地下水二级评价有哪些方法

⑴ 地下水资源评价原则和方法

地下水资源是指赋存和运移在岩层中的，其质与量具有利用价值的地下水，具有可恢复性、流动性和可宝贵性等特点。山西六大盆地第四系孔隙水系统是由补给、径流、排泄而组成的6个相对独立完整的地下水系统，具垂直交替和水平径流转化两个特点。其输入系统主要包括大气降水补给、山区侧向补给、河流入渗补给、渠系渗漏、地表水灌溉回渗、地下水灌溉回渗等，输出系统主要有人工开采、蒸发、排向邻区等。

一、评价原则

（一）计算区的确定

本次工作只计算各盆地孔隙水系统的地下水资源。计算边界的确定，以盆地第四系与边山基岩交界处作为二类边界。

（二）水文地质参数分区及确定

根据盆地内水文地质条件及第四系沉积物的沉积条件及规律，对盆地区水文地质参数进行分区，水文地质参数有新的试验数据的利用最新数据，没有的主要利用已有勘查成果，用水文地质比拟法选取或确定，部分选用经验值。根据地表岩性和本次实测水位埋深进行降水入渗系数分区和蒸发强度分区。

（三）计算不同降水频率的地下水资源补给量

为合理评价地下水资源，体现以丰补贝的原则，利用盆地区长系列降水资料计算不同保证频率的降水量，由此给出本区不同频率降水补给资源量。计算丰水年（P₂₅）、平水年（P₅₀）、枯水年（P₇₅）和多年平均地下水补给资源。

（四）以资源模数结合水文地质条件按行政单元分配地下水开采资源

由于地下水资源计算以地下水系统为单元，而开采量则是依据行政单元（市、县）统计的。为方便各种部门规划使用，以资源模数、面积并结合当地水文地质条件进行分配。

（五）水量计算考虑了地下水水质情况

对地下水质量进行评价，扣除了不能饮用的咸水量。

（六）对地下水资源潜力进行评价

根据水文地质条件，结合当地国民经济发展规划，地下水资源评价考虑了地下水开采潜力和利用潜力。

二、地下水资源评价方法

（一）根据水均衡原理，采用补给量法和排泄量法分别计算地下水资源量

补给量法主要包括大气降水入渗补给、盆地周边山区侧向补给量、河流渗漏补给、渠系渗漏补给、地表水灌溉回渗、地下水灌溉回渗量等，排泄量法主要考虑人工开采量、蒸发量、河流基流排泄量、排向邻区的地下水潜排量等。其中大气降水入渗量采用长系列资料分区进行评价，盆地周边山区侧向补给量根据以往研究模拟成果，结合近年来不同部门在盆地取得的研究成果，综合分析水文地质条件的基础上分段进行计算评价，地表水灌溉回渗和地下水灌溉回渗量根据最新调查数据进行计算。排泄量法主要根据本次实际调查情况，得出盆地孔隙水的开采量，蒸发量的计算在充分研究盆地以往资料的基础上，根据包气带岩性、地下水位埋深情况进行分区，选用不同的潜水蒸发强度进行计算，根据目前的等水位线图，具体考虑排向邻区的地下水潜排量。

（二）地下水开采资源量确定

忻州盆地地下水可开采资源量用平均布井法求得，并利用水均衡法校核。其余盆地以枯水年（保证率为75％）的补给资源作为开采资源量。

（三）评价地下水开采程度

采用开采系数法和开采模数法评价地下水开采程度。

（四）水质评价方法

本次评价的方法根据《全国地下水资源及其环境问题调查评价技术要求系列（二）》规定，按照地下水质量标准（GB/T14848—93）制定。在地下水单项组分分类并确定单项组分评分值的基础上，利用综合指数进行地下水质量分类和评价。

（五）地下水潜力评价

根据《全国地下水资源及其环境问题调查评价技术要求系列（二）》工作方法，依据地下水潜力系数、潜力模数等对工作区地下水潜力做出评价。

⑵ 地下水环境质量评价及含水层保护

（一）地下水环境质量评价

1.饮用水水质标准

地下水环境质量评价涉及饮用水水质标准，为此，应对此标准制订的依据及过程有所了解。

饮水水质标准制定的依据主要是：（1）化学组成对机体无害；（2）流行病学上的安全；（3）感观性状良好。每项标准的制定往往只考虑其中一项依据。因此，可把标准中的组分列为三类：感观性状指标、毒理学指标和流行病学指标（细菌学指标）（详见附录3）。感观性状指标是以气、味、色为依据，超过标准者，仅产生令人不悦的气、味、色，对人体并不一定有害或有毒。例如^〔5〕，Cu对人是无毒的，它是人体必需的代谢元素，大于1mg/L时，衣服及管道着色，故其标准定为lmg/L，酚是个有毒组分，但其标准并不是根据毒性，其标准定为0.002mg/L是为了避免加氯消毒时产生氯酚臭，不加氯消毒的水，其浓度高达0.1mg/L时也无味；Fe和Mn的标准都是避免着色标准；Zn、Cl^-、

及总溶解固体标准均为着味标准。毒理学指标是毒性为标准，依据人的耐受量和可能从食物的摄入量来规定该组分的饮用标准。例如，每人每周对铅的耐受量为3mg，估计每人每天从食物摄取Pb为0.3mg，因此，以每人每天饮水2升计，把Pb的标准定为0.05mg/L，这样，每人每周摄入Pb为2.8mg，小于3mg。流行病学指标即细菌学指标，它是防止流行病发生的标准，以细菌总数及大肠杆菌为衡量依据。实际上，大肠杆菌不是病原菌。因为它比一般病原菌存活期长，所以只要它符合标准，其它的一般病原菌也就符合标准。了解了上述水质标准的制定依据，对于进行地下水环境质量评价中考虑权重时是有帮助的。

2.地下水环境质量评价

地下水环境质量评价主要包括三个方面：地下水污染现状评价，地下水（环境）质量评价及地下水（环境）质量影响评价。严格来说，这三方面的评价，无论从其评价内容、目的和方法上均有明显的差别，不能混为一谈。

（1）地下水污染现状评价

评价目的旨在说明地下水的污染程度及范围，并不说明地下水的适用性，受污染的地下水并不一定影响其使用。

评价标准是背景值或对照值。超过标准者视为污染。从理论上讲，背景值是不受人类活动影响的地下水有关组分的天然含量。背景值的一个明显特点是具有区域差异性，它随地质、水文地质条件而变。因此，在确定背景值时，必须进行环境水文地质分区，分别确定各区的背景值。分区时应注意区内地层岩性、水文地质条件及环境状况大致类似。计算背景值的方法各式各样，但最常用的是按下列公式计算

水文地球化学基础

式中，Y为背景值；X为算术平均值；S为标准偏差。实际上，背景值不应该是一个单值，应该是一个区间值。在研究区内，往往没有可利用的背景值数据，因此人们常常用对照值作为评价标准。对照值可以是历史水质数据，或者是区内无明显污染源的水质数据，或邻区水文地质条件相似的水质数据。

评价方法。多半是把有量纲的化为无量纲的指数法。一般分为单要素指数法和多要素的污染指数法。

单要素指数法按下式计算污染指数

水文地球化学基础

式中，I为单要素污染指数，无量纲；C_i为i组分的实测浓度（mg/L）;C₀为背景值或对照值（mg/L）。（5.31）式适用于C₀为单值。

如背景值（或对照值）为一区间值时，如C_i值在此区间值内，令I=1；如C_i大于此区间值的最大值（C₀m），或C_i值小于此区间值的最小值（C_0n），用下式计算Ⅰ：

水文地球化学基础

此方法的优点是：f有明确的物理意义，当Ⅰ≤1时，为未污染；其次是直观、简便。其缺点是：当地下水受多种组分污染时，不能反应地下水整体污染状况。

多要素综合污染指数的计算公式繁多。从理论上讲，其计算公式应满足三个要求：简便，不失真，综合污染指数有明确的物理意义。下面介绍几种有代表性的方法：

水文地球化学基础

公式中，PⅠ为综合污染指数，无量纲；Ⅰ_i为i组分的单要素污染指数，无量纲；n为评价的组分数；Ⅰ为所评价的组分I值的平均值，无量纲；Ⅰ_max为所评价组分中最大的Ⅰ值。

（5.33）和（5.34）式一个严重的缺陷是失真情况常常出现，也就是说PⅠ值的大小往往不能真实地反应其整体污染面貌。（5.35）式既考虑了均值，也考虑了极值，能较好地反应真实情况，失真程度小。但其PⅠ值没有明确的物理意义。

参数分级评分迭加型指数法所得出的PⅠ值，基本上能满足前述的三个要求。其方法如下：

先按（5.31）或（5.32）式算得单要素污染指数Ⅰ，然后根据Ⅰ值评分，评分标准如下：

Ⅰ≤1F=0

1＜Ⅰ＜2F=1

2≤Ⅰ＜3F=10

3≤Ⅰ＜4F=100

4≤Ⅰ＜5F=1000

……

水文地球化学基础

式中，F_i为i组分的评分，无量纲。其它符号同前述。

表5.5是用（5.33）、（5.34）、（5.35）和（5.36）式计算的综合污染指数比较表。

表5.5综合污染指数比较表

结果表明，用（5.33）和（5.34）式计算出的PⅠ值有失真现象，即1号水样比2号水样污染严重，实际上，1号水样五项指标均小于背景值，无污染，而2号的NO₃-N超过背景值。（5.35）和（5.36）式算得的PⅠ值排序一致，没有失真现象。但（5.35）式的PⅠ值无明确的物理意义，即从PⅠ值看不出水样是否受污染，有几个组分超过背景值。而（5.36）式所得的PⅠ值有明确的物理意义，即1号PⅠ为0，说明无污染，而其它水样均受污染，4号水样的PⅠ值为1001，个位数为1，千位数为1，说明有两个组分污染地下水，一个为背景值的1倍多至2倍，另一个为背景值3倍多至4倍，它污染最严重。上述比较说明，（5.36）式基本符合简便、不失真及有明确物理意义的三个要求。

（2）地下水（环境）质量评价

评价目的旨在说明质量的好坏及其适用性。

评价标准是各种水质标准。诸如评价作为饮用水的适用性，用饮用水水质标准；评价作为灌溉水的适用性，用灌溉水水质标准等。

评价方法与污染评价方法基本一致，所用的公式也是一致的，只不过是符号的含义不同。在上述污染评价的公式中，I改为单要素水质指数，C₀改为水质标准，PⅠ改为多要素综合水质指数。与污染评价唯一不同的是，在评价中往往增加一项加权值。例如，在评价对饮用的适应性时，根据各组分对人类的危害程度给予权值。权值的大小往往因人而异，没有统一的标准。很难确定给予权值的合理方法。

在评价污染时，一般都根据（综合）污染指数进行污染程度的分级，诸如分为未污染、轻污染、中等污染及重污染等；在评价其（环境）质量时，一般也根据（综合）水质指数进行质量好坏的分级，诸如很好、好、中等、坏及很坏等。这些都是依研究区的具体情况而定，没有统一的划分标准。

除上述的评价方法外，在确定综合污染（水质）指数时，还有模糊数学法等，本书不作详细介绍。

（二）含水层的防护

含水层的水质防护分为区域防护及局部防护两类。其目的都是为了保护地下水水质，避免水质恶化而影响其使用。

1.区域防护

在过去的区域水文地质研究中，多半看重含水层的分布、富水性、水动力场等方面的研究，并有相应的一系列的水文地质图件。但随着环境问题，特别是地下水污染问题的日益突出，给区域水文地质研究提出了一个新课题，即区域地下水资源的防污性能研究，有时也称为污染敏感度分析。这样就要求我们编制以前我们没有的而且是必须的新图件，即区域性防污性能图，或称污染敏感度分析图。这一类图件在国外已经出现，其目的是为区域规划，特别是城市规划服务。

所谓“防污性能”，是指含水层防止污染的能力。众所周知，不同地质结构的含水层，其防污性能不同。德国学者维尔赫夫（H.Verhuff,1981）^〔42〕曾对此论述过。他认为，在考虑含水层的防污性能时，应着重考虑防止来自地表环境污染对地下水水质影响的能力。因此，主要应考虑复盖层的防污能力及含水层本身对污染物的净化能力两个方面。具体的考虑因素为：水文地质结构，非饱水带的地质条件及土壤条件，地下水埋深，隔水层厚度。根据上述考虑，他把含水层的防污性能分为五级，详见图5.3。

图5.3防止来自地表污染的地下水防污性能分类^〔42〕

显然，维尔赫夫的分类还有缺陷，他没有考虑包气带表层土的粘性土、含水层厚度（或含水层贮水量）及隔水层的连续性。因为这些因素对含水层的防污性能也有影响。表层粘性土越厚，污染物迁移到含水层就越困难；含水层越厚（或贮水量越大），其对污染物的稀释能力越大，地下水越不易污染；隔水层连续性好，没有天窗，承压含水层越不易受污染。显然，防污性能的分区，对城市规划、土地利用规划及地下水资源保护，都有明显的实际意义，它比目前那种目的性不明确的、原则不严格的所谓环境水文地质分区，更具实用性和针对性。但是，这种分区最大的困难是，可能没有足够的地质及水文地质基础数据。

