2024, Vol. 45
2. 四川农业大学建筑与城乡规划学院, 成都 611830
2. College of Architecture and Urban-Rural Planning, Sichuan Agricultural University, Chengdu 611830, China
地下水是人类生存和发展不可或缺的重要基础资源, 是维持社会可持续发展和生态环境系统稳定的基本要素[1].随着工业化和城市化进程的高速推进, 地下水资源遭受了严重的不合理开发利用和人类生产生活的污染, 导致水资源和水环境问题日益凸显[2].自然条件下地下水水化学特征受溶滤、脱硫酸/碳酸和阳离子交替吸附等水岩相互作用控制, 而剧烈的人类活动则改变地下水中的化学组分及演化规律[3].如工矿业活动导致SO42-浓度的升高[4, 5], 生活污水和农业活动则影响Cl-和NO3-浓度[5, 6], 不合理的农业灌溉增加地下水中盐分浓度[7].当前, 地下水成因机制研究是水文地质学和水文地球化学研究的热点和难点问题, 因此, 查明地下水水化学特征及控制因素对于地下水的污染防治、开发利用和保护具有重要的现实意义.
当前, 地下水水化学特征及形成的研究方法主要包括：Piper三线图[8]、Gibbs图[9]、离子比值和水文地球化学模拟[10]等经典水文地球研究方法[1, 11], 相关性分析[12]、聚类分析[13]和因子分析[14, 15]等数理统计分析进一步拓展地下水水化学研究手段.受地下水形成的复杂性制约, 传统的水化学方法或数理统计方法往往难以得到可靠的研究结果.因此, 综合多方法分析是当前地下水水化学研究的趋势[1].如Hu等[16]基于主成分分析、水文地球化学模拟和辅助化学方法, 指出长江中游地区地下水化学成分主要受人为活动和地质背景的控制；刘元晴等[2]综合利用相关性分析和主成分分析、Piper三线图、Gibbs图和离子比值等方法研究了牟汶河中上游孔隙水化学特征及控制因素, 认为地下水化学演化过程主要受岩石风化、阳离子交替吸附和人类活动影响.在评价地下水水化学特征演化的同时, 地下水水化学来源及污染源的识别也逐渐成为目前研究的热点.
如同位素示踪技术[17]、主成分分析[18]、PMF受体模型[19]和APCS-MLR受体模型[20~22]已成为研究地下水水化学来源及污染源的主要手段.主成分分析方法在一定程度上能解析污染来源, 但仅限于定性的判定；PMF受体模型虽然可以定量解析污染源贡献率, 但是需要确定数据矩阵中使用实验性的不确定值；而APCS-MLR受体模型是基于主成分分析法获得因子得分, 在对原始数据标准化的基础上, 确定因子的绝对真实得分（APCS）, 再利用多元线性回归模型确定公因子对地下水指标的贡献率[21].APCS-MLR受体模型能够定量解析自然或人为源对每个变量的贡献[22], 已成为地下水源识别和源解析的常用工具.
目前, 相关学者在长江中上游地区和下游地区展开了地下水水化学特征的研究[23~25].如李状等[26]运用多元统计分析、水化学图件、离子比值和反向水文地球化学模拟等方法对马鞍山市当涂地区浅层地下水水化学演化进行分析, 指出水岩相互作用是该区地下水形成的主要控制作用.安庆市位于安徽省西南部、长江中下游北岸, 是长江中下游重要的综合交通枢纽；长江中下游商贸物流中心；重要的旅游服务基地；石化、轻纺和装备制造业为主的产业基地.工矿企业“三废”不合理排放及农田农药化肥的不当使用, 改变了安庆市地下水水化学特征[27], 导致地下水环境遭受不同程度的污染[28].目前关于安庆市地区的地下水研究关注的是污染及水质评价, 而对于地下水水化学的控制因素及污染源识别方面的研究不足, 鉴于此, 本文综合采用Piper三线图、Gibbs图、离子比值和数理统计方法对安庆市地下水的水化学特征及控制因素进行研究, 基于APCS-MLR受体模型定量评估地下水化学来源, 以期为安庆市地下水污染防治及合理开发利用提供依据.
