悬浮物污染

悬浮物污染（精选9篇）

悬浮物污染 篇1

太湖原水存在着高氨氮、高有机污染和高藻的水质污染。氨氮在处理过程中, 容易造成管网中亚硝酸盐浓度的增高, 需经预处理才能进行后续的常规处理或强化常规处理。一般采用的生物预处理技术主要有 (曝气) 生物滤池、生物接触氧化和生物流化床等, 但都存在着一些难以克服的缺点, 如, 填料不易挂膜、滤池易堵塞以及反应器启动时间较长等。徐斌等在利用改进型的悬浮填料床处理微污染原水的研究中, 可以使得氨氮平均去除效率达到77.16%。本研究利用一种新型斜圆柱体填料, 采用悬浮填料的生物接触氧化工艺对太湖微污染原水进行了规模为48 m3/d的生物预处理中试实验研究, 以期为高氨氮微污染原水的处理提供技术选择。

一、工艺设备及流程

1. 实验装置。

中试试验反应器由钢板制成, 有效容积为4 m3, 中试所采用的填料为玉环净化集团生产的悬浮填料, 填充率为50%左右。实验装置如图1所示。

2. 工艺流程。

生物预处理采用悬浮填料生物接触氧化技术, 中试试验中太湖原水和空气分别通过玻璃转子流量计和气体流量计通入生物接触氧化池内。中试所采用的填料为玉环净化集团生产的悬浮填料。

二、运行效果分析

1. 中试装置启动。

生物预处理中试装置于2010年5月25日启动运行, 该阶段平均水温为26.1℃, 有利于微生物在填料表面挂膜, 在满足填料形成全池流化的前提下, 启动阶段工艺参数:水量为2 m3/h, 气量为0.7 m3/h, 水力停留时间 (HRT) 为2 h, 气水比为0.35∶1, 反应池内溶解氧 (DO) 充足, 能满足微生物降解污染物和自身代谢活动所需。挂膜启动阶段NH4+-N的浓度变化如图2所示。

中试装置采用自然挂膜, 即不接种微生物, 以太湖原水为进水, 不投加其他基质。由于本工艺主要去除原水中的NH4+-N, 因此, 在挂膜阶段的主要考查指标为NH4+-N。随着硝化菌在填料表面的生长, 原水中的NH4+-N经反应器处理后, 出水浓度逐渐降低。

中试装置运行前期, 由于填料表面的硝化菌生长缓慢, 原水中的NH4+-N去除率较低。中试装置连续运行约30 d后, NH4+-N去除率可维持在50%左右。实验表明, 在该水质条件下, 硝化菌在该填料表面能够很好地生长和积累, 并将原水中的NH4+-N进行硝化, 使NH4+-N得到去除。挂膜启动阶段NH4+-N的浓度变化如图2所示。

2. 水温与NH4+-N降解速率k的关系。

中试运行稳定后, 考虑到水温对于本工艺NH4+-N降解速率的影响较大, 故在秋季不同水温条件下, 通过投加NH4+-N的批次实验来进行研究。批次实验条件:进行批次实验时停止进水, 并维持曝气量为0.8 m3/h, 投加2 mg/L的NH4+-N, 于不同时间点取样, 测其NH4+-N的浓度, 以研究水温对于本工艺NH4+-N降解速率的影响。

不同水温下NH4+-N浓度随时间的降解规律如图3所示, 结果发现水温从2.8℃上升到4.1℃时, NH4+-N降解速率增加较少, 而当水温上升到7.2℃时, NH4+-N降解速率迅速增加。随着水温的增加, NH4+-N的去除效率明显提高。为了更好地进行直观表达, 将不同水温下NH4+-N的浓度与时间进行线性拟合后, 可以得到NH4+-N的降解速率——k值, 线性拟合的R2>0.99, P<0.000 1, k值见表1。

由表1可知, 当水温从2.8℃升至4.1℃时, k值仅从0.21 mg/ (L/h) 上升到0.31 mg/ (L/h) , 上升幅度较小, 这与相关资料的表述“在温度低于5℃时, 水温对于NH4+-N去除率的影响较小”一致;而当水温上升到7.2℃时k值则上升到1.28 mg/L/h, 出现了较大的增幅, 表明水温对硝化菌的活性影响较大;k值随着水温的上升不断增加, 最后增加到20℃时的4.30 mg/L/h。通过比较, k值由2.8℃时的0.21mg/L/h上升到20℃时的4.30 mg/L/h, NH4+-N的降解速率升高了近20倍, 由此可见水温对于NH4+-N的去除速率影响较大。

三、结论

1.对悬浮填料生物接触氧化工艺的研究表明, 该工艺具有较好的氨氮去除能力。在水温合适、控制填料填充率为50%的条件下, 挂膜的启动过程迅速。中试装置启动约30d后, NH4+-N去除率可达到50%左右。

2.利用本工艺在不同水温条件下进行NH4+-N投加的批次实验, 结果表明, 水温从2.8℃上升到4.1℃时, NH4+-N降解速率增加较少, 而当水温上升到7.2℃时, NH4+-N降解速率迅速增加, 随着水温的增加, NH4+-N的去除效率明显提高。

悬浮物污染 篇2

前置悬浮填料床化学生物絮凝工艺对污染物的协同去除作用

摘要：本文探讨了前置悬浮填料床-化学生物絮凝工艺处理生活污水过程中化学和生物作用对污染物的协同去除机理.工艺对COD的去除规律表明,化学和生物对有机物的协同去除作用缓解了生物单元的压力,增加了系统抗冲击负荷的能力.进出水粒度分布分析结果表明化学和生物对有机物的协同去除作用使得工艺对小粒径(1～40μm)颗粒物的`去除率较单纯的化学絮凝一级强化或生物二级处理高.工艺进出水和反应池中氮、磷营养物质分布规律表明,化学和生物的协同作用增加了工艺除磷脱氮效果,提高了工艺的稳定性.作 者：刘洪波 夏四清 LIU Hong-bo XIA Si-qing 作者单位：同济大学污染控制与资源化研究国家重点实验室,上海,200092期 刊：水处理技术 ISTICPKU Journal：TECHNOLOGY OF WATER TREATMENT年，卷(期)：2006,32(11)分类号：X703.1关键词：协同去除 前置悬浮填料床 化学生物絮凝 生活污水

悬浮物污染 篇3

关键词：悬浮物； 差分探测； 光散射

中图分类号： TN 249 文献标志码： A doi： 10.3969/j.issn.10055630.2015.06.004

Abstract：A method based on laser difference detection for measuring suspended matter concentration is introduced in the paper. It can be used for the concentration measurement of suspended particles such as smog， dust and other aerosols. Based on the light scattering effect of the suspended particles， realtime monitoring of the suspended particles without changing their properties can be achieved. By means of a direct amplification of the differential signal of the test and reference light， fluctuations of the laser energy can be reduced. The measuring principles and methods are presented in detail. Through the study of the light decaying mechanism during laser propagating in the suspended particles， the relationship between the suspended matter concentration and light intensity attenuation is deduced. We also build a laser differential detection system for the measurement of the suspended matter concentration. By measuring the smog of known concentration， practical feasibility of the measurement method is verified.