2.局部防护

所谓“局部防护”是指地下水供水水源地的防护。其目的是保持良好的供水水质。从理论上讲，水源地的防护最好的办法是防止整个补给区不出现任何污染的危险。但由于实际上及社会上的复杂因素，要实行这一方针几乎是不可能的。因此，在水源地周围设立一定范围的防护带是比较可行的方法。

在设立防护带时，经常使用的一个概念是“迟后时间”，其含义是污染物从集水区某一点运移到抽水点所需的时间。对于均匀流场来说，利用稳定流方程，可建立迟后时间t的计算公式^〔41〕

水文地球化学基础

式中，b为含水层厚度（m）;n_e为有效孔隙度，无量纲；r₁为井孔半径（m）;r₂为某点与井孔的距离（m）;Q为抽水量（m³/d）;t为迟后时间（d）。

（5.37）式只适用于单个井孔，而水源地一般都是由井群组成。荷兰学者范威格宁（Van Wigeningh）和范杜文布登（Ven Duijvenbooden）^〔41〕提出迟后时间t的计算公式：

水文地球化学基础

式中，f为影响半径区内的垂直补给量（m/a）;Q为集水区开采的地下水量（m³/a）；r为保护区半径（m）；其它符号同前。变换（4.38）式，则

水文地球化学基础

地下水水源地防护一般分两个带：

一级防护带，或称内防护带。该带防护的目的是防止病原菌对水源地的污染。许多研’究证明，沙门氏杆菌在水中的存活期是一般病原菌中较长的，其存活期为44—50天，考虑到一定的安全系数，一级防护带的迟后时间定为60天。这是国外一级防护带常沿用的迟后时间。将此迟后时间及有关参数代入（5.39）式，即可算得其防护带的半径r。据文献^〔42〕报导，荷兰冲积层潜水区的一级防护带半径为10—150m。当然，防护带不应是以井群为中心的圆形地带，其几何形状取决于地下水流向及井群所处的水文地质结构的部位。其几何形状如何确定，详细计算方法请参考文献^〔43〕。

二级防护带，或称外防护带。该带设立的目的是，一旦发现此带内或此带外地下水出现污染时，有足够的时间采取补救措施，以保证良好水质的持续供水。此带范围的确定并不是以污染物的衰减机理为依据，所以此防护带的设立并不能保证水源地不受化学污染物的威胁。因为化学污染物种类繁多，其衰减机理所知尚少。此带的迟后时间一般为10—25年。荷兰冲积含水层水源地二级防护带的半径分别为800—1200m。对于裂隙及岩溶含水层来说，由于其流速大，按10—25年的迟后时间算，其相应的防护带范围必定很大。因此，此带的范围一般定为2km。德国沿用此范围近30年，成功地保护了地下水的优质供水。

应该提出的是，上述一级防护带以60天迟后时间为依据，主要是考虑细菌随水水平迁移60天后基本丧失其病原性，因此，它只适宜于污水河渠或污水管道通过地下径流污染地下水的情况。而对于来自地表污染源（如粪坑、固体垃圾）的病原菌来说，它们首先通过包气带，然后进入含水层作水平迁移。因此，迟后时间60天应是病原菌垂直和水平迁移时间的总和。如不考虑病原菌在包气带垂直迁移的时间，只按水平迁移时间计算其一级防护带范围，其结果必然偏大。这一点，国内外研究业已证实。例如哈托钦森（H.Hutthinson,1974）^〔44〕综合许多研究后建议，当细菌污染源与潜水面垂直距离大于3m时，开采井与污染源的距离一般为15—30m即可。

⑶ 地下水功能评价一般流程

（一）前期准备工作

需要查明工作区下列情况：

1）流域尺度地下水系统的边界条件、性质、分层及分区带界线，以及地下水动态变化与气候、地表水及生态和地质环境之间关系。

2）人口、经济社会和农业、人工生态、自然生态分布状况，水资源与地下水开发利用状况及相关的生态与地质环境问题。

3）地下水调查、评价和研究程度，与地下水相关的规划情况。

4）地下水的资源数量和质量评价程度，包括地下水的开采资源、储存资源、补给量、均衡内水位变差、降水量、实际开采量等数字图系和相关数据库情况。

5）生态遥感调查、地质环境问题调查和地下水系统衰变状况调查，包括与地下水位密切相关的陆表植被、湖泊、湿地、土地荒漠化或盐渍化动态变化情况。

（二）地下水功能评价的主要工作流程（图5-3）

1.明确评价目的、要求和对象

首先，需要明确评价区域及其系统特征，为建立研究区地下水系统的层次结构模型和评价指标体系奠定基础。然后，明确评价目标，包括研究主体的系统结构与组成和评价对象。这里的研究主体是指具有完整水循环特征的地下水系统，要求具有整体统一性和层次结构之间关联性的具体描述。评价对象是指具体评价项目，例如主导功能评价或是目标功能评价。不同类型的评价，其过程有所不同。

具体工作包括：

1）确定研究范围：研究范围是指评价工作区的范围，具体表征为地下水功能评价的系统层所涉及的空间范围。要求按流域尺度水循环系统确定评价范围（系统层），应使评价区的地下水系统具有完整性和系统内的层次性，包括分区、分带性。在此基础上，建立地下水系统空间结构，并进行层次与特征分析。

2）为了合理确定研究范围，需要开展下列基础工作：①掌握研究区地下水循环的时空演化规律和流域尺度地下水系统空间结构状况，建立流域尺度地下水系统概念模型，明确系统界面间属性。②查明水文地质基本条件和地下水流运动过程，包括补给条件、埋藏条件和构造控水状况，以及地下水系统与地质环境和生态环境之间互动关系状况，重点查清它们的空间分区和分带特征，重视水文地质单元的区位特征描述。③需要收集研究区的下列资料，包括：区域构造分布图、水文地质图、地下水水位及埋深等值线图、地下水资源及模数分布图、地下水可利用资源分布图、地下水资源开采程度与模数分布图、地面沉降等环境地质问题分布图、地表水文-生态状况有关图件、地表植被状况分布图和土地质量及利用状况分布图等。

3）明确评价模式是目标功能评价或是主导功能评价，还是二者同时评价。

图5-3 地下水功能评价主要流程

2.建立统一的评价尺度、标准和体系

不同的评价尺度，对基础数据的精度和控制点数量要求不同，进行基础数据处理的要求也不同。一般适宜采用1：25万～1：5万比例，开展地下水功能评价。如果比例尺过小，例如1：100万或1：50万，则难以比较具体地阐明实际问题；如果比例尺过大，例如1：2万或1：5000，则数据处理工作量太大。

3.梳理和确定主要影响因素

影响地下水功能状况因素涉及驱动因子类、状态因子类和响应因子类，它们的交互、耦合或叠加影响地下水功能状况。在三种类型影响因子中，可能包含着几十个，甚至数百个具体的影响因子，但是起着主导作用或发挥重要作用的影响因子是有限的。因此，该项工作需要按项目的目标和任务的具体要求对影响因子进行调查、资料收集、各种因素对比与分析、甄别，将有限的主要影响因子调查和遴选出来，为建立地下水功能评价指标体系奠定基础。

要求：①尽可能利用已有数据和资料，适度开展补充性调查。②将所有影响因子归纳为驱动因子、状态因子和响应因子三种类型，分别建立调查表格和确定具体要求。③按评价需求调查、收集、识别和整理基础资料。④在上述工作基础上，按资源功能、生态功能和地质环境功能不同类型，分别进行数据、资料归类和建档。⑤根据指标层的要求，分析和遴选，确定主要影响因子，归纳构建D层指标体系的基础数据。⑥调查工作，还包括查明地下水补给、径流和排泄条件变化状况，地下水位变化与开采量之间关系；查明地下水补给条件变化和地下水位动态变化的驱动因素及其互动变化规律，包括地下水位变化与气候、人口、城镇发展、工农业发展、土地利用、水利工程建设和科技进步等之间关系，突出地质环境和生态环境对地下水位变化的响应过程与规律（关系）研究。

4.构建区域性评价指标体系（图5-1）

这里的“区域”是指西北地区、华北平原或东北地区。如果每一个工作区都各自建立自身功能需要的地下水功能评价指标体系，则不同工作区之间将无法进行对比或成果耦合集成。例如在华北平原，如果北京、天津、山东、河北和河南各省市分别采用它们自己的指标体系进行地下水功能评价，就无法集成华北平原地下水功能评价成果，而且各省市地下水功能评价成果也无法进行比对。尽管它们属于同一地下水系统，评价结果可能统属“可持续一般”或“资源功能较强”类，但是由于不是采用统一评价指标体系，所以内涵是不同的。如果地下水功能评价成果仅限各省市范围内使用，仅作为省市一级有关规划或研究使用，则没有较大技术问题。

构建指标体系的主要步骤如下：①按项目任务书的要求，并考虑工作区的实际情况和数据获取难易程度，确定要素指标的数量和具体指标，在归类基础上组成要素指标（D）层。②根据地下水功能评价有关规则和技术要求，梳理规则与指标群之间的层次关系和群组关系，然后分别组合成属性指标（C）层和功能准则（B）层。③在一、二步的基础上，形成体系。要求：在同一地区，尽可能建立归一、规范和实用的评价指标体系；由粗至细，逐步完善工作区地下水功能评价指标体系；由上至下构建评价体系的层次结构模型，分为四层结构：即由系统目标层（A）、功能准则层（B）、属性指标层（C）和要素指标层（D）组成。

5.收集相关基础数据，进行数据归类、预处理与分析，建立相关专属数据库

这是地下水功能评价最为烦琐、工作量最大的一个环节，又是评价成果质量的关键基础。其中涉及类似地下水位动态的连续系列点源数据资料、类似开采量的斑块统计调查资料、生态遥感或地面沉降面状阶段资料、地下水补给资源或储存资源等条带区划资料等。处理上述这些不同类型的资料，采用的方法各不相同，详见以下有关章节。

6.评价分区及单元

利用MapGIS空间分析技术在数字地理底图实现评价所需的分区和单元剖分。剖分单元是地下水功能评价的最基本区，单元的大小反映评价成果的分辨率。地下水功能评价过程中的分区、分带和剖分单元，其目的是减少资料分析和评价指数计算过程的盲目性、不必要重复工作和提高针对性，它主要是服务于建立判断矩阵，与D层资料选取和数据处理以及与单元数据获取都没有直接关系。

为了合理控制实物工作量，同时又能够较客观地表征流域尺度地下水功能评价系统的空间分布规律，需要在单元剖分之前进行评价分区或分带划分。分区、分带的范围都不宜过大，或过小，应以能够较客观地表征流域尺度地下水功能评价系统的空间分布规律为准则。

（1）分区基本原则与编号规则

分区基本原则：①在区域地下水资源评价的基础上，进行地下水功能评价的分区。②一般按地下水资源评价的分区要求，确定评价范围，不宜割裂地下水循环系统的完整性和相对独立性。③主要依据是自然地理、地貌、地下水埋藏状况及其补给-径流-排泄等条件，包括地下水资源和水文地球化学分布规律。分区的要求是确保地下水循环系统的完整性、相对独立性和分带性。在分区基础上，进行单元剖分。④可将完整的流域尺度地下水循环系统划分至第4级区，其中上、中、下游段作为第一级分区；在各一级分区内，根据水文地质条件，划分第二级分区；然后根据各二级分区的补给、径流和排泄以及地下水埋藏状况，划分入渗补给带、径流储存带、滞留储存带等，作为第三级分区；在第三级分区内，根据项目对成果精度的要求，网格剖分大小适宜的单元，作为评价中数据处理的基本区。⑤对于难以划分上、中、下游段的地下水循环系统，可直接划分区带，然后剖分基本单元。

分区编号规则：①分区编号，必须按自上而下、由左至右的顺序进行，否则计算程序难以识别和信息反馈。②分区编号的数值，必须按1，2，3……的整数序列连续进行，否则计算程序无法辨认。

（2）单元剖分原则与编号规则

单元剖分原则：①单元是基础数据代表的最小面积区，它反映成果的评价精度，所以单元剖分是地下水功能评价所必须完成的基础工作。②一般可采用正方形网格剖分，单元间距可根据项目的精度要求、评价区域的大小、数据资料丰富程度和研究区水文地质条件的复杂程度确定。③在条件复杂、资料较齐全的地区，剖分间隔尽可能地小，满足项目对精度的要求。④剖分网格间距可以是等间距，也可以根据实际情况，在条件复杂地段加密网格。一般在水平方向地层相变复杂或分区边界地带，或地下水位降落漏斗区迫降较大地带，应加密网格。

单元编号规则：①单元编号顺序，按划分的最小等级区域，即第4级分区进行；按分区的顺序进行编号，以便在计算时程序可以根据编号区分不同的区域。②剖分单元编号，由小至大，连续编码；同一分区的单元编号必须连续。③相邻分区的末、首两个单元的编码，必须连续。④剖分单元编号不能重复，需为整数，如图5-4所示。

图5-4 评价区剖分及单元编号示意图

7.单元数据获取及数据管理

（1）单元数据获取

在地下水功能评价中，单元数据获取的主要来源有：纸质图件、电子图件和原始数值数据三类，这些数据又分“连续渐变型数字数据”（即规律性数据，记作CR类数据）、非规律性数字数据（记作NR类数据）和非数字性的定性数据（记作NF类数据）三类。

关于上述数据的前期处理见本章的第三节和第五章，由此可知资料来源的不同，数据获取的方法也不同。各种数据提取的过程，都是较繁琐的。为了减少数据获取的工作量，要求尽可能地在MapGIS环境下进行单元数据的提取，具体提取过程和方法如第五章所述。

