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对于使用传统活性污泥法的污水处理厂而言，二级出水中硝氮(
NO−3 -N)含量较高，据统计，NO−3 -N含量占总氮(TN)含量的75%左右。反硝化生物滤池因其具有去除NO−3 -N能力强、占地面积小、投资费用低、启动快等优点，已被广泛应用于污水的三级处理中[1-3]。脱氢酶活性反映了生物膜内活性微生物量及对有机物的代谢能力，可用来表征生物膜的活性[4]，脱氢酶活性与生物膜量之间存在必然的联系。周春生等[5]在研究剩余污泥好气消化中发现脱氢酶活性与MLSS、活菌数之间存在相同的相关性，因此，可使用MLSS代替活菌数研究其与脱氢酶活性之间的关系。MOLL等[6]和向红等[7]均认为生物膜量高不一定意味着生物活性也较高。CRISTINA等[8]认为微生物种类或同种微生物的不同生长阶段均可表现出不同活性。唐宁等[9]在研究厌氧活性污泥时发现，当细菌处于对数期、稳定期和衰亡期时，脱氢酶活性与活菌数之间呈正比关系。
由于微生物的不断生长繁殖和水中悬浮颗粒的累积，滤料表面的生物膜量越来越多，若不能及时通过反冲洗将老化的生物膜冲洗去除，将会影响反应器的过水能力[3, 10-12]，同时生物膜内杂质的增多影响微生物对基质的摄取速度和降解能力。周晓黎等[13]研究发现，反硝化生物滤池在反冲洗后生物膜的脱氢酶活性和
NO−3 -N去除率均大大地提高。LIU等[3]通过实时监测反硝化生物滤池内生物膜的变化来控制反冲洗强度和频率，从而使系统高效运行。因此，控制好生物膜量，才能使反硝化生物滤池高效稳定运行。然而，关于反硝化生物滤池生物膜量与脱氮效果和脱氢酶活性之间关系的研究鲜有报道。本研究探讨了稳定运行状态下的反硝化生物滤池内生物膜量与脱氮效果和脱氢酶活性之间的相互关系，进而获得更高的TDHA以提高脱氮效果，为系统内生物膜量控制提供参考，同时也为滤池反冲洗控制提供技术指导。
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自主研发的反硝化生物滤池装置见图1，装置由生物过滤反应柱、反冲洗系统和碳源投加系统组成。滤池直径为300 mm，总高为1 930 mm，底部有200 mm的空心承托层，滤料层高为1 100 mm，有效容积为57.96 L。滤料采用德国Liapor公司生产的具有延展性的球状黏土材料，粒径为4~8 mm，比表面积为500 m2·m−3，密度为1.2~1.4 kg·L−1。
在稳定运行工况下，处理流量为90 L·h−1，水力停留时间(HRT)为20.2 min。反冲洗采用气-水联合冲洗方式，时间为周一至周五24 h、周末为72 h，气冲强度为80 L·h−1，水冲强度为1 200 L·h−1，冲洗时间共11 min，反冲洗水取自反硝化生物滤池的出水箱。
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本研究装置坐落于苏州工业园区某污水处理厂二沉池旁，该污水处理厂采用AAO工艺，进水以生活污水为主。反硝化生物滤池的进水即为该污水处理厂二沉池出水。经检测，实验期间水温为13.2~18.6 ℃，该二沉池出水水质较稳定，其中COD为(22.2±13.6) mg·L−1，TN为(8.9±1.3) mg·L−1，
NO−3 -N为(7.1±1.3) mg·L−1，NH3-N为(0.9±0.5) mg·L−1。由潜水泵将二沉池出水作为原水引入反硝化生物滤池，由加药泵自动添加乙酸钠作为反应碳源，按COD/TN为5添加乙酸钠后的进水通过溢流方式均匀流入滤池中。 -
反应器投加碳源后混匀，取水样测定进水指标，用W0表示；在反应器稳定运行情况下，采集出水测定出水指标，用W1表示。水样均在每次反冲洗前30 min采集，并采用国标法测定其TN和
