2023, Vol. 44
2. 中国地质大学(北京)水资源与环境学院, 北京 100083
2. College of Water Resources and Environment, China University of Geosciences, Beijing 100083, China
河流作为全球水循环的重要组成部分, 是生物地球化学循环的一个关键环节[1], 也是地球上最重要的生态系统之一[2].在水资源趋紧和用水需求增长的背景下, 河流水资源已经成为经济社会发展的刚性约束条件[3], 但在人类经济社会发展的同时, 也引发了河流水质污染和水生态退化等一系列问题[4], 越来越受到各界的重视.
河流水化学特征受到流域岩石性质、土壤质地、植被覆盖、大气降水及人类活动的综合影响[5], 对河流水化学的研究可以反映出流域的基本信息[6].从20世纪60年代, 我国学者就开始关注河流水化学的研究工作, 总结了我国河流水化学的分布和分带特征[7~9], 并对我国主要江河开展了一系列的研究[10, 11].当前, 除长江源区等人迹罕至的区域外[12], 人类活动对河流水化学特征的影响已不容忽视, 人类活动不仅改变天然水体的水化学组成, 还参与到流域的岩石风化过程中[13~15], 影响流域的碳汇效应[16], 并在一定程度上制约了河流的健康和可持续发展[2].
贵州省是我国西南典型的岩溶石山区, 碳酸盐岩分布面积占全省总面积的62.13%[17], 岩溶地下水资源丰富, 地表水系发达[18].同时, 贵州省也是我国南方煤炭资源的主产区之一, 煤矿开采引起的环境污染问题不容忽视[19].李清光等[20]的研究指出贵州煤矿产水是区域重要的污染源, 林德洪等[21]和刘伟等[22]的研究也表明采煤活动是影响区域水环境的关键因子.
乌都河位于贵州省西部, 为珠江流域北盘江的一级支流, 也是典型的矿业型岩溶山地流域, 对当地的经济社会发展和生态文明建设具有重要的意义.目前, 张乐等[23]和解莉等[24]的研究认为乌都河流域工业污染严重, 水资源开发利用程度低, 是制约该区域经济社会的发展关键因素, 但关于乌都河流域水化学特征及演化机制的研究还相对匮乏, 人类活动对流域水环境的影响机制和影响强度也不明确.本文从水化学的角度出发, 通过Gibbs图解、Piper图解、离子比例系数和数理统计分析等方法, 系统研究了乌都河流域水化学特征及控制因素, 并采用化学物质平衡法, 定量计算了不同因子对河水的贡献率, 以期为该区水资源管理和规划提供科学依据, 也为西南煤矿集中区流域水化学的研究提供新的视角.
1 材料与方法 1.1 研究区概况乌都河流域位于贵州省西部, 处于云南高原向黔中高原过渡的斜坡地带, 是珠江源区北盘江右岸一级支流, 发源于盘州市水塘镇里山岚, 在水城县花嘎乡注入北盘江.本研究区域为乌都河英武站以上流域, 干流河长58.71 km, 集水面积约1 109.09 km2, 多年平均流量39.5 m3·s-1, 主要支流有西冲河、羊场河和西昌河等, 是该区工业和灌溉用水的主要来源.乌都河流域属亚热带半湿润季风气候, 雨日较多, 降雨集中在6~9月, 占全年降雨量的53.8%~76%[23].区内耕地资源丰富, 种植水稻、玉米和小麦等.由于地形切割和人类活动影响, 雨季水土流失问题较为突出[24].
流域内出露地层岩性复杂, 其中碳酸盐岩分布较广, 占流域面积的65.71%, 包括二叠系下统茅口组、三叠系下统永宁镇组和中统关岭组等, 岩溶地貌发育, 岩溶地下水资源丰富, 岩溶大泉及暗河沿乌都河及其支流集中排泄, 是该区主要的饮用水源.而二叠系上统峨眉山玄武岩组、龙潭组和三叠系下统飞仙关组等非碳酸盐岩地层主要出露于流域北东部和南西部, 总体呈带状展布, 为弱含水层, 不具集中供水意义.区内煤炭资源较丰富, 含煤地层主要为二叠系上统龙潭组, 含煤47~66层, 平均厚度为341 m, 煤系地层中富含黄铁矿等硫化物, 是矿井水中硫酸盐的主要来源[20].区内矿业活动主要集中在羊场河和西冲河一带, 其中羊场河一带煤矿均处于生产状态, 其矿井水经过处理后排放到羊场河中, 而西冲河一带煤矿多已关闭, 可见其关闭井口中有矿井水溢出.西昌河一带主要出露碳酸盐岩, 基本不受矿业活动影响.
1.2 样品采集与分析测试2022年7月对乌都河流域水样进行采集, 共采集地表水样34件, 地下水样5件, 矿井水样3件.其中, 乌都河干流采集水样11件, 编号为G1~G11; 羊场河为采煤影响区, 采集地表水样12件, 编号为Y1~Y12; 西冲河为居民生活和采煤影响区, 采集地表水样4件, 编号C1~C4; 西昌河为碳酸盐岩分布区, 不受采煤活动影响, 采集地表水样7件, 编号X1~X7, 基本控制了乌都河流域不同生产条件下的河水特征.地下水均为碳酸盐岩岩溶地下水, 采自西冲镇一带的大泉和暗河等, 编号为Q1~Q5.采集矿井水3件, 其中K1位于西冲河一带, 为废弃井口流出的矿井水, K2和K3位于羊场河一带, 为生产煤矿处理后排出的矿井水, 采样位置如图 1所示.
|
图 1 乌都河流域采样点分布示意 Fig. 1 Location and distribution of sampling sites in Wudu River Basin |
采用提前清洗过的聚乙烯塑料瓶(500 mL), 现场用水样润洗3次, 测试Ca2+、Mg2+、Na+和K+等阳离子的水样加入硝酸酸化至pH < 2, 测试HCO3-、SO42-、Cl-和NO3-等阴离子的水样不添加试剂, 密封后低温保存.使用便携式多参数水质测定仪(DZB-718型)现场测定pH和溶解性总固体(TDS), 其余指标送至中国地质调查局昆明自然资源综合调查中心化验室检测.检测方法: HCO3-采用滴定法, Cl-、NO3-和SO42-采用离子色谱法, Ca2+、Mg2+、Na+和K+采用电感耦合等离子体发射光谱法.每批样品设置3个空白和标准样品, 同时测定平行样, 测试精度为±5%.
