的减少，新物种的增加，还会改变水体中某些鱼类的食性，继而对水体中原有的食物链平衡产生影响。这种情况下它能迅速改变水体中原有的底栖生物的群落结构，对物种多样性的改20 第2章研究动态变具有重要的影响。针对沼蛤对大型调水工程可能带来的破坏性影响，国内外相关学者正在积极研究其控制与去除的方式，并根据不同方式的去除效果进一步研究和制定更为高效和适宜的防范措施以及控制系统。2.5.2藻类藻类是原生生物中的一类真核生物，多以水生为主，能够进行光合作用。如果藻类在水体中过量的生长和繁殖，它们的新陈代谢活动将会大量消耗水中的溶解氧，同时产生二氧化碳，从而导致水体中的pH急剧降低，进而破坏水-碳酸盐[18]平衡体系，使水体呈现酸性。与此同时，藻类的存在还会使水体呈现富营养化，它将会给水体带来较为严重的后果。一方面，它的大量存在会使水面形成水华，影响水质观感，严重时还会发出腥臭味道，使水质恶化。另一方面，藻类会威胁生活在水体中的鱼类。当藻类过多而被吸附在鱼鳃上时，会影响鱼类的呼吸，甚至造成鱼类的死亡。在藻类死亡后，还会释放藻毒素，藻毒素会进一步分解产生硫化氢、羟胺等有毒有害的物质，严重威胁着水生生物以及饮水居民的生存和健康。藻类植物大约有3万多种，其中能形成水华的种类主要是蓝藻门，包括微囊藻、鱼腥藻等，如图2.12、2.13所示。图2.12微囊藻示意图21 第2章研究动态图2.13鱼腥藻示意图藻类的出现和繁殖与水体中的化学性质密切相关。在富营养化的水体中，会出现大量的蓝藻门、裸藻门，并有形成水华的风险；在贫营养化的湖泊中，硅藻门和金藻门经常存在；而绿球藻门和隐藻门经常出现在小型池塘中。光照和水温作用对于水华的发生具有重要的影响。其中水温可以决定生物细胞内发生酶反应的速度，而光照条件则提供了生物代谢所需要的能量。例如，大多数蓝藻生长所需要的温度范围为25-35℃,当温度低于15℃时蓝藻的生长会受到限制。藻类的存在会对水体的安全以及净水过程产生重大的影响。首先，藻类数量的骤增会改变水中zeta电位,zeta电位是指导净水厂投加混凝药剂类别以及投加量的关键要素。高藻水情况下，水中的zeta电位要低于低藻时的数值，这就会在一定程度上增加混凝剂的用量。其次，藻类及其分泌物的存在会严重干扰沉淀和过滤的效果，主要表现为难以沉降；堵塞滤料，使滤料呈现泥球化；增加过滤时的水头损失；使滤程缩短；严重时尺寸较小的藻类会发生穿透滤池的现象，进而夹杂在水中流入清水池甚至管网，既增加了水体中有机物的含量，导致配水管网的水质恶化，同时也令产水量有所降低。藻类细胞所分泌的土嗅素和2-甲基异冰片等异嗅异味物质也会严重影响饮用水的感官性质。与此同时，藻类细胞会在生长过程中不断地向水体中分泌有机代谢物，这些分泌物相比藻类本身，更难以通过常规工艺得以去除。更为有害的，藻类及其代谢产物都是三卤甲烷和卤乙酸前驱物的主要来源，它们会在氧化过程中产生毒性更大的衍生副产物。22 第3章管网管垢稳定性的影响因素研究第3章管网管垢稳定性的影响因素研究3.1管垢的形成与结构3.1.1管垢的形成所谓管垢，是指输配水管网在长期运行的过程中，由于发生腐蚀、沉积等作用，在管道内壁上形成了相对稳定的，以腐蚀产物以及沉积物等为主要成分的界面层。尤其是在水源切换之后，由于新水源的水质化学成分与原水源的变化和差异，对管道内壁已有的管垢稳定性产生了破坏作用，因而导致了管垢层中铁等腐蚀产物的释放以及水质的变化。研究管垢和水质恶化涉及的核心问题，主要包括以下几个方面。3.1.1.1管网管材的选择管网在输配水的过程中，水体与管道会发生多重复杂的一系列反应，包括物理的、化学的和生物的反应。不同的管网管材存在不同程度的腐蚀隐患。目前常用的管材主要包括钢管、普通铸铁管、球墨铸铁管、塑料管、玻璃钢管、水泥管、铝塑复合管等，其中铸铁管和钢管占据绝大比例。对于金属管材而言，尤其是铁[19]质管材，普遍存在腐蚀问题。腐蚀会带来一连串的影响和危害，如腐蚀产物的形成会改变水流的力学特性，增加管道阻力，严重时影响输水能力；由腐蚀所带来的管网漏失会引起水量的损失和水压力的失衡，对供水系统造成不良影响；腐蚀产物的溶出和释放还会引发水中有毒金属物质的积聚，如铅和铬等物质主要来源于腐蚀产物的溶出。同时，因为腐蚀作用所导致的水体浊度和色度的升高以及铁、铜和锌等金属元素的异味等会给用水居民造成感观的不悦，引起沾污衣物等[20]后果，严重时将会影响居民身体健康。因而，对于输配水管网而言，合理地选择和使用管网管材对于安全供水意义重大。3.1.1.2生物稳定性的影响在管网输配水的过程中，若水质的生物稳定性不高，进入管网后就会引起微生物的大量生长和繁殖，从而对水质造成诸多不利影响，例如产生难闻臭味、增加致病菌以及加剧管网的腐蚀等。根据国际上针对各类管材对管网生物膜产生影响的相关研究，可以发现，管网中水体的微生物主要来源于管网管壁上的生物膜，[21]这些生物膜紧紧依附在管网管壁上，或者多存在于管道变径、转弯等位置。与23 第3章管网管垢稳定性的影响因素研究这些生物膜的生长相关的因素主要包括微生物生长所需要的营养物质、合适的管材条件、适宜的水力条件、管网中微生物的本底含量以及消毒剂的种类和剂量等[22]，这些影响因素相互影响和作用。因此，对于输配水管网而言，研究管网系统中微生物的生长情况，以及对潜在的生物稳定性风险开展客观评价对于安全供水意义重大。3.1.1.3管网中消毒剂量的确定针对管网中的微生物安全性，人们最初普遍认为，在管网末端保持一定剂量[23]的消毒剂可以有效灭活病原细菌。其实不然，由于在出厂水中仍然会残存未被灭活的细菌，在经过消毒剂的作用后，部分未灭活的细菌会进行自我修复，并重新生长。与此同时，由各种原因引起的难以避免的外源性细菌进入管网事件也会时有发生。在这种条件下，仅仅通过在出厂水中投加少量的消毒剂并不能够有效地控制管网中细菌的生长和繁殖。然而过量地投加消毒剂又会导致其他不利问题，如饮用水的感官性状由于药物而变差，以及备受关注的消毒副产物问题，如目前已有研究的三卤甲烷和卤乙酸等，这些物质的存在会严重影响用水居民的生存健康，会引发消化系统以及泌尿系统的不安全性。因此，对于输配水管网而言，微生物的稳定性以及消毒剂量对其有效的控制对于安全供水意义重大。3.1.1.4水体中有机营养物质对于微生物的作用管网中细菌的生长繁殖受到水体中有机营养物质的重要制约。对于生长在管网中的细菌，即使在管网中保持较高浓度的余氯量，但只要在水中拥有充足的有机营养物质，细菌就仍可以在管网中进行生长和繁殖。在管网中存在的众多种类的细菌中，只有硫细菌以及铁细菌等少数菌种属于自养菌，其余大多数都是以有机营养物质为基质的异养菌。在管网水体中如果有机物的含量较高，则管网水中的生物稳定性就会较差，因而细菌就更容易在管网中不断生长繁殖，从而水体中的致病菌也可能随之产生。为了更准确地描述微生物的含量，又提出了AOC（生物可同化有机碳）和BDOC（水中可溶性有机物中能被异养菌利用的部分）两项水质指标，与消毒剂的投加剂量相结合，共同控制细菌等微生物在管网中的生长[24]和繁殖。由此可见，管网中存在的有机营养物质是促进细菌等微生物在管网中生长和繁殖的主要因素，对其有效的控制对于安全供水意义重大。24 第3章管网管垢稳定性的影响因素研究图3.1管垢形成示意图如上所述，管网内的腐蚀主要是由于金属管材与水中的物质发生反应，这些反应的产物经过长时间沉积在管网内壁表面，从而形成了管垢，如图3.1所示。3.1.2管垢的结构管垢层由表及里主要分为3层，依次是表面的沉积层、致密的壳层以及内部的疏松层，如图3.2所示。管垢层的破坏和释放过程可以理解为：当管垢表面沉积层和致密壳层被破坏时，管垢内层的松散结构中留存的二价铁和三价铁物质就会大量流入管网内的水体，从而增加了水体的浊度与色度，继而造成了水质的恶化。图3.2管垢结构示意图在XRD、SEM、EDX等先进检测技术的帮助下，研究管垢的基本组成。观察管垢的形态，从外观而言，管垢呈现多孔致密的壳状结构。与水接触的外层表面比较酥松，壳层相对密实许多。管垢的物质组成方面，除微生物以外，还包含了25 第3章管网管垢稳定性的影响因素研究众多铁元素的化合物，如α-FeOOH、Fe3O4、Fe(OH)3、γ-FeOOH、FeCO3等，以及铅、砷、CaCO3等物质，其中以铁的化合物为主要成分。对于管垢层而言，它的表面沉积层与水接触，在一定程度上起到阻隔水中较高浓度的溶解氧和氯的作用，使得水体中的溶解氧和氯不易渗入到管垢层的内部，在氧化剂的长期作用下，管垢的表面沉积层组成主要以碳酸盐、磷酸盐等物质为主要成分。相应的，管垢的内部疏松层由于处在厌氧或缺氧的环境，其成分主要以亚铁盐为主。在正常情况下，这种结构的管网管垢是相对稳定的，铁的腐蚀和释放都相对缓慢，不会引起水中铁浓度的超标。但是如果管垢的表面沉积层较薄时，在水源切换条件下，管网水质条件会发生明显的改变，此时管垢层极易受到影响，管垢的平衡状态被破坏，从而引发水质恶化问题。3.2管网腐蚀影响因素研究与管网管垢稳定性密切相关的因素主要包括管网水质条件的影响，水厂净水[25]工艺的影响，管网水力条件的影响，以及磷酸盐缓蚀剂的投加等。3.2.1管网水质条件的影响对管网的腐蚀有影响的水质条件有很多，有的起到促进作用，也有的起到抑制作用，并且这些作用都不是相互孤立的，各水质条件之间有显著的相互影响或[26]制约的关系。为探究各水质因素对管网管垢稳定性的影响程度，开展管段模拟试验研究。试验管段取自北京某地区地下水供水区域的铸铁管段，以该地区的地下水作为水源通入该试验管段，水质条件如表3.1所示。表3.1试验用水水质概况水质指标检测值pH8.2溶解氧2mg/L碱度217mg/L余氯03.2.1.1pH的影响对于管网内部腐蚀的控制，pH是一项重要的水质参数。对于铸铁管道而言，26 第3章管网管垢稳定性的影响因素研究管道的腐蚀速率在pH为中性时较为稳定。当管网水质偏酸或者偏碱性时，腐蚀速率会有较大的变化。当pH＞10时，管垢的腐蚀速率急剧降低，因为在pH为碱性的水质条件下，水体会在管道内壁的管垢表面层形成一定厚度的保护膜，从而为管垢层提供了很好的天然保护。当pH＜5时，管垢的腐蚀速率急剧升高。因为在pH为酸性的条件下，管道内壁会形成多孔纤维状的管垢层，有利于腐蚀的发生。总体而言，不考虑水流处于静止状态还是流动状态，管垢层中铁的释放随着pH的[27],[28]升高，其过程逐渐减缓。也有研究表明，当pH处于中性区域时，腐蚀速率也会呈现相反的趋势，即pH升高时，铁的释放也有一些增加。这可能是由于管网中水体的状态改变了缓冲强度，从而导致了腐蚀速率的变化。相应的，对于钢管管道而言，pH也会对管道的腐蚀产生一定的影响。在正常流速范围内，当pH处于5.5-9.0之间时，钢管的腐蚀速率基本稳定。试验中保持水中溶解氧浓度为1-2mg/L，在调节不同pH的条件下，测定铁的释放速率，得到如图3.3所示的pH与铁的释放速率关系图。