NO−3 -N。在反应器稳定运行条件下，沿反应器滤料段从上至下设置3个生物膜样品采样点，分别以上部(TF)、中部(MF)和底部(BF)表示。TF距滤料顶端为190 mm，MF与TF和BF与MF的距离均为360 mm。生物膜样品均在每次反冲洗前30 min采集。生物膜样品采集后，使用超纯水对滤料表面进行冲洗，使生物膜脱落，立即采用氯化三苯基四氮唑(TTC)法[14]测定脱氢酶活性，然后计算单位质量生物膜脱氢酶活性(dehydrogenase activity，DHA)和反硝化生物滤池总脱氢酶活性(total dehydrogenase activity，TDHA)；采用称重法测定生物膜量和生物量，换算成单位体积滤料表面附着的生物膜量(SS)、生物量(VSS)。同时以TF、MF、BF的脱氢酶活性和生物膜量的平均值作为当日有效值。
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本研究累计时间为58 d，在实验过程中，出水TN浓度为0.41~2.55 mg·L−1，平均浓度(1.15±0.24) mg·L−1，平均去除率为87.1%。出水
NO−3 -N浓度为0.03~1.26 mg·L−1，平均浓度为(0.52±0.13) mg·L−1，平均去除率为92.5%。实验过程中系统内SS为232.5~3 523.9 mg·L−1，平均值为1 209.1 mg·L−1；VSS为71.8~2 496.1 mg·L−1，平均值为844.3 mg·L−1，VSS/SS平均值为0.70。如图2所示，VSS与SS之间存在较好的线性关系(R2=0.949)。根据VSS/SS的大小，可将SS划分为3段区域，在区域1(232.5~1 246.6 mg·L−1)中，VSS/SS均匀分布于拟合曲线上下，VSS/SS接近0.78。在区域2(1 246.6~2 542.7 mg·L−1)中，VSS/SS大多位于拟合曲线上方，这表明此区域内生物量占生物膜量的比值高于区域1，即VSS/SS大于0.78。在区域3(2 542.7~3 523.9 mg·L−1)中，VSS/SS均位于拟合曲线的下方，这表明此区域的生物量占生物膜量的比值最小，即VSS/SS小于0.78。有研究[15]表明，生物膜在增长后期，非活性物质积累明显。由此可见，生物量和生物膜量呈正比，可以采用生物膜量表示生物量的多少，但随生物膜量的增加，生物量增加的趋势是先与生物膜量同速增加，后加速增加，最终减速增加。
图3反映了3段区域内反硝化生物滤池的脱氮效果。由图3可知，TN和
NO−3 -N的去除率随生物膜量的增加先增加后减小。当SS处于区域2时，系统的脱氮效果最佳，出水NO−3 -N平均为(0.34±0.06) mg·L−1，去除率为95.0%；出水TN平均为(0.88±0.04) mg·L−1，去除率为89.7%，且区域2内的脱氮效果更加稳定。区域3脱氮效果次之，区域1脱氮效果最差。这说明脱氮效果不仅受生物膜量的影响，还受其他因素如脱氢酶活性的制约，这与MOLL等[6]和向红等[7]所得到的结果一致，即生物膜量高不一定意味着生物活性也较高。 -
图4反映了DHA与SS和VSS之间的关系。可以看出，DHA与SS、VSS之间存在明显的负相关关系。随着SS和VSS的增加，DHA反而减小。采用Origin分析软件分别对DHA与SS和VSS的曲线进行拟合，如图4所示，R2分别为0.822和0.876，均大于0.800，这表明DHA与SS和VSS之间具有相关性，同时DHA与VSS之间具有显著相关性。
如图5所示，区域1中的DHA最大，为(2.7±1.91) mg·g−1；区域2次之，为(1.06±0.04) mg·g−1；区域3最小，为0.59 mg·g−1。这一结果与向红等[7]的研究结果相一致，即生物量高并不代表生物活性也高，他们所研究的生物活性也是单位生物膜的脱氢酶活性。该现象可表明，在稳定运行条件下，微生物细胞内的脱氢酶活性是可以随外界环境的改变而变化的，当环境基质多或微生物量少时，DHA会变大；当环境基质少或微生物量多时，DHA会变小。因此，在进水基质含量一定的情况下，完全降解这些基质所产生的脱氢酶活性也是一定的。只要微生物量不低于降解这些物质的极限，无论生物膜量或生物量如何变化，DHA大小均朝着完全降解这些基质的方向改变。
