滹沱河流域地下水水化学特征演化及成因分析

王慧玮; 郭小娇; 张千千; 李兵岩

doi:10.7524/j.issn.0254-6108.2020080301

滹沱河流域地下水水化学特征演化及成因分析

1.
中国地质科学院水文地质环境地质研究所，石家庄，050061
2.
中国地质调查局/河北省地下水污染机理与修复重点实验室，石家庄，050061

通讯作者: Tel: 18348837711, E-mail: z_qqian@163.com;

基金项目:
中国地质科学院基本科研业务费( SK201707 )和中国地质调查局项目(DD20190331)资助.

Evolution of groundwater hydrochemical characteristics and origin analysis in Hutuo River Basin

1.
Institute of Hydrogeology and Environmental Geology, Chinese Academy of Geological Sciences, Shijiazhuang, 050061, China
2.
Key Laboratory of Groundwater Contamination and Remediation, China Geological Survey (CGS) & Hebei Province, Shijiazhuang, 050061, China

Corresponding author: ZHANG Qianqian, z_qqian@163.com ;

Fund Project: the Fundamental Research Funds of the Institute of Hydrogeology and Environmental Geology, Chinese Academy of Geological Sciences(SK201707) and the Project of China Geological Survey(DD20190331).

摘要: 为研究滹沱河流域地下水的水化学特征及其演化规律，2018年1月（枯水期）和9月（丰水期）分别采集该地区地下水样品33组，运用Piper三线图、Gibbs图以及离子比例系数法，全面分析了研究区地下水的时空动态变化、水化学特征及其演化过程。结果表明，研究区地下水主要的污染因子是TH和NO₃^-，其超标率高达69.7%和36.4%，水化学指标的空间变化主要受到人类活动、地下水埋深和地层岩性的控制，其浓度表现为岗南水库-黄壁庄水库间沟谷地带大于冲洪积扇地区；水化学指标的时间变化主要受到季风气候（降雨）的影响，水化学参数的浓度表现为枯水期要高于丰水期。岗南水库-黄壁庄水库间沟谷地带水化学类型以HCO₃·SO₄-Ca型水和HCO₃·Cl-Ca型水为主，滹沱河冲洪积扇地下水水化学类型以HCO₃·SO₄-Ca(Mg)型为主。该地区地下水水化学形成主要以岩土风化-溶滤作用为主，同时受蒸发浓缩作用的影响。地下水中的化学组分主要来源于岩盐溶解和大气降水，同时，离子交换作用也有一定的贡献。
- 滹沱河流域 /
- 水化学特征 /
- 地下水 /
- 演化规律
Abstract: To investigate the hydrochemical characteristics and evolution of groundwater in Hutuo River Basin, 33 groups of groundwater samples were collected in January (low flow period) and September (high flow period) in 2018. The spatio-temporal dynamic changes, hydrochemical characteristics and evolution processes of groundwater in the study area were comprehensively analyzed by using Piper trilinear diagram, Gibbs diagram and ion proportion coefficient method. The results show that the main pollution factors of groundwater are TH and NO $_3^ -$ , and the over standard rates are as high as 69.7% and 36.4%, respectively. The spatial variation of hydrochemical indexes is prinarily controlled by the human activities, the depth of groundwater and the stratum lithology. The main ion concentration in the valley zone between Gangnan and Huangbizhuang Reservoir is higher than that of the alluvial-proluvial fan area. The temporal variation of hydrochemical indexes is mainly affected by monsoon climate (precipitation), characterized by a higher concentration in the dry season. The hydrochemical types of the valley area between Gangnan and Huangbizhuang Reservoir are mainly HCO₃·SO₄-Ca and HCO₃·Cl-Ca type water, while the hydrochemical type of groundwater in the Hutuo River alluvial-proluvial fan is dominated by HCO₃·SO₄-Ca(Mg) type. The hydrochemical evolution of groundwater in this area is principally controlled by rock weathering-dissolution, and it is also affected by evaporation-concentration process. The chemical components of groundwater mainly originated from the dissolution of halite and atmospheric precipitation, which is also influenced by the ion exchange process.
- Hutuo River Basin /
- hydrochemical characteristic /
- groundwater /
- evolution law
“双碳”背景下，绿色低碳的污水处理技术成为发展重点。好氧颗粒污泥 (aerobic granular sludge，AGS) 是微生物自凝聚形成的颗粒状活性污泥，具有沉降性能好、生物量高、可同步去除碳氮磷等优点，而相比于传统活性污泥工艺，AGS能节省50%~75%的占地面积、20%~25%的运行费用和23%~40%的电耗，故该技术符合当前减污降碳的发展目标，具有一定应用前景^[1]。世界范围内已有80余座污水处理厂在序批式反应器 (sequencing batch reactor，SBR) 中成功应用了AGS技术，但在连续流反应器中成功应用AGS技术的仅10余座，连续流AGS的推广应用还未取得实质性的突破^[2]。尽管SBR更易于培养AGS，但存在处理量小、设备使用率低等缺陷。而连续流是现有污水处理厂的主要运行模式，故连续流AGS的培养备受关注。