图3.3pH与铁的释放速率关系图由图3.3可见，pH对于管网内部腐蚀的形成与释放具有重要的影响作用。管网腐蚀速率伴随pH的增大而减缓，较高的pH可以有效控制管网的腐蚀。当pH高于8时，管网水质较为稳定。因此为保持管网中水质的稳定性，应将pH尽量控制在中性区域及略偏碱性范围。3.2.1.2温度的影响温度对管网腐蚀的影响不像其他因素那样的直观，它是一种间接的影响。当温度增加时，管网内各种物质之间的反应，包括物化的、电化学的反应速度都会随之加快，必然的，管网内的腐蚀速度也会因此而加快。温度对于管网内腐蚀速27 第3章管网管垢稳定性的影响因素研究率的影响，不仅仅表现在加速了管道内各种化学反应的速率，其实它也影响着水体中的其他水质参数，例如电导率、水的溶解度等。伴随温度升高，水中电导率会随之上升，从而水中的电子迁移速度会跟随加快，相应的，电化学腐蚀的速度[29]也会加快。在管网长期运行过程中，管垢层的外表面逐渐形成一层致密的膜，能够在一定程度上隔绝管垢层与水体的接触，承担保护作用，对于铁的释放具有一定的抑制作用。但是当温度升高时，水中物质的溶解度会相应增大，使得水中的部分结垢产物减少，同时管垢中已结垢的物质也会发生一定量的溶解和释放，从而使原有的膜受到破坏，因此腐蚀的速率也会增大。与此同时，水温的升高也会促进管道中微生物的生长和繁殖，加速硫酸盐还原菌、铁细菌等微生物对于管壁的腐蚀，使管网腐蚀情况更加严重。试验中调节水温，测定管段在不同温度下的腐蚀速率，如图3.4所示。图3.4温度与腐蚀速率关系图由图3.4可见，温度对于管网内部腐蚀的影响比较明显。伴随温度的升高，腐蚀速率明显加快。为保持管网中水质的稳定性，应充分研究分析各相关因素，确定温度范围。3.2.1.3溶解氧的影响在管网环境中，金属管材的腐蚀速率在很大程度上受到溶解氧浓度的影响。在常温下的中性水体中，铁的释放速率与溶解氧的浓度呈反比例关系，伴随溶解氧浓度的升高而降低。当溶解氧浓度较高时，水中的溶解氧可将二价铁物质氧化为不溶性的三价铁物质。在中性水质条件下，三价铁物质的溶解度较小。三价铁物质逐渐附着在管垢的表层，从而可防止易溶性的亚铁物质进入水体，因而在较高浓度的溶解氧存在的条件下，可在一定程度上抑制铁的释放。相反的，当溶解氧浓度较低时，根据管网腐蚀Kuch机理，在缺氧条件下，三价铁物质作为电子受体易于转化为可溶性的亚铁物质。伴随管垢表层中三价铁物质的破坏，大量的亚28 第3章管网管垢稳定性的影响因素研究铁物质顺势释放到水中，从而加大了铁的释放量。试验中调节pH为7，测定不同溶解氧浓度下铁的释放速率，如图3.5所示。图3.5溶解氧浓度与铁释放速率关系图由图3.5可见，溶解氧对于管网内部腐蚀的形成与释放具有重要的影响作用。铁的释放速率伴随溶解氧浓度的增加而降低，因此维持较高浓度的溶解氧可达到有效控制铁释放的效果。水中溶解氧的浓度较低时，会加速管垢层铁的释放，管网水质存在一定风险。3.2.1.4碱度的影响-2--碱度是指水中HCO3、CO3、OH三种离子之和，以及少量的硅酸盐及磷酸盐。它描述水质条件对强酸的中和能力。水中的总碱度如式（3-1）所示：2碱度HCO332COOHH（3-1）当水中碱度为100mg/L时，pH处于6-9区间，钢管的腐蚀速率将伴随水体中缓冲强度的升高而降低。当pH为某一常数时，水中的缓冲强度高低对管垢的腐蚀速率不产生影响。这说明碱度与缓冲强度二者联合作用，同时对管网的腐蚀情况[30]产生影响。试验中保持溶解氧浓度为1mg/L，pH调节范围为6-9，测定不同碱度条件下铁的释放速率，如图3.6所示。29 第3章管网管垢稳定性的影响因素研究图3.6碱度与铁的释放速率关系图由图3.6可见，管网中铁的释放速率伴随碱度的增高而显著降低。在pH为7，溶解氧为1mg/L的条件下，当碱度大于150mg/L时，可以有效控制铁的释放。3.2.1.5余氯的影响余氯是指为了保证管网末端用户的饮水安全，在净水厂出厂水中投加氯消毒剂，使管网中存在一定余氯的量，以保证管网水中保有持续的杀菌能力，从而对微生物进行灭杀。余氯浓度增大时，可以抑制管网中微生物的生长，从而抑制腐[31],[32]蚀的产生。试验分别测定在投加氯、氯胺以及无消毒剂情况下管网浊度的变化情况，其中氯和氯胺投加浓度为1mg/L，测定结果如图3.7所示。12甘露园10无消毒剂8(NTU)6氯胺4浊度2氯005101520运行天数(days)图3.7余氯与出水浊度关系图30 第3章管网管垢稳定性的影响因素研究管网管垢中铁的释放是引起管网水浊度升高的主要原因，出水浊度与总铁含量呈现正相关性。由图3.7可见，在不投加消毒剂的条件下，出水浊度明显升高。在投加氯或氯胺的条件下，出水浊度明显下降。因此余氯可以有效控制管垢中铁的释放。3.2.2水厂净水工艺的影响水厂的净水工艺是饮用水在进入配水管网前最关键的屏障，它对管网内水质的稳定性具有重要的决定意义（如图3.8）。较为先进的净水工艺可以使处理水的水质在净水全过程中保持比较稳定的安全水平。比如在混凝-沉淀-过滤-消毒这样的常规工艺基础上增设臭氧-生物活性炭联用的深度处理工艺，可以使出厂水保持较低的AOC（生物可同化有机碳）浓度，减少微生物生长所需碳源，从而抑制了微生物在管网中的生长和繁殖。除此之外，也可在净水厂中增设辅助药剂的投加设施，用以调节出厂水的pH条件，以及缓蚀和阻垢性能等。混凝沉淀过滤臭氧活性炭消毒图3.8净水工艺示意图3.2.3管网水力条件的影响由于城市居民的用水特征和规律，水压和水量均存在高峰期和低谷期，因而供水管网中的水力条件也是随之变化的，具有动态的平衡规律，这就引起了管网中水体对于管网内壁的冲刷以及水体和管网管垢层的相互作用与反应。其中管网中水体的流速会对腐蚀产生明显的影响。增大流速会为管网内的腐蚀反应提供更多的溶解氧物质，水体流速的变化也会影响附着在管壁上的微生物的生长状况。流速较大时，微生物难以稳定地附着在管网管壁上，并且易于被水体冲走。流速较低时则反之。流速同样会影响水体中离子的状态。当管网中水流处于很低流速或者停滞状态时，水中的铁离子伴随停留时间的延长，其浓度会逐渐累积和有所增加，从而增加了水体的浊度和色度，使水质变差。试验选取某地下水供水区域的铸铁管段，测定在不同流速下，管段腐蚀速率的变化趋势，测定结果如图3.9所示。可见，管段的流速越高，其腐蚀速率越快。31 第3章管网管垢稳定性的影响因素研究图3.9不同流速条件下管段腐蚀速率趋势图3.2.4磷酸盐缓蚀剂的影响缓蚀剂是指用以控制和减缓腐蚀的药剂。缓蚀的原理是在腐蚀电池的阳极或[33]-[35]者阴极端覆盖上一层保护膜，从而就可以抑制或减缓腐蚀的发生。磷酸盐类物质是主要的缓蚀剂和阻垢剂，在一定程度上可以起到防止结垢、延缓腐蚀的作用。磷酸盐缓蚀剂可以有效控制镀锌钢管管材的腐蚀，因而被广泛应用于供水管网的腐蚀控制。磷酸盐类物质的缓蚀剂主要包括磷酸（H3PO4）以及磷酸盐（如[36],[37]Na3PO4等）。其中，磷酸盐类的缓蚀剂可以在管道内壁表面形成一层致密的薄膜，阻隔了溶解氧对管垢层的影响，因而达到抑制铁的释放及延缓腐蚀的目的。试验选取某地表水供水区域的铸铁管段，选择Na3PO4作为缓蚀剂，考察在不同磷酸盐投加量条件下，总铁含量以及溶解氧的变化趋势，如图3.10、图3.11所示。图3.10不同磷酸盐条件下总铁的变化趋势32 第3章管网管垢稳定性的影响因素研究图3.11不同磷酸盐条件下溶解氧的变化趋势由图3.10、3.11可见，磷酸盐作为缓蚀剂，能有效控制管网中铁离子浓度的增加。磷酸盐浓度越高，总铁浓度的上升梯度越小，磷酸盐的投加有效抑制了管垢中铁的释放。同时，在磷酸盐的作用下，溶解氧的消耗也受到一定程度的抑制。磷酸根离子在管壁表面形成的保护膜，可以阻挡溶解氧的扩散，从而抑制腐蚀的发生。33 第4章南水北调水源与北京受水区管网适配性研究第4章南水北调水源与北京受水区管网适配性研究4.1北京管网管材特性及分布供水管网在城市供水系统中占有重要的地位。伴随城市的不断发展，用水量也在稳步提升。与此相协调，城市供水管网的建设规模也在不断地发展壮大。进入2010年，北京供水管线的长度已逾万公里。供水范围也自城市中心逐渐覆盖到城市近郊区。这些所有的供水管网相互连接成蜘蛛网状的环状形式，遍布城市的每一个角落。这种环状管网不仅可以起到均衡供水服务压力的功效，而且在一定程度上缩小了各水厂的供水范围，达到互补供水的效果。在城市配水管网系统中，管网的管材、管线长度、管径等都是多种多样的。常用的管网管材主要分为金属和非金属管材两大类别。常见的金属管主要包括钢管、普通铸铁管、球磨铸铁管以及镀锌管等。镀锌管是建筑给水领域使用的主要管材，它相比铜管具有价格低的优势，但防腐性能较差。铸铁管主要包括普通铸铁管，球墨铸铁管以及铸钛球墨铸铁管等几个类别。有刚性管也有柔性管。常见的非金属管材主要包括混凝土管，塑料管材以及复合管等，如聚乙烯管(PE)、硬聚[38]氯乙烯管(UPVC)、聚丙烯管(PP)以及铝塑管等。在北京配水管网中，主要包括钢管、球墨铸铁管、普通铸铁管、镀锌管、钢塑复合管、水泥管等管材。市区管网的管材和管径的分布情况主要为：供水干线主要分布在城市环路以及主干道，管材以球墨铸铁管、普通铸铁管、钢管以及预应力混凝土管为主；供水支管主要分布于城市的一般道路及小区内道路，管材以普通铸铁管以及球墨铸铁管为主；次干管主要分布于城市次干路，管材多用球墨铸铁管以及普通铸铁管；入户管的材质主要是镀锌管以及钢塑复合管。在众多管材中，北京配水管网以球墨铸铁管和普通铸铁管两种材质为应用之最，二者之和约占北京管网总长度的四分之三，这两种材质主要分布在供水主干管以及供水支干管区域。对于中小管径，多用镀锌管和钢塑复合管等材质。4.2丹江口水库水与北京现水源的化学稳定性分析根据北京供水管网的分布情况，金属管应用较多。在水源切换的条件下，水体在输送过程中会与金属管道的内壁发生一系列复杂反应，包括物理的、化学的和生物的多重反应，会导致管道内壁受到腐蚀，原有的腐蚀产物也会因此而得到释放。腐蚀产物中铁的释放会影响水体的水质，使浊度大幅升高，色度急剧上升，34 第4章南水北调水源与北京受水区管网适配性研究严重影响水质。同时，腐蚀产物释放出的重金属可能会对水体造成污染，继而影响饮水居民的健康。尤其在水源切换的初期，水质影响情况更为普遍。国内外也曾多次发生由于切换水源而导致的用户末端水质恶化问题。这种水质恶化的产生主要是因为切换后的水源水质与原有水质存在较大差异，水质的改变破坏了管网内壁管垢层的平衡关系，从而导致了铁等腐蚀产物的释放。因此，在研究南水北调水源水质与北京管网适配性的问题时，首先需要分析丹江口水质与北京配水管网中水质的异同，即北京各出厂水的水质稳定性差异。在前期研究与管网腐蚀及释放影响因素的基础上，选择硫酸根浓度、氯离子浓度、碱度、pH、拉森指数以及碳酸钙沉淀势六项指标，分析研究丹江口水质与北京管网水质的异同。其中，丹江口水源的水质数据来自于2010-2013年水库监测数据，北京各水厂数据来自于2010-2013年出厂水的水质监测数据。