换言之，当生物量较少时，基质分摊到单位质量生物膜上的量较多，DHA变大才能完全降解这些基质；当生物量较多时，基质分摊到单位质量生物膜上的量较少，因此，DHA会变小。所以DHA的大小是由进水基质量和生物膜量共同决定的，当基质量处于稳定状态时，DHA与生物膜量呈反比。综合上述分析得出，DHA所表征的是单位微生物(微观)自身的脱氢酶活性大小，而整个系统脱氮能力是由系统内所有微生物(宏观)共同作用的结果。
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在一个稳定运行的反硝化生物滤池系统中，总脱氢酶活性(TDHA)是由DHA与生物膜量共同来决定的。DHA强而生物膜量少，以及生物膜量多而DHA弱时，TDHA均无法达到最佳值。只有平衡好DHA和生物膜量，才能将系统内的TDHA控制在最佳范围。如图6所示，区域2中的TDHA最大，为112.5 g，且波动最小；区域1和区域3中的TDHA分别为107.2 g和92.7 g。从区域1到区域2，TDHA是随着SS与VSS的增加而增加；在区域3中，虽然SS与VSS还在增大，但由于无机物、非活性物质的积累增多，导致DHA、TDHA均有所降低。
通过对比图6和图3可知，在区域2内，反应器的脱氮效果也是最佳；区域3的脱氮效果略高于区域1，这表明反硝化生物滤池的脱氮能力与TDHA变化规律一致。因此，若能将反硝化生物滤池的TDHA控制在区域2(VSS/SS最大)内，系统就能保持最高活性和最强脱氮能力。对此，在实验用水基质不变的条件下，可以通过控制反冲洗频率将SS控制在区域2内，从而将系统内的微生物活性激发到最大水平，最终实现系统的高效稳定运行。
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1)当系统稳定运行时，生物量和生物膜量呈正比，可以采用生物膜量表示生物量的多少，但随生物膜量的增加，生物量增加的趋势是先与生物膜量同速增加，后加速增加，最终减速增加。
2) DHA是从微观层面反映微生物的脱氢酶活性，TDHA是从宏观层面反映整个反应器的脱氢酶活性，因此，系统的脱氮效果与TDHA呈正比。DHA大小由进水基质和生物膜量同时决定，且与SS和VSS显著负相关。TDHA由DHA与生物膜量共同决定，同时当系统内的生物膜量增加到VSS/SS开始减小时，TDHA将开始减小。
3) SS处于1 246.6~2 542.7 mg·L−1区域时，VSS/SS值最大，大于0.78；脱氮能力最强，出水
NO−3 -N平均为(0.34±0.06) mg·L−1，去除率为95.0%，出水TN平均为(0.88±0.04) mg·L−1，去除率为89.7%；TDHA最大，为112.5 g。因此，可以通过调节反冲洗频率将SS控制在此区域，从而使系统获得最佳的生物活性。
反硝化生物滤池中生物膜量与脱氮效果和脱氢酶活性的关系
Relationship between biofilm mass and nitrogen removal efficiency, dehydrogenase activity in the denitrification biological filter
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摘要: 采用自主研发的中试反硝化生物滤池处理传统活性污泥法的二沉池出水，研究了稳定运行下生物膜量与脱氮效果和脱氢酶活性之间的关系。结果表明：根据VSS/SS=0.78、VSS/SS>0.78、VSS/SS<0.78，将SS分为3个区域，分别为区域1(232.5~1 246.6 mg·L−1)、区域2(1 246.6~2 542.7 mg·L−1)、区域3(2 542.7~3 523.9 mg·L−1)。在区域2内能获得最大的