丰盛-饥饿条件^[3-4]、基于污泥沉降速度^[5-6]、尺寸或密度^[7-8]的选择压及水力剪切力^[9]等被认为是SBR-AGS颗粒化的关键影响因素。但连续流的培养环境与SBR截然不同，这些关键影响因素更难实现。SUN等^[10]采用系列串联的完全混合反应器组成整体推流的连续流系统，同时沉淀池采用1 min进水→4 min静态沉淀→1 min排水的间歇运行模式，创造基于沉降速度的选择压，研究了丰盛-饥饿条件对连续流AGS形成的必要性。LIU等^[11-12]应用双区沉淀池，通过调整沉淀区上方挡板的高度设置污泥选择压，在AAO系统中培养出平均粒径为210 µm的AGS。以上研究证实了丰盛-饥饿条件和选择压在连续流AGS培养中的必要性和可行性，但沉淀池的运行策略仍较复杂。在厌氧颗粒污泥的研究中，顶部为三相分离器的升流式反应器^[13-14]能很好地富集颗粒污泥，但这些研究大多采用大高径比的柱式反应器，与现有污水处理厂的平铺式构筑物不兼容，开发的培养策略难以直接应用。再加上现有研究多为接种成熟AGS的小试实验，缺乏直接在连续流模式下培养AGS的更大尺度研究。

基于此，本团队提出一种新型的连续流AGS反应器，将三相分离器与传统活性污泥工艺组合，构成反应耦合沉淀一体式的反应器，以中试尺度在现有污水处理厂进行改造应用。通过向系统中接种活性污泥，以低浓度市政污水为基质，探究AGS的形成过程及其形貌和结构特性，并通过监测中试系统对NH₄⁺-N和TN的去除效果，再结合微生物群落结构角度以探索系统的脱氮机理，以期为连续流AGS这一绿色低碳处理工艺的应用推广提供参考。

1.   材料与方法

1.1   中试系统及运行方法

中试系统位于河北省某市政污水处理厂原厌氧池，日处理量为3 000 m³。该厂出水标准由《城镇污水处理厂污染物排放标准》 (GB18918-2002) 一级A改为执行地方标准，其中COD、NH₄⁺-N和TP的排放浓度限值分别由50、5 (8) 和0.5 mg·L⁻¹降为40、2.0 (3.5) 和0.4 mg·L⁻¹，SS、BOD₅和TN不变。根据该厂2019年的运行数据，提标后现有工艺出水NH₄⁺-N和TN存在超标风险。

中试系统由原厌氧池改造而来 (图1) ，该系统分为I和II两个系列，均由微氧池、好氧池及置于好氧池内部、基于三相分离器的沉淀分离装置组成。系列I：微氧池11.0 m×6.0 m×6.5 m，好氧池13.5 m×6.0 m×3.8 m，好氧池内沉淀分离装置13.5 m×6.0 m×1.0 m；系列II：微氧池13.8.0 m×6.0 m×6.5 m，好氧池13.5 m×6.0 m×3.8 m，好氧池内沉淀分离装置13.5 m×6.0 m×1.0 m。进水流量、污泥回流量、剩余污泥外排量及曝气量均采用变频控制器控制。污泥质量浓度保持在4~7 g·L⁻¹，采用气提回流控制污泥回流比约200%，每日排泥控制污泥龄26~30 d，调整曝气量使得微氧池溶解氧 (DO) 为0.2~0.5 mg·L⁻¹，好氧池DO为1.0~3.0 mg·L⁻¹。与传统活性污泥工艺相比，中试系统有如下特点：1) 未设缺氧池，前置的反应器为微氧池，旨在通过控制微量曝气以充分利用原水中的碳源实现同步硝化反硝化脱氮；2) 通过好氧池内置的沉淀分离装置完成固-液-气三相分离，省去二沉池，减少占地面积，同时内、外回流合二为一，可降低运行能耗。

图 1 中试装置流程示意图

Figure 1. Diagram of pilot-scale system

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1.2   原水水质及接种污泥

中试系统进水为该污水处理厂旋流沉砂池出水，其水质指标如下：COD (236.5±51.6) mg·L⁻¹，NH₄⁺-N (57.3±14.6) mg·L⁻¹，TN (67.2±14.7) mg·L⁻¹，TP (6.0±1.7) mg·L⁻¹。原水C/N仅为3.6，生物脱氮碳源不足，故在微氧池定量投加乙酸钠作为外加碳源。这使得实际进水COD为 (328.1±73.6) mg·L⁻¹，C/N为4.9。

中试系统接种该厂生化池活性污泥，其混合液悬浮固体浓度 (MLSS) 为4.2 g·L⁻¹，挥发性悬浮固体浓度 (MLVSS) 为1.9 g·L⁻¹，污泥指数 (SVI₃₀) 为59.4 mL·g⁻¹，粒径分布 (D₅₀) 为28.9 μm，是典型的絮状活性污泥。