Keywords： suspended matter； difference detection； light scattering

引 言

随着工农业的发展，大气中悬浮物的污染越来越严重，极度危害着大气环境质量和人类健康。因此，悬浮物质量浓度的测量在环境保护、工业生产和科学研究等领域有着十分重要的意义[1]。

目前，国内外对于粉尘质量浓度检测技术的研究越来越重视，经过对悬浮物质量浓度检测技术的多年研究，可将其质量浓度的检测方法分为两大类：非光学分析法和光学分析法。其中非光学分析法主要有黑度法、超声波技术、气敏法、热催化法等；光学分析法主要有光干涉法、差分吸收光谱技术、可调谐激光二极管激光吸收光谱技术和拉曼散射激光雷达技术等[2]。非光学分析法已经在这一领域得到了广泛的应用，但由于检测设备响应速度慢，处理复杂，难于对悬浮物浓度进行实时监测，也无法进行遥感监测，其应用范围受到限制。

相比较于非光学分析法，基于光学分析的气体浓度检测技术具有探测灵敏度高、选择性强、可探测的气体种类多、响应速度快等特点，适合现场实时监测，成本较低，必将成为未来悬浮物质量浓度检测的理想工具。光干涉法是利用光的折射率与被测气体的含量来检测气体体积分数，测量环境，如温度、湿度、压力等会对测量结果产生较大影响。差分吸收光谱技术是根据大气中衡量气体成分在紫外和可见光谱波段的特征吸收性质来反演其种类和质量浓度[34]。差分技术可消除大气湍流对信号的影响，不同污染物之间的干扰和湿度、气溶胶的干扰，能够满足连续监测的要求，但是该方法要根据吸收光谱的变化快慢对光谱进行分解，只适用于具有窄带吸收结构的气体，对不同的气体监测需要安装不同的光程和接收装置，操作过于复杂[5]。可调谐激光二极管激光吸收光谱技术是最近发展起来的一种高灵敏、高分辨率的大气衡量气体吸收光谱检测技术，但是该方法调谐范围有限，限制了可探测的气体种类。拉曼散射激光雷达是根据激光拉曼散射光频率相对于入射光频率发生变化，产生拉曼频移，其频移量取决于大气中的气体成分而实现测量的，该方法的检测精度、线性度和信噪比还有待进一步提高。

为了能够实现对悬浮物的实时探测，使相对误差控制在15%之内，根据悬浮物颗粒对光的散射信息来测量散射颗粒的质量浓度、大小及尺寸分布情况[67]，提出一种基于激光差分探测的悬浮物质量浓度测量方法，采用光散射的方法进行差分检测，将单光源分为双光路既可消除检测时光强等的干扰，又避免了使用双光源检测而引入的差异，同时考虑在适当的散射模型中改变激光频率大小来观察测试结果的变化，以改善对悬浮物质量浓度的测量精度。

2 激光差分悬浮颗粒质量浓度探测系统与差分探测电路设计

根据激光在悬浮物颗粒中传播的散射原理，当光通过不均匀介质以后，光强要发生衰减。当一束单色平行光照射到悬浮物颗粒中并传播一定长度的距离时，由于微粒的散射作用，出射光强会有一定程度的衰减，由朗伯-比尔（LambertBeer）光透射定律可得到出射光强与入射光强的关系。

系统总体方案如图2所示，采用双光路差分探测方法。该悬浮物浓度检测系统包括光源稳定控制模块、半导体激光器、λ/2波片、偏振分束器、反光镜、光电差分探测器、滤波电路、A/D转换模块、单片机等。除探测光光路暴露于测试环境之中，整个悬浮物质量浓度检测装置位于一个密闭腔体之内。半导体激光器用于产生功率稳定的线偏振激光输出。λ/2波片用于调整激光的偏振方向，使之以适当的偏振角入射到偏振分束器上。偏振分束器将偏振光分为两偏振方向相互垂直的线偏振激光，配合λ/2波片，可以得到功率完全相等的两束激光。一束激光作为参考光送入差分探测器的一个光电传感器上，另一束光作为探测光经过待测环境中的悬浮物后照射到差分探测器的另一个光电传感器上[910]。

探测光光强经过测试环境中的悬浮物时会发生衰减，与未经过测试环境的参考光光强产生差分信号。光电差分探测器接收到这两路光信号后输出相应电压信号，经过放大、滤波、采样后，获得悬浮物质量浓度的观测数据。

在物质扩散之前，首先对大气环境进行测量，通过调节半波片使差分探测器输出信号为零。再在此基础上将待测物质释放并进行测量，从而可以获得悬浮物的实际质量浓度。

参考光路的作用是补偿大气环境与探测光路参数不对称、温度变化对测量精度的影响。一方面用来作为未衰减光束的参考标准，另一方面可以消除激光器输出功率波动造成的测量误差。

图3所示的是三运放高共模抑制比光电差分放大电路，经过此电路可将光电转换后得到的两路电压信号进行差分放大，使其达到可检测范围。它由五个集成运算放大器组成，其中AR21、AR22为性能一致（主要指输入阻抗、共模抑制比和增益）的同相输入的通用集成运放器，构成平衡对称差动放大输入级，AR23构成双端输入单端输出的输出级，用来进一步抑制AR21、AR22的共模信号。由于该电路具有高共模抑制比，所以差分电路对温漂具有很强的抑制能力，测量结果准确度较高。电路中光电二极管输出电流约为几毫安，为了便于观测，将光电差分放大电路的放大倍数设定为500倍，其中光电转换模块放大50倍，差分放大模块放大10倍。

由于激光器脉宽可调，实验中所采用的调制频率为100 Hz，即激光信号脉冲宽度最小为10 ms，由式（6）可得放大电路带宽应大于89 Hz。光电转换电路中AR21、AR22单位增益带宽为1.6 MHz，为了获得50倍的闭环增益，则运放在理论上可处理矩形脉冲信号的最大频率为1.6 MHz/50=32 kHz。又由于差分放大模块中AR23增益带宽为0.5 MHz，因此放大电路的设计满足带宽限制。

当AR21、AR22性能一致时，输入级的差动输出及其差模增益只与差模输入电压相关，而其共模输出、失调及漂移均在R205两端相互抵消，因此电路具有良好的共模抑制能力，同时不要求外部电阻匹配。为了消除AR21、AR22偏置电流等的影响，通常取R201=R2011。另外，本电路还具有增益调节功能，调节R205可以改变增益而不影响电路的对称性。通过Multisim对光电差分放大电路进行仿真，仿真结果如图4～6所示。

由仿真结果可知V1out处电压脉冲值为76.6 mV，V2out处电压脉冲值为153.1 mV，经过差分放大后输出电压脉冲值为1.515 V，则认为光电差分放大电路可实现对差分光路的探测。

3 激光器调制频率和探测波长选择

3.1 激光调制频率选择

为了便于在示波器中观测并有利于后续电路处理，对半导体激光器的频率进行调制，使其输出方波信号，即利用信号发生器产生的调制信号去改变激光器的振荡参数，从而改变其输出特性。

