地下水二級評價有哪些方法

⑴ 地下水資源評價原則和方法

地下水資源是指賦存和運移在岩層中的，其質與量具有利用價值的地下水，具有可恢復性、流動性和可寶貴性等特點。山西六大盆地第四系孔隙水系統是由補給、徑流、排泄而組成的6個相對獨立完整的地下水系統，具垂直交替和水平徑流轉化兩個特點。其輸入系統主要包括大氣降水補給、山區側向補給、河流入滲補給、渠系滲漏、地表水灌溉回滲、地下水灌溉回滲等，輸出系統主要有人工開采、蒸發、排向鄰區等。

一、評價原則

（一）計算區的確定

本次工作只計算各盆地孔隙水系統的地下水資源。計算邊界的確定，以盆地第四系與邊山基岩交界處作為二類邊界。

（二）水文地質參數分區及確定

根據盆地內水文地質條件及第四系沉積物的沉積條件及規律，對盆地區水文地質參數進行分區，水文地質參數有新的試驗數據的利用最新數據，沒有的主要利用已有勘查成果，用水文地質比擬法選取或確定，部分選用經驗值。根據地表岩性和本次實測水位埋深進行降水入滲系數分區和蒸發強度分區。

（三）計算不同降水頻率的地下水資源補給量

為合理評價地下水資源，體現以豐補貝的原則，利用盆地區長系列降水資料計算不同保證頻率的降水量，由此給出本區不同頻率降水補給資源量。計算豐水年（P₂₅）、平水年（P₅₀）、枯水年（P₇₅）和多年平均地下水補給資源。

（四）以資源模數結合水文地質條件按行政單元分配地下水開采資源

由於地下水資源計算以地下水系統為單元，而開采量則是依據行政單元（市、縣）統計的。為方便各種部門規劃使用，以資源模數、面積並結合當地水文地質條件進行分配。

（五）水量計算考慮了地下水水質情況

對地下水質量進行評價，扣除了不能飲用的鹹水量。

（六）對地下水資源潛力進行評價

根據水文地質條件，結合當地國民經濟發展規劃，地下水資源評價考慮了地下水開采潛力和利用潛力。

二、地下水資源評價方法

（一）根據水均衡原理，採用補給量法和排泄量法分別計算地下水資源量

補給量法主要包括大氣降水入滲補給、盆地周邊山區側向補給量、河流滲漏補給、渠系滲漏補給、地表水灌溉回滲、地下水灌溉回滲量等，排泄量法主要考慮人工開采量、蒸發量、河流基流排泄量、排向鄰區的地下水潛排量等。其中大氣降水入滲量採用長系列資料分區進行評價，盆地周邊山區側向補給量根據以往研究模擬成果，結合近年來不同部門在盆地取得的研究成果，綜合分析水文地質條件的基礎上分段進行計算評價，地表水灌溉回滲和地下水灌溉回滲量根據最新調查數據進行計算。排泄量法主要根據本次實際調查情況，得出盆地孔隙水的開采量，蒸發量的計算在充分研究盆地以往資料的基礎上，根據包氣帶岩性、地下水位埋深情況進行分區，選用不同的潛水蒸發強度進行計算，根據目前的等水位線圖，具體考慮排向鄰區的地下水潛排量。

（二）地下水開采資源量確定

忻州盆地地下水可開采資源量用平均布井法求得，並利用水均衡法校核。其餘盆地以枯水年（保證率為75％）的補給資源作為開采資源量。

（三）評價地下水開采程度

採用開采系數法和開采模數法評價地下水開采程度。

（四）水質評價方法

本次評價的方法根據《全國地下水資源及其環境問題調查評價技術要求系列（二）》規定，按照地下水質量標准（GB/T14848—93）制定。在地下水單項組分分類並確定單項組分評分值的基礎上，利用綜合指數進行地下水質量分類和評價。

（五）地下水潛力評價

根據《全國地下水資源及其環境問題調查評價技術要求系列（二）》工作方法，依據地下水潛力系數、潛力模數等對工作區地下水潛力做出評價。

⑵ 地下水環境質量評價及含水層保護

（一）地下水環境質量評價

1.飲用水水質標准

地下水環境質量評價涉及飲用水水質標准，為此，應對此標准制訂的依據及過程有所了解。

飲水水質標准制定的依據主要是：（1）化學組成對機體無害；（2）流行病學上的安全；（3）感觀性狀良好。每項標準的制定往往只考慮其中一項依據。因此，可把標准中的組分列為三類：感觀性狀指標、毒理學指標和流行病學指標（細菌學指標）（詳見附錄3）。感觀性狀指標是以氣、味、色為依據，超過標准者，僅產生令人不悅的氣、味、色，對人體並不一定有害或有毒。例如^〔5〕，Cu對人是無毒的，它是人體必需的代謝元素，大於1mg/L時，衣服及管道著色，故其標準定為lmg/L，酚是個有毒組分，但其標准並不是根據毒性，其標準定為0.002mg/L是為了避免加氯消毒時產生氯酚臭，不加氯消毒的水，其濃度高達0.1mg/L時也無味；Fe和Mn的標准都是避免著色標准；Zn、Cl^-、

及總溶解固體標准均為著味標准。毒理學指標是毒性為標准，依據人的耐受量和可能從食物的攝入量來規定該組分的飲用標准。例如，每人每周對鉛的耐受量為3mg，估計每人每天從食物攝取Pb為0.3mg，因此，以每人每天飲水2升計，把Pb的標準定為0.05mg/L，這樣，每人每周攝入Pb為2.8mg，小於3mg。流行病學指標即細菌學指標，它是防止流行病發生的標准，以細菌總數及大腸桿菌為衡量依據。實際上，大腸桿菌不是病原菌。因為它比一般病原菌存活期長，所以只要它符合標准，其它的一般病原菌也就符合標准。了解了上述水質標準的制定依據，對於進行地下水環境質量評價中考慮權重時是有幫助的。

2.地下水環境質量評價

地下水環境質量評價主要包括三個方面：地下水污染現狀評價，地下水（環境）質量評價及地下水（環境）質量影響評價。嚴格來說，這三方面的評價，無論從其評價內容、目的和方法上均有明顯的差別，不能混為一談。

（1）地下水污染現狀評價

評價目的旨在說明地下水的污染程度及范圍，並不說明地下水的適用性，受污染的地下水並不一定影響其使用。

評價標準是背景值或對照值。超過標准者視為污染。從理論上講，背景值是不受人類活動影響的地下水有關組分的天然含量。背景值的一個明顯特點是具有區域差異性，它隨地質、水文地質條件而變。因此，在確定背景值時，必須進行環境水文地質分區，分別確定各區的背景值。分區時應注意區內地層岩性、水文地質條件及環境狀況大致類似。計算背景值的方法各式各樣，但最常用的是按下列公式計算

水文地球化學基礎

式中，Y為背景值；X為算術平均值；S為標准偏差。實際上，背景值不應該是一個單值，應該是一個區間值。在研究區內，往往沒有可利用的背景值數據，因此人們常常用對照值作為評價標准。對照值可以是歷史水質數據，或者是區內無明顯污染源的水質數據，或鄰區水文地質條件相似的水質數據。

評價方法。多半是把有量綱的化為無量綱的指數法。一般分為單要素指數法和多要素的污染指數法。

單要素指數法按下式計算污染指數

水文地球化學基礎

式中，I為單要素污染指數，無量綱；C_i為i組分的實測濃度（mg/L）;C₀為背景值或對照值（mg/L）。（5.31）式適用於C₀為單值。

如背景值（或對照值）為一區間值時，如C_i值在此區間值內，令I=1；如C_i大於此區間值的最大值（C₀m），或C_i值小於此區間值的最小值（C_0n），用下式計算Ⅰ：

水文地球化學基礎

此方法的優點是：f有明確的物理意義，當Ⅰ≤1時，為未污染；其次是直觀、簡便。其缺點是：當地下水受多種組分污染時，不能反應地下水整體污染狀況。

多要素綜合污染指數的計算公式繁多。從理論上講，其計算公式應滿足三個要求：簡便，不失真，綜合污染指數有明確的物理意義。下面介紹幾種有代表性的方法：

水文地球化學基礎

公式中，PⅠ為綜合污染指數，無量綱；Ⅰ_i為i組分的單要素污染指數，無量綱；n為評價的組分數；Ⅰ為所評價的組分I值的平均值，無量綱；Ⅰ_max為所評價組分中最大的Ⅰ值。

（5.33）和（5.34）式一個嚴重的缺陷是失真情況常常出現，也就是說PⅠ值的大小往往不能真實地反應其整體污染面貌。（5.35）式既考慮了均值，也考慮了極值，能較好地反應真實情況，失真程度小。但其PⅠ值沒有明確的物理意義。

參數分級評分迭加型指數法所得出的PⅠ值，基本上能滿足前述的三個要求。其方法如下：

先按（5.31）或（5.32）式算得單要素污染指數Ⅰ，然後根據Ⅰ值評分，評分標准如下：

Ⅰ≤1F=0

1＜Ⅰ＜2F=1

2≤Ⅰ＜3F=10

3≤Ⅰ＜4F=100

4≤Ⅰ＜5F=1000

……

水文地球化學基礎

式中，F_i為i組分的評分，無量綱。其它符號同前述。

表5.5是用（5.33）、（5.34）、（5.35）和（5.36）式計算的綜合污染指數比較表。

表5.5綜合污染指數比較表

結果表明，用（5.33）和（5.34）式計算出的PⅠ值有失真現象，即1號水樣比2號水樣污染嚴重，實際上，1號水樣五項指標均小於背景值，無污染，而2號的NO₃-N超過背景值。（5.35）和（5.36）式算得的PⅠ值排序一致，沒有失真現象。但（5.35）式的PⅠ值無明確的物理意義，即從PⅠ值看不出水樣是否受污染，有幾個組分超過背景值。而（5.36）式所得的PⅠ值有明確的物理意義，即1號PⅠ為0，說明無污染，而其它水樣均受污染，4號水樣的PⅠ值為1001，個位數為1，千位數為1，說明有兩個組分污染地下水，一個為背景值的1倍多至2倍，另一個為背景值3倍多至4倍，它污染最嚴重。上述比較說明，（5.36）式基本符合簡便、不失真及有明確物理意義的三個要求。

（2）地下水（環境）質量評價

評價目的旨在說明質量的好壞及其適用性。

評價標準是各種水質標准。諸如評價作為飲用水的適用性，用飲用水水質標准；評價作為灌溉水的適用性，用灌溉水水質標准等。

評價方法與污染評價方法基本一致，所用的公式也是一致的，只不過是符號的含義不同。在上述污染評價的公式中，I改為單要素水質指數，C₀改為水質標准，PⅠ改為多要素綜合水質指數。與污染評價唯一不同的是，在評價中往往增加一項加權值。例如，在評價對飲用的適應性時，根據各組分對人類的危害程度給予權值。權值的大小往往因人而異，沒有統一的標准。很難確定給予權值的合理方法。

在評價污染時，一般都根據（綜合）污染指數進行污染程度的分級，諸如分為未污染、輕污染、中等污染及重污染等；在評價其（環境）質量時，一般也根據（綜合）水質指數進行質量好壞的分級，諸如很好、好、中等、壞及很壞等。這些都是依研究區的具體情況而定，沒有統一的劃分標准。

除上述的評價方法外，在確定綜合污染（水質）指數時，還有模糊數學法等，本書不作詳細介紹。

（二）含水層的防護

含水層的水質防護分為區域防護及局部防護兩類。其目的都是為了保護地下水水質，避免水質惡化而影響其使用。

1.區域防護

在過去的區域水文地質研究中，多半看重含水層的分布、富水性、水動力場等方面的研究，並有相應的一系列的水文地質圖件。但隨著環境問題，特別是地下水污染問題的日益突出，給區域水文地質研究提出了一個新課題，即區域地下水資源的防污性能研究，有時也稱為污染敏感度分析。這樣就要求我們編制以前我們沒有的而且是必須的新圖件，即區域性防污性能圖，或稱污染敏感度分析圖。這一類圖件在國外已經出現，其目的是為區域規劃，特別是城市規劃服務。

所謂「防污性能」，是指含水層防止污染的能力。眾所周知，不同地質結構的含水層，其防污性能不同。德國學者維爾赫夫（H.Verhuff,1981）^〔42〕曾對此論述過。他認為，在考慮含水層的防污性能時，應著重考慮防止來自地表環境污染對地下水水質影響的能力。因此，主要應考慮復蓋層的防污能力及含水層本身對污染物的凈化能力兩個方面。具體的考慮因素為：水文地質結構，非飽水帶的地質條件及土壤條件，地下水埋深，隔水層厚度。根據上述考慮，他把含水層的防污性能分為五級，詳見圖5.3。

圖5.3防止來自地表污染的地下水防污性能分類^〔42〕

顯然，維爾赫夫的分類還有缺陷，他沒有考慮包氣帶表層土的粘性土、含水層厚度（或含水層貯水量）及隔水層的連續性。因為這些因素對含水層的防污性能也有影響。表層粘性土越厚，污染物遷移到含水層就越困難；含水層越厚（或貯水量越大），其對污染物的稀釋能力越大，地下水越不易污染；隔水層連續性好，沒有天窗，承壓含水層越不易受污染。顯然，防污性能的分區，對城市規劃、土地利用規劃及地下水資源保護，都有明顯的實際意義，它比目前那種目的性不明確的、原則不嚴格的所謂環境水文地質分區，更具實用性和針對性。但是，這種分區最大的困難是，可能沒有足夠的地質及水文地質基礎數據。

2.局部防護

所謂「局部防護」是指地下水供水水源地的防護。其目的是保持良好的供水水質。從理論上講，水源地的防護最好的辦法是防止整個補給區不出現任何污染的危險。但由於實際上及社會上的復雜因素，要實行這一方針幾乎是不可能的。因此，在水源地周圍設立一定范圍的防護帶是比較可行的方法。

