2024, Vol. 45
2. 新疆水文水资源工程技术研究中心, 乌鲁木齐 830052;
3. 新疆水利工程安全与水灾害防治重点实验室, 乌鲁木齐 830052;
4. 河北建筑工程学院河北省水质工程与水资源综合利用重点实验室, 张家口 075000;
5. 新疆巴音郭楞蒙古自治州水文水资源勘测局, 库尔勒 841099
2. Xinjiang Hydrology and Water Resources Engineering Research Center, Urumqi 830052, China;
3. Xinjiang Key Laboratory of Hydraulic Engineering Security and Water Disasters Prevention, Urumqi 830052, China;
4. Hebei Key Laboratory of Water Quality Engineering and Comprehensive Utilization of Water Resources, Hebei University of Architecture, Zhangjiakou 075000, China;
5. Bayingol Mongolian Autonomous Prefecture Hydrology and Water Resources Investigation Bureau, Korla 841099, China
地下水是全球水文循环的一个重要组成部分[1]，其水质的好坏直接影响着生态系统中物质循环、能量转换和信息传递.然而，地下水环境在受原生地质背景影响或人类活动干扰时，水化学组分随之发生相应的响应变化，即被干扰的元素地球化学循环过程在一定程度会富集某些化学物质[2 ~ 4].显然，地下水中毒害组分富集到一定程度会导致其失去原有的水资源功能，进而间接减少了可利用地下水资源量[5].水质型缺水现象在国内外均有报道，特别是在地表水资源相对匮乏的干旱半干旱地区，地下水咸化与污染问题已经对这些地区的人类健康、经济生产和生态环境产生了不利影响[6, 7]，进一步加剧了人类活动与水资源短缺之间的矛盾.深入揭示地下水咸化与污染的主控机制，不仅为劣质地下水治理提供有力的科学依据，同时对促进干旱半干旱地区人类-社会-环境可持续发展具有深远的现实意义.
地下水化学组分主要受来源和迁移转化过程控制[8]，就水化学组分来源而言，总体可划分为自然背景输入和人类活动排放这2大类[1]，同时部分来源受自然因素和人类活动双重影响，如酸性污染物参与的水岩作用过程[9]；水化学组分迁移转化过程相对来源更为复杂，地下水在下渗途径和水平运移过程中，通常会发生一系列的水文地球化学作用，如水岩作用、蒸发-浓缩作用、氧化还原作用和阳离子交换作用等[10]，并伴随着外源物质的进一步入渗.面对地下水化学复杂的形成机制，国内外在揭示地下水化学特征基础上，逐渐探索出一系列较为可靠的研究体系，这为探索干旱半干旱地区地下水咸化与污染成因机制提供了方法学基础.
车尔臣河流域是我国塔里木盆地南缘较大的内陆河流域，绿洲带多与荒漠相邻，并与其它绿洲带相隔[11]，强蒸发和弱降水的干旱炎热气候迫使当地居民不得不开发利用地下水资源.据已有研究，车尔臣河流域地下水存在一定咸化现象[7]，同时地表水受生活污水、农业化肥和畜禽粪便等多种污染排放影响[12].据δ 2H-H2O和δ 18O-H2O证据，该流域地下水主要接受地表河水、灌溉水和大气降水等补给[11]，在补给水下渗过程中，污染物通常随补给来源一同进入含水层，这为地下水带来了潜在的污染风险[3].然而，当前车尔臣河流域绿洲带地下水咸化和污染的控制机制研究相对有限.基于此，本文利用车尔臣河流域90组地下水化学样品（36组单一结构潜水样品和54组多层结构浅层潜水-承压水样品），在调查地下水化学分布特征基础上，利用PIG（pollution index of groundwater）对该区地下水进行污染评价，利用水文地球化学方法和多元统计方法综合确定地下水咸化的主控因素，以期为车尔臣河流域绿洲带地下水咸化与污染防治提供科学基础.
1 材料与方法 1.1 研究区概况研究区主要位于新疆巴音郭楞蒙古自治州若羌县和且末县域内，地理位置为东经83.75° ~ 89.67°，北纬36.19° ~ 39.81°（图 1）.本区属温带大陆性干旱气候，年均气温约为10.1℃，日均温差达15.9℃.年均降水量仅为18.6 mm，其中最小年降水量低至1.9 mm，干旱指数为77，属极端干旱区.干旱炎热的气候条件，导致年均蒸发量高达2 506.9 mm.匮乏的降水量和巨大的蒸发量，加之全年盛行的东北风，直接导致研究区呈现多风沙、浮尘和沙暴天气，这进一步加块了沙漠向西南地区推进的速度，一定程度恶化了若羌县和且末县绿洲带生态环境.车尔臣河是塔里木盆地东南最大的河流，多年平均径流量为8亿m3[13]，其补给来源主要为冰雪融化水和地下水.