在待测悬浮物颗粒质量浓度一定的情况下，随着激光光源调制频率的变化，会引起光信号接收装置（光电差分探测器）接收到的光信号改变，从而使光电差分探测器输出的电压信号发生变化。为了得到理想的探测信号，在实验之前，首先需要确定激光光源的调制频率。分析激光光源频率与光电差分探测器输出信号之间关系时，将探测光完全遮挡，通过改变激光光源的输出频率，得到光电差分探测器电压输出信号与频率的关系如图7所示。

由图可知，随着激光光源频率的升高，光电差分探测器输出信号会逐渐降低，在0～50 kHz范围内输出信号与光源频率呈线性关系，当激光频率达到50 kHz或者更大时，光电差分探测器输出的电信号发生骤降，因此50 kHz认为是探测器所能检测到激光信号的截止频率。最终实验中选择调制频率为100 Hz。

3.2 最佳探测波长选取

图8为BPX65光电二极管光谱响应曲线。BPX65作为光电探测器，具有光谱灵敏度高，响应速度快，频响范围宽的特点。为了获得较高的检测灵敏度，提高检测精度，分别针对405 nm、658 nm、780 nm这三种波长的可调制半导体激光器输出光通过物质后的散射特性做了测试。由于在绝大多数情况下，实验产生烟雾粒度成分及大小与实际测量时的烟雾颗粒成分及大小都是不相同的。不过一些典型应用场合下的烟雾颗粒成分及大小都会表现出共同的特征，因此可针对这些典型应用场合，分别进行标定，并将标定结果预置于测量电路之中。实验时选择对粒径为0.1～2 μm的烟雾粒子进行标定，经过后续检测可得出激光通过烟雾后所显现的共同特征。测试中物质的标准质量浓度由质量浓度标定仪给出。标定仪测量范围为0～500 mg/m3，测量精度为±1%。经过对烟雾质量浓度检测，分别得到了输出电压随质量浓度变化的关系，并对测试结果做了非线性拟合，如图9所示。

4 实验测量与分析

比较标定后激光差分探测系统的输出结果与标定仪器的输出结果，如图11所示，可以看到在较小质量浓度条件下，两曲线有明显偏离，而标准浓度超过6.95 mg/m3后，实测值与参考值非常接近。对于较小质量浓度条件下的偏离，应是较稀薄质量浓度与较高质量浓度对激光的不同散射规律所致。

其中，实线对应激光差分探测系统标定后的实测拟合结果，圆点对应标定仪器的结果以作参考。标准质量浓度超过6.95 mg/m3之后，激光差分探测系统输出相对于标定探测仪器输出的相对误差，如图12所示。

由实验结果可知，将粉尘仪测得的质量浓度值作为标准值，由光电差分探测器输出信号计算得到的质量浓度值作为实际测量值，实测质量浓度值与标准质量浓度值的相对误差可维持在12%之内。

因此，经过标定之后，激光差分探测系统可以对超过30 mg/m3的较高质量浓度的烟雾类气溶胶悬浮物实现相对误差在12%以内的质量浓度测量。

5 结 论

本文提出了一种基于激光差分探测技术的悬浮物质量浓度测量方法。通过对激光在悬浮物颗粒中传播时衰减原理的研究，获取了悬浮物颗粒质量浓度与光强衰减的关系，激光光源频率与响应度的关系以及激光器波长与探测器响应度的关系。通过标准气溶胶质量浓度测试仪对系统进行了标定，并以人工方式产生烟雾为实验媒质使用该系统进行悬浮物质量浓度测量，对超过30 mg/m3的较高质量浓度的烟雾类气溶胶悬浮物实现了相对误差在12%以内的质量浓度测量。经过适当的改进，该测量系统可用于烟雾、粉尘等空气悬浮颗粒含量的实时测量。

参考文献：

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分光光度计快速测定悬浮物 篇4

许多江河由于水土流失使水中悬浮物大量增加, 地表水中存在悬浮物使水体浑浊, 降低透明度, 影响水生生物的呼吸和代谢, 甚至造成鱼类窒息死亡。悬浮物多时, 还可能造成河道阻塞、造纸皮革、冲渣、选矿、湿法粉碎和喷淋除尘等工业操作中产生大量含无机、有机的悬浮物废水。因此, 在水和废水处理中测定悬浮物具有特定意义。

在悬浮物含量检测技术方面, 按国家标准采用重量法, 该法的主要缺点是操作时间长, 测定结果的准确度受环境、仪器、操作手段等操作条件影响较大。在日常工作中悬浮物是常规分析中的一个重要指标, 分析一个指标少则几小时, 多则数十小时, 不能满足日常工作的需要, 而分光光度法只需几分钟, 大大提高了工作效率, 节约了成本、能源, 省时省力。

1、实验部分

1.1 主要仪器

DR 2800分光光度计 (美国哈希)

搅拌机

10 mL方形比色池

1.2 实验方法: (此方法检测限为5 mg/L～750mg/L)

开启DR 2800分光光度计, 预热30分钟, 按“存贮程序”, 选择方法630悬浮固体, 在一个10 mL方形比色池中加入10 mL去离子水 (注意将比色池中底部及壁上的气泡去掉) , 擦净外壁, 将其放入仪器中, 放置时刻度线朝右, 按“零”健。将500 mL样品放入搅拌机中高速搅拌2分钟, 将搅拌好的样品马上加入另一个10 mL方形比色池中, 擦净外壁, 旋转比色池, 以除去比色池中的气泡, 并使所有沉淀物质都悬浮于样品中, 将其放入仪器中, 刻度线朝右, 按“读数”健, 仪器直接显示结果。

2、结果与讨论

时间以分钟计

结果表明, 采用分光光度法测定悬浮物方法可行, 且大大地缩短分析时间, 提高工作效率, 节约能源。

注:水样非正常颜色 (即浑浊带来的黄、黑等本色) , 而是人为加入染色剂或色素等将影响测定结果。

参考文献

[1]<<水和废水监测分析方法>> (第四版)

煤层气采出水悬浮物处理方法研究 篇5

1 煤层气采出水悬浮物含量检测

1.1 材料与方法

从山西吉县煤层气开发区块取4个水样分别装入大桶, 加入防护剂带回实验室检测。主要采用静态沉降实验及加絮凝剂沉降检测悬浮物含量。

1.2 检测步骤

(1) 静态自然沉降实验。每个水样取400 m L均分到4个容量为150 m L的烧杯中, 贴标签静置, 每隔4 h检测水样中悬浮物含量, 连续检测12 h。

(2) 单一絮凝剂沉降实验。从2#、3#水样中各取600 m L均分到3个容量为250 m L的烧杯中, 分别投加50, 100, 150 mg/L的聚合氯化铝絮凝剂, 在1 00~120 r/min的转速下搅拌2 min, 再在60~80r/min转速下继续搅拌2 min, 静止沉降0.5 h后取中间液进行水中悬浮物含量分析。确定絮凝剂的最佳投加量。