1 研究区概况研究区地处长江中下游北岸, 东经116°44′04″~117°14′42″, 北纬30°12′04″~30°46′16″, 为安庆市市区规划范围（图 1）, 总面积901 km2.研究区地势自北西向南东倾斜, 呈阶梯状地貌, 西北部为低山丘陵区, 东南部为沿江平原区, 海拔高度7.7 m（长江河漫滩）~690.0 m（三县尖）.区内土地类型主要包括农业用地、建设用地和林业用地[图 1（a）].区内河渠纵横交错, 湖泊、池塘星罗棋布, 地表水系发育, 均属长江水系.流经区内的主干河流为长江和皖河.主要泊湖有菜子湖、破罡湖、石塘湖、七里湖、八里湖和石门湖等, 湖泊均有河汊与长江相通.区内多年平均降雨量为1 428.18 mm, 多年平均蒸发量为1 300.77 mm, 多年平均气温为16.82℃, 多年平均日照时数1 672 h.
|
图 1 研究区土地利用现状和水文地质 Fig. 1 Land use map and hydrogeological of the study area |
研究区位于下扬子地块中的沿江拱断带, 区域地层区划属扬子地层区下扬子地层分区安庆地层小区.以山口~集贤关~杨桥一线为界, 西北部为基岩大量出露, 除缺失下中统泥盆系外, 从奥陶系至第三系均发育, 侵入岩为燕山期的中酸性岩体.东南部仅在大观凤凰山和迎江区余桥~老峰一带有少量基岩出露, 其余均为厚约20~70 m的第四系松散层所覆盖.
研究区地下水类型以松散岩类孔隙水、碎屑岩（红层）孔隙裂隙水、碳酸盐类裂隙溶洞水、基岩裂隙水为主[图 1（b）和图 2].其中松散岩类孔隙水含水岩组以第四系（Qhw、Qpx、Qpq）和新近系（N）松散沉积为主, 岩性有粉质黏土、粉细砂、中粗砂、砾卵石、黏土、泥砾和砂砾石；碎屑岩（红层）孔隙裂隙水主要出露在西部的十里乡、山口乡, 含水岩组以白垩系宣南组（K2x）构成, 岩性包括泥岩、泥质粉细砂岩和砂砾岩, 此外局部地段由泥盆系上统五通组（D3w）、志留系上统茅山组（S3m）、志留系中统茅山组（S2f）志留系下统高家边组（S1g）石英砂岩、石英粉细砂岩和岩屑石英砂岩组成.
|
图 2 A-B水文地质剖面 Fig. 2 A-B hydrogeological profile |
碳酸盐类裂隙溶洞水主要分布在杨桥镇、大龙山镇南部及山口乡的丘陵区.含水岩组为三叠系下统东南陵湖组（T1n）、二叠系栖霞组（P1q）、石炭系船山（C3c）和黄龙组（C2h）、奥陶系仑山组（O1l）等地层, 以三叠系南陵湖组分布最广, 岩性主要为灰岩和白云质灰岩, 岩溶较发育.基岩裂隙水主要分布在北部大龙山、小龙山至花山一带以及五横至罗岭一带, 由燕山期侵入岩组成, 呈岩株和岩脉产出.岩性主要为花岗闪长岩、钾长花岗岩和石英正长岩等.降水是本区地下水主要补给来源, 长江沿岸以及较大支流河谷的漫滩地带, 地表水网也是平原地区地下水补给来源之一.
2 材料与方法 2.1 样品采集与测试根据研究区土地利用现状和水文地质分区进行采样点布设, 共采集了196组水样, 其中建设用地区106组, 农业用地区69组, 林业用地区21组（图 1）.地下水样品取自区内饮用供水井和农田灌溉井等.
pH和溶解性固体总量等参数在采集现场使用SD150型便携式多参数水质测试仪测定.SO42-、Cl-和NO3-使用Dionex-2500型离子色谱仪测定, K+、Na+、Ca2+和Mg2+等采用ICAP 6300Duo型电感耦合等离子体光谱仪测定；HCO3-采用滴定法测定.阴阳离子的测定误差一般低于0.1%.所有测试均在安徽省地质实验研究所完成.
2.2 数据处理方法采用ArcGIS 10.8绘制土地利用现状图、水文地质略图和采样分布图.基于ArcGIS 10.8采用反距离加权插值法（IDW）绘制水化学组分的空间分布图.Piper三线图、Gibbs图和离子比值相关图等基于Origin 2021绘制.SPSS 26.0用于地下水水化学指标统计、相关性分析和主成分分析等, 采用APCS-MLR受体模型估算不同来源对地下水水化学组分的贡献率[21], APCS-MLR受体模型具体的计算方法与步骤见文献[21].
地下水矿物饱和指数采用PHREEQC3.7软件进行计算.矿物饱和指数（SI）是水文地球化学研究的一个重要指标, 反映地下水水化学组分的存在形态, 常用来识别各种矿物的溶解和沉淀过程, 其定义为[10]：
|
(1) |
式中, IAP为矿物溶解反应中相关离子的活度积；K为矿物在某温度下溶解反应的平衡常数.当SI=0时, 矿物处于平衡状态；SI > 0时, 矿物处于过饱和状态, 具有沉淀趋势；SI < 0时, 矿物处于非饱和状态, 具有溶解趋势.