在設立防護帶時，經常使用的一個概念是「遲後時間」，其含義是污染物從集水區某一點運移到抽水點所需的時間。對於均勻流場來說，利用穩定流方程，可建立遲後時間t的計算公式^〔41〕

水文地球化學基礎

式中，b為含水層厚度（m）;n_e為有效孔隙度，無量綱；r₁為井孔半徑（m）;r₂為某點與井孔的距離（m）;Q為抽水量（m³/d）;t為遲後時間（d）。

（5.37）式只適用於單個井孔，而水源地一般都是由井群組成。荷蘭學者范威格寧（Van Wigeningh）和范杜文布登（Ven Duijvenbooden）^〔41〕提出遲後時間t的計算公式：

水文地球化學基礎

式中，f為影響半徑區內的垂直補給量（m/a）;Q為集水區開採的地下水量（m³/a）；r為保護區半徑（m）；其它符號同前。變換（4.38）式，則

水文地球化學基礎

地下水水源地防護一般分兩個帶：

一級防護帶，或稱內防護帶。該帶防護的目的是防止病原菌對水源地的污染。許多研』究證明，沙門氏桿菌在水中的存活期是一般病原菌中較長的，其存活期為44—50天，考慮到一定的安全系數，一級防護帶的遲後時間定為60天。這是國外一級防護帶常沿用的遲後時間。將此遲後時間及有關參數代入（5.39）式，即可算得其防護帶的半徑r。據文獻^〔42〕報導，荷蘭沖積層潛水區的一級防護帶半徑為10—150m。當然，防護帶不應是以井群為中心的圓形地帶，其幾何形狀取決於地下水流向及井群所處的水文地質結構的部位。其幾何形狀如何確定，詳細計算方法請參考文獻^〔43〕。

二級防護帶，或稱外防護帶。該帶設立的目的是，一旦發現此帶內或此帶外地下水出現污染時，有足夠的時間採取補救措施，以保證良好水質的持續供水。此帶范圍的確定並不是以污染物的衰減機理為依據，所以此防護帶的設立並不能保證水源地不受化學污染物的威脅。因為化學污染物種類繁多，其衰減機理所知尚少。此帶的遲後時間一般為10—25年。荷蘭沖積含水層水源地二級防護帶的半徑分別為800—1200m。對於裂隙及岩溶含水層來說，由於其流速大，按10—25年的遲後時間算，其相應的防護帶范圍必定很大。因此，此帶的范圍一般定為2km。德國沿用此范圍近30年，成功地保護了地下水的優質供水。

應該提出的是，上述一級防護帶以60天遲後時間為依據，主要是考慮細菌隨水水平遷移60天後基本喪失其病原性，因此，它只適宜於污水河渠或污水管道通過地下徑流污染地下水的情況。而對於來自地表污染源（如糞坑、固體垃圾）的病原菌來說，它們首先通過包氣帶，然後進入含水層作水平遷移。因此，遲後時間60天應是病原菌垂直和水平遷移時間的總和。如不考慮病原菌在包氣帶垂直遷移的時間，只按水平遷移時間計算其一級防護帶范圍，其結果必然偏大。這一點，國內外研究業已證實。例如哈托欽森（H.Hutthinson,1974）^〔44〕綜合許多研究後建議，當細菌污染源與潛水面垂直距離大於3m時，開采井與污染源的距離一般為15—30m即可。

⑶ 地下水功能評價一般流程

（一）前期准備工作

需要查明工作區下列情況：

1）流域尺度地下水系統的邊界條件、性質、分層及分區帶界線，以及地下水動態變化與氣候、地表水及生態和地質環境之間關系。

2）人口、經濟社會和農業、人工生態、自然生態分布狀況，水資源與地下水開發利用狀況及相關的生態與地質環境問題。

3）地下水調查、評價和研究程度，與地下水相關的規劃情況。

4）地下水的資源數量和質量評價程度，包括地下水的開采資源、儲存資源、補給量、均衡內水位變差、降水量、實際開采量等數字圖系和相關資料庫情況。

5）生態遙感調查、地質環境問題調查和地下水系統衰變狀況調查，包括與地下水位密切相關的陸表植被、湖泊、濕地、土地荒漠化或鹽漬化動態變化情況。

（二）地下水功能評價的主要工作流程（圖5-3）

1.明確評價目的、要求和對象

首先，需要明確評價區域及其系統特徵，為建立研究區地下水系統的層次結構模型和評價指標體系奠定基礎。然後，明確評價目標，包括研究主體的系統結構與組成和評價對象。這里的研究主體是指具有完整水循環特徵的地下水系統，要求具有整體統一性和層次結構之間關聯性的具體描述。評價對象是指具體評價項目，例如主導功能評價或是目標功能評價。不同類型的評價，其過程有所不同。

具體工作包括：

1）確定研究范圍：研究范圍是指評價工作區的范圍，具體表徵為地下水功能評價的系統層所涉及的空間范圍。要求按流域尺度水循環系統確定評價范圍（系統層），應使評價區的地下水系統具有完整性和系統內的層次性，包括分區、分帶性。在此基礎上，建立地下水系統空間結構，並進行層次與特徵分析。

2）為了合理確定研究范圍，需要開展下列基礎工作：①掌握研究區地下水循環的時空演化規律和流域尺度地下水系統空間結構狀況，建立流域尺度地下水系統概念模型，明確系統界面間屬性。②查明水文地質基本條件和地下水流運動過程，包括補給條件、埋藏條件和構造控水狀況，以及地下水系統與地質環境和生態環境之間互動關系狀況，重點查清它們的空間分區和分帶特徵，重視水文地質單元的區位特徵描述。③需要收集研究區的下列資料，包括：區域構造分布圖、水文地質圖、地下水水位及埋深等值線圖、地下水資源及模數分布圖、地下水可利用資源分布圖、地下水資源開采程度與模數分布圖、地面沉降等環境地質問題分布圖、地表水文-生態狀況有關圖件、地表植被狀況分布圖和土地質量及利用狀況分布圖等。

3）明確評價模式是目標功能評價或是主導功能評價，還是二者同時評價。

圖5-3 地下水功能評價主要流程

2.建立統一的評價尺度、標准和體系

不同的評價尺度，對基礎數據的精度和控制點數量要求不同，進行基礎數據處理的要求也不同。一般適宜採用1：25萬～1：5萬比例，開展地下水功能評價。如果比例尺過小，例如1：100萬或1：50萬，則難以比較具體地闡明實際問題；如果比例尺過大，例如1：2萬或1：5000，則數據處理工作量太大。

3.梳理和確定主要影響因素

影響地下水功能狀況因素涉及驅動因子類、狀態因子類和響應因子類，它們的交互、耦合或疊加影響地下水功能狀況。在三種類型影響因子中，可能包含著幾十個，甚至數百個具體的影響因子，但是起著主導作用或發揮重要作用的影響因子是有限的。因此，該項工作需要按項目的目標和任務的具體要求對影響因子進行調查、資料收集、各種因素對比與分析、甄別，將有限的主要影響因子調查和遴選出來，為建立地下水功能評價指標體系奠定基礎。

要求：①盡可能利用已有數據和資料，適度開展補充性調查。②將所有影響因子歸納為驅動因子、狀態因子和響應因子三種類型，分別建立調查表格和確定具體要求。③按評價需求調查、收集、識別和整理基礎資料。④在上述工作基礎上，按資源功能、生態功能和地質環境功能不同類型，分別進行數據、資料歸類和建檔。⑤根據指標層的要求，分析和遴選，確定主要影響因子，歸納構建D層指標體系的基礎數據。⑥調查工作，還包括查明地下水補給、徑流和排泄條件變化狀況，地下水位變化與開采量之間關系；查明地下水補給條件變化和地下水位動態變化的驅動因素及其互動變化規律，包括地下水位變化與氣候、人口、城鎮發展、工農業發展、土地利用、水利工程建設和科技進步等之間關系，突出地質環境和生態環境對地下水位變化的響應過程與規律（關系）研究。

4.構建區域性評價指標體系（圖5-1）

這里的「區域」是指西北地區、華北平原或東北地區。如果每一個工作區都各自建立自身功能需要的地下水功能評價指標體系，則不同工作區之間將無法進行對比或成果耦合集成。例如在華北平原，如果北京、天津、山東、河北和河南各省市分別採用它們自己的指標體系進行地下水功能評價，就無法集成華北平原地下水功能評價成果，而且各省市地下水功能評價成果也無法進行比對。盡管它們屬於同一地下水系統，評價結果可能統屬「可持續一般」或「資源功能較強」類，但是由於不是採用統一評價指標體系，所以內涵是不同的。如果地下水功能評價成果僅限各省市范圍內使用，僅作為省市一級有關規劃或研究使用，則沒有較大技術問題。

構建指標體系的主要步驟如下：①按項目任務書的要求，並考慮工作區的實際情況和數據獲取難易程度，確定要素指標的數量和具體指標，在歸類基礎上組成要素指標（D）層。②根據地下水功能評價有關規則和技術要求，梳理規則與指標群之間的層次關系和群組關系，然後分別組合成屬性指標（C）層和功能准則（B）層。③在一、二步的基礎上，形成體系。要求：在同一地區，盡可能建立歸一、規范和實用的評價指標體系；由粗至細，逐步完善工作區地下水功能評價指標體系；由上至下構建評價體系的層次結構模型，分為四層結構：即由系統目標層（A）、功能准則層（B）、屬性指標層（C）和要素指標層（D）組成。

5.收集相關基礎數據，進行數據歸類、預處理與分析，建立相關專屬資料庫

這是地下水功能評價最為煩瑣、工作量最大的一個環節，又是評價成果質量的關鍵基礎。其中涉及類似地下水位動態的連續系列點源數據資料、類似開采量的斑塊統計調查資料、生態遙感或地面沉降面狀階段資料、地下水補給資源或儲存資源等條帶區劃資料等。處理上述這些不同類型的資料，採用的方法各不相同，詳見以下有關章節。

6.評價分區及單元

利用MapGIS空間分析技術在數字地理底圖實現評價所需的分區和單元剖分。剖分單元是地下水功能評價的最基本區，單元的大小反映評價成果的解析度。地下水功能評價過程中的分區、分帶和剖分單元，其目的是減少資料分析和評價指數計算過程的盲目性、不必要重復工作和提高針對性，它主要是服務於建立判斷矩陣，與D層資料選取和數據處理以及與單元數據獲取都沒有直接關系。

為了合理控制實物工作量，同時又能夠較客觀地表徵流域尺度地下水功能評價系統的空間分布規律，需要在單元剖分之前進行評價分區或分帶劃分。分區、分帶的范圍都不宜過大，或過小，應以能夠較客觀地表徵流域尺度地下水功能評價系統的空間分布規律為准則。

（1）分區基本原則與編號規則

分區基本原則：①在區域地下水資源評價的基礎上，進行地下水功能評價的分區。②一般按地下水資源評價的分區要求，確定評價范圍，不宜割裂地下水循環系統的完整性和相對獨立性。③主要依據是自然地理、地貌、地下水埋藏狀況及其補給-徑流-排泄等條件，包括地下水資源和水文地球化學分布規律。分區的要求是確保地下水循環系統的完整性、相對獨立性和分帶性。在分區基礎上，進行單元剖分。④可將完整的流域尺度地下水循環系統劃分至第4級區，其中上、中、下游段作為第一級分區；在各一級分區內，根據水文地質條件，劃分第二級分區；然後根據各二級分區的補給、徑流和排泄以及地下水埋藏狀況，劃分入滲補給帶、徑流儲存帶、滯留儲存帶等，作為第三級分區；在第三級分區內，根據項目對成果精度的要求，網格剖分大小適宜的單元，作為評價中數據處理的基本區。⑤對於難以劃分上、中、下游段的地下水循環系統，可直接劃分區帶，然後剖分基本單元。

分區編號規則：①分區編號，必須按自上而下、由左至右的順序進行，否則計算程序難以識別和信息反饋。②分區編號的數值，必須按1，2，3……的整數序列連續進行，否則計算程序無法辨認。

（2）單元剖分原則與編號規則

單元剖分原則：①單元是基礎數據代表的最小面積區，它反映成果的評價精度，所以單元剖分是地下水功能評價所必須完成的基礎工作。②一般可採用正方形網格剖分，單元間距可根據項目的精度要求、評價區域的大小、數據資料豐富程度和研究區水文地質條件的復雜程度確定。③在條件復雜、資料較齊全的地區，剖分間隔盡可能地小，滿足項目對精度的要求。④剖分網格間距可以是等間距，也可以根據實際情況，在條件復雜地段加密網格。一般在水平方向地層相變復雜或分區邊界地帶，或地下水位降落漏斗區迫降較大地帶，應加密網格。

單元編號規則：①單元編號順序，按劃分的最小等級區域，即第4級分區進行；按分區的順序進行編號，以便在計算時程序可以根據編號區分不同的區域。②剖分單元編號，由小至大，連續編碼；同一分區的單元編號必須連續。③相鄰分區的末、首兩個單元的編碼，必須連續。④剖分單元編號不能重復，需為整數，如圖5-4所示。

圖5-4 評價區剖分及單元編號示意圖

7.單元數據獲取及數據管理

（1）單元數據獲取

在地下水功能評價中，單元數據獲取的主要來源有：紙質圖件、電子圖件和原始數值數據三類，這些數據又分「連續漸變型數字數據」（即規律性數據，記作CR類數據）、非規律性數字數據（記作NR類數據）和非數字性的定性數據（記作NF類數據）三類。

