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我国北方大部分区域属于干旱半干旱区，地表水较少，而地下水由于分布广泛、变化稳定、水质优良的特点，已成为当地工、农业生活生产的主要用水[1]. 但随着农药、化肥的广泛使用、污水的大量排放，地表水与地下水水质不断恶化，城市经济发展和生态良性循环受到严重制约[2-3]. 开展流域水化学特征及水质评价研究，对明确水质现状、揭示水循演化规律、健全水污染防治与水资源管理制度具有重要意义[4-5].
针对流域水化学特征及水质评价，国内外学者已开展了大量研究工作. 丁启振等[6]通过对新疆博尔塔拉河上游河谷地区不同水体进行取样分析，揭示了该区水化学的控制作用，明确了水化学组分的主要来源及水质现状. 夏璐等[7]运用多种水化学方法，对胶东半岛沿海地区的地下水进行分析，明确了区域水化学特征，并揭示了地下水污染主要是由人类活动引起的. Srilert等[8]通过对泰国碧差汶府与披集府交界处的地下水进行取样分析，明确了研究区不同时期的水化学类型，并基于主成分分析揭示了自然因素和人类活动对水化学的影响. Bouselsal等[9]基于多种水化学分析方法，揭示了阿尔及利亚地区地下水的水化学成因规律及主要离子反应，并使用电导率（EC）、钠吸附比（SAR）等不同参数，对饮用水源和灌溉水源分别进行了水质评价.
在以往的研究中，众学者主要集中于泉域地下水水化学特征沿流向的演化规律研究，或不同水体的水化学特征及成因机制研究，很少涉及对流域水化学在垂向的分布特征及成因规律研究. 而在该地区，也主要集中于对三姑泉域岩溶地下水的水化学特征研究，缺乏对丹河流域水化学特征及其成因规律的针对性探究. 因此，本文以丹河流域泽州段的地表水、浅层地下水、深层地下水及泉水等4种水体类型为研究对象，基于采样实测数据，结合流域水文地质条件，旨在查明流域水化学的垂向分布特征及成因规律，明确不同水体的水质现状，为丹河流域的水源保护及生态管理提供科学依据.
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丹河是沁河的最大支流[10]，流经山西、河南两省，并在河南省沁阳县汇入沁河. 丹河全长162 km，平均坡降7.6‰，流域面积为3220 km2. 丹河干流上建成的两座中型水库是任庄水库和东焦河水库；支流主要有白洋泉河、巴公河、北石店河及东大河. 河道常年有水，据任庄水库观测资料，多年平均流量为1.6 m3·s−1. 由于受晋城—高平断裂构造的影响，河水在中上游任庄水库段补给地下水，地下水在泽州县小会以下河段以泉的形式补给河水. 流域内岩溶裂隙发育，地下水储量丰富，是我国岩溶水系统的代表区域.
本文以丹河流域泽州段为研究区（图1），属暖温带大陆性半干旱气候区，四季分明；自南向北气温逐渐递减，年平均气温为10—11 ℃. 区内多年平均降雨量625.2 mm，汛期6—9月的降雨量占全年降雨量的68%，7—8月雨量比较集中，多以强暴雨的形式出现. 区内多年平均蒸发量为1693 mm，其中最大蒸发量为398.3 mm，集中在6月；最小蒸发量为15.6 mm，一般在12月.
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2022年6月在研究区共采集了29组水样（河水12组、浅层地下水6组、深层地下水10组、泉水1组），采样点分布见图1. 取样完成后放置于棕色水样瓶加冰保存，并于48 h内送至实验室检测. pH、温度、TDS、溶解氧和电导率由哈纳（HANNA）HI9829笔式测定仪现场测定；HCO3−采用盐酸滴定法检测；K+、Ca2+、Na+、Mg2+、F−、Cl−、SO42−采用离子色谱法检测.
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利用SPSS Statistics软件分析水化学各检测指标的最大值（Max）、中值（Me）、最小值（Min）、均值（Mean）、方差（SD）及变异系数（CV），采用相关性分析、Piper三线图、Gibbs图、氯碱指数及主要阴阳离子比值等水化学方法，研究水体水化学特征及成因规律.
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根据水质级别的确定原则，水质评价方法可分为确定性评价方法和不确定性评价方法，确定性评价方法包括单因子法、综合指数法、分级评价法等；不确定性评价方法包括模糊评价法、主成分分析法等[11]. 但由于水质类别的一个区间范围，归属同一水质类别的不同水体，其污染状况也不全相同，尤其当指标浓度值靠近类别值的上限和下限时，确定性评价方法的评价结果会严重失真[12]，因此，在实际应用过程中，不确定性评价方法的评价结果往往更加接近实际情况[13]. 而模糊评价法基于隶属度理论能有效的解决模糊不清和量化困难的问题，适合将问题的定性描述转化为定量分析，相较主成分分析法更能体现不同评价因子对水质的综合影响[14-15].
使用模糊评价法进行水质评价的过程中，关键问题是如何确定权重，这直接影响水质评价的结果[16]. 污染加权法、专家评判法、层次分析法等都是较为常用的确定权重方法. 但污染加权法难以准确描述多个评价指标的相互联系，容易造成评价结果出现均化、失真；专家评判法和层次分析法过分依赖个人的意见，使结果受人为影响较大. 而熵权法是基于客观数学计算的一种赋权方法，既可以有效避免人为赋权的主观性，又可以考虑到不同指标的相对重要性[17]，因此本文选用基于熵权法的模糊评价法，可以准确评价目标水体的水质状况.
（1）建立隶属函数和关系矩阵
水体的水质一般被分为5个等级，分别计算各项评价因子在不同水质等级的隶属度，再基于计算结果构建评价指标的模糊关系矩阵R[18].
式中，
xi1 、xi2 、xi3 、xi4 、xi5 为某一指标对应不同水质等级的隶属度；n为指标实测值；c1 、c2 、c3 、c4 、c5 该指标水质分类标准值.（2）熵权法计算权重系
①构造判断矩阵
T=(tij)m∗n(i=1,2,…,n;j=1,2,…,m) . 其中m为评价对象个数，n为评价指标个数.②对判断矩阵进行归一化处理，得到矩阵
B=(bij)m∗n(i=1,2…n;j=1,2,…m) . 其中，数值越小水质越好的指标，其计算公式为：数值越大水质越好的指标，其计算公式为：
式中，
tij 为第m个评价对象的第n项指标检测值.③指标熵（
Hi ）的计算，公式如下：式中，
fij 为第m个评价对象的第n项指标检测值在所有评价对象中所占的比例.fij=bij/∑mn=1bij ；k=1/lnm ；当fij=0 时，令fijlnfij=0 ④指标熵权值（
wi ）的计算公式如下，且满足∑nn=1wi=1 .（3）确定评价等级
式中，P为评价水体对应不同水质等级的隶属度，W为权重所构成的权重矩阵，R为模糊关系矩阵，基于计算结果，采用最大值原则进行水质等级评价.