(3) 双絮凝剂沉降实验。从2#、3#水样中各取600 m L均分到3个容量为250 m L的烧杯中, 分别投加50, 70, 90 mg/L的聚合氯化铝及各2 mg/L的聚丙烯酰胺絮凝剂。在100~120 r/min转速下, 首先投加无机絮凝剂聚合氯化铝, 搅拌1 min, 再投加有机絮凝剂聚丙烯酰胺, 同样转速下继续搅拌1min, 然后在60~80 r/min转速下再继续搅拌2 min, 静止沉降0.5 h后, 取中间液进行水中悬浮物含量分析。与单一絮凝剂的作用效果进行比较分析。

2 结果与分析

2.1 静态自然沉降实验

通过12 h连续检测, 所得不同沉降时间水中悬浮物含量如图1所示。

从图1可知, 煤层气采出水4个水样在静态自然沉降8 h前, 悬浮物含量随时间的增长快速下降, 且均小于30 mg/L。继续延长沉降时间, 悬浮物含量下降速度缓慢, 且下降值较低。由此得出结论, 如果采取静态自然沉降去除悬浮物的方法, 沉降时间宜为8 h。如果构建统一处理的煤层气采出水处理池, 处理池的容积宜考虑8 h以上采出水水量。

2.2 单一絮凝剂沉降实验

聚合氯化铝絮凝剂不同投加量悬浮物含量变化如图2所示。图2表明, 添加絮凝剂聚合氯化铝可以在0.5 h内迅速将采出水悬浮物含量降低到30mg/L以下。聚合氯化铝的添加量宜为150 mg/L。

2.3 双絮凝剂沉降实验

投加聚合氯化铝及聚丙烯酰胺絮凝剂实验结果见表1。

由表1可以看出, 煤层气采出水样采用双药剂 (聚合氯化铝+聚丙烯酰胺) 絮凝剂, 悬浮物沉降效率比加单药剂沉降效率更高, 最佳投加量为聚合氯化铝70 mg/L+聚丙烯酰胺2 mg/L。

综上所述, 如果煤层气采出水悬浮物含量较低 (100 mg/L以下) , 可以选择静态自然沉降8 h以上就可使得悬浮物含量降到30 mg/L以下;如果煤层气采出水悬浮物含量较高, 悬浮物去除较困难, 同时考虑到污水处理池的容积问题, 不可能收集处理较长时间的煤层气采出水, 可以考虑投加絮凝剂加速沉降, 且双药剂 (聚合氯化铝+聚丙烯酰胺) 配合使用比单药剂 (聚合氯化铝) 效果更好。

3 结论

(1) 沉降实验采用大桶现场井口取样, 然后带回实验室检测, 由于路途较远, 采出水样中的部分Fe2+会被氧化生成Fe (OH) 3或Fe2O3, 悬浮物较现场取样立即检测数据偏高。

(2) 由于同一时间开始排采的煤层气井很少, 很难规律地收集同一时间不同采出水样及不同时间同一井口采出水样。因此, 只能取排采时间较为相近的几口井的水样进行分析。今后还应加长取样时间, 采取同一井口不同的时间采出水样进行分析。

(3) 目前开发的煤层气区块, 还没有建成统一集输处理的采出水管道系统, 因此水样结果只是单口井采出水的水质特征, 不能代表一个井场甚至一个区块采出水的水质情况。

参考文献

[1]潘红磊.可供借鉴的煤层气采出水处理方法[J].天然气工业, 1998 (3) :84-85.

[2]陈义龙.煤层气采出水中重金属含量分析[J].油气田环境保护, 2009 (12) :37-40.

[3]张卫东.美国煤层气采出水处理技术现状[J].中国煤层气, 2010, 6 (7) :11-16.

悬浮物污染 篇6

1 浊度测定法和悬浮物测定法的关系

1.1 浊度测定法

浊度测定法依据的是光的散射原理, 当一束平行光线在液体中传播时如果遇到悬浮颗粒会改变传播方向形成散射, 散射的程度和悬浮颗粒的数量成正比。

符合雷莱公式:

式中:I0——入射光强度;

Is——散射光强度;

N——单位溶液微粒数;

V——微粒体积;

λ——入射光波长;

K——系数。

1.2 悬浮物测定法

悬浮物测定法是将水样通过孔径为0.45μm的滤膜后, 将滤膜于90℃烘干至恒重, 计算出所得固体物质的数量。

悬浮物含量C (mg/L) 按下式计算:

式中:C——水中悬浮物浓度, mg/L;

A——悬浮物+滤膜+称量瓶重量, g;

B——滤膜+称量瓶重量, g;

V——试样体积, m L。

1.3 二者关系

一般来说, 水中悬浮物过越多, 对光线阻碍越大, 水的浊度也就越大。不过, 水的浊度不仅与水中悬浮物质的含量有关, 而且与它们的大小、形状及折射系数等有关。悬浮物测定法的工作量较大, 结果精确;反之, 浊度测定法的结果较为概括。

2 通过现场实验测得古一注水质浊度和悬浮物含量的经验比值

针对同一类水, 浊度和悬浮物含量会呈现一个比值。如果通过实验得到这个比值, 那么二者之间就可以进行换算。

测试大队化验室为了找到悬浮物测定法与浊度测定法的经验比值, 在8月5日至8月20日期间, 在古一注的来水和滤后进行了连续、多次、有效的实验, 列表如下:

2.1 油区来水

注:浊度单位NTU 悬浮物单位mg/L 倍数=浊度/悬浮物

通过对倍数求平均值得到经验值:5.4

2.2 滤后

注:浊度单位NTU 悬浮物单位mg/L 倍数=浊度/悬浮物

通过对倍数求平均值得到经验值:1.3

3 结语

从来水和滤后的悬浮物对比图中, 不难看出, 古一注的污水处理效果比较理想。

测试大队化验室将悬浮物测定法与浊度测定法巧妙结合, 探寻二者之间的规律, 解答工区化验的疑惑, 令化验工作发挥更大作用。

悬浮物污染 篇7

公路路面径流污染早期研究的内容, 主要是确定路面径流污染物成分、污染物产生的途径、影响范围等方面[4,5,6];近些年研究重点转向研究公路交通对水体环境污染的评价、污染物质对土壤、植物等的作用以及部分微量重金属污染的进一步分析上[7,8,9,10]。目前, 尚未见到研究路线坡度对路面径流悬浮物聚集作用分析的相关文献, 路线坡度是否对悬浮物聚集有影响尚未有定论。此研究选取典型公路为实验地点, 典型公路是指无工业、生活污水污染的公路路面, 避免其它污染源对路面径流的影响。本文研究路线坡度对路面径流悬浮物聚集性的影响。

1径流试样收集与实验检测

湖南省岳阳市平伍公路 (S308) 平江段作为实验地点, 选择不同坡度的路段作为不同的径流试样收集的实验地点, 实验假定以S308公路的平江方向正为向方向。实验共取20个采样段, 每一个采样点选取4个试样, 取样点为公路路段两边的上坡、下坡、坡顶与坡底;总共80个样品, 选择当天的风速, 气温、降雨量作为实验的差异性选择。