1.3   分析与检测方法

中试系统于2021年1月24日完成改造和接种工作，进出水采样时间为4月21日至7月5日。这段时间中试系统处于稳定运行状态，出水水质足以评估中试系统的污染物去除效果。采用纳氏分光光度法测定进出水NH₄⁺-N；采用碱性过硫酸钾消解紫外分光光度法测定TN；DO和pH采用便携式测定仪 (HACH，HQ30d，美国) 测定。

采用激光粒度仪 (Beckman，LS13320，美国) 测定接种污泥的粒径分布，并于7月13日和9月13日在中试系统中进行采样。采用数码相机观察AGS的宏观形态，通过扫描电子显微镜 (SEM) 观察AGS的微观结构及微生物形态。SEM样品制备过程^[15]：用4%戊二醛固定；再用去离子水多次浸泡冲洗；经50%、70%、85%、95%、100%乙醇梯度脱水；临界点干燥、粘样、镀膜观察。通过流变仪 (Aaton Paar Physica MCR301，奥地利) 测定动态粘弹性。并分析了中试AGS与接种污泥的流变特性差异。具体步骤如下：采用平板-平板测量系统，平板直径50 mm，用一次性滴管滴加样品，刮除平板外多余样品后，在固定角频率5 rad·s⁻¹、温度25 ℃条件下测定^[16]。此外，为探究AGS中微生物群落结构的变化，使用孔径0.2 mm的筛网收集中试中粒径<0.2 mm (命名为F) 和>0.2 mm (命名为G) 及接种污泥样品 (命名为AS) 委托上海美吉生物医药科技有限公司进行16S rRNA高通量测序及种群分析。

2.   结果与讨论

2.1   污泥形态与粒径变化

图2 (a) 表明，在宏观上中试系统好氧池中的原始污泥与接种污泥几乎没有差别，但中试系统中的污泥经孔径为0.2 mm的筛网筛分后可得到粒径较大的AGS，采用数码相机和SEM观察AGS的形貌，结果如图2 (b)~(d) 所示。中试系统筛分得到的AGS轮廓清晰、紧致饱满，为形状规则的球形和椭球形。SEM图像表明AGS微观上主要由球状菌紧密相连，表面有少量丝状菌，这与文献^[17]报道的实验室培养AGS形貌非常相似。这表明中试系统在连续流模式下，接种絮状活性污泥后使用实际低浓度低C/N的市政污水已成功培养出了AGS。

图 2 颗粒污泥形貌

Figure 2. Pictures and SEM images of AGS

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图3为接种污泥及中试系统稳定运行过程中污泥粒径分布的变化情况。粒径分布曲线右移表明随着中试系统的运行，污泥粒径逐渐增大。接种污泥的D₅₀为28.9 μm。到了7月13日，中试系统中污泥D₅₀为57.8 μm；到了9月13日，D₅₀进一步增大到90.1 μm，较接种污泥粒径增大了3.1倍。粒径区间分布发现，接种污泥粒径主要分布在<50 μm，其占比高达76.8%，少量污泥粒径分布在50~100 μm，占比17.1%。但到7月13日，中试系统中污泥粒径较均匀地分布到了<50 μm、50~100 μm及100~150 μm，占比分别为42.2%、31.7%及20.3%。粒径为150~200 μm的污泥占比由初始的1.0%增至4.9%。到了9月13日，更是增加到10.3%。而粒径>200 μm的污泥占比由初始的0.9%增至9.4%，实现了数量级跃增。连续流模式下培养的AGS粒径小于SBR中培养的AGS粒径^[18]，这是由于连续流系统往往处于完全混合的状态，反应器内的基质浓度与出水浓度相当，更低的基质浓度意味着更小的扩散内径，从而限制了连续流中AGS的粒径。此外，本研究中污泥的颗粒化比例 (粒径>200 μm的污泥占比) 低于文献^{[12, 19]}的报道值。这是由于中试系统中没有设置污泥选择压，系统中形成的AGS与絮状污泥一起作为剩余污泥被排出，不利于AGS的富集，从而导致颗粒化比例较低。

图 3 颗粒污泥粒径变化

Figure 3. Size change of AGS

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2.2   污泥流变特性

接种污泥及中试系统培养的AGS的流变特性如图4所示。通过动态应变扫描确定污泥的线性黏弹区，接种污泥和AGS的临界应变点均在1%左右。当应变超过线性黏弹区后，储能模量G´开始下降，这表明污泥样品的结构开始被破坏。2份污泥样品的G´均大于G´´，说明污泥样品具有凝胶状或固体状的结构，可被称为黏弹性固体。此外，由实验数据可得到污泥样品的屈服应力τ_y，即黏弹性极限处的剪切应力和流动应力τ_f，即样品变形过程G´=G´´处的剪切应力。接种污泥和AGS的τ_y分别为2.2和37.3 Pa，τ_f分别为7.9和390.3 Pa。这说明中试系统培养的AGS机械强度远高于接种的活性污泥。这主要是由于AGS中胞外多聚物 (extracellular polymeric substance，EPS) 的含量往往高于活性污泥，EPS将AGS中的微生物团聚在一起，从而使得AGS比絮状污泥有更高的机械强度。