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研究区内第一产业以农业为主，除居民生活用水外，区内水资源主要用于农田灌溉，而灌溉水质是影响土壤肥力的主要因素，当灌溉水中可溶性盐含量较高时，容易造成土壤盐碱化. 研究区内水体阴阳离子含量丰富，由TDS检测结果可知，部分水体已经属于微咸水，有造成土壤盐碱化的风险，而钠吸附比（SAR）和钠百分比（SSP）是我国北方碱性灌溉水质的重要参数，当土壤中钠离子含量过多就会改变土壤碱化性质、破坏团粒结构，导致土壤板结、透水性及透气性变差，最终影响作物正常生长发育[19]. 因此本文基于SAR和SSP两个重要指标，对研究区内灌溉水源进行水质评价，用以描述水体中的钠含量，衡量水体对土壤盐碱化的影响程度[20].
式中，
[Na+] 、[Ca2+] 、[Mg2+] 、[K+] 均为以meq·L−1为单位的离子浓度. -
计算研究区水化学特征参数如表1所示，不同水体pH介于7.32—8.69之间，均值为7.96，标准差介于0.19—0.21之间，说明研究区水体呈弱碱性，不同采样点之间pH差异较小，变化稳定，且不同水体pH大小表现为地表水>深层水>浅层水. 区内水体TDS介于193—1051 mg·L−1之间，按照水体矿化度的分类标准，地下水、泉水及多数地表水属于淡水，但地表水仍存在少量微咸水. TDS和F−浓度在垂向上呈现由上至下逐渐减小的趋势.
通过对阳离子的检测发现，Ca2+含量表现为浅层水>深层水>地表水，Na+、Mg2+和K+含量表现为地表水>浅层水>深层水，且水体中的Na+含量在垂向下降最为严重. 其含量关系表现为，地表水：Na+>Ca2+>Mg2+>K+；浅层水和深层水：Ca2+>Na+>Mg2+>K+. 阴离子中，HCO3−表现为浅层水>深层水>地表水，SO42−和Cl−含量表现为地表水>浅层水>深层水；其含量关系表现为，地表水与浅层水：SO42−>HCO3−>Cl−；深层水：HCO3−>SO42−>Cl−.
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Piper三线图是最为广泛应用于的水化学分析方法之一[21]，根据对研究区不同水体水化学组分的检测结果，绘制Piper三线图如图2所示. 由阳离子分析可知，地表水及部分浅层水主要以Ca-Na型水为主；深层水、泉水及部分浅层水主要以Ca型水为主；由阴离子分析可知，地表水和浅层水主要以重碳酸盐和硫酸盐型水为主；深层水主要以重碳酸盐型水为主. 泉水的水化学组分与深层水高度一致，说明泉水来源于深层地下水.
按照舒卡夫分类法，地表水水化学类型为SO4-Ca·Na和SO4·HCO3-Ca·Na；浅层水为HCO3·SO4-Ca·Na和SO4·HCO3-Ca；深层水和泉水为HCO3-Ca和HCO3·SO4-Ca；整体而言，在地表水下渗的过程中，阳离子倾向于由Ca-Na型向Ca型转变，阴离子倾向于由SO4型向HCO3型转变.
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本文基于相关性分析来描述水化学组分之间相关程度[22]，当相关性系数越接近1时，表示两组元素间相关性越大[23]. 不同水体水化学组分的相关性分析如表2所示，水体中TDS与除F−和pH外的其他7种离子具有正相关关系，其中与Ca2+、Na+、SO42−及Cl−相关性较高，说明这几种离子对TDS影响较大. 地表水和深层水中SO42−与Ca2+、Na+、Mg2+等3种离子均具有较高的相关性，说明其具有相同的离子来源，可能来源于石膏、硫酸盐岩的溶解. 地表水和浅层水中K+与Na+具有高度相关性，其相关系数大于0.9，说明其主要来源于蒸发盐岩溶解.
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Gibbs图通过TDS与Na+/（Na++Ca2+）、Cl−/（Cl−+HCO3−）的比值关系，判断水化学特征主要控制作用是岩石风化、大气降水还是蒸发浓缩[24]. 如图3所示，不同水体的TDS与Na+/（Na++Ca2+）、Cl−/（Cl−+HCO3−）的比值主要分布于岩石风化作用控制的区域内，并远离大气降水作用控制的区域. 说明该区水化学特征主要受岩石风化用控制，区域气候干、降雨少，雨水所携带的可溶性离子极少可忽略不计[25]. 地表水取样点分布向蒸发浓缩作用控制区域靠近，说明地表水还受到蒸发浓缩作用的影响.
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氯碱指数一般用于判断研究区内水体是否存在阳离子交换作用[26]，且当CAI-1和CAI-2的绝对值越大时，证明水体中的阳离子交换作用就越强[27]. 如图4所示，地表水和浅层水的取样点主要位于坐标系中第三象限，说明该两类水发生正向阳离子交换作用，水体中的Ca2+和Mg2+将含水介质中的Na+和K+置换出来[27]；而深层水和泉水的取样点主要位于第一象限，说明该两类水发生反向阳离子交换作用，水体中的Na+和K+将含水介质中的Ca2+和Mg2+置换出来[27]，导致在地表水下渗过程中，Na+含量减少，Ca2+含量增加. 且水体阳离子交换作用强度表现为：浅层水和地表水>泉水和深层水.
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为进一步了解水化学组分的来源，可对水体的主要阴阳离子比值进行分析. 如图5绘制离子比值端元图，可以看出，硅酸盐岩区域附近取样点分布较为集中，说明研究区水化学组分主要来源为硅酸盐岩风化溶解[28]；而地表水取样点分布靠近蒸发盐岩端元，泉水及深层水取样点分布靠近碳酸盐岩端元，说明地表水的水化学组分还来源于蒸发盐岩风化溶解，深层水及泉水的水化学组分还来源于碳酸盐岩风化溶解.
当水体中Na+含量与Cl−含量的比值接近于1时，表示水化学组分受到蒸发盐岩溶解的影响[29]. 如图6（a）所示，地表水及浅层水的取样点主要分布在y=x直线上方，说明Na+含量大于Cl−含量，蒸发盐岩的溶解不是水体中的Na+的唯一来源，Na+还来源于硅酸盐矿物的溶解，如钠长石. 此外，阳离子交换作用也会导致Na+含量增多. 深层水及泉水的取样点主要分布于y=x直线的下方，其原因主要是深层水发生反向阳离子交换作用，使得Na+含量小于Cl−含量.