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图 1 车尔臣河流域地下水采样点分布及水文地质示意 Fig. 1 Distribution map of groundwater sampling sites and hydrogeological diagram of Cherchen River Basin |
车尔臣河流域地势总体呈南高北低，由南至北分别为山区、冲洪积扇、冲洪积平原和沙漠地貌.区内除现代河床和沟谷外，多被第四系松散堆积物覆盖，岩性主要为上细下粗的亚砂土、卵砾石，底部多分布西域砾岩和泥岩（图 1）.据含水层类型地下水可划分为山前倾斜平原的单一结构潜水和冲洪积平原的多层结构潜水-承压水，地下水位埋深多介于0.8 ~ 165 m[11]，地下水位埋深≤ 5 m的区域占区内总面积的64.6%.潜水分布于山前倾斜平原，承压区分布于冲洪积平原，接近沙漠区.地下水主要补给来源为河道水下渗、渠系水和灌溉水入渗，径流方向与地形坡向和河流流向基本一致，受气候条件和低洼地形控制，浅层地下水蒸发和补给河道是主要的排泄方式.此外，冲洪积平原区承压水循环速率整体偏慢.
1.2 样品采集与测试车尔臣河流域西北为塔克拉玛干沙漠，西南毗邻荒漠和山区，仅车尔臣河流域呈长条形绿洲带，这为地下水样品采集带来了极大困难，近年来整个流域同期地下水化学资料极其有限.在收集研究区水文地质资料基础上，本着尽可能覆盖全流域原则，于2014 ~ 2021年共采集地下水化学样品90组，其中单一结构潜水样品36组（山前倾斜平原），这部分样品可反映人类活动极弱区地下水化学特征；多层结构潜水-承压水区样品54组（冲洪积平原），这部分样品一定程度反映出生活和农业活动区地下水化学特征（图 1）.主要离子检测工作由新疆地质矿产局第二水文地质工程地质大队化验室完成.采用多参水质检测仪（HANNA，HI9828）原位检测pH指标，采用火焰原子吸收分光光度法检测K+和Na+，采用乙二胺四乙酸二钠滴定法检测Ca2+和Mg2+，采用硝酸银容量法检测Cl-，采用硫酸钡比浊法检测SO42-，采用酸碱滴定法检测HCO3-，采用紫外分光光度法检测HCO3−，采用离子选择电极法检测F-，采用干燥-比重法检测溶解性总固体（TDS）.水化学样品设有空白样、空白加标样以及平行样，确保主要离子检测结果的可靠度.水化学数据采用电荷平衡误差[%CBE，式（1）]检验检测结果的准确性：
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(1) |
式中，
PIG评价法最早由Subba Rao于2012年提出[15]，该方法主要用于评价多种水文地球化学作用导致的地下水水质变化[16]，具体过程划分为5步.首先确定各水化学指标的RW（relative weight），据各水化学指标对人体的毒害特性，于1 ~ 5之间赋值，本研究的RW值参考文献[15]；其次，确定WP（weight parameter），各水化学指标的WP值计算如下：
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(2) |
第3步确定SC（status of concentration）：
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(3) |
式中，Ci 表示各评价指标的实际检测浓度，DSi 表示饮用水标准限值，各评价指标的DSi 值参考《地下水质量标准》（GB/T 14848-2017）Ⅲ类水限值和《生活饮用水卫生标准》（GB 5749-2022）限值[17, 18]，我国水质标准无对应参考值时，DSi 值取自文献[15].
第4步，利用各水化学指标计算的WP和SC值，确定OW（overall groundwater quality）值：
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(4) |
最后，将被评价的每种水化学指标的OW值进行累加，获得地下水样的最终PIG值：
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(5) |
相应的计算参数取值见表 1.据Subba Rao给出的地下水污染等级划分标准[15]，单个水化学指标（OW）和地下水总体评价结果（PIG）可划分为：OW/PIG < 1.0时为无明显污染；1.0 ≤ OW/PIG < 1.5时为低污染；1.5 ≤ OW/PIG < 2.0时为中污染；2.0 ≤ OW/PIG < 2.5时为高污染；2.5 ≤ OW/PIG时为重污染.
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表 1 PIG计算涉及的相关参数取值1） Table 1 Values of parameters related to PIG |
2 结果与分析 2.1 地下水化学特征
研究区地下水化学特征统计见表 2.地下水pH总体介于6.30 ~ 8.43，均值为7.85，多属中性至弱碱性水，单一结构潜水pH（8.05）略高于多层结构潜水-承压水（7.72）. ρ（TDS）总体介于423 ~ 359 376 mg·L-1，均值为31 407 mg·L-1，其中，单一结构潜水样品中淡水[ρ（TDS） < 1 000 mg·L-1]占比为33.3%，多层结构潜水-承压水样品中淡水占比仅为6.0%，车尔臣河流域地下水多为微咸水及以上级别，且多层结构潜水-承压水的咸化程度高于单一结构潜水.由表 2可知，研究区地下水较高的TDS主要由Na+（均值9 969 mg·L-1）、Cl-（均值13 687 mg·L-1）和SO42-（均值5 840 mg·L-1）引起，这在一定程度反映出蒸发-浓缩作用对冲洪积平原区地下水化学的影响特征.