關於上述數據的前期處理見本章的第三節和第五章，由此可知資料來源的不同，數據獲取的方法也不同。各種數據提取的過程，都是較繁瑣的。為了減少數據獲取的工作量，要求盡可能地在MapGIS環境下進行單元數據的提取，具體提取過程和方法如第五章所述。

（2）基礎數據管理及資料庫建立

將每個單元的所有數據，以單元編號為索引，分別建立單元數據表（表5-12），然後將每個單元中所有數據集合成第i單元資料庫。在單元資料庫基礎上，組建工作區地下水功能評價的資料庫。

建立資料庫的要求：①以MapGIS系統為工作平台；②根據項目的要求和有關技術規范，選擇適宜精度的數字地理底圖；③在數字地理地圖上，圈定評價范圍，確定邊界及其坐標參數；④根據地理、地質和水文地質條件，圈定地下水功能評價中建立判斷矩陣所需要的分區、分帶；⑤按預定網格的剖分方案，進行單元剖分；⑥將剖分的單元轉化成面元，並將單元編號作為各面元的「ID」屬性賦值；⑦將單元的各種指標值分別賦予各單元的屬性值賦予單元，建立單元屬性庫。

表5-12 地下水功能評價的基礎數據歸類表（示例）

（3）單元數據預處理

地下水功能評價所用數據的類型和量綱各不相同，這給統一體系下進行相同分析和對比帶來許多困難，所以單元數據的前期預處理是地下水功能評價的一個重要環節。就是為了在統一評價體系內對不同數據進行比較和運算，在評價之前對數據進行標准化（規格化）處理，將數據轉化為［0，1］之間的無量綱數值。

數據標准化的處理方法，視數據類型的不同而不同。

A.直接賦值法

對於非數字型的數據，一般可根據劃分等級直接賦予一個［0，1］之間的數值。

以地下水質量等級為例，按照國家有關標准，地下水質量劃分為Ⅰ，Ⅱ，Ⅲ，Ⅳ，Ⅴ級5個等級，分別與地下水功能評價的屬性層5個分級（好、較好、一般、較差、差）相對應（表5-13），則可以將屬性指數的中間值賦予相應的地下水質量等級。

表5-13 數據等級賦值表

B.歸一化處理

對於數字型數據必須進行歸一化處理，其方法較多，有統計標准化、極值標准化、定基轉化、環基轉化和修正極值標准化等方法。在眾多的歸一化方法中，通過對比研究（詳見第二章第三節）表明，修正極值標准化方法適宜地下水功能評價中各種數據的歸一，它可較好地保留地下水系統變化規律特徵，所以建議採用該方法。

修正極值標准化法是找出所有單元同一指標數據的最大值和最小值，然後按下式計算各單元該指標的歸一化值：

區域地下水功能可持續性評價理論與方法研究

式中：x′_i為第i單元歸一化後的值；x_i為第i單元實際值；x_min為所有單元某指標的最小值；x_max為所有單元某指標的最大值；a，b為修正系數。

應用「地下水功能計算系統」（GFS）進行計算，建立相應階段成果資料庫。有關GFS軟體組成、功能和使用方法，詳見第七章。

GFS系統運行結果，給出研究區所有剖分有效單元的，包括系統層、功能層和屬性層三個層次的所有評價指標的權重和綜合指數，以及它們相應判斷矩陣的一致性評估參數。即具體評價結果是有關A層、各B層和各C層的一系列R值。

分析計算各剖分單元的各屬性和各功能狀況和綜合可持續性評價指數，再應用MapGIS或其他軟體，繪制GFS計算結果的等值線分布圖或分區圖。最後，野外效驗後，通過地下水功能區劃，闡明各分區優勢功能和脆弱功能，確定各分區地下水主導功能，求算各分區生態、地質環境所需最低水量，提出地下水合理開發利用和生態與環境保護方案。

成果綜合分析，針對評價的優勢功能和脆弱功能分布特徵，以及區劃結果，研究對策和編制報告書。

⑷ 水資源評價方法

一、地表水資源評價方法

（一）地表徑流量分析確定

地表徑流是指降水沿著地面或地下匯流至河道後，向流域出口斷面匯集的全部水量，通過對系統內各河流徑流量的分析計算，評價地表水資源量。

系列長度在20a以上，包括豐、平、枯水年的水文觀測數據，直接利用該數據進行計算；系列長度小於20a的短期觀測數據，對實測徑流系列進行相關插補展延或降雨插補展延後再計算；當不掌握系列實測徑流量時，則直接引用已有文獻的數據。

（二）地表水資源可利用量的分析方法

採用典型年法進行評價。根據利用條件的不同，對河流年均流量頻率統計計算來確定可用的典型年徑流量，作為地表水可利用量。

在不具備對地表徑流控制或調蓄的情況下，將自然條件下地表水的產生量作為地表水可利用量的極限量，進行逐年地表水可選用量的統計分析，選用枯水典型年（P＝75％）地表水徑流量為基礎去確定地表水可利用量。在具備對地表徑流攔截調蓄的地區，用平水年（P＝50％）的地表水徑流來評價可利用量。

當不掌握河流逐年系列實測徑流量資料時，則採用收集文獻提供的河流多年平均徑流量確定地表水資源的可利用量。

（三）地表水資源質量評價

利用河流斷面監測結果，根據有關標准進行水質評價。

二、地下水資源評價方法

在水文地質概念模型建立的基礎上，按照地下水系統劃分不同級別的計算分區，採用均衡法進行地下水天然資源計算，並分水質評價地下水開采資源。

（一）均衡區的確定

塔里木盆地地下水資源計算屬於區域地下水資源量的計算，均衡區以地下水系統邊界圈定的空間范圍為准。當均衡區的面積較大、水文地質條件復雜時，根據不同水文地質條件劃分不同級別的亞系統。

（二）均衡期的確定

水量均衡計算總是針對某一特定時間段進行的，通常為一個水文年，一些地下水實際觀測值為2000a，一些水文氣象要素參數的取值取多年平均值。

（三）均衡要素的確定

均衡要素指通過均衡區的邊界輸入輸出各項水量的總稱。根據整個評價區的實際情況，綜合確定地下水均衡方程為:

塔里木盆地地下水勘查

由於地下水系統結構及外部交換環境存在差異，劃分的各均衡區均衡要素的組成也存在差異。均衡要素的確定根據均衡區的位置及其水文地質條件具體分析進行。

（四）地下水資源計算

對於不同的計算區，根據已有可利用資料的情況及研究方法，選用適宜的公式對確定的均衡要素進行計算。以系統為單位對各次一級的計算分區分別對補給量和排泄量組成每個均衡要素進行單獨計算列表表示結果。

對於開采資源，則分別以TDS小於1g/L、1～3g/L的地下水補給資源量進行計算，並採用開采系數法進行評價計算。

三、重復量的分析

塔里木盆地平原區乾旱少雨，蒸發強烈，水資源基本以河流的形式來源於周圍山區。地下水主要來源於山前溝谷潛流和河流出山口以後經過各種途徑的入滲補給。地表水與地下水之間補徑排過程中多次發生相互轉化，各計算區之間及各項資源量之間存在重復量。計算平原區地下水以泉、泄流、水井開采量在灌溉過程中的再次入滲量，兩計算區重疊邊界的地下水側向徑流量，均為重復計算量。對各亞系統計算結果進行合計時，通過分析確定重復量Q_重，在匯總系統資源量時，由亞系統補給量合計扣除重復量進行確定。

Q′_補＝Q_補-Q_重

將地下水與地表水資源統一考慮，以河流出山口徑流量、前山帶暴雨洪流入滲量、河流入滲補給量和河谷潛流側向補給量，再加上盆地平原區的降水入滲補給量，作為計算評價區可利用的水資源總量，即:

塔里木盆地地下水勘查

在逐級匯總水資源總量時，重復計算量予以扣除。

四、參數計算與選擇

水文地質參數計算所用數據主要以引用前人的工作成果為主，另有少量本次工作取得的資料。為取得符合客觀實際的含水層滲透系數K和影響半徑R，主要利用前人鑽孔抽水試驗資料採用穩定流計算方法進行重新計算，根據地下水類型、抽水井類型、抽水井結構和抽水井所處水文地質條件的不同而選取不同的計算公式，並同時對其條件進行適當概化；降深過大時引入水躍值Δh換算成孔壁降深值後進行計算。

⑸ 地下水質量評價方法

1.單項評價

單項組分評價按表9-17所列標准分類指標，劃分為五類。不同類別標准值相同時，從優不從劣，例如揮發性酚類Ⅰ、Ⅱ類標准值均為0.001mg/L，若水質分析結果為0.001mg/L，應定為Ⅰ類，而不定為Ⅱ類。

2.綜合評價

目前，對地下水質量綜合評價，一般採用加附註的評分法（簡稱附註評分法）。本方法是我國《地下水質量標准》（GB/T14848-93）中規定的對地下水質量狀況進行評價的方法。具體方法簡介如下：

（1）參加評分的項目應不少於該標准規定的監測項目（表9-17），但不包括細菌學指標。即主要參評項目為：pH、氨氮、硝酸鹽、亞硝酸鹽、氰化物、砷、汞、鉻（六價）、總硬度、鉛、氟、鎘、鐵、錳、溶解性總固體、高錳酸鹽指數、硫酸鹽、氯化物等，以及反應本地區主要水質問題的其他項目。參評項目應有代表性。

（2）首先進行各單項組分評價。據表9-17，確定所屬質量類別（級別）。不同類別標准相同時，從優不從劣，如揮發性酚類Ⅰ、Ⅱ標准值均為0.001mg/L，若水質分析結果為0.001mg/L時，應定為Ⅰ類，而不定為Ⅱ類。

（3）根據類別（級別），按表9-18分別確定單項組分評價分值F_i。

表9-18 單項組分評價分值

（4）計算綜合評價分值F：

B^Z±）計算的毫摩爾濃度。見前文。

⑹ 地下水資源評價

一、地下水天然補給資源

（一）評價方法

疏勒河流域為內陸河系，其天然狀態下地下水均衡的總特徵是「入滲-徑流-蒸發」相平衡。由於各盆地所在地理位置（流域的中、下游）不同，地質、地貌條件的差異，徑流特徵亦稍有差異，中游玉門-踏實盆地以「徑流-泉水-蒸發」相平衡，下游安西-敦煌盆地、花海盆地以「徑流-蒸發」相平衡。人類大量開發地下水資源以來，開采量也作為不可忽視的因素參與到地下水均衡中。

地下水天然補給資源計算採用補給量法，利用現狀水均衡計算中的補給項之和，扣除地下水回歸補給量。補給項包括：河道入滲補給量、渠系水入滲補給量、田間灌溉水入滲補給量、降水凝結水入滲補給量、雨洪散流入滲補給量、溝谷潛流入滲補給量、側向流入量。

評價區三個盆地作為疏勒河流域地下水系統的子系統具有相對獨立性，分別計算評價。各盆地計算方程可用以下通式表示：

河西走廊疏勒河流域地下水資源合理開發利用調查評價

式中：Q_天然為地下水天然補給資源，萬m³/a；Q_河為河道入滲補給量，萬m³/a；Q渠為渠系水入滲補給量，萬m³/a；Q_田為田間灌溉水入滲補給量，萬m³/a；Q_降凝為降水、凝結水入滲補給量，萬m³/a；Q_雨洪為雨洪散流入滲補給量，萬m³/a；Q_潛為溝谷潛流入滲補給量，萬m³/a；Q_側入為側向流入量，萬m³/a；Q_回歸為地下水灌溉回歸量，萬m³/a。

計算地下水天然補給量應利用水均衡方法校核，均衡法除計算上述補給量，同時要計算排泄量，水均衡方程如下：

河西走廊疏勒河流域地下水資源合理開發利用調查評價

式中：Q_蒸發為地下水蒸發蒸騰量，萬m³/a；Q泉為泉水溢出量，萬m³/a；Q_開為地下水開采量，萬m³/a；Q_側出為側向流出量，萬m³/a；ΔQ為均衡期始末地下水儲量變化量，萬m³/a。

本次評價均衡期為2004年1月1日～2004年12月31日。

（二）評價參數

各均衡要素的參數均來自實際調查、專門試驗資料及有關科研成果，其中大氣降水入滲、蒸發蒸騰、凝結水入滲、灌溉水田間入滲等系數，是在利用20世紀60年代河西走廊玉門鎮、安西南橋子以及張掖平原堡均衡試驗資料進行對比分析的基礎確定的（表6-1）。

表6-1 均衡計算參數取值一覽表

河水入滲、渠系水入滲系數參考地質部門與水利部門的實測資料直接取值。計算面積利用MapGIS軟體在1∶25萬（或1∶20萬）地形圖或其他圖件上量取。

泉水量為實測值，開采量為實際調查值。

含水層組的滲透系數、導水系數、給水度、含水層厚度等是根據疏勒河流域已有物探成果和多年積累的水文地質鑽孔資料綜合分析確定。

（三）各盆地均衡項

1.玉門-踏實盆地均衡項

1）河水入滲補給地下水量25893.42萬m³/a。河水入滲，指未入渠道的那部分河水產生的滲漏量，本區由三部分組成。

一是昌馬水庫-昌馬大壩河水入滲量。昌馬水庫2004年泄水量99253萬m³/a，其中：四○四廠引水8275萬m³/a，大壩來水量為84478萬m³/a，其間損失6500萬m³/a，90%入滲補給量為5850萬m³/a。