当水体中（Ca2++Mg2+）含量与（HCO3−+SO42−）含量的比值大于1时，表示水化学组分主要受钙镁硅酸盐岩和蒸发盐岩溶解的影响，反之则为碳酸盐岩[7]. 如图6（b）所示，不同水体的取样点主要分布在y=x直线上方，说明研究区水化学组分主要受到钙镁硅酸盐岩和蒸发盐岩溶解的影响.
当水体中（SO42−+Cl−）含量与HCO3−含量的比值小于1时，表示水化学组分主要受碳酸盐岩溶解的影响，反之则主要受蒸发盐岩溶解影响[30]. 图6（c）显示，研究区内地表水、浅层水及部分深层水的取样点均分布于y=x直线上方，说明其水化学组分主要来源于蒸发盐岩溶解. 而泉水及多数深层水的取样点分布于y=x直线下方，说明其水化学组分主要受到碳酸盐岩溶解的影响.
利用Ca2+与Mg2+关系图可以判断出水体中钙、镁离子是否来源于白云石和方解石的溶解[31]. 图6（d）显示，地表水取样点主要分布于y=x和y=2x直线之间，说明，水体中Ca2+与Mg2+同时来自于方解石和白云石的溶解. 浅层水、深层水及泉水的取样点主要位于y=2x直线上方，表明其Ca2+除了来源于方解石和白云石溶解外，还来来源于反向阳离子交换作用.
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由于研究区内，居民生活饮用以地下水为主，地表水主要用于灌溉，因此本文选择对浅层水、深层水及泉水进行饮用水质评价. 根据对水体的18项水质指标的检测结果可知，氨氮和硫酸盐超标最为严重，选取超标风险较高的pH、NH3-N、NO3-N、NO2-N、F−、SO42−、TDS作为评价指标进行水质评价. 首先分别计算以上7项指标在5个水质等级的隶属度，并构建模糊关系矩阵；然后使用SPSSPRO软件计算各水质指标的权重，构造权重矩阵；最后将两矩阵相乘得到评价水体对应不同水质等级的隶属度，并按照最大隶属度的原则进行水质等级判定，结果如表3所示. 浅层水中适宜人体饮用（Ⅰ、Ⅱ类）的水样有4个，占比66.7%；不适宜人体饮用（Ⅳ、Ⅴ类）的水样有2个，占比33.3%. 深层水中适宜人体饮用（Ⅰ、Ⅱ类）的水样有9个，占比90%；基本适宜人体饮用的水样（Ⅲ类）有1个，占比10%；不存在不适宜人体饮用的水样. 总的来说，研究区水质类别以Ⅰ类和Ⅱ类为主，水质较好.
绘制研究区饮用水源水质分布图，如图7所示，丹河下游水质整体好于上游，其原因主要为流域上游为平原丘陵区，人类活动明显，且村庄多沿河道分布，生活污水和农业污染对水质影响较重；而流域下游为高山区，河道从峡谷穿过，无污染源输入，因而水质较好. 在丹河上游，浅层水主要为Ⅳ类水，而深层水主要为Ⅰ类水，说明上游深层水与浅层水之间没有水力联系，深层水主要来源于侧向补给，水质不受上层污染影响；而在丹河中游，浅层水与深层水水质具有一致性，说明两水存在补给关系.
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研究区内的地表水、浅层水、深层水及泉水均用于农业灌溉，因此对区内4种类型的水体采用基于SAR-SSP的灌溉水质评价法，评估其用于灌溉引起的土壤盐碱危害. 如图8，USSL图[32]的全区被划分为16个子区域，左下角水质最好，右上角水质最差[7]；Wilcox图[32]的全区被划分为5个区域，分别为水质优秀区、良好区、可接受区、保留区及不适宜区[33].
以水体EC值（盐害）为横坐标，SAR值（碱害）为纵坐标，绘制灌溉水质分类USSL图，如图8（a）所示，1个地表水、4个深层水和1个泉水取样点位于C2-S1区域，其余取样点均位于C3-S1区域，表明研究区内水样碱度危害很低，但盐度危害以中、高为主，且地表水和浅层水的盐度危害风险明显高于深层水和泉水，其中盐度危害最严重的分别为A1和A2水样点，长期用于农业灌溉可能会有土壤盐害风险[34]. 根据马贵仁等[35]的研究发现，适当施加有机肥和生物肥可降低土壤盐害. 以水体EC值（盐害）为横坐标，SSP（碱害）为纵坐标，绘制灌溉水质分类Wilcox图，如图8（b）所示，1个地表水、4个深层水和1个泉水取样点位于水质优秀区，10个地表水、6个浅层水和6个深层水取样点位于水质良好区，只有1个地表水取样点位于水质保留区，表明研究区内绝大多数水体水质较好，可直接用于灌溉. Wilcox图中A1和A2水样点相对其他水样点水质最差，与USSL图分析结果一致，说明研究区上游的地表水不符合灌溉用水需求，应当优先采用地下水进行农田灌溉.
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通过对丹河流域泽州段地表水、地下水及泉水的水化学特征及水质研究，得出以下结论：
（1）研究区不同水体pH均呈弱碱性，且大小关系为地表水>深层水>浅层水. 水体TDS介于192—1051 mg·L−1之间，绝大多数属于淡水，但地表水仍存在少量微咸水. TDS和F−浓度在垂向上呈现由上至下逐渐减小的趋势.
（2）地表水主要阳离子含量关系为Na+>Ca2+>Mg2+>K+；浅层水和深层水为Ca2+>Na+>Mg2+>K+. 地表水与浅层水阴离子含量关系为SO42−>HCO3−>Cl−；深层水为HCO3−>SO42−>Cl−. 地表水和浅层水的水化学类型主要为HCO3·SO4-Ca·Na；深层水和泉水主要为HCO3·SO4-Ca；整体而言，在地表水下渗的过程中，阳离子倾向于由Ca-Na型向Ca型转变，阴离子倾向于由SO4型向HCO3型转变.
（3）研究区水化学特征的主控作用为岩石风化，且地表水还受到蒸发浓缩作用的影响. 水化学组分主要来源于硅酸盐岩溶解；且还存在蒸发盐岩溶解、碳酸盐岩溶解及阳离子交换作用.
（4）研究区水质主要受到氨氮和硫酸盐超标的影响，饮用水水质评价结果显示，66.7%的浅层水、100%的深层水和泉水符合Ⅲ类水标准，适合人体饮用. 灌溉水水质评价结果显示，研究区内绝大多数地表水的水质较好，可直接用于灌溉；少量地表水的盐害风险较高，可适当施加有机肥和生物肥.