试验设备:100个聚乙烯瓶 (125ml) , 4根橡胶吸管, 温度计, JS-2型虹吸式雨量计 (天津气象仪器厂) , 坡度测量仪, 0.45µm滤膜, 玻璃量杯, 铝盒, 针管, 镊子, 精密电子天平 (FA2004B) , 烘箱 (DHG9055A) , 铝托盘。

实验取样, 在路面径流形成的前30min, 用橡胶吸管每隔5min采水样1次, 注入聚乙烯瓶 (125ml) ;在形成径流的0~60min, 每10min采水样1次, 注入聚乙烯瓶, 在形成径流后, 每隔30~60min采水样1次, 直至降雨事件的结束。同时, 由JS-2型虹吸式雨量计 (天津气象仪器厂) 同步记录降雨特征。

样品用聚乙烯瓶 (125ml) 置于阴凉处, 避免水样放置时间过长, 导致水质成分发生变化, 影响悬浮物浓度, 24小时内完成试样的悬浮物浓度检测实验。

2悬浮物测定方法

公路径流的悬浮物浓度检测, 国内外有成熟的实验方法, 即重量法。从样品中采集20ml体积的污水或混合液, 用0.45µm滤膜过滤截留悬浮固体, 滤膜截留悬浮固体前后的质量差作为悬浮固体的重量, 由固体重量转化为悬浮物浓度 (GB11901-089) 。

实验按照上述国家标准方法试验, 在路段的上坡、下坡、坡顶、坡底取样, 通过实验获得80个有效数据, 相关数据表示为1L径流水中的悬浮物浓度。

3悬浮物含量检测结果

根据试验结果, 典型公路路线坡度不同, 悬浮物浓度值不同, 公路上坡、下坡、坡顶、坡底悬浮物浓度值存在差异性。部分实验结果如表1所示:

表1显示:在假定交通量及其交通特征相同的情况下, 路线坡度不同, 上坡与下坡, 坡顶、坡底, 悬浮物浓度值不同;在同一取样地点, 坡顶与坡底、上坡与下坡比对, 悬浮物浓度不同。通过数值拟合推导, 建立悬浮物浓度与路线坡度之间的相关性, 以及悬浮物浓度的差别研究。同一坡度, 坡底悬浮物浓度高于坡顶悬浮物浓度, 上坡的悬浮物浓度大于下坡的悬浮物浓度。不同坡度路段, 坡度小的路段悬浮物浓度高于坡度大的路段的悬浮物浓度。

4建立悬浮物相关性耦合方程

通过表1, 建立典型公路悬浮物浓度与路线坡度之间的相关性函数及图表, 即悬浮物聚集性与路线坡度的相关性。利用office软件, 数值分析, 确立悬浮物浓度与坡度之间的一一对应关系, 建立坡顶、坡底、上坡、下坡与悬浮物浓度之间的散点图及趋势线。

设置悬浮物浓度为Y轴, 路线坡度为X轴, 通过散点图, 选择合适的参数, 散点图连成趋势线;由趋势线自动拟合成相关性耦合方程。通过表1, 不同的路线坡度对应不同的悬浮物浓度, 即路线坡度对悬浮物聚集性的影响, 且为一一对应的关系。通过散点图及趋势线, 建立路线坡度与悬浮物浓度之间的相关性, 如图1、图2、图3、图4所示。

悬浮物浓度的相关性多项式耦合方程 (下坡) :

R平方值是趋势线拟合程度的指标, 它的数值大小可以反映趋势线的估计值与对应的实际数据之间的拟合程度, 拟合程度越高, 趋势线的可靠性就越高。R平方值是取值范围在0~1之间的数值, 当趋势线的R平方值等于1或接近1时, 其可靠性最高, 反之则可靠性较低。R平方值也称为决定系数[14]。

上坡与悬浮物浓度的耦合方程中公式 (1) , R2=0.982, 下坡与悬浮物浓度的耦合方程中公式 (2) , R2=0.9912, 坡顶公式 (3) 中, R2=0.990, 坡底公式 (4) 中, R2=0.98, 表示不同情况坡度下, 4个方程的拟合度比对。这些趋势图, 表明路面上坡与路面下坡、路面坡顶与路面坡底, 悬浮物浓度不同, 悬浮物聚集性不同。4条不同走势的趋势线, 对应4个不同的曲线方程, 表示坡度与悬浮物浓度之间的具有一定的相关性下, 且具有一定的差异性。

如图1、图2、图3、图4所示, 横轴x轴表示路线坡度, 纵轴y轴表示在只考虑路线坡度的情况下, 试验中的悬浮物浓度, 下坡悬浮物浓度最高值为185mg/L, 下坡悬浮物浓度的最低值为10.0 mg/L。上坡浓度最高值为230mg/L, 最低浓度为15.0mg/L;坡顶悬浮物浓度最高值195 mg/L, 最低值为5 mg/L, 坡底悬浮物浓度最高值为235 mg/L, 最低值为30 mg/L;浓度最高值时的对应坡度为0, 浓度最低值对应的坡度是21.4度。

根据相关性曲线呈现的一定规律性的走向, 同一条件下, 坡度越小, 悬浮物浓度越高, 即悬浮物聚集性越强;同一坡度下, 上坡悬浮物浓度高于下坡悬浮物浓度, 即上坡悬浮物聚集性强于下坡悬浮物聚集性。坡顶与坡底悬浮物浓度不同[13], 坡底悬浮物浓度大于坡顶悬浮物浓度, 即坡底悬浮物聚集性强于坡顶悬浮物聚集性。坡度越低, 聚集性越强, 反之, 越弱。

5结论与展望

本文通过实验论证, 讨论典型公路路面径流的悬浮物聚集性与路线坡度的相关性。结果表明:在假定交通量及其它交通特征相同的情况下, 坡度大小影响悬浮物浓度, 悬浮物聚集性与路线坡度之间具有一定的规律性, 即两者具有相关性, 坡度越低, 悬浮物浓度越大, 悬浮物聚集性越强。

本文通过实验, 分析了典型公路路面径流悬浮物浓度与路线坡度的相关性问题, 在公路的建设和运营期, 该文可以为如何控制悬浮物污染, 保护公路周边水环境等提供基础的技术支持。通过该论文的进一步研究也可以为如何降低悬浮物浓度、如何处理悬浮物以及公路抗磨损问题提供相关的建议。

摘要：本文通过对典型公路降雨路面径流水悬浮物的浓度检测, 旨在研究典型公路非点源污染的悬浮物聚集性与路线坡度的关系。通过重量法检测悬浮物浓度, 滤膜过滤, 精密天平称重, 烘干箱烘干, 烘干前后滤膜重量的差值, 得出悬浮物的重量, 并建立散点图趋势线分析数据。结果表明, 不同的路线坡度, 悬浮物浓度不同, 即悬浮物聚集性不同, 路线坡度越低, 悬浮物浓度越高, 悬浮物聚集性越强;同一坡度路段, 坡底悬浮物聚集性大于坡顶悬浮物聚集性, 上坡悬浮物聚集性强于下坡悬浮物聚集性。

悬浮物污染 篇8

为了研究悬浮颗粒的浓度与粒径对储层引起的储层伤害[1], 本文使用人造岩心进行了室内颗粒伤害实验研究, 通过岩心驱替实验, 确定不同浓度、不同粒径的悬浮颗粒对岩心渗透率的影响[2]。