NO−3 -N和TN去除能力，去除率分别为95.0%和85.7%及最大的总脱氢酶活性(TDHA)，为112.5 g；单位质量生物膜脱氢酶活性(DHA)与SS和VSS之间显著负相关，R2分别为0.822和0.876；TDHA随SS的增加而增加，直至VSS/SS开始减小时随之减小。DHA能较好地从微观层面反应微生物的活性，TDHA可从宏观层面反映整个反应器的生物活性，为反硝化生物滤池运行提供参考。Abstract: A self-developed pilot denitrification biological filter was used to study the relationship between biofilm mass and nitrogen removal efficiency, dehydrogenase activity in stable state when treating the secondary effluent from a conventional activated sludge process. The results showed that SS could be divided into three regions: region 1(232.5~1 246.6 mg·L−1), region 2(1 246.6~2 542.7 mg·L−1), region 3(2 542.7~3 523.9 mg·L−1) according to VSS/SS ratio equal to 0.78, higher than 0.78 or less than 0.78. In Region 2, the maximum removal rates ofNO−3 -N and TN were obtained, and they were 95.0% and 85.7%, respectively. At the same time, the maximum total dehydrogenase activity(TDHA) was also obtained with a value of 112.5 g. Biological membrane dehydrogenase activity per unit mass (DHA) was negatively correlated with SS and VSS, with the R2 of 0.822 and 0.876, respectively. TDHA increased with the increase of SS, and decreased until VSS/SS began to decrease. DHA could better reflect the microbial activity at a micro-level, while TDHA could reflect the biological activity of the whole reactor at a macro-level, which provides theoretical basis for the denitrification biological filter operation. -
抽出处理技术是有效的地下水修复技术之一，该技术具有快速阻断污染物迁移和有效去除地下水中污染物的特点，在国内外应用较为广泛[1-3]。影响地下水抽出效率的因素主要有抽水流量、抽水方式、抽水井数量及其布设位置[2, 4]。确定抽水井位置及数量，需要掌握污染羽的分布、场地水文地质条件及特定抽水流量下单井捕获半径及驻点值[5-6]。JAVANDEL等[7]用复变函数理论定量研究了均匀流态下承压完整井形成的截获带，以解析解形式表示了单井捕获半径及驻点。从地下水势叠加原理出发，GRUBB[8]提出了潜水和承压水含水层中抽水井形成的稳定态捕获半径及驻点的解析表达式，但该公式未考虑抽水引起的降落漏斗、渗漏及入渗补给等因素对表达式的影响，误差较大，较少应用。关于补给条件下捕获半径及驻点的研究成果，迄今鲜有文献报道。对各向异性含水层中存在补给的捕获半径及驻点定量研究，各国学者趋向于采用数值模拟方法[9-10]。