丹河流域（泽州段）不同水体水化学特征及水质评价
Hydrochemical characteristics and water quality evaluation of different water bodies in Zezhou section of Danhe River Basin
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摘要: 为研究丹河流域不同水体水化学特征及水质现状，采用相关性分析、Piper三线图、氯碱指数及主要阴阳离子比值等多种水化学方法，对地表水、浅层水、深层水及泉水的水化学特征进行分析，并基于熵权-模糊综合评价法和Wilcox、USSL图解法进行水质评价，结果表明：（1）区内水体均呈弱碱性；TDS和F−浓度由上至下逐渐减小. （2）地表水和浅层水的水化学类型主要为HCO3 SO4-Ca·Na；深层水和泉水主要为HCO3·SO4-Ca；在地表水下渗过程中，阳离子倾向于由Ca-Na型向Ca型转变，阴离子倾向于由SO4型向HCO3型转变. （3）研究区水化学特征主要受岩石风化作用控制；水化学组分主要来源于硅酸盐岩溶解，且还存在蒸发盐岩溶解、碳酸盐岩溶解及阳离子交换作用. （4）水质评价结果显示，66.7%的浅层水、100%的深层水和泉水适合人体饮用；部分地表水的灌溉盐害风险较高. 该研究明确了区内不同水体水化学特征及水质现状，结果可为水资源开发及保护提供有效依据.
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关键词:
- 水化学特征 /
- 水质评价 /
- 熵权-模糊综合评价法 /
- 丹河.
Abstract: In order to study the hydrochemical characteristics and water quality status of different water bodies in Danhe River Basin, the hydrochemical characteristics of surface water, shallow groundwater, deep groundwater and spring water were analyzed by using various hydrochemical methods such as correlation analysis, Piter trilinear, chlor alkali index and the ratio of main cation and anion. The water quality was evaluated based on entropy weight fuzzy comprehensive evaluation method and Wilcox and USSL graphical methods. The results showed that: (1) The water bodies in the area were weakly alkaline; The concentrations of TDS and F−decreased gradually from top to bottom. (2) The hydrochemical types of surface water and shallow groundwater are mainly HCO3·SO4-Ca; The deep groundwater and spring water are mainly HCO3·SO4-Ca; In the process of surface water infiltration, cations tend to change from Ca-Na type to Ca type, and anions tend to change from SO4 type to HCO3 type. (3) The hydrochemical characteristics of the study area are mainly controlled by rock weathering; The hydrochemical components mainly come from the dissolution of silicate rocks, and there are also evaporation salt rock dissolution, carbonate rock dissolution and cation exchange. (4) The results of water quality evaluation show that 66.7% of shallow groundwater, 100% of deep groundwater and spring water are suitable for human consumption; Some surface water has high risk of salt damage. The study clarified the hydrochemical characteristics and water quality status of different water bodies in the area, and the results can provide an effective basis for water resources development and protection. -
黑臭水体是城市化进程中水生系统面临的一个重要的环境问题. 2015年国务院发布的《水污染防治行动计划》（简称“水十条”）中明确要求，采取控源截污、垃圾清理、清淤疏浚、生态修复等措施，加大黑臭水体治理力度[1]. 其中生态修复主要利用微生物、水生动植物等生物的生命活动，对水中污染物进行转移、转化及降解，恢复水体在一定污染负荷下的自净化能力[2]. 在水生态修复工作中，恢复水生植物尤其是恢复沉水植物被广泛认为是水体治理的有效途径[3]. 目前用于恢复河湖生态的沉水植物种植常通过排干上覆水、清淤后将沉水植物种植于水体土壤中，再蓄水使沉水植物生长达到净化水质、防治污染的目的. 但该种植方式耗时长、成本高，且河湖清淤后的底质较硬，植物生长必需的营养物质也随清淤过程被移除，导致沉水植物成活率较低. 另外，部分城市硬化沟渠因其“三面光”的特点，在发生黑臭后的生态修复主要依靠生态浮岛种植浮水植物，而沉水植物需要沉没于水中完成生活史，其通过光合作用产生的氧气都释放到水中，可以显著增加水体中的溶解氧含量[4]. 因此，开发新型种植技术提高沉水植物的河湖生态修复效果具有重要意义.
针对沉水植物种植困难的问题，目前有基于砾石和滤料构成的生物循环床[5]、网床或网箱[6]，以及基于苯乙烯和树脂构成的生态浮岛[7]. 而这些基质都存在经济和环境效益问题，例如维护成本高、微塑料释放等. 污泥陶粒是污泥稳定化、轻量化及无害化处置的产物，具有比表面积大和多孔结构等特性. 据统计，至2021年全国已建成
2827 座城市污水处理厂，每年产生的污泥量约3000 —6000 万t[8]. 我国污水处理产业因处理能力、技术和投入仍存在不足，行业内“重水轻泥”的现状依然没有得到有效改善，导致大量污泥未能得到有效处置[9]. 目前研究报道的污泥陶粒基于其多孔结构的特性已被广泛用作建筑材料[10]、人工湿地基质[11 − 13]、滤池填料[14 − 16]和各种水处理设备的滤材[17]. 已报道的污泥陶粒中，吸水率大多在50% 以下，导致其应用于人工湿地时需补充土壤或砂砾才能满足湿地植物的种植[12]. 而亲水性污泥陶粒保水保墒更利于植物的定植和生根，在提供固着基质的同时，还能避免植物烧根[17]. 同时亲水性污泥陶粒的吸附性能使得其可为植物根系提供营养物质，更利于植物的生长发育. 通过污泥陶粒构建的人工湿地用于污水处理后，能值产出和可持续性指数相较其他污泥处置方式更高[11]. 因此，开发利用亲水性污泥陶粒种植水生植物不仅能解决沉水植物种植困难的问题，还能进一步实现污泥资源化利用，具有可观的经济效益，符合可持续性发展的需求.基于此，本研究提出亲水性污泥陶粒可作为水生植物的栽培基质（“新型土壤”），提高水生植物存活率. 开发一套运用亲水性污泥陶粒种植沉水植物构建“水下森林”生态系统的新策略，以恢复淡水生态系统的结构和功能并改善水质. 该策略的实施将为城市淡水生态系统实现固碳增汇，为“双碳”目标的实现提供新思路.
