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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. -
随着污水厂尾水排放标准的不断提高,化学辅助除磷、介质过滤、臭氧氧化等[1-15]技术被用在深度处理中,以进一步削减污染物,降低出水水质指标。在城镇污水处理厂提标改造新标准要求下,氨氮和总氮的削减成为重点,强化脱氮技术也备受重视。目前普遍采取以下2种措施:一是改造生物反应池强化除氮,再增加深度处理工艺进一步降低氨氮、总氮等指标;二是依靠深度处理技术改造脱氮工艺[14-20]。而针对生物反应池不同改造工艺运行情况开展现场对比实验的研究报道较少,以不同工艺并联运行,进行同时间、同规模现场生产实验的研究几乎未见报道。
本研究在西安市第五污水处理厂进行。在该厂未满负荷运行、先后具备多种工艺的有利条件下,分批次开展了同时间、同规模、不同工艺的现场生产性实验,对几种工艺的运行情况进行了对比研究。西安市第五污水处理厂总设计污水处理规模为40×104 m3·d−1,设计出水水质执行《城镇污水处理厂污染物排放标准》(GB18918-2002)[21]中的一级A标准,采用“预处理+AAO(A系列生物池采用MBBR投加填料)+纤维转盘滤池+次氯酸钠消毒处理”工艺,现状处理水量约30×104 m3·d−1,全厂分为A、B、C、D四个系列生物反应池并联运行,单系列设计规模10×104 m3·d−1。2018年进行了B系列AAO工艺与A系列“AAO+MBBR”工艺的生产性对比实验,2019年A、B系列Ⅳ类提改造后进行了C、D系列AAO工艺与B系列五段式Bardenpho工艺的生产性对比实验。分析比选了不同工艺在强化除氮方面的优缺点,以期为国内城镇污水处理厂准Ⅳ类水质提标改造工程应用提供参考。
1. 生产性实验方案
1.1 污水处理厂工艺概况
该厂一期工程(A、B系列)AAO工艺于2010年建成投产,于2013年进行了生物池一级A水质标准提标改造。改造后A系列生物反应池采用“AAO+MBBR工艺”,即在原AAO工艺的基础上,在好氧区中后段增加MBBR悬浮填料区,投加MBBR悬浮填料比例约17%,并增设填料专用推进器、拦网等辅助设施设备;B系列生物池沿用原有AAO工艺,并未进行改造。该厂二期工程(C、D系列)AAO工艺于2018年建成投产。A、B、C、D四个系列AAO工艺生物反应池的水力停留时间均为16.59 h。
2019年,该厂以准Ⅳ类水质标准提标改造为目的,改造为多模式五段式Bardenpho工艺。具体实施内容包括:对A、B系列生物反应池先后进行了工程改造,同时去除A系列MBBR填料;在生物池缺氧区中后段增加隔墙,在好氧区增加2道隔墙;将A、B系列生物反应池均改造为5个区域,即厌氧区、缺氧区、好氧区、第二缺氧区、第二好氧区;C、D系列未进行改造。
1.2 水样的采集
1)实验进水。即厂区进水原水。进水采样使用自动采样器(sigma900型,哈希公司),每2 h进行自动取样。取样点位于第五污水处理厂进厂市政管网末端10#井。
2)实验出水。即对应实验系列二沉池出水汇流井内或总出水口水样。采样使用取样桶(1 000 mL塑料桶)。取样点位于水下30 cm。每日上午10点取样。
3) MBBR工艺实验用水。该组实验的样品包括A、B系列生物池厌氧区进、出口处混合液,A、B系列生物池缺氧区进、出口处混合液,A、B系列生物池好氧区中段处混合液,以及A、B系列生物池好氧区出口处混合液。采样使用取样桶(1 000 mL塑料桶),取样点位于液面下方1 m处,每日上午10点取样。所有过程样品均使用定量滤纸过滤后,取清液进行检测。
4) Bardenpho工艺实验用水。该组实验的样品包括B系列生物池厌氧区进、出口处混合液,B系列生物池缺氧区进、出口处混合液,B系列生物池好氧区出口处混合液,B系列生物池第二缺氧区出口处混合液,以及B系列生物池第二好氧区出口处混合液。采样使用取样桶(1 000 mL塑料桶),取样点位于液面下方1 m处,每日上午10点取样。所有过程样品均使用定量滤纸过滤后,取清液进行检测。C、D系列未取过程样。
5)分析指标:COD(HJ 828-2017重铬酸钾法)、NH3-N(HJ 535-2009纳氏试剂分光光度法)、