图 4 污泥流变特性

Figure 4. Rheological properties of activated sludge

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2.3   污染物去除效果

中试系统处理水量情况如图5 (a) 所示。除6月3日、6月14日和15日由于进水泵故障，其余时间中试系统处理量均略高于设计值，I、II系列平均日处理量分别为1 454.9和1 722.4 m³·d⁻¹。由图5 (b) 可知，原水COD呈现出明显的雨季降低的变化趋势，在进入雨季前 (4—5月) ，原水COD稳定在 (267.7±30.2) mg·L⁻¹，而进入雨季 (6—7月) 后，平均COD降至 (200.1±54.9) mg·L⁻¹。这是由于尽管该厂收水区域的排水体制为分流制，但可能存在管网的错接、混接等问题，导致雨季部分雨水进入污水管网，从而使得污水处理厂进水COD偏低。原水C/N为 (3.6±0.6) ，属于典型的低C/N污水，生物脱氮难度大。因此，需要定量投加乙酸钠作为碳源，而保证进水COD达到 (328.1±73.6) mg·L⁻¹，C/N达 (4.9±0.6) 。

图 5 中试系统处理水量及进出水情况

Figure 5. Water inlet and outlet and the treatment capacity of the pilot system

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中试系统对NH₄⁺-N和TN的去除情况如图5 (c) 和 (d) 所示。与进水COD类似，进水NH₄⁺-N和TN在雨季呈现出明显降低的趋势。在进入雨季前，进水NH₄⁺-N和TN分别为 (68.5±4.5) mg·L⁻¹和 (78.2±4.5) mg·L⁻¹；在进入雨季后，分别降为 (45.9±14.7) mg·L⁻¹和 (55.6±15.7) mg·L⁻¹。I系列和II系列出水NH₄⁺-N分别为 (1.3±1.1) mg·L⁻¹和 (1.0±0.8) mg·L⁻¹，平均去除率分别为97.7%和98.2%。出水NH₄⁺-N基本保持在2 mg·L⁻¹以下，满足地方标准要求的2.0 mg·L⁻¹，达标时间占比分别为81.8%和93.5%。其中，I系列由于曝气设备故障导致超标时间多于II系列。出水TN分别为 (9.9±2.8) mg·L⁻¹和 (9.1±2.6) mg·L⁻¹，平均去除率分别为84.8%和85.7%。出水TN基本保持在10 mg·L⁻¹左右，满足地方标准要求的15.0 mg·L⁻¹，达标时间占比分别为94.8%和96.1%。此外，中试系统不仅获得了良好的出水水质，而且由于二沉池耦合在好氧池内部，省去了二沉池，可减小占地面积，同时硝化液回流和污泥回流合二为一，能降低系统的运行能耗。

2.4   微生物群落结构分析

为探究中试系统中污泥微生物群落结构的变化，使用孔径0.2 mm的筛网收集粒径<0.2 mm (F) 和>0.2 mm (G) 及接种污泥样品 (AS) 进行高通量测序。如表1所示，Coverage指数均大于99%，表明测序的结果具有代表性。Alpha多样性分析中的Simpson和Shannon指数均用于反映群落多样性；Simpson指数越大说明群落多样性越低；而Shannon值越大说明群落多样性越高。中试系统中F和G的Simpson指数均大于AS的，而Shannon值则均小于AS的。这表明中试系统污泥群落多样性减少，这可能与中试系统条件下能选择性富集功能微生物有关。

表 1 样本Alpha多样性指数

Table 1. Alpha-diversity of the samples

样本 Simpson Shannon Coverage

AS 0.013 5.5 99.3%
F 0.059 4.7 99.2%
G 0.060 4.9 99.3%

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微生物群落结构组成分析如图6所示。在门水平上，AS、F和G中优势菌群类似，均为Proteobacteria (34.45%、46.53%和50.51%)，Chloroflexi (17.36%，19.74%和16.58%) 和Bacteroidota (15.03%，9.92%和13.00%) 。这3类微生物在营养物的去除中具有重要作用^[20]，是污水处理中常见的微生物。除这3类优势菌群外，其余菌群丰度也发生了较大变化，如Actinobacteriota在AS中的相对丰度为13.08%，但在F中为6.37%，在G仅为4.39%；类似的还有Patescibacteria，其在AS中的相对丰度为5.27%，但在F和G的相对丰度仅为1.56%和1.19%；而Firmicutes在AS中的相对丰度为3.11%，尽管在F中增加到了6.26%，但在G中仅为2.30%。这表明相比于接种污泥，中试系统中的污泥微生物群落结构发生了变化，而且粒径<0.2 mm的污泥与粒径>0.2 mm的污泥微生物群落结构也有显著的差异。在属水平上，接种污泥中的优势属为Methylophilaceae (6.10%) ，Microtrichales (5.28%) ，Methylotenera (4.81%) ，Saprospiraceae (4.28%) 和Saccharimonadales (4.30%) 。而在中试系统中，Methylophilaceae和Methylotenera得到了显著富集，F和G中的丰度分别为23.73%和6.34%，24.61%和7.16%，丰度和为AS的3倍以上。Methylophilaceae和Methylotenera普遍存在于自然环境中，包括淡水、土壤、污水等生态位，是一种兼性厌氧、以甲醇等为生长基质的甲基营养型细菌，因其能在有氧条件下进行反硝化而受到关注^[21]。中试系统由微氧池和好氧池组成，而没有设置缺氧池，NH₄⁺-N在微氧池或好氧池中被氧化，同时生成的NO₂⁻-N/NO₃⁻-N的也只能在微氧池或好氧池被还原成N₂，这可能是中试系统大量富集好氧反硝化菌Methylophilaceae和Methylotenera的原因。同时，异养菌Microtrichales和Saccharimonadales的丰度则显著下降，由AS中的5.28%和4.30%分别降低至1.80%和1.11%，1.09%和0.57%，这可能与系统中有机物利用的途径有关。