2 结果与分析 2.1 研究区水体组分特征及水化学类型乌都河流域水化学组成特征见表 1, 河水pH值变化范围为7.87~8.52, 均值为8.14, 总体为弱碱性.泉水和矿井水pH均值分别为7.80和8.06, 均低于河水pH均值.在流域范围内, pH变异程度均较低[25](CV < 15%), 总体较稳定.乌都河干流ρ(TDS)均值为199.93 mg·L-1, 各支流ρ(TDS)均值分别为190.33、205.29和200.00 mg·L-1, 均低于珠江流域(241.4 mg·L-1)、西江干流(225.05 mg·L-1)和北盘江流域(302 mg·L-1)的均值[26].泉水和矿井水ρ(TDS)均值分别为158.72 mg·L-1和1 038.33 mg·L-1, 与河水TDS值差异显著.干流和西昌河总硬度(TH)均值分别为197.36 mg·L-1和219.14 mg·L-1, 明显高于其他支流和泉水均值.从变异系数看, 干流河水TDS值变异系数(CV)为4.42%, 西昌河和西冲河为13.20%和10.98%, 变异程度均较低(CV < 15%), 表明空间分布较均匀; 而羊场河变异系数为18.76%, 属中等变异(15% < CV < 36%), 可能受周边煤矿的排水影响.泉水变异系数为10.06%, 属低变异程度; 矿井水变异系数为35.02%, 为中等变异, 表明不同地区矿井水TDS值有较大差别.
|
表 1 乌都河流域水化学组成统计特征1) Table 1 Chemical composition of samples in Wudu River Basin |
乌都河干流、西昌河和泉水中阳离子以Ca2+和Mg2+为主, ρ(Ca2+)均值分别为67.34、68.37和52.58 mg·L-1, 为低变异程度; ρ(Mg2+)均值分别为7.09、11.75和6.64mg·L-1, 变异系数变化较大, 干流为中等变异, 泉水为高度变异, 表明Mg2+可能受到多种来源的影响.羊场河和西冲河中阳离子以Ca2+和Na+为主, ρ(Ca2+)均值分别为48.89 mg·L-1和44.53 mg·L-1, 为中等变异; ρ(Na+)均值分别为19.11 mg·L-1和16.83 mg·L-1, 为高度变异(CV>36%).矿井水中阳离子以Na+和Ca2+为主, 其中ρ(Na+)均值为380.00 mg·L-1, ρ(Ca2+)均值为38.37 mg·L-1, 表现出高Na+低Ca2+的特征.流域内不同水体中阴离子均以HCO3-和SO42-为主, HCO3-浓度均值大小排序为: 矿井水>西昌河>泉水>干流>羊场河>西冲河, SO42-浓度均值大小排序为: 矿井水>羊场河>西冲河>干流>西昌河>泉水, 矿井水中HCO3-和SO42-浓度均明显高于地表水和地下水.从变异程度看, 干流、西昌河和泉水中HCO3-为低变异, SO42-为中等变异, 羊场河和西冲河中HCO3-为中等变异, SO42-为高度变异, 反映流域内HCO3-分布较稳定, 而SO42-空间变异程度较高, 也表明羊场河和西冲河地区受人类活动影响较强烈.
流域内K+、Cl-和NO3-浓度均较低, 河水中ρ(K+)均值为2.13 mg·L-1, 泉水和矿井水中分别为2.06 mg·L-1和4.01 mg·L-1, 矿井水中具有较高的浓度.Cl-是容易受人类活动影响的离子, 矿井水中ρ(Cl-)均值为125.3 mg·L-1, 泉水中ρ(Cl-)均值为2.55 mg·L-1, 河水中ρ(Cl-)均值为5.24mg·L-1, 且羊场河和西冲河中Cl-质量浓度和变异系数明显高于干流和西昌河, 受人类活动影响显著.河水中ρ(NO3-)均值为15.93 mg·L-1, 泉水中ρ(NO3-)均值为10.97 mg·L-1, 而矿井水中ρ(NO3-)均值为2.5 mg·L-1, 矿井水中NO3-浓度明显低于河水和泉水.
从Piper图解可知(图 2), 乌都河流域河水和泉水样品主要落在HCO3-Ca型区域, 少部分样品落在混合型区域, 而矿井水样主要落在HCO3-Na型区域.乌都河干流、西昌河河水和泉水分布较集中, 水化学类型均为HCO3-Ca型, 而羊场河和西冲河河水较复杂, 在Piper图上表现出明显的过渡带, 水化学类型从HCO3-Ca型过渡为HCO3·SO4-Ca型和HCO3·SO4-Ca·Na型.矿井水水化学类型为HCO3-Na型和HCO3·SO4-Ca·Na型.可以看出, 羊场河和西冲河是矿业活动和居民生活集中区, 其水化学特征受到了生活污水和矿井水排放的影响.
|
图 2 乌都河流域水化学成分Piper三线图 Fig. 2 Piper diagram of water chemical composition in Wudu River Basin |
相关性分析通过分析水化学组分间的相似性, 可以判断河水中离子是否具有相同来源或相近的迁移转化途径[27].乌都河流域河水中离子相关关系如表 2所示.pH与Na+和SO42-显著负相关, 但与HCO3-和Ca2+无明显相关性, 表明pH受到多种因素的综合影响.TDS与Ca2+、Mg2+和HCO3-显著相关(P < 0.01), 相关系数分别为0.45、0.72和0.55, 表明流域内TDS主要由这3种离子贡献.总硬度(TH)与Ca2+和HCO3-显著相关(P < 0.01), 相关系数分别为0.96和0.89; Ca2+和HCO3-显著相关(P < 0.01), 相关系数为0.87, 表明Ca2+和HCO3-主要来自碳酸盐岩的溶解[26].Ca2+与Na+、SO42-、Cl-和SiO2均显著负相关(P < 0.01), 相关系数分别为-0.74、-0.55、-0.59和-0.67, 推测受到了阳离子交换作用的影响[15].Mg2+和Ca2+相关性不显著, 表明二者来源有所区别, Mg2+存在碳酸盐岩溶解以外的来源.Mg2+与HCO3-和K+显著相关(P < 0.01), 相关系数分别为0.45和0.57, 推测可能受到了硅酸盐岩溶解的影响[13].SO42-、Cl-、Na+和SiO2之间均呈显著相关(P < 0.01), 表明四者有共同的来源, 考虑到矿井水中具有较高质量浓度的SO42-、Cl-和Na+, 可能来自于矿井水排放的影响.NO3-和其他指标均不具明显相关性, 表明其来源与其他指标不同, 可能受到农业施肥等活动的影响.