二是昌馬大壩處向昌馬戈壁棄水入滲量。大壩來水量為84478萬m³/a，其中赤金峽水庫調水量8079萬m³/a，雙塔水庫調水14614萬m³/a，總乾渠引灌溉水量33910萬m³/a，其餘為向戈壁棄水27847萬m³/a，入滲率取68%，戈壁棄水入滲補給地下水19214萬m³/a。戈壁入滲率68%是本次調查實測。2004年7月14日在昌馬洪積扇扇緣三道溝、四道溝、五道溝、六道溝中利用流速儀對各沖溝棄洪水進行了實測，總流量為25.651m³/s。各溝中洪水流速為1.2～1.8m/s，推算洪水自昌馬大壩至測點處平均流速為2.0～3.0m/s，該段長度37.5～45km，消耗時間3.5～6.5h。測流時間為7月14日8時至17時，故所測洪水應為大壩處14日2時～11時下瀉洪水。據大壩水管所資料，13日23時至14日6時泄洪流量為105m³/s，7時～12時為97.5m³/s，平均流量為101.3m³/s，由此算得洪水流經戈壁帶的入滲率為76.7%，若扣除8.7%的沿途損失，蒸發與包氣帶消耗，則計算得出對地下水產生補給意義的洪水入滲率為68%。本次所求得的棄洪水入滲率68%，較20世紀60年代《疏勒河中游水文地質普查報告書》中所用82.2%（已扣除沿途損失）和近期「疏勒河示範報告」及「河西走廊地下水勘查」報告中所用84.6%（未扣除沿途損失）均有較大差別，分別達到14%和8%，當棄洪量每年4億～5億m³時，僅此一項補給量可相差0.4億～0.5億m³。可見，本次工作修正了一個極為重要的參數。

三是榆林河棄水入滲量。榆林河來水量4840萬m³/a，渠首引水3875萬m³/a，棄水965萬m³/a，榆林河由於水量小，扣除包氣帶消耗及水面蒸發按75%補給地下水。棄水入滲補給965×0.75=723.75萬m³/a。其他小溝和浪柴溝等來水量140.82萬m³/a，入滲補給為140.82×0.75=105.62萬m³/a。合計829.37萬m³/a。

2）渠系入滲補給17635.56萬m³/a。渠系入滲按下式計算：

河西走廊疏勒河流域地下水資源合理開發利用調查評價

式中：Q_渠滲為渠系入滲補給量；Q_渠引為渠口引水量；α為渠系利用率。

灌區渠系干、支、斗綜合利用率滿足0.53的要求。

計算結果：昌馬灌區渠系入滲量16557.92萬m³/a。榆林灌區渠系入滲量為1077.64萬m³/a（表6-2）。

表6-2 玉門-踏實盆地渠系入滲量計算表

3）田間灌溉入滲補給5947.05萬m³/a。其中昌馬灌區入滲5575.95萬m³/a，橋子灌區入滲308.92萬m³/a，榆林灌區入滲62.18萬m³/a（表6-3）。田間灌溉水入滲量的大小與灌水量、灌水定額、灌溉地段的包氣帶岩性、厚度、濕度及地下水埋深多種因素有關，其計算是一個比較復雜的問題。鑒於此，本次計算採用兩種方法分別計算，相互驗證。

a.入滲系數法。據飲馬農場試驗資料，在82畝小麥地中，平均灌溉定額321m³/畝，其中生長期凈灌溉定額213m³/畝，地下水暗管測得回滲水量占灌水量的25.4%，泡地水定額108m³/畝，測得回滲量占灌溉量的72.5%，平均48.95%。分析田間入滲量與地下水埋深關系密切，結合流域灌區實際取田間入滲系數（見表6-1）。

首先在相關圖件上量取灌溉區域在不同地下水埋深段（1～3m、3～5m、5～10m、＞10m）的相應面積，求得各埋深段面積占總灌溉面積的比率。按灌區實際情況，把入田間地表水總量依照求得的4個面積比率進行分配，求得不同埋深段的地表灌溉用水量。把地下水開采總量按小於10m的3個面積比率進行分配，將引用泉水總量按小於5m的2個比率進行分配，分別求得不同埋深段的地下水灌溉用水量和引泉灌溉用水量。三項相加，求得各埋深段總灌溉用水量，乘以各自入滲系數，求得各段入滲量，合計後求得入滲總量（表6-3）。

表6-3 玉門-踏實盆地田間灌溉入滲量計算表（入滲系數法）

b.耗水量法。所謂耗水量法就是利用單位面積供水量與耗水量之差求取入滲量。供水量包括進入田間的地表水、開採的地下水和引用的泉水三部分。消耗量由生長期作物葉面蒸騰量和棵間蒸發量組成，依耗水量試驗求得。據民勤泉山試驗站資料，小麥生長期總耗水量478m³/畝（水位埋深3m左右）；據武威王井寨試驗站資料，小麥生長期總耗水量363m³/畝（水位埋深9m左右）。

昌馬灌區現有灌溉面積46萬畝，其中大於5m埋深的面積25萬畝，小於5m埋深的21萬畝。經調查計算，埋深大於5m地段，灌溉用水由渠水和井水組成，其中渠水定額372m³/畝，井水91m³/畝，合計463m³/畝。埋深小於5m地段，灌溉用水由渠水、井水和泉水組成，其中渠水定額372m³/畝，井水91m³/畝，泉水147m³/畝，合計610m³/畝。利用以上數據，計算得昌馬灌區總入滲量為5272萬m³（表6-4），與入滲系數法計算結果比較，相差僅為675萬m³。

表6-4 昌馬灌區田間灌溉入滲量計算表（耗水量法）

可以看出，兩種方法結果相近，可以互相驗證，因此，在其他灌區的計算中可依據資料情況任選。

4）降水、凝結水入滲補給量為2706.52萬m³/a。其中降水入滲補給量149.00萬m³/a，凝結水入滲補給量2557.52萬m³/a（表6-5）。

表6-5 玉門-踏實盆地降水、凝結水入滲量計算表

5）雨洪入滲補給362.39萬m³/a。南截山等雨洪徑流深取5mm/a，入滲系數取0.80，昌馬區南部匯水面積488.44km²，榆林灌區南部匯水面積417.54km²，補給量為362.39萬m³/a。

6）地下潛流流入41.76萬m³/a，其中昌馬峽谷潛流量為18.76萬m³/a，榆林河水庫壩下滲流為23.00萬m³/a。

7）蒸發蒸騰量45042.46萬m³/a（表6-6）。

表6-6 玉門-踏實盆地蒸發蒸騰量計算表

8）泉水溢出量15689.80萬m³/a。依據2004年8月實測全區各泉溝瞬時泉水流量，再用有代表性的泉水動態觀測資料分亞區推算出全區年內泉水溢出總量。

9）地下水開采量4990.04萬m³/a（主要為農業灌溉，部分為工業、水源地），其中昌馬灌區4206.28萬m³/a，橋子灌區90.48萬m³/a，榆林灌區561.88萬m³/a。

10）地下徑流流出為186.44萬m³/a，其中：昌馬灌區青山斷面流出量為167.79萬m³/a，雙塔水庫壩下滲流量為18.65萬m³/a。

2.安西-敦煌盆地地下水均衡項

1）河水入滲量5642萬m³/a。其中：雙塔水庫泄水29876.66萬m³/a，雙塔灌區渠首引水24950萬m³/a，西湖灌區引水3350萬m³/a，其餘在天然河道中入滲補給地下水（入滲率為82%），補給量為1292.86萬m³/a；黨河水庫泄水33436.00萬m³/a，渠首引水28970萬m³/a，其餘入滲補給地下水（入滲率為82%），補給量為3662.12萬m³/a；蘆草溝、東泉溝來水量分別為175.92萬m³/a、149.80萬m³/a，按75%入滲補給地下水計算，補給量分別為131.94萬m³/a、112.35萬m³/a；多壩溝、崔木土溝來水量分別為240.92萬m³/a、199.25萬m³/a，按75%入滲補給地下水計算，補給量分別為180.69萬m³/a、149.44萬m³/a；山水溝來水量1126萬m³/a，通過暗渠引水，入滲量為1126×0.10=112.60萬m³/a。

2）渠系入滲補給19551.83萬m³/a。其中雙塔灌區渠系入滲量9477.30萬m³/a，黨河灌區渠系入滲量為10074.53萬m³/a（表6-7）。

3）田間灌溉入滲補給6597.42萬m³/a。其中雙塔灌區入滲4749.56萬m³/a，黨河灌區入滲1847.86萬m³/a（表6-8）。

表6-7 安西-敦煌盆地渠系水入滲量計算表

表6-8 安西-敦煌盆地田間灌溉入滲量計算表

4）降水、凝結水入滲補給量為7157.81萬m³/a。其中降水入滲補給量68.52萬m³/a，凝結水入滲補給量7089.29萬m³/a（表6-9）。

表6-9 安西-敦煌盆地降水、凝結水入滲量計算表

5）雨洪入滲補給753.61萬m³/a。雙塔灌區南北截山、黨河灌區南火焰山、盆地西南卡拉塔什塔格等雨洪徑流深取4.5mm/a，入滲系數取0.80，雙塔南匯水面積416.00km²，黨河灌區南部匯水面積481.75km²，盆地西南匯水面積1195.60km²，計算補給量為753.61萬m³/a。

6）地下潛流流入18.65萬m³/a，系雙塔水庫壩下滲流量。

7）蒸發蒸騰量36100.42萬m³/a（表6-10）。

表6-10 安西-敦煌盆地蒸發蒸騰量計算表

8）盆地泉水溢出量為295.93萬m³/a。

9）地下水開采量10760.61萬m³/a（主要為農業灌溉，部分為工業用水、水源地），其中黨河灌區6684.08萬m³/a，雙塔灌區3474.28萬m³/a（含西湖灌區）。

3.花海盆地地下水均衡項

1）河水入滲量3469.91萬m³/a。其中：赤金峽水庫泄水量11133萬m³/a，渠首引水量9428.20萬m³/a，其餘在天然河道中入滲補給地下水（入滲率82%），補給量為1397.94萬m³/a；北石河來水量1269.95萬m³/a，天然河道中入滲補給地下水（入滲率84%），補給量為1060.41萬m³/a；；四○四廠排污水來水量為746.46萬m³/a，按75%入滲補給地下水計算，補給量為559.85萬m³/a；斷山口河、火燒溝等來水量602.30萬m³/a，按75%入滲補給地下水計算，補給量為451.73萬m³/a。

2）渠系入滲補給2373.54萬m³/a（表6-11）。

表6-11 花海盆地渠系水入滲量計算表

3）田間灌溉入滲補給452.39萬m³/a（表6-12）。

表6-12 花海盆地田間灌溉入滲量計算表

4）降水、凝結水入滲補給量為1482.88萬m³/a。本區地下水埋深均大於3m，故降水入滲補給量為0，凝結水入滲補給量1482.88萬m³/a（表6-13）。

表6-13 花海盆地降水、凝結水入滲量計算表

5）雨洪入滲補給181.37萬m³/a。花海灌區南寬灘山等雨洪徑流深取4.5mm/a，入滲系數取0.80，匯水面積503.81km²，補給量為181.37萬m³/a。

6）地下徑流側向流入167.79萬m³/a，系青山斷面徑流量。

7）蒸發蒸騰量5259.66萬m³/a（表6-14）。

表6-14 花海盆地蒸發蒸騰量計算表

8）地下水開采量1120.00萬m³/a，為農業灌溉開采。

4.地下水天然補給量及均衡成果

1）2004年盆地地下水天然補給量為扣除重復量後的地下水總補給量，三盆地合計為95580.04萬m³/a。其中，玉門-踏實盆地為49341.90萬m³/a，安西-敦煌盆地為38351.76萬m³/a，花海盆地為8072.79萬m³/a（表6-15）。

表6-15 2004年疏勒河流域盆地地下水資源總補給量表

2）根據以上各盆地均衡項計算結果，2004年疏勒河流域花海盆地均衡差為1748.22萬m³，玉門-踏實盆地均衡差為-13332.04萬m³，安西-敦煌盆地均衡差為-7435.63萬m³（表6-16）。

表6-16 2004年度疏勒河流域盆地地下水均衡計算表（單位：萬m³/a）

3）地下水均衡驗證，採用地下水動態長觀資料，確定均衡區地下水位的升降幅度與面積，並根據鑽探與抽水試驗成果，確定相應的給水度，計算其地下水均衡期內儲存資源變化量來校驗計算結果的可靠性。

計算公式：

河西走廊疏勒河流域地下水資源合理開發利用調查評價

式中：ΔQ_儲為均衡期內儲存資源變化量，億m³；μ為升降區內含水層綜合給水度；F為升降區（段）面積，km²；ΔH/Δt為計算期始末水位變幅，m，實測所得，計算期為一年。

運用式（6-4）對三個盆地的地下水均衡差和儲存資源變化量進行對比分析，相對誤差小於15%，說明計算結果符合實際情況（表6-17）。

表6-17 疏勒河流域盆地儲存資源變化量分析計算表

續表

4）2004年疏勒河流域各縣（市）天然補給資源為扣除重復量後的地下水總補給量，三縣（市）合計為95580.04萬m³。其中，玉門市為32010.08萬m³，安西縣為51466.98萬m³，敦煌市為22196.97萬m³（表6-18）。

表6-18 2004年疏勒河流域各縣（市）地下水天然補給量表

5）各縣（市）地下水均衡。疏勒河流域的花海盆地和玉門-踏實盆地東部屬玉門市，玉門-踏實盆地西部和安西-敦煌盆地東部的雙塔灌區（含西湖灌區）屬安西縣，安西-敦煌盆地的其餘均屬敦煌市。根據盆地地下水資源計算結果，將源匯項分配到各縣（市），並進行各縣（市）地下水均衡計算。2004年疏勒河流域玉門市均衡差為-3894.63萬m³，安西縣為-9755.44萬m³，敦煌市為-5358.72萬m³（表6-19）。