（2）基础数据管理及数据库建立

将每个单元的所有数据，以单元编号为索引，分别建立单元数据表（表5-12），然后将每个单元中所有数据集合成第i单元数据库。在单元数据库基础上，组建工作区地下水功能评价的数据库。

建立数据库的要求：①以MapGIS系统为工作平台；②根据项目的要求和有关技术规范，选择适宜精度的数字地理底图；③在数字地理地图上，圈定评价范围，确定边界及其坐标参数；④根据地理、地质和水文地质条件，圈定地下水功能评价中建立判断矩阵所需要的分区、分带；⑤按预定网格的剖分方案，进行单元剖分；⑥将剖分的单元转化成面元，并将单元编号作为各面元的“ID”属性赋值；⑦将单元的各种指标值分别赋予各单元的属性值赋予单元，建立单元属性库。

表5-12 地下水功能评价的基础数据归类表（示例）

（3）单元数据预处理

地下水功能评价所用数据的类型和量纲各不相同，这给统一体系下进行相同分析和对比带来许多困难，所以单元数据的前期预处理是地下水功能评价的一个重要环节。就是为了在统一评价体系内对不同数据进行比较和运算，在评价之前对数据进行标准化（规格化）处理，将数据转化为［0，1］之间的无量纲数值。

数据标准化的处理方法，视数据类型的不同而不同。

A.直接赋值法

对于非数字型的数据，一般可根据划分等级直接赋予一个［0，1］之间的数值。

以地下水质量等级为例，按照国家有关标准，地下水质量划分为Ⅰ，Ⅱ，Ⅲ，Ⅳ，Ⅴ级5个等级，分别与地下水功能评价的属性层5个分级（好、较好、一般、较差、差）相对应（表5-13），则可以将属性指数的中间值赋予相应的地下水质量等级。

表5-13 数据等级赋值表

B.归一化处理

对于数字型数据必须进行归一化处理，其方法较多，有统计标准化、极值标准化、定基转化、环基转化和修正极值标准化等方法。在众多的归一化方法中，通过对比研究（详见第二章第三节）表明，修正极值标准化方法适宜地下水功能评价中各种数据的归一，它可较好地保留地下水系统变化规律特征，所以建议采用该方法。

修正极值标准化法是找出所有单元同一指标数据的最大值和最小值，然后按下式计算各单元该指标的归一化值：

区域地下水功能可持续性评价理论与方法研究

式中：x′_i为第i单元归一化后的值；x_i为第i单元实际值；x_min为所有单元某指标的最小值；x_max为所有单元某指标的最大值；a，b为修正系数。

应用“地下水功能计算系统”（GFS）进行计算，建立相应阶段成果数据库。有关GFS软件组成、功能和使用方法，详见第七章。

GFS系统运行结果，给出研究区所有剖分有效单元的，包括系统层、功能层和属性层三个层次的所有评价指标的权重和综合指数，以及它们相应判断矩阵的一致性评估参数。即具体评价结果是有关A层、各B层和各C层的一系列R值。

分析计算各剖分单元的各属性和各功能状况和综合可持续性评价指数，再应用MapGIS或其他软件，绘制GFS计算结果的等值线分布图或分区图。最后，野外效验后，通过地下水功能区划，阐明各分区优势功能和脆弱功能，确定各分区地下水主导功能，求算各分区生态、地质环境所需最低水量，提出地下水合理开发利用和生态与环境保护方案。

成果综合分析，针对评价的优势功能和脆弱功能分布特征，以及区划结果，研究对策和编制报告书。

⑷ 水资源评价方法

一、地表水资源评价方法

（一）地表径流量分析确定

地表径流是指降水沿着地面或地下汇流至河道后，向流域出口断面汇集的全部水量，通过对系统内各河流径流量的分析计算，评价地表水资源量。

系列长度在20a以上，包括丰、平、枯水年的水文观测数据，直接利用该数据进行计算；系列长度小于20a的短期观测数据，对实测径流系列进行相关插补展延或降雨插补展延后再计算；当不掌握系列实测径流量时，则直接引用已有文献的数据。

（二）地表水资源可利用量的分析方法

采用典型年法进行评价。根据利用条件的不同，对河流年均流量频率统计计算来确定可用的典型年径流量，作为地表水可利用量。

在不具备对地表径流控制或调蓄的情况下，将自然条件下地表水的产生量作为地表水可利用量的极限量，进行逐年地表水可选用量的统计分析，选用枯水典型年（P＝75％）地表水径流量为基础去确定地表水可利用量。在具备对地表径流拦截调蓄的地区，用平水年（P＝50％）的地表水径流来评价可利用量。

当不掌握河流逐年系列实测径流量资料时，则采用收集文献提供的河流多年平均径流量确定地表水资源的可利用量。

（三）地表水资源质量评价

利用河流断面监测结果，根据有关标准进行水质评价。

二、地下水资源评价方法

在水文地质概念模型建立的基础上，按照地下水系统划分不同级别的计算分区，采用均衡法进行地下水天然资源计算，并分水质评价地下水开采资源。

（一）均衡区的确定

塔里木盆地地下水资源计算属于区域地下水资源量的计算，均衡区以地下水系统边界圈定的空间范围为准。当均衡区的面积较大、水文地质条件复杂时，根据不同水文地质条件划分不同级别的亚系统。

（二）均衡期的确定

水量均衡计算总是针对某一特定时间段进行的，通常为一个水文年，一些地下水实际观测值为2000a，一些水文气象要素参数的取值取多年平均值。

（三）均衡要素的确定

均衡要素指通过均衡区的边界输入输出各项水量的总称。根据整个评价区的实际情况，综合确定地下水均衡方程为:

塔里木盆地地下水勘查

由于地下水系统结构及外部交换环境存在差异，划分的各均衡区均衡要素的组成也存在差异。均衡要素的确定根据均衡区的位置及其水文地质条件具体分析进行。

（四）地下水资源计算

对于不同的计算区，根据已有可利用资料的情况及研究方法，选用适宜的公式对确定的均衡要素进行计算。以系统为单位对各次一级的计算分区分别对补给量和排泄量组成每个均衡要素进行单独计算列表表示结果。

对于开采资源，则分别以TDS小于1g/L、1～3g/L的地下水补给资源量进行计算，并采用开采系数法进行评价计算。

三、重复量的分析

塔里木盆地平原区干旱少雨，蒸发强烈，水资源基本以河流的形式来源于周围山区。地下水主要来源于山前沟谷潜流和河流出山口以后经过各种途径的入渗补给。地表水与地下水之间补径排过程中多次发生相互转化，各计算区之间及各项资源量之间存在重复量。计算平原区地下水以泉、泄流、水井开采量在灌溉过程中的再次入渗量，两计算区重叠边界的地下水侧向径流量，均为重复计算量。对各亚系统计算结果进行合计时，通过分析确定重复量Q_重，在汇总系统资源量时，由亚系统补给量合计扣除重复量进行确定。

Q′_补＝Q_补-Q_重

将地下水与地表水资源统一考虑，以河流出山口径流量、前山带暴雨洪流入渗量、河流入渗补给量和河谷潜流侧向补给量，再加上盆地平原区的降水入渗补给量，作为计算评价区可利用的水资源总量，即:

塔里木盆地地下水勘查

在逐级汇总水资源总量时，重复计算量予以扣除。

四、参数计算与选择

水文地质参数计算所用数据主要以引用前人的工作成果为主，另有少量本次工作取得的资料。为取得符合客观实际的含水层渗透系数K和影响半径R，主要利用前人钻孔抽水试验资料采用稳定流计算方法进行重新计算，根据地下水类型、抽水井类型、抽水井结构和抽水井所处水文地质条件的不同而选取不同的计算公式，并同时对其条件进行适当概化；降深过大时引入水跃值Δh换算成孔壁降深值后进行计算。

⑸ 地下水质量评价方法

1.单项评价

单项组分评价按表9-17所列标准分类指标，划分为五类。不同类别标准值相同时，从优不从劣，例如挥发性酚类Ⅰ、Ⅱ类标准值均为0.001mg/L，若水质分析结果为0.001mg/L，应定为Ⅰ类，而不定为Ⅱ类。

2.综合评价

目前，对地下水质量综合评价，一般采用加附注的评分法（简称附注评分法）。本方法是我国《地下水质量标准》（GB/T14848-93）中规定的对地下水质量状况进行评价的方法。具体方法简介如下：

（1）参加评分的项目应不少于该标准规定的监测项目（表9-17），但不包括细菌学指标。即主要参评项目为：pH、氨氮、硝酸盐、亚硝酸盐、氰化物、砷、汞、铬（六价）、总硬度、铅、氟、镉、铁、锰、溶解性总固体、高锰酸盐指数、硫酸盐、氯化物等，以及反应本地区主要水质问题的其他项目。参评项目应有代表性。

（2）首先进行各单项组分评价。据表9-17，确定所属质量类别（级别）。不同类别标准相同时，从优不从劣，如挥发性酚类Ⅰ、Ⅱ标准值均为0.001mg/L，若水质分析结果为0.001mg/L时，应定为Ⅰ类，而不定为Ⅱ类。

（3）根据类别（级别），按表9-18分别确定单项组分评价分值F_i。

表9-18 单项组分评价分值

（4）计算综合评价分值F：

B^Z±）计算的毫摩尔浓度。见前文。

⑹ 地下水资源评价

一、地下水天然补给资源

（一）评价方法

疏勒河流域为内陆河系，其天然状态下地下水均衡的总特征是“入渗-径流-蒸发”相平衡。由于各盆地所在地理位置（流域的中、下游）不同，地质、地貌条件的差异，径流特征亦稍有差异，中游玉门-踏实盆地以“径流-泉水-蒸发”相平衡，下游安西-敦煌盆地、花海盆地以“径流-蒸发”相平衡。人类大量开发地下水资源以来，开采量也作为不可忽视的因素参与到地下水均衡中。

地下水天然补给资源计算采用补给量法，利用现状水均衡计算中的补给项之和，扣除地下水回归补给量。补给项包括：河道入渗补给量、渠系水入渗补给量、田间灌溉水入渗补给量、降水凝结水入渗补给量、雨洪散流入渗补给量、沟谷潜流入渗补给量、侧向流入量。

评价区三个盆地作为疏勒河流域地下水系统的子系统具有相对独立性，分别计算评价。各盆地计算方程可用以下通式表示：

河西走廊疏勒河流域地下水资源合理开发利用调查评价

式中：Q_天然为地下水天然补给资源，万m³/a；Q_河为河道入渗补给量，万m³/a；Q渠为渠系水入渗补给量，万m³/a；Q_田为田间灌溉水入渗补给量，万m³/a；Q_降凝为降水、凝结水入渗补给量，万m³/a；Q_雨洪为雨洪散流入渗补给量，万m³/a；Q_潜为沟谷潜流入渗补给量，万m³/a；Q_侧入为侧向流入量，万m³/a；Q_回归为地下水灌溉回归量，万m³/a。

计算地下水天然补给量应利用水均衡方法校核，均衡法除计算上述补给量，同时要计算排泄量，水均衡方程如下：

河西走廊疏勒河流域地下水资源合理开发利用调查评价

式中：Q_蒸发为地下水蒸发蒸腾量，万m³/a；Q泉为泉水溢出量，万m³/a；Q_开为地下水开采量，万m³/a；Q_侧出为侧向流出量，万m³/a；ΔQ为均衡期始末地下水储量变化量，万m³/a。

本次评价均衡期为2004年1月1日～2004年12月31日。

（二）评价参数

各均衡要素的参数均来自实际调查、专门试验资料及有关科研成果，其中大气降水入渗、蒸发蒸腾、凝结水入渗、灌溉水田间入渗等系数，是在利用20世纪60年代河西走廊玉门镇、安西南桥子以及张掖平原堡均衡试验资料进行对比分析的基础确定的（表6-1）。

表6-1 均衡计算参数取值一览表

河水入渗、渠系水入渗系数参考地质部门与水利部门的实测资料直接取值。计算面积利用MapGIS软件在1∶25万（或1∶20万）地形图或其他图件上量取。

泉水量为实测值，开采量为实际调查值。

含水层组的渗透系数、导水系数、给水度、含水层厚度等是根据疏勒河流域已有物探成果和多年积累的水文地质钻孔资料综合分析确定。

（三）各盆地均衡项

1.玉门-踏实盆地均衡项

1）河水入渗补给地下水量25893.42万m³/a。河水入渗，指未入渠道的那部分河水产生的渗漏量，本区由三部分组成。

一是昌马水库-昌马大坝河水入渗量。昌马水库2004年泄水量99253万m³/a，其中：四○四厂引水8275万m³/a，大坝来水量为84478万m³/a，其间损失6500万m³/a，90%入渗补给量为5850万m³/a。