1.1污水中悬浮物粒径的测定及调整

本文中使用激光粒度分析仪来测量污水中悬浮物的粒度分布。利用定量滤膜来调整污水中悬浮物的粒度分布。测量原理[3]:激光衍射法又称小角度激光光散射法, 应用了完全的米氏散射理论, 颗粒在激光束的照射下, 其散射光的角度与颗粒的直径成反比关系, 而散射光强随角度的增加呈对数规律衰减。

用5μm和7μm的定量滤膜直接过滤污水后, 利用激光粒度分析仪测量时没有粒度分布曲线显示, 分析可能是由于颗粒的聚结[4], 在通过滤膜时悬浮物绝大部分被截留下来, 极低的浓度导致无法测量[5]。将污水用超声振荡1 h后, 再用5μm和7μm定量滤膜过滤。使用激光粒度分析仪测其粒度分布为:

用5μm定量滤膜过滤后的污水, 其粒度分布如下:

第1次测量:

体积平均粒径:1.958μm (d (0.1) :0.882μm;d (0.5) :1.847 m;d (0.9) :3.204μm) ;

第2次测量:

体积平均粒径:2.033μm (d (0.1) :0.773μm;d (0.5) :1.877μm;d (0.9) :3.347μm) 。

用7μm定量滤膜过滤后的污水, 其粒度分布如下:

第1次测量:

体积平均粒径:2.702μm (d (0.1) :0.823μm;d (0.5) :2.662μm;d (0.9) :4.619μm) ;

第2次测量:

体积平均粒径:2.720μm (d (0.1) :0.861μm;d (0.5) :2.606μm;d (0.9) :4.334μm) 。

由以上数据可知:将污水超声振荡之后, 通过5μm定量滤膜可将污水粒度中值调整到1.8μm, 7μm定量滤膜可将污水粒度中值调整到2.6μm, 而且粒度分布集中, 粒度中值与体积平均粒径差距小于0.2μm[6]。

1.2实验仪器设备

实验设备包括:500 m L中间容器、压力传感器、岩心夹持器、氮气瓶、减压阀、六通阀。

1.3实验水样

(1) 悬浮颗粒粒径的确定:

除油污水的粒度中值已在上文中测出为3.3μm。可通过不同尺寸定量滤膜过滤来调整污水的粒度分布。

(2) 悬浮颗粒浓度的确定:

根据许多文献对油田注水开发的研究, 悬浮颗粒浓度一般在几个mg/L以内, 同时根据岩心的渗透率情况, 确定研究悬浮颗粒浓度≤6 mg/L。

(3) 含有悬浮物的水样配制:

实验所用的含有悬浮物水样为处理后的污水, 使用滤膜过滤法配制不同粒径不同浓度的悬浮水样。

(4) 不同悬浮物粒径、含量的污水粘度确定:

利用毛细管粘度计测量所用等矿化度盐水、悬浮物浓度分别为0 mg/L、2 mg/L, 4 mg/L、6 mg/L的1、2、3、4编号污水的粘度。测量结果如表1。

2实验结果及分析

2.1悬浮颗粒浓度对相同渗透率岩心的影响

2.1.1粒度中值为1.8μm水样对渗透率影响评价

将用5μm滤膜滤过的原始污水 (经测定其粒度中值为1.8μm) 稀释成1、2、3、4、5、6 mg/L后, 取出气测渗透率约为70 m D岩心。

由图2、图3可知:

(1) 随着悬浮物浓度的增加, 岩心的渗透率伤害越严重;悬浮物浓度为1、2、3 mg/L时, 浓度增加伤害变化明显, 悬浮物浓度为4、5、6 mg/L, 伤害程度变化不大。

(2) 当注入量为105 m L (相当35 PV) , 1~3 mg/L悬浮物浓度时其渗透率伤害率M小于10%。当浓度变为5 mg/L、6 mg/L时渗透率伤害率不足12%。若允许岩心伤害程度最大为15%时, 粒径为1.8μm悬浮物浓度≤6 mg/L, 可作为界定指标。

(3) 反驱时, 岩心的渗透率有所恢复。当反驱量与驱替量相当的情况下, 高浓度时也恢复到90%以上。

2.1.2粒度中值为2.6μm水样对渗透率影响评价

将用7μm滤膜滤过的原始污水 (经测定其粒度中值为2.6μm) 稀释成1、2、3、4、5、6 mg/L后, 取出气测渗透率约为70 m D岩心。

由图4、图5可知:

(1) 随悬浮物浓度的增加, 岩心的渗透率伤害越严重;悬浮物浓度从2 mg/L增加为3 mg/L时, 伤害程度的增量较大。

(2) 当注入量为105 m L (相当35 PV) , 1~3 mg/L悬浮物浓度时其渗透率伤害率M小于15%。当浓度变为6 mg/L时渗透率伤害率超过了20%。其中浓度为3 mg/L时, 岩心伤害率为13.70%;浓度为4 mg/L时岩心伤害率为17.22%。若允许岩心伤害程度最大为15%时, 粒径为2.6μm悬浮物浓度≤3 mg/L时, 可作为界定指标。

(3) 反驱时, 岩心的渗透率有所恢复。当反驱量与驱替量相当的情况下, 当注入浓度≤5 mg/L时岩心渗透率恢复到90%以上。

2.1.3粒度中值为3.3μm水样对渗透率影响评价

将原始污水 (经测定其粒度中值为3.3μm) 稀释成1、2、3、4、5、6 mg/L后, 取出气测渗透率约为70 m D岩心。

由图6、图7可知:

(1) 随着悬浮物浓度的增加, 岩心的渗透率伤害越严重;悬浮物浓度为1、2 mg/L时, 伤害程度接近, 悬浮物浓度为4、5 mg/L时伤害程度基本一致, 悬浮物浓度为3 mg/L时, 随注入量增加伤害增加最大。

(2) 当注入量为105 m L (相当35 PV) , 1、2 mg/L悬浮物浓度时其渗透率伤害率M小于15%。其中浓度为2 mg/L时, 岩心伤害率为11.23%;浓度为3 mg/L时岩心伤害率为19.53%。若允许岩心伤害程度最大为15%时, 粒径为3.3μm悬浮物浓度≤2 mg/L时, 可作为界定指标。

(3) 反驱时, 岩心的渗透率有所恢复。当反驱量与驱替量相当的情况下, 在注入浓度≤4 mg/L时岩心渗透率恢复到90%以上。

2.2相同悬浮物粒径对不同渗透率岩心的影响

将原始污水 (经测定其粒度中值为3.3μm) 稀释成1、2、3、4、5、6 mg/L后, 取出气测渗透率约为35 m D岩心。

由图8、图9可知:

(1) 随着悬浮物浓度的增加, 岩心的渗透率伤害越严重;悬浮物浓度为1、2、3 mg/L时, 浓度增加伤害变化明显, 悬浮物浓度为3、4、5 mg/L, 伤害程度变化不大。