|
|
表 2 乌都河流域水体各指标相关关系1) Table 2 Correlation coefficients between each major ion of water in Wudu River Basin |
2.3 矿物饱和指数
本文基于PHREEQC软件, 计算了乌都河流域水体中方解石、白云石、石膏、钾长石和钠长石的饱和指数, 由图 3可知, 乌都河流域不同水体中方解石和白云石均达到了饱和, 饱和指数均值分别为0.68和0.92; 石膏和钠长石均处于不饱和状态, 饱和指数均值分别为-2.10和-2.21.钾长石趋向于饱和, 其饱和指数范围为-2.12~0.75, 均值为-0.40.值得注意的是, 矿井水中钾长石和钠长石均趋于饱和, 羊场河和西冲河中钾长石和钠长石饱和指数也较高, 这与矿井水、羊场河和西冲河中较高质量浓度的Na+和K+一致, 表明其Na+和K+可能来自于硅酸盐岩的溶解.
|
图 3 乌都河流域不同水体中矿物饱和指数 Fig. 3 Boxplot mineral saturation index in different water bodies of Wudu River Basin |
河水中的离子通常由大气降水、岩石风化和人类活动等过程输入[5].Gibbs提出大气降水、岩石风化和蒸发浓缩是控制世界地表水化学组成的三大机制[28].Cl-在自然界中较稳定, 不易受外界因素的干扰, 而Na+容易受到硅酸盐溶解和人类活动等影响, 因此通常以[Cl-]/[Cl-+HCO3-]图解为主[29].从研究区Gibbs图可知, 乌都河流域河水和泉水均落在岩石风化的范围内[图 4(a)], 表明研究区水体主要受岩石风化的控制.但在图 4(b)中, 矿井水落在了框线外, 羊场河和西冲河河水也向右侧偏移.有研究表明[30], 天然河水几乎均落在Gibbs图框内, 但当受到矿业开发等人类活动影响时, 会出现落于框外的情况, 和研究区的情况一致, 推测羊场河和西冲河河水受到了矿井水排放的影响, 所以落在了偏向右侧的位置.
|
图 4 乌都河流域水样品Gibbs图 Fig. 4 Gibbs map of water samples in Wudu River Basin |
河水水化学组分受到多种因素的影响, 但岩石风化是河水中离子的主要来源[31].研究区出露地层岩性复杂, 碳酸盐岩、碎屑岩和玄武岩均有分布, 蒸发盐岩出露较少.根据[Mg2+]/[Na+]与[Ca2+]/[Na+]和[Mg2+]/[Ca2+]与[Na+]/[Ca2+]的关系, 可以判断水体中主要离子的来源[32].在图 5中, 西昌河河水和泉水主要落在碳酸盐岩端元, 矿井水落在硅酸盐岩端元, 乌都河干流河水略向硅酸盐岩端元偏移, 羊场河和西冲河河水落在了偏向硅酸盐岩端元的位置, 但所有水点均远离蒸发盐岩端元, 表明研究区水体受岩盐溶解的影响较小, 乌都河干流、西昌河和泉水主要受碳酸盐岩溶解的控制, 矿井水主要源于硅酸盐岩溶解, 而羊场河和西冲河河水受到了碳酸盐岩溶解和硅酸盐岩溶解的双重影响.
|
图 5 乌都河流域Ca2+、Mg2+和Na+离子关系 Fig. 5 Relationship diagram of Ca2+, Mg2+, and Na+ in Wudu River Βasin |
有研究表明[33], 硫酸和碳酸都可能参与到碳酸盐岩和硅酸盐岩的风化过程中, 但相同条件下, 碳酸盐岩的风化速率远高于硅酸盐岩[34].碳酸和硫酸参与碳酸盐矿物风化的方程如下[35]:
|
(1) |
|
(2) |
当只有碳酸风化碳酸盐岩时, [Ca2++Mg2+]与[HCO3-]比值应为1, 当只有硫酸风化碳酸盐岩时, [Ca2++Mg2+]与[HCO3-]比值应为2[33].乌都河干流、西昌河、羊场河、西冲河、泉水和矿井水[Ca2++Mg2+]/[HCO3-]均值分别为1.29、1.25、1.23、1.48、1.19和0.31, 矿井水落在了图 6(a)的1:1线下方, 其余水样均落在1:1线偏上方, 表明河水和泉水中Ca2+、Mg2+和HCO3-主要来源于碳酸风化碳酸盐岩, 而矿井水中HCO3-需要Na+来平衡, 表明HCO3-还有其他重要来源, 如硅酸盐岩的溶解等.当加入硫酸后, 大部分河水和泉水落在了图 6(b)的1:1线上, 考虑到研究区蒸发盐岩出露较少, 推测硫酸也参与了碳酸盐岩的溶解[29]; 而矿井水和部分羊场河和西冲河河水落在了1:1线下方, 需要其它阳离子来平衡, 反映羊场河和西冲河河水受到了矿井水排放或硅酸盐岩溶解的影响.
|
图 6 乌都河流域Ca2+、Mg2+、HCO3-和SO42-离子关系 Fig. 6 Relationship diagram of Ca2+, Mg2+, HCO3-, and SO42- in Wudu River Basin |
河水中SiO2主要源于硅酸盐岩风化, Ca2+、Mg2+、Na+、K+和HCO3-也可能为硅酸盐岩风化的产物[24].碳酸和硫酸参与硅酸盐矿物风化的方程如下[35]:
|
|
(3) |
|
(4) |
|
(5) |
|
(6) |
研究区有碎屑岩和玄武岩等硅酸盐岩分布, 河水中也携带有降雨冲刷的泥沙, 为硅酸盐矿物的风化提供了物质基础.从相关性来看, 研究区河水中SiO2与Ca2+和HCO3-显著负相关(表 2), 说明硅酸盐岩与碳酸盐岩之间的溶蚀作用存在竞争关系[12].而SiO2与Na+和SO42-显著正相关(表 2), 表明三者之间有共同的来源, 可能为硫酸参与了硅酸盐岩的溶解[式(6)].从钾长石和钠长石饱和指数与重碳酸和硫酸的相关关系可以进一步看出, 重碳酸与钾长石和钠长石饱和指数之间不存在相关关系[图 7(a)], 而硫酸与钾长石和钠长石饱和指数呈明显的正相关关系[图 7(b)], 说明硫酸参与了硅酸盐矿物的风化过程.前人的研究认为[36, 37], 在封闭的水环境下, 煤层水(矿井水)中富集Na+、K+和HCO3-, 水化学类型主要为HCO3-Ca型, 反映了矿井水中硅酸盐矿物风化的过程.从研究区水体中Na+的分布来看, 矿井水中ρ(Na+)均值为380.00 mg·L-1, 羊场河和西冲河河水中ρ(Na+)均值分别为19.11 mg·L-1和16.83 mg·L-1, 受矿业活动影响较小的西昌河和泉水中ρ(Na+)均值分别为2.13 mg·L-1和2.58 mg·L-1, 说明天然条件下, 河水中硅酸盐岩风化的强度有限, 如西昌河和泉水等, 而羊场河和西冲河中的Na+主要源于矿井水的排放.矿井水中因水动力条件较弱, 加上黄铁矿氧化产生的硫酸的影响, 发生了硫酸参与硅酸盐岩风化的作用.