二是昌马大坝处向昌马戈壁弃水入渗量。大坝来水量为84478万m³/a，其中赤金峡水库调水量8079万m³/a，双塔水库调水14614万m³/a，总干渠引灌溉水量33910万m³/a，其余为向戈壁弃水27847万m³/a，入渗率取68%，戈壁弃水入渗补给地下水19214万m³/a。戈壁入渗率68%是本次调查实测。2004年7月14日在昌马洪积扇扇缘三道沟、四道沟、五道沟、六道沟中利用流速仪对各冲沟弃洪水进行了实测，总流量为25.651m³/s。各沟中洪水流速为1.2～1.8m/s，推算洪水自昌马大坝至测点处平均流速为2.0～3.0m/s，该段长度37.5～45km，消耗时间3.5～6.5h。测流时间为7月14日8时至17时，故所测洪水应为大坝处14日2时～11时下泻洪水。据大坝水管所资料，13日23时至14日6时泄洪流量为105m³/s，7时～12时为97.5m³/s，平均流量为101.3m³/s，由此算得洪水流经戈壁带的入渗率为76.7%，若扣除8.7%的沿途损失，蒸发与包气带消耗，则计算得出对地下水产生补给意义的洪水入渗率为68%。本次所求得的弃洪水入渗率68%，较20世纪60年代《疏勒河中游水文地质普查报告书》中所用82.2%（已扣除沿途损失）和近期“疏勒河示范报告”及“河西走廊地下水勘查”报告中所用84.6%（未扣除沿途损失）均有较大差别，分别达到14%和8%，当弃洪量每年4亿～5亿m³时，仅此一项补给量可相差0.4亿～0.5亿m³。可见，本次工作修正了一个极为重要的参数。

三是榆林河弃水入渗量。榆林河来水量4840万m³/a，渠首引水3875万m³/a，弃水965万m³/a，榆林河由于水量小，扣除包气带消耗及水面蒸发按75%补给地下水。弃水入渗补给965×0.75=723.75万m³/a。其他小沟和浪柴沟等来水量140.82万m³/a，入渗补给为140.82×0.75=105.62万m³/a。合计829.37万m³/a。

2）渠系入渗补给17635.56万m³/a。渠系入渗按下式计算：

河西走廊疏勒河流域地下水资源合理开发利用调查评价

式中：Q_渠渗为渠系入渗补给量；Q_渠引为渠口引水量；α为渠系利用率。

灌区渠系干、支、斗综合利用率满足0.53的要求。

计算结果：昌马灌区渠系入渗量16557.92万m³/a。榆林灌区渠系入渗量为1077.64万m³/a（表6-2）。

表6-2 玉门-踏实盆地渠系入渗量计算表

3）田间灌溉入渗补给5947.05万m³/a。其中昌马灌区入渗5575.95万m³/a，桥子灌区入渗308.92万m³/a，榆林灌区入渗62.18万m³/a（表6-3）。田间灌溉水入渗量的大小与灌水量、灌水定额、灌溉地段的包气带岩性、厚度、湿度及地下水埋深多种因素有关，其计算是一个比较复杂的问题。鉴于此，本次计算采用两种方法分别计算，相互验证。

a.入渗系数法。据饮马农场试验资料，在82亩小麦地中，平均灌溉定额321m³/亩，其中生长期净灌溉定额213m³/亩，地下水暗管测得回渗水量占灌水量的25.4%，泡地水定额108m³/亩，测得回渗量占灌溉量的72.5%，平均48.95%。分析田间入渗量与地下水埋深关系密切，结合流域灌区实际取田间入渗系数（见表6-1）。

首先在相关图件上量取灌溉区域在不同地下水埋深段（1～3m、3～5m、5～10m、＞10m）的相应面积，求得各埋深段面积占总灌溉面积的比率。按灌区实际情况，把入田间地表水总量依照求得的4个面积比率进行分配，求得不同埋深段的地表灌溉用水量。把地下水开采总量按小于10m的3个面积比率进行分配，将引用泉水总量按小于5m的2个比率进行分配，分别求得不同埋深段的地下水灌溉用水量和引泉灌溉用水量。三项相加，求得各埋深段总灌溉用水量，乘以各自入渗系数，求得各段入渗量，合计后求得入渗总量（表6-3）。

表6-3 玉门-踏实盆地田间灌溉入渗量计算表（入渗系数法）

b.耗水量法。所谓耗水量法就是利用单位面积供水量与耗水量之差求取入渗量。供水量包括进入田间的地表水、开采的地下水和引用的泉水三部分。消耗量由生长期作物叶面蒸腾量和棵间蒸发量组成，依耗水量试验求得。据民勤泉山试验站资料，小麦生长期总耗水量478m³/亩（水位埋深3m左右）；据武威王井寨试验站资料，小麦生长期总耗水量363m³/亩（水位埋深9m左右）。

昌马灌区现有灌溉面积46万亩，其中大于5m埋深的面积25万亩，小于5m埋深的21万亩。经调查计算，埋深大于5m地段，灌溉用水由渠水和井水组成，其中渠水定额372m³/亩，井水91m³/亩，合计463m³/亩。埋深小于5m地段，灌溉用水由渠水、井水和泉水组成，其中渠水定额372m³/亩，井水91m³/亩，泉水147m³/亩，合计610m³/亩。利用以上数据，计算得昌马灌区总入渗量为5272万m³（表6-4），与入渗系数法计算结果比较，相差仅为675万m³。

表6-4 昌马灌区田间灌溉入渗量计算表（耗水量法）

可以看出，两种方法结果相近，可以互相验证，因此，在其他灌区的计算中可依据资料情况任选。

4）降水、凝结水入渗补给量为2706.52万m³/a。其中降水入渗补给量149.00万m³/a，凝结水入渗补给量2557.52万m³/a（表6-5）。

表6-5 玉门-踏实盆地降水、凝结水入渗量计算表

5）雨洪入渗补给362.39万m³/a。南截山等雨洪径流深取5mm/a，入渗系数取0.80，昌马区南部汇水面积488.44km²，榆林灌区南部汇水面积417.54km²，补给量为362.39万m³/a。

6）地下潜流流入41.76万m³/a，其中昌马峡谷潜流量为18.76万m³/a，榆林河水库坝下渗流为23.00万m³/a。

7）蒸发蒸腾量45042.46万m³/a（表6-6）。

表6-6 玉门-踏实盆地蒸发蒸腾量计算表

8）泉水溢出量15689.80万m³/a。依据2004年8月实测全区各泉沟瞬时泉水流量，再用有代表性的泉水动态观测资料分亚区推算出全区年内泉水溢出总量。

9）地下水开采量4990.04万m³/a（主要为农业灌溉，部分为工业、水源地），其中昌马灌区4206.28万m³/a，桥子灌区90.48万m³/a，榆林灌区561.88万m³/a。

10）地下径流流出为186.44万m³/a，其中：昌马灌区青山断面流出量为167.79万m³/a，双塔水库坝下渗流量为18.65万m³/a。

2.安西-敦煌盆地地下水均衡项

1）河水入渗量5642万m³/a。其中：双塔水库泄水29876.66万m³/a，双塔灌区渠首引水24950万m³/a，西湖灌区引水3350万m³/a，其余在天然河道中入渗补给地下水（入渗率为82%），补给量为1292.86万m³/a；党河水库泄水33436.00万m³/a，渠首引水28970万m³/a，其余入渗补给地下水（入渗率为82%），补给量为3662.12万m³/a；芦草沟、东泉沟来水量分别为175.92万m³/a、149.80万m³/a，按75%入渗补给地下水计算，补给量分别为131.94万m³/a、112.35万m³/a；多坝沟、崔木土沟来水量分别为240.92万m³/a、199.25万m³/a，按75%入渗补给地下水计算，补给量分别为180.69万m³/a、149.44万m³/a；山水沟来水量1126万m³/a，通过暗渠引水，入渗量为1126×0.10=112.60万m³/a。

2）渠系入渗补给19551.83万m³/a。其中双塔灌区渠系入渗量9477.30万m³/a，党河灌区渠系入渗量为10074.53万m³/a（表6-7）。

3）田间灌溉入渗补给6597.42万m³/a。其中双塔灌区入渗4749.56万m³/a，党河灌区入渗1847.86万m³/a（表6-8）。

表6-7 安西-敦煌盆地渠系水入渗量计算表

表6-8 安西-敦煌盆地田间灌溉入渗量计算表

4）降水、凝结水入渗补给量为7157.81万m³/a。其中降水入渗补给量68.52万m³/a，凝结水入渗补给量7089.29万m³/a（表6-9）。

表6-9 安西-敦煌盆地降水、凝结水入渗量计算表

5）雨洪入渗补给753.61万m³/a。双塔灌区南北截山、党河灌区南火焰山、盆地西南卡拉塔什塔格等雨洪径流深取4.5mm/a，入渗系数取0.80，双塔南汇水面积416.00km²，党河灌区南部汇水面积481.75km²，盆地西南汇水面积1195.60km²，计算补给量为753.61万m³/a。

6）地下潜流流入18.65万m³/a，系双塔水库坝下渗流量。

7）蒸发蒸腾量36100.42万m³/a（表6-10）。

表6-10 安西-敦煌盆地蒸发蒸腾量计算表

8）盆地泉水溢出量为295.93万m³/a。

9）地下水开采量10760.61万m³/a（主要为农业灌溉，部分为工业用水、水源地），其中党河灌区6684.08万m³/a，双塔灌区3474.28万m³/a（含西湖灌区）。

3.花海盆地地下水均衡项

1）河水入渗量3469.91万m³/a。其中：赤金峡水库泄水量11133万m³/a，渠首引水量9428.20万m³/a，其余在天然河道中入渗补给地下水（入渗率82%），补给量为1397.94万m³/a；北石河来水量1269.95万m³/a，天然河道中入渗补给地下水（入渗率84%），补给量为1060.41万m³/a；；四○四厂排污水来水量为746.46万m³/a，按75%入渗补给地下水计算，补给量为559.85万m³/a；断山口河、火烧沟等来水量602.30万m³/a，按75%入渗补给地下水计算，补给量为451.73万m³/a。

2）渠系入渗补给2373.54万m³/a（表6-11）。

表6-11 花海盆地渠系水入渗量计算表

3）田间灌溉入渗补给452.39万m³/a（表6-12）。

表6-12 花海盆地田间灌溉入渗量计算表

4）降水、凝结水入渗补给量为1482.88万m³/a。本区地下水埋深均大于3m，故降水入渗补给量为0，凝结水入渗补给量1482.88万m³/a（表6-13）。

表6-13 花海盆地降水、凝结水入渗量计算表

5）雨洪入渗补给181.37万m³/a。花海灌区南宽滩山等雨洪径流深取4.5mm/a，入渗系数取0.80，汇水面积503.81km²，补给量为181.37万m³/a。

6）地下径流侧向流入167.79万m³/a，系青山断面径流量。

7）蒸发蒸腾量5259.66万m³/a（表6-14）。

表6-14 花海盆地蒸发蒸腾量计算表

8）地下水开采量1120.00万m³/a，为农业灌溉开采。

4.地下水天然补给量及均衡成果

1）2004年盆地地下水天然补给量为扣除重复量后的地下水总补给量，三盆地合计为95580.04万m³/a。其中，玉门-踏实盆地为49341.90万m³/a，安西-敦煌盆地为38351.76万m³/a，花海盆地为8072.79万m³/a（表6-15）。

表6-15 2004年疏勒河流域盆地地下水资源总补给量表

2）根据以上各盆地均衡项计算结果，2004年疏勒河流域花海盆地均衡差为1748.22万m³，玉门-踏实盆地均衡差为-13332.04万m³，安西-敦煌盆地均衡差为-7435.63万m³（表6-16）。

表6-16 2004年度疏勒河流域盆地地下水均衡计算表（单位：万m³/a）

3）地下水均衡验证，采用地下水动态长观资料，确定均衡区地下水位的升降幅度与面积，并根据钻探与抽水试验成果，确定相应的给水度，计算其地下水均衡期内储存资源变化量来校验计算结果的可靠性。

计算公式：

河西走廊疏勒河流域地下水资源合理开发利用调查评价

式中：ΔQ_储为均衡期内储存资源变化量，亿m³；μ为升降区内含水层综合给水度；F为升降区（段）面积，km²；ΔH/Δt为计算期始末水位变幅，m，实测所得，计算期为一年。

运用式（6-4）对三个盆地的地下水均衡差和储存资源变化量进行对比分析，相对误差小于15%，说明计算结果符合实际情况（表6-17）。

表6-17 疏勒河流域盆地储存资源变化量分析计算表

续表

4）2004年疏勒河流域各县（市）天然补给资源为扣除重复量后的地下水总补给量，三县（市）合计为95580.04万m³。其中，玉门市为32010.08万m³，安西县为51466.98万m³，敦煌市为22196.97万m³（表6-18）。

表6-18 2004年疏勒河流域各县（市）地下水天然补给量表

5）各县（市）地下水均衡。疏勒河流域的花海盆地和玉门-踏实盆地东部属玉门市，玉门-踏实盆地西部和安西-敦煌盆地东部的双塔灌区（含西湖灌区）属安西县，安西-敦煌盆地的其余均属敦煌市。根据盆地地下水资源计算结果，将源汇项分配到各县（市），并进行各县（市）地下水均衡计算。2004年疏勒河流域玉门市均衡差为-3894.63万m³，安西县为-9755.44万m³，敦煌市为-5358.72万m³（表6-19）。

表6-19 2004年度疏勒河流域各县（市）地下水均衡成果表（单位：万m³/a）

续表

二、地下水可开采资源

（一）地下水可开采资源评价方法

从理论上讲，地下水最大可能开采资源量大致等于天然资源量。实际上，它是与一定的开发利用方案相联系的，它要求技术上的可行与经济上的合理，并不产生水、工、环地质环境的恶化。因此，地下水可开采资源是在一定的约束条件和开采方案下，地下水总补给量与和总排泄量的差，再加上因水位下降含水层中疏干的水量。公式如下：