3 结果与讨论 3.1 地下水化学特征研究区浅层地下水水化学指标统计结果如表 1所示.区内建设用地、农业用地和林业用地浅层地下水pH平均值为7.25、7.15和7.23, 总体上呈弱碱性.ρ[总硬度（TH）]平均值分别为239.77、220.56和170.90 mg·L-1, 呈现建设用地 > 农业用地 > 林业用地的特征.ρ（TDS）平均值为341.35、317.76和258.88 mg·L-1, 呈现建设用地 > 农业用地 > 林业用地的特征.从这3个指标的变异系数来看, 林业用地浅层地下水的空间变异性明显大于建设用地和农业用地, 林业用地中有一个样品的TDS浓度为所有样品中的最高值（1 620 mg·L-1）, 几乎为农业用地和建设用地地下水的2倍.采样调查时发现, 该井位于石门湖北部, 且位于化工园区周边区域, 受周边污染影响较大, 说明林业用地地下水可能受点源污染较为严重, 从而导致林业用地地下水TDS异常变异.而建设用地和农业用地地下水主要用于生活生产和农田灌溉用水, TDS值总体变化不大, 总体变异不大.
|
表 1 研究区不同土地利用下地下水水化学特征统计1） Table 1 Statistical summary of hydrochemical data for different land uses in the study area |
建设用地浅层地下水中阳离子以Ca2+和Na+为主, 呈Ca2+ > Na+ > Mg2+ > K+特征, 阴离子以HCO3-为主, 呈HCO3- > SO42- > Cl- > NO3-特征.农业用地地下水中阳离子以Ca2+和Na+为主, 呈Ca2+ > Na+ > Mg2+ > K+特征, 阴离子以HCO3-为主, 呈HCO3- > SO42- > NO3- > Cl-特征.林业用地地下水中阳离子以Ca2+和Na+为主, 呈Ca2+ > Na+ > Mg2+ > K+特征, 阴离子以HCO3-为主, 呈HCO3- > SO42- > Cl- > NO3-特征.与建设用地和农业用地浅层地下水相比较, 林业用地具有较低的HCO3-含量（P < 0.05）.农业用地与建设用地和林业用地比较, 呈现较高的NO3-含量（P < 0.01）.
从地下水的变异系数来看, 建设用地浅层地下水中K+、Cl-和NO3-变异系数超过了100%, 呈现出极强的空间变异性.农业用地中K+和NO3-变异系数超过了100%, 其余离子呈中度程度的空间变异性.林业用地中除K+离子外, 其余离子均超过100%, 其中Cl-变异系数达320.53%, 除K+外, 其余离子具有极强的空间变异性.
研究区浅层地下水中TDS、TH、Ca2+、Mg2+和HCO3-具有相对一致的空间分布（图 3）, 由北至南大致呈递增趋势, 其浓度高值区主要位于长江北岸一带, 沿地下水流向均呈增大趋势, 在安庆市区高值区尤为集中.低值区主要位于研究区北部低山丘陵区.表明上述离子可能具有一致的来源.Cl-和SO42-空间分布规律大体一致, 由安庆市区向四周呈递减趋势, 局部呈点状分布更为明显（图 3）.表明Cl-和SO42-可能受到人类活动的影响.Na+浓度高值区位于研究区西南部农业用地区、东北部农业用地区和中部安庆市区周边建设用地区, 北部农业用地区呈点状高值区分布.K+浓度高值区主要分布在研究区北部农业用地~中南部建设用地一带, 表明K+的来源较为复杂, 可能受农业活动和工矿企业活动的影响.NO3-高值区主要分布在北部农业用地区, 局部地区呈点状分布, 大致呈由南到北递增趋势（图 3）.表明NO3-来源可能受农业活动的外源输入.此外, H2SiO3大致呈由东向西呈递增趋势, 而pH分布规律不明显, 呈点状分布.
|
图 3 研究区浅层地下水化学参数空间分布 Fig. 3 Spatial distribution of chemical parameters of shallow groundwater in the study area |
Piper三线图可以直观地表征地下水水化学组成及演化特征[29].研究区地下水分布相对较为集中, 绝大部分样品分布在阳离子图和阴离子图的左下部分, 指示地下水水化学形成Ca2+和HCO3-占主导地位, 表明研究区浅层地下水水化学类型主要以HCO3-Ca型为主（图 4）.
|
图 4 研究区主要离子Piper三线图 Fig. 4 Piper diagram showing major ion composition of the study area |
根据舒卡列夫分类法对研究区浅层地下水进行水化学类型划分.区内建设用地区浅层地下水水化学主要以HCO3-Ca型为主, 占37.74%, 其次为HCO3·SO4-Ca型和HCO3-Ca·Mg型, 分别占17.92%和15.09%.农业用地区水化学类型主要以HCO3-Ca型为主, 占37.68%, 其次为HCO3-Ca·Mg型, 占21.74%.林业用地区水化学类型以HCO3-Ca型为主, 占33.33%, 其次为HCO3-Ca·Mg型, 占28.57%.综上表明研究区地下水化学类型主要以HCO3-Ca型为主, 其次为HCO3-Ca·Mg型.