(2) 当注入量为105 m L (相当35 PV) , 1、2 mg/L悬浮物浓度时其渗透率伤害率M小于15%。当浓度变为3、4、5、6 mg/L时渗透率伤害率大于25%。

(3) 与2.1.3驱替结果相比, 相同浓度下岩心渗透率小的, 其岩心渗透率伤害程度大。当浓度为2 mg/L时, 35 m D左右的岩心其伤害率为14.06%, 而70 m D左右岩心其伤害率为11.23%;当浓度为3 mg/L时, 35 m D左右的岩心其伤害率为25.03%, 而70 m D左右岩心其伤害率为19.53%

(4) 反驱时, 岩心的渗透率有所恢复。但其恢复情况不及70 m D左右岩心渗透率恢复的好。

2.3悬浮物粒径小于0.45μm的污水对岩心渗透率的影响

将污水用0.45μm滤膜过滤两次之后, 认为污水悬浮物的粒径<0.45μm。用这些污水来注入岩心, 与前面实验条件对比研究污水对岩心渗透率的伤害。

由图10可知:

对于气测渗透率大约为70 m D的岩心, 注入污水对岩心有一定的伤害, 但其伤害平均值为2.74%。而对35 m D的岩心, 其伤害达到了4.86%。说明注入处理后的污水尽管认为其不含悬浮物, 其仍然对岩心有一定的伤害。

3结论及建议

(1) 回注污水中悬浮物粒度和浓度越大, 渗透率的伤害程度越高, 地层渗透率越低, 悬浮物粒度和浓度的提高对地层的伤害越大。

(2) 对于渗透率为70 m D左右的地层, 允许伤害在15%以下时, 悬浮物标准控制为粒径2.6μm, 浓度3 mg/L较为合理。

(3) 达标污水对地层的渗透率也存在一定的影响, 长期注水后注水压力越来越高甚至无法注入的重要原因之一是不合理污水的回注。因此对于不同油田不同区块应在部颁标准的基础上, 进一步制定适合本油田和区块的水质标准, 有利于储层保护和控制成本。

(4) 由于研究时间有限, 在悬浮物粒度分布与稳定性的控制方面花费了较长的时间, 驱替实验只对70 m D的岩心做了较为系统的评价, 35 m D的岩心仅进行一种粒径下的实验;如果有更长的时间, 通过对几个、几十个、几百个等不同渗透率的低、中、高岩心均进行多个浓度不同粒径的全面实验, 则研究工作更全面, 价值更大。

摘要：通过定量滤膜调整现场污水的粒度分布, 采取岩心流动试验模拟方法, 研究了浓度和直径不同的悬浮物注入水对地层所造成的渗透率伤害。室内岩心流动实验结果表明:岩心的物理特征大致接近时, 给定悬浮物粒径, 颗粒浓度越大, 引起的渗透率损失越大;悬浮颗粒浓度一定时, 颗粒粒径越大, 引起的渗透率损失越大;以渗透率伤害15%为界, 确定渗透率70 m D左右的地层, 注入水中悬浮物控制标准为粒度中值2.6μm, 含量3 mg/L。

关键词：油田注入水,悬浮物,粒度分布,渗透率伤害

参考文献

悬浮物污染 篇9

关键词：最小二乘支持向量机,比值线性回归模型,清河水库,总悬浮物

0 引言

清河水库作为辽河中游一级支流清河干流上的大II型水库,承担着防洪、灌溉、养鱼和备用水源的重要任务;如果水体处于富营养化状态,则会使水体表面形成“绿色浮渣”造成鱼类死亡,进而严重影响水体的水质和水库的运行。悬浮物是水质富营养化评价的一个重要指标,悬浮物是由无机悬浮物颗粒与有机质共同组成,有机质含量的高低主要由浮游植物与浮游动物的残体所影响[1]。常规的水环境监测是通过对实测站点采集的水样进行室内水质化学分析实现的,这种方法不仅耗时耗力,而且缺乏时间和空间上的连续性[2],遥感水质悬浮物反演技术由于具有宏观性强、速度快、成本低、监测面积大等优势在水质监测中发挥了重要的作用,目前悬浮物反演技术常用方法有经验法[3,4]、半分析法[5,6]、分析法[7]。在国外,Miller[8]等基于MODIS影像数据建立了适用于墨西哥湾北部的悬浮物浓度的线性模型;Dekker[9]等利用Landsat TM数据的2、3波段的波段组合对弗里斯兰湖区的悬浮物浓度进行了定量反演研究。在国内,温小乐[10]等以Landsant TM数据的TM2+TM3为自变量建立了闽江下游悬浮物浓度估算模型;管义国[11]等以Landsant TM/ETM+的3、4波段组合为自变量建立模型对巢湖悬浮物浓度进行了估算;张毅博[12]以Landsant OLI数据的2、3、8波段组合作为自变量建立了适用于新安江水库的一维线性模型。近年来遥感反演研究主要国内针对太湖、巢湖、珠江等大型湖泊,河流,针对北方内陆小面积水体的遥感水质研究较少[13,14,15]。因此,分析卫星数据光谱特性与水质参数的浓度之间的关系并以此建立反演模型对内陆小面积水体进行遥感水质监测方面具有重要的意义。本文以清河水库为研究区,利用Landsat卫星OLI数据对清河水库的悬浮物进行了定量反演研究,分析波段组合与悬浮物的相关性,选取相关性最高的组合与悬浮物建立最合适的反演模型,为清河水库的悬浮物遥感定量反演提供理论基础。

1 材料与方法

1.1 研究区概况

清河水库位于辽宁省铁岭市,东经124°10'~124°26',北纬42°29'~42°36',占地面积465.09 km2(水域面积47.6 km2),是辽河中游左侧一级支流清河上的一座大型水库,水库最大容量为9.71亿m3,具有发电、灌溉、防洪、养殖、旅游等多种功能。2010年辽宁省人民政府正式将清河水库列为备用水源地,因此,对清河水库的水质进行全面及时监测、分析与评价显得尤为重要。

1.2 数据获取与处理

本研究所选用的数据包括成像时间为2015年6月23日的Landsat卫星OLI数据以及当日获取的清河水库水质采样数据。

1.2.1 Landsat卫星OLI数据的获取及预处理

Landsat-8卫星是由美国国家航天宇航局(NASA)和美国地质调查局(USGS)联合发射运行的卫星,该卫星主要对资源、水、森林、环境和城市规划等提供可靠数据。利用ENVI软件对OLI数据进行辐射定标、大气校正、几何裁剪等预处理。大气校正的主要输入参数见表1。

1.2.2 清河水库采样点数据的获取及预处理

为获取清河水库采样点数据,本研究在清河水库均匀选取25个采样点,如图1所示。采样时间为2015年6月23日上午9∶00-12∶00,天气晴朗,利用水库船只进行实测采样,采样深度为水面以下50 cm,将采集的水样用棕色瓶盛装标号,同时记录采样点的经纬度。利用孔径为0.45μm的滤膜及真空泵对水样进行抽滤,停止抽滤后取出载有悬浮物的滤膜放入恒重的称量瓶里,移入烘箱中于103~105℃下烘干1 h后移入干燥器中,使其冷却至室温,称重,反复烘干、冷却、称重直至两次重量差小于0.4 mg为止,并计算悬浮物浓度。