-N (HJ/T 346-2007紫外分光光度法)、TN(HJ 636-2012碱性过硫酸钾消解紫外分光光度法)、NO−3 -P (钼锑抗分光光度法(A))[22]、TP(GB 11893-89钼酸铵分光光度法)、MLSS(CJ/T221-2005重量法)、DO(HJ 506—2009电化学探头法)。PO3−4 1.3 运行方案及参数
1.3.1 MBBR生产性实验运行方案及参数
MBBR生产性比选实验在A、B系列同等工况下进行。不投加碳源,在生物池混合液出水口投加除磷药剂。实验的检测日期安排在2018年6月至10月。在这段时间内,随机抽取连续稳定运行11 d的数据。B系列工艺流程图如图1和2所示。实验期间运行水量均为7.5×104 m3·d−1。A、B系列生物池的MLSS控制在5~6 g·L−1;生物池末端DO远程控制在1.0 mg·L−1;污泥回流比为80%;内回流比为200%;除磷药剂的投加量为100 mg·L−1。
A系列生物反应池为“MBBR+AAO工艺”,总水力停留时间16.59 h。其中,厌氧区2.02 h,缺氧区5.53 h,好氧区9.04 h。好氧区MBBR填料区位于好氧段中后段,为循环跑道式填料。填料区的停留时间1.74 h,由4台潜水推流搅拌器进行搅拌及循环推流。B系列生物反应池为AAO工艺,总水力停留时间16.59 h,其中厌氧区2.02 h,缺氧区5.53 h,好氧区9.04 h。
1.3.2 Bardenpho生产性实验运行方案及参数
2019年,该厂进行准Ⅳ类提标改造,在A、B系列生物反应池中开展Bardenpho工艺的生产性实验,对比B系Bardenpho生物反应池与C、D系列生物反应池的污水处理情况。实验在同等工况下进行,不投加碳源,在生物池混合液出水口投加除磷药剂。实验的检测日期安排在2019年11月至12月。在这段时间内,随机抽取连续稳定运行9 d的数据进行分析。实验期间,B、C、D系列均保持连续稳定运行,工艺流程如图3所示。
本次改造后,B生物池系统总停留时间为16.59 h。其中,厌氧区2.02 h,缺氧区4.10 h,好氧区7.30 h(可调节区好氧运行),第二缺氧区1.92 h,第二好氧区1.25 h。为增强搅拌效果,加强反硝化速率,基于原有搅拌器,在厌氧区、缺氧区、第二缺氧区增加双曲面搅拌器。另外,将生物池混合液回流泵由原好氧区末端移动至第二缺氧区前端,新增回流泵安装隔墙,走道板、回流管道等。
Bardenpho生产性比选实验在B、C、D系列同等工况下运行,不投加碳源,期间一期A系列全部停运。B系列按照Bardenpho模式运行,以区别于C、D系列原有AAO工艺的出水水质。实验期间,B系列与C、D系列均满负荷运行,即B系列运行水量为10×104 m3·d−1,C、D系列运行水量为20×104 m3·d−1。B系列及C、D系列生物池的污泥浓度均控制在5~6 g·L−1;生物池末端的DO远程控制在1.0 mg·L−1;外回流比为70%;内回流比为200%;使用厂家专利除磷药剂,投加量稳定为100 mg·L−1。同时,加强对好氧段末端DO的控制,确保第二缺氧段缺氧状态。
2. 结果与讨论
2.1 MBBR工艺生产实验结果
实验中进出水水质见表1和2。A系列的出水平均COD较B系列略低,平均值相差不大。计算COD数据的方差,得到A系列方差为6.611,B系列方差为14.049,说明A系列出水的COD指标更稳定。A系列出水平均NH3-N较B系列略高。除10月19日,由于当天控制DO偏低,导致NH3-N升高,其余样品的出水NH3-N均稳定在1.5 mg·L−1以下。计算NH3-N数据的方差,得到A系列方差为0.252,B系列方差为0.772,说明A系列出水的NH3-N指标更稳定。A系列的出水平均TN较B系列低,A系列的TN去除率略高于B系列,去除效果较好。计算TN数据的方差,得到A系列方差为5.796,B系列方差为6.651,说明A系列出水的TN指标更稳定。在除磷药剂投加量相同的情况下,A系列的出水平均