表6-19 2004年度疏勒河流域各縣（市）地下水均衡成果表（單位：萬m³/a）

續表

二、地下水可開采資源

（一）地下水可開采資源評價方法

從理論上講，地下水最大可能開采資源量大致等於天然資源量。實際上，它是與一定的開發利用方案相聯系的，它要求技術上的可行與經濟上的合理，並不產生水、工、環地質環境的惡化。因此，地下水可開采資源是在一定的約束條件和開采方案下，地下水總補給量與和總排泄量的差，再加上因水位下降含水層中疏乾的水量。公式如下：

河西走廊疏勒河流域地下水資源合理開發利用調查評價

式中：Q_允為地下水可開采資源；Q_總補為約束條件下的總補給量；Q_總排為約束條件下的總排泄量（不包括現狀開采量）；μ·F·ΔH為可開采儲存資源；μ為含水層給水度；F為開采區面積；ΔH為允許的地下水水位降深值。

分析流域均衡計算結果，補給項變化近期內不會太大，而排泄項中潛水蒸發量占總排泄量的70%以上，在給出一定的水位下降值後，蒸發量的減少是可開采資源的主要組成部分。

（二）可開采儲存資源計算

1.允許水位降深值的確定

玉門-踏實盆地昌馬灌區部分地段現狀水位埋深一般為1～3m，為控制土壤發生次生鹽漬化，水位埋深以＞3m為宜，所以上述地區水位再下降2m較為合理；為了保證昌馬洪積扇前泉水量不再衰減，在黃閘灣—七道溝間宜保持現狀水位。

安西-敦煌盆地雙塔灌區局部地段現狀水位埋深一般為1～3m，若使其水位再下降2m，不會對灌區生態環境產生大的影響；而黨河灌區以西自然保護區及疏勒河干河道兩側，局部水位埋深小於3m地段，地下水幾乎為維系地表植被的唯一水源，環境極為脆弱，不宜開采，否則使該地區生態環境雪上加霜。

花海盆地內灌區局部地段水位埋深3m左右，水位再下降1m，不會對灌區生態環境產生大的影響，為了保護、恢復北石河河道附近及其下游生態環境，該地段不宜開采。

水位下降時間以10年計。

2.可開采儲存量

在上述水位約束降深條件下，求得花海盆地地下水可開采儲存資源為224.33萬m³，玉門-踏實盆地地下水可開采儲存資源為1050.89萬m³，安西-敦煌盆地地下水可開采儲存資源為2222.88萬m³（表6-20）。

表6-20 可開采儲存資源計算表

（三）可開采資源

1.各盆地可開采資源

用式（6-5）計算玉門-踏實、安西-敦煌、花海盆地P=50%情況下地下水補排差分別為11884.75萬m³、13788.08萬m³、3089.89萬m³（表6-21）。P=50%條件下玉門-踏實、安西-敦煌、花海盆地地下水可開采資源分別為12935.64萬m³、14010.37萬m³、3112.32萬m³。

表6-21 盆地地下水允許開采量計算表（單位：萬m³）

2.各縣（市）可開采資源

利用盆地天然資源和可開采資源計算成果，分配到各縣市，計算玉門市、安西縣、敦煌市地下水可開采資源分別為11335.64萬m³、15329.44萬m³、4566.25萬m³（表6-22）。

表6-22 縣（市）地下水允許開采量計算表（單位：萬m³）

內陸乾旱區的地下水位埋深與生態環境密切相關，它決定著地表植被生長情況、種類、分布等，是環境重要的指示器。目前各盆地開采量仍集中在昌馬、黨河、雙塔等灌區，因開采方案不合理，部分地區水位下降較快，環境惡化，應調減開采量。其餘地段多為自然綠洲、荒灘、戈壁等，為維護脆弱的生態環境，不宜開采。尤其黨河灌區以西沿疏勒河干河道兩側一帶大片地區為自然保護區，且有大方盤、玉門關等古遺址與新建旅遊點「魔鬼城」——敦煌雅丹國家地質公園，應加強環境保護與恢復。

三、地下水儲存資源

（一）儲存資源評價方法

疏勒河流域中下游盆地（單元）是相對獨立的含水層系統。地下水儲存量由重力儲存量和彈性儲存量組成。本次只計算各盆地淺部含水層（Qh-Qp₁）的孔隙重力水體積儲存量作為地下水儲存資源量。方法是作不同厚度等值線並劃分計算區，由鑽探資料統計所得含水層折算系數，進而求得各區間的含水層厚度，結合該區內鑽孔抽水試驗資料，給定相應含水層的給水度值，面積由1∶25萬圖上量取。計算公式為

河西走廊疏勒河流域地下水資源合理開發利用調查評價

式中：Q_儲為地下水儲存資源，億m³；∑μ為含水層平均給水度；F為計算區（段）面積，km²；H為含水層厚度，m。

依據工作區地下鹹淡水水平及垂直分布規律，大致將各盆地水位埋深小於10m區域劃分為微鹹水、半鹹水-鹹水分布區，埋藏底界分別為30m、80m。利用式（6-6）可概略計算。

（二）儲存資源評價結果

1.總儲存資源

用式（6-6）計算出疏勒河流域三縣（市）盆地地下水儲存資源為5203.28億m³。其中：花海盆地最小，為626.96億m³；玉門-踏實盆地較大，為1284.30億m³；安西-敦煌盆地最大，為3292.03億m³。

按縣（市）分，地下水儲存資源玉門市最小，為868.67億m³；安西縣較大，為1303.09億m³；敦煌市最大，為3031.53億m³（表6-23）。

表6-23 疏勒河流域縣（市）盆地地下水儲存資源計算表

2.微鹹水、半鹹水-鹹水儲存資源

微鹹水TDS1～3g/L，分布於水位埋深小於10m細土平原區，含水介質厚度50m左右。半鹹水-鹹水TDS＞3g/L，分布於水位埋深小於5m細土平原區，含水介質厚度30m左右。計算過程見表6-24。盆地計算結果見表6-25，縣（市）計算結果見表6-26。

表6-24 疏勒河流域縣（市）盆地鹹水-微鹹水儲存資源計算表

表6-25 疏勒河流域各盆地地下水儲存資源組成表（單位：億m³）

表6-26 疏勒河流域各縣（市）地下水儲存資源組成表（單位：億m³）

由表可見，疏勒河流域平原區地下水淡水儲存資源為4717.5億m³，微鹹水儲存資源為459.54億m³，半鹹水-鹹水儲存資源為26.24億m³。不可利用的半鹹水-鹹水資源僅占總水資源的0.5%，淡水資源比較豐富。

⑺ 地下水資源評價原則與方法

一、地下水資源評價原則

（一）地下水天然資源評價的原則

柴達木盆地地下水資源評價是通過對前人資料的深入細致分析、研究和在本次工作成果的基礎上，對柴達木盆地地下水資源按地下水系統進行劃分。基於盆地地表水與地下水流域基本一致，具共同的排泄基準面。依據水文自然單元的特徵，根據地下水資源評價需要，將盆地劃分為15個二級地下水系統，83個三級地下水系統，346個四級地下水系統（表3-1）。

柴達木盆地地下水資源按地下水系統評價時，山區和平原區三級地下水系統分別評價。三級地下水系統界線是在二級地下水系統界線的基礎上劃分，山區以地表分水嶺或盆地界線為界，山前以基岩與第四系地層界線為界；平原區三級地下水系統界線以兩側流域界線為界，向湖盆中心以TDS 5g/L等值線為界線。山前平原區按水質又劃分地下水TDS小於1g/L的淡水、1～3g/L微鹹水和3～5g/L的半鹹水。盆地深層承壓-自流水（淡）則單獨進行評價。

柴達木盆地西部和中部地段，廣泛分布古近-新近系地層，富含有豐富的油、氣和高壓自流水，主要是在地質歷史時期積累、保存下來的深層含水體———油田水。具封閉性和獨立的地下水補徑排系統，地下水年齡久遠，與第四系鬆散岩類孔隙水地下水系統有著質與量的區別，不能作為同一類型的地下水資源進行評價；盆地沖湖積平原及中心地帶廣泛分布著高TDS的咸鹵水區（TDS大於5g/L），是目前鹽湖化工開採的主要地區，地下水主要為晶間鹵水和承壓-自流水（TDS大於300g/L）。由於油田水和咸鹵水分布區研究程度低，資料缺少，故此次不予評價。

地下水天然資源評價是以地下水系統為單元，對系統內各項天然補給量進行評價。為便於地方各部門使用，將所評價的地下水資源補給量、開采資源量、深層地下水資源量和地下水開采潛力，依據地下水系統所處的行政單元（市、縣等）進行統計分配，主要為地方部門用水規劃提供基礎性資料。另外，此次地下水資源評價主要為2002～2004年實測資料。格爾木河沖洪積扇數學模型採用2000年資料，兩者之間水文地質參數選取存在差異。

（二）潛水開采資源評價原則

地下水開采資源評價是在地下水天然補給資源的基礎上進行的，在地下水系統內根據以往工作基礎，主要考慮區域水位下降、土壤鹽漬化、水質惡化與地下水開採的相互制約關系；以地下水生態水位埋深為指標，作為潛水（或淺層地下水）開採的主要約束條件，即在保證生態環境需水量的同時，又能使地下水資源得到永續開發利用；將各系統內地下水開采資源總量控制在天然補給資源量的40％以內，以保證盆地生態環境用水需求。同時根據不同水質，將盆地平原區地下水分別按地下淡水、微鹹水和半鹹水進行開采資源評價。

（三）深層承壓水可采儲量評價原則

柴達木盆地的深層承壓水的勘探、研究資料較少，開發利用程度差異性較大。由於受資料限制，此次根據地下水系統劃分原則，從地下水資源開發利用角度考慮，對淡水分布區的深層承壓水進行評價。

（四）地下水潛力評價原則

從柴達木盆地地下水開采現狀來看，地下水總體開發程度較低。雖然局部地區存在開發利用程度稍高，與當地的地下水天然補給資源相比較，仍存在很大的開采潛力。評價時根據當地國民經濟規劃和經濟技術進步對地下水需求的變化考慮，地下水潛力評價從開采潛力和利用潛力兩方面入手，著重考慮開采盈餘量、微鹹水的可擴大開采資源量和依靠環境容量可擴大開采資源量的評價。

二、地下水資源評價方法

（一）山區地下水資源評價方法

柴達木盆地周邊山區於20世紀70、80年代和90年代均進行過不同比例尺的區域地質、水文地質調查，計算採用的地下水徑流模數均為實測資料，具有廣泛的代表性和實用性。此次山區地下水資源評價，是按山區三級地下水系統作為地下水資源計算區，將三級地下水系統內按各含水岩組確定的塊段作為計算單元，所有分布在山區的各含水岩類中的地下水都參加計算，所用山區泉點資料均為前人實測資料。根據前述計算方法，山區地下水資源評價採用地下徑流模數法進行計算。

公式：Q_徑＝M·F·T·86.4

式中：Q_徑為地下水徑流量，10⁴ m³/a；M為地下水徑流模數，L/（s·km²）；F為含水岩組分布面積，km²；T為地下徑流時間，d。

昆侖山北坡海拔4250m以下、祁連山南坡海拔3900m以下為非凍土區，地下水徑流時間取365d；昆侖山北坡海拔4250m以上、祁連山南坡海拔3900m以上為多年凍土區，地下水徑流時間取150d（5月10日至10月10日）。

地下水徑流模數主要利用前人資料，由泉域法求得：

公式：M＝q/f′

式中：M為地下水徑流模數，L/（s·km²）；f′為泉點集水面積，km²；q為泉流量，L/s。

（二）平原區地下淡水資源評價方法

平原區地下水（淡水）資源評價的方法較多，對於區域性地下水天然資源評價主要有水資源均衡法、斷面徑流量法、補給量總和法、數值法等多種方法。目前廣泛採用的數值法和水均衡法評價地下水資源，對於水文地質研究程度較高的地區效果較好，評價精度較高。柴達木盆地各地水文地質研究程度差異較大，受研究程度的制約，除格爾木地區可採用數值法和水資源均衡法計算地下水資源外，其他地區僅能採用補給量總和法進行評價，無法採用其他地下水資源評價方法進行評價。

公式：Q_總＝Q_河＋Q_潛＋Q_渠＋Q_灌＋Q_庫＋Q_側＋Q_降

式中：Q_總為各項地下水天然資源總補給量；Q_河為河水入滲量；Q_潛為出山口河谷潛流量；Q_渠為渠道入滲量；Q_灌為田間灌溉滲入量；Q_側為山前基岩裂隙水側向補給量；Q_降為大氣降水入滲補給量；Q_庫為水庫滲漏補給量。

⑻ 地下水資源評價方法簡述

在新建任何一個地下水開發利用工程之前，都必須知道研究區有多少地下水資源，預測工程實施之後地下水均衡狀態的變化，判斷相關的地質環境和生態環境是否會惡化。回答這些問題就是地下水資源評價的主要任務。地下水資源評價包括水量評價和水質評價兩個部分，都要在專門的國家規范指導下進行。

水量評價的目標是確定地下水均衡要素的總量，預測不同開采規模對地下水均衡狀態的影響，限定地下水的允許開采量。地下水資源的水量評價一般按以下的步驟來進行。

(1)圈定合理的評價區

根據地表水資源和地下水資源評價一致性的規定，地下水資源的評價也要按照不同級別的江河水系進行流域分區，而不能只限於某個水源工程建築物的覆蓋范圍，也不能限於某個特定的含水層，以「影響半徑」來圈定評價區往往也是不合理的。目前還存在用行政分區作為評價區的習慣，但這樣做只是為某個行政區域的管理者提供參考，其資源數量必須在流域背景下進行合理的劃分。