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表 2 车尔臣河流域地下水水质常规指标数理统计1） Table 2 Statistics of regular ions in groundwater of the Cherchen River Basin |
研究区地下水阳离子浓度平均值顺序为：Na+ > Mg2+ > K+ > Ca2+，其中多层结构潜水-承压水阳离子浓度平均值顺序与研究区地下水保持一致，单一结构潜水阳离子浓度平均值顺序与多层结构潜水-承压水略有差异，即：Na+ > Ca2+ > Mg2+ > K+.地下水中阴离子浓度平均值顺序为：Cl- > SO42- > HCO3- > NO3- > F-，单一结构潜水和多层结构潜水-承压水阴离子浓度顺序保持一致.变异系数可反映地下水主要离子的空间分布差异[19]，研究区地下水阳离子K+（4.33，变异系数）和Mg2+（3.22，变异系数）以及阴离子Cl-（2.58，变异系数）和SO42-（2.15，变异系数）受空间尺度影响较大，这些离子的空间变异性与研究区不同地貌类型分布相关.
Piper图是水文地球化学分析常用的一种工具[20]，为进一步突出主导离子和主要水化学类型，部分研究对Piper图进行分区和优化，即依据地下水中主要离子的毫克当量百分比是否高于50%来确定主导离子和主要水化学类型[4, 21, 22].由图 2可知，车尔臣河流域地下水主导阳离子主要为K++Na+型（84.4%），无主导型（14.4%）和Mg2+型（1.1%）占比并不大，主导阴离子主要为无主导型（55.6%），其次为Cl-型（22.2%）和SO42-型（22.2%）.单一结构潜水和多层结构潜水-承压水主导阳离子类型相似，主导阴离子类型存在一定差异，单一结构潜水（30.6%）中SO42-型水样比例较多层结构潜水-承压水（16.7%）高，多层结构潜水-承压水（31.5%）Cl-型水样比例较单一结构潜水（8.3%）高.研究区地下水化学类型为：Cl-Na水（87.8%） > Cl-Ca·Mg水（10.0%） > SO4-Ca水（2.2%），表明车尔臣河流域地下水中Na+和Cl-富集程度较高，其次为Ca2+和Mg2+.因此，矿物溶解和阳离子交换可能是控制研究区地下水化学类型的重要因素[21].
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图 2 车尔臣河流域地下水主要离子Piper图 Fig. 2 Piper diagram of the major ionic concentrations in groundwater of the Cherchen River Basin |
车尔臣河流域地下水污染评价结果见图 3.由OW值可知[图 3（a）]，引起地下水污染的主要水化学指标有TDS、K+、Na+、Mg2+、Cl-、SO42-和F-，其中，部分多层结构潜水-承压水受Cl-（67.8，OW值）、Na+（56.7，OW值）、K+（43.0，OW值）、Mg2+（41.4，OW值）和SO42-（26.4，OW值）的极大值影响，表现为重污染等级，多层结构潜水-承压水中这些水化学指标的OW值比单一结构潜水高8.7 ~ 24.9倍.单一结构潜水PIG值介于0.45 ~ 19.1，平均值为1.88[图 3（b1）和3（b2）]，属无明显污染、低污染、中污染、高污染和重污染等级的样品占比分别为38.9%、33.3%、11.1%、11.1%和5.6%.多层结构潜水-承压水PIG值介于0.82 ~ 266，平均值为32.3[图 3（c1）和3（c2）]，属无明显污染、低污染、中污染、高污染和重污染等级的样品占比分别为11.1%、24.1%、11.1%、5.6%和48.2%.显然，多层结构潜水-承压水水质较单一结构潜水差.据水文地质调查结果，承压区位于冲洪积平原区，而潜水区则分布于山前倾斜平原区（图 1），Cl-、Na+和K+而非具有典型农业和生活排放特征的NO3-是导致劣质多层结构潜水-承压水的主要化学组分[23].因此，劣质多层结构潜水-承压水可能由矿物溶解、蒸发浓缩和阳离子交换等水文地球化学作用综合导致.
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图 3 车尔臣河流域地下水PIG指数评价 Fig. 3 Evaluation of PIG index of groundwater in the Cherchen River Basin |
研究区地下水主要离子相关性分析结果见图 4（a）.单一结构潜水TDS、K+、Na+、Mg2+、Cl-、SO42-和F-间的相关系数r值介于0.91 ~ 1.00，呈强正相关关系，多层结构潜水-承压水TDS、Na+、Cl-和SO42-以及K+和Mg2+间的r值介于0.97 ~ 1.00，呈强正相关关系，说明这些离子具有相同的来源和迁移转化途径[24, 25].多层结构潜水-承压水中NO3-与K+呈一定正相关关系（r = 0.72），这在一定程度反映出农业种植区地下水可能受农业施肥的影响[19].