截至目前，定量获取单井及多井捕获半径、驻点的方法主要有3种，分别为抽水实验实测法、解析解公式计算法、数值模拟法；3种方法各有优点，又各自存在局限性。解析解计算公式适用于均质、等厚的承压含水层或水位降深相对总的饱和带厚度很小的潜水含水层[7, 11-12]；解析解公式计算法简便易行，但针对潜水抽水井捕获半径计算尚未有合适的解析解公式。刘明柱等[13]运用数值模拟方法来获取抽水井捕获半径及驻点；数值模拟法更适用于水文地质复杂条件情况，其精度在于对场地水文地质条件掌握程度[14-17]。抽水实验实测法适用条件广、精度高，但须布设较多监测井，成本较高。本研究分别采用上述3种方法对潜水、承压水不同类型场地抽水井的捕获半径及驻点值进行了计算，以确定不同条件下捕获半径及驻点获取的最优方法，为不同类型场地抽水井捕获半径及驻点获取方法提供参考。
1. 材料与方法
1.1 污染场地概况
1)承压水类型场地概况。研究区位于湖南某铁合金厂，厂区面积为55×104 m2。岩性(厚度)由地表向下依次为杂填土(5 m)、粉质黏土(3 m)、细砂圆砾(5 m)、泥质粉砂岩(4 m)。地下水类型为承压水，含水层近于等厚，约为5 m。地下水赋存于细砂及圆砾层，水力坡度约为0.006，地下水埋深约为3 m，地下水流向为自西北向东南，其补给来源主要为上层滞水的越流补给及区域地下径流侧向补给，排泄方式主要为人工排泄及向东侧河流分散排泄。
2)潜水类型场地概况。研究区位于湖南某铬盐厂，厂区面积为14×104 m2。岩性(厚度)由地表向下依次为杂填土(厚度8 m)、细砂圆砾(厚度6 m)、强风化板岩(厚度8 m)。研究区地下水赋存于细砂、圆砾层及强风化板岩层，地下水类型为潜水。本次主要针对第四系松散岩类孔隙潜水含水层开展研究。第四系松散岩类孔隙含水岩组孔隙度为0.25，水力坡度约为0.002。地下水埋深约为8 m，含水层厚度约为6 m，地下水流向为自西北向东南，主要接受大气降雨及区域地下径流侧向补给，排泄方式主要为人工排泄及向东侧河流分散排泄。
1.2 研究方法
在水力梯度为i的均匀流含水层中，若以流量Q抽取地下水，含水层中将出现一个地下水的分水线。将地下水分为2个区域，分水线以外的地下水仍将流向下游区域，而分水线以内的地下水则会被抽水井抽出，不再流向下游，称此区域为该抽水井的捕获区域(图1)。在抽水井所在的轴线上，地下水的分水线与轴线相交于点x=−xL，在该点上游的地下水将被抽水井抽出，而该点下游的地下水将流向下游区域。作为临界点，点x=−xL处的地下水流速为零，一般称该点为驻点。科学合理地布设抽水井是应用抽出处理技术的关键，获取单井捕获半径、驻点值可为抽出处理方案中抽出井流量及位置布设提供设计依据。
1)抽水实验实测法。抽水实验实测法是一种利用抽水井抽水的同时观测其周边监测井水位变化，通过实测水位变化来确定抽水井捕获半径及驻点的方法。该方法实测出的抽水井捕获半径与驻点值准确度较高，其精度在于监测井的布设密度，密度越大，精度越高；但该方法操作复杂，实验周期长、费用较高。
2)解析解公式计算法。本研究所用解析解公式为捕获半径及驻点计算的理论公式[7]。假设单个抽水井抽水时位置在原点，则捕获带与非捕获带分水岭的方程[5]见式(1)和式(2)。
yL=±Q2KBI (1) xL=Q2πKBI=yLπ (2) 式中：yL为捕获半径，m；xL为驻点，m；Q为抽水量，m3·d−1；B为含水层厚度，m；K为渗透系数，m·d−1。
式(1)和式(2)的应用假设条件为含水层承压等厚，其厚度为B；对于潜水，如果水位降深变化相对总的饱和带厚度很小，可利用该公式进行近似计算。如果水位降深变化相对总的饱和带厚度很大，该公式则不适用。
3)数值模拟法。数值模拟法是运用数值模拟软件概化水文地质条件，建立水流模型，进而计算抽水井捕获半径及驻点的方法。该方法操作简单，所需费用较小，计算捕获半径及驻点值的准确程度在于对场地水文地质条件的掌握程度。
2. 结果与讨论
2.1 抽水实验实测值