-P值较B系列高0.814 mg·L−1,但A系列的去除率明显低于B系列,除磷效果无明显优势。通过计算方差,发现A系列方差为1.554,B系列方差为0.453,说明B系列出水的PO3−4 P指标更稳定。PO3−4 表 1 MBBR实验进水水质指标Table 1. Influent quality of the MBBR experimentmg·L−1 采样日期 COD NH3-N TN PO3−4-P 2018-06-24 370 36.35 54.8 4.66 2018-06-25 609 39.55 60.8 3.42 2018-06-26 555 42.88 55.6 4.34 2018-06-27 455 31.22 55.5 4.76 2018-07-19 369 32.76 42.5 4.30 2018-07-24 551 40.06 54.1 7.87 2018-08-26 250 33.27 43.9 4.38 2018-09-23 438 37.49 47.9 5.06 2018-10-17 562 35.01 41.9 4.20 2018-10-18 757 27.72 72.7 7.80 2018-10-19 761 29.88 54.5 6.50 平均值 516.09 35.11 53.11 5.21 表 2 MBBR实验出水水质指标Table 2. Comparison of effluent quality of the MBBR experiment of A and B seriesmg·L−1 取样日期 A系列 B系列 COD NH3-N TN PO3−4-P COD NH3-N TN PO3−4-P 2018-06-24 18 0.847 7.505 1.75 19 0.708 3.450 0.600 2018-06-25 16 1.35 2.758 1.10 17 0.431 4.711 0.430 2018-06-26 21 0.458 5.991 1.25 22 0.347 5.380 0.890 2018-06-27 20 0.347 5.964 3.03 21 0.722 9.172 2.02 2018-07-19 21 0.236 3.394 1.65 19 0.458 5.616 1.71 2018-07-24 18 0.747 8.447 2.48 17 0.347 7.047 0.090 2018-08-26 18 0.458 10.958 4.08 18 0.458 4.825 1.13 2018-09-23 21 0.553 2.973 0.219 27 0.220 8.070 0.108 2018-10-17 15 0.980 6.988 0.044 15 0.520 7.916 0.137 2018-10-18 24 0.270 6.727 0.209 27 0.270 5.788 0.034 2018-10-19 22 1.97 8.06 0.310 22 3.46 13.18 0.024 平均值 19.45 0.747 6.342 1.466 20.36 0.722 6.832 0.652 2.2 MBBR生产实验中
-N的过程样分析NO−3 由于A、B系列工艺的除氮效果存在差异,因此,通过A、B系列
-N过程样数据(见图4和5)来分析存在差异的原因。A、B系列的缺氧段均发生了反硝化过程,使得NO−3 -N的质量浓度降低。其中,A系列缺氧段NO−3 -N平均质量浓度降低了2.020 mg·L−1,B系列缺氧段NO−3 -N平均质量浓度降低了1.136 mg·L−1。A系列好氧段中段到末段,部分NO−3 -N的质量浓度有所下降,这可能是好氧区中后段MBBR填料中同步脱氮反硝化反应的体现[23]。并且,A系列缺氧段反硝化效果更佳,可能是由于MBBR工艺悬浮填料中脱落的反硝化细菌等长泥龄微生物部分附着在活性污泥中,经混合液回流至缺氧区,提高了反硝化速率,致使A系列出水硝氮更低。NO−3 2.3 Bardenpho生产实验的结果
Bardenpho生产实验的进出水水质见表3和4。B系列的出水平均COD较C、D系列略低,去除率相近。计算COD数据的方差,得到B系列方差为8.599,C、D系列方差为22.122,说明Bardenpho工艺中B系列出水的COD指标更稳定。B系列的出水平均NH3-N较C、D系列略高,但B系列NH3-N去除率较低。计算NH3-N数据的方差,得到B系列方差为0.1647,C、D系列方差为0.043 7。就去除效果而言,C、D系列具有微弱优势,且出水NH3-N指标更稳定,但B系列出水NH3-N稳定低于1.5 mg·L−1。B系列的出水平均TN与C、D系列相比略低,且B系列TN去除率较高。计算TN数据的方差,得到B系列方差为1.369,C、D系列方差为0.599。就去除效果而言,B系列具有一定优势,但C、D系列出水的TN指标更稳定。在除磷药剂投加量相同的情况下,B系列出水的平均