河西走廊疏勒河流域地下水资源合理开发利用调查评价

式中：Q_允为地下水可开采资源；Q_总补为约束条件下的总补给量；Q_总排为约束条件下的总排泄量（不包括现状开采量）；μ·F·ΔH为可开采储存资源；μ为含水层给水度；F为开采区面积；ΔH为允许的地下水水位降深值。

分析流域均衡计算结果，补给项变化近期内不会太大，而排泄项中潜水蒸发量占总排泄量的70%以上，在给出一定的水位下降值后，蒸发量的减少是可开采资源的主要组成部分。

（二）可开采储存资源计算

1.允许水位降深值的确定

玉门-踏实盆地昌马灌区部分地段现状水位埋深一般为1～3m，为控制土壤发生次生盐渍化，水位埋深以＞3m为宜，所以上述地区水位再下降2m较为合理；为了保证昌马洪积扇前泉水量不再衰减，在黄闸湾—七道沟间宜保持现状水位。

安西-敦煌盆地双塔灌区局部地段现状水位埋深一般为1～3m，若使其水位再下降2m，不会对灌区生态环境产生大的影响；而党河灌区以西自然保护区及疏勒河干河道两侧，局部水位埋深小于3m地段，地下水几乎为维系地表植被的唯一水源，环境极为脆弱，不宜开采，否则使该地区生态环境雪上加霜。

花海盆地内灌区局部地段水位埋深3m左右，水位再下降1m，不会对灌区生态环境产生大的影响，为了保护、恢复北石河河道附近及其下游生态环境，该地段不宜开采。

水位下降时间以10年计。

2.可开采储存量

在上述水位约束降深条件下，求得花海盆地地下水可开采储存资源为224.33万m³，玉门-踏实盆地地下水可开采储存资源为1050.89万m³，安西-敦煌盆地地下水可开采储存资源为2222.88万m³（表6-20）。

表6-20 可开采储存资源计算表

（三）可开采资源

1.各盆地可开采资源

用式（6-5）计算玉门-踏实、安西-敦煌、花海盆地P=50%情况下地下水补排差分别为11884.75万m³、13788.08万m³、3089.89万m³（表6-21）。P=50%条件下玉门-踏实、安西-敦煌、花海盆地地下水可开采资源分别为12935.64万m³、14010.37万m³、3112.32万m³。

表6-21 盆地地下水允许开采量计算表（单位：万m³）

2.各县（市）可开采资源

利用盆地天然资源和可开采资源计算成果，分配到各县市，计算玉门市、安西县、敦煌市地下水可开采资源分别为11335.64万m³、15329.44万m³、4566.25万m³（表6-22）。

表6-22 县（市）地下水允许开采量计算表（单位：万m³）

内陆干旱区的地下水位埋深与生态环境密切相关，它决定着地表植被生长情况、种类、分布等，是环境重要的指示器。目前各盆地开采量仍集中在昌马、党河、双塔等灌区，因开采方案不合理，部分地区水位下降较快，环境恶化，应调减开采量。其余地段多为自然绿洲、荒滩、戈壁等，为维护脆弱的生态环境，不宜开采。尤其党河灌区以西沿疏勒河干河道两侧一带大片地区为自然保护区，且有大方盘、玉门关等古遗址与新建旅游点“魔鬼城”——敦煌雅丹国家地质公园，应加强环境保护与恢复。

三、地下水储存资源

（一）储存资源评价方法

疏勒河流域中下游盆地（单元）是相对独立的含水层系统。地下水储存量由重力储存量和弹性储存量组成。本次只计算各盆地浅部含水层（Qh-Qp₁）的孔隙重力水体积储存量作为地下水储存资源量。方法是作不同厚度等值线并划分计算区，由钻探资料统计所得含水层折算系数，进而求得各区间的含水层厚度，结合该区内钻孔抽水试验资料，给定相应含水层的给水度值，面积由1∶25万图上量取。计算公式为

河西走廊疏勒河流域地下水资源合理开发利用调查评价

式中：Q_储为地下水储存资源，亿m³；∑μ为含水层平均给水度；F为计算区（段）面积，km²；H为含水层厚度，m。

依据工作区地下咸淡水水平及垂直分布规律，大致将各盆地水位埋深小于10m区域划分为微咸水、半咸水-咸水分布区，埋藏底界分别为30m、80m。利用式（6-6）可概略计算。

（二）储存资源评价结果

1.总储存资源

用式（6-6）计算出疏勒河流域三县（市）盆地地下水储存资源为5203.28亿m³。其中：花海盆地最小，为626.96亿m³；玉门-踏实盆地较大，为1284.30亿m³；安西-敦煌盆地最大，为3292.03亿m³。

按县（市）分，地下水储存资源玉门市最小，为868.67亿m³；安西县较大，为1303.09亿m³；敦煌市最大，为3031.53亿m³（表6-23）。

表6-23 疏勒河流域县（市）盆地地下水储存资源计算表

2.微咸水、半咸水-咸水储存资源

微咸水TDS1～3g/L，分布于水位埋深小于10m细土平原区，含水介质厚度50m左右。半咸水-咸水TDS＞3g/L，分布于水位埋深小于5m细土平原区，含水介质厚度30m左右。计算过程见表6-24。盆地计算结果见表6-25，县（市）计算结果见表6-26。

表6-24 疏勒河流域县（市）盆地咸水-微咸水储存资源计算表

表6-25 疏勒河流域各盆地地下水储存资源组成表（单位：亿m³）

表6-26 疏勒河流域各县（市）地下水储存资源组成表（单位：亿m³）

由表可见，疏勒河流域平原区地下水淡水储存资源为4717.5亿m³，微咸水储存资源为459.54亿m³，半咸水-咸水储存资源为26.24亿m³。不可利用的半咸水-咸水资源仅占总水资源的0.5%，淡水资源比较丰富。

⑺ 地下水资源评价原则与方法

一、地下水资源评价原则

（一）地下水天然资源评价的原则

柴达木盆地地下水资源评价是通过对前人资料的深入细致分析、研究和在本次工作成果的基础上，对柴达木盆地地下水资源按地下水系统进行划分。基于盆地地表水与地下水流域基本一致，具共同的排泄基准面。依据水文自然单元的特征，根据地下水资源评价需要，将盆地划分为15个二级地下水系统，83个三级地下水系统，346个四级地下水系统（表3-1）。

柴达木盆地地下水资源按地下水系统评价时，山区和平原区三级地下水系统分别评价。三级地下水系统界线是在二级地下水系统界线的基础上划分，山区以地表分水岭或盆地界线为界，山前以基岩与第四系地层界线为界；平原区三级地下水系统界线以两侧流域界线为界，向湖盆中心以TDS 5g/L等值线为界线。山前平原区按水质又划分地下水TDS小于1g/L的淡水、1～3g/L微咸水和3～5g/L的半咸水。盆地深层承压-自流水（淡）则单独进行评价。

柴达木盆地西部和中部地段，广泛分布古近-新近系地层，富含有丰富的油、气和高压自流水，主要是在地质历史时期积累、保存下来的深层含水体———油田水。具封闭性和独立的地下水补径排系统，地下水年龄久远，与第四系松散岩类孔隙水地下水系统有着质与量的区别，不能作为同一类型的地下水资源进行评价；盆地冲湖积平原及中心地带广泛分布着高TDS的咸卤水区（TDS大于5g/L），是目前盐湖化工开采的主要地区，地下水主要为晶间卤水和承压-自流水（TDS大于300g/L）。由于油田水和咸卤水分布区研究程度低，资料缺少，故此次不予评价。

地下水天然资源评价是以地下水系统为单元，对系统内各项天然补给量进行评价。为便于地方各部门使用，将所评价的地下水资源补给量、开采资源量、深层地下水资源量和地下水开采潜力，依据地下水系统所处的行政单元（市、县等）进行统计分配，主要为地方部门用水规划提供基础性资料。另外，此次地下水资源评价主要为2002～2004年实测资料。格尔木河冲洪积扇数学模型采用2000年资料，两者之间水文地质参数选取存在差异。

（二）潜水开采资源评价原则

地下水开采资源评价是在地下水天然补给资源的基础上进行的，在地下水系统内根据以往工作基础，主要考虑区域水位下降、土壤盐渍化、水质恶化与地下水开采的相互制约关系；以地下水生态水位埋深为指标，作为潜水（或浅层地下水）开采的主要约束条件，即在保证生态环境需水量的同时，又能使地下水资源得到永续开发利用；将各系统内地下水开采资源总量控制在天然补给资源量的40％以内，以保证盆地生态环境用水需求。同时根据不同水质，将盆地平原区地下水分别按地下淡水、微咸水和半咸水进行开采资源评价。

（三）深层承压水可采储量评价原则

柴达木盆地的深层承压水的勘探、研究资料较少，开发利用程度差异性较大。由于受资料限制，此次根据地下水系统划分原则，从地下水资源开发利用角度考虑，对淡水分布区的深层承压水进行评价。

（四）地下水潜力评价原则

从柴达木盆地地下水开采现状来看，地下水总体开发程度较低。虽然局部地区存在开发利用程度稍高，与当地的地下水天然补给资源相比较，仍存在很大的开采潜力。评价时根据当地国民经济规划和经济技术进步对地下水需求的变化考虑，地下水潜力评价从开采潜力和利用潜力两方面入手，着重考虑开采盈余量、微咸水的可扩大开采资源量和依靠环境容量可扩大开采资源量的评价。

二、地下水资源评价方法

（一）山区地下水资源评价方法

柴达木盆地周边山区于20世纪70、80年代和90年代均进行过不同比例尺的区域地质、水文地质调查，计算采用的地下水径流模数均为实测资料，具有广泛的代表性和实用性。此次山区地下水资源评价，是按山区三级地下水系统作为地下水资源计算区，将三级地下水系统内按各含水岩组确定的块段作为计算单元，所有分布在山区的各含水岩类中的地下水都参加计算，所用山区泉点资料均为前人实测资料。根据前述计算方法，山区地下水资源评价采用地下径流模数法进行计算。

公式：Q_径＝M·F·T·86.4

式中：Q_径为地下水径流量，10⁴ m³/a；M为地下水径流模数，L/（s·km²）；F为含水岩组分布面积，km²；T为地下径流时间，d。

昆仑山北坡海拔4250m以下、祁连山南坡海拔3900m以下为非冻土区，地下水径流时间取365d；昆仑山北坡海拔4250m以上、祁连山南坡海拔3900m以上为多年冻土区，地下水径流时间取150d（5月10日至10月10日）。

地下水径流模数主要利用前人资料，由泉域法求得：

公式：M＝q/f′

式中：M为地下水径流模数，L/（s·km²）；f′为泉点集水面积，km²；q为泉流量，L/s。

（二）平原区地下淡水资源评价方法

平原区地下水（淡水）资源评价的方法较多，对于区域性地下水天然资源评价主要有水资源均衡法、断面径流量法、补给量总和法、数值法等多种方法。目前广泛采用的数值法和水均衡法评价地下水资源，对于水文地质研究程度较高的地区效果较好，评价精度较高。柴达木盆地各地水文地质研究程度差异较大，受研究程度的制约，除格尔木地区可采用数值法和水资源均衡法计算地下水资源外，其他地区仅能采用补给量总和法进行评价，无法采用其他地下水资源评价方法进行评价。

公式：Q_总＝Q_河＋Q_潜＋Q_渠＋Q_灌＋Q_库＋Q_侧＋Q_降

式中：Q_总为各项地下水天然资源总补给量；Q_河为河水入渗量；Q_潜为出山口河谷潜流量；Q_渠为渠道入渗量；Q_灌为田间灌溉渗入量；Q_侧为山前基岩裂隙水侧向补给量；Q_降为大气降水入渗补给量；Q_库为水库渗漏补给量。

⑻ 地下水资源评价方法简述

在新建任何一个地下水开发利用工程之前，都必须知道研究区有多少地下水资源，预测工程实施之后地下水均衡状态的变化，判断相关的地质环境和生态环境是否会恶化。回答这些问题就是地下水资源评价的主要任务。地下水资源评价包括水量评价和水质评价两个部分，都要在专门的国家规范指导下进行。

水量评价的目标是确定地下水均衡要素的总量，预测不同开采规模对地下水均衡状态的影响，限定地下水的允许开采量。地下水资源的水量评价一般按以下的步骤来进行。

(1)圈定合理的评价区

根据地表水资源和地下水资源评价一致性的规定，地下水资源的评价也要按照不同级别的江河水系进行流域分区，而不能只限于某个水源工程建筑物的覆盖范围，也不能限于某个特定的含水层，以“影响半径”来圈定评价区往往也是不合理的。目前还存在用行政分区作为评价区的习惯，但这样做只是为某个行政区域的管理者提供参考，其资源数量必须在流域背景下进行合理的划分。

(2)资料收集、补充勘探

对评价区气象、地理、水文、含水层特点、水资源利用水平等现状条件进行调查，收集资料数据。如果现有的资料数据不足或由于年代太老不适应新情况，就需要开展补充勘探，选择适用的测绘遥感技术、地球物理探测技术、地下水钻探和试验技术、同位素示踪技术等。对全部资料进行系统的分析，按照重要程度排列出评价区所有的地下水补给要素和排泄要素，并确定各种要素对应的评价参数，如降水入渗系数及潜水蒸发极限埋深等。