从水化学类型空间分布来看, 研究区西北部一带出露碳酸盐岩、碎屑岩和侵入岩等岩体, 地势高, 地下水径流通畅, 地下水交替迅速, 水化学类型以HCO3-Ca型为主.在研究区中部, 受工矿企业等影响, 地下水中硫酸根离子增多, 形成HCO3·SO4-Ca和SO4-Ca型水.南部低丘平原区覆盖第四系松散层, 地势较低, 地下水径流缓慢, 水交替速度较慢, 水化学类型以HCO3-Ca、HCO3-Ca·Mg型为主.
3.3 离子来源分析 3.3.1 相关性分析相关性分析可以判断地下水水化学组分中的离子是否为同一来源[30, 31].建设用地、农业用地和林业用地浅层地下水中离子具有较为一致的相关性.pH与离子组分基本呈负相关关系.TDS、TH、Ca2+、Mg2+和HCO3-两两之间具有极显著的相关性, 其相关系数大于0.70（P < 0.01）, 最大达0.98（P < 0.01）（图 5）, 且TDS、TH、Ca2+、Mg2+和HCO3-具有相对一致的空间分布（图 3）.表明上述离子组分可能具有相对一致的来源, 说明Ca2+、Mg2+和HCO3-主要来源于碳酸盐岩溶滤[4].
|
（a）建筑用地, （b）农业用地, （c）林业用地, （d）研究区；*表示相关系数在0.05水平上显著, **表示相关系数在0.01水平上显著；椭圆长轴方向表示相关系数的正负, 右上-左下方向对应正值, 左上-右下方向对应负值, 椭圆越扁, 对应绝对值较大的相关系数, 反之越小；色带表示相关系数的范围 图 5 地下水物理化学参数之间的Pearson相关矩阵 Fig. 5 Pearson correlation matrix among physicochemical parameters in groundwater |
Cl-、SO42-和Na+两两之间具有明显的相关性, 其相关系数大于0.50（P < 0.01）（图 5）, 最大达0.80（P < 0.01）（图 5）, 且其空间分布具有一定的相似性, 高值区分布在建设用地和农业用地（图 3）.表明Cl-、SO42-和Na+可能具有一致的来源, 其可能来源于蒸发岩的溶解或受人类活动影响[32].K+和NO3-与其他组分相关性不明显, K+和NO3-与其余组分具有不一致的来源, 且其高值区位于建设用地和农业用地（图 3）, 表明K+和NO3-来源主要受人类活动影响[33].
3.3.2 溶滤作用地下水水化学组分的来源可以通过离子比值关系来确定[4, 34].一般情况下Na+、K+和Cl-来源于蒸发盐岩溶解、硅酸盐岩溶解、阳离子交换作用和人类活动输入等[35].利用N（Na++K+）/N（Cl-）关系判断地下水中的Na+与K+的主要来源.当N（Na++K+）/N（Cl-）=1时, 主要受蒸发盐溶解影响.N（Na++K+）/N（Cl-） > 1时, 可能受硅酸盐溶解和阳离子交换作用影响.N（Na++K+）/N（Cl-） < 1时, 可能受人类活动输入导致Cl-增加[4].由研究区浅层地下水N（Na++K+）/N（Cl-）关系可知[图 6（a）], 绝大部分样点位于1∶1直线下方, 说明地下水中Na++K+除受盐岩溶解外, 还受硅酸盐溶解和阳离子交换作用.此外, 建设用地和农业用地中有部分样点位于1∶1直线上方, 表明建设用地和农业用地地下水受人类活动影响.
|
图 6 浅层地下水离子比例关系 Fig. 6 Ratio of ions in shallow groundwater |
利用N（Ca2++Mg2+）/N（HCO3-）关系判断地下水中Ca2+与Mg2+的来源.由研究区浅层地下水N（Ca2++Mg2+）/N（HCO3-）关系可知[图 6（b）], 绝大部分样点位于1∶1直线下方, 说明浅层地下水中Ca2+和Mg2+主要来源于碳酸盐岩溶滤, 农业用地和建设用地中有部分样点处于1∶1直线上方, 需要Na+来平衡, 指示在农业用地和建设用地部分地下水受硅酸盐岩控制.