1. 实验部分（Experimental section）
1.1 亲水性污泥陶粒的准备和表征
亲水性污泥陶粒购自武汉铭创新海生态科技有限公司，公司基于专利“一种高掺量污泥蓄水材料的制备工艺，CN
114920541 A”进行制备，具体制备流程为将污泥、秸秆和添加剂按比例混合均匀后经过造粒及造粒后在窑炉中1000 ℃烧结20 min制备而成. 亲水性污泥陶粒的形貌结构用Hitachi SU8000扫描电子显微镜（SEM）和能谱仪（EDS）进行表征. 吸水率由公式（1）得出：吸水率=V0−Vm (1) 其中V0为溶液初始体积，V为亲水性污泥陶粒吸水后溶液的体积，m为亲水性污泥陶粒的质量.
1.2 沉水植物的种植及监测分析
“水下森林”的构建由灰色聚丙烯材质的网篮作为固定单元，装入一定质量的亲水性污泥陶粒，并将苦草（Vallisneria natans （Lour.） H. Hara）埋入亲水性污泥陶粒中5 cm，将种植模块整体沉入水中.
每个种植模块种植固定质量的沉水植物，选取3个种植模块进行标记并记录沉水植物的具体质量和叶长. 经过生长两年后，取出标记模块，收集模块中所有沉水植物后，返回实验室对收集到的沉水植物进行清洗，去除根系附着的土壤等，自然沥干1 h后进行称重和叶长记录.
1.3 示范区域及样品采集
江汉大学校河—清源河呈“C”型，两端分别联通于三角湖，有闸口可控制三角湖水的输入与排放，全长约1 km，水深约1—1.3 m，河道经水泥硬化处理. 作为校园雨水和生活污水的汇集地，清源河存在许多外源氮、磷输入，并且由于清源河的水泥硬化人工河道，导致水体自净能力不足，进而水质逐渐恶化. 自2021年7月分别于3#和4#号点位种植了苦草构建淡水生态系统，并设置5个取样点（1#、2#、3#、4#、5#）监测水质变化. 取样点分布如图1所示.
为探究种植沉水植物后微生物群落的变化，分别在无草水域、少草水域和多草水域采亲水性污泥陶粒样本，取亲水性污泥陶粒内（距中心点0.5 cm半径以内材料）外（距中心点0.5 cm半径以外的材料）样本. 每个样本准备3个重复样品，共18个样品进行16S rRNA测序分析.
1.4 水体样品检测
本研究测定了清源河5个监测点的 6项水质指标. 其中，溶解氧（DO）采用化学探头法（HJ 506-2016）（便携式多参数水质分析仪，YSIproQuatro）测定；高锰酸盐指数（CODMn）采用酸性法（GB/T
11892 -1989）（连续数字滴定仪，Titrette）测定；氨氮（NH4+-N）采用纳氏试剂分光光度法（HJ 535-2009）（紫外可见分光光度计，UV-7504 ）测定；硝酸盐氮（NO3−-N）采用离子色谱法（HJ 84-2016）（离子色谱，AQ-1100 ）测定；总氮（TN）采用碱性过硫酸钾消解紫外分光光度法（HJ 636-2012）（紫外可见分光光度计，UV-1800PC）；总磷（TP）采用钼酸铵分光光度法（GB/T11893 -1989）（紫外可见分光光度计，UV-7504 ）测定.1.5 微生物群落分析
使用TGuide S96 Magnetic Soil /Stool DNA Kit （天根生化科技（北京）有限公司），按照说明书，从18个样品中提取全基因组DNA. 用引物338F: 5’- ACTCCTACGGGAGGCAGCA-3’和806R: 5’- GGACTACHVGGGTWTCTAAT-3’扩增细菌16S rRNA高变区V3—V4. PCR产物在琼脂糖凝胶上检测，并通过Omega DNA纯化试剂盒（Omega Inc., Norcross, GA, USA）纯化. 收集纯化的PCR产物，在Illumina Novaseq
6000 平台上进行2 × 250 bp的配对. 使用USEARCH将相似阈值大于97%的符合条件的序列分配到一个操作分类单元（OTU）. 数据结果上传到国家生物信息中心https://ngdc.cncb.ac.cn/bioproject/，项目编号PRJCA021118，GSA编号CRA014420. 基于QIIME2中的朴素贝斯分类器，使用SILVA数据库对OTUs/ASV进行分类标注，置信阈值为70%. 利用QIIME2软件对各样本物种多样性复杂性进行Alpha鉴定. 采用主坐标分析方法计算Beta多样性，评价样品的物种复杂性. 采用单因素方差分析比较细菌丰度和多样性.2. 结果与讨论（Results and discussion）
2.1 亲水性污泥陶粒结构表征
高温烧制的亲水性污泥陶粒具备了吸水性、多孔结构、比表面积大等特性. 其中，亲水性污泥陶粒的球体结构组成的间隙利于沉水植物的生根和固着，能有效提高沉水植物在恶劣环境的存活率，同时避免传统种植方式中营养元素过剩导致的植物烧根现象[17]. 本研究采用的亲水性污泥陶粒的吸水率可达0.522 mL·g−1（图2 a），这为微生物定殖和物质交换提供了良好的基础. 亲水性污泥陶粒的扫描电镜图像显示其具有丰富的孔径，且元素组成与土壤极为相似，主要含有氧、硅、铝等元素（图2 b）. 因此，亲水性污泥陶粒的亲水性和多孔结构可以实现吸附营养物质、过滤悬浮物、为微生物和小型浮游动物提供栖息地，固着沉水植物根系并提供营养物质等功能. 本研究以网篮作为固定单元，亲水性污泥陶粒作为种植基质种植沉水植物，种植方式见图2 c. 经过两年时间的生长，沉水植物不仅存活率高，且长势良好（图2 d）. 虽然高温烧制去除了污泥中原有的大部分氮、磷、有机质等植物生长必需物质，但其特有的亲水性和多孔结构使亲水性污泥陶粒可以从水体中有效吸附氮、磷、有机质、微量元素等维持水生植物的正常生长[17]. 水生植物的光合作用可以为微生物和浮游生物提供氧气，微生物和浮游生物呼吸作用产生的二氧化碳和代谢产生的有机物可以被水生植物吸收利用，实现正向的生态循环[18].