图 6 门和属水平下微生物群落结构图

Figure 6. Map of bacterial community structure at phylum, genus level

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2.5   颗粒化及脱氮机理分析

新型微氧-好氧耦合沉淀一体式反应器构型对AGS的形成、系统脱氮性能及微生物群落结构变化有着重要影响。在好氧池内，底部曝气和微氧池出水 (即好氧池进水) 产生推动力，使得好氧池内部混合液向上流动，与内置的三相分离器碰撞并实现固液气三相分离。分离的气体经三相分离器间的气-液平面逸散到空气中，液体经出水渠排出系统，而泥水混合液只能向下继续流动，在好氧区与三相分离器间形成剧烈的内循环流动，为AGS的形成提供关键的驱动力-水力剪切力。水力剪切力在颗粒化初期能促进微生物的随机运动，增加微生物间的有效碰撞，有利于形成初始可逆的微生物聚集体^[22]。诱导EPS的分泌可增强细胞表面的疏水性，增加聚集体的密度，从而进一步形成不可逆的微生物聚集体^[23]。在稳定阶段，水力剪切力不断剥离成熟AGS表面附着生长的丝状菌，维持AGS的形貌和优势地位^[5]。这与DAI 等^[24]的发现类似，即由反应器内部纵向循环产生水力剪切力培养AGS的机理。此外，沉淀耦合在好氧池内部，省去了二沉池，可节省占地面积，同时将内、外回流合二为一，降低运行能耗。

在微氧池中，DO控制在0.2~0.5 mg L⁻¹，当微氧池COD为50~100 mg L⁻¹时，DO可渗透AGS外表层10~18 µm处^[25]，故粒径大于20~36 µm的AGS内可形成外层好氧、内层缺氧/厌氧的分层结构。进水中的NH₄⁺-N在外层好氧条件下被氧化成NO_x⁻-N，生成的NO_x⁻-N扩散至内层，在内层缺氧/厌氧的条件下发生反硝化，使得系统可在微氧池中完成生物脱氮。但这一脱氮途径只存在于AGS形成后。在启动初期，接种的絮状污泥无法通过该途径完成生物脱氮，系统脱氮性能较差；在启动中期，随着中试系统的运行，尽管AGS还未形成，但系统富集了大量的好氧反硝化菌Methylophilaceae和Methylotenera，能通过好氧反硝化途径完成脱氮；而在AGS形成后的稳定运行阶段，两种脱氮途径共同完成生物脱氮过程。此外，微氧池中的反硝化过程不仅能充分利用原水中的碳源，还能降低进入好氧池中的有机物浓度，创造微氧池丰盛-好氧池饥饿的运行条件，有利于AGS的长期稳定性。

3.   结论

1) 以低浓度市政污水为基质、接种活性污泥，在中试规模 (3 000 m³ d⁻¹) 的连续流运行模式下，可培养出长期稳定存在的AGS，平均粒径由接种污泥的28.9 μm增至90.1 μm，其中粒径>100 μm的占47.8%，>200 μm的占9.4%。

2) 中试系统I、II系列出水NH₄⁺-N分别为 (1.3±1.1) mg·L⁻¹和 (1.0±0.8) mg·L⁻¹，出水TN分别为 (9.9±2.8) mg·L⁻¹和 (9.1±2.6) mg·L⁻¹，系统具有良好的脱氮效果，能满足该厂的提标改造要求。

3) 中试系统大量富集了好氧反硝化菌Methylophilaceae和Methylotenera，好氧反硝化途径可能在脱氮中起重要作用。微氧池中的反硝化过程能充分利用原水碳源，降低进水有机物浓度，有利于维持系统的稳定高效低碳运行。

图 1 研究区采样点分布图

Figure 1. Distribution of sampling sites in the study area

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图 2 滹沱河流域地下水典型离子浓度分布图

Figure 2. Typical ion concentration distribution of groundwater in Hutuo River Basin

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图 3 研究区地下水Piper三线图

Figure 3. Piper diagram of groundwater in the study area

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图 4 研究区地下水Gibbs图

Figure 4. Gibbs diagram of groundwater in the study area

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图 5 滹沱河流域地下水Na⁺和Cl⁻(a)和研究区地下水Ca²⁺和Mg²⁺(b)、 (Ca²⁺+Mg²⁺)与(HCO $_3^ -$ +SO $_4^{2 - }$ )（c）、 (Ca²⁺+Mg²⁺-HCO $_3^ -$ -SO $_4^{2 - }$ )与(Na⁺-Cl⁻)（d）关系图