各水质数据的测定方法如表4.1所示。表4.1水质参数测定方法及仪器水质参数测定方法测定仪器硫酸根/余氯比色法HachDR2800pH便携式测定仪HachHQ40d碱度滴定法滴定管钙/硬度滴定法滴定管4.2.1硫酸根硫酸根离子浓度对管网管垢的作用机理：硫酸根离子能够破坏管网管垢的外表层，水中硫酸根浓度的升高会促进管垢中铁的释放。这种促进作用主要表现在伴随硫酸根离子浓度的增加，水中电导率会随之升高，从而促进水体中的离子和电子进行转移，加快了水体与管垢内壁表面羟基氧化铁（FeOOH）之间的反应，进而生成硫酸氧化铁(FeO)2SO4，硫酸盐物质的增加会加快电化学的腐蚀速率，因而在管垢的内部可以生成大量的二价铁,物质量的增加使管垢内部压力剧增，继而导致管垢层表层保护膜破裂，管垢层中大量的铁释放到水中,由此加快了铁的释放速率。大量的铁进入水体后，被余氯和溶解氧等氧化剂氧化为三价铁，在水体中形成不易溶于水的氢氧化铁胶体物质，这种胶体物质的存在，增加了水体的浊度和色度，因而造成了水质的恶化。综上所述，在水源切换条件下，硫酸根浓度的上升会引起管网管垢中铁的释放，并且释放的速率与硫酸根的浓度成正比关系。由此可见，水体中硫酸根离子35 第4章南水北调水源与北京受水区管网适配性研究的浓度是影响管网稳定性的重要因素之一。对北京管网现有水质和丹江口水源水质开展硫酸根离子浓度的对比分析，如图4.1所示。图4.1北京市水厂和丹江口水质硫酸根对比图图4.1是北京各水厂与丹江口水质的硫酸根浓度对比，可以看出，丹江口水源中的硫酸根离子浓度较低，年均值为30mg/L，且变化不大，较为稳定。在北京各水厂中，不同水源类型的水厂所表现出的硫酸根离子浓度差别较大。其中以地表水为水源的各水厂硫酸根浓度较高，均大于60mg/L。相对的，以地下水为水源的各水厂硫酸根浓度较低。其中地下水厂1年均值为22mg/L，低于丹江口水源，其他水厂均高于丹江口水源。由此可见，单独考虑硫酸根离子浓度对管垢的影响，在水源切换条件下，北京供水管网基本处于安全稳定的状态，个别地下水供水区域的管网存在水质不稳定的风险。4.2.2氯离子氯离子浓度对管网管垢的作用机理：氯离子对管网管垢的作用机理与硫酸根作用相似，以破坏管网管垢的外表层为途径，从而使氯离子进入壳层，取代金属离子之间互相连接的氢键，这一作用过程使管网管垢内原有的二价铁化合物释放到管道内的水体中，水中铁的含量增加，从而引起浊度和色度的升高。综上所述，在水源切换条件下，氯离子浓度的上升会引起管网管垢中铁的释放，并且释放的速率与氯离子的浓度成正比关系。由此可见，水体中氯离子的浓度是影响管网稳定性的重要因素之一。对北京管网现有水质和丹江口水源水质开展氯离子浓度的对比分析，如图4.2所示。36 第4章南水北调水源与北京受水区管网适配性研究图4.2北京市水厂和丹江口水质氯离子对比图图4.2是北京各水厂与丹江口水质的离子浓度对比，可以看出，丹江口水源中的氯离子浓度较低，年均值为4.5mg/L，且变化不大，较为稳定。在北京各水厂中，不同水源类型的水厂所表现出的氯离子浓度存在一定差别，其中地下水厂氯离子浓度略高于地表水厂。总体而言，北京各水厂氯离子浓度均远高于丹江口水源该项水质。由此可见，单独考虑氯离子浓度对管垢的影响，在水源切换条件下，北京供水管网基本处于安全稳定的状态。4.2.3碱度碱度对管网管垢的作用机理：水中碱度的提高有利于管网中的铁氧化物附着和沉积在管垢的表面，从而可以抑制管网管垢中铁的释放。与此同时，碱度对于管垢中铁释放的抑制作用与硫酸根浓度的大小有紧密的关联。当硫酸根浓度较低且对铁的释放无明显作用时，碱度对于管垢中铁的释放同样没有明显的影响。但是，当硫酸根浓度较高并且可使管垢溶解和破坏时，碱度对于管垢中铁的释放作用得以显现。伴随碱度的降低，管垢中铁的释放明显增加。综上所述，在水源切换条件下，较高的碱度可以抑制管网管垢中铁的释放，这种抑制作用与水体中硫酸根的浓度具有相关性。由此可见，水体中碱度是影响管网稳定性的重要因素之一。对北京管网现有水质和丹江口水源水质开展碱度的对比分析，如图4.3所示。37 第4章南水北调水源与北京受水区管网适配性研究图4.3北京市水厂和丹江口水质总碱度对比图图4.3是北京各水厂与丹江口水质的总碱度对比，可以看出，丹江口水源的碱度偏低，年均值为105mg/L。北京各水厂的碱度均略高于丹江口水源。其中地下水厂碱度高于地表水厂。单独考虑碱度的影响，在切换水源后，丹江口水源水质可能会引起北京现状管网的水质不稳定性。但是由于碱度对于管网管垢的作用与硫酸根的浓度相关，而丹江口水源的硫酸根浓度又处于较低水平，因而综合二者共同作用分析，当丹江口水源的硫酸根浓度相对稳定在较低浓度范围时，较低的碱度不会导致管垢中铁的释放。因而，在水源切换条件下，北京供水管网基本处于安全稳定的状态。4.2.4pHpH对管网管垢的作用机理：根据水中电化学反应式，提高水体pH，可以加快水中二价铁的氧化速度，促进管垢外表层的密实度，使碳酸亚铁更容易被固定。同时，较高的pH可以降低水中碳酸亚铁等物质的溶解度，因而可以增加水的稳定性，并减缓管网管垢中铁的释放。综上所述，在水源切换条件下，较高的pH可以抑制管网管垢中铁的释放。由此可见，水体中pH是影响管网稳定性的重要因素之一。对北京管网现有水质和丹江口水源水质开展pH的对比分析，如图4.4所示。38 第4章南水北调水源与北京受水区管网适配性研究图4.4北京市水厂和丹江口水质pH对比图图4.4是北京各水厂与丹江口水质的pH分析对比，可以看出，丹江口水源的pH处于较高水平，年均值为8.05。相比较而言，北京各水厂pH均低于丹江口水源，且地下水厂略低于地表水厂。由此可以判断，丹江口水源的高pH条件有利于管网水质稳定性的控制。单独考虑pH对管垢的影响，在水源切换条件下，北京供水管网基本处于安全稳定的状态。4.2.5拉森指数拉森指数对管网管垢稳定性的判断：拉森指数可以反映水中硫酸根浓度、氯离子浓度和碱度共同条件下对于管网腐蚀性的综合作用。研究发现，拉森指数与管网的腐蚀性呈正相关的关系。拉森指数越高，腐蚀情况越严重。反之，拉森指数越低，管网稳定性越能得以保证。综上所述，在水源切换条件下，拉森指数可以在一定程度上反映出管网稳定性以及会否发生腐蚀的趋势，是影响管网稳定性的重要因素之一。对北京管网现有水质和丹江口水源水质开展拉森指数的对比分析，如图4.5所示。39 第4章南水北调水源与北京受水区管网适配性研究图4.5北京市水厂和丹江口水质拉森指数对比图图4.5是北京各水厂与丹江口水质拉森指数的对比，可以看出，丹江口水源的拉森指数相对较低，年均值为0.37，表现为较微弱的腐蚀性。相比较而言，北京各地表水厂的拉森指数都明显高于丹江口水源，即腐蚀性大于丹江口水源。地下水厂的拉森指数低于各地表水厂，其中地下水厂2和3都高于丹江口水源，腐蚀性也高于丹江口水源。唯有地下水厂1低于丹江口水源，年均值约为0.21，腐蚀性略低于丹江口水源。当腐蚀性较低的水源切换成腐蚀性较高的水源时，管网水质稳定性具有一定的风险。反之，当腐蚀性较高的水源切换成腐蚀性较低的水源时，管网水质相对稳定。由此可以判断，以拉森指数作为管网水质稳定性的判断依据时，在水源切换条件下，北京地表水供水区域的管网基本处于安全稳定的状态，小部分地下水供水区域管网的水质稳定性具有一定风险。4.2.6碳酸钙沉淀势碳酸钙沉淀势（CCPP）对管网管垢稳定性的判断：碳酸钙沉淀势基于碳酸钙溶解平衡关系，能预测水中碳酸钙物质的沉淀或溶解趋势，可以作为判断管网稳定性的一种指数。研究认为，该值较小时，管网水质基本稳定，该值越大，结垢的可能性越大，且结垢较为严重。数值范围判断方法为，碳酸钙沉淀势在4-10区间属于轻微结垢，在10-15区间为较严重的结垢，当大于15时属于严重结垢的类40 第4章南水北调水源与北京受水区管网适配性研究型。综上所述，在水源切换条件下，碳酸钙沉淀势指数可以在一定程度上反映出管网稳定性以及是否可能发生结垢的趋势。对北京管网原有水质和丹江口水源水质开展碳酸钙沉淀势指数的对比分析，如图4.6所示。图4.6北京市水厂和丹江口水质CCPP对比图图4.6是北京各水厂与丹江口水质CCPP的对比，可以看出，丹江口水源的碳酸钙沉淀势适中，年均值为3.37，属于水质较为稳定的类型。相比较而言，北京各水厂的碳酸钙沉淀势呈现较大的差异性。其中地表水厂1和地下水厂2的碳酸钙沉淀势都小于丹江口水源，且其值接近于0，属于水质稳定的类型。地表水厂3年均值约为3.5，与丹江口水源的碳酸钙沉淀势基本持平，水质属于较为稳定的类型。地表水厂2、地下水厂1和地下水厂3的碳酸钙沉淀势较高，同属于4-10的区间，具有轻微结垢的趋势。4.2.7小结1、丹江口水库水的硫酸根浓度均值为30mg/L，拉森指数平均为0.37，低于北京市的地表水厂，略高于北京市部分地下水厂。2、丹江口水库水的氯离子浓度均值为4.5mg/L，碱度平均105mg/L，均低于北京市的本地水源。3、丹江口水库水的pH均值为8.05，高于北京市的本地水源。4、丹江口水库水的CCPP均值3.37，略低于北京市大部分水源。[39]5、丹江口水源的上述水质特征有利于水质的稳定。总体而言，丹江口水源41 第4章南水北调水源与北京受水区管网适配性研究较北京水源水质，腐蚀性较低，化学稳定性较好。4.3丹江口管网模拟系统试验研究4.3.1试验目的伴随南水北调工程的实施，丹江口水源将成为北京市的重要供水水源之一。研究北京现有管网与丹江口水源水质的适配性具有重要指导意义。本试验挖取北京市四个不同供水区域的铸铁材质的管段，拉至丹江口中试基地，以经工艺处理[40],[41]后的丹江口水库水为水源，进行通水试验。研究水源切换条件下丹江口水源水质对北京市管网的影响。试验挖取的各管段如图4.7-4.10所示。图4.7A水厂供水区域管段示意图图4.8B水厂供水区域管段示意图42 第4章南水北调水源与北京受水区管网适配性研究图4.9C水厂供水区域管段示意图图4.10D水厂供水区域管段示意图4.3.2试验方法试验选用的管段分别位于北京四个不同水厂的供水区域：A地区、B地区、C地区和D地区，四地区对应的供水水厂分别是A水厂、B水厂、C水厂和D水厂。3其中A水厂位于北京市近郊，日供水能力8.6万m，主要以团城湖为供水水源，三家店水库为备用水源。B水厂是北京市建设较早的地表水厂，日供水能力34万3m，主要以团城湖和张坊水库为供水水源。C水厂是北京市最大的地表水水厂，3日供水能力171万m，主要以团城湖和密云水库为供水水源。D水厂是北京市最3大的地下水水厂，日供水能力48万m，主要水源来自牛栏山水源地、王都庄水源地和中桥水源地。试验选取的管段管龄均大于20年，管径均为DN100的铸铁管，43 第4章南水北调水源与北京受水区管网适配性研究长度约为30m，运至丹江口中试基地，开展以丹江口水库水为水源的试验研究。