图 2 亲水性污泥陶粒的吸水率（a），亲水性污泥陶粒的SEM和EDS（b），亲水性污泥陶粒种植沉水植物前后（c, d）Figure 2. water sorption of hydrophilic sludge ceramsite（a）, SEM and EDS of hydrophilic sludge ceramsite（b）, hydrophilic sludge ceramsite before and after planting submerged plants（c, d）2.2 沉水植物生长
本文将亲水性污泥陶粒作为水生植物的栽培基质（“新型土壤”），用于种植水生植物，恢复淡水生态系统的结构和功能. 不同于传统的将沉水植物直接种植在河湖底泥的方式，利用陶粒作为“新型土壤”种植沉水植物仅需在固定装置中装满陶粒，将沉水植物根部栽种至陶粒间隙后即可通过不同的方式将种植模块放置于河湖渠底部，实现沉水植物的高效种植（图2 c）. 本研究中，苦草种植前后的分蘖数及生物量显著增多. 每框植物的平均重量从种植前的241.20 g显著增长至
1566.13 g （图3 a），植物叶长从40 cm增长至120 cm （图3 b）. 且经过两年的定植，植物能分蘖出2—3株新植株，新分蘖的植株最长能到60 cm （图3 c和d）. 上述结果表明亲水性污泥陶粒种植模块利于沉水植物的定植. 亲水性污泥陶粒种植沉水植物的方法相较于传统种植更高效、经济. 这种方式无需排干河湖，简化了种植过程，节省了时间和成本. 其模块化设计使得维护更为便捷，仅需替换长势不良的模块，而无需大规模更换植物或排干水体.
图 3 种植点沉水植物质量（a），长度（b）和分蘖数（c和d）的变化Figure 3. Changes in submerged plant quality （a）, length （b） and tiller number （c and d） at planting site2.3 水质变化分析
自2021年7月于3#和4#点位用亲水性污泥陶粒种植模块种植了苦草，并设置1#、2#和5#点位作为对照（图4 a），以此探究该种植方式构建新淡水生态系统的潜力. 至2023年5月沉水植物生长状态良好（图4 b）. 自2022年2月起对3#号种植点和2#号对照点进行了生态系统拍摄（图4 d-g）. 由图4 b和c可看出，相较于种植沉水植物之前，亲水性污泥陶粒种植的沉水植物生长正常，水体透明度高，并基本构建了清源河“水下森林”新淡水生态系统. 从2022年2月至2023年12月的一年多时间里，种植区的沉水植物生长正常，水体透明度及水质状况呈现持续向好的趋势，生态系统保持较好（图4 e，g，3#号点），未种植沉水植物的水域始终浑浊（图4 d，f，2#号点）.
图 4 亲水性污泥陶粒种植沉水植物构建“水下森林”淡水生态系统种植点和对照点示意图（a），种植前（b）后（c）水质情况，2022—2023年对照点（d，f）和种植点（e，g）的水质变化Figure 4. Construction of ‘underwater forest’ freshwater ecosystem by planting submerged plants with hydrophilic sludge ceramsite schematic diagram of planting sites and control sites （a）, water quality before （b） and after （c） planting, water quality changes at control sites （d, f） and planting sites （e, g） from 2022 to 2023为评估亲水性污泥陶粒种植沉水植物构建“水下森林”新淡水生态系统用于改善水质的实际效果，分别于秋季（2022年11月）、冬季（2023年2月）和春季（2023年5月）测定了种植点和对照点水质相关参数. 溶解氧（DO）、总磷（TP）、总氮（TN）、氨氮（NH4+-N）和硝酸盐氮（NO3−-N）的结果表明，沉水植物种植点位（3#和4#点）的DO含量为明显高于对照点，且呈现了随种植时间递增的趋势，至2023年春季水体DO含量可达11.47 mg·L−1，有益于水生生物的生存及污染物的降解；而TP、TN、NH4+-N、NO3−-N浓度低于其它点位，且呈现了明显的下降趋势（表1）. 污染物浓度上，基于国家地表水环境质量标准（GB
3838 -2002）[19]，运用亲水性污泥陶粒种植了沉水植物的点位（3#和4#点）较对照点相比，总体水质已从劣V类提升至近III类（表1）. 其中，水体TN从劣V类（2022年11月2#点，> 8.0 mg·L−1）水质恢复至近III类（2023年5月4#点，< 1.0 mg·L−1）；NH4+-N从IV类（2022年11月2#点，> 5.0 mg·L−1）水质恢复至近I类（2023年5月3#和4#点，< 0.15 mg·L−1）；TP从劣V类（2022年11月1#点，> 0.5 mg·L−1）水质恢复至III类/近II类（2023年5月3#和4#点，< 0.05 mg·L−1）；高锰酸钾指数（CODMn）提升至II类（2023年5月4#点，< 2.5 mg·L−1）水质；DO提升至I类水质（2023年5月3#和4#点，> 11 mg·L−1）（表1）. 以上结果表明，亲水性污泥陶粒种植沉水植物构建“水下森林”新淡水生态系统能有效改善河湖水质，实现了污泥资源化产物的再利用和黑臭水体的生态修复.表 1 清源河采样点主要污染指标与地表水环境质量的比较Table 1. Comparison of main pollution index and surface water environmental quality in Qingyuan River sampling sites点位Sites 时间Time DO/（mg·L−1） TP/（mg·L−1） TN/（mg·L−1） NH4+-N/（mg·L−1） NO3−-N/（mg·L−1） CODMn/（mg·L−1） 1#(对照点)Control site 2022.11 8.10 0.39 6.92 2.51 1.58 5.60 2023.02 8.37 0.08 1.93 0.71 0.84 3.28 2023.05 5.88 0.14 1.80 1.38 0.53 5.30 2#(对照点)Control site 2022.11 5.37 0.56 8.87 5.30 1.34 5.80 2023.02 10.69 0.05 1.17 0.39 0.55 4.12 2023.05 7.49 0.12 0.97 0.36 0.33 3.50 3#(种植点)Planting site 2022.11 6.33 0.16 2.91 1.02 1.12 4.30 2023.02 10.06 0.08 1.28 0.43 0.44 2.96 2023.05 11.36 0.03 1.09 0.13 0.76 3.50 4#(种植点)Planting site 2022.11 5.59 0.12 1.33 0.43 0.83 3.30 2023.02 10.36 0.06 1.19 0.22 0.13 3.20 2023.05 11.47 0.03 0.69 0.12 0.46 2.40 5#(对照点)Control site 2022.11 2.74 0.50 6.79 4.45 0.22 8.00 2023.02 6.02 0.43 6.94 4.92 1.13 4.08 2023.05 6.93 0.23 1.80 1.43 0.53 4.10 I类[19] — ≥ 7.5 ≤ 0.01 ≤ 0.2 ≤ 0.15 — ≤ 2.0 II类[19] — ≥ 6 ≤ 0.025 ≤ 0.5 ≤ 0.5 — ≤ 4.0 III类[19] — ≥ 5 ≤ 0.05 ≤ 1.0 ≤ 1.0 — ≤ 6.0 IV类[19] — ≥ 3 ≤ 0.1 ≤ 1.5 ≤ 1.5 — ≤ 10 V类[19] — ≥ 2 ≤ 0.2 ≤ 2.0 ≤ 2.0 — ≤ 15 | Show Table