(2)資料收集、補充勘探

對評價區氣象、地理、水文、含水層特點、水資源利用水平等現狀條件進行調查，收集資料數據。如果現有的資料數據不足或由於年代太老不適應新情況，就需要開展補充勘探，選擇適用的測繪遙感技術、地球物理探測技術、地下水鑽探和試驗技術、同位素示蹤技術等。對全部資料進行系統的分析，按照重要程度排列出評價區所有的地下水補給要素和排泄要素，並確定各種要素對應的評價參數，如降水入滲系數及潛水蒸發極限埋深等。

(3)取多年平均數據或典型水文年數據進行現狀水均衡分析

計算現狀條件下地下水的總補給量和總排泄量，確定當前的水均衡狀態。如果評價區地下水的現狀是零均衡，那麼總補給量或總排泄量都可以作為地下水的資源數量，其單位一般為10⁸m³/a。對於已經存在地下水開採的地區，需要特別注意地下水是否處於負均衡狀態。如果地下水向負均衡狀態演變，應計算其儲存量的年度遞減值，即評價地下水存量資源的消耗速率。由於地下水均衡要素都存在一定程度的不確定性，現狀水資源的計算也要對結果的精度進行評估，並給出不同保證率下的資源量。

(4)對地下水均衡狀態的影響

採用合適的分析模型，按照不同的方案預測新增地下水開發利用工程對地下水均衡狀態的影響。根據問題的復雜程度，可以選取經驗公式、地下水動力學解析理論、數值模擬等手段進行地下水開采動態預測。隨著計算工具的進步，數值模擬越來越成為地下水資源評價的重要方法。但是，使用數值模擬軟體並不能代替對地下水分布和運動規律的認識，必須使模型的建立符合評價區含水層的特點和計算精度要求，充分考慮地下水與地表水的相互作用，考慮地下水均衡狀態變化後可能導致的參數變化。模型預測的時間可以達到10年或20年，但並沒有最長時間的限制，因為10km尺度以上的區域地下水響應時間可以非常長，甚至達到1000年。

(5)確定可開采量

以水資源保護和生態環境保護為約束條件，根據預測結果確定可開采量。地下水開發利用的約束條件在各個地區是不一樣的，並且是隨著時代的發展而變化的，有些地區要防止河流乾涸、泉水斷流、濕地退化，有些地區要防止地面沉降、土壤鹽漬化、海水入侵，還有些地區要避免含水層被疏乾等，應盡可能在分析中考慮周全。新建工程不損害現有地下水開發工程、不損害鄰近地區的用水也是重要的約束條件。可開采量就是滿足上述綜合約束條件的地下水開采規模，其單位一般也是10⁸m³/a。但是，實際可開采量與開采方式(布井位置、布井數量、抽水周期等)也有關系，應在水資源評價報告中加以討論。

地下水的水質評價目標是確定地下水的化學成分作為飲用水源的適宜性，判斷是否受到污染和可能遭受污染的風險。水質評價必須從有代表性的地下水監測孔中提取水樣，進行常規水化學分析、污染物檢測等調查。對於存在地表水滲漏或灌溉水回歸補給的情況，地表水、土壤水的污染程度和地下水接受污染的途徑也在調查之列。地面存在的各種點源和面源污染都應該在地下水污染的風險評價中加以考慮。

地下水的水量評價和水質評價應相互結合。如果評價區地下水的礦化度有差異，需要將其按照淡水區、微鹹水區、鹹水區分別評價水量資源。水量評價的預測模型不僅要計算地下水位的變化，在條件具備的情況下，還可以建立溶質運移模型以便計算地下水礦化度、特定化學組分濃度的變化。

⑼ 地下水防污性評價方法

一、評價指標的選取

(一)地下水易污性影響因素

影響地下水易污性的因素很多，概括起來可分為自然因素和人為因素兩類。自然因素指標包括含水層的地形地貌、地質及水文地質條件。人為因素指標主要指可能引起地下水環境污染的各種行為因子^{［16，17］}。表1－2－1列出了影響地下水易污性的自然因素和人為因素。

表1－2－1 地下水易污性影響因素

(二)評價指標的選取

施加在地表的污染物在到達含水層某位置之前，要受到地面以上、土壤、包氣帶及地下水面以下的物理、化學和生物化學等諸多過程的影響(圖1－2－1)，一個合理科學的易污性評價指標體系應該盡可能地反映這些主要的影響過程。

圖1－2－1 污染物運移至含水層過程示意圖

二、評價單元劃分

由於各種地質因素在各個局部區域的差異性和復雜性，要做到較為精確的評價，需將整個研究區域分成若干個小圖元，即評價單元。根據各個小區域的不同情況，分別賦予不同的屬性，然後才能根據這些屬性進行區域評價。常用的劃分方法有三種，即三角單元剖分法、正方形網格單元劃分法和不規則多邊形網格單元劃分法^［18］。

(一)三角單元剖分法

三角單元剖分法是以三角形為基本的評價單元進行評價區域劃分。總的來說，該方法進行評價區域單元劃分是任意的，但應該遵循以下三個原則:

1)三角形的任意一角不得大於90°，三條邊的長度盡可能接近。

2)三角形頂點不能落在另外某個三角形邊上。

3)每個評價單元的性狀因子盡可能均一。

該方法對小范圍評價區域劃分比較合理。

(二)正方形網格單元劃分法

正方形網格單元劃分法是以地理坐標來控制，採用正方形網格劃分;根據具體情況，確定網格大小，可由0.01km²至數km²。這種劃分方法對大區域的評價是比較合理的。

(三)不規則多邊形網格單元劃分法

不規則多邊形網格單元劃分方法適用於小范圍評價。因為對小范圍城市區域進行評價時，由於地形、地質條件變化大，因素離散性大，若仍採用正方形網格單元劃分法，就會把評價因子性狀相對很不均一的區段劃分在同一評價單元內，而把均一性較好的區段可能人為地割離開了，這點與小范圍的城市區域評價的要求和目的是相違背的。因此，對小范圍的城市區域進行評價適宜採用不規則多邊形網格單元劃分法，這種方法往往規定評價單元以0.5km×0.5km為上限。

三、地下水防污性評價模型

(一)概述

目前國內外常用的評價地下水防污性的方法概括起來主要有迭置指數法、過程數學模擬法和模糊數學法等。在應用上，這些方法相對來說有各自的特點、側重和適用范圍(表1－2－2)。

表1－2－2 地下水易污性研究方法對比

1.迭置指數法

迭置指數法是將選取的各評價指標的分指數進行疊加形成一個反映防污性程度的綜合指數，再由綜合指標進行地下水防污性評價。它又分為水文地質背景參數法(hydrogeologiccomplex and setting methods，HCS)和參數系統法(parametric system methods，PSM)^{［19～22］}。前者是通過一個與研究區有類似條件的已知防污性標准地區來比較確定研究區的防污性。這種方法需要建立多組地下水防污性標准模式，且多為定性或者半定量評價，一般適用於水文地質條件比較復雜的大區域。後者是通過選擇評價防污性的代表性指標來建立一個指標系統，每個指標均有一定的取值范圍。這個范圍又可分為幾個區間，每一區間給出相應的評分值，把各指標的實際資料與此標准進行比較而評分，最後根據各個指標所得到的評分值疊加即得到綜合指數。

參數系統法是地下水防污性評價中最常用的一種方法，其又可以進一步細分為基質系統法(matrix systems，MS)、率定系統法(rating systems，RS)和加權率定系統法(point count system models，PCSM)三種方法。在這三種方法中，PCSM法又是最通用的方法。MS方法是以定性方式對研究區各單元的防污性進行評價的，後兩種方法則是以定量(數值化)方式進行評價。這二者區別在於綜合指數的計算方法不同。RS方法的綜合指數是由各指標的評分值直接相加而成，而PCSM法的綜合指數值則是各指標評分值和各自賦權的乘積疊加得出的，因此又叫權重－評分法。目前，國外的大部分有關地下水防污性的研究多以DRASTIC標准或農葯DRASTIC標准為基礎，運用綜合指數或加權指數模型來進行地下水防污性評價。

2.過程數學模擬法

過程數學模擬法是在水分和污染物質運移模型基礎上，使用確定性的物理化學方程來模擬污染質的運移轉化過程，將各評價因子定量化後放在同一個數學模型中求解，最終得到一個可評價防污性的綜合指數^［23］。該方法的最大優點是可以描述影響地下水防污性的物理、化學和生物等過程，並可以估計污染質的時空分布情況。盡管描述污染質運移轉化的二維、三維等各種模型很多，但目前還沒有更多地用在區域地下水防污性的評價中，防污性研究多數集中在土壤和包氣帶的一維過程模型，多為農葯淋濾模型和氮循環模型。

從理論上講，該方法適用於地下水防污性評價的高級階段，因為它需要具備足夠並且可靠的地質數據及長序列污染質運移資料，只有當人們完全掌握了地下水防污性與其評價要素之間的內在關系之後，才能運用該方法。而地下水防污性評價還處於起步階段，並且地下水防污性與其評價要素之間的內在關系仍處於探索階段，所以該方法不常用。

3.統計方法

統計方法是通過對已有的地下水污染信息和資料進行數理統計分析，確定地下水防污性評價因子並用分析方程表示出來，把已賦值的各評價因子放入方程里計算，然後根據其結果進行防污性分析。常用的統計方法包括地理統計(geostatistical)方法、克立格(kriging)方法、線性回歸分析法、邏輯回歸(logistic regression)分析法、實證權重法(weight of evidence)等統計方法。

目前這種方法在地下水防污性評價中的應用不如迭置指數法及過程數學模型方法那樣得到重視。

4.模糊綜合評判法

地下水當具有某種程度的防污時，其影響因素具有多樣性和復雜性。地下水防污性是相對的，屬典型的模糊問題。人為地給定一個分級界限，使本來模糊的問題人為地加以清晰化，評價結果就難以准確反映出各評價指標所提供的信息，因此，對這類模糊問題應採取的最佳方法就是模糊數學法。

模糊綜合評判法是在確定評價因子、各因子的分級標准以及因子指標賦權的基礎上，經過模糊綜合評判來劃分地下水的易污程度。該方法充分考慮了地下水易污性的本質因素(反映水文地質內部本質屬性)和特殊因素(反映人類活動及外部環境對地下水易污性的影響)，不需要進行人為的等級劃分，可考慮各個指標的連續變化，能真實地反映不同樣本指標之間的差異。同時考慮了不同評價指標之間的相互作用關系，使評價結果更符合實際情況^{［24～27］}。

在以上四種防污性評價方法中，相對而言，迭置指數法的指標數據比較容易獲得，方法簡單，易於掌握，是國外最常用的一種評價方法。它的缺陷是，由於評價指標的分級標准和評分以及防污性分級沒有統一的規定標准，具有很大的主觀隨意性，所以防污性評價結果難以在不同的地區進行比較，缺乏可比性。過程數學模擬法雖然具有很多優點，但只有充分認識污染質在地下水環境中的行為特性，有足夠的地質數據和長序列污染質運移數據，才能充分發揮它的潛力。近年來，隨著GIS技術的普及以及評價區域的擴大，國外於20世紀90年代末期便陸續出現了應用GIS技術結合地下水運移模型來評價地下水的防污性的研究成果。此方面的研究也將是今後地下水防污性評價的方向和發展趨勢。統計方法則依賴於監測的足夠長的已污染信息資料。同時，在使用時要考慮可比性問題。地下水防污性評價包含了一些定性與非確定性指標，通過隸屬函數來描述非確定性參數及其指標分級界限的基於DRASTIC的模糊數學綜合評價方法應運而生，因為它應具有很大的優勢。

(二)DRASTIC模型

1.基本假設

DRASTIC方法是地下水防污性評價中參數系統法的典型代表^［28］。目前，該方法已被許多國家採用，是地下水易污性評價中最常用的方法。DRASTIC方法有四個主要的假定:①污染物存在於地表;②污染物通過降雨滲入地下;③污染物隨水遷移;④研究區面積大於等於100英畝(約0.4km²)^{［29～30］}。

2.評價指標體系

DRASTIC方法採用7個影響和控制地下水流和污染質運移的參數構成該方法的易污性評價的因子體系，它們分別是:地下水埋深(depth to water)、含水層凈補給(netrecharge)、含水層岩性(aquifer media)、土壤類型(soil media)、地形坡度(topography)、包氣帶影響(impact of the vadose zone)及含水層水力傳導系數(aquifer hydraulicconctivity)。DRASTIC即來自這7個因子的英文中心詞的首字母縮寫^{［31～33］}。

(1)地下水埋深(D)

地下水埋深決定著地表污染物到達含水層之前所經歷的各種水文地球化學過程，並且提供了污染物與大氣中的氧接觸致使其氧化的最大機會。通常，地下水位埋深越大，地表污染物到達含水層所需的時間越長，污染物在途中被稀釋的機會越大，污染物進入地下水的可能性就越小，含水層被污染的程度也就越小，具體評分情況見表1－2－3。

表1－2－3 地下水埋深評分表

(2)含水層凈補給量(R)

污染物可通過補給水垂直傳輸至含水層並在含水層內水平運移，因此補給水是固體和液體污染物浸析和運移至含水層的主要工具。補給量越大，地下水易污性程度就越高。當補給量增大至可以使污染物被稀釋時，地下水受污染的可能性不再增加而是減小。表1－2－4給出了含水層凈補給量的評分情況。

表1－2－4 含水層凈補給量評分表

一般情況下，獲取地下水凈補給量資料有一定難度，故在實際評價中常用降雨入滲補給量(P-precipitation recharge)代替凈補給量，其具體評分情況見表1－2－5。

表1－2－5 降雨入滲補給量評分表

(3)含水層岩性(A)

含水層中的地下水受含水層介質的影響，而污染物的運移路線及運移路徑的長度決定著污染物消亡和遷移的過程。通常情況下，含水層介質的顆粒越大或者裂隙、溶洞越多，則介質的稀釋能力越小。