-P较C、D系列略高,去除率接近。计算PO3−4 -P数据的方差,得到发现B系列方差为0.006 2,C、D系列方差为0.000 4,说明B系列与C、D系列出水水质指标PO3−4 -P的稳定性接近。PO3−4 表 3 Bardenpho实验进水水质Table 3. Influent quality of the Bardenpho experimentalmg·L−1 取样日期 COD NH3-N TN PO3−4-P 2019-11-19 387 40.42 48.0 6.37 2019-11-20 372 42.00 47.1 8.52 2019-11-21 399 57.79 67.9 10.9 2019-11-26 466 43.58 56.3 5.38 2019-11-27 477 42.79 54.2 9.99 2019-11-28 823 33.97 48.4 7.53 2019-12-05 259 40.55 50.9 5.61 2019-12-17 323 40.82 49.2 6.77 2019-12-20 253 45.55 55.3 5.21 平均值 417.7 43.05 53.03 7.36 2.4 Bardenpho生产实验中脱氮过程分析
由于Bardenpho工艺第二缺氧区停留时间较短,B系列好氧区与第二好氧区的曝气会影响第二缺氧区的缺氧状态,进而影响第二缺氧区的反硝化效果。为确保实验效果,Bardenpho生产性实验中加强了DO控制,以确保第二缺氧段处于缺氧状态。结果亦表明污水处理过程中TN明显降低。在前文关于MBBR实验部分,已对原有AAO工艺中NH3-N、
-N的过程样数据进行分析,且Bardenpho工艺比AAO工艺分段多(AAO为3段,Bardenpho为5段),不具备全流程横向比较条件,因此,后面重点分析B系列的NH3-N、NO−3 -N、DO过程样。B系列Bardenpho实验期间NH3-N、NO−3 -N、DO过程样如图6~8所示。NO−3 分析Bardenpho生产性实验期间B系列生物池过程样的检测结果,发现厌氧区进口至厌氧区出口水样指标NH3-N的平均值下降了2.078 mg·L−1;缺氧区进口至缺氧区出口(剔除11月19日的异常数据)NH3-N的平均值下降了0.327 mg·L−1;缺氧区进口至缺氧区出口
-N平均值下降了2.274 mg·L−1,但缺氧区进口水样指标NO−3 -N的平均值仅为3.295 mg·L−1。这说明,系统通过反硝化过程转化了69.01%的NO−3 -N,效果良好,在部分缺氧区出口的样品中已检测不到NO−3 -N。由此可判断,厌氧区和缺氧区的厌氧、缺氧状态良好,处理效果明显。NO−3 好氧区出口至第二缺氧区出口平均
-N下降了2.882 mg·L−1,说明第二缺氧段存在明显的反硝化过程;第一段好氧区出口水样NH3-N指标的平均值为2.106 mg·L−1,而第二缺氧区出口水样比第二好氧区出口水样的NO−3 -N指标有所上升,这可能是由于采集个别样品时第二缺氧区出口水样中DO高于0.5 mg·L−1,此时部分NH3-N在第二好氧区发生了硝化反应。然而,即使考虑该原因的影响,好氧区出口水样比第二好氧区出口水样中平均NO−3 N仍下降了0.836 mg·L−1,故可确定在未投加碳源的情况下,第二缺氧区仍存在一定的反硝化反应。NO−3 2.5 Bardenpho生产实验运行参数分析
与原有C、D系列AAO工艺相比,B系列Bardenpho工艺的NH3-N去除效果略差,去除率略降低。进一步分析设计参数后发现,B系列Bardenpho工艺好氧区总水力停留时间较C、D系列AAO工艺减少了0.49 h;同时,由于B系列一段、二段好氧区末端的DO明显低于C、D系列AAO工艺好氧区末端的DO,因此,DO可能对出水的NH3-N指标产生较大影响,具体数据如表4所示。
对比原有AAO工艺与Bardenpho工艺,结合实验数据和过程分析,采用硝化、反硝化动力学计算缺氧区容积计算公式(1)进行计算,以核算AAO工艺与Bardenpho工艺的反硝化速率是否符合设计要求。
Vn=0.001QΔN−0.12ΔXvKdeX (1) 式中:Vn为缺氧区(池)容积,m3;Q为生物反应池设计流量,m3·d−1;X为生物反应池内混合液悬浮固体平均浓度,g·L−1;△Xv为排除生物反应池系统的微生物量,kg·d−1;Kde为脱氮速率,kg· (kg·d) −1,根据实验资料确定。无实验资料时,一般20 ℃时Kde经验值为0.03~0.06 kg· (kg·d) −1,并按相关公式进行温度修正,若温差不大可忽略。