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图 4 车尔臣河流域地下水主要离子多元统计 Fig. 4 Statistical analysis of major compositions in groundwater of the Cherchen River Basin |
主成分分析（PCA）通过降低自变量或数据集的维数，以解释大数据集内相关变量的方差[26, 27]，该方法已被广泛用于地下水化学成因分析研究中[28 ~ 30].为进一步揭示影响车尔臣河流域绿洲带地下水化学的控制因素，分别对单一结构潜水[图 4（b）]和多层结构潜水-承压水[图 4（c）]主要离子进行PCA.单一结构潜水和多层结构潜水-承压水均获得2个PCs，单一结构潜水中，PC1解释度为74.1%，PC2解释度为10.3%，累计解释度为84.4%；多层结构潜水-承压水中，PC1解释度为59.5%，PC2解释度为13.8%，累计解释度为73.3%.PCA分析结果与相关性分析结果基本一致，总体看，多层结构潜水-承压水化学成因机制相对单一结构潜水更为复杂.就单一结构潜水而言，PC1可解释pH、TDS、K+、Na+、Ca2+、Mg2+、Cl-、SO42-和F-，这主要反映出地质背景对地下水化学的控制；PC2可解释NO3-和HCO3-，且二者呈相互抑制关系，这反映出人类活动对地下水化学的影响.就多层结构潜水-承压水，PC1可解释pH、TDS、K+、Na+、Ca2+、Mg2+、Cl-和SO42-；PC2可解释NO3-、HCO3-和F-，反映出多层结构潜水-承压水化学组分受地质背景和人类活动双重控制，且位于农业活动相对集中的冲洪积平原区，这类水受农业活动排放影响更大.
3.2 地下水化学成因解析 3.2.1 水岩作用Gibbs模型最早由Gibbs于1970年提出[31, 32]，此模型主要依据地表水中Cl-、HCO3-、Na+和Ca2+与TDS间的内联关系，将地表水化学控制机制划分为蒸发-浓度作用、水岩作用和降水作用这3大类.相对地表水，地下水水岩作用过程更为充分，为更真实地反映出地下水化学控制机制，将Gibbs模型中反映水岩作用的控制区域进行适当优化，改进后的Gibbs模型在地下水化学成因控制解析中得以广泛应用[33 ~ 35].由图 5（a）和5（b）可知，车尔臣河流域绿洲带地下水化学主要受水岩作用和蒸发-浓缩作用双重控制，而研究区极低的降水量（年均18.6 mm）对地下水化学成因几乎不产生影响，这与塔里木盆地其它流域研究结果是一致的[7, 35].结合主成分分析结果和研究区水文地质条件，PC1中多数离子[图 4（b）和4（c）]主要来源于可溶性盐岩（如蒸发盐岩、硅酸盐岩和碳酸盐岩等）溶解.在干旱炎热气候条件下，加之区内地下水位埋深普遍较浅，较大的蒸发量（年均2 506.9 mm）对地下水多数离子具有明显的浓缩作用，特别是冲洪积平原多层结构潜水-承压水表现更为明显.车尔臣河流域地下水中TDS、K+、Na+、Cl-和SO42-浓度普遍高于我国东北平原、华北平原、云贵高原和内蒙古高原等地[4, 22, 36, 37]，水岩作用和强烈的蒸发-浓缩作用是导致这一差异的重要原因.
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图 5 车尔臣河流域地下水主要离子Gibbs图与矿物溶解作用 Fig. 5 Gibbs diagram of the major compositions and processes of water-rock interaction in groundwater of the Cherchen River Basin |
水岩作用是一个自然发生的化学风化和矿物溶解过程，可溶性盐岩因矿物组成差异释放出的水化学组分各不相同，如盐岩（Na+和Cl-）、石膏（Ca2+和SO42-）、方解石（Ca2+和HCO3-）、白云石（Ca2+、Mg2+和HCO3-）[4, 38].含水层中不同矿物溶解释放出的离子具有各自的比例关系[19]，因此可利用这一关系来解析不同盐岩对地下水化学的控制作用.由图 5（c）和5（d）可知，绝大多数单一结构潜水和多层结构潜水-承压水样点接近全球硅酸盐岩平均风化端元，说明车尔臣河流域含水层中发生的水岩作用主要表现为硅酸盐岩化学风化.部分多层结构潜水-承压水样点接近蒸发盐岩化学风化端元，说明这类水受蒸发盐岩化学溶解影响比单一结构潜水强，这与多层结构潜水-承压水中K+（734 mg·L-1）、Na+（16 293 mg·L-1）和Cl-（22 337 mg·L-1）浓度平均值均高于单一结构潜水中K+（40.2 mg·L-1）、Na+（483 mg·L-1）和Cl-（711 mg·L-1）的结果是一致的（表 2）.同时，冲洪积平原区多层结构潜水-承压水咸化与强烈的蒸发-浓缩作用和较慢的地下水循环速率也存在一定关系.此外，部分山前平原区单一结构潜水样点偏向碳酸盐岩溶解端元，说明含水层中少量的碳酸盐岩（如方解石和白云石）也参与了化学风化过程.