|
图 7 乌都河流域矿物饱和指数与HCO3-和SO42-关系 Fig. 7 Relationship diagram of HCO3- and SO42- vs. mineral saturation index in Wudu River Basin |
研究区河水中Ca2+与Na+呈显著负相关(表 2), 暗示着河水中存在阳离子交换作用[15], 可以根据氯碱指数(CAI-1和CAI-2)来进一步判断[38].若水体中Ca2+和Mg2+置换出含水介质中的Na+和K+, 表示发生正向阳离子交换反应, 指数为负值, 反之为正值, 且绝对值越大, 阳离子交换作用越强[12].如图 8所示, 流域内所有样品氯碱指数均为负值, 表明主要发生正向阳离子交换反应, 但不同水体中阳离子交换作用表现出不同的特征.阳离子交换作用强度大小排序依次为: 矿井水>羊场河>西冲河>干流>泉水>西昌河, 氯碱指数(CAI-1)均值分别为-10.21、-2.8、-2.1、-1.8、-1.44和-0.4, 可以发现除西昌河外, 其余水体中均存在阳离子交换作用, 其中矿井水中阳离子交换作用最为强烈, 羊场河和西冲河河水中阳离子交换作用也较强, 可能是矿井水与河水混合后, 引起了河水中强烈的阳离子交换作用.
|
图 8 乌都河流域CAI-1和CAI-2关系 Fig. 8 Relationship diagrams of CAI-1 vs. CAI-2 in Wudu River Basin |
一般来说, 人类活动对河水溶质的影响主要表现为SO42-、Cl-、NO3-和Na+等组分的变化[35], 其中SO42-主要源于矿业活动, Cl-、NO3-和Na+则受到农业施肥、人畜粪便和市政生活污水排放的影响[39].研究区为典型的采煤活动区, 煤系地层中富含黄铁矿[40], 矿井水中含有较高的SO42-、Cl-、HCO3-和Na+等, 排放到地表水中, 对区内水环境产生了明显的影响.通常认为河水受矿业活动影响时[SO42-]/[Ca2+]较高, 受农业活动影响[NO3-]/[Ca2+]较高[41].由图 9(a)可知, 在矿业活动分布的羊场河和西冲河地区, 明显受矿业活动影响, 而干流、西昌河和泉水等[SO42-]/[Ca2+]均小于0.3, 表明矿业活动的影响较弱.同时, 流域内[NO3-]/[Ca2+]均小于0.2, 表明农业活动对河水环境的影响有限.
|
图 9 乌都河流域[SO42-]/[Ca2+]和[NO3-]/[Ca2+]与[NO3-]/[Cl-]和[Cl-]关系 Fig. 9 Relationship diagrams of [SO42-]/[Ca2+] vs. [NO3-]/[Ca2+] and [NO3-]/[Cl-] vs. [Cl-] in Wudu River Basin |
研究区NO3-和Cl-质量浓度均较低, 但也明显受到了人类活动的影响.根据[NO3-]/[Cl-]与[Cl-]的关系可以来判断NO3-的来源.高[NO3-]/[Cl-]和低[Cl-], 表明NO3-由农业施肥贡献; 低[NO3-]/[Cl-]和高[Cl-], 表明NO3-主要受生活污水及粪肥的影响; [NO3-]/[Cl-]和[Cl-]均低, 则来源于土壤氮[42].由图 9(b)可知, 干流、西昌河等农业集中区, 明显具有高[NO3-]/[Cl-]和低[Cl-]的特征, 表明NO3-主要受农业施肥活动的影响; 而羊场河和西冲河等矿业活动和居民区, 具有中等大小的[NO3-]/[Cl-]和[Cl-], 反映其NO3-来源较为复杂, 受到农业施肥和生活污水的综合影响.值得注意的是, K2和K2矿井水为生产煤矿处理后排出, 具有较高[Cl-]和低[NO3-]/[Cl-], 表明其NO3-源于生活污水及粪肥, 而K1为废弃井口中流出, [NO3-]/[Cl-]和[Cl-]均较低, 其NO3-来源为土壤氮.
3.5 因子分析为进一步分析河水水化学的控制因素, 使用SPSS 19.0软件对乌都河流域河水进行因子分析, 河水KMO值为0.63, Bartlett的球形度检验显著, 满足因子分析条件[43].在经方差极大正交旋转后, 提取特征值大于1的4个公因子, 累积方差贡献率达88.83%(表 3), 基本可以解释河水水化学信息.
|
|
表 3 研究区水样旋转成分矩阵 Table 3 Rotational composition matrix of water samples in study area |
由表 3可知, 因子1贡献率为40.26%, 其中Na+、SO42-、Cl-和SiO2与因子1呈正相关, 载荷分别为0.96、0.90、0.88和0.74, Na+、SO42-和SiO2来源于矿井水的排放, 为矿井水中硫酸溶解硅酸盐岩的产物, Cl-为粪便和生活污水来源[42], 因矿区常将矿井水和生活污水一并处理和排放, 四者之间具有显著的相关性.TH、Ca2+和HCO3-和因子1呈负相关, 载荷分别为-0.69、-0.73和-0.55, 由于矿井水排放到地表水中, 和地表水混合后发生了强烈的阳离子交换作用, 因此因子1代表了矿井水排放和阳离子交换作用的综合影响.因子2贡献率为24.25%, 主要载荷为TH、TDS、Ca2+、Mg2+和HCO3-, 为碳酸盐岩风化的典型产物[26].研究区为西南典型的喀斯特区, 碳酸盐岩分布较广, 岩溶地下水丰富, 河水也主要表现为HCO3-Ca型水, 因此因子2主要代表了碳酸盐岩风化的影响.因子3贡献率为13.93%, 主要载荷为K+和Mg2+, 考虑到研究区岩盐出露较少, Mg2+和Ca2+相关性也较低, 因此认为K+和Mg2+并非来自岩盐和碳酸盐岩矿物的溶解, 而是受到地表河水中硅酸盐矿物风化的影响[13].研究区有一定面积的硅酸盐岩出露, 同时水土流失也较严重[24], 尤其雨季, 降雨常携带泥沙进入河水中, 为硅酸盐岩矿物的溶解提供了条件, 因此因子3代表了河水中硅酸盐岩的溶解.因子4贡献率为10.39%, 主要载荷为NO3-.研究区河流两岸多为耕地, 主要种植玉米等作物, 前述分析也表明NO3-主要源于农业施肥等活动, 因此因子4代表了农业施肥的影响.