Bardenpho生产性实验中C、D系列具体相关数据及计算结果见表5和6。
表 5 Bardenpho生产性实验中各好氧区末端的DOTable 5. Measured values of dissolved oxygen at the end of aerobic zone of the Bardenpho production experimentmg·L−1 采样日期 B系列一段好氧区 B系列二段好氧区 C好氧区 D好氧区 2019-11-19 0.900 0.370 3.615 2.315 2019-11-20 0.710 2.020 3.595 2.985 2019-11-21 3.240 1.930 4.275 2.895 2019-11-26 1.180 1.100 3.725 1.560 2019-11-27 0.720 0.280 3.935 4.360 2019-11-28 1.200 0.420 4.390 2.720 2019-12-05 2.190 0.180 3.255 1.420 2019-12-17 — — 4.190 1.940 2019-12-20 1.960 0.130 3.770 2.275 表 6 Bardenpho生产性实验C、D系列相关参数Table 6. Experimental parameters of C and D series Bardenpho in-process experiments采样日期 进水温度/℃ VN/m3 进水TN/(mg·L−1) 出水TN/(mg·L−1) △Xv/(kg·d−1) VSS比例 X/(g·L−1) Kde/(kg·(kg·d)−1) 2019-11-19 19.9 23 041 48 7.00 2 413 0.5 5 458 0.021 2019-11-20 19.9 23 041 47.1 6.85 2 445 0.5 5 885 0.019 2019-11-21 19.5 23 041 67.9 7.45 2 493 0.5 6 090 0.032 2019-11-26 18.9 23 041 56.3 6.27 1 972 0.5 6 445 0.026 2019-11-27 18.8 23 041 54.2 7.69 2 774 0.5 6 465 0.020 2019-11-28 18.8 23 041 48.4 6.61 3 593 0.5 6 380 0.014 2019-12-05 18.4 23 041 50.9 5.28 3 748 0.5 6 190 0.016 2019-12-17 18.1 23 041 49.2 5.19 1 963 0.5 6 140 0.023 2019-12-20 18.0 23 041 55.3 7.21 1 990 0.5 5 920 0.027 在计算中,C、D系列AAO工艺的反硝化速率以全段水力停留时间计算,B系列五段式Bardenpho工艺的反硝化速率以前3段AAO水力停留时间计算。由于Bardenpho工艺第一缺氧区水力停留时间小于原有AAO工艺缺氧区停留时间,表现为计算中VN不同。另外,Bardenpho工艺的TN取样点在一段好氧区出口,AAO工艺在好氧区出口。根据表6和7,Bardenpho工艺有2 d高于设计下限,AAO工艺有1 d高于设计下限,2种工艺反硝化速率平均值的区别较小,且均低于理论设计负荷0.03~0.06 kg· (kg·d)−1。分析2种工艺的结构,由于Bardenpho工艺有第二缺氧区和第二好氧区进行二次反硝化,且该区域无混合液回流影响,故若进一步增加实际反硝化水力停留时间,可进一步降低出水水样中的TN、NH3-N。