(3)取多年平均数据或典型水文年数据进行现状水均衡分析

计算现状条件下地下水的总补给量和总排泄量，确定当前的水均衡状态。如果评价区地下水的现状是零均衡，那么总补给量或总排泄量都可以作为地下水的资源数量，其单位一般为10⁸m³/a。对于已经存在地下水开采的地区，需要特别注意地下水是否处于负均衡状态。如果地下水向负均衡状态演变，应计算其储存量的年度递减值，即评价地下水存量资源的消耗速率。由于地下水均衡要素都存在一定程度的不确定性，现状水资源的计算也要对结果的精度进行评估，并给出不同保证率下的资源量。

(4)对地下水均衡状态的影响

采用合适的分析模型，按照不同的方案预测新增地下水开发利用工程对地下水均衡状态的影响。根据问题的复杂程度，可以选取经验公式、地下水动力学解析理论、数值模拟等手段进行地下水开采动态预测。随着计算工具的进步，数值模拟越来越成为地下水资源评价的重要方法。但是，使用数值模拟软件并不能代替对地下水分布和运动规律的认识，必须使模型的建立符合评价区含水层的特点和计算精度要求，充分考虑地下水与地表水的相互作用，考虑地下水均衡状态变化后可能导致的参数变化。模型预测的时间可以达到10年或20年，但并没有最长时间的限制，因为10km尺度以上的区域地下水响应时间可以非常长，甚至达到1000年。

(5)确定可开采量

以水资源保护和生态环境保护为约束条件，根据预测结果确定可开采量。地下水开发利用的约束条件在各个地区是不一样的，并且是随着时代的发展而变化的，有些地区要防止河流干涸、泉水断流、湿地退化，有些地区要防止地面沉降、土壤盐渍化、海水入侵，还有些地区要避免含水层被疏干等，应尽可能在分析中考虑周全。新建工程不损害现有地下水开发工程、不损害邻近地区的用水也是重要的约束条件。可开采量就是满足上述综合约束条件的地下水开采规模，其单位一般也是10⁸m³/a。但是，实际可开采量与开采方式(布井位置、布井数量、抽水周期等)也有关系，应在水资源评价报告中加以讨论。

地下水的水质评价目标是确定地下水的化学成分作为饮用水源的适宜性，判断是否受到污染和可能遭受污染的风险。水质评价必须从有代表性的地下水监测孔中提取水样，进行常规水化学分析、污染物检测等调查。对于存在地表水渗漏或灌溉水回归补给的情况，地表水、土壤水的污染程度和地下水接受污染的途径也在调查之列。地面存在的各种点源和面源污染都应该在地下水污染的风险评价中加以考虑。

地下水的水量评价和水质评价应相互结合。如果评价区地下水的矿化度有差异，需要将其按照淡水区、微咸水区、咸水区分别评价水量资源。水量评价的预测模型不仅要计算地下水位的变化，在条件具备的情况下，还可以建立溶质运移模型以便计算地下水矿化度、特定化学组分浓度的变化。

⑼ 地下水防污性评价方法

一、评价指标的选取

(一)地下水易污性影响因素

影响地下水易污性的因素很多，概括起来可分为自然因素和人为因素两类。自然因素指标包括含水层的地形地貌、地质及水文地质条件。人为因素指标主要指可能引起地下水环境污染的各种行为因子^{［16，17］}。表1－2－1列出了影响地下水易污性的自然因素和人为因素。

表1－2－1 地下水易污性影响因素

(二)评价指标的选取

施加在地表的污染物在到达含水层某位置之前，要受到地面以上、土壤、包气带及地下水面以下的物理、化学和生物化学等诸多过程的影响(图1－2－1)，一个合理科学的易污性评价指标体系应该尽可能地反映这些主要的影响过程。

图1－2－1 污染物运移至含水层过程示意图

二、评价单元划分

由于各种地质因素在各个局部区域的差异性和复杂性，要做到较为精确的评价，需将整个研究区域分成若干个小图元，即评价单元。根据各个小区域的不同情况，分别赋予不同的属性，然后才能根据这些属性进行区域评价。常用的划分方法有三种，即三角单元剖分法、正方形网格单元划分法和不规则多边形网格单元划分法^［18］。

(一)三角单元剖分法

三角单元剖分法是以三角形为基本的评价单元进行评价区域划分。总的来说，该方法进行评价区域单元划分是任意的，但应该遵循以下三个原则:

1)三角形的任意一角不得大于90°，三条边的长度尽可能接近。

2)三角形顶点不能落在另外某个三角形边上。

3)每个评价单元的性状因子尽可能均一。

该方法对小范围评价区域划分比较合理。

(二)正方形网格单元划分法

正方形网格单元划分法是以地理坐标来控制，采用正方形网格划分;根据具体情况，确定网格大小，可由0.01km²至数km²。这种划分方法对大区域的评价是比较合理的。

(三)不规则多边形网格单元划分法

不规则多边形网格单元划分方法适用于小范围评价。因为对小范围城市区域进行评价时，由于地形、地质条件变化大，因素离散性大，若仍采用正方形网格单元划分法，就会把评价因子性状相对很不均一的区段划分在同一评价单元内，而把均一性较好的区段可能人为地割离开了，这点与小范围的城市区域评价的要求和目的是相违背的。因此，对小范围的城市区域进行评价适宜采用不规则多边形网格单元划分法，这种方法往往规定评价单元以0.5km×0.5km为上限。

三、地下水防污性评价模型

(一)概述

目前国内外常用的评价地下水防污性的方法概括起来主要有迭置指数法、过程数学模拟法和模糊数学法等。在应用上，这些方法相对来说有各自的特点、侧重和适用范围(表1－2－2)。

表1－2－2 地下水易污性研究方法对比

1.迭置指数法

迭置指数法是将选取的各评价指标的分指数进行叠加形成一个反映防污性程度的综合指数，再由综合指标进行地下水防污性评价。它又分为水文地质背景参数法(hydrogeologiccomplex and setting methods，HCS)和参数系统法(parametric system methods，PSM)^{［19～22］}。前者是通过一个与研究区有类似条件的已知防污性标准地区来比较确定研究区的防污性。这种方法需要建立多组地下水防污性标准模式，且多为定性或者半定量评价，一般适用于水文地质条件比较复杂的大区域。后者是通过选择评价防污性的代表性指标来建立一个指标系统，每个指标均有一定的取值范围。这个范围又可分为几个区间，每一区间给出相应的评分值，把各指标的实际资料与此标准进行比较而评分，最后根据各个指标所得到的评分值叠加即得到综合指数。

参数系统法是地下水防污性评价中最常用的一种方法，其又可以进一步细分为基质系统法(matrix systems，MS)、率定系统法(rating systems，RS)和加权率定系统法(point count system models，PCSM)三种方法。在这三种方法中，PCSM法又是最通用的方法。MS方法是以定性方式对研究区各单元的防污性进行评价的，后两种方法则是以定量(数值化)方式进行评价。这二者区别在于综合指数的计算方法不同。RS方法的综合指数是由各指标的评分值直接相加而成，而PCSM法的综合指数值则是各指标评分值和各自赋权的乘积叠加得出的，因此又叫权重－评分法。目前，国外的大部分有关地下水防污性的研究多以DRASTIC标准或农药DRASTIC标准为基础，运用综合指数或加权指数模型来进行地下水防污性评价。

2.过程数学模拟法

过程数学模拟法是在水分和污染物质运移模型基础上，使用确定性的物理化学方程来模拟污染质的运移转化过程，将各评价因子定量化后放在同一个数学模型中求解，最终得到一个可评价防污性的综合指数^［23］。该方法的最大优点是可以描述影响地下水防污性的物理、化学和生物等过程，并可以估计污染质的时空分布情况。尽管描述污染质运移转化的二维、三维等各种模型很多，但目前还没有更多地用在区域地下水防污性的评价中，防污性研究多数集中在土壤和包气带的一维过程模型，多为农药淋滤模型和氮循环模型。

从理论上讲，该方法适用于地下水防污性评价的高级阶段，因为它需要具备足够并且可靠的地质数据及长序列污染质运移资料，只有当人们完全掌握了地下水防污性与其评价要素之间的内在关系之后，才能运用该方法。而地下水防污性评价还处于起步阶段，并且地下水防污性与其评价要素之间的内在关系仍处于探索阶段，所以该方法不常用。

3.统计方法

统计方法是通过对已有的地下水污染信息和资料进行数理统计分析，确定地下水防污性评价因子并用分析方程表示出来，把已赋值的各评价因子放入方程里计算，然后根据其结果进行防污性分析。常用的统计方法包括地理统计(geostatistical)方法、克立格(kriging)方法、线性回归分析法、逻辑回归(logistic regression)分析法、实证权重法(weight of evidence)等统计方法。

目前这种方法在地下水防污性评价中的应用不如迭置指数法及过程数学模型方法那样得到重视。

4.模糊综合评判法

地下水当具有某种程度的防污时，其影响因素具有多样性和复杂性。地下水防污性是相对的，属典型的模糊问题。人为地给定一个分级界限，使本来模糊的问题人为地加以清晰化，评价结果就难以准确反映出各评价指标所提供的信息，因此，对这类模糊问题应采取的最佳方法就是模糊数学法。

模糊综合评判法是在确定评价因子、各因子的分级标准以及因子指标赋权的基础上，经过模糊综合评判来划分地下水的易污程度。该方法充分考虑了地下水易污性的本质因素(反映水文地质内部本质属性)和特殊因素(反映人类活动及外部环境对地下水易污性的影响)，不需要进行人为的等级划分，可考虑各个指标的连续变化，能真实地反映不同样本指标之间的差异。同时考虑了不同评价指标之间的相互作用关系，使评价结果更符合实际情况^{［24～27］}。

在以上四种防污性评价方法中，相对而言，迭置指数法的指标数据比较容易获得，方法简单，易于掌握，是国外最常用的一种评价方法。它的缺陷是，由于评价指标的分级标准和评分以及防污性分级没有统一的规定标准，具有很大的主观随意性，所以防污性评价结果难以在不同的地区进行比较，缺乏可比性。过程数学模拟法虽然具有很多优点，但只有充分认识污染质在地下水环境中的行为特性，有足够的地质数据和长序列污染质运移数据，才能充分发挥它的潜力。近年来，随着GIS技术的普及以及评价区域的扩大，国外于20世纪90年代末期便陆续出现了应用GIS技术结合地下水运移模型来评价地下水的防污性的研究成果。此方面的研究也将是今后地下水防污性评价的方向和发展趋势。统计方法则依赖于监测的足够长的已污染信息资料。同时，在使用时要考虑可比性问题。地下水防污性评价包含了一些定性与非确定性指标，通过隶属函数来描述非确定性参数及其指标分级界限的基于DRASTIC的模糊数学综合评价方法应运而生，因为它应具有很大的优势。

(二)DRASTIC模型

1.基本假设

DRASTIC方法是地下水防污性评价中参数系统法的典型代表^［28］。目前，该方法已被许多国家采用，是地下水易污性评价中最常用的方法。DRASTIC方法有四个主要的假定:①污染物存在于地表;②污染物通过降雨渗入地下;③污染物随水迁移;④研究区面积大于等于100英亩(约0.4km²)^{［29～30］}。

2.评价指标体系

DRASTIC方法采用7个影响和控制地下水流和污染质运移的参数构成该方法的易污性评价的因子体系，它们分别是:地下水埋深(depth to water)、含水层净补给(netrecharge)、含水层岩性(aquifer media)、土壤类型(soil media)、地形坡度(topography)、包气带影响(impact of the vadose zone)及含水层水力传导系数(aquifer hydraulicconctivity)。DRASTIC即来自这7个因子的英文中心词的首字母缩写^{［31～33］}。

(1)地下水埋深(D)

地下水埋深决定着地表污染物到达含水层之前所经历的各种水文地球化学过程，并且提供了污染物与大气中的氧接触致使其氧化的最大机会。通常，地下水位埋深越大，地表污染物到达含水层所需的时间越长，污染物在途中被稀释的机会越大，污染物进入地下水的可能性就越小，含水层被污染的程度也就越小，具体评分情况见表1－2－3。

表1－2－3 地下水埋深评分表

(2)含水层净补给量(R)

污染物可通过补给水垂直传输至含水层并在含水层内水平运移，因此补给水是固体和液体污染物浸析和运移至含水层的主要工具。补给量越大，地下水易污性程度就越高。当补给量增大至可以使污染物被稀释时，地下水受污染的可能性不再增加而是减小。表1－2－4给出了含水层净补给量的评分情况。

表1－2－4 含水层净补给量评分表

一般情况下，获取地下水净补给量资料有一定难度，故在实际评价中常用降雨入渗补给量(P-precipitation recharge)代替净补给量，其具体评分情况见表1－2－5。

表1－2－5 降雨入渗补给量评分表

(3)含水层岩性(A)

含水层中的地下水受含水层介质的影响，而污染物的运移路线及运移路径的长度决定着污染物消亡和迁移的过程。通常情况下，含水层介质的颗粒越大或者裂隙、溶洞越多，则介质的稀释能力越小。

如果缺乏详细资料时，可选择典型评分值。典型评分值是用来描述由相关含水层介质组成的典型含水层。对于基岩含水层，可根据含水层介质中裂隙和层面的发育程度进行评分。如裂隙中等发育的变质岩或火成岩含水介质的评分为3;当裂隙非常发育时，含水层具有较大污染可能性，评分应定为5;当变质岩或火成岩中裂隙不发育时，单位给水度较低，含水层具有较大的易污性，评分值可定为2。对于非固结岩石，可根据含水层介质颗粒大小和分选程度情况进行评分，例如，典型砂砾岩的评分值为8，但当沉积层颗粒粗大并较易冲刷，则可赋值为9，相反，当颗粒含量增加并且分选性不好时，评分值可降至6或7。