4.3.3试验装置将选取的4套管段搭建成如图4.11所示的试验装置。试验水源为丹江口水库水，经过中试基地的工艺处理和加氯消毒后进入该试验装置。同一地区的管材构成独立的管网模拟系统，共4套系统。中试装置建成后，开始通水试验，试验用水单向流动，不循环。图4.11试验装置系统图3试验于2011年6月至9月开展，水量为1m/h，各系统的运行方式为模拟居3民用水规律，每日以1m/h的流量运行16小时，然后以22L/h的低流量运行8小时，每日取样监测水质项目，主要包括浊度、铁离子浓度、溶解氧(DO)、余氯、pH和总碱度，探寻其变化规律。每10天对试验管路进行冲洗，排出管内沉积物。试验中各水质指标的监测方法和分析仪器见表4.2所示。表4.2各水质监测方法及仪器水质指标分析方法分析仪器浊度光散射浊度仪2100PTurbidimeter(USA,HachCo.)总碱度滴定法滴定管pHpH计HACHHQ40D便携式PH/溶解氧计溶解氧溶解氧仪自由余氯DPD比色法HACHDR/2800可见分光光度计铁离子光光度法44 第4章南水北调水源与北京受水区管网适配性研究4.3.4试验数据图4.12各管网模拟系统浊度变化趋势图图4.13各管网模拟系统总铁变化趋势图45 第4章南水北调水源与北京受水区管网适配性研究图4.14各管网模拟系统溶解氧变化趋势图图4.15各管网模拟系统余氯变化趋势图46 第4章南水北调水源与北京受水区管网适配性研究图4.16各管网模拟系统pH变化趋势图图4.17各管网模拟系统总碱度变化趋势图47 第4章南水北调水源与北京受水区管网适配性研究4.3.5试验结论分析试验数据，可得到如下几个结论：1、各管网模拟系统的出水浊度、总铁浓度伴随试验进程均呈现逐渐降低的趋势。2、经过近两个月时间的运行后，4套管网模拟系统的各项水质指标基本趋于稳定；其中D地区的水质较差于其他系统。3、对比各管网模拟系统的出水水质，B地区系统的出水浊度、总铁浓度明显较低，且较稳定；A地区和C地区在试验初期有超标现象，但经过一个月时间的运行后，逐步趋于稳定；D地区的出水浊度、总铁浓度均高于其他3个系统。尤其在试验开展的第一个月时间里，它的浊度、总铁较高，出水呈现明显的色度。4、各系统出水的溶解氧和pH均呈现下降趋势。5、各系统出水的总碱度有下降趋势，但受季节影响，呈现波动性。结合各管网模拟系统水质，可以发现D地区不同于其他3个系统，各项水质指标存在一定程度的超标现象。4.4北京管网水源切换试验研究4.4.1试验目的与丹江口管网模拟试验相结合，将丹江口原水经过中试基地混凝-沉淀-过滤的工艺处理后拉至北京，通入北京现状管网，考察在水源切换条件下管网水质的变化规律，预估出现“黄水”的可能性。4.4.2试验方法在A水厂、B水厂、C水厂、D水厂的供水范围分别选择A地区、B地区、C地区和D地区作为试验点，将用水车运输的丹江口原水通入原位管段，模拟居民[42]日常用水规律，采用静态泡管的试验方式，研究分析各试验点水质变化规律。试验方法如图4.18所示。48 第4章南水北调水源与北京受水区管网适配性研究图4.18试验方法示意图试验采用原位管段替换方式，在建筑物引入管上做三通接头，将原有来水管阀门关闭，取而代之的，用装满丹江口水的试验水箱作为原水，通入建筑物引入管。以每日早上开阀作为进水0点，每2小时监测一次水质数据，取样点设置在建筑物内取水龙头处。4.4.3试验装置3试验采用特制水箱，容量为6m，试验水箱如图4.19所示。试验所用丹江口水经过常规工艺和深度处理后，运至北京开展试验研究，运输途中添加消毒剂用以保持水质稳定，在搅拌机混合的同时根据消耗情况进行人工补氯。图4.19试验水箱示意图4.4.4试验数据与分析按照上述研究方法，测定各试验点浊度和总铁含量的试验数据，分析如下。49 第4章南水北调水源与北京受水区管网适配性研究4.4.4.1A地区A地区，位于A水厂供水区域。A水厂位于北京市近郊，主要以团城湖为供水水源，三家店水库为备用水源。试验于2013年8月至9月开展。试验所选取的管段为DN100铸铁管，其余氯检测值为0.52mg/L，由此判断试验点位于管网中段。试验分为通入本地水和切换为丹江口水后两个时间段。在不同泡管时间内其浊度和总铁含量的试验数据如图4.20、4.21所示。图4.20A试验点浊度变化趋势图图4.21A试验点总铁含量变化趋势图50 第4章南水北调水源与北京受水区管网适配性研究由图4.20、4.21可见，该试验点在切换水源之前，根据《生活饮用水卫生标准》（2006）中相关要求（浊度限值1.0NTU，总铁限值0.3mg/L），伴随泡管时间的延长，浊度有缓慢增高的趋势，超标情况不严重。总铁含量也有增长趋势并伴有超标情况。在切换为丹江口水源之后，浊度和总铁都存在明显的适应期。在切换之初，泡管时间超过2小时，浊度和总铁就表现出超标现象，并伴随时间的延长不断增高。切换2天后，两项指标渐入平稳，但仍明显高于切换前，并伴有超标现象。分析该现象产生的原因，根据A水厂2010-2013年度出厂水的主要水质指标情况：氯离子平均22.3mg/L，硫酸根平均81.7mg/L，碱度平均125mg/L，硬度平均201mg/L。相应的，丹江口水源水质指标情况：氯离子平均9.0mg/L，硫酸根平均29.5mg/L，碱度平均116mg/L，硬度平均152mg/L。根据拉森指数（LR指数）计算得出，丹江口水源LR指数为0.37，A水厂LR指数为0.84，丹江口水源LR明显低于A水厂，丹江口水的腐蚀性较小，但是在水源切换后，水质表现出明显的不适应性，分析认为与该试验点的氧化还原状态密切相关。4.4.4.2B地区B地区，位于B水厂供水区域。B水厂是北京市建设较早的地表水厂，主要以团城湖和张坊水库为供水水源。试验于2013年8月开展。试验所选取的管段为DN100铸铁管，其余氯检测值为0.60mg/L，由此判断试验点位于管网前端。试验分为通入本地水和切换为丹江口水后两个时间段。在不同泡管时间内其浊度和总铁含量的试验数据如图4.22、4.23所示。图4.22B试验点浊度变化趋势图51 第4章南水北调水源与北京受水区管网适配性研究图4.23B试验点总铁含量变化趋势图由图4.22、4.23可见，该试验点在切换水源之前，根据《生活饮用水卫生标准》（2006）中相关要求（浊度限值1.0NTU，总铁限值0.3mg/L），浊度和总铁含量指标均较平稳并且明显低于标准要求。只有当泡管时间超过15小时后，浊度有明显增高的现象，但并未超标。在切换为丹江口水源之后，浊度和总铁含量均有总体升高的趋势，均没有超标现象的发生，水质指标表现出很好的稳定性。分析该现象产生的原因，根据B水厂2010-2013年度出厂水的主要水质指标情况：氯离子平均16.4mg/L，硫酸根平均67.5mg/L，碱度平均153mg/L，硬度平均209mg/L。相应的，丹江口水源水质指标情况：氯离子平均9.0mg/L，硫酸根平均29.5mg/L，碱度平均116mg/L，硬度平均152mg/L。根据拉森指数（LR指数）计算得出，丹江口水源LR指数为0.37，B水厂LR指数为0.63，丹江口水源LR低于B水厂，丹江口水的腐蚀性较小，所以在水源切换后，水质指标较为平稳。4.4.4.3C地区C地区，位于C水厂供水区域。C水厂是北京市最大的地表水水厂，主要以团城湖和密云水库为供水水源。试验于2013年11月开展。试验所选取的管段为DN50镀锌管，其余氯检测值为0.85mg/L，由此可判断试验点位于管网前端。试验分为通入本地水和切换为丹江口水后两个时间段。在不同泡管时间内其浊度和总铁含量的试验数据如图4.24、4.25所示。52 第4章南水北调水源与北京受水区管网适配性研究图4.24C试验点浊度变化趋势图图4.25C试验点总铁含量变化趋势图由图4.24、4.25可见，该试验点在切换水源之前，根据《生活饮用水卫生标准》（2006）中相关要求（浊度限值1.0NTU，总铁限值0.3mg/L），浊度在2小时泡管时间之内，满足该标准的要求。超过2小时后，浊度明显增高，并伴有超标现象。总铁含量指标也有类似的趋势。当泡管时间超过4小时后，有明显增高趋势并伴有超标情况发生。在切换为丹江口水源之后，水质情况有明显好转。浊度总体降低，当泡管时间不超过4小时的条件下，基本保持稳定。延长泡管时间，浊度有升高趋势。与此同时，总铁含量也有下降趋势。当泡管时间超过6小时后，出现升高并超标现象。分析该现象产生的原因，根据C水厂2010-2013年度出厂水的主要水质指标53 第4章南水北调水源与北京受水区管网适配性研究情况：氯离子平均21.9mg/L，硫酸根平均62.3mg/L，碱度平均140mg/L，硬度平均197mg/L。相应的，丹江口水源水质指标情况：氯离子平均9.0mg/L，硫酸根平均29.5mg/L，碱度平均116mg/L，硬度平均152mg/L。根据拉森指数（LR指数）计算得出，丹江口水源LR指数为0.37，C水厂LR指数为0.66，丹江口水源LR低于C水厂，丹江口水的腐蚀性较小，所以在水源切换后，水质指标呈现好转趋势，但仍然存在超标现象，分析认为可能与其他水质指标的综合差异相关。4.4.4.4D地区D地区位于D水厂供水区域。D水厂是北京市最大的地下水水厂，主要水源来自牛栏山水源地、王都庄水源地和中桥水源地。试验于2013年8月至9月开展。试验所选取的管段为DN50镀锌管，其余氯检测值为0.58mg/L，由此可判断试验点位于管网前端。试验分为通入本地水和切换为丹江口水后两个时间段。在不同泡管时间内其浊度和总铁含量的试验数据如图4.26、4.27所示。图4.26D试验点浊度变化趋势图54 第4章南水北调水源与北京受水区管网适配性研究图4.27D试验点总铁含量变化趋势图由图4.26、4.27可见，在切换水源之前，该试验点浊度和总铁含量两项指标在泡管时间超过16.5小时后，根据《生活饮用水卫生标准》（2006）中相关要求（浊度限值1.0NTU，总铁限值0.3mg/L），均会呈现水质超标的态势。在切换为丹江口水源之后，浊度基本保持平稳，较之切换前没有明显的变化。当泡管时间超过16.5小时后，有超标现象发生。与此同时，总铁含量与切换前相比，有明显升高的趋势，但在较短泡管时间内满足达标条件。泡管时间超过6小时以上，逐渐呈现明显升高的趋势。当泡管时间超过16.5小时后，出现超标情况。分析该现象产生的原因，根据D水厂2010-2013年度出厂水的主要水质指标情况：氯离子平均14.6mg/L，硫酸根平均22.0mg/L，碱度平均200mg/L，硬度平均226mg/L。相应的，丹江口水源水质指标情况：氯离子平均9.0mg/L，硫酸根平均29.5mg/L，碱度平均116mg/L，硬度平均152mg/L。根据拉森指数（LR指数）计算得出，丹江口水源LR指数为0.37，D水厂LR指数为0.21，丹江口水源LR高于D水厂，这可能是水源切换后该试验点总铁含量增高的原因。同时，地下水区域与地表水区域在溶解氧浓度上存在明显的差异，这也对管网中铁的释放具有一定的影响。