3.2.2 阳离子交换在地下水化学演化过程中，阳离子交换作用是影响地下水化学组成的另一个重要因素[35]，当阳离子发生正向交换时，含水层中矿物颗粒将原本吸附的K+和Na+解吸，而电荷较强的Ca2+和Mg2+被吸附，从而提高地下水K+和Na+浓度.利用（Ca2++Mg2+-SO42--HCO3-）与（Na+-Cl-）间的线性拟合关系可解释地下水中阳离子交换作用发生的水平，即（Ca2++Mg2+-SO42--HCO3-）和（Na+-Cl-）值均为0 meq·L-1时，说明地下水主要离子来源于矿物溶解，（Ca2++Mg2+-SO42--HCO3-）值低于（Na+-Cl-）值时，说明地下水发生阳离子正向交换，若两者相反则发生阳离子负向交换，当（Ca2++Mg2+-SO42--HCO3-）/（Na+-Cl-）值接近1时，说明阳离子交换作用是控制地下水化学成因的重要因素[39, 40].车尔臣河流域地下水中（Ca2++Mg2+-SO42--HCO3-）与（Na+-Cl-）拟合关系如图 6（a），全部的单一结构潜水样点和72.2%的多层结构潜水-承压水样点分布于0点附近，表明地下水中主要离子来源于矿物化学溶解，这与Gibbs分析结果一致[图 5（a）和5（b）].（Ca2++Mg2+-SO42--HCO3-）与（Na+-Cl-）的拟合斜率为-0.76（R 2 = 0.98），表明研究区地下水已经发生了明显的阳离子交换作用，且22.2%的多层结构潜水-承压水样点受阳离子正向交换影响而富集低电荷离子（K+和Na+），而阳离子逆向交换作用对研究区地下水化学的控制并不明显.
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图 6 车尔臣河流域地下水阳离子交换过程 Fig. 6 Processes of cation exchange in groundwater of the Cherchen River Basin |
CAI指数（chloro-alkaline index，meq·L-1）可用于分析地下水中阳离子发生的交替吸附作用[35, 41]，计算公式如下：
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(6) |
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(7) |
当地下水中Ca2+和Mg2+被吸附，K+和Na+被解吸时，CAI均表现为负值，反之亦然，当CAI值接近0时，说明阳离子交换作用对地下水化学影响较小，而CAI的绝对值越大说明阳离子交换程度越高[42].由图 6（b）可知，80.6%的单一结构潜水样点和66.7%的多层结构潜水-承压水样点CAI1和CAI2值小于0，表明在地下水演化过程中阳离子发生了正向交换作用，结果导致地下水中K+和Na+浓度升高，Ca2+和Mg2+因被矿物颗粒吸附而浓度降低.研究区地下水中CAI1和CAI2值域分布较大，这可能与山前至平原的不同水文地质条件相关[35]，含水层由山区至冲洪积平原，粉砂颗粒逐渐增加，地下水流速随之缓慢，地下水位埋深变浅，冲洪积平原地下水具有更长的水岩作用时间，也更易发生蒸发-浓缩和阳离子交换作用，从而明显提高了冲洪积平原区多层结构潜水-承压水中K+和Na+浓度，这是导致研究区地下水咸化的重要原因.
3.2.3 人类活动影响据水文地质调查结果，车尔臣河流域绿洲带共涉及且末县和若羌县2个行政区，区内主要以农业活动为主，工业活动分布较少.地下水中NO3-浓度超过《生活饮用水卫生标准》（GB 5749-2022）的采样点仅3组[18]，均位于若羌县农业集中区.因此，有必要利用地下水中具有典型农业排放特征的NO3-和相对稳定且具有人类活动排放特征的Cl-建立关系[23，43 ~ 45]，以分析人类活动对地下水污染的影响.由图 7（a）可知，研究区地下水受自然来源和人类活动排放综合影响.利用Cl-/Na+和NO3-/Na+间的关系进一步验证人类活动排放对地下水化学的影响[图 7（b）]，尽管多数地下水样点集中在可溶性盐岩控制端元，但仍然存在部分样点偏向农业活动端元，这说明除蒸发盐岩、硅酸盐岩和碳酸盐岩溶解对车尔臣河流域地下水化学起主控作用外，农业活动排放也在一定程度影响着地下水水质.通常，农业集约区农业化肥、生活污水、人畜粪便和土壤有机氮是地下水NO3-的典型污染来源[23, 46, 47]，然而本研究中3组NO3-超标样点均位于若羌县农田集中区，同时该区域多层结构潜水-承压水中NO3-与K+呈一定正相关关系[图 4（a）]，这反映出地下水很可能受农业施肥影响[19].此外，且末县和若羌县农业种植区主要分布在冲洪积平原的承压区（图 1），冲洪积平原多层结构潜水-承压水中NO3-浓度[（16.8 ± 24.8）mg·L-1]整体高于山前平原单一结构潜水中NO3-浓度[（9.08 ± 8.84）mg·L-1]（表 2），且冲洪积平原多层结构潜水-承压水中NO3-浓度[（16.8 ± 24.8）mg·L-1]也高于地下水NO3-浓度背景值（13.53 mg·L-1）[8]，而山前平原单一结构潜水中NO3-浓度[（9.08 ± 8.84）mg·L-1]接近地下水NO3-浓度背景值，这进一步说明农业施肥是冲洪积平原区地下水NO3-污染的主要来源.