利用N（Ca2+）/N（Mg2+）关系可确定碳酸盐岩矿物主要是由白云石还是方解石风化溶解贡献[33, 36].由研究区浅层地下水N（Ca2+）/N（Mg2+）关系可知[图 6（c）], 几乎所有样点分布在1∶1直线与2∶1直线之间以及2∶1直线下方, 说明浅层地下水中Ca2+和Mg2+主要来源于碳酸盐岩和硅酸盐岩溶解, 而碳酸盐岩溶解主要来源于白云石和方解石.研究区几乎所有样点位于N（Ca2+）/N（SO42-）=1的直线下方[图 6（d）], 且无明显的相关性, 说明浅层地下水中Ca2+受蒸发盐岩溶解作用不大.
根据N（Cl-+SO42-）/N（HCO3-）离子当量浓度比值可识别碳酸盐岩、硅酸盐岩和蒸发盐岩对地下水化学组分的贡献率[4, 32].由浅层地下水N（Cl-+SO42-）/N（HCO3-）关系可知[图 6（e）], 绝大部分样点落在1∶1直线上方, 进一步表明研究区地下水离子组分受蒸发盐岩溶解作用较小, 但仍有少量样点受蒸发盐岩溶解控制.
利用N（Ca2++Mg2+）/N（HCO3-+SO42-）离子当量浓度比值可以判断地下水中离子组分是否由蒸发盐岩和碳酸盐岩控制[37].由浅层地下水N（Ca2++Mg2+）/N（HCO3-+SO42-）关系可知[图 6（f）].研究区样点基本落在1∶1直线附近, 具有明显的相关性, 表明研究区地下水水化学组分同时受碳酸盐岩和蒸发盐岩溶解控制.
3.4 控制因素分析 3.4.1 控制因素识别地下水与周围介质之间的水岩相互作用, 导致地下水化学组分发生变化[10], 水岩相互作用可以揭示水化学演化机制[38, 39].Gibbs图可以用来定性判断大气降雨、岩石风化和蒸发浓缩作用对地下水水化学组分控制[40, 41].研究区浅层地下水绝大部分样点落在岩石风化控制区域（图 7）, 说明浅层地下水水化学组分主要受岩石风化溶解控制, 同时建设用地和农业用地有部分样点向蒸发-浓缩控制区域迁移, 说明浅层地下水组分除受岩石风化溶解控制外, 还受到蒸发浓缩控制.所有地下水取样点均远离降雨控制区, 表明降雨对地下水溶质影响有限.绝大部分水样点的ρ（Na+）/ρ（Na++Ca2+）和ρ（Cl-）/ρ（Cl-+ HCO3-）小于0.5（图 7）, 说明研究区浅层地下水中的Ca2+相对于Na+、HCO3-相对于Cl-占优势.部分水样点落在ρ（Na+）/ρ（Na++Ca2+）和ρ（Cl-）/ρ（Cl-+ HCO3-）值大于0.5区域, 说明浅层地下水可能是受人类活动影响[2].另外随着ρ（Na+）/ρ（Na++Ca2+）和ρ（Cl-）/ρ（Cl-+ HCO3-）值的增大, 而TDS含量无明显差异, 这说明浅层地下水中存在阳离子交换作用[42].
|
图 7 研究区浅层地下水Gibbs Fig. 7 Gibbs diagram of shallow groundwater in the study area |
地下水水化学组分受蒸发盐岩、碳酸盐岩和硅酸盐岩溶滤制约, 根据N（Mg2+）/N（Na+）、N（Ca2+）/N（Na+）和N（HCO3-）/N（Na+）端元图可以解释地下水水化学组分形成的岩石风化溶滤作用[43].在N（HCO3-）/N（Na+）与N（Ca2+）/N（Na+）端元图中[图 8（a）], 研究区水样点整体上分布在硅酸盐和碳酸盐岩端元之间, 远离蒸发岩端元, 表明浅层地下水水化学组分主要受硅酸盐岩和碳酸盐岩风化溶解控制.在N（Mg2+）/N（Na+）与N（Ca2+）/N（Na+）端元图中[图 8（b）], 水样点呈偏离碳酸盐岩端元的趋势, 可能与浅层地下水阳离子交换作用有关[4].