4.4.5试验结论根据该试验的开展和各试验点的数据分析，可以发现，供水管网由于处在不同水源的供水区域，管网水质存在明显的差异，管网管垢也各具特性，它们都与[43]水源切换后管网水质的稳定性紧密相关。通过试验分析，试验管段属于地表水55 第4章南水北调水源与北京受水区管网适配性研究或者地下水区域并不是该管段水质稳定与否的唯一影响元素，常用于评价水质稳定性的拉森指数（LR指数）也存在一定的局限性。56 第5章管网稳定性评价方法的优化第5章管网稳定性评价方法的优化5.1管网稳定性常规评价方法目前，评价管网稳定性的常规方法主要包括表征水结垢能力的朗格利尔饱和指数（LSI）法、表征水腐蚀性强弱的拉森指数（LR）法、表征高硬度和高碱度水质的Ryznar饱和指数（RSI）法、表征与腐蚀相关的水质参数的Riddick指数法、表征水中可溶解的碳酸钙量的碳酸钙沉淀势（CCPP）法、表征缓冲强度对于腐蚀速率影响的缓冲强度指数法、表征阴离子总量的Casil指数(CI)法等。其中以朗格利尔饱和指数（LSI）法和拉森指数（LR）法较为通用。5.1.1朗格利尔饱和指数朗格利尔饱和指数（LSI指数）定义为表征水中实际pH与pHs值之差，它基于pH对水中碳酸钙溶解平衡的影响，当碳酸钙达到饱和态时，水中碳酸钙沉淀不再析出，已沉淀的碳酸钙也不再溶解，此时水中的pH称为水的饱和pH，即稳定pH值，记为pHs。朗格利尔饱和指数法是判断水中腐蚀性以及结垢性的主要方法。计算公式如式（5-1）所示：LSI＝pHa－pHs（5-1）式中，pHa表示水中实际pH，pHs表示在同温条件下，水中碳酸盐平衡状态时对应的pH值。判断标准如下：当LSI＝0时，水中呈现碳酸钙饱和平衡状态，即水中碳酸钙既不沉淀也不溶解，达到平衡稳定状态，水表现为稳定型。当LSI>0时，水中呈现过饱和状态，可能会有水垢形成，并有发生碳酸钙沉淀的趋势，水表现为结垢型。当LSI<0时，水中呈现不饱和状态，水中已有碳酸钙沉淀表现为溶解趋势，水表现为腐蚀型。对第4章中选取的4个试验点，即A地区、B地区、C地区和D地区开展LSI指数计算和分析，水质数据取自2010-2013年水质检测数据的平均值。其中，-2+pHs=pK2-pKs+p[HCO3]+p[Ca]+5pfm（5-2）式中，pK2表示对水中碳酸物质第二级离解常数取负对数的数值；pKs表示CaCO357 第5章管网稳定性评价方法的优化-2+溶度积的负对数；p[HCO3]表示水中重碳酸盐离子浓度的负对数；p[Ca]表示水中钙离子浓度的负对数；pfm表示对水中所有一价离子活度系数取负对数的结果。各试验点的LSI指数计算值如图5.1所示。图5.1各试验点LSI指数示意图如图所示，除B地区LSI<0外，其他试验点均为LSI>0，即表现为结垢型。其中丹江口水源的LSI值是0.22，由朗格利尔饱和指数判断，不易使水中碳酸钙溶解，从而造成管网腐蚀层的破坏。但是由第4章的现场试验观测，试验点A由于水源切换而造成了水质的超标，而试验点B反而没有出现水质超标现象。这说明LSI值的大小与试验点的浊度和总铁浓度是否超标没有直接对应关系，LSI指数在评价水源切换条件下管网水质稳定性时存在一定局限性。为探究LSI指数与pH的相关性，于2013至2014年，选取一座地表水厂1和一座地下水厂2的出厂水，测定其LSI指数与pH的相对关系，结果如图5.2、5.3所示。58 第5章管网稳定性评价方法的优化图5.2地表水厂1中pH与LSI指数关系图图5.3地下水厂1中pH与LSI指数关系图由图5.2、5.3可见，无论地表水厂还是地下水厂，pH和LSI指数均呈现较好的相关性。结合第4章开展的试验分析研究，可以发现，朗格利尔饱和指数在一定程度上具有局限性。从理论计算而言，朗格利尔饱和指数重点关注水-碳酸盐系统的平衡趋势，并未提及其他与腐蚀相关的诸多影响因素。它的判别方式更多地是反映变化趋势，而无法预测腐蚀的生成速率问题。同时，pHs的计算过程是基于理想状态推导出的，这与实际的管网水具有明显的差别。5.1.2拉森指数拉森指数（LR指数）定义为水中硫酸根离子与氯离子的当量之和与重碳酸根59 第5章管网稳定性评价方法的优化的比值，即2(2SOCl)4LR（5-3）HCO32-－该指数用于研究硫酸根（SO4）、氯离子（Cl）对铁质管网的腐蚀影响情况。通过研究生活用水中各主要组分对于铁材质管网的腐蚀作用，可以发现，氯离子、硫酸根离子作为腐蚀性物质，因其离子半径较小，容易穿透和破坏金属管材表面的保护膜，因而促进腐蚀，影响管网内水体的化学稳定性。与此相反，水中某些物质起到抑制腐蚀的作用。例如碳酸盐、氢氧根、重碳酸盐以及钙离子等。拉森指数正是基于这多种物质共存的条件下，研究对管网稳定性和腐蚀性的影响，是一种主要用于表征水中腐蚀性强或弱的指数。其判断标准为：当LR<0.8时，表征氯离子、硫酸根离子基本不干扰管网内壁保护膜的形成，腐蚀性较低。当0.81.2时，表征氯离子、硫酸根离子严重干扰管网内壁保护膜的形成，并且伴随该指数的增大，其腐蚀速率也逐渐增高。对第4章中选取的4个试验点，即A地区、B地区、C地区和D地区开展LR指数计算和分析，水质数据取自2010-2013年水质检测数据的平均值，计算结果如图5.4所示。图5.4各试验点LR指数示意图60 第5章管网稳定性评价方法的优化由图5.4可见，单纯按照拉森指数的判断标准，各试验点的LR均低于0.8，应均呈现较低的腐蚀性，管网水质应较为稳定。但是，第4章所开展的现场试验数据证明，各点水质变化趋势并非稳定，并伴有超标现象发生。这说明，拉森指数在一定程度上具有局限性，它基于大量试验而得出，并非适用于长期运行的已形成一定管垢层的金属材质城市管网在切换水源后的水质稳定性。另外，拉森指数并没有完全覆盖对腐蚀有影响作用的其他因素，例如溶解氧、余氯，以及消毒剂的影响作用等。5.1.3其他评价指数5.1.3.1Ryznar饱和指数Ryznar饱和指数（RSI指数）基于实验观察，其计算式为RSI=2pHs-pH（5-4）其判断标准为：当6.57.0时，水中处于不饱和的状态，倾向于溶解水中碳酸钙固体的趋势。当RSI<6.5时，水中处于过饱和状态，倾向于沉积水中碳酸钙固体的趋势。RSI指数的计算未经过理论基础的研究，主要是基于实验总结中的应用公式。它更适用于具有高硬度、高碱度的水质条件。与LSI指数相比，它没有表现出明显的优越性。5.1.3.2Riddick指数Riddick指数（RI指数）的计算如下式所示：7510(DO2)RI[CO0.5(HardnessALK)Cl2NO()]23ALKSiODO2sat（5-5）从式（5-5）可以发现，该指数的进步之处在于，考虑了更多可能与管网水质-腐蚀相关的水质参数，例如溶解氧、NO3、CO2、SiO2等，相比而言，它能相对准确地描述腐蚀情况。其判断标准为：当RI<25时，基本没有腐蚀性。当2575是，具有极强的腐蚀性。同样的，Riddick指数主要应用于硬度较低的水质条件，在一定程度上具有局限性。5.1.3.3碳酸钙沉淀势碳酸钙沉淀势（CCPP）用于表示水中可溶解的碳酸钙的量，它是理论生成量，计算公式为：CCPP=50045[TALKi-TALKeq]（5-6）式中，TALKi表示水中初始的碱度，TAKLeq表示达到平衡状态时水中的碱度。该方法基于碳酸钙沉淀物的生成量，与水中碱度的消耗量二者之间的对应关系。其中，当CCPP为正值时，表征水中处于过饱和状态，其数值即为水中碳酸钙的生成量。相反，当CCPP为负值时，表征水中处于不饱和的状态，其数值即为水中可溶解的碳酸钙的量。CCPP具有一定的局限性。它无法预测腐蚀的生成速率，并且未提及其他与腐蚀相关的影响因素。5.1.3.4缓冲强度指数缓冲强度指数用于表征水中缓冲强度对于腐蚀速率的影响。缓冲强度是水中碱度和pH的函数，是指加入强酸或强碱时，水中对pH变化的抵抗力。在给水中可表示为：2HCOHCOCOHCO+-23333=2.3(H+OH++)CCTCOTCO33（5-7）当pH处于6.3-8.3范围时，水中的腐蚀速率伴随缓冲强度的增加而降低。即较高的缓冲强度时，管网的腐蚀性较低。缓冲强度指数可以判断腐蚀的趋势，但缺少关于腐蚀速率的研究。5.1.3.5Casil指数Casil指数是指水中阴离子的总量，其计算公式为：CI＝Ca＋Mg＋H2SiO3－阴离子总量/2（5-8）其判断标准为：62 第5章管网稳定性评价方法的优化当CI<0时，非常容易被腐蚀。当CI＝0-0.1时，呈现微腐蚀状态。当CI>0.1时，不易被腐蚀。同样的，该指数只具有腐蚀方向的指示性，无法预测腐蚀的生成速率，而且未提及其他与腐蚀相关的影响因素。综上所述，较为通用的管网稳定性常规评价方法各有其适用范围，在某一程度上都具有局限性。在研究北京管网由本地水切换为丹江口水源这一前提下，需要充分考虑水源水质的特点以及长期处于运行状态的北京管网的管垢特征，不能简单的应用LSI指数或LR指数，取而代之的，需要综合研究分析各水质条件对于管网稳定性的影响关系，主要包括水中余氯、溶解氧、硫酸根、碱度等多水质参数的综合影响，从而分析研究更适用于水源切换条件下管网稳定性的评价方法。5.2水质差异度评价方法的建立5.2.1水质差异度评价方法的原理通过前期研究和试验，分析管网腐蚀产物的释放机理，主要包括：1、管网中溶解氧和余氯的存在可以抑制长期运行的老旧管网中的腐蚀产物的释放，相对的，在较低溶解氧、较低余氯的管网水质条件下，可能发生还原反应而使水中三价铁化合物被释放，从而影响出水水质。2、管网中具有较高浓度的氯离子、硫酸根物质、硝酸根物质的条件下，可以促进水中的溶解反应，以及电子和离子的迁移速率，因此氯离子、硫酸根物质、硝酸根物质将促进管网内腐蚀的形成，并导致管网内腐蚀产物进一步的释放。3、管网中低碱度、低pH的水质条件下，可促进物质溶解，并抑制管网内壁形成致密的壳层，从而影响水质。相反的，在高碱度和高pH水质条件下，可抑制管网内壁管垢进一步的释放。4、在高硬度的水质条件下，可促进在管垢上形成保护膜，从而起到阻碍管网管垢中铁的释放。根据上述关于管网中腐蚀产物的释放机理的研究分析，可以发现，对腐蚀产物的释放具有影响作用的水质指标主要包括溶解氧、余氯、硫酸根、氯离子、硝[44]酸根、硬度以及碱度，按照各水质参数对管网腐蚀产物所起到的释放作用的方向性，或促进或抑制，可归纳为三类，如表5.1所示。63 第5章管网稳定性评价方法的优化表5.1各水质参数对管网腐蚀释放作用汇总表分组代表参数对于腐蚀释放的作用第一类溶解氧、余氯属于氧化剂，可以抑制管网内腐蚀产物的释放氯离子、硫酸根、加快电子、离子迁移速率，促进管网内腐蚀的形成，并第二类硝酸根加快管网内腐蚀产物的释放第三类碱度、硬度可促进管网内壁致密壳层的形成，抑制腐蚀产物的释放依据上表的分类，并结合拉森指数的形式，汇总对管网腐蚀具有影响作用的各主要水质参数的综合作用，将对铁的释放起到促进作用的因素列在分子位置，如氯离子、硫酸根和硝酸根。