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2.4 微生物群落结构及生物多样性
沉水植物可调节水体中溶解氧的动态改变，水体中溶解氧的升高则是影响生态重构和生物多样性的关键因素[20]. 考虑到黑臭水体的形成与厌氧菌大量繁殖直接相关[21]，本文分析了亲水性污泥陶粒内外定殖的微生物群落结构及生物多样性. 分别在无草水域、少草水域和多草水域采污泥陶粒样本，经过16S rRNA测序得到
26731 个分类单元（operational taxonomic units，OTU）. 其中，无草水域的污泥陶粒外层有2749 个OTU，少于其内层（4722 个OTU）. 少草水域的污泥陶粒外层有3843 个OTU，少于其内层（4924 个OTU）. 多草水域的污泥陶粒外层有3508 个OTU，略多于其内层（3364 个OTU）（图5）. 结果表明无论是否存在沉水植物，污泥陶粒内层定殖的微生物种类均多于外层，这表明亲水性污泥陶粒的球体结构适合微生物的栖息和繁殖. 在物种分布柱状图中，研究结果得到了污泥陶粒的优势细菌门，分别为变形菌门（Proteobacteria），拟杆菌门（Bacteroidota），厚壁菌门（Firmicutes），酸杆菌门（Acidobacteriota），绿弯菌门（Chloroflexi），放线菌门（Actinobacteriota），蓝藻门（Cyanobacteria），螺旋硝化菌门（Nitrospirota）和芽单胞菌门（Gemmatimonadota）（图6 a）. 其中，好氧菌属的变形菌门（Proteobacteria）和硝化螺旋菌门（Nitrospirota）在污泥陶粒外部相对丰度较高，且在多草水域的污泥陶粒内外差异显著（图6 b和c）. 专性厌氧的拟杆菌门（Bacteroidota）、梭杆菌门（Fusobacteriota）和多为厌氧菌的厚壁菌门（Firmicutes）在污泥陶粒内部的相对丰度较多，且随着沉水植物的增多，污泥陶粒内外差异逐渐显著（图6 d，e和f）. 捕食性微生物作为微生物群落中的捕食者，在维持微生物群落的多样性及生态功能中发挥重要作用[22-23]. 由图6 g、h可知，在沉水植物种植水域的污泥陶粒中，黏细菌（Myxococcota）和蛭弧菌（Bdellovibrionota）等捕食性微生物更倾向于分布在污泥陶粒的表层，水体中溶解氧的升高可直接影响污泥陶粒表层和内部微生物群落结构的组成和功能. 但沉水植物过多后，无论是污泥陶粒外层还是内层，少草水域的污泥陶粒OTU数均多于无草和多草水域的污泥陶粒，这说明在溶解氧和植物化感作用的共同影响下，微生物群可能存在定向演替[4, 24].
图 5 亲水性污泥陶粒定殖微生物的Venn图Figure 5. Venn diagram of colonizing microorganisms in hydrophilic sludge ceramsite
图 6 亲水性污泥陶粒定殖微生物的物种组成分布柱状图（a）和各物种的ANOVA差异性分析（b-i）（变形菌（b），硝化螺旋菌（c），拟杆菌（d），梭杆菌门（e），厚壁菌（f），粘细菌（g），蛭弧菌（h）和蓝藻（i））Figure 6. Histogram of species composition distribution of microorganisms colonized in hydrophilic sludge ceramsite（a） and ANOVA difference analysis for each species （b-i）除此之外，蓝藻（Cyanobacteria）作为水华的典型生物[25-26]，在无草水域的陶粒外层定殖较多，而少草和多草水域污泥陶粒中无论内层还是外层相对丰度显著降低（图6 i），证实种植沉水植物对蓝藻具有明显的抑制作用，这可能是由于苦草等对蓝藻的化感作用[27].
2.5 “水下森林”生态修复作用过程
基于亲水性污泥陶粒开展城市黑臭水体修复及生态重构的应用示范取得了良好的示范效果，归纳总结了其作用机理如图7所示. 一方面，亲水性污泥陶粒为沉水植物提供了固着基质，且沉水植物可有效提升水体溶解氧浓度，有利于水生微型生物群落的重构和稳定；另一方面，亲水性污泥陶粒的引入为厌氧微生物和兼性厌氧微生物提供了适宜的微生境，陶粒内部捕食性微生物的分布趋势和蓝藻的生长抑制，均证实溶解氧的升高对水生微型生物的结构和功能具有关键性作用，示范水体中氮磷的去除及转化规律也进一步证实水体中微型生物的多样性是控制水质的核心指标. 亲水性污泥陶粒用于定植沉水植物的“水下森林”重构策略有利于恢复水体生物多样性，水体中溶解氧的提升，促进了轮虫、桡足类、枝角类等浮游动物的生存，并通过“下行效应”有效抑制水体富营养化—藻华—黑臭水体的演化过程，最终实现城市黑臭水体的原位生态修复.
图 7 亲水性污泥陶粒重构沉水植物淡水生态系统修复城市黑臭水体示意图Figure 7. Schematic diagram of reconstruction of submerged plant freshwater ecosystem by hydrophilic sludge ceramsite to restore urban black and odorous water bodies从淡水生态系统角度出发，基于亲水性污泥陶粒的沉水植物种植模块可以实现沉水植物的成功种植和后期繁殖，并为浮游生物和微生物提供栖息地，从而提高水生态系统的生物多样性. 其中的沉水植物可以吸收水体中的营养盐和二氧化碳，促进各种元素循环，同时为定殖的微生物和浮游生物提供氧气. 而定殖的微生物形成的生物膜通过硝化反硝化作用进行氮的转化利用，浮游生物则通过营养级联效应制衡微生物，实现水体生物多样性的有效恢复，预防黑臭水体的发生和生态功能的丧失.
从元素循环角度出发，碳、氮、磷、硫等元素可以通过沉水植物及定殖的微生物进行转化，并通过食物链达到平衡. 在底泥/污泥的无害化处置过程中，烧制陶粒过程会消耗能源排放废气，属于“增”碳过程，而构建“水下森林”进行水生态修复为“减”碳过程，本研究开发的新策略可为国家达成“碳中和”目标提供了新思路和技术支撑.