Figure 5. Relationship between Na⁺ and Cl⁻ (a) of groundwater in Hutuo River Basin and Ca²⁺/Mg²⁺ (b) ，(Ca²⁺+Mg²⁺)/(HCO $_3^ -$ +SO $_4^{2 - }$ ) （c），(Ca²⁺+Mg²⁺-HCO $_3^ -$ -SO $_4^{2 - }$ )/(Na⁺-Cl⁻)（d）of groundwater in the study area

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表 1 研究区样品水质指标统计表

Table 1. Statistics of hydrochemical parameters of the study area

参数Parameters	范围/ (mg·L⁻¹) Range		均值/ (mg·L⁻¹) Mean		超标率/%Over standard rate	国标Ⅲ类^*Standard
参数Parameters	2018.1	2018.9	2018.1	2018.9	超标率/%Over standard rate	国标Ⅲ类^*Standard
pH	7.10—7.94	6.71—7.41	7.43	7.14	0	6.50—8.50
K⁺	0.3—24.3	0.6—8.0	3.1	2.1	—	—
Na⁺	9.1—169.7	5.7—110.8	45.5	30.6	0	200
Ca²⁺	20.9—359.8	37.4—288.9	168.8	147.8	—	—
Mg²⁺	6.0—108.4	11.4—57.7	38.5	31.6	—	—
Cl⁻	2.5—385.9	17.3—179.0	96.5	73.9	3.0	250
SO $_4^ {2-}$	5.4—402.2	20.3—253.9	172.8	143.8	12.1	250
HCO $_3^ -$	147.0—462.1	98.1—475.6	310.0	290.4	—	—
NO $_3^ -$	1.6—509.0	5.0—326.2	115.6	82.0	36.4	88.6
TH	77.1—1345.0	140.2—833.3	580.2	499.2	69.7	450
TDS	158.7—2134.0	171.8—1061.2	815.6	657.3	15.2	1000
*为地下水质量标准（GB/T 14848-2017）中三类水标准.

参数Parameters	范围/ (mg·L⁻¹) Range		均值/ (mg·L⁻¹) Mean		超标率/%Over standard rate	国标Ⅲ类^*Standard
参数Parameters	2018.1	2018.9	2018.1	2018.9	超标率/%Over standard rate	国标Ⅲ类^*Standard
pH	7.10—7.94	6.71—7.41	7.43	7.14	0	6.50—8.50
K⁺	0.3—24.3	0.6—8.0	3.1	2.1	—	—
Na⁺	9.1—169.7	5.7—110.8	45.5	30.6	0	200
Ca²⁺	20.9—359.8	37.4—288.9	168.8	147.8	—	—
Mg²⁺	6.0—108.4	11.4—57.7	38.5	31.6	—	—
Cl⁻	2.5—385.9	17.3—179.0	96.5	73.9	3.0	250
SO $_4^ {2-}$	5.4—402.2	20.3—253.9	172.8	143.8	12.1	250
HCO $_3^ -$	147.0—462.1	98.1—475.6	310.0	290.4	—	—
NO $_3^ -$	1.6—509.0	5.0—326.2	115.6	82.0	36.4	88.6
TH	77.1—1345.0	140.2—833.3	580.2	499.2	69.7	450
TDS	158.7—2134.0	171.8—1061.2	815.6	657.3	15.2	1000
*为地下水质量标准（GB/T 14848-2017）中三类水标准.