同时将对铁的释放起到抑制作用的因素列为分母，如溶解氧、余氯、碱度和硬度，综合作用暂以LR’表示，如式（5-9）所示：氯离子++硫酸根硝酸根LR"=（5-9）碱度++硬度溶解氧余氯5.2.2水质差异度评价方法的计算基于上述原理分析，汇总分析丹江口水源水质和4个试验点自2010-2013年的平均水质数据，主要包括氯离子、溶解氧、pH、硫酸根、电导率、硬度、硝酸根、碱度、溶解性总固体含量等水质项目，如表5.2所示。64 第5章管网稳定性评价方法的优化表5.2各试验点的主要水质参数汇总表溶解氧(mg/L)碱度(以硬度(以溶解性总-氯离子硫酸根硝酸根电导率取样点pHCaCO3CaCO3固体(mg/L)(mg/L)(mg/L)(μS/cm)夏季冬季计,mg/L)计,mg/L)(mg/L)丹江口8.137.7610.849.029.51161.60152273147A地区7.755.1312.8722.381.71251.86201765306B地区7.817.5111.5016.467.51531.91209441308C地区7.755.3013.0121.962.31401.36197642292D地区7.666.938.7914.622.02005.1722650429265 第5章管网稳定性评价方法的优化由表5.2可见，各水质指标由于表征不同，在数量级上差别较大。若想综合计算差异度，直接使用原始数据将会产生较大的误差，并且与实际情况不相符合。为此，需要对水质数据进行归一化处理。将各水质数值的范围标准化到0-1之间，如表5.3所示，以此消除数据间的数量级差别。根据差异度的计算方法，将表5.3中标准化后的数据代入下式计算：n2差异度=xynn（5-10）1式中，n=9，依次代表上表中9项水质指标类别；Xn，代表各试验点的水质数据，n包括9项水质指标；Yn，代表丹江口水源的水质参数，n包括9项水质指标。在上述水质差异度的计算过程中，将9项水质参数的影响作用平均化，这可能与实际情况有所差别。由于有些水质指标之间存在相互的影响关系，所以需要对计算的过程和方法进行优化。第一，水质参数中的pH和碱度原本就存在一定的对应关系，而pH由于取值范围的设定，在标准化后各试验点之间差异度较小，因而在下一步优化计算中,暂不计入pH的差异性，而由碱度代表计入。第二，根据管网腐蚀影响因素的原理分析，水源切换后，长期运行的管网管垢层的平衡容易被打破，不同水质参数对于管网腐蚀产物的释放起到不同的作用，如氯离子和硫酸根会增速其释放，而碱度则起到抑制其释放的作用。这三项指标的作用关系可用通用判别指数拉森指数来概括，从而省略了该三项指标的单独计算。第三，溶解性总固体、电导率两项指标均可表征水中溶解性物质的总和，并且在概念上与其他几项指标也有部分重复，因而不单独纳入计算。在上述三项条件的约束下，优化各试验点相对丹江口水源的水质差异度，其计算方式如式（5-11）所示：2222差异度=1DO本DO丹+2LR本LR丹+3NO3本NO3丹+4硬度本硬度丹（5-11）式中，χ1、χ2、χ3、χ4对应水质参数的权重，这需要大量的试验数据和预测模型加以确定。66 第5章管网稳定性评价方法的优化表5.3各试验点的主要水质参数标准化溶解氧碱度(以硬度(以溶解性--氯离子硫酸根硝酸根电导率取样点pH(mg/L)CaCO3CaCO3总固体(mg/L)(mg/L)(mg/L)(μS/cm)夏季冬季计,mg/L)计,mg/L)(mg/L)丹江口110.4900.1300.06000A地区0.1900.97110.110.130.6610.99B地区0.320.900.640.560.760.440.140.770.341C地区0.190.0710.970.680.2900.610.750.90D地区00.6800.4201110.470.9067 第5章管网稳定性评价方法的优化依据式（5.11），可计算出各试验点与丹江口水源相比较的水质差异度。其中溶解氧的计算取夏季与冬季的平均值，比较结果如图5.5所示。图5.5各试验点水质差异度示意图5.2.3水质差异度评价方法的验证将水质差异度的计算结果与在北京开展的水源切换条件下管网水质的变化规律试验结果相对比，分析水质差异度评价方法的适用性。由图5.5可见，试验点B和C的水质差异度较小，B地区的水质差异度计算结果为0.88，在现场试验中也表现出较好的适应性，浊度和总铁含量虽有增长趋势，但没有出现超标现象。这个现象与计算预测结果吻合。C地区的水质差异度计算结果为0.79，在现场试验中，C地区的水质变化趋势较为平稳，在水源切换后浊度和总铁含量没有明显增高，反而呈现降低趋势，试验结果与计算结果吻合。A地区的水质差异度计算结果为1.03，在现场试验中水源切换之初呈现明显的不适应性，适应期过后浊度和总铁含量显著回落，这个现象与计算预测结果吻合。D地区的水质差异度最大，计算结果为1.45，与现场试验现象吻合。由此可见，水质差异度表征切换前后水源水质的差异程度，其值越小，表明水质特征越接近，切换后管网水质的稳定性越能得以保证。总体而言，在水源切换条件下，利用水质差异度的评价方法预测出的管网水质稳定性与现场试验水质监测结果具有较高的一致性，水质差异度的评价方法较为适用。68 第5章管网稳定性评价方法的优化5.2.4该评价方法与常规方法的比较管网水质的不稳定性多发生在水源切换后的初期，多由于管网输送水质的骤然改变而导致，尤其对于长期运行的老旧管网而言，这种不稳定性产生于管网内2+腐蚀产物的释放，主要有两种途径。一是对金属管网的管壁的腐蚀，使Fe离子3+增加，并进一步氧化，终形成Fe离子，使管网水的浊度和色度增加；二是管壁2+3+的管垢层在化学和微生物的共同作用下，经过转化、分解，从而生成Fe或Fe离子进入水体，影响水质。对于长期运行的管网而言，其管壁管垢层与原输送水体的水质已逐渐形成较为稳定的化学平衡关系。在水源切换条件下，尤其切换初期，这种平衡难以继续保持，从而可能导致腐蚀层中铁的释放，进而影响水质。为了研究这种平衡是否被破坏，以及判断管垢层是否有腐蚀产物的释放，需要开展管网材质对腐蚀层结构的影响，以及与切换后水源水质可否产生系列反应等深入研究。这些研究都基于管网内壁腐蚀层的取样分析，选样是否全面和具有代表性面临很大的争议。与此同时，与管网稳定性相关的影响因素众多而复杂，直接深入地开展分析难度极大。相应的，管网输送的原水质与切换后的水质差异性可以间接反映出新水质与管网管垢层的化学反应状态，也可以间接判断这种反应是否达到平衡。因而，基于管网管垢层中铁的释放机理，通过比较长期运行的管网原输送水质与新水源之间的水质指标的差异度，可以作为预测管网稳定性的判断方法。与LSI指数或LR指数等较为常用的评价方法相比，水质差异度的评价方法较为直观和简便。在水源切换条件下，对于管网水质稳定性的判断具有较为合理的应用价值。5.3结合水质差异度划分北京管网“黄水”风险等级北京不同区域的供水管网由于水质以及管材的不同，导致管网内形成的管垢各具特征。以《生活饮用水卫生标准》中规定的浊度和总铁含量两项指标为基本原则，即依据总铁≤0.3mg/L、浊度≤1.0NTU的标准，结合第4章中的现场试验，初步确定北京管网的“黄水”风险范围。应用第4章试验中的相关结论，首先认为当管网中的水体处于流动状态时，出现“黄水”的风险较低；当管网中的水体处于停滞状态时，地下水以及地表水、地下水混合的管网区域将具有一定的“黄水”风险。其次，根据试验中静态泡管时间的长短以及出现水质超标现象的程度，可以将出现“黄水”的风险按等级划分，风险等级由高至低依次可用红、橙、黄、蓝、绿五种颜色表示，其水质特征以及典型区域如表5.4所示。69 第5章管网稳定性评价方法的优化表5.4北京管网“黄水”风险等级划分表风险等级水质特征典型区域切换水源前，当管网内水体停滞超过4小时后，水处于管网末梢的具有较低余氯红质出现超标现象；切换水源后，停滞相同的时间，的地下水供水区域水质超标情况更为严重切换水源前，当管网内水体停滞超过4小时后，水与丹江口水源水质相比，水质橙质出现超标现象；切换水源后，停滞相同的时间，差异度较大的地表水供水区域水质出现超标情况切换水源前，当管网内水体停滞超过4小时后，水黄质未出现超标现象；切换水源后，停滞相同的时间，地下水与地表水的混合区域水质出现超标情况切换水源前，当管网内水体停滞超过4小时后，水蓝质未出现超标现象；切换水源后，停滞相同的时间，余氯较高的地下水供水区域水质指标呈现升高趋势但未出现超标情况切换水源前，当管网内水体停滞超过4小时后，水地表水厂的管网前端，及具有绿质未出现超标现象；切换水源后，停滞相同的时间，较高溶解氧的地下水供水区域水质指标没有呈现升高趋势并且不超标在上述等级划分的基础上，结合水质差异度的判断方法，按照下述步骤，对北京管网可能出现“黄水”的风险点进行标识。第一步，在地图上标识出北京管网中未采取喷涂措施的管径小于DN200的供水管段，以此作为风险划分的最大目标范围。第二步，在地图上划分出各水厂的供水区域，着重标注处于管网末梢的具有较低余氯的地下水供水区域，水质差异度较大的地表水供水区域，以及地下水和地表水的混水区域。第三步，在前两步缩小风险范围的基础上，选择具有代表性的试验点，应用第4章的试验方法，开展静态泡管试验，将其水质结果对比表5.4的划分标准，初步确定各试验点的“黄水”风险等级。第四步，同样针对第三步中选择出的试验点，检测其本底水质参数，对比丹江口水质，计算水质差异度，从而预测该试验点出现“黄水”的可能性。第五步，结合第三步和第四步的两种方法，确定各试验点的风险等级，从而70 第5章管网稳定性评价方法的优化在地图上进行标识，形成北京管网风险等级图。5.4应用氧化还原电位作为辅助评价方法氧化还原电位，简称ORP，是一项综合水质指标,用以描述水体氧化还原性质的水质参数，可用来反映水溶液中所含物质所表现出的总体的氧化-还原性质。其判断标准为氧化还原电位越大，则其氧化性越强；反之，氧化还原电位越小，其氧化性越弱。氧化还原电位受多重因素的影响，主要包括水源水质、管网位置等，因为这些因素都会影响管网中溶解氧以及氯离子等消毒剂的浓度，继而就会对水中的氧化还原电位产生影响。氧化还原电位与管垢中铁的释放具有一定相关性。研究铁释放的机理，可以发现铁的释放大约分为好氧和缺氧两个不同的阶段。氧化还原电位会伴随铁的释放量的变化而变化。当铁的释放量增多时，氧化还原电位会有所下降，并且这种关联与管网管材、水质条件等因素的影响不大。选取北京管网中的典型区域，测定其氧化还原电位，按照第4章中水源切换的试验方法，将各试验点的本地水切换为丹江口水源，观察其泡管4-6小时后是否发生“黄水”现象，试验结果如表5.5所示。