|
图 8 研究区浅层地下水离子端元 Fig. 8 Ion end-member diagram of shallow groundwater in the study area |
研究区浅层地下水方解石和白云石的饱和指数具有显著的相关性, 除林业用地有一个样点的方解石和白云石的饱和指数小于0外, 其余样点的饱和指数均大于0[图 9（a）], 研究区方解石和白云石基本处于平衡或饱和状态.这为浅层地下水中阳离子交替吸附作用提供了条件[5].浅层地下水中岩盐的饱和指数均小于0, 说明岩盐处于不饱和状态, 仍有溶解的趋势.大部分地下水的石膏饱和指数大于0, 处于饱和状态, 但农业用地和林业用地地下水中具有少量样点石膏的饱和指数小于0, 处于不饱和状态, 仍有溶解的趋势[图 9（b）].
|
图 9 不同矿物饱和指数 Fig. 9 Relationship between different mineral saturation indices |
硅酸盐和铝硅酸盐是地下水系统中主要含水层矿物, 矿物的溶解-沉淀是控制地下水水化学特征重要的水文地球化学过程[10].地下水取样井多数为区内饮用供水井和农田灌溉井, 水位埋深小于50 m.为研究地下水系统内硅酸盐和铝硅酸盐矿物间的溶解-沉淀平衡状态, 绘制了25℃下硅酸盐体系稳定场图[44].绝大部分样品点落在蒙脱石和高岭土的稳定区域上（图 10）, 绝大部分样点SiO2含量超过石英饱和线, 而远未达到非晶质硅饱和线, 表明硅酸盐矿物发生非全等溶解, 研究区内可能发生了钙长石、钠长石和云母等含水介质溶解, 水解为高岭石和蒙脱石等黏土矿物.原生岩石矿物在地下水中未达到饱和, 仍具有溶解能力, 可形成次生矿物.在地下水径流过程中除可水解为高岭石、蒙脱石等黏土矿物外, 还同时产生K+、Mg2+、Ca2+、Na+和HCO3-等离子[10].其反应过程如下：
|
|
图 10 地下水在25℃下矿物稳定场 Fig. 10 Stability field diagram in groundwater at 25 ℃ |
阳离子交替吸附作用是指在一定条件下, 颗粒将吸附某些阳离子, 而将其原来吸附的部分阳离子释放到水中, 从而改变天然水的水化学组分[45].阳离子交替吸附作用在含水层中广泛地进行, 并且深刻改变地下水的演变过程.离子吸附交替作用通常采用N[（Na++K+）-Cl-）]与N[（Ca2++Mg2+）-（SO42-+HCO3-）]的毫克当量浓度比值来表征, 若发生阳离子交换作用, 则两者的比值一般在-1左右[4].研究区大部分样品点均表现出负相关性, 其相关系数为0.67, 且斜率为-0.98接近-1[图 11（a）].表明研究区地下水普遍存在阳离子交替吸附作用.
|
图 11 研究区水化学阳离子交替吸附作用以及氯碱指数 Fig. 11 Cation exchange and adsorption of groundwater and Chlor-alkali index of groundwater in the study area |
氯碱指数（CAI-1和CAI-2）可以检验水体中阳离子交换反应的类型和强度, 具体的计算方法见文献[2].若水中Na+和K+置换含水介质中的Ca2+和Mg2+, 则指数为正值, 反之为负值.另外, CAI-1和CAI-2绝对值越大, 阳离子交替吸附作用越易发生[5].研究区浅层地下水绝大部分样点的CAI-1和CAI-2值小于0[图 11（b）], 建设用地和林业用地中部分样点大于0.表明研究区地下水中的Ca2+和Mg2+离子置换岩土体中的Na+离子.推测可能为受到了SO42-的影响, 硫酸溶解碳酸盐岩使水中Ca2+和Mg2+浓度增加, 使其趋于饱和, 而多余的SO42-也需要更多阳离子来平衡, 从而导致Ca2+和Mg2+不断置换Na+离子, 这也是Na+与SO42-呈正相关关系的原因（图 5）.且正向阳离子交换作用主要体现在建设用地长江冲积平原中, 从山前倾斜平原到冲积平原, 地层中岩土颗粒逐渐变细, 离子交换越强烈, 这也是建设用地区形成高TDS高Na+型水的原因之一.
3.4.4 人类活动作用人类活动制约着地下水和地表水的水化学演变, 主要表现为SO42-、Cl-、NO3-和Na+等离子组分及浓度含量的变化.SO42-主要源于矿业活动, Cl-、NO3-和Na+则受到农业活动、生活污水等的影响[2, 12].N（SO42-）/N（Ca2+）与N（NO3-）/N（Ca2+）的比值关系可以识别不同人类活动对地下水的影响[2, 12], 一般情况下, 农业活动则具有较高的N（NO3-）/N（Ca2+）值, 而矿业活动具有较高的N（SO42-）/N（Ca2+）值[2, 30].另外, NO3-和Cl-可作为反映人类活动的特征离子, 故常用N（NO3-）/N（Na+）与N（Cl-）/N（Na+）来表征人类活动对地下水硝酸盐组分的影响[31].