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[1]	张人权, 梁杏, 靳孟贵, 等. 水文地质学基础[M]. 第六版. 北京: 地质出版社, 2011. ZHANG R Q, LIANG X, JIN M G, et al. Fundamentals of hydrogeology[M]. 6th Edition. Beijing: Geological Publishing House, 2011(in Chinese).
[2]	MA B, JIN M G, LIANG X, et al. Groundwater mixing and mineralization processes in a mountain–oasis–desert basin, northwest China: Hydrogeochemistry and environmental tracer indicators [J]. Hydrogeology Journal, 2018, 26(D22): 233-250.
[3]	刘江涛, 蔡五田, 曹月婷, 等. 沁河冲洪积扇地下水水化学特征及成因分析 [J]. 环境科学, 2018, 39(12): 142-153. LIU J T, CAI W T, CAO Y T, et al. Hydrochemical characteristics of groundwater and the origin in alluvial-proluvial fan of Qinhe River [J]. Environmental Science, 2018, 39(12): 142-153(in Chinese).
[4]	魏兴, 周金龙, 乃尉华, 等. 新疆喀什三角洲地下水化学特征及演化规律 [J]. 环境科学, 2019, 40(9): 4042-4051. WEI X, ZHOU J L, NAI W H, et al. Hydrochemical characteristics and evolution of groundwater in the Kashgar Delta area in Xinjiang [J]. Environmental Science, 2019, 40(9): 4042-4051(in Chinese).
[5]	CHEN L, WANG G C, HU F S, et al. Groundwater hydrochemistry and isotope geochemistry in the Turpan Basin, northwestern China [J]. Journal of Arid Land, 2014, 6(4): 378-388. doi: 10.1007/s40333-013-0249-9
[6]	李亚松, 张兆吉, 费宇红, 等. 滹沱河冲积平原浅层地下水有机污染研究 [J]. 干旱区资源与环境, 2012, 26(8): 52-56. LI Y S, ZHANG Z J, FEI Y H, et al. Preliminary study on organic pollution of shallow groundwater in the alluvial plain of Hutuo River [J]. Journal of Arid Land Resources and Environment, 2012, 26(8): 52-56(in Chinese).
[7]	李亚松, 张兆吉, 费宇红, 等. 地下水质量综合评价方法优选与分析——以滹沱河冲洪积扇为例 [J]. 水文地质工程地质, 2011, 38(1): 6-10. doi: 10.3969/j.issn.1000-3665.2011.01.002 LI Y S, ZHANG Z J, FEI Y H, et al. Optimal selection and analysis of groundwater quality evaluation methods: A case study in the Hutuo River alluvial pluvial fan [J]. Hydrogeology& Engineering Geology, 2011, 38(1): 6-10(in Chinese). doi: 10.3969/j.issn.1000-3665.2011.01.002
[8]	昌盛, 耿梦娇, 刘琰, 等. 滹沱河冲洪积扇地下水中多环芳烃的污染特征 [J]. 中国环境科学, 2016, 36(7): 2058-2066. doi: 10.3969/j.issn.1000-6923.2016.07.022 CHANG S, GENG M J, LIU Y, et al. Pollution characteristic of polycyclic aromatic hydrocarbons in the groundwater of Hutuo River Pluvial Fan [J]. China Environmental Science, 2016, 36(7): 2058-2066(in Chinese). doi: 10.3969/j.issn.1000-6923.2016.07.022
[9]	李亚松, 张兆吉, 费宇红, 等. 河北省滹沱河冲积平原地下水质量及污染特征研究 [J]. 地球学报, 2014, 35(2): 169-176. doi: 10.3975/cagsb.2014.02.07 LI Y S, ZHANG Z J, FEI Y H, et al. Groundwater quality and contamination characteristics in the Hutuo River Plain area, Hebei Province [J]. Acta Geoscientica Sinica, 2014, 35(2): 169-176(in Chinese). doi: 10.3975/cagsb.2014.02.07
[10]	LI Y S, ZHANG Z J, FEI Y H, et al. Investigation of quality and pollution characteristics of groundwater in the Hutuo River Alluvial Plain, North China Plain [J]. Environmental Earth Sciences, 2016, 75(7): 581. doi: 10.1007/s12665-016-5366-2
[11]	张翠云, 刘文生. 河北平源浅层地下水地球化学演化模拟 [J]. 地学前缘, 1996, 3(1/2): 245-248. ZHANG C Y, LIU W S. Geochemical evolution simulation of shallow groundwater in Hebei Plain [J]. Earth Science Frontiers, 1996, 3(1/2): 245-248(in Chinese).
[12]	ZHANG X W, HE J T, HE B N, et al. Assessment, formation mechanism, and different source contributions of dissolved salt pollution in the shallow groundwater of Hutuo River alluvial-pluvial fan in the North China Plain [J]. Environmental Science and Pollution Research, 2019, 26(35): 35742-35756. doi: 10.1007/s11356-019-06502-2
[13]	ZHANG Q Q, WANG H W, WANG Y C, et al. Groundwater quality assessment and pollution source apportionment in an intensely exploited region of northern China [J]. Environmental Science & Pollution Research International, 2017, 24(20): 16639-16650.
[14]	孙厚云, 毛启贵, 卫晓锋, 等. 哈密盆地地下水系统水化学特征及形成演化 [J]. 中国地质, 2018, 45(6): 1128-1141. SUN H Y, MAO Q G, WEI X F, et al. Hydrogeochemical characteristics and formation evolutionary mechanism of the groundwater system in the Hami basin [J]. Geology in China, 2018, 45(6): 1128-1141(in Chinese).
[15]	JIA H, QIAN H, ZHENG L, et al. Alterations to groundwater chemistry due to modern water transfer for irrigation over decades [J]. Science of The Total Environment, 2020, 717: 137170. doi: 10.1016/j.scitotenv.2020.137170
[16]	曾渊深. 石家庄供水水文地质勘测报告[R]. 河北省地质局水文地质工程地质大队, 1959. ZENG S Y. The report of hydrogeological investigation for water supply in Shijiazhuang[R]. Hydrogeology and engineering geology team of Hebei geological bureau, 1959(in Chinese).
[17]	MARANDI A, SHAND P. Groundwater chemistry and the Gibbs Diagram [J]. Applied Geochemistry, 2018, 29: 209-212.
[18]	XING L N, GUO H M, ZHAN Y H. Groundwater hydrochemical characteristics and processes along flow paths in the North China Plain [J]. Journal of Asian Earth Sciences, 2013, 70-71: 250-264. doi: 10.1016/j.jseaes.2013.03.017
[19]	陈晨, 高宗军, 李伟, 等. 泰莱盆地地下水化学特征及其控制因素 [J]. 环境化学, 2019, 38(6): 1339-1347. doi: 10.7524/j.issn.0254-6108.2018090504 CHEN C, GAO Z J, LI W, et al. Characteristics and possible factors of hydrochemistry in the groundwater in Tailai basin [J]. Environmental Chemistry, 2019, 38(6): 1339-1347(in Chinese). doi: 10.7524/j.issn.0254-6108.2018090504
[20]	张涛, 蔡五田, 李颖智, 等. 尼洋河流域水化学特征及其控制因素 [J]. 环境科学, 2017, 38(11): 4537-4545. ZHANG T, CAI W T, LI Y Z, et al. Major ionic features and their possible controls in the water of the Niyang River Basin [J]. Environmental Science, 2017, 38(11): 4537-4545(in Chinese).
[21]	覃彤, 汤庆佳, 张强, 等. 桂西大型岩溶地下河系统离子来源及碳稳定同位素信息——以坡心地下河流域为例 [J]. 中国地质, 2019, 46(2): 302-315. QIN T, TANG Q J, ZHANG Q, et al. Chemical ions source analysis and stable isotope implications of different water bodies in large karst underground river system: A case study of Poxin groundwater basin in Guangxi [J]. Geology in China, 2019, 46(2): 302-315(in Chinese).
[22]	MAYO A L, LOUCKS M D. Solute and isotopic geochemistry and ground water flow in the central Wasatch Range, Utah [J]. Journal of Hydrology, 1995, 172(1-4): 31-59. doi: 10.1016/0022-1694(95)02748-E
[23]	ABDELKADER R, LARBI D, RIHAB H, et al. Geochemical characterization of groundwater from shallow aquifer surrounding Fetzara Lake N. E. Algeria [J]. Arabian Journal of Geosciences, 2012, 5(1): 1-13. doi: 10.1007/s12517-010-0202-6