2 清河水库悬浮物浓度反演模型的构建与分析

2.1 水体反射率与悬浮物的相关性分析

Landsat卫星OLI数据共有9个波段,在进行清河悬浮物浓度反演时,选取合适的波段构建适合清河水库的模型显得尤为重要。本文利用预处理后的OLI数据的单波段的地表反射率的真实值与清河水库采样点的悬浮物浓度值进行Pearson相关性分析,分析发现对悬浮物浓度比较敏感的波段有蓝色波段(B2)、近红外波段(B5)和绿色波段(B3),其可决系数R2分别为0.51、0.505和0.399。以B2、B3、B5为自变量回归分析与单波段回归模型如图2,从图中可以看出以单波段为自变量的回归预测模型精度不高,不能满足清河水库悬浮物浓度的估算要求。

2.2 比值线性回归模型的建立

由于以单波段为自变量的线性回归模型精度较低,为了提高悬浮物浓度估算精度,通过对以上3个波段进行波段组合,选出与悬浮物浓度更高的波段组合作为自变量建立适合清河水库悬浮物浓度估算的模型。通过S1=Band(a)/Band(b)组合所得结果为B2/B5的波段比值为比值组合中相关性最高的,以其为自变量建立的模型可决系数仅为0.331,通过S2=Band(a)+Band(b)的组合形式得到的结果为B3+B5的波段组合与悬浮物相关性最高,以其为自变量建立的模型可决系数仅为0.686,通过S3=Band(a)+Band(b)+Band(c)的组合形式可以得到以B2+B3+B5组合为自变量建立的模型可决系数为0.646,其3种形式建立的模型如图3。Williams[16]研究认为可决系数的大小可以用来评价模型的好坏,0.5≤R2≤0.65的模型为较差的模型,R2在0.66~0.81之间的模型为一般模型,R2在0.82~0.9的模型为较好模型,R2在0.9~1的模型为精准模型。由图3可以看出以B2、B3、B5为自变量建立的线性回归模型中可决系数最大的为0.686,其模型的标准为一般模型。

2.3 最小二乘支持向量机模型的建立

由图3可知线性回归模型对清河水库悬浮物的预测精度并不能达到精确的要求,本研究为了更加精准的预测清河水库悬浮物的浓度选择了一种非线性的最小二乘支持向量机模型(LS-SVM)支持向量机(Support Vector Machines,SVM)模型的预测在小样本、非线性和高维模式识别问题中有很大的优势[17,18]。最小二乘支持向量机(LS-SVM)是在标准支持向量机的目标函数中增加了误差平方和项,是标准的支持向量机回归方程的一种修饰版本,比标准的SVM有着更快的求解速度,所需的计算资源较少[19]。其基本原理是通过非线性映射将输入向量从原空间映射到高维空间并在高维空间进行线性回归拟合。用于函数估计的最小二乘支持向量机算法过程如下:

设训练样本集:D={(xk,yk)|k=1,2,…,N},xk∈Rn,yk∈R,xk是输入数据,yk是输出数据。在w空间中的函数估计问题可以描述求解下面问题:

式中:误差变量ek∈R;b为偏差量;γ为正则化参数。

约束条件:yk=wTφ(xk)+b=ek,k=1,…,N

定义拉格朗日函数:

其中:拉格朗日乘子αk∈R。

对上式进行优化,根据KTT条件:

对于k=1,…,N,消去w和e,得到如下方程:

其中:1=[1,…,1]T,Y=[y1,…,yN]T,a=[a1,…,aN]T。M为一个方阵,其第i行j列的元素为Mij=φ(xk)Tφ(xj)=M(xi,xj),M(x,y)为核函数。用最小二乘法求出a和b,由此得到预测输出:

本文利用MATLAB对所有的25组数据进行处理,选用Get_Predict函数作为LS-SVM模型的核函数,以B2、B3、B5的波段值为自变量,实测悬浮物浓度为因变量,选取其中17组数据作为建模数据,剩余8组数据作为验证数据。利用LS-SVM模型所得悬浮物浓度预测值及相对误差如表2,将LS-SVM模型所得悬浮物浓度预测值与悬浮物浓度实测值进行相关性分析如图4。

3 结果与讨论

宋庆君[6]通过对比几种水体遥感反射比光谱估算总悬浮物浓度的方法,得到相关性较好的波段在750 nm,且这一单波段算法具有较好的估算精度;马驰[4]以ASTER数据的第三波段波段值作为自变量建立模型对松辽平原水体的悬浮物浓度进行了估算,本文对Landsat-8的所有单波段与悬浮物浓度进行相关性分析,得出相关性较高的波段B2、B3、B5并分别建立单波段模型对清河水库悬浮物进行预测,其可决系数分别为R2=0.51、R2=0.399、R2=0.505,如图5所示其平均相对误差分别为5.29%、6.52%、4.86%,由此以得出单波段为自变量建立的模型可决系数较低且相对误差较大,并不适用于清河水库的悬浮物浓度预测,其主要原因为以上学者所研究的水体都是浑浊水体,并不适用清河水库的清洁水体。李云梅[20]利用TM2、TM3的波段组合建立Gordan对太湖悬浮物浓度进行了估测并取得了较好的效果,管义国[11]利用TM/ETM+3、4波段对巢湖水体悬浮物进行了估测,大多数估测值的相对误差在10%以内;赵碧云[21]以TM4/TM为自变量建立模型对滇池悬浮物进行了估算,其估算效果远高于单波段模型。通过以上学者的研究发现波段的组合运算能提高水质参数预测的准确性,因此本文以B2、B3、B5波段的波段组合为自变量分别建立线性回归模型与非线性的LS-SVM模型对清河水库进行悬浮物浓度反演,线性回归模型中以B3、B5为自变量建立的模型CTSM=0.06B3+0.087B5+26.77其可决系数最大,R2=0.686,其平均相对误差为3.52%,模型优于以B2、B3、B5为自变量的CTSM=0.1B2-0.081B3+0.025B5+15.948与以B2/B5为自变量的CTSM=-51.137B2/B5+85.94。以B2、B3、B5为自变量,实测悬浮物浓度为因变量建立的LS-SVM模型对清河水库悬浮物预测可决系数R2=0.88,显著性P<0.05,其平均相对误差为3.16%,因此,LS-SVM模型的预测效果远远好于线性回归模型。

据此,利用LS-SVM模型对2015年6月23日的清河水库悬浮物浓度进行反演,其浓度分布如图6所示。水中悬浮物浓度在25 mg/L以内对淡水鱼无害,25~80 mg/L内可允许鱼类生长。由图6可以看出清河水库的悬浮物浓度均在80 mg/L范围内,悬浮物浓度在27.1~37.6 mg/L的绿色与黄色部分占清河水库库区的大半部分,红色部分代表藻类、鱼类活动比较旺盛的区域,主要分布在库区中央部分。由于反演时间为2015年6月23日,6月为铁岭较为干燥的季节,降水较少,藻类生长、鱼类活动较为旺盛,因此反演清河水库的悬浮物浓度相对较高。

4 结语