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图 7 人类活动对车尔臣河流域地下水主要离子影响 Fig. 7 Influence of anthropogenic activities on major compositions in groundwater of the Cherchen River Basin |
（1）车尔臣河流域地下水多属中性至弱碱性水，阳离子浓度平均值顺序为：Na+ > Mg2+ > K+ > Ca2+，阴离子浓度平均值顺序为：Cl- > SO42- > HCO3- > NO3- > F-，主导阳离子为K++Na+型（84.4%），主导阴离子为无主导型（55.6%）、Cl-型（22.2%）和SO42-型（22.2%），地下水化学类型为：Cl-Na水（87.8%） > Cl-Ca·Mg水（10.0%） > SO4-Ca水（2.2%）.地下水咸化主要由Na+（均值9 969 mg·L-1）、Cl-（均值13 687 mg·L-1）和SO42-（均值5 840 mg·L-1）引起.
（2）据PIG评价结果，研究区单一结构潜水和多层结构潜水-承压水属于无明显污染和低污染等级，占比分别为72.2%和35.2%，单一结构潜水水质明显优于多层结构潜水-承压水水质.引起多层结构潜水-承压水污染的主要水化学指标为Cl-、Na+和K+，而非NO3-，说明自然的水文地球化学过程而非人类活动排放是导致车尔臣河流域绿洲带地下水水质恶化的主要原因.
（3）水岩作用和蒸发-浓缩作用是控制研究区地下水化学的主要因素.硅酸盐岩和蒸发盐岩的矿物溶解是地下水化学组分的重要来源，且蒸发盐岩溶解对冲洪积平原区多层结构潜水-承压水影响更大.由于炎热干旱的气候条件，蒸发-浓缩作用和阳离子交换作用进一步提高了冲洪积平原区多层结构潜水-承压水K+和Na+浓度，很大程度加剧了这类地下水咸化程度.此外，部分农业区地下水受农业施肥影响而出现NO3-超标现象.
| [1] |
周巾枚, 蒋忠诚, 徐光黎, 等. 崇左响水地区岩溶地下水主要离子特征及控制因素[J]. 环境科学, 2019, 40(5): 2143-2151. Zhou J M, Jiang Z C, Xu G L, et al. Major ionic characteristics and controlling factors of karst groundwater at Xiangshui, Chongzuo[J]. Environmental Science, 2019, 40(5): 2143-2151. DOI:10.3969/j.issn.1000-6923.2019.05.043 |
| [2] |
丁启振, 周金龙, 季彦桢, 等. 石河子-昌吉地区地下水水质时空变化及污染源解析[J]. 环境科学, 2023, 44(3): 1440-1451. Ding Q Z, Zhou J L, Ji Y Z, et al. Spatial-temporal variation in groundwater quality and the contamination source analysis in Shihezi-Changji area[J]. Environmental Science, 2023, 44(3): 1440-1451. |
| [3] | Ren K, Pan X D, Yuan D X, et al. Nitrate sources and nitrogen dynamics in a karst aquifer with mixed nitrogen inputs (Southwest China): revealed by multiple stable isotopic and hydro-chemical proxies[J]. Water Research, 2022, 210. DOI:10.1016/j.watres.2021.118000 |
| [4] | Li J, Yang G L, Zhu D N, et al. Hydrogeochemistry of karst groundwater for the environmental and health risk assessment: the case of the suburban area of Chongqing (Southwest China)[J]. Geochemistry, 2022, 82(2). DOI:10.1016/j.chemer.2022.125866 |
| [5] |
谢浩, 李军, 邹胜章, 等. 基于文献计量学的地下水污染研究现状[J]. 南水北调与水利科技(中英文), 2021, 19(1): 168-178. Xie H, Li J, Zou S Z, et al. Research status of groundwater pollution based on bibliometrics[J]. South-to-North Water Transfers and Water Science & Technology, 2021, 19(1): 168-178. |
| [6] | Chen J, Wu H, Qian H. Groundwater nitrate contamination and associated health risk for the rural communities in an agricultural area of Ningxia, Northwest China[J]. Exposure and Health, 2016, 8(3): 349-359. DOI:10.1007/s12403-016-0208-8 |
| [7] |
孙英, 周金龙, 杨方源, 等. 塔里木盆地南缘绿洲带地下水砷氟碘分布及共富集成因[J]. 地学前缘, 2022, 29(3): 99-114. Sun Y, Zhou J L, Yang F Y, et al. Distribution and co-enrichment genesis of arsenic, fluorine and iodine in groundwater of the oasis belt in the southern margin of Tarim Basin[J]. Earth Science Frontiers, 2022, 29(3): 99-114. |
| [8] | Li J, Zou S Z, Wang J W, et al. Spatiotemporal variability and control factors of NO3- in a polluted karst water system of an agricultural wetland in South China[J]. Chemosphere, 2023, 313. DOI:10.1016/j.chemosphere.2022.137435 |
| [9] | Xie Y C, Huang F, Yang H, et al. Role of anthropogenic sulfuric and nitric acids in carbonate weathering and associated carbon sink budget in a karst catchment (Guohua), southwestern China[J]. Journal of Hydrology, 2021, 599. DOI:10.1016/j.jhydrol.2021.126287 |
| [10] |
姜凤, 周金龙, 周殷竹, 等. 巴伊盆地平原区地下水水化学特征及污染源识别[J]. 环境科学, 2023, 44(11): 6050-6061. Jiang F, Zhou J L, Zhou Y Z, et al. Hydrochemical characteristics and pollution sources identification of groundwater in plain area of Barkol-Yiwu Basin[J]. Environmental Science, 2023, 44(11): 6050-6061. |
| [11] |
王旭东, 李升, 郭新, 等. 基于同位素技术的且末车尔臣河流域地下水补给来源分析[J]. 中国农村水利水电, 2020(2): 23-28, 33. Wang X D, Li S, Guo X, et al. An analysis of the groundwater recharge source of Cherchen River Basin in Qianma County[J]. China Rural Water and Hydropower, 2020(2): 23-28, 33. |
| [12] | 苏海波. 车尔臣河流域面源污染负荷量分析[J]. 水利技术监督, 2021(9): 107-111. |