总体来看, 研究区河水水化学组分受到矿井水排放和阳离子交换作用、碳酸盐岩风化、硅酸盐岩风化以及农业施肥4个因子的影响, 其中矿井水排放的影响是不容忽视的.值得注意的是, 羊场河和西昌河河水的Na+和SO42-主要来自于矿井水的排放, 体现了矿井水中硫酸风化硅酸盐岩的特征, 而河水中硅酸盐岩风化强度较弱, 主要表现为对K+和Mg2+的贡献.
3.6 河水组分贡献解析为明确不同因子对乌都河流域水体中离子组分的贡献, 采用Galy等[44]提出的化学物质平衡法, 定量计算不同影响因子对河水水化学组分的贡献率[45].因研究区无蒸发岩出露, 因此忽略蒸发岩的影响.同时, 根据研究区实际, 将人类活动进一步区分为矿业活动、农业活动和生活污水.河水中某离子组分X的通量方程可以表示如下:
|
(7) |
因Cl-是保守元素, 基本上没有分馏, 通常用来估算大气输入的贡献[35, 46].因不考虑蒸发岩影响, 认为Cl-仅来源于大气降水和人类活动, 河水中超出[Cl-]大气的部分为人为来源, 并与Na+平衡, 表示生活污水的影响.研究区河水[Cl-]为0.04~0.60 mmol·L-1, 而附近小黄泥河流域中大气[Cl-]为0.022 mmol·L-1[29], 因此采用0.022 mmol·L-1作为研究区的[Cl-]大气, 其他大气输入的元素含量根据贵州普定雨水平均浓度比值([Na+]/[Cl-]=0.39, [K+]/[Cl-]=0.37, [Mg2+]/[Cl-]=0.31, [Ca2+]/[Cl-]=5.56, [SO42-]/[Cl-]=5.16, [NO3-]/[Cl-]=0.78)[47]计算得出, 表示大气降水对河水的输入.在扣除大气降水后, 认为K+全部来自硅酸盐岩.河水中Na+受到大气降水、生活污水、硅酸盐岩风化和矿井水排放的影响.有研究认为[48], 硅酸盐风化来源的Na+和K+存在一定的比值关系, 长江流域[K+/Na+]硅酸盐岩约为0.17, 黄河流域为0.515.研究区西昌河和泉水等受矿业活动影响较弱的水体中[K+/Na+]为0.22~0.89, 均值为0.59, 与黄河流域相近, 因此本文选用[K+/Na+]硅酸盐岩=0.515来计算河水中硅酸盐岩风化来源的Na+, 其余为矿井水排放来源.因矿井水中HCO3-、Ca2+和Mg2+对河水的影响较小, 因此认为HCO3-、Ca2+和Mg2+来自碳酸盐岩和硅酸盐岩风化, 采用[Mg2+/Na+]硅酸盐岩=0.24和[Ca2+/Na+]硅酸盐岩=0.35估算硅酸盐岩风化贡献的[Mg2+]硅酸盐岩和[Ca2+]硅酸盐岩[47], 河水中[HCO3-]硅酸盐岩与硅酸盐岩风化的阳离子平衡, 其余为碳酸盐岩风化来源.河水中SO42-来自大气降水和矿业活动中硫化物的氧化, NO3-来自大气降水和农业施肥活动.主要公式如下:
|
(8) |
|
(9) |
|
(10) |
|
(11) |
|
|
(12) |
|
(13) |
|
(14) |
|
(15) |
|
(16) |
|
(17) |
计算结果如图 10所示, 碳酸盐岩风化对研究区水体贡献率为44.12%~86.92%, 均值为74.32%, 其中对西昌河和泉水的贡献率最高, 均值分别为82.53%和82.11%; 对羊场河和西冲河的贡献率较低, 均值分别为66.11%和68.23%, 对干流的贡献率均值为77.56%.矿业活动对河水贡献率为3.28%~37.07%, 均值为11.61%; 其中, 羊场河贡献率为3.28%~34.83%, 均值为18.44%, 西冲河贡献率为5.19%~37.07%, 均值为16.42%, 干流的贡献率为9.33%, 西昌河和泉水的贡献率分别为5.41%和4.01%, 与前述分析结果一致.另外, 硅酸盐岩风化的贡献率为1.57%~8.20%, 均值为4.67%; 大气降水贡献率为2.77%~5.49%, 均值为3.75%; 农业活动贡献率为0.70%~5.13%, 均值为2.85%; 生活污水贡献率为0.48%~10.43%, 均值为2.81%, 整体上对河水水化学的影响有限.总体上, 碳酸盐岩风化是乌都河流域水体水化学的主控因素, 矿业活动对河水水化学也有一定的影响, 但主要集中在羊场河、西冲河等矿业活动区, 下一步在水资源管理的过程中, 建议有针对性的对矿业废水排放加以管理.
|
图 10 乌都河流域不同来源主要离子贡献率 Fig. 10 Contribution ratios of different sources to major ions in Wudu River Basin |
(1) 乌都河流域河水总体呈弱碱性, pH值变化范围为7.87~8.52, 均值为8.14; ρ(TDS)范围为135~243 mg·L-1, 均值为191.7 mg·L-1, 远低于珠江流域均值.天然水体中阳离子以Ca2+和Mg2+为主, 阴离子以HCO3-为主, 水化学类型为HCO3-Ca型; 但受矿业活动影响后, 部分支流河水中阳离子以Ca2+和Na+为主, 水化学类型过渡为HCO3·SO4-Ca和HCO3·SO4-Ca·Na型.河水中方解石和白云石均达到了饱和, 石膏、钠长石和钾长石处于不饱和状态.
(2) 乌都河流域河水离子组分主要受碳酸盐岩风化的控制, 硅酸盐岩风化和阳离子交换作用也有一定贡献, 还受到矿业活动和农业活动的影响.矿井水中具有较高浓度的SO42-和Na+, 是羊场河和西冲河河水中SO42-和Na+的主要来源.因子分析结果进一步表明, 研究区河水主要受矿井水排放和阳离子交换作用、碳酸盐岩风化、硅酸盐岩风化和农业施肥这4个因素的影响.