表 4 Bardenpho实验出水水质情况对比表Table 4. Comparison of effluent quality of Bardenpho experimentmg·L−1 取样日期 B系列 C、D系列 COD NH3-N TN PO3−4-P COD NH3-N TN PO3−4-P 2019-11-19 14 0.137 3.56 0.084 16 0.111 7.00 0.132 2019-11-20 21 0.768 4.55 0.044 33 0.400 6.85 0.132 2019-11-21 16 0.347 4.47 0.264 17 0.268 7.45 0.100 2019-11-26 22 1.321 5.75 0.070 19 0.821 6.27 0.132 2019-11-27 21 0.584 5.49 0.120 20 0.295 7.69 0.153 2019-11-28 25 1.421 7.34 0.264 15 0.216 6.61 0.111 2019-12-05 19 0.611 3.90 0.224 21 0.716 5.28 0.163 2019-12-17 19 0.216 6.93 0.064 20 0.295 5.19 0.163 2019-12-20 15 1.350 7.30 0.244 22 0.189 7.21 0.163 平均值 19.11 0.751 5.477 0.153 20.33 0.368 6.617 0.139 最大值 25 1.421 7.340 0.264 33 0.821 7.690 0.163 最小值 15 0.216 3.900 0.044 15 0.189 5.190 0.100 表 7 Bardenpho实验B系列相关参数Table 7. Experimental parameters of B series Bardenpho in-process experiments采样日期 进水温度/℃ VN/m3 进水TN/(mg·L−1) 出水TN/(mg·L−1) △Xv/(kg·d−1) VSS比例 X/(g·L−1) Kde/(kg·(kg·d)−1) 2019-11-19 19.9 17 083 48 5.530 2 268 0.5 5 995 0.028 2019-11-20 19.9 17 083 47.1 4.870 4 460 0.5 6 160 0.015 2019-11-21 19.5 17 083 67.9 7.840 4 463 0.5 5 695 0.034 2019-11-26 18.9 17 083 56.3 11.010 2 163 0.5 5 995 0.032 2019-11-27 18.8 17 083 54.2 15.160 2 879 0.5 6 135 0.021 2019-11-28 18.8 17 083 48.4 8.820 3 363 0.5 6 355 0.018 2019-12-05 18.4 17 083 50.9 2.560 3 906 0.5 6 490 0.022 2019-12-17 18.1 17 083 49.2 14.750 4 260 0.5 6 740 0.008 2019-12-20 18.0 17 083 55.3 7.690 3 657 0.5 6 875 0.022 3. 结论与建议
1)在同工况、不投加碳源情况下,“AAO+MBBR”工艺相较原有AAO工艺对系统NH3-N的去除效果无明显提升,但对TN、
-N有一定的降低效果,且“AAO+MBBR”工艺出水水样中TN更稳定性,对NO−3 -P的去除效果弱于原有AAO工艺。PO3−4 2)在同工况、不投加碳源情况下,五段式Bardenpho工艺较原有AAO工艺对TN、
-N的去除效果有明显提升,出水水样的平均TN降低1.14 mg·L−1,就去除效果而言,B系列去除效果更优。此外,同样条件下五段式Bardenpho工艺对NH3-N的去除效果较差,但指标能稳定低于1.5 mg·L−1,达到准Ⅳ类水质对出水NH3-N、TN的要求。NO−3 3)在Bardenpho工艺生产实验期间,DO数据不稳定,多次出现第二缺氧段无法稳定处于缺氧状态的情况,在一定程度上影响了出水水质指标。建议使用精确曝气系统代替人工远程调控以加强生物池中DO的控制,以进一步确保NH3-N、TN的出水稳定性。五段式Bardenpho工艺可加强除氮效果,保障出水水质指标NH3-N、TN的稳定达标,在第二缺氧段投加碳源还可加强反硝化效果。
-
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 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 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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