期刊类型引用(1)

1.	杨子文，佟莉，左朋莱，宁占武，淡默，梁全明，刘洁玉. 不同烟气组分对Cu_2O改性V_2O_5-MoO_3/TiO_2脱硝催化剂汞氧化性能的影响. 环境工程学报. 2022(09): 2911-2920 . 本站查看

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1. 材料与方法
1.1 中试系统及运行方法
1.2 原水水质及接种污泥
1.3 分析与检测方法
2. 结果与讨论
2.1 污泥形态与粒径变化
2.2 污泥流变特性
2.3 污染物去除效果
2.4 微生物群落结构分析
2.5 颗粒化及脱氮机理分析
3. 结论

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地下水是地球宝贵的资源，是重要的生态环境因子和不可忽视的致灾因子^[1-2]。地下水水文地球化学特征的变化往往会影响生态环境及人类社会的发展。因此，研究地下水的水文地球化学特征及其演化机理，对地下水资源的开发利用和保护具有重要作用。刘江涛等对沁河冲洪积扇地下水水化学特征进行研究，发现其主要离子的形成受到碳酸盐矿物的溶解、离子交换和蒸发等的共同影响^[3]。魏兴等研究了喀什三角洲地区的地下水水化学特征，结果表明浅层地下水主要受蒸发作用的影响，而承压水受到反向阳离子交换和蒸发浓缩作用的共同影响^[4]。Chen等研究了吐鲁番盆地地下水水文地球化学特征，结果表明水文地球化学特征受到碳酸钙沉淀、蒸发浓缩、离子交换以及蒸发岩盐的溶解作用的影响，同时，灌溉影响下的碳酸盐岩的溶解对研究区地下水的盐渍化起着重要作用^[5]。

滹沱河流域是石家庄的重要水源地，约80%的生活用水及工农业用水均来自于地下水^[6]。同时，滹沱河流域又是南水北调工程河北段的重要承接区之一，因此，其地下水水质的好坏直接影响该地区居民的饮水安全。近年来，随着社会经济的快速发展和城市化进程的日益加快，人类活动对研究区地下水影响程度逐年加强，已经对该地区地下水水质造成影响。先前研究主要关注该地区水质污染状况及评价^[7-10]、地球化学模拟^[11-12]等方面。

本文针对滹沱河流域浅层地下水水化学演化机理开展研究，结合历史水化学资料，运用piper三线图、Gibbs图和离子比例系数法等水化学方法，对该区域水化学类型及其形成演化机制进行分析讨论，有助于了解该区域地下水的形成过程，同时对该区域地下水环境的评价及合理开发利用提供科学依据。

滹沱河流域地下水水化学特征演化及成因分析

通讯作者: Tel: 18348837711, E-mail: z_qqian@163.com;

Evolution of groundwater hydrochemical characteristics and origin analysis in Hutuo River Basin

Corresponding author: ZHANG Qianqian, z_qqian@163.com ;

1. 材料与方法

1.1 中试系统及运行方法

1.2 原水水质及接种污泥

1.3 分析与检测方法

2. 结果与讨论

2.1 污泥形态与粒径变化

2.2 污泥流变特性

2.3 污染物去除效果

2.4 微生物群落结构分析

2.5 颗粒化及脱氮机理分析