评价区域地下水易污性时，每次只能评价一个含水层，在多层含水系统中，应该选择一个典型的具有代表性的含水层进行评价。确定含水层之后，把该含水层中最主要的含水介质作为评价因子。含水层介质评分情况见表1－2－6。

表1－2－6 含水层岩性类型评分表

(4)土壤类型(S)

评价中涉及的土壤介质平均厚度为2m或<2m。土壤介质对渗入地下的补给量具有显着的影响。通常情况下，土壤中的黏土类型、黏土的膨胀性、土壤的颗粒大小对含水层中地下水的易污性有很大的影响。

当某一区域的土壤介质有多层土壤组成时，可以采用以下几种方法选择土壤介质类型:①选择占优势的具有代表性的土壤层作为土壤介质;②选择最不利的具有较高易污性的介质进行评分;③选择中间介质作为评分标准，如有砾、砂和黏土存在时，可选择砂作为评分介质。土壤类型评分见表1－2－7。

表1－2－7 土壤类型评分表

(5)地形坡度(T)

地形控制着污染物被冲走或较长时间留于某一地表区域并渗入地下，它不但影响着土壤的形成，而且还影响着污染物的稀释程度。对于易于污染物渗入的地形，其相应地段的地下水的易污性越高。通常情况是坡度越大，含水层易污性越低，详细评分见表1－2－8。

表1－2－8 地形坡度等级划分与评分表

(6)包气带影响(I)

包气带影响主要由包气带介质类型决定，包气带介质类型决定着土壤层和含水层之间物质的削减特性，各种物理化学和生物作用均发生在包气带中。包气带介质还控制着渗流路径的长度和渗流途径，从而影响了污染物的迁移时间及与土体的反应程度。包气带内的任何裂隙对渗流路线都起控制作用。

包气带介质的选择必须遵循以下三条基本原则:

1)选择对易污性程度最显着的介质。

2)对于有多层介质存在时，应考虑各层介质的相对厚度，选择厚度最大的一层作为非饱和带介质。

3)须考虑各层介质易污性程度的大小，如当灰岩上层覆盖一层黏土和一层等厚度的较大的砂砾层时，从地下水污染的角度考虑，黏土是最显着的控制层，因为黏土层限制污染物向含水层迁移，此时选择黏土层作为非饱和带介质较恰当。

承压含水层不考虑其上的覆盖层，其赋值应为1;对于基岩介质，应考虑各类裂隙的发育程度，当对于溶洞非常发育的灰岩介质，评分可赋予10;对于岩溶发育不好或连通不好的灰岩介质，评分应选低一些，如9或8。其具体情况见表1－2－9。

表1－2－9 包气带介质评分表

续表

(7)含水层水力传导系数(C)

水力传导系数反映含水层介质的透水能力，在一定水力梯度下控制着地下水的流动速度，而水的流动速度又控制着污染物在含水层中的运移速率。水力传导系数由含水层内孔隙的大小和连通程度所决定，水力传导系数越大，地下水越易受到污染，评分情况参见表1－2－10。

表1－2－10 水力传导系数等级划分与评分表

通常情况下，用含水层渗透系数代替水力传导系数(C)，其评分情况参考水力传导系数评分标准。

3.权重确定

在应用DRASTIC法进行地下水易污性评价时，对于每一个指标参数给定了一个相对的权重，其范围为1～5，它反映了各个指标参数的相对重要程度。对于地下水污染影响最显着的指标的权重为5，影响程度最小的指标的权重为1，各指标权重见表1－2－11。

表1－2－11 DRASTIC指标体系中各参数的权重

4.易污性指数

应用DRASTIC方法进行地下水易污性评价时，在确定各单元上各评价因子的评分和权重基础上，用易污性指数将7个因子综合起来，用加权的方法计算DRASTIC指数，即地下水易污性指数:

城市地质环境评价理论方法

式中:W_i为评价因子的权重;R_i为评价因子的评分。

一旦确定了DRASTIC易污性指数，就可以确定各水文地质单元的地下水相对易污性。具有较高易污性指数的区域其地下水系统相对易于受到污染。

需要特别指出的是，DRASTIC指标并不表示地下水污染的绝对数值，它仅表示不同区域地下水的相对易污程度。

此外，DRASTIC模型在实际应用中，需首先对每一指标进行分级(或进行类型划分)，在该级别(分类)内的指标给予相同的定额，这样不同的级别便有了定额上的差别。在对不同评价单元的同一项指标进行级别划分时，有可能将具有明显差异的指标划分为相同的级别而给出相同的定额，因而使单元之间的差异得不到真实的反映，也就是说用加权评分法掩盖了各评价因素指标值的连续变化对地下水易污性的影响。因此，结合模糊数学理论提出了基于DRASTIC指标的模糊综合评价模型。

5.评价等级划分

通过DRASTIC评价方法计算得到地下水易污性指数在23～230之间。由于在不同城市对比分析时单独划分级别存在一定的问题，不能体现同一因子对不同城市地下水易污性的影响。因此，为了不同城市区域地下水易污性评价结果的可对比性，采用统一的标准，划分结果见表1－2－12。

表1－2－12 地下水易污性等级划分规则

(三)基于DRASTIC指标的模糊综合评价模型

该模型在沿用了DRASTIC方法的基础上进行地下水防污性的模糊综合评判。具体过程如下。

1.地下水易污性语气算子的划分

含水层根据所处水文地质条件的差异，在同样的污染源或外部污染环境条件下，受到污染的难易程度是不同的。因此，地下水易污性评价的主要任务是要给出评价区域地下水受到污染的难易程度的确切评价，为了与此相对应，给出了评价地下水易污性的10级语气算子(根据具体情况而定，也可以划分为其他级别的语气算子，如8级等)，见表1－2－13。

表1－2－13 语气算子与污染级别的对应关系

2.指标标准特征值矩阵

评价中采用的7个指标的级别划分与对应的特征值具体情况见表1－2－14至表1－2－20所示。

表1－2－14 地下水埋深的级别与特征值

表1－2－15 净补给量的级别与特征值

表1－2－16 地形坡度的级别与特征值

表1－2－17 含水层水力传导系数的级别与特征值

表1－2－18 含水层岩性的级别与特征值

表1－2－19 土壤类型的级别与特征值

表1－2－20 包气带影响的级别与特征值

综合上述7个评价指标各个级别与特征值的具体划分情况，可得到模糊评价模型的7项指标的级别与对应的特征值，具体参见表1－2－21。

表1－2－21 10个级别7项指标的指标标准特征值

将地下水易污性评价所依据的7个指标按10个级别的指标标准特征值进行识别，则有7×10阶指标标准特征值矩阵:

城市地质环境评价理论方法

式中:y_ih为级别h指标i的标准特征值，i=1，2，…，7;h=1，2，…，10。

由表1－2－20可知有两种不同的指标类型:①指标标准特征值y_ih随级别h的增大而减小;②指标标准特征值y_ih随级别h的增大而增大。

3.指标标准特征值对模糊概念极难污染(1级)的相对隶属度矩阵

无论对于上述第①、②类指标，均可确定等于指标10级标准特征值对极难污染的相对隶属度为0，等于指标的1级标准特征值对极难污染的相对隶属度为1。对以上两类指标，其特征值介于1级与10级标准特征值之间者，对极难污染的相对隶属度可按线性变化确定。则级别h指标i的标准特征值y_ih对极难污染的相对隶属度函数公式为

城市地质环境评价理论方法

式中:s_ih为级别h指标i的标准特征值对极难污染的相对隶属度;y_i1、y_i，10分别为指标i的1级、10级标准值。

用相对隶属度函数公式(1－2－2)把指标标准特征值矩阵式(1－2－1)变换为对极难污染的指标标准特征值的相对隶属度矩阵:

城市地质环境评价理论方法

4.评价指标的特征值矩阵

根据所提取的研究区各评价单元7个指标的实际数据，构建对地下水易污性进行评价的各评价单元特征值矩阵:

城市地质环境评价理论方法

式中:x_ij为评价单元j指标i的特征值;i=1，2，…，7;j=1，2，…，n。n为评价单元数。

5.评价指标对极难污染的相对隶属度矩阵

对于第①类指标对极难污染的相对隶属度公式为

城市地质环境评价理论方法

对于第②类指标对极难污染的相对隶属度公式为

城市地质环境评价理论方法

式中:r_ij为单元j指标i的特征值对极难污染的相对隶属度。应用公式(1－2－5)或者公式(1－2－6)，将矩阵X转化为指标相对隶属度矩阵:

城市地质环境评价理论方法

式中:i=1，2，…7;j=1，2，…n。n为评价单元数。

由矩阵R可知单元j的7个指标的相对隶属度为

城市地质环境评价理论方法

现将矩阵S每行划分为9个区间:［1，2］，(2，3］，(3，4］，(4，5］，(5，6］，(6，7］，(7，8］，(8，9］，(9，10］。将 中指标1，2，…，7的相对隶属度r_1j，r_2j，…，r_7j分别与矩阵S中的第1，2，…，7行的行向量逐一进行比较，可得 落入矩阵S的9个区间中的任何一个区间中，然后对7个指标区间的级别下限和级别上限进行比较，分别取最小区间的下限a_j和最大区间的上限b_j，最后得到各个单元的级别区间［a_j，b_j］。

6.评价单元归属于各个级别的最优相对隶属度矩阵

评价单元归属于各个级别的相对隶属度矩阵记为

城市地质环境评价理论方法

式中:u_hj为评价单元j对级别h的相对隶属度;j=1，2，…，n;h=1，2，…，10。

由于评价单元j的7个指标相对隶属度全部落入矩阵S的级别区间［a_j，b_j］内，故矩阵U应该满足约束条件:

城市地质环境评价理论方法

因为各个评价单元的级别区间不同，从研究区所有评价单元的整体考虑，矩阵U应满足:

城市地质环境评价理论方法

一般地，级别区间［a_j，b_j］有a_j≥1，b_j≤10。要同时满足约束条件(1－2－10)和(1－2－11)，必有u_hj=0时，h<a_j或者h>b_j。

评价单元j与级别h之间的差异，用广义欧氏距离表示为

城市地质环境评价理论方法

上式考虑了指标的权重w_i，为了更完善地描述评价单元j与级别h之间的差异，以评价单元j归属于级别h的相对隶属度u_hj为权重，则用加权广义欧氏距离表示为

城市地质环境评价理论方法

为求解评价单元j对级别h的最优相对隶属度，建立目标函数:

城市地质环境评价理论方法

根据目标函数(1－2－14)和约束条件(1－2－10)构造拉格朗日函数，其中λ_j为拉格朗日乘子，则

城市地质环境评价理论方法

由L(u_hj，λ_j)对u_hj和λ_j求偏导并令其等于0:

城市地质环境评价理论方法

可得到评价单元j对级别h的最优相对隶属度函数公式:

城市地质环境评价理论方法

特殊地，当r_ij=s_ih(i=1，2，…，7)时，评价单元j的7个指标相对隶属度与级别h的7个指标标准值的相对隶属度全部相等。由公式(1－2－12)可以知道，此时d_hj=0，由数学分析可知，此时评价单元j百分之百地隶属于h级，则u_hj=1。

综合上述可知，评价单元j对于级别h评价的地下水易污性模糊分析评价模型的完整形式为

城市地质环境评价理论方法

应用公式(1－2－18)可以解得评价单元归属于各个级别的最优相对隶属度矩阵为

城市地质环境评价理论方法

式中:h=1，2，…，10;j=1，2，…，n。

7.各单元评价结果确定

应用级别特征值H的向量式为

城市地质环境评价理论方法

出了评价单元关于地下水易污程度定量评价信息，H越大，则表明该评价单元地下水易污性程度越高。

综上所述，基于DRASTIC指标的模糊综合评价模型评价的地下水易污性状况，有以下几个方面的优点:

1)在指标评分体系上参考了DRASTIC模型的划分标准，同时也考虑了流域内所提取的实际数据，给出了新的评价指标的级别和特征值。

2)在易污性等级划分上，充分考虑了含水层所处的水文地质条件的差异，提出更加精确细密的地下水易污性等级(语气算子)。

3)在模糊迭代运算过程中充分考虑了各个指标的连续变化，能真实地反映不同单元指标之间的差异。

⑽ 地下水水质评价与预测

一、地下水水质评价

地下水水质评价是地下水资源评价的重要组成部分，只有水质符合要求的地下水才是可以利用的地下水资源。地下水水质评价的核心是评价模型的建立和运行。地下水水质评价的方法很多，大体可分为以下几类：综合指数法、模糊数学法、灰色系统法、物元分析法、人工神经网络评价法等。不同的评价方法各有所长，每一种方法均有一定的适用条件，为了获得较为准确的评价结果，系统提供了目前应用较广的水质指数评价、模糊综合评判和人工神经网络评价三种方法进行计算与比较，并结合GIS技术得到地下水水质的空间变化规律。

（一）指数评价法

该评价方法以我国现行的《地下水质量标准》（GB/T14848—93）为依据，包括单项评价和综合评价法，单项评价采用单因子评价法，按《地下水质量标准》所列分类指标，划分为五类，不同类别标准相同时，从优不从劣。综合评价法按下式计算综合评价分值F。