| [13] | 袁志毅, 张向萍, 王远见, 等. 车尔臣河诸小河流域水资源统一管理存在的问题及对策[J]. 人民黄河, 2022, 44(S1): 23-24, 27. |
| [14] | Adimalla N, Qian H, Nandan M J. Groundwater chemistry integrating the pollution index of groundwater and evaluation of potential human health risk: a case study from hard rock terrain of south India[J]. Ecotoxicology and Environmental Safety, 2020, 206. DOI:10.1016/j.ecoenv.2020.111217 |
| [15] | Subba Rao N. PIG: a numerical index for dissemination of groundwater contamination zones[J]. Hydrological Processes, 2012, 26(22): 3344-3350. DOI:10.1002/hyp.8456 |
| [16] | Subba Rao N, Chaudhary M. Hydrogeochemical processes regulating the spatial distribution of groundwater contamination, using pollution index of groundwater (PIG) and hierarchical cluster analysis (HCA): a case study[J]. Groundwater for Sustainable Development, 2019, 9. DOI:10.1016/j.gsd.2019.100238 |
| [17] | GB/T 14848-2017, 地下水质量标准[S]. |
| [18] | GB 5749-2022, 生活饮用水卫生标准[S]. |
| [19] |
李军, 邹胜章, 赵一, 等. 会仙岩溶湿地地下水主要离子特征及成因分析[J]. 环境科学, 2021, 42(4): 1750-1760. Li J, Zou S Z, Zhao Y, et al. Major ionic characteristics and factors of karst groundwater at Huixian karst wetland, China[J]. Environmental Science, 2021, 42(4): 1750-1760. |
| [20] | Piper A M. A graphic procedure in the geochemical interpretation of water-analyses[J]. Eos, Transactions American Geophysical Union, 1944, 25(6): 914-928. DOI:10.1029/TR025i006p00914 |
| [21] | Askri B. Hydrochemical processes regulating groundwater quality in the coastal plain of Al Musanaah, Sultanate of Oman[J]. Journal of African Earth Sciences, 2015, 106: 87-98. DOI:10.1016/j.jafrearsci.2015.03.009 |
| [22] |
张恒星, 张翼龙, 李政红, 等. 基于主导离子分类的呼和浩特盆地浅层地下水化学特征研究[J]. 干旱区资源与环境, 2019, 33(4): 189-195. Zhang H X, Zhang Y L, Li Z H, et al. Chemical characteristics of shallow groundwater in Hohhot basin[J]. Journal of Arid Land Resources and Environment, 2019, 33(4): 189-195. |
| [23] | Li J, Zhu D N, Zhang S, et al. Application of the hydrochemistry, stable isotopes and MixSIAR model to identify nitrate sources and transformations in surface water and groundwater of an intensive agricultural karst wetland in Guilin, China[J]. Ecotoxicology and Environmental Safety, 2022, 231. DOI:10.1016/j.ecoenv.2022.113205 |
| [24] | Zhu X Q, Liu L, Lan F N, et al. Hydrogeochemistry characteristics of groundwater in the Nandong karst water system, China[J]. Atmosphere, 2022, 13(4). DOI:10.3390/atmos13040604 |
| [25] |
朱丹尼, 邹胜章, 李军, 等. 会仙岩溶湿地丰平枯水期地表水污染及灌溉适用性评价[J]. 环境科学, 2021, 42(5): 2240-2250. Zhu D N, Zou S Z, Li J, et al. Pollution and irrigation applicability of surface water from wet, normal, and dry periods in the Huixian karst wetland, China[J]. Environmental Science, 2021, 42(5): 2240-2250. |
| [26] | Li P Y, He X D, Li Y, et al. Occurrence and health implication of fluoride in groundwater of loess aquifer in the Chinese Loess Plateau: a case study of Tongchuan, Northwest China[J]. Exposure and Health, 2019, 11(2): 95-107. |
| [27] | Shafiullah G, Al-Ruwaih F M. Spatial-multivariate statistical analyses to assess water quality for irrigation of the central part of Kuwait[J]. Bulletin of Engineering Geology and the Environment, 2020, 79: 27-37. |
| [28] | Huang G X, Sun J C, Zhang Y, et al. Impact of anthropogenic and natural processes on the evolution of groundwater chemistry in a rapidly urbanized coastal area, South China[J]. Science of the Total Environment, 2013, 463-464: 209-221. |
| [29] | Tian H, Du J Z, Sun Q F, et al. Evaluation of shallow groundwater for drinking purpose based on water quality index and synthetic pollution index in Changchun New District, China[J]. Environmental Forensics, 2021, 22(1-2): 189-204. |
| [30] | Sun Y, Zhou Y Z, Zhou J L, et al. Distribution and hydrogeochemical characteristic of high iodine groundwater in oasis zone in the Tarim Basin in Xinjiang, P. R. China[J/OL]. Journal of Earth Science, https://kns.cnki.net/kcms/detail/42.1788.P.20220714.1401.002.html, 2022-08-02. |