根据研究区浅层地下水N（SO42-）/N（Ca2+）与N（NO3-）/N（Ca2+）的关系可知[图 12（a）], 农业用地浅层地下水具有较高的N（NO3-）/N（Ca2+）值, 指示农业活动在人类活动中占主导地位, 而建设用地浅层地下水则具有较高的N（SO42-）/N（Ca2+）值, 表明工矿业活动在人类活动中占主导地位.从N（NO3-）/N（Na+）与N（Cl-）/N（Na+）的关系可见[图 12（b）], 研究区浅层地下水样点有向农业活动区域迁移的趋势, 表明研究区地下水同样受农业活动影响制约.
|
图 12 研究区N（SO42-）/N（Ca+）与N（NO3-）/N（Ca+）和N（NO3-）/N（Na+）与N（Cl-）/N（Na+）关系 Fig. 12 Relationships of N(SO42-)/N(Ca2+) vs. N(NO3-)/N(Ca2+) and N(NO3-)/N(Na+) vs. N(Cl-)/N(Na+) in the study area |
因子分析在不损失原始数据主要信息的前提下对数据进行降维, 最大限度提高分析结论的准确性[46].考虑到pH与其他指标相关性较低（图 5）, 故选取11项水化学指标（TDS、TH、K+、Na+、Ca2+、Mg2+、Cl-、SO42-、HCO3-、NO3-和H2SiO3）进行因子分析.对数据进行了KMO-Bartlett球形检验, 其显著性水平接近0, 数据满足因子分析的检验标准.根据公共因子特征值大于1进行提取筛选, 旋转方法采用最大方差发法, 计算得到3个主成分因子（F1、F2和F3）, 累计方差贡献率达76.579%（表 2）, 基本解释了研究区地下水水化学的大部分信息.
|
|
表 2 研究区水样旋转成分矩阵 Table 2 Rotational composition matrix of water samples in the study area |
主成分因子F1作为研究区浅层地下水的主控因素, 其因子贡献率为37.747%, 主要载荷为TDS、TH、Ca2+、Mg2+和HCO3-.研究区浅层地下水TDS、TH、Ca2+、Mg2+和HCO3-具有相似的空间分布（图 3）, 离子相关关系显示其主要载荷指标两两之间具有极显著的相关性（图 4）, 说明具有一致的来源.由离子来源分析可知（图 6）, 地下水中Ca2+、Mg2+和HCO3-主要来源于碳酸盐岩的风化溶解作用.故F1主要反映了水岩相互作用对地下水化学的影响, 可定为地质因子.
主成分因子F2的贡献率为26.409%, 主要载荷为Na+、Cl-和SO42-.研究区浅层地下水Na+、Cl-和SO42-具有相似的空间分布, 且高值区主要位于安庆市区周边（图 3）, 且离子变异系数大.Na+、Cl-和SO42-两两之间具有显著的相关性（图 4）, 离子来源分析表明其主要来源于人类活动（图 6）.相关研究也表明SO42-主要来自于工业活动、大气沉降以及硫化物（石膏）的溶解[20, 47].研究区为安徽省石化、轻纺和装备制造业等产业的主要基地, 故推测F2主要反映了工业活动下蒸发盐岩的溶解和阳离子交换作用, 可定为工业因子.
主成分因子F3的贡献率为12.422%, 主要载荷为K+、NO3-和H2SiO3.研究区浅层地下水K+和NO3-的空间分布大致相似, 其高值区主要位于农业用地区域（图 3）.SO42-/Ca2+与NO3-/Ca2+的关系显示农业用地区浅层地下水受农业活动影响主导.安庆市为典型的长江冲积平原农业种植区, 农田农药化肥的过量施用将改变浅层地下水水化学组分.相关研究也表明K+和NO3-主要来源为农业活动中农业和化肥的过量施用[4~6].另外K+和H2SiO3也是硅酸盐岩溶解的主要产物[5].故推测F3主要反映了农业活动下硅酸盐溶滤作用, 可定为农业因子.