(3) 采用化学物质平衡法计算得出, 碳酸盐岩风化的贡献率为44.12%~86.92%, 均值为74.32%; 矿业活动的贡献率为3.28%~37.07%, 均值为11.61%; 碳酸盐岩风化是乌都河流域水体水化学的主控因素, 矿业活动对河水水化学也有一定的影响, 但具有空间异质性.硅酸盐岩风化、大气降水、农业活动和生活污水的贡献率均值分别为4.67%、3.75%、2.85%和2.81%, 对河水水化学的影响有限.
| [1] |
孙平安, 于奭, 莫付珍, 等. 不同地质背景下河流水化学特征及影响因素研究: 以广西大溶江、灵渠流域为例[J]. 环境科学, 2016, 37(1): 123-131. Sun P A, Yu S, Mo F Z, et al. Hydrochemical characteristics and influencing factors in different geological background: a case study in Darongjiang and Lingqu Basin, Guangxi, China[J]. Environmental Science, 2016, 37(1): 123-131. DOI:10.3969/j.issn.1673-1212.2016.01.035 |
| [2] |
高凡, 蓝利, 黄强. 变化环境下河流健康评价研究进展[J]. 水利水电科技进展, 2017, 37(6): 81-87. Gao F, Lan L, Huang Q. Advances on evaluation of river health in changing environments[J]. Advances in Science and Technology of Water Resources, 2017, 37(6): 81-87. |
| [3] |
宋志, 乐琪浪, 陈绪钰, 等. 水资源承载力评价方法初探以及在"以水四定"中的运用[J]. 沉积与特提斯地质, 2021, 41(1): 106-111. Song Z, Le Q L, Chen X Y, et al. A preliminary study on evaluating method of water resources ' carrying capacities of China and its application[J]. Sedimentary Geology and Tethyan Geology, 2021, 41(1): 106-111. |
| [4] |
钱正英, 陈家琦, 冯杰. 人与河流和谐发展[J]. 河海大学学报(自然科学版), 2006, 34(1): 1-5. Qian Z Y, Chen J Q, Feng J. Harmonious development of humanity and rivers[J]. Journal of Hohai University (Natural Sciences), 2006, 34(1): 1-5. |
| [5] |
李晓强, 韩贵琳, 董爱国, 等. 九龙江丰水期水化学组成特征及其控制因素[J]. 生态学杂志, 2018, 37(3): 697-706. Li X Q, Han G L, Dong A G, et al. Hydrogeochemical characteristics and controlling factors in Jiulong River (Fujian Province) during the flood season[J]. Chinese Journal of Ecology, 2018, 37(3): 697-706. DOI:10.13292/j.1000-4890.201803.035 |
| [6] |
刘敏, 赵良元, 李青云, 等. 长江源区主要河流水化学特征、主要离子来源[J]. 中国环境科学, 2021, 41(3): 1243-1254. Liu M, Zhao L Y, Li Q Y, et al. Hydrochemical characteristics, main ion sources of main rivers in the source region of Yangtze River[J]. China Environmental Science, 2021, 41(3): 1243-1254. DOI:10.3969/j.issn.1000-6923.2021.03.028 |
| [7] | 乐嘉祥, 王德春. 中国河流水化学特征[J]. 地理学报, 1963, 29(1): 1-13. DOI:10.3321/j.issn:0375-5444.1963.01.001 |
| [8] |
陈静生, 夏星辉. 我国河流水化学研究进展[J]. 地理科学, 1999, 19(4): 290-294. Chen J S, Xia X H. Progress in research on river hydro-chemistry in China[J]. Scientia Geographica Sinica, 1999, 19(4): 290-294. |
| [9] | 陈静生, 李远辉, 乐嘉祥, 等. 我国河流的物理与化学侵蚀作用[J]. 科学通报, 1984(15): 932-936. |
| [10] |
何姜毅, 张东, 赵志琦. 黄河流域河水水化学组成的时间和空间变化特征[J]. 生态学杂志, 2017, 36(5): 1390-1401. He J Y, Zhang D, Zhao Z Q. Spatial and temporal variations in hydrochemical composition of river water in Yellow River basin, China[J]. Chinese Journal of Ecology, 2017, 36(5): 1390-1401. |
| [11] |
孙海龙, 刘再华, 杨睿, 等. 珠江流域水化学组成的时空变化特征及对岩石风化碳汇估算的意义[J]. 地球与环境, 2017, 45(1): 57-65. Sun H L, Liu Z H, Yang R, et al. Spatial and seasonal variations of hydrochemistry of the Peral River and implications for estimating the rock weathering-related carbon sink[J]. Earth and Environment, 2017, 45(1): 57-65. |
| [12] |
王琪, 于奭, 蒋萍萍, 等. 长江流域主要干/支流水化学特征及外源酸的影响[J]. 环境科学, 2021, 42(10): 4687-4697. Wang Q, Yu S, Jiang P P, et al. Water chemical characteristics and influence of exogenous acids in the Yangtze River basin[J]. Environmental Science, 2021, 42(10): 4687-4697. |
| [13] |
李荐华, 郑芳文, 吴超, 等. 长江中下游典型硅酸盐岩流域自然风化与人类活动影响下的水化学特征——以抚河流域为例[J]. 地球与环境, 2021, 49(4): 347-357. Li J H, Zheng F W, Wu C, et al. Hydrochemical characteristics of river in a representative silicate rock region under natural weathering and anthropogenic activities——a case study of the Fuhe river in the middle and lower reaches of the Yangtze River[J]. Earth and Environment, 2021, 49(4): 347-357. |
| [14] |
李瑞, 肖琼, 张陶, 等. 人类活动影响下岩溶地下河水-岩作用强度时空差异分析[J]. 地球化学, 2017, 46(2): 191-204. Li R, Xiao Q, Zhang T, et al. Temporal and spatial variation patterns of water-rock interaction under the impact of human activity in karst underground water[J]. Geochimica, 2017, 46(2): 191-204. DOI:10.3969/j.issn.0379-1726.2017.02.008 |
| [15] |
涂春霖, 马一奇, 令狐昌卫, 等. 滇东高原煤矿聚集区扎外河流域水化学特征及演化规律[J]. 科学技术与工程, 2021, 21(29): 12470-12480. Tu C L, Ma Y Q, Linghu C W, et al. Hydro-chemical characteristics and evolution of Zhawai river basin in coal mining area of eastern Yunnan plateau[J]. Science Technology and Engineering, 2021, 21(29): 12470-12480. DOI:10.3969/j.issn.1671-1815.2021.29.016 |
| [16] |