3. 结论（Conclusion）
本文利用污泥烧结成的亲水性污泥陶粒种植沉水植物，重构了“水下森林”淡水生态系统，达到了改善水质和恢复生态的目的，实现了城市生态系统的污泥经烧制成陶粒最终又应用到淡水生态系统修复的无害化、资源化循环利用. 重建水生态系统之后的清源河水质从劣V类提升至近III类，各指标提升明显，水体透明度显著提高. 亲水性污泥陶粒定殖微生物的结果表明，亲水性污泥陶粒可以调控微生物的群落分布，并且沉水植物的化感作用会影响微生物群落的定向演替. 沉水植物光合作用产生的氧气能有效提升水体环境DO，抑制了因厌氧微生物过量繁殖导致的水体变黑变臭.
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图 6 水体中主要阴阳离子比值关系图(a) Na+, (b) Ca2++Mg2+, (c)SO42−+Cl− , (d) Ca2+
Figure 6. Ratio relationship of main cation and anion in water
图 8 灌溉水质分类USSL图（a）和Wilcox图（b）
Figure 8. USSL diagram（a）and Wilcox diagram（b）of irrigation water quality classification
表 1 水化学特征参数统计
Table 1. Statistics of hydrochemical characteristic parameters
水体类型Water type 统计量Wtatistics pH TDS Ca2+ Mg2+ Na+ K+ Cl− SO42− HCO3− F− 地表水Surface water（n=12） Max 8.69 1051.00 155.80 56.60 205.21 9.90 224.60 667.74 270.44 2.66 Me 8.23 709.50 94.29 40.47 102.71 7.33 116.24 369.21 215.36 0.40 Min 7.81 193.00 53.47 28.34 50.99 3.59 58.73 211.02 178.80 0.21 Mean 8.25 645.83 98.64 40.33 119.13 6.91 129.45 378.42 216.26 0.70 SD 0.20 234.42 23.69 9.60 46.21 1.74 58.70 124.83 23.98 0.67 CV 0.02 0.36 0.24 0.24 0.39 0.25 0.45 0.33 0.11 0.96 浅层地下水Shallow groundwater（n=6） Max 7.88 780.00 231.52 32.70 99.56 5.04 89.23 570.97 375.49 0.90 Me 7.54 601.50 180.17 31.92 84.18 3.43 59.16 292.09 306.05 0.32 Min 7.32 512.00 130.27 21.12 19.41 1.24 31.56 215.04 250.33 0.15 Mean 7.58 621.17 180.56 29.64 69.66 3.33 61.50 338.50 310.11 0.44 SD 0.21 87.55 34.54 4.11 30.50 1.44 20.12 118.22 46.77 0.27 CV 0.03 0.14 0.19 0.14 0.44 0.43 0.33 0.35 0.15 0.62 深层地下水Deep groundwater（n=10） Max 8.34 677.00 158.74 42.82 55.40 1.74 141.54 266.20 330.79 0.57 Me 7.81 435.00 99.50 28.49 29.79 1.07 50.37 140.42 297.26 0.33 Min 7.67 252.00 77.80 19.13 1.32 0.75 14.43 51.40 248.09 0.21 Mean 7.86 435.00 110.49 28.98 28.18 1.17 63.12 155.17 291.01 0.33 SD 0.19 133.01 24.73 6.44 20.83 0.30 37.17 68.09 21.21 0.11 CV 0.02 0.31 0.22 0.22 0.74 0.25 0.59 0.44 0.07 0.32
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表 2 水体主要水化学组分相关性
Table 2. Correlation of main hydrochemical components of water body
水体类型Water type Ca2+ Mg2+ Na+ K+ Cl− SO42− HCO3− TDS F− pH 水体类型Water type 地表水Surface water Ca2+ 1 −0.04 −0.42 −0.62 0.03 0.68 0.11 0.72 −0.77 0.12 浅层地下水Shallow groundwater Mg2+ 0.55 1 −0.57 0.47 −0.61 0.39 −0.49 0.23 0.22 0.35 Na+ 0.73 0.58 1 0.91 0.81 −0.94 0.79 0.72 0.33 −0.31 K+ 0.74 0.71 0.94 1 −0.76 0.14 −0.80 0.53 0.49 0.38 地表水Surface water Cl− 0.71 0.81 0.92 0.88 1 −0.69 0.98 0.88 −0.23 −0.52 浅层地下水Shallow groundwater SO42− 0.86 0.67 0.95 0.90 0.85 1 −0.64 0.71 −0.48 0.34 HCO3− 0.14 −0.50 −0.14 −0.11 −0.33 0.04 1 0.62 −0.24 −0.38 TDS 0.63 0.09 0.73 0.59 0.64 0.76 0.16 1 −0.74 −0.58 F− 0.72 0.57 0.67 0.60 0.65 0.79 −0.01 0.64 1 0.09 pH −0.59 −0.13 −0.37 −0.32 −0.37 −0.42 −0.02 −0.48 −0.29 1 深层地下水Deep groundwater Ca2+ 1 Mg2+ 0.80 1 Na+ 0.24 0.21 1 K+ 0.19 −0.05 0.73 1 Cl− 0.76 0.59 0.68 0.56 1 SO42− 0.88 0.75 0.66 0.45 0.67 1 HCO3− 0.48 0.25 −0.59 −0.54 0.11 0.09 1 TDS 0.67 0.42 0.68 0.60 0.84 0.69 0.12 1 F− −0.15 0.24 −0.18 −0.29 −0.34 0.02 −0.19 −0.28 1 pH 0.12 0.11 0.42 0.50 0.09 0.41 −0.55 −0.04 0.14 1
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表 3 水质综合评价结果表
Table 3. Comprehensive evaluation results of water quality
水体类型Water type 取样点Water sample Ⅰ Ⅱ Ⅲ Ⅳ Ⅴ 水质Water quality 浅层地下水Shallow ground water B1 0.032 0.138 0.277 0.37 0.183 Ⅳ B2 0.047 0.105 0.253 0.406 0.189 Ⅳ B3 0.257 0.389 0.337 0.017 0 Ⅱ B4 0.437 0.262 0.294 0.007 0 Ⅰ B5 0.208 0.394 0.283 0.105 0.009 Ⅱ B6 0.252 0.285 0.321 0.125 0.017 Ⅰ 深层地下水Deep ground water C1 0.497 0.323 0.179 0 0 Ⅰ C2 0.638 0.253 0.109 0 0 Ⅰ C3 0.246 0.536 0.218 0 0 Ⅱ C4 0.528 0.347 0.126 0 0 Ⅰ C5 0.269 0.423 0.309 0 0 Ⅱ C6 0.351 0.38 0.243 0.027 0 Ⅱ C7 0.343 0.491 0.166 0 0 Ⅱ C8 0.793 0.138 0.069 0 0 Ⅰ C9 0.275 0.352 0.372 0 0 Ⅲ C10 0.449 0.432 0.119 0 0 Ⅰ 泉水Spring water S 0.47 0.32 0.178 0.032 0 Ⅰ
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