表5.5各取样点氧化还原电位及水质情况汇总表氧化还原电位取样位置管材管龄是否发生黄水（mV）A水厂铸铁管10360是B水厂铸铁管27567否C水厂1镀锌管30339是C水厂2镀锌管30391是D水厂镀锌管30609否E水厂1镀锌管18481否E水厂2镀锌管16477否F水厂1镀锌管13400否F水厂2镀锌管30379是G水厂1镀锌管33589否71 第5章管网稳定性评价方法的优化G水厂2镀锌管17398是由表5.5可见，氧化还原电位与管网水质稳定性密切相关。当氧化还原电位较高时，水中溶解氧、余氯等氧化性物质含量较高，可抑制管垢中铁的释放，增加水质稳定性。当氧化还原电位较低时，水中氧化性物质含量较小，管网水质稳定性较差，易于出现“黄水”现象。当氧化还原电位大于400mV，管网水质较为稳定。由此可见，用氧化还原电位来描述管网管垢的稳定性，也是一种评价管网腐蚀情况的辅助评价方法。72 第6章管网腐蚀的应对措施与系统控制第6章管网腐蚀的应对措施与系统控制6.1管网喷涂改造与优化运行针对给水系统的金属材质管网，可采取内壁修复涂膜的技术以达到防腐的效[45]果。这是一项管道修复方面的施工技术，基于空气动力学原理，向管道中通入压缩空气，气流可以在管道内壁形成旋转式的状态，携带着特定的磨料，对管道内壁的锈垢进行清除，可以去除管网内壁附着的沉积物，此后，再次利用该旋转气流将液体状的环氧涂料带入管道内，在气流作用下均匀地涂敷在管网的内壁上，从而形成了一层可以在一定程度上隔绝管材与水直接接触的层膜，该层膜表面光滑，具有防腐保护的作用，可称为保护膜（如图6.1）。大规模地采用这种内喷涂防腐的施工技术对供水管网进行全面改造，对管网管垢层中铁的释放具有一定的控制效果，可以较好地解决金属材质管网的腐蚀问题，同时达到了确保管网输水能力，又延长管网使用寿命的效果。图6.1管网喷涂原理图与此同时，为更好地防控管网腐蚀和管网水质的恶化，需要对管网进行分区优化的管理模式。伴随城市的快速发展，城市需水量日益增多。传统的单一水源的供水模式已不能满足发展的需求。在现代化的大型城市中，大多采用多水源多水厂协同供水的服务模式，这种模式既减缓了单一水源的供水压力，又节省了能耗，是一种新的供水格局发展方向。但同时也引发了新的问题，如水源之间的切换和管理问题。由于各水源水质指标存在差异，但是在管网中混合后，很难加以73 第6章管网腐蚀的应对措施与系统控制准确的辨别。同时，当某一管网区域出现水质异常时，难以快速准确地判断问题的出现点，这对安全供水带来了很大的隐患。尤其是在水源切换的条件下，因为新水源水质指标的剧烈变化，在进入管网后很可能打破管垢层原有的稳定，甚至导致出现“黄水”现象。因此，进一步优化管网的运行管理，建立更为合理的管理方法，既要保证水源水量的需求，又要便于统一管理，已成为安全供水的必要需求。例如，独立计量分区的管理方式，又称DMA，其含义是将一个庞大而又复杂的城市供水系统划分为多个简单而又相对独立的的供水单元，是一种新型的更[46]为安全的供水模式。从原理上讲，可以理解为将环状管网进行枝状化分解，从而在管理中就可以将环状管网具有的稳定可靠的特点与枝状管网便于管理的优势进行结合，既保证了供水，又优化了管理。当然，优化管网的运行不仅仅包括对老旧管网进行喷涂改造和开展DMA建设，还要在日常管理中定期对管网进行清洗（如图6.2），在管网规划中尽量选择耐腐蚀性能较好的管材，投入运行前对管网内壁进行防腐蚀的处理，关注和加强管网运行的管理，尽量避免局部管网处于较长时间的停滞状态，对于存量的易腐蚀的管网内壁及时喷涂防腐内衬或涂层，加快管网改造和升级的进度，对腐蚀较为严重的管道及时进行更换等。在这些措施的共同作用下，更好地控制和应对管网腐蚀的问题。图6.2老旧管网冲洗示意图6.2优化供水调度和水量配置在本地水与外地水相结合，地表水与地下水相补给的多水源配置条件下，各水厂输配水管线错综复杂，为确保水量充足，水质合格，供水调度的统筹工作显74 第6章管网腐蚀的应对措施与系统控制得尤为重要。调度中心需要对供水水源实行统一的调度指挥，优化调度及运行方案，根据城市的供水需求以及各水厂的运行情况统筹调度各水源的运行方式以及各水源之间的水量配比（如图6.3），采用较为成熟的用于不同水源之间混合勾兑的应急技术。即对于使用多水源的净水厂，可在水厂的进水口或者出厂前的清水池处设置便于不同水源之间可以按照不同配比而进行混合勾兑的设备设施，包括安装可调控不同流量的阀门，加装充分混合设备，以及铺设便于不同水源输水和勾兑的管线等，确保不同水源可根据运行情况进行较为自由的调配。虽然这种方式在运行管理中相对复杂，但是可以有效提高水量和水质的保证系数。尤其是当出现较为严重的“黄水”现象时，这种运行方式可以通过调整配比，迅速地降低腐蚀性较强的某水源的水量比例，从而及时调整进入管网的水量，遏制管网水质的进一步恶化。图6.3调度中心工作系统示意图在水源切换期间，尤其是切换初期，为确保供水水质的安全可靠，应按照新水源少量起步，逐步加量，严格控制各水厂的供水区域的运行原则，采取由外至内并且分区域供水的方式，逐步增加外调新水源与本地水的配水比例，逐渐扩大新水源供水范围的调度和运行方式，使城市管网能够逐步适应新的水源，确保供水管网的水质保持在总体可控的状态。切换初期，在满足城市需水量的大前提下，新切换的水源与原水源应尽量以低配比的方式运行。当经过一段适应期，新水源可以稳定运行时，可通过调节原有水源来提高新水源的兑水比例。当地表水源稳定运行且不具备进一步调节比例时，可采用调节地下水量的运行方式。当城市需水量较低时，新切换的水源与原水源也要同比例削减取水量。与此同时，调度中心还要负责做好与外部协调和内部调配相关的各项保障工作。例如，与相关调水单位建立起一对一的调度联系模式，确保各项调度命令和75 第6章管网腐蚀的应对措施与系统控制信息可以准确的传达，同时也为设备设施的安全稳定运行奠定基础。加强各水厂的信息管理，确保信息畅通，发生异常情况时可以及时上报和掌握。当水厂内有常规停水检修时，应提前报告至调度中心备案，由调度中心通知相关调度部门，并合理安排检修时间。同时还要密切掌握各水源水库的运行水位，以及各取水水泵的启动条件等，促进各项调度预案的全面落实，以便在突发水源或水质故障时，可以及时切换运行条件，确保城市的安全供水能力。6.3强化管网水质监测管网水质监测在安全供水系统中占有重要的地位。在取水和净水工艺，水质达标与否是可以明确界定的。但是在饮用水进入管网后，水质的复杂程度增大，而且直接与用户端相连接，因此说对于管网水质的监测和掌握至关重要。它的主要作用包括两大方面。一是对比分析水力水质模拟模型与管网水质的实际监测结果，明确多水源格局下供水管网的来水水质，明确不同水厂的供水边界。二是根据管网水质以及管垢的调查分析结果，进一步明确管网中管垢稳定性较差、在水源切换条件下易于发生“黄水”风险的管网区域，从而有针对性地开展应对措施。开展管网水质监测工作，大致需要两个步骤——优化布设管网水质的监测点，以及管网水质的跟踪调查。管网水质监测已被广泛应用于各水务公司对于管网水质的管理。根据供水现状，科学合理地布置水质监测点是提高对于管网水质的监[47]测能力和监管效率的重要途径。也就是通过优化布点的方式，利用有限个监测点实现对供水范围内管网水质的范围最大化监管。监测点的优化需要通过管网水力水质模型来辅助实现。在模型中水质参数的选取是模型预测结果准确与否的决定因素。在布设过程中，要充分考虑水质监测点的优化布设方法、监测项目的优化选取以及特征污染物的在线自动监测方法（如图6.4）等相关研究，做好管网水质监测方案。在布设好水质监测点之后，对于管网水质的全过程和长期不懈的跟踪调查同样是一项重要工作。在水源切换条件下，可以重点关注在管网敏感区域以及不同水质供水区域边界的水质监测点，监测电导率、浊度、余氯、pH、溶解氧等特征水质参数，摸清其变化规律，全面掌握在管网中发生的水质变化，从而确定水源切换后的管网风险点。如若发现管网水质出现异常，应与用水居民及时沟通，并正确引导，以此避免不必要的民众恐慌。这种监测和过程管理可以与水质模型相结合进行管控。76 第6章管网腐蚀的应对措施与系统控制图6.4管网水质监测点示意图在得到管网现场的水质数据后，可以依靠现代化的计算机通讯技术以及传感技术，通过有线或者无线的通讯方式将水质数据传输至后台进行整合和分析，形成针对管网水质的在线监测预警系统。系统需要实现实时监测、水质预警、高值报警等基本功能，覆盖尽量较大范围的管网，建立实时、准确、快速和自动化的管网水质监测系统，使管网水质信息在管理平台一目了然，实现数据的远端传输，便于后续的管理和综合调度，可以为安全供水以及合理调度提供基础可靠的技术支持。再结合严格管控的净水系统管理，共同构成更加安全、科学的水质安全保障体系。6.4建立水质突发事故处置预案应急预案在事故处理处置过程中不可或缺。它明确了应急处置过程中的流程[48]和体系，以及相应的策略和应对等（如图6.5）。在事故发生时，它成为开展及时有序的处置工作的行动指南，在应急处置中占有不可替代的重要作用。按照预案要求所开展的工作有利于在处置中及时做出应急响应，可以最大程度地降低事故的危害。管网水质的管理亦是如此。除了落实各项管网运行保障方案，做好管网水质安全风险的防范工作之外，还要编制管网水质安全状况分析以及风险评估，加强突发水质事件的预案完善和快速处置。应急预案包括人员值守备勤、材料工具安排、水质监测仪器、桶装水、瓶装水的应急储备，以及应急饮用水供水车等应急调配预案，同时还要明确突发事故的处置流程，绘制各水厂供水区域内的风险管线分布图，建立风险管线的数据库，共同为管网水质突发事件的应急处置提供基础依据，与此同时还要提出后续处置方式方法以及事故的预防措施等，用以77 第6章管网腐蚀的应对措施与系统控制在突发管网水质事故时，可以及时响应，联动处置，并且快速解决，从而最大限度地减少对居民正常生活和生产的影响。图6.5应急预案示意图应急措施中较为关键的环节是对管网进行的应急冲洗和排放工作。当管网水质发生问题时，需要将存有问题的管网管段内的水尽快、完全地排出，同时在冲洗作用下也可以实现对管段内壁的沉积物质进行冲洗和清除。这项工作的顺利进行需要一个重要的前提，那就是在相应的位置留有排水口，这需要在前期规划时做好设计，主要包括水力停留时间较大的管网末端、管网支线等位置，需设置应急排水口以及相应的排水管路。在研究确定好管道冲洗方案后，要定期组织预案演练，将管道的冲洗纳入日常管理和维护的范围。6.5强化净水厂工艺对于管网内水质的稳定性，虽然管网环境属于最直接的要素，但是同样的，[49]在净水厂出厂前的水质也会在很大程度上影响管网内水质的情况。在出厂前调节好水质，对于饮用水进入管网后的稳定性以及抑制管网腐蚀的发生具有深远的意义。78 第6章管网腐蚀的应对措施与系统控制图6.6强化净水工艺示意图在净水厂内对于出厂水水质的应急调控技术（如图6.6）主要包括几个方面。