刘朋雨, 张连凯, 黄奇波, 等. 外源水和外源酸对万华岩地下河系统岩溶碳汇效应的影响[J]. 中国岩溶, 2020, 39(1): 17-23. Liu P Y, Zhang L K, Huang Q B, et al. Effect of exogenous water and acid on karst carbon sink in the Wanhuayan underground river system[J]. Carsologica Sinica, 2020, 39(1): 17-23. |
| [17] |
李瑞玲, 王世杰, 周德全, 等. 贵州岩溶地区岩性与土地石漠化的相关分析[J]. 地理学报, 2003, 58(2): 314-320. Li R L, Wang S J, Zhou D Q, et al. The correlation between rock desertification and lithology in karst area of Guizhou[J]. Acta Geographica Sinica, 2003, 58(2): 314-320. DOI:10.3321/j.issn:0375-5444.2003.02.019 |
| [18] |
何守阳, 雷琨, 吴攀, 等. 贵州岩溶山区城镇化进程中地下水的资源功能评价[J]. 地球科学, 2019, 44(9): 2839-2850. He S Y, Lei K, Wu P, et al. Evaluation on resources function of groundwater during urbanization in karst region of Guizhou Province[J]. Earth Science, 2019, 44(9): 2839-2850. |
| [19] |
覃政教, 林玉石, 袁道先, 等. 西南岩溶区矿山与水污染问题探讨及建议[J]. 地球学报, 2012, 33(3): 341-348. Qin Z J, Lin Y S, Yuan D X, et al. A discussion on mine and water pollution problems in karst areas in southwest China[J]. Acta Geoscientica Sinica, 2012, 33(3): 341-348. |
| [20] |
李清光, 吴攀, 顾尚义, 等. 黔西某煤层气开发区块产出水有毒有害元素污染特征及其环境效应[J]. 地球科学, 2019, 44(9): 2862-2873. Li Q G, Wu P, Gu S Y, et al. Pollution characteristics of toxic and harmful elements and its environmental impact in water co-produced from coalbed methane wells in the CBM development block in western Guizhou[J]. Earth Science, 2019, 44(9): 2862-2873. |
| [21] |
林德洪, 刘汉武, 史绪山. 贵州鬃岭煤矿区水环境污染特征及成因分析[J]. 安全与环境工程, 2021, 28(5): 186-195. Lin D H, Liu H W, Shi X S. Characteristics and cause analysis of water pollution in Zongling coal mining area, Guizhou[J]. Safety and Environmental Engineering, 2021, 28(5): 186-195. |
| [22] |
刘伟, 刘胜华, 秦文, 等. 贵州煤矿集中开采区地表水重金属污染特征[J]. 环境化学, 2020, 39(7): 1788-1799. Liu W, Liu S H, Qin W, et al. The characteristics of heavy metals pollution in surface water at the intensive coal mining area in Guizhou[J]. Environmental Chemistry, 2020, 39(7): 1788-1799. |
| [23] |
张乐, 谭剑波. 贵州岩溶地区设计洪水计算分析——以乌都河水电站二期工程为例[J]. 浙江水利水电学院学报, 2016, 28(3): 24-28. Zhang L, Tan J B. Calculation and analysis of design flood in karst area of Guizhou——a case of phase Ⅱ project of Wuduhe hydropower plant[J]. Journal of Zhejiang Water Conservancy and Hydropower College, 2016, 28(3): 24-28. |
| [24] | 解莉, 王梦琦. 跨流域水资源优化调度研究——以乌都河流域治理开发与保护规划为例[J]. 四川水利, 2021, 42(5): 133-135. |
| [25] |
温泉, 赵艳民, 曹伟, 等. 潮白河中游沉积物中重金属分布、来源及生态风险评估[J]. 环境科学研究, 2020, 33(3): 599-607. Wen Q, Zhao Y M, Cao W, et al. Distribution characteristics, sources and potential ecological risks of heavy metal pollution in the middle reaches of Chaobai River[J]. Research of Environmental Sciences, 2020, 33(3): 599-607. |
| [26] |
吕品. 珠江流域丰水期河水水文地球化学特征研究[D]. 北京: 中国地质大学(北京), 2018. Lv P. Geochemical characteristics of river water during high-flow season in the Pearl River basin, South China[D]. Beijing: China University of Geosciences (Beijing), 2018. |
| [27] | Wu X, Zheng Y, Zhang J, et al. Investigating hydrochemical groundwater processes in an inland agricultural area with limited data: a clustering approach[J]. Water, 2017, 9(9). DOI:10.3390/w9090723 |
| [28] |
唐玺雯, 吴锦奎, 薛丽洋, 等. 锡林河流域地表水水化学主离子特征及控制因素[J]. 环境科学, 2014, 35(1): 131-142. Tang X W, Wu J K, Xue L Y, et al. Major ion chemistry of surface water in the Xilin River basin and the possible controls[J]. Environmental Science, 2014, 35(1): 131-142. |
| [29] |
涂春霖, 尹林虎, 和成忠, 等. 珠江源区小黄泥河流域地表水水化学组成特征及控制因素[J]. 环境科学, 2022, 43(4): 1885-1897. Tu C L, Yin L H, He C Z, et al. Hydrochemical composition characteristics and control factors of Xiaohuangni river basin in the upper Pearl River[J]. Environmental Science, 2022, 43(4): 1885-1897. |
| [30] |
李学先. 酸性矿山废水影响下喀斯特流域水文地球化学特征及演化规律研究[D]. 贵阳: 贵州大学, 2018. Li X X. Study on hydrogeochemical characteristics and evolution rules of Karst basin under the effects of acid mine waste water[D]. Guiyang: Guizhou University, 2018. |
| [31] |
周嘉欣, 丁永建, 曾国雄, 等. 疏勒河上游地表水水化学主离子特征及其控制因素[J]. 环境科学, 2014, 35(9): 3315-3324. Zhou J X, Ding Y J, Zeng G X, et al. Major ion chemistry of surface water in the upper reach of Shule River basin and the possible controls[J]. Environmental Science, 2014, 35(9): 3315-3324. |
| [32] |
袁建飞, 徐芬, 刘慧中, 等. 基于水化学和同位素的典型岩溶水系统溶质演化过程——以西昌市仙人洞为例[J]. 科学技术与工程, 2019, 19(17): 76-83. Yuan J F, Xu F, Liu H Z, et al. Application of hydrochemical and isotopic analysis to research a typical karst groundwater system: a case study at Xianrendong, Xichang city[J]. Science Technology and Engineering, 2019, 19(17): 76-83. |