如果缺乏詳細資料時，可選擇典型評分值。典型評分值是用來描述由相關含水層介質組成的典型含水層。對於基岩含水層，可根據含水層介質中裂隙和層面的發育程度進行評分。如裂隙中等發育的變質岩或火成岩含水介質的評分為3;當裂隙非常發育時，含水層具有較大污染可能性，評分應定為5;當變質岩或火成岩中裂隙不發育時，單位給水度較低，含水層具有較大的易污性，評分值可定為2。對於非固結岩石，可根據含水層介質顆粒大小和分選程度情況進行評分，例如，典型砂礫岩的評分值為8，但當沉積層顆粒粗大並較易沖刷，則可賦值為9，相反，當顆粒含量增加並且分選性不好時，評分值可降至6或7。

評價區域地下水易污性時，每次只能評價一個含水層，在多層含水系統中，應該選擇一個典型的具有代表性的含水層進行評價。確定含水層之後，把該含水層中最主要的含水介質作為評價因子。含水層介質評分情況見表1－2－6。

表1－2－6 含水層岩性類型評分表

(4)土壤類型(S)

評價中涉及的土壤介質平均厚度為2m或<2m。土壤介質對滲入地下的補給量具有顯著的影響。通常情況下，土壤中的黏土類型、黏土的膨脹性、土壤的顆粒大小對含水層中地下水的易污性有很大的影響。

當某一區域的土壤介質有多層土壤組成時，可以採用以下幾種方法選擇土壤介質類型:①選擇占優勢的具有代表性的土壤層作為土壤介質;②選擇最不利的具有較高易污性的介質進行評分;③選擇中間介質作為評分標准，如有礫、砂和黏土存在時，可選擇砂作為評分介質。土壤類型評分見表1－2－7。

表1－2－7 土壤類型評分表

(5)地形坡度(T)

地形控制著污染物被沖走或較長時間留於某一地表區域並滲入地下，它不但影響著土壤的形成，而且還影響著污染物的稀釋程度。對於易於污染物滲入的地形，其相應地段的地下水的易污性越高。通常情況是坡度越大，含水層易污性越低，詳細評分見表1－2－8。

表1－2－8 地形坡度等級劃分與評分表

(6)包氣帶影響(I)

包氣帶影響主要由包氣帶介質類型決定，包氣帶介質類型決定著土壤層和含水層之間物質的削減特性，各種物理化學和生物作用均發生在包氣帶中。包氣帶介質還控制著滲流路徑的長度和滲流途徑，從而影響了污染物的遷移時間及與土體的反應程度。包氣帶內的任何裂隙對滲流路線都起控製作用。

包氣帶介質的選擇必須遵循以下三條基本原則:

1)選擇對易污性程度最顯著的介質。

2)對於有多層介質存在時，應考慮各層介質的相對厚度，選擇厚度最大的一層作為非飽和帶介質。

3)須考慮各層介質易污性程度的大小，如當灰岩上層覆蓋一層黏土和一層等厚度的較大的砂礫層時，從地下水污染的角度考慮，黏土是最顯著的控制層，因為黏土層限制污染物向含水層遷移，此時選擇黏土層作為非飽和帶介質較恰當。

承壓含水層不考慮其上的覆蓋層，其賦值應為1;對於基岩介質，應考慮各類裂隙的發育程度，當對於溶洞非常發育的灰岩介質，評分可賦予10;對於岩溶發育不好或連通不好的灰岩介質，評分應選低一些，如9或8。其具體情況見表1－2－9。

表1－2－9 包氣帶介質評分表

續表

(7)含水層水力傳導系數(C)

水力傳導系數反映含水層介質的透水能力，在一定水力梯度下控制著地下水的流動速度，而水的流動速度又控制著污染物在含水層中的運移速率。水力傳導系數由含水層內孔隙的大小和連通程度所決定，水力傳導系數越大，地下水越易受到污染，評分情況參見表1－2－10。

表1－2－10 水力傳導系數等級劃分與評分表

通常情況下，用含水層滲透系數代替水力傳導系數(C)，其評分情況參考水力傳導系數評分標准。

3.權重確定

在應用DRASTIC法進行地下水易污性評價時，對於每一個指標參數給定了一個相對的權重，其范圍為1～5，它反映了各個指標參數的相對重要程度。對於地下水污染影響最顯著的指標的權重為5，影響程度最小的指標的權重為1，各指標權重見表1－2－11。

表1－2－11 DRASTIC指標體系中各參數的權重

4.易污性指數

應用DRASTIC方法進行地下水易污性評價時，在確定各單元上各評價因子的評分和權重基礎上，用易污性指數將7個因子綜合起來，用加權的方法計算DRASTIC指數，即地下水易污性指數:

城市地質環境評價理論方法

式中:W_i為評價因子的權重;R_i為評價因子的評分。

一旦確定了DRASTIC易污性指數，就可以確定各水文地質單元的地下水相對易污性。具有較高易污性指數的區域其地下水系統相對易於受到污染。

需要特別指出的是，DRASTIC指標並不表示地下水污染的絕對數值，它僅表示不同區域地下水的相對易污程度。

此外，DRASTIC模型在實際應用中，需首先對每一指標進行分級(或進行類型劃分)，在該級別(分類)內的指標給予相同的定額，這樣不同的級別便有了定額上的差別。在對不同評價單元的同一項指標進行級別劃分時，有可能將具有明顯差異的指標劃分為相同的級別而給出相同的定額，因而使單元之間的差異得不到真實的反映，也就是說用加權評分法掩蓋了各評價因素指標值的連續變化對地下水易污性的影響。因此，結合模糊數學理論提出了基於DRASTIC指標的模糊綜合評價模型。

5.評價等級劃分

通過DRASTIC評價方法計算得到地下水易污性指數在23～230之間。由於在不同城市對比分析時單獨劃分級別存在一定的問題，不能體現同一因子對不同城市地下水易污性的影響。因此，為了不同城市區域地下水易污性評價結果的可對比性，採用統一的標准，劃分結果見表1－2－12。

表1－2－12 地下水易污性等級劃分規則

(三)基於DRASTIC指標的模糊綜合評價模型

該模型在沿用了DRASTIC方法的基礎上進行地下水防污性的模糊綜合評判。具體過程如下。

1.地下水易污性語氣運算元的劃分

含水層根據所處水文地質條件的差異，在同樣的污染源或外部污染環境條件下，受到污染的難易程度是不同的。因此，地下水易污性評價的主要任務是要給出評價區域地下水受到污染的難易程度的確切評價，為了與此相對應，給出了評價地下水易污性的10級語氣運算元(根據具體情況而定，也可以劃分為其他級別的語氣運算元，如8級等)，見表1－2－13。

表1－2－13 語氣運算元與污染級別的對應關系

2.指標標准特徵值矩陣

評價中採用的7個指標的級別劃分與對應的特徵值具體情況見表1－2－14至表1－2－20所示。

表1－2－14 地下水埋深的級別與特徵值

表1－2－15 凈補給量的級別與特徵值

表1－2－16 地形坡度的級別與特徵值

表1－2－17 含水層水力傳導系數的級別與特徵值

表1－2－18 含水層岩性的級別與特徵值

表1－2－19 土壤類型的級別與特徵值

表1－2－20 包氣帶影響的級別與特徵值

綜合上述7個評價指標各個級別與特徵值的具體劃分情況，可得到模糊評價模型的7項指標的級別與對應的特徵值，具體參見表1－2－21。

表1－2－21 10個級別7項指標的指標標准特徵值

將地下水易污性評價所依據的7個指標按10個級別的指標標准特徵值進行識別，則有7×10階指標標准特徵值矩陣:

城市地質環境評價理論方法

式中:y_ih為級別h指標i的標准特徵值，i=1，2，…，7;h=1，2，…，10。

由表1－2－20可知有兩種不同的指標類型:①指標標准特徵值y_ih隨級別h的增大而減小;②指標標准特徵值y_ih隨級別h的增大而增大。

3.指標標准特徵值對模糊概念極難污染(1級)的相對隸屬度矩陣

無論對於上述第①、②類指標，均可確定等於指標10級標准特徵值對極難污染的相對隸屬度為0，等於指標的1級標准特徵值對極難污染的相對隸屬度為1。對以上兩類指標，其特徵值介於1級與10級標准特徵值之間者，對極難污染的相對隸屬度可按線性變化確定。則級別h指標i的標准特徵值y_ih對極難污染的相對隸屬度函數公式為

城市地質環境評價理論方法

式中:s_ih為級別h指標i的標准特徵值對極難污染的相對隸屬度;y_i1、y_i，10分別為指標i的1級、10級標准值。

用相對隸屬度函數公式(1－2－2)把指標標准特徵值矩陣式(1－2－1)變換為對極難污染的指標標准特徵值的相對隸屬度矩陣:

城市地質環境評價理論方法

4.評價指標的特徵值矩陣

根據所提取的研究區各評價單元7個指標的實際數據，構建對地下水易污性進行評價的各評價單元特徵值矩陣:

城市地質環境評價理論方法

式中:x_ij為評價單元j指標i的特徵值;i=1，2，…，7;j=1，2，…，n。n為評價單元數。

5.評價指標對極難污染的相對隸屬度矩陣

對於第①類指標對極難污染的相對隸屬度公式為

城市地質環境評價理論方法

對於第②類指標對極難污染的相對隸屬度公式為

城市地質環境評價理論方法

式中:r_ij為單元j指標i的特徵值對極難污染的相對隸屬度。應用公式(1－2－5)或者公式(1－2－6)，將矩陣X轉化為指標相對隸屬度矩陣:

城市地質環境評價理論方法

式中:i=1，2，…7;j=1，2，…n。n為評價單元數。

由矩陣R可知單元j的7個指標的相對隸屬度為

城市地質環境評價理論方法

現將矩陣S每行劃分為9個區間:［1，2］，(2，3］，(3，4］，(4，5］，(5，6］，(6，7］，(7，8］，(8，9］，(9，10］。將 中指標1，2，…，7的相對隸屬度r_1j，r_2j，…，r_7j分別與矩陣S中的第1，2，…，7行的行向量逐一進行比較，可得 落入矩陣S的9個區間中的任何一個區間中，然後對7個指標區間的級別下限和級別上限進行比較，分別取最小區間的下限a_j和最大區間的上限b_j，最後得到各個單元的級別區間［a_j，b_j］。

6.評價單元歸屬於各個級別的最優相對隸屬度矩陣

評價單元歸屬於各個級別的相對隸屬度矩陣記為

城市地質環境評價理論方法

式中:u_hj為評價單元j對級別h的相對隸屬度;j=1，2，…，n;h=1，2，…，10。

由於評價單元j的7個指標相對隸屬度全部落入矩陣S的級別區間［a_j，b_j］內，故矩陣U應該滿足約束條件:

城市地質環境評價理論方法

因為各個評價單元的級別區間不同，從研究區所有評價單元的整體考慮，矩陣U應滿足:

城市地質環境評價理論方法

一般地，級別區間［a_j，b_j］有a_j≥1，b_j≤10。要同時滿足約束條件(1－2－10)和(1－2－11)，必有u_hj=0時，h<a_j或者h>b_j。

評價單元j與級別h之間的差異，用廣義歐氏距離表示為

城市地質環境評價理論方法

上式考慮了指標的權重w_i，為了更完善地描述評價單元j與級別h之間的差異，以評價單元j歸屬於級別h的相對隸屬度u_hj為權重，則用加權廣義歐氏距離表示為

城市地質環境評價理論方法

為求解評價單元j對級別h的最優相對隸屬度，建立目標函數:

城市地質環境評價理論方法

根據目標函數(1－2－14)和約束條件(1－2－10)構造拉格朗日函數，其中λ_j為拉格朗日乘子，則

城市地質環境評價理論方法

由L(u_hj，λ_j)對u_hj和λ_j求偏導並令其等於0:

城市地質環境評價理論方法

可得到評價單元j對級別h的最優相對隸屬度函數公式:

城市地質環境評價理論方法

特殊地，當r_ij=s_ih(i=1，2，…，7)時，評價單元j的7個指標相對隸屬度與級別h的7個指標標准值的相對隸屬度全部相等。由公式(1－2－12)可以知道，此時d_hj=0，由數學分析可知，此時評價單元j百分之百地隸屬於h級，則u_hj=1。

綜合上述可知，評價單元j對於級別h評價的地下水易污性模糊分析評價模型的完整形式為

城市地質環境評價理論方法

應用公式(1－2－18)可以解得評價單元歸屬於各個級別的最優相對隸屬度矩陣為

城市地質環境評價理論方法

式中:h=1，2，…，10;j=1，2，…，n。

7.各單元評價結果確定

應用級別特徵值H的向量式為

城市地質環境評價理論方法

出了評價單元關於地下水易污程度定量評價信息，H越大，則表明該評價單元地下水易污性程度越高。

綜上所述，基於DRASTIC指標的模糊綜合評價模型評價的地下水易污性狀況，有以下幾個方面的優點:

1)在指標評分體繫上參考了DRASTIC模型的劃分標准，同時也考慮了流域內所提取的實際數據，給出了新的評價指標的級別和特徵值。

2)在易污性等級劃分上，充分考慮了含水層所處的水文地質條件的差異，提出更加精確細密的地下水易污性等級(語氣運算元)。

3)在模糊迭代運算過程中充分考慮了各個指標的連續變化，能真實地反映不同單元指標之間的差異。

⑽ 地下水水質評價與預測

一、地下水水質評價

地下水水質評價是地下水資源評價的重要組成部分，只有水質符合要求的地下水才是可以利用的地下水資源。地下水水質評價的核心是評價模型的建立和運行。地下水水質評價的方法很多，大體可分為以下幾類：綜合指數法、模糊數學法、灰色系統法、物元分析法、人工神經網路評價法等。不同的評價方法各有所長，每一種方法均有一定的適用條件，為了獲得較為准確的評價結果，系統提供了目前應用較廣的水質指數評價、模糊綜合評判和人工神經網路評價三種方法進行計算與比較，並結合GIS技術得到地下水水質的空間變化規律。