一是在确保水质达标的前提下，以调节出厂水的pH、碱度，或者硬度指标为方向，可以在净水厂内增设用于投加药剂的设备，如石灰、氢氧化钠、碳酸氢钠等药剂，使出厂水的水质保持在可以达到抑制管网腐蚀效果的水平。二是根据研究结果调节出厂水中消毒剂的浓度，以此来严格控制出厂水中余氯的含量，抑制微生物在管网中的生长和繁殖，从而减缓腐蚀情况的发生。三是在出厂水中添加磷酸盐等具有缓蚀性能的药剂，使水通入管网后可以在管壁表面形成一层保护膜，使出厂水在最大程度上抑制管网腐蚀的发生。四是提高水中溶解氧的浓度，可采取增设曝气装置的方法，促进铁的氧化，减少其释放，从而抑制管网腐蚀的发生。79 第7章结论第7章结论7.1研究结论7.1.1管网腐蚀的影响作用管网中的水质条件对管材以及管垢的腐蚀起到关键的影响作用。其中低温、中性或偏碱性、高碱度的水质条件以及较高的溶解氧环境有利于抑制管网的腐蚀和铁的释放；硬度和溶解性无机碳能够防止管网内壁的结垢；碳酸盐物质可减缓[50]腐蚀；聚磷酸盐、磷酸盐、硅酸盐都是较好的缓蚀剂、阻垢剂。与此同时，管网管垢腐蚀还受到管网水力条件、净水厂处理工艺，管网内微生物的生长情况以及消毒药剂等多重因素的共同影响（如图7.1）。图7.1管网腐蚀影响因素示意图7.1.2丹江口水源水质特征南水北调丹江口水库的水质良好，其水质特性与北京本地的密云水库水源相似。丹江口水源具有硫酸根浓度较低，氯离子浓度较小，pH较高，拉森指数较小等水质特征，这些特征有利于管网中水质的稳定。丹江口水源中的有机物分子量含量较高，未发现存有特殊种类的致病菌，经净水工艺处理后出厂水水质能够达到国家卫生标准要求。总体而言，丹江口水源腐蚀性较低，化学稳定性较好（如表7.1）。由此基本可以判断，在切换为丹江口水源之后，北京供水管网基本稳定，基本不会出现水质恶化的情况。80 第7章结论表7.1丹江口水库与密云水库水质特性对比表水质项目丹江口水库密云水库硫酸根浓度(mg/L)3049.6氯离子浓度(mg/L)4.515.1pH8.057.85碱度105160拉森指数0.370.457.1.3丹江口水源水质对北京供水管网的影响开展把北京运行多年的老旧管网运至丹江口中试基地通水的管网模拟系统试验，通过监测分析各水质指标的变化趋势，研究水源切换条件下丹江口水源水质对北京供水管网的影响。研究发现，在运行初期，各管网模拟系统出水浊度、总铁浓度都较高，但是伴随时间的延长均呈现逐渐降低的趋势。经过近两个月时间的运行后，各系统水质指标基本趋于稳定。其中地下水供水区域的管网中铁的释放过程不同于其他区域，各项水质指标偶有超标态势。7.1.4水源切换后北京管网水质的稳定性与丹江口管网模拟试验相结合，开展将丹江口原水经工艺处理后拉至北京，通入北京现状管网的原位管网试验，模拟日常生活市民的用水规律，采用静态泡管的试验方式，考察在水源切换条件下北京管网水质的变化规律，预估切换后出现“黄水”的可能性。研究发现，供水管网由于水源水质以及管材的不同，长期运行以后形成的管垢也各具特性，它们都与水源切换后管网水质的稳定性紧密相[51]关。并且原管段属于地表水或者地下水区域并不是水质稳定与否的唯一影响元素，评价管网稳定性较为通用的拉森指数（LR）也不能准确描述管网水质稳定性的变化趋势。7.1.5水源切换后北京管网出现“黄水”的可能性由于北京长期以来都以本地水为主要供水水源，因而在供水管网内壁形成了较为适应本地水源水质特征的沉积物，且较为稳定。在水源切换的条件下，可能会发现管网管垢中的沉积物溶解的现象，继而造成个别供水区域发生水质发黄、发浑的情况，这属于比较正常的现象。依据开展的试验可以判断，如果管网中的水体处于流动状态，切换后出现“黄水”的风险较小；如果水体较长时间处于停81 第7章结论滞状态，个别区域可能出现总铁浓度和浊度轻微超标的现象。但在持续通水的情况下，这种现象会随时间的延长而逐渐缓解，并趋于稳定。7.1.6常规管网稳定性评价方法的局限性对于管网稳定性的评价，较为通用的方法在一定程度上都具有局限性。在研究北京管网由本地水切换为丹江口水源这一前提下，需要充分考虑水源水质的特征以及长期处于运行状态的北京管网的管垢特征，不能简单的应用LSI指数或LR指数进行判定，需要综合研究分析各水质条件对于管网稳定性的影响关系，从而分析研究更适用于水源切换条件下管网稳定性的评价方法。7.1.7水质差异度表征管网稳定性管垢的稳定性与原通水水质的腐蚀性以及水源切换前后水质的差异度有关。针对与管网稳定性以及腐蚀产物的释放密切相关的水质参数，运用归一法的计算方式对其进行优化，最终形成以溶解氧、拉森系数、硝酸盐浓度和硬度4项指标表征的水质差异度。通过对比利用水质差异度的评价方法预测出的管网水质稳定性与现场试验检测的水质结果，认为在水源切换条件下，水质差异度的评价方法更为适用，相比传统评价方法，具有较直观、简便的优势。7.1.8氧化还原电位评价管网稳定性水体中的氧化还原电位，是一项用来反映水溶液中所含物质所表现出的总体的氧化-还原性质的水质综合指标。水体的氧化还原电位与管垢中铁的释放具有一定相关性。一般认为，氧化还原电位不小于400mV时，不会促进管网管垢中铁的释放。因此氧化还原电位可作为一种评价管网腐蚀情况的辅助评价方法，用来描述管网管垢的稳定性。7.1.9水源切换条件下的应对措施水源切换条件下产生短时“黄水”属于比较正常的现象。如出现此情况，可以通过冲洗管道、启动净水厂内应急调控技术等应急措施加以控制，使“黄水”的影响降至最低。在水源切换的准备阶段，应做好管网喷涂改造、优化分区管理、定期清洗管网、对管网内壁进行防腐处理、优化管网水质监测、制定和演练应急预案等管理工作（如图7.2）。在切换之初，应遵循少量起步，逐步加量，采取由外至内并分区供水的方式，逐步增加外调新水源与本地水的配水比例的原则，强[52]化供水调度，优化水量配置，确保供水管网的水质情况保持在总体可控的状态。82 第7章结论管网管理优化应对应急调度措施预案工艺调控图7.2应对措施示意图7.2问题及展望7.2.1生物迁移对于管网稳定性的影响在南水北调工程中，生物、藻类等种群在长距离的输水过程中，由于气候、水温、水中营养物质以及生物种群的组成存在明显的变化，可能会在沿程发生相应的变化，需要在运行过程中对其变化规律展开深入研究。包括针对从源头的丹江口水库，途经各省市取水点、大宁水库、到团城湖，再至密云水库，研究输水全流程的生物群落分布情况，监测分析其藻类种群以及生物多样性的变化规律，[53],[54]重点研究应对沼蛤等软体动物的控制措施。这项工作既可以保证水质微生物的安全性，同时也可以在最大程度上保证输水管路的能力，减少因微生物的生长繁殖而对输水管道产生腐蚀作用，对于保障水中的生物安全性以及远距离调水的稳定性具有重要的意义。7.2.2管垢稳定性与渐变性研究管垢的形成与稳定需要长时间的运行和适应。同样的，在水源切换的条件下，管垢的失衡、改变以及再次的稳定与平衡也是需要一段较长的时间。在切换初期，新的水源对于管垢的稳定性扰动最大，但是伴随运行时间的不断延长，管垢也会[55],[56]逐步地发生持续的变化，从而形成新的管垢特征。因而，在水源切换后，以及在多水源协调供水的格式下，对于管网管垢的长期监测和分析都是必不可少的。一方面可以研究分析管垢稳定性的改变情况，从而判断管网水质的安全性。另一方面，可以研究供水管网在水源切换条件下的渐变性趋势，为相关决策提供基础数据。83 第7章结论7.2.3溶解性有机物在调水迁移中的转化规律水体中的溶解性有机物主要包括腐殖质和非腐殖质两大类别。其中腐殖质是指具有以-OH和-OOH基团为主体的芳香族结构，在水中一般呈现线形结构，相对[57]具有较好的稳定性。非腐殖质相对较为复杂，主要包括碳水化合物、氨基酸、蛋白质、色素、肽类，以及脂肪等各种子有机物。溶解性有机物的构成相对比较复杂。既有自然形成物，同时也有人工合成物，并且伴随季节和温度的变化而不断发生改变。在水源切换条件下，常因净水工艺的不适应性而产生一系列如混凝沉淀效果不佳、工艺段出水浊度升高、增加混凝药剂用量和产生的污泥量，以及膜污染等问题，增加了净水工艺的控制难度和运行成本。此外，有机物同时也是[58]消毒副产物的前驱物质，对于饮水居民的健康存在潜在威胁。正是因为水体中的溶解性有机物在水源切换后会发生迁移转化，并发生种类以及浓度的变化，所以已成为具有普遍性的关键问题。在南水北调工程通水后，北京将形成以丹江口水库水源和北京密云水库为主的多水源联合供水格局。在前期的研究检测中，发现丹江口水源中存在亚硝基二甲胺和亚硝基二苯胺等物质，进一步研究和分析本地水和和丹江口水源中的有机物种类，研究其在输水过程中的迁移转化规律，并提出优化控制措施，对于提高供水水质具有重大意义。84 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致谢致谢衷心感谢我的导师——陈永灿教授的谆谆教导，以及来自北京市自来水集团水质监测中心的顾军农总工程师对我撰写论文过程中的精心指导。在研究期间，承蒙课题组刘昭伟老师的热心指导，以及师兄妹给予的帮助，在此深表感谢。本课题由北京市自来水集团资助，在课题研究过程中，得到北京市自来水集团技术研究院李玉仙博士、赵蓓博士的大力支持，特此致谢。89 声明声明本人郑重声明：所呈交的学位论文，是本人在导师指导下，独立进行研究工作所取得的成果。尽我所知，除文中已经注明引用的内容外，本学位论文的研究成果不包含任何他人享有著作权的内容。对本论文所涉及的研究工作做出贡献的其他个人和集体，均已在文中以明确方式标明。签名：日期：90 个人简历、在学期间发表的学术论文与研究成果个人简历、在学期间发表的学术论文与研究成果个人简历1983年11月7日出生于北京。2003年9月考入北京工业大学环境工程专业，2007年7月本科毕业并获得学士学位。2013年2月考入清华大学水利工程专业攻读工程硕士至今。发表的学术论文[1]王璐，浸没式超滤膜在某水厂的运行经验，《城镇供水》，NO.3-2013，ISSN1002-8420；CN11-1703：12-18.[2]王璐，浅析浸没式超滤膜在某水厂的应用，《北京水务青年科技成果论文集》（2013），2014.7，ISBN978-7-5170-2299-2:215-220.研究成果[1]2013.2，《第九水厂超滤膜技术处理回流水的应用》，获北京水利学会科学技术奖一等奖。[2]2013.6，《不确定源突发性污染事故饮用水安全保障技术开发及示范》，获北京自来水集团2012年度科技技术奖一等奖。[3]2015.4，《构建集团工艺运行技术标准体系》，获北京自来水集团2014年度科技技术奖二等奖。[4]2013.6，《膜组件性能变化及其完整性对超滤膜工艺的影响》，获北京自来水集团2012年度科技技术奖二等奖。[5]2013.12，《浅析浸没式超滤膜在某水厂的应用》，获北京青年环保科技创意大赛环保科技类作品三等奖。[6]2014.3，《强化混凝改善机加池运行效果的应用研究》，获北京自来水集团2013年度科技技术奖三等奖。91'