| [33] |
黄奇波, 覃小群, 程瑞瑞, 等. 硫酸型酸雨参与碳酸盐岩溶蚀的研究进展[J]. 中国岩溶, 2019, 38(2): 149-156. Huang Q B, Qin X Q, Cheng R R, et al. Research progress of sulfuric acid rain participating in the dissolution of carbonate rocks[J]. Carsologica Sinica, 2019, 38(2): 149-156. |
| [34] |
解晨骥. 东江流域化学风化的碳汇效应及河流溶解碳的输出过程[D]. 广州: 中山大学, 2014. Xie C J. Carbon sink effect of chemical weathering and export process of dissolved carbon in Dongjiang River basin[D]. Guangzhou: Sun Yat-sen University, 2014. |
| [35] |
余冲, 徐志方, 刘文景, 等. 韩江流域河水地球化学特征与硅酸盐岩风化——风化过程硫酸作用[J]. 地球与环境, 2017, 45(4): 390-398. Yu C, Xu Z F, Liu W J, et al. River water geochemistry of Hanjiang river, implications for silicate weathering and sulfuric acid participation[J]. Earth and Environment, 2017, 45(4): 390-398. |
| [36] |
吴丛丛, 杨兆彪, 秦勇, 等. 贵州松河及织金煤层气产出水的地球化学对比及其地质意义[J]. 煤炭学报, 2018, 43(4): 1058-1064. Wu C C, Yang Z B, Qin Y, et al. Geochemical comparison and its geological significance of CBM produced water in the Songhe and Zhijin blocks[J]. Journal of China Coal Society, 2018, 43(4): 1058-1064. |
| [37] |
田文广, 邵龙义, 孙斌, 等. 保德地区煤层气井产出水化学特征及其控气作用[J]. 天然气工业, 2014, 34(8): 15-19. Tian W G, Shao L Y, Sun B, et al. Chemical behaviors of produced water from CBM wells in the Baode area, Shanxi, China, and their control on gas accumulation[J]. Natural Gas Industry, 2014, 34(8): 15-19. |
| [38] |
郭小娇, 王慧玮, 石建省, 等. 白洋淀湿地地下水系统水化学变化特征及演化模式[J]. 地质学报, 2022, 96(2): 656-672. Guo X J, Wang H W, Shi J S, et al. Hydrochemical characteristics and evolution pattern of groundwater system in Baiyangdian wetland, North China Plain[J]. Acta Geologica Sinica, 2022, 96(2): 656-672. |
| [39] |
张旺, 王殿武, 雷坤, 等. 黄河中下游丰水期水化学特征及影响因素[J]. 水土保持研究, 2020, 27(1): 380-386, 393. Zhang W, Wang D W, Lei K, et al. Hydrochemical characteristics and impact factors in the middle and lower reaches of the Yellow River in the wet season[J]. Research of Soil and Water Conservation, 2020, 27(1): 380-386, 393. |
| [40] |
田利, 谢红东, 张学东. 贵州盘县土城向斜南西翼二叠系龙潭组地球化学特征及意义[J]. 中国煤炭地质, 2014, 26(7): 15-20, 32. Tian L, Xie D H, Zhang X D. Permian Longtan formation geochemical characteristics and significance in southwest limb of Tucheng syncline, Panxian, Guizhou[J]. Coal Geology of China, 2014, 26(7): 15-20, 32. |
| [41] |
杨芬, 高柏, 葛勤, 等. 信江流域地下水水化学特征及形成机制[J]. 科学技术与工程, 2021, 21(9): 3505-3512. Yang F, Gao B, Ge Q, et al. Hydro-chemical characteristics and formation mechanism of groundwater in Xinjiang River Basin[J]. Science Technology and Engineering, 2021, 21(9): 3505-3512. |
| [42] |
徐奇峰, 夏云, 李书鉴, 等. 无定河流域地表水硝酸盐浓度的时空分布特征及来源解析[J]. 环境科学, 2023, 44(6): 3174-3183. Xu Q F, Xia Y, Li S J, et al. Temporal and spatial distribution characteristics and source analysis of nitrate in surface water of Wuding River Basin[J]. Environmental Science, 2023, 44(6): 3174-3183. |
| [43] |
袁建飞, 邓国仕, 徐芬, 等. 毕节市北部岩溶地下水水化学特征及影响因素的多元统计分析[J]. 中国地质, 2016, 43(4): 1446-1456. Yuan J F, Deng G S, Xu F, et al. The multivariate statistical analysis of chemical characteristics and influencing factors of karst groundwater in the northern part of Bijie city, Guizhou Province[J]. Geology in China, 2016, 43(4): 1446-1456. |
| [44] | Galy A, France-Lanord C. Weathering processes in the Ganges-Brahmaputra basin and the riverine alkalinity budget[J]. Chemical Geology, 1999, 159(1-4): 31-60. |
| [45] |
吕婕梅, 安艳玲, 吴起鑫, 等. 贵州清水江流域丰水期水化学特征及离子来源分析[J]. 环境科学, 2015, 36(5): 1565-1572. Lv J M, An Y L, Wu Q X, et al. Hydrochemical characteristics and sources of Qingshuijiang River basin at wet season in Guizhou Province[J]. Environmental Science, 2015, 36(5): 1565-1572. |
| [46] |
覃小群, 蒋忠诚, 张连凯, 等. 珠江流域碳酸盐岩与硅酸盐岩风化对大气CO2汇的效应[J]. 地质通报, 2015, 34(9): 1749-1757. Qin X Q, Jiang Z C, Zhang L K, et al. The difference of the weathering rate between carbonate rocks and silicate rocks and its effects on the atmospheric CO2 consumption in the Pearl River basin[J]. Geological Bulletin of China, 2015, 34(9): 1749-1757. |
| [47] |
徐森, 李思亮, 钟君, 等. 赤水河流域水化学特征与岩石风化机制[J]. 生物学杂志, 2018, 37(3): 667-678. Xu S, Li S L, Zhong J, et al. Hydrochemical characteristics and chemical weathering processes in Chishui River basin[J]. Chinese Journal of Ecology, 2018, 37(3): 667-678. |
| [48] |
张龙军, 温志超. 黄河流域硅酸盐风化的讨论[J]. 中国海洋大学学报, 2009, 39(5): 988-994. Zhang L J, Wen Z C. Discussion on silicate weathering in the Huanghe drainage basin[J]. Periodical of Ocean University of China, 2009, 39(5): 988-994. |