| [31] | Gibbs R J. Mechanisms controlling world water chemistry[J]. Science, 1970, 170(3962): 1088-1090. |
| [32] | Feth J H. Mechanisms controlling world water chemistry: evaporation-crystallization process[J]. Science, 1971, 172(3985): 870-871. |
| [33] | Marandi A, Shand P. Groundwater chemistry and the Gibbs Diagram[J]. Applied Geochemistry, 2018, 97: 209-212. |
| [34] | Jampani M, Liedl R, Hülsmann S, et al. Hydrogeochemical and mixing processes controlling groundwater chemistry in a wastewater irrigated agricultural system of India[J]. Chemosphere, 2020, 239. DOI:10.1016/j.chemosphere.2019.124741 |
| [35] | Zhang J, Zhou J L, Chen Y F, et al. Identifying the factors controlling surface water and groundwater chemical characteristics and irrigation suitability in the Yarkant River Basin, Northwest China[J]. Environmental Research, 2023, 223. DOI:10.1016/j.envres.2023.115452 |
| [36] |
王明君, 梁秀娟, 肖长来. 双辽市地下水化学特征及成因分析[J]. 水利水电技术, 2019, 50(3): 124-131. Wang M J, Liang X J, Xiao C L. Analysis on chemical characteristics and genesis of groundwater in Shuangliao City[J]. Water Resources and Hydropower Engineering, 2019, 50(3): 124-131. |
| [37] |
李军, 张翠云, 蓝芙宁, 等. 区域地下水不同深度微生物群落结构特征[J]. 中国环境科学, 2019, 39(6): 2614-2623. Li J, Zhang C Y, Lan F N, et al. Structure characteristics of microbial community at different depths of groundwater[J]. China Environmental Science, 2019, 39(6): 2614-2623. |
| [38] | Bahir M, Ouazar D, Ouhamdouch S. Characterization of mechanisms and processes controlling groundwater salinization in coastal semi-arid area using hydrochemical and isotopic investigations (Essaouira Basin, Morocco)[J]. Environmental Science and Pollution Research, 2018, 25(25): 24992-25004. |
| [39] | Argamasilla M, Barberá J A, Andreo B. Factors controlling groundwater salinization and hydrogeochemical processes in coastal aquifers from southern Spain[J]. Science of the Total Environment, 2017, 580: 50-68. |
| [40] | Saha N, Bodrud-Doza M, Islam A R M T, et al. Hydrogeochemical evolution of shallow and deeper aquifers in central Bangladesh: arsenic mobilization process and health risk implications from the potable use of groundwater[J]. Environmental Earth Sciences, 2020, 79(20). DOI:10.1007/s12665-020-09228-4 |
| [41] | Liu F, Zou J W, Liu J R, et al. Factors controlling groundwater chemical evolution with the impact of reduced exploitation[J]. CATENA, 2022, 214. DOI:10.1016/j.catena.2022.106261 |
| [42] | Huang L W, Sun Z Y, Zhou A G, et al. Source and enrichment mechanism of fluoride in groundwater of the Hotan Oasis within the Tarim Basin, northwestern China[J]. Environmental Pollution, 2022, 300. DOI:10.1016/j.envpol.2022.118962 |
| [43] | Zhang Q Q, Wang H E. Assessment of sources and transformation of nitrate in the alluvial-pluvial fan region of North China using a multi-isotope approach[J]. Journal of Environmental Sciences, 2020, 89: 9-22. |
| [44] | Torres-Martínez J A, Mora A, Mahlknecht J, et al. Estimation of nitrate pollution sources and transformations in groundwater of an intensive livestock-agricultural area (Comarca Lagunera), combining major ions, stable isotopes and MixSIAR model[J]. Environmental Pollution, 2021, 269. DOI:10.1016/j.envpol.2020.115445 |
| [45] |
陈清飞, 陈安强, 崔荣阳, 等. 滇池周边浅层地下水硝酸盐来源及转化过程识别[J]. 环境科学, 2023, 44(11): 6062-6070. Chen Q F, Chen A Q, Cui R Y, et al. Identification of nitrate source and transformation process in shallow groundwater around Dianchi Lake[J]. Environmental Science, 2023, 44(11): 6062-6070. |
| [46] | Xue D M, Botte J, de Baets B, et al. Present limitations and future prospects of stable isotope methods for nitrate source identification in surface- and groundwater[J]. Water Research, 2009, 43(5): 1159-1170. |
| [47] | Zhang H, Xu Y, Cheng S Q, et al. Application of the dual-isotope approach and Bayesian isotope mixing model to identify nitrate in groundwater of a multiple land-use area in Chengdu Plain, China[J]. Science of the Total Environment, 2020, 717. DOI:10.1016/j.scitotenv.2020.137134 |