1)承压水类型场地参数计算。通过3次不同降深的单孔稳定流抽水实验[18-20]，利用裘布依公式计算得承压含水层的平均渗透系数为6.81 m·d−1。
天然条件下区域地下水整体流向自西北向东南。以56号井为抽水井，通过监测抽水前及水位降深稳定后抽水井附近的9个观测孔水位，刻画承压含水层流场的变化(见图2和图3)。结果表明：单井抽水流量为120 m3·d−1时，驻点位于50号井和51号井之间，驻点距离抽水井约95 m，捕获半径约为290 m。
图 2 承压含水层抽水前的等水位线Figure 2. Contour of groundwater table before pumping in confined aquifer2)潜水类型场地参数计算。为得到场地孔隙含水层的渗透系数，通过3次不同降深的单孔稳定流抽水实验，利用裘布依公式计算得出潜水含水层的渗透系数为18.78 m·d−1。
天然条件下区域地下水整体流向自西北向东南。以30号井为抽水井，通过监测抽水前及水位降深稳定后抽水井附近的11个观测孔水位，刻画潜水含水层流场的变化(见图4和图5)。结果表明：单井抽水流量为60 m3·d−1时，驻点位于30号井和13号井之间，驻点距离抽水井约55 m，捕获半径约为88 m。
图 4 潜水含水层抽水前的等水位线图Figure 4. Contour of groundwater table before pumping in unconfined aquifer
图 5 潜水含水层抽水稳定后的等水位线图Figure 5. Contour of groundwater table after pumping stability in unconfined aquifer2.2 解析解公式计算值
1)承压水类型场地参数计算。单井抽水流量为120 m3·d−1时，水位稳定降深为4.25 m，水位未下降至承压含水层隔水顶板以下，满足式(1)和式(2)的假设条件，利用公式计算得出单井抽出水量为120 m3·d−1时，单井捕获带半径为293.7 m，驻点为93.5 m。
2)潜水类型场地参数计算。单井抽水流量为60 m3·d−1时，稳定水位降深为2.83 m，水位降深相对于含水层厚度不可忽略，利用式(1)和式(2)计算，得研究区单井捕获带半径为33.28 m，驻点为10.60 m。
2.3 数值模拟值
1)承压水类型场地参数计算。研究区承压含水层介质类型单一，可概化为均质各向同性含水层。研究区东部临河，为主要排泄边界，将其设为定水头边界；西部为地下水补给边界，将其概化为定流量边界；北部和南部垂直于地下水流方向设为零流量边界(图6)。承压含水层顶部为粉质黏土，底部为泥质粉砂岩，将其概化为隔水层。
图 6 承压含水层污染场地单井捕获半径粒子追踪Figure 6. Particle tracking of single well capture radius in contaminated sites of confined aquifer注：带有数字的颜色渐变线是模拟的等水位线在建立水文地质概念模型的基础上，利用GMS建立地下水流数值模型，网格剖分采用有限差分的离散方法，模型共1层网格，模拟承压含水层，将该区域剖分为100×100的网格。根据研究区场地调查结果确定场地渗透系数为6.81 m·d−1，经模拟识别和模型验证给水度为0.1，孔隙度为0.25，弥散系数为10 m2·d−1。在建立水流模型的基础上，布设抽水井56号孔，抽水流量为120 m3·d−1，从单井捕获半径粒子追踪图(图6)可得，单井捕获半径为285 m，驻点距离抽水井为98 m。
2)潜水类型场地参数计算。研究区为潜水含水层，岩性单一，概化为均质各向同性含水层，地下水概化为二维稳定流，边界条件概化：研究区东部临江，为主要排泄边界，将东部边界设为定水头边界；西部有地下水径流存在，为地下水补给边界，将其概化为定流量边界；北部和南部垂直于地下水流方向概化为隔水边界(图7)。
在建立水文地质概念模型的基础上，利用GMS建立地下水流数值模型，网格剖分采用有限差分的离散方法，模型共1层网格，模拟孔隙潜水含水层，将该区域剖分为80×80的网格。