（一）指數評價法

該評價方法以我國現行的《地下水質量標准》（GB/T14848—93）為依據，包括單項評價和綜合評價法，單項評價採用單因子評價法，按《地下水質量標准》所列分類指標，劃分為五類，不同類別標准相同時，從優不從劣。綜合評價法按下式計算綜合評價分值F。

松嫩平原地下水資源及其環境問題調查評價

式中：F為各單項組分評分值F_i的平均值；F_max為單項組分評價分值F_i中的最大值；n為參評項數。

該評價方法的優點是數學過程簡捷、運算方便、物理概念清晰，存在的問題是描述環境質量的非連續性和過於突出最大污染因子的作用。

（二）模糊綜合評價法

應用模糊數學對水質進行綜合評價的基本思想是：由實測值建立各因子指標對各級標準的隸屬度集，形成隸屬度矩陣，再把因子的權重集與隸屬度矩陣相乘，得到模糊積，獲得一個綜合評判集。綜合評判集表徵水質對各級標准水質的隸屬程度，反映了綜合水質級別的模糊性。從理論上講，模糊綜合評價法由於體現了水體環境中客觀存在的模糊性和不確定性，符合客觀規律，合理性更強。但評價過程較復雜，需要解決好權重的合理分配。該方法的評價過程為：

1.計算評價因子隸屬度

用線形隸屬函數確定各評價因子對各級水的隸屬度的計算公式如下：

j=1級水時：

松嫩平原地下水資源及其環境問題調查評價

j=2,3,4級水時：

松嫩平原地下水資源及其環境問題調查評價

j=5級水時：

松嫩平原地下水資源及其環境問題調查評價

式中：Y為各因子分別屬於各級水的隸屬度；X 為各因子的實測濃度；S_i,j,S_i,j+1,S_i,j-1為評價因子的各級水質標准。

2.模糊關系R矩陣

通過隸屬函數的計算，求出單項指標對於各級別水的隸屬度，得到矩陣R:

松嫩平原地下水資源及其環境問題調查評價

3.評價因子權重的計算

權重就是各評價因子對總體污染物影響程度的貢獻及對人體影響效應的比重。對某種污染物濃度的分級標准S_i可以取其各級標准平均值：Si＝∑ S_j/m，對於某些在水中含量越高表明水質愈差的評價因子，其權重公式為：W_i= X_i/S_i；對於某些在水中含量越高表明水質愈好的評價因子，其權重公式為：W_i= S_i/X_i。

應用該方法時，對各項水質指標（或組分）目前常用的權重處理方法作了適當改進，即在確定各項水質指標（組分）的權重（W_i）時，除考慮某一組分的超標程度外，同時考慮了該項組分對人體健康的危害程度。對人體健康危害相對較小的常規組分及TDS、硬度和鐵（錳）等，在常規方法獲得的相對權值基礎上，乘以「0.6」的修正系數；而對人體健康危害較大的組分（如氟、氨、硝酸根、亞硝酸根、磷及汞、鉻、酚等）則乘以「1.0」系數。然後再用修正後的相對權重進行歸一化的權重計算。這種做法減少了對人體危害性較小組分在決定水質級別中的作用，更符合本區當前各質量級別地下水的使用現狀。

權重進行歸一化處理公式為：－_iW=W_i/∑W_i，∑W_i=1，從而得到權重矩陣A，它是一行n列矩陣（n為參加評判的因子數）。

4.綜合評價

模糊數學綜合評價是通過模糊關系矩陣R 和權重矩陣A 的復合運算而進行的評價。實際是對各項評價因子進行加和合成，用數學式表示為：B=A·R。

其中B是以隸屬度表示的水質級別模糊評價向量（行矩陣），由模糊矩陣R 和A 的復合運算得到，系統採用相乘求和的演算法進行運算。

（三）BP神經網路評價法

人工神經網路是一種由大量處理單元組成的非線性自適應的動力學系統，具有學習、聯想、容錯和抗干擾功能。應用人工神經網路評價水質，首先將水質標准作為「學習樣本」，經過自適應、自組織的多次訓練後，網路具有了對學習樣本的記憶能力，然後將實測資料輸入網路系統，由已掌握知識信息的網路對它們進行評價。傳統的神經網路方法都是對所有評價因子以同樣的標准進行處理，體現不出各評價因子對環境和人體影響的差異，而且往往因為某個評價因子的數值過大而導致總體的評價水質較差。因此，從實用的角度，在傳統神經網路模擬地下水水質評價因子與地下水水質級別間的非線性關系的基礎上，對評價因子進行了分組，進行水質評價。

1.BP神經網路模型概述

地下水環境質量評價所採用的神經網路的拓撲結果如圖13—2所示。它是由一個輸入層、一個隱層和一個輸出層構成的三層網路結構。輸入層接受外界信息，輸出層則對輸入信息進行判別和決策；隱層用來儲存知識。層與層之間的神經元（節點）單方向互聯，其聯接程度用權值表示，並通過學習來調節其值。該神經網路在學習過程中由正向傳播和反向傳播兩部分組成。正向傳播是數據由輸入層經隱層處理傳向輸出層；反向傳播是誤差信號從輸出層向輸入層傳播並沿途調整各層聯接權值和各層神經元的閾值，以使誤差信號不斷減小，通常採用Sigmoid函數作為神經元的激發函數。Sigmoid函數為：

圖13—2 網路模型結構示意圖

如果正向傳播的輸出與給定的期望輸出模式有較大的誤差而不滿足精度要求的時候，就轉入誤差反向傳播過程，將誤差沿原來的聯接通路返回，通過修改各層神經元的聯系權和閾值使誤差減小，然後再轉向正向傳播過程，隨著模式正向傳播和誤差反向傳播的反復交替，網路得到了記憶訓練，當網路的全局誤差小於給定值後，訓練終止，即可得到收斂的網路和相應穩定的權值和閾值。利用這個收斂的網路可以完成實際的模式識別任務。

2.教師樣本以及模型各層節點數目的確定

依據GB/T14848—93，地下水質量分類標準的Ⅳ類與Ⅴ類水標準的界值是同一數值，該標准規定小於等於該值為Ⅳ類水，大於該值為Ⅴ類水。而水環境質量標準的劃分一般都是指一個濃度區間。為了符合評價的要求，按照一些文章提出的方法來確定分級代表值：Ⅰ類水的標准界值作為Ⅰ類水的分級代表值，Ⅱ類水的分級代表值為Ⅰ類水和Ⅱ類水標准界值的中值，其餘依次類推，將Ⅴ類水（Ⅳ類）的界值作為Ⅴ類水的分級代表值。具體見表13—1。

表13—1 BP神經網路的教師樣本

續表

輸入層節點數為監測指標的數目，輸出層節點數為1，當預定誤差為0.001、學習效率取0.5時，經過反復試驗計算，確定隱層數為30時，網路的收斂效果較好。

3.水質評價BP模型建立時樣本數據處理

為消除各監測指標特徵之間由於量綱的不同及監測數值大小的差異對計算過程的影響，需對原始數據做規范化處理，選用下述方法，效果較好。

松嫩平原地下水資源及其環境問題調查評價

式中：

為第k樣本的第i個輸入值；x_i,max和x_i,min分別為第i個水質指標的最大值和最小值。

另外，為了消除極值的影響，如果污染水質指標達到Ⅴ類，輸入時就按Ⅴ類水的下限輸入；對於某些小於一類水標准上限濃度1/10的監測數據，輸入時就按一類標准上限的1/10輸入。

4.運行BP神經網路評價程序

鑒於VB.net寫成的神經網路演算法運行速度過慢，同時經過實踐，用C^+＋寫成的神經網路運算速度相對比較快，所以採用混合編程的方法。用C^+＋寫成神經網路程序，然後在VB.net下調用C^+＋程序進行評價。但是為了達到程序運行美觀，讓C^+＋程序在後台運行，從而兼具了VB.net界面可視化和DOS程序運行速度快的優勢。

二、地下水水質預測

進行地下水污染預警，要充分運用各種專家的知識經驗和有效的模型預測手段，在過去地下水環境及其演化趨勢的基礎上，預計未來可能發生的環境影響，綜合考慮地下水環境的自然屬性，判別地下水環境質量狀況。在系統中是利用已知多年地下水水質觀測資料來推算近期地下水水質的動態變化情況。系統提供了兩種預測方法，即時間序列分析與灰色預測。

（一）時間序列分析

地下水水質動態的時間序列分析方法的基本思想是認為地下水水質在隨時間變化的過程中，任一時刻的變化和前期要素的變化有關，利用這種關系建立適當的模型來描述它們變化的規律性，然後利用所建立的模型做出地下水動態未來時刻的預報值估計。用時間序列分析的方法，可以建立多種用於預報的隨機模型，本系統採用指數平滑法進行預測。指數平滑的原理為：當利用過去觀測值的加權平均來預測未來的觀測值時（這個過程稱為平滑），離得越近的觀測值要給以更大的權。而「指數」意味著：按照已有觀測值「老」的程度，其上的權數按指數速度遞減。

指數平滑法具有計算比較簡單，對實際變化比較靈敏，在預測時所需的觀測值不多等特點。這種方法在整個預測過程中，始終不斷地用預測誤差來糾正預測值。基本思路是首先對原始數據（監測值）作處理，處理後的數據稱作「平滑值」。給定一個權系數α（平滑常數），則平滑值由下式得到：

S_t＝α·X_p＋（1—α）·X_t

式中：S_t為平滑值；X_p為新數據；X_t為老數據。

上式表明所求得的平滑值是新老數據的加權組合。計算時，數據處理按幾級分幾次作，常記

、

、

分別為t時刻的第1次、第2次、第3次的平滑值。對經過處理的數據（平滑值）再作適當計算可構成以下非線性預測模型：

Y_t+T=a_t+b_t·T＋c·_tT²

式中：Y_t＋T為t+T時刻預測值；T為以t為起點向未來伸展時刻（t以後模型外推時間）；a_t、b_t、c_t為模型參數，分別代表t時刻的期望值、線性增量、拋物線增量。

其中：

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計算時所使用的原始數據（監測值）為X₁、X₂、X₃……。

為加工後的數據，即t時刻第j次的平滑值。各次平滑後為：

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計算中應注意的問題：

（1）系數a的大小，關繫到計算的合理性，一般a由經驗確定，通常當變化趨勢平衡時，實際值的變化僅受偶然因素的影響，可取小的a值加權；變動不穩定，實際值的變動還受偶然因素之外的變動的影響，則可取較大的a值加權。a值的取值范圍為0～1，即0≤a≤1，當a值接近於零時，表示對過去的實際值作最小的加權，a值接近於1時，表示對現在實際值作最大加權。計算時可參考以下取值原則：

當變數的時間變動較為顯著，宜取較大的a值（a=0.3～0.5），以使近期數據在指數平滑法中發揮較大作用。

當時間序列趨勢較穩定，宜取小的a值（a=0.05～0.2），使各個統計值在指數平滑中具有大小相近的權數。

當時間序列趨勢有較緩的變化時，a可取值0.1～0.4。

（2）後一級平滑值

是通過前一級平滑值

算出的。然而，當t=0時，無前一級平滑值。因此各級初始平滑值

一般憑經驗給出，多採用與其他實際數據比較接近的值或觀測序列中的第一個值。

（二）灰色預測

1982年我國學者鄧聚龍教授提出了灰色系統理論，它把一般系統論、資訊理論、控制論的觀點和方法延伸到社會、經濟、生態等抽象系統，並結合數學方法，發展成為一套解決信息不完備系統即灰色系統的理論和方法。它可以利用連續的灰色微分模型，對系統的發展變化進行全面的觀察分析，並做出預測。灰色系統是指信息不完全、不充分的系統。灰色系統理論中GM（1,1）模型，代表1個變數的一階微方方程，它既是一種動態的數學模型，又是一種連續的數學函數。其根據關聯度收斂原理、生成數、灰導數和灰微方程等論據和方法來建模。建模技巧是利用量化方法將雜亂無章的原始數據列，通過累加生成處理，使之變成有規律的原始數據列，利用生成後的數據列建模，在預測時再通過還原檢驗其誤差。

鑒於地下水質動態變化的復雜性，受諸多因素制約，具有很大的不確定，其實質上就是一個處於動態變化之中的灰色系統，因此可用GM（1,1）建模，建立模型的基本步驟如下：

第1步：對數據序列作一次累加生成，得到：

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第2步：構造累加矩陣B與常數項向量YN，即

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第3步：用最小二乘法解灰參數：

第4步：將灰參數代入時間函數：

第5步：對

（1）求導還原得到：

第6步：計算

與

之差

及相對誤差e（t）

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第7步：誤差校正，以

為原始數據再進行一次灰色預測。

對呈增長趨勢的變化過程，用GM（1,1）都能得到較好的精確度，但有時遇到的變化過程較差的增長趨勢，用一次GM（1,1）得不到滿意的精確度，此時為了得到更好的精確度，常對其進行誤差校正，這就是常說的GM（1,1）改進模型。模型的精確度可通過已知的前n個歷史數據與其相應的n個預測數據比較，若精確度較好，則直接預測下一個未知數據。否則，要進行修正。

為了提高GM（1,1）模型的精度，可採用殘差GM（1,1）模型來進行模型的修正，殘差修正模型可以是生成模型，也可以是還原模型。

還原模型的相應數列為：

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殘差

為：

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是下述模型的數據：

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若通過殘差

建立的GM（1,1）為：

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則

的導數為：

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修正後的模型為：

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