松嫩平原地下水资源及其环境问题调查评价

式中：F为各单项组分评分值F_i的平均值；F_max为单项组分评价分值F_i中的最大值；n为参评项数。

该评价方法的优点是数学过程简捷、运算方便、物理概念清晰，存在的问题是描述环境质量的非连续性和过于突出最大污染因子的作用。

（二）模糊综合评价法

应用模糊数学对水质进行综合评价的基本思想是：由实测值建立各因子指标对各级标准的隶属度集，形成隶属度矩阵，再把因子的权重集与隶属度矩阵相乘，得到模糊积，获得一个综合评判集。综合评判集表征水质对各级标准水质的隶属程度，反映了综合水质级别的模糊性。从理论上讲，模糊综合评价法由于体现了水体环境中客观存在的模糊性和不确定性，符合客观规律，合理性更强。但评价过程较复杂，需要解决好权重的合理分配。该方法的评价过程为：

1.计算评价因子隶属度

用线形隶属函数确定各评价因子对各级水的隶属度的计算公式如下：

j=1级水时：

松嫩平原地下水资源及其环境问题调查评价

j=2,3,4级水时：

松嫩平原地下水资源及其环境问题调查评价

j=5级水时：

松嫩平原地下水资源及其环境问题调查评价

式中：Y为各因子分别属于各级水的隶属度；X 为各因子的实测浓度；S_i,j,S_i,j+1,S_i,j-1为评价因子的各级水质标准。

2.模糊关系R矩阵

通过隶属函数的计算，求出单项指标对于各级别水的隶属度，得到矩阵R:

松嫩平原地下水资源及其环境问题调查评价

3.评价因子权重的计算

权重就是各评价因子对总体污染物影响程度的贡献及对人体影响效应的比重。对某种污染物浓度的分级标准S_i可以取其各级标准平均值：Si＝∑ S_j/m，对于某些在水中含量越高表明水质愈差的评价因子，其权重公式为：W_i= X_i/S_i；对于某些在水中含量越高表明水质愈好的评价因子，其权重公式为：W_i= S_i/X_i。

应用该方法时，对各项水质指标（或组分）目前常用的权重处理方法作了适当改进，即在确定各项水质指标（组分）的权重（W_i）时，除考虑某一组分的超标程度外，同时考虑了该项组分对人体健康的危害程度。对人体健康危害相对较小的常规组分及TDS、硬度和铁（锰）等，在常规方法获得的相对权值基础上，乘以“0.6”的修正系数；而对人体健康危害较大的组分（如氟、氨、硝酸根、亚硝酸根、磷及汞、铬、酚等）则乘以“1.0”系数。然后再用修正后的相对权重进行归一化的权重计算。这种做法减少了对人体危害性较小组分在决定水质级别中的作用，更符合本区当前各质量级别地下水的使用现状。

权重进行归一化处理公式为：－_iW=W_i/∑W_i，∑W_i=1，从而得到权重矩阵A，它是一行n列矩阵（n为参加评判的因子数）。

4.综合评价

模糊数学综合评价是通过模糊关系矩阵R 和权重矩阵A 的复合运算而进行的评价。实际是对各项评价因子进行加和合成，用数学式表示为：B=A·R。

其中B是以隶属度表示的水质级别模糊评价向量（行矩阵），由模糊矩阵R 和A 的复合运算得到，系统采用相乘求和的算法进行运算。

（三）BP神经网络评价法

人工神经网络是一种由大量处理单元组成的非线性自适应的动力学系统，具有学习、联想、容错和抗干扰功能。应用人工神经网络评价水质，首先将水质标准作为“学习样本”，经过自适应、自组织的多次训练后，网络具有了对学习样本的记忆能力，然后将实测资料输入网络系统，由已掌握知识信息的网络对它们进行评价。传统的神经网络方法都是对所有评价因子以同样的标准进行处理，体现不出各评价因子对环境和人体影响的差异，而且往往因为某个评价因子的数值过大而导致总体的评价水质较差。因此，从实用的角度，在传统神经网络模拟地下水水质评价因子与地下水水质级别间的非线性关系的基础上，对评价因子进行了分组，进行水质评价。

1.BP神经网络模型概述

地下水环境质量评价所采用的神经网络的拓扑结果如图13—2所示。它是由一个输入层、一个隐层和一个输出层构成的三层网络结构。输入层接受外界信息，输出层则对输入信息进行判别和决策；隐层用来储存知识。层与层之间的神经元（节点）单方向互联，其联接程度用权值表示，并通过学习来调节其值。该神经网络在学习过程中由正向传播和反向传播两部分组成。正向传播是数据由输入层经隐层处理传向输出层；反向传播是误差信号从输出层向输入层传播并沿途调整各层联接权值和各层神经元的阈值，以使误差信号不断减小，通常采用Sigmoid函数作为神经元的激发函数。Sigmoid函数为：

图13—2 网络模型结构示意图

如果正向传播的输出与给定的期望输出模式有较大的误差而不满足精度要求的时候，就转入误差反向传播过程，将误差沿原来的联接通路返回，通过修改各层神经元的联系权和阈值使误差减小，然后再转向正向传播过程，随着模式正向传播和误差反向传播的反复交替，网络得到了记忆训练，当网络的全局误差小于给定值后，训练终止，即可得到收敛的网络和相应稳定的权值和阈值。利用这个收敛的网络可以完成实际的模式识别任务。

2.教师样本以及模型各层节点数目的确定

依据GB/T14848—93，地下水质量分类标准的Ⅳ类与Ⅴ类水标准的界值是同一数值，该标准规定小于等于该值为Ⅳ类水，大于该值为Ⅴ类水。而水环境质量标准的划分一般都是指一个浓度区间。为了符合评价的要求，按照一些文章提出的方法来确定分级代表值：Ⅰ类水的标准界值作为Ⅰ类水的分级代表值，Ⅱ类水的分级代表值为Ⅰ类水和Ⅱ类水标准界值的中值，其余依次类推，将Ⅴ类水（Ⅳ类）的界值作为Ⅴ类水的分级代表值。具体见表13—1。

表13—1 BP神经网络的教师样本

续表

输入层节点数为监测指标的数目，输出层节点数为1，当预定误差为0.001、学习效率取0.5时，经过反复试验计算，确定隐层数为30时，网络的收敛效果较好。

3.水质评价BP模型建立时样本数据处理

为消除各监测指标特征之间由于量纲的不同及监测数值大小的差异对计算过程的影响，需对原始数据做规范化处理，选用下述方法，效果较好。

松嫩平原地下水资源及其环境问题调查评价

式中：

为第k样本的第i个输入值；x_i,max和x_i,min分别为第i个水质指标的最大值和最小值。

另外，为了消除极值的影响，如果污染水质指标达到Ⅴ类，输入时就按Ⅴ类水的下限输入；对于某些小于一类水标准上限浓度1/10的监测数据，输入时就按一类标准上限的1/10输入。

4.运行BP神经网络评价程序

鉴于VB.net写成的神经网络算法运行速度过慢，同时经过实践，用C^+＋写成的神经网络运算速度相对比较快，所以采用混合编程的方法。用C^+＋写成神经网络程序，然后在VB.net下调用C^+＋程序进行评价。但是为了达到程序运行美观，让C^+＋程序在后台运行，从而兼具了VB.net界面可视化和DOS程序运行速度快的优势。

二、地下水水质预测

进行地下水污染预警，要充分运用各种专家的知识经验和有效的模型预测手段，在过去地下水环境及其演化趋势的基础上，预计未来可能发生的环境影响，综合考虑地下水环境的自然属性，判别地下水环境质量状况。在系统中是利用已知多年地下水水质观测资料来推算近期地下水水质的动态变化情况。系统提供了两种预测方法，即时间序列分析与灰色预测。

（一）时间序列分析

地下水水质动态的时间序列分析方法的基本思想是认为地下水水质在随时间变化的过程中，任一时刻的变化和前期要素的变化有关，利用这种关系建立适当的模型来描述它们变化的规律性，然后利用所建立的模型做出地下水动态未来时刻的预报值估计。用时间序列分析的方法，可以建立多种用于预报的随机模型，本系统采用指数平滑法进行预测。指数平滑的原理为：当利用过去观测值的加权平均来预测未来的观测值时（这个过程称为平滑），离得越近的观测值要给以更大的权。而“指数”意味着：按照已有观测值“老”的程度，其上的权数按指数速度递减。

指数平滑法具有计算比较简单，对实际变化比较灵敏，在预测时所需的观测值不多等特点。这种方法在整个预测过程中，始终不断地用预测误差来纠正预测值。基本思路是首先对原始数据（监测值）作处理，处理后的数据称作“平滑值”。给定一个权系数α（平滑常数），则平滑值由下式得到：

S_t＝α·X_p＋（1—α）·X_t

式中：S_t为平滑值；X_p为新数据；X_t为老数据。

上式表明所求得的平滑值是新老数据的加权组合。计算时，数据处理按几级分几次作，常记

、

、

分别为t时刻的第1次、第2次、第3次的平滑值。对经过处理的数据（平滑值）再作适当计算可构成以下非线性预测模型：

Y_t+T=a_t+b_t·T＋c·_tT²

式中：Y_t＋T为t+T时刻预测值；T为以t为起点向未来伸展时刻（t以后模型外推时间）；a_t、b_t、c_t为模型参数，分别代表t时刻的期望值、线性增量、抛物线增量。

其中：

松嫩平原地下水资源及其环境问题调查评价

计算时所使用的原始数据（监测值）为X₁、X₂、X₃……。

为加工后的数据，即t时刻第j次的平滑值。各次平滑后为：

松嫩平原地下水资源及其环境问题调查评价

计算中应注意的问题：

（1）系数a的大小，关系到计算的合理性，一般a由经验确定，通常当变化趋势平衡时，实际值的变化仅受偶然因素的影响，可取小的a值加权；变动不稳定，实际值的变动还受偶然因素之外的变动的影响，则可取较大的a值加权。a值的取值范围为0～1，即0≤a≤1，当a值接近于零时，表示对过去的实际值作最小的加权，a值接近于1时，表示对现在实际值作最大加权。计算时可参考以下取值原则：

当变量的时间变动较为显着，宜取较大的a值（a=0.3～0.5），以使近期数据在指数平滑法中发挥较大作用。

当时间序列趋势较稳定，宜取小的a值（a=0.05～0.2），使各个统计值在指数平滑中具有大小相近的权数。

当时间序列趋势有较缓的变化时，a可取值0.1～0.4。

（2）后一级平滑值

是通过前一级平滑值

算出的。然而，当t=0时，无前一级平滑值。因此各级初始平滑值

一般凭经验给出，多采用与其他实际数据比较接近的值或观测序列中的第一个值。

（二）灰色预测

1982年我国学者邓聚龙教授提出了灰色系统理论，它把一般系统论、信息论、控制论的观点和方法延伸到社会、经济、生态等抽象系统，并结合数学方法，发展成为一套解决信息不完备系统即灰色系统的理论和方法。它可以利用连续的灰色微分模型，对系统的发展变化进行全面的观察分析，并做出预测。灰色系统是指信息不完全、不充分的系统。灰色系统理论中GM（1,1）模型，代表1个变量的一阶微方方程，它既是一种动态的数学模型，又是一种连续的数学函数。其根据关联度收敛原理、生成数、灰导数和灰微方程等论据和方法来建模。建模技巧是利用量化方法将杂乱无章的原始数据列，通过累加生成处理，使之变成有规律的原始数据列，利用生成后的数据列建模，在预测时再通过还原检验其误差。

鉴于地下水质动态变化的复杂性，受诸多因素制约，具有很大的不确定，其实质上就是一个处于动态变化之中的灰色系统，因此可用GM（1,1）建模，建立模型的基本步骤如下：

第1步：对数据序列作一次累加生成，得到：

松嫩平原地下水资源及其环境问题调查评价

第2步：构造累加矩阵B与常数项向量YN，即

松嫩平原地下水资源及其环境问题调查评价

第3步：用最小二乘法解灰参数：

第4步：将灰参数代入时间函数：

第5步：对

（1）求导还原得到：

第6步：计算

与

之差

及相对误差e（t）

松嫩平原地下水资源及其环境问题调查评价

第7步：误差校正，以

为原始数据再进行一次灰色预测。

对呈增长趋势的变化过程，用GM（1,1）都能得到较好的精确度，但有时遇到的变化过程较差的增长趋势，用一次GM（1,1）得不到满意的精确度，此时为了得到更好的精确度，常对其进行误差校正，这就是常说的GM（1,1）改进模型。模型的精确度可通过已知的前n个历史数据与其相应的n个预测数据比较，若精确度较好，则直接预测下一个未知数据。否则，要进行修正。

为了提高GM（1,1）模型的精度，可采用残差GM（1,1）模型来进行模型的修正，残差修正模型可以是生成模型，也可以是还原模型。

还原模型的相应数列为：

松嫩平原地下水资源及其环境问题调查评价

残差

为：

松嫩平原地下水资源及其环境问题调查评价

是下述模型的数据：

松嫩平原地下水资源及其环境问题调查评价

若通过残差

建立的GM（1,1）为：

松嫩平原地下水资源及其环境问题调查评价

则

的导数为：

松嫩平原地下水资源及其环境问题调查评价

修正后的模型为：

松嫩平原地下水资源及其环境问题调查评价