根据研究区调查结果确定场地渗透系数为18.78 m·d−1，模型识别与模型验证后确定含水层给水度为0.07，孔隙度为0.25，弥散系数为8 m2·d−1。在建立水流模型的基础上，布设抽水井，抽水流量为60 m3·d−1，从单井捕获半径粒子追踪图(图8)可得，单井捕获半径为84 m，驻点距离抽水井约50 m。
图 8 潜水含水层污染场地单井捕获半径粒子追踪Figure 8. Particle tracking of single well capture radius in contaminated sites of unconfined aquifer2.4 误差分析
针对以上2类场地，以抽水实验实测值为准，分别求取了解析解公式计算值及数值模拟值相对于抽水实验实测值的误差。不同方法获取抽水井捕获半径及驻点值误差对比分析结果见表1。从表1中可以看出，对于承压水类型场地，利用解析解公式和数值模拟所得值相对于抽水实验实测值误差较小，分别为1.6%和3.2%，均在5.0%以内。这说明3种方法获取捕获半径、驻点均较为可靠，但实测法成本较高，数值模拟法对水文地质条件掌握程度的要求较高，解析法相对效率高、成本低。因此，对于水文地质条件相对简单的承压水类型场地，建议采用解析法获取不同流量下的捕获半径及驻点值更合理。
表 1 不同方式获取抽水井捕获半径及驻点值的对比Table 1. Comparison between the capture radius and stagnation points obtained by different methods场地类型 参数类型 抽水流量/(m3·d−1) 抽水实验实测值/m 解析解公式计算值/m 数值模拟值/m 解析解公式法误差值/% 数值模拟法误差值/% 承压水类型 捕获半径 120 290 293.7 285 1.3 1.7 驻点 120 95 93.5 98 1.6 3.2 潜水类型 捕获半径 60 88 33.3 84 58.4 4.6 驻点 60 55 10.6 50 80.7 9.1 | Show Table
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对于水位降深变化相对于含水层厚度不可忽略的潜水类型场地，利用解析解公式计算值相对于抽水实验实测值偏离较大，高达80.7%，利用数值模拟方法的计算值相对于抽水实验实测值偏离较小，为9.1%。由此可见，当场地条件不符合解析解计算公式假设条件时，计算得到的捕获半径及驻点值与实际情况偏离较大，数值不具有参考意义。因此，在计算水位降深变化相对于含水层厚度不可忽略的潜水类型场地捕获半径和驻点时，须对场地开展详细的水文地质调查，再采用数值模拟法获取抽水捕获半径和驻点值更适宜，结果见表1。
3. 结论
1)对于承压含水层，解析解计算值与实际观测值误差不超过5.0%。对于水位降深变化相对于含水层厚度不可忽略的潜水类型场地，解析解计算值与实际观测值则偏离较大，相对误差为80.7%；水文地质条件数据充分时，数值模拟计算结果与实际观测偏离较小，相对误差为9.1%。
2)对于均质、等厚承压水类型场地，可采用解析解计算公式法来获取单井捕获半径及驻点，该方法简便快捷，获取值与实际观测值较为吻合；对于水位降深相对含水层厚度不可忽略的潜水类型场地，可采用数值模拟法来获取单井捕获半径及驻点值，水文地质条件掌握越充分，模拟结果与实际观测值越相符。
3)在获取捕获半径及驻点时，可优先考虑解析解计算公式法；当水文地质条件不符合公式假设条件时，依次考虑数值模拟法、抽水实验实测法。
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图 4 脱氢酶活性与生物膜量之间的关系
Figure 4. Relationship between dehydrogenase activity and biofilm mass
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