3.5.2 地下水来源贡献解析在主成分分析的基础上, 利用APCS-MLR受体模型分析各因子对研究区浅层地下水主要离子的贡献率[5, 21].根据APCS-MLR受体模型分析结果, 建立了浅层地下水主要离子实测结果与预测结果的线性函数关系, 选取Ca2+、Na+和HCO3-绘制了拟合曲线（图 13）.线性拟合结果显示除受人类活动影响严重的K+和NO3-外, 其余指标的R2值在0.75以上, 最大可达0.99（TDS）, 各水样点的实测值与预测值比值接近1, 表明APCS-MLR受体模型分析研究区浅层地下水水化学来源的结果可信[21].
|
图 13 研究区浅层地下水预测浓度和实测浓度关系 Fig. 13 Relationship between predicted concentration and measured concentration of shallow groundwater in the study area |
根据APCS-MLR受体模型计算各因子对研究区浅层地下水各指标的贡献率结果显示（表 3和图 14）, 地质因子（ACPS1）对TDS、TH、Ca2+、Mg2+和HCO3-的贡献率分别为68.34%、81.69%、69.36%、67.74%和89.44%.对其他指标的贡献较小.显示出碳酸盐岩风化溶解水岩相互作用是研究区地下水形成的主要控制因素.工业因子（ACPS2）对Na+、Cl-和SO42-的贡献率分别为30.89%、33.85%和25.96%, 对其他指标的贡献率较小.农业因子（ACPS3）对K+、Na+、NO3-和H2SiO3的贡献率分别为37.70%、32.89%、69.38%和62.32%, 对其他指标的贡献较小.
|
|
表 3 研究区浅层地下水不同溶质来源贡献率/% Table 3 Contribution rate of different solute sources of shallow groundwater in the study area/% |
|
图 14 不同来源对浅层地下水主要离子贡献率 Fig. 14 Contribution ratio of different sources to the main ions of shallow groundwater in the study area |
此外, 未知源对K+、Mg2+、Cl-、SO42-、NO3-和H2SiO3仍有较高的贡献, 其贡献率分别为31.32%、14.29%、27.50%、30.12%、19.12%和17.35%.研究区碳酸盐岩出露较多, 部分地下水分布在岩溶地层中, 推测未知源主要为岩溶对研究区浅层地下水的补给和贡献[5].
整体上, 地质因子、工业因子、农业因子和未知源对研究区浅层地下水的贡献率分别为45.35%、14.19%、25.38%和15.08%（图 14）.地质因子主要是自然因素, 故矿物溶滤和水岩相互作用是研究区地下水形成的主要来源.工业因子和农业因子可视为人类活动影响因素, 两者的贡献率为39.57%, 仅次于水岩相作用影响, 说明人类活动也是研究区浅层地下水水化学演变的驱动因素.
4 结论（1）安庆市浅层地下水pH值在5.84~8.38, 均值为7.21；ρ（TDS）介于47~1 620 mg·L-1, 均值为324.21 mg·L-1.地下水中阳离子以Ca2+和Na+为主, 阴离子以HCO3-为主.地下水水化学类型主要以HCO3-Ca型为主, 其次为HCO3-Ca·Mg型和SO4-Ca型.离子空间分布异质性较为明显, 安庆市区和农田耕作区域为浓度高值区.
（2）安庆市地下水水化学组分受岩石风化溶滤作用、阳离子交替吸附作用、矿物溶解和沉淀以及人类活动综合影响.Ca2+、Mg2+和HCO3-主要来源于碳酸盐岩和硅酸盐的风化溶解作用, Na+、Cl-和SO42-主要来源于工业活动和生活污水的影响, K+和NO3-则主要受农业活动的影响.建设用地和农业用地区地下水受人类活动影响更为严重.
（3）APCS-MLR受体模型分析结果表明, 研究区浅层地下水水化学组分主要有地质因子、工业因子、农业因子和未知源这4种来源, 对浅层地下水的贡献率分别为45.35%、14.19%、25.38%和15.08%.矿物溶滤和水岩相互作用是地下水形成的主要来源, 人类活动加剧了浅层地下水水化学的演变.
| [1] |
魏善明, 丁冠涛, 袁国霞, 等. 山东省东汶河沂南地区地下水水化学特征及形成机理[J]. 地质学报, 2021, 95(6): 1973-198. Wei S M, Ding G T, Yuan G X, et al. Hydrochemical characteristics and formation mechanism of groundwater in Yi′nan, East Wenhe River Basin in Shandong Province[J]. Acta Geologica Sinica, 2021, 95(6): 1973-1983. DOI:10.3969/j.issn.0001-5717.2021.06.021 |
| [2] |
刘元晴, 周乐, 吕琳, 等. 牟汶河中上游孔隙水化学特征及控制因素[J]. 环境科学, 2023, 44(3): 1429-1439. Liu Y Q, Zhou L, Lü L, et al. Hydrochemical characteristics and control factors of pore-water in the middle and upper reaches of Muwen River[J]. Environmental Science, 2023, 44(3): 1429-1439. DOI:10.3969/j.issn.1000-6923.2023.03.044 |
| [3] |
孟舒然, 吕敦玉, 王翠玲, 等. 郑州市中牟县地下水水化学特征及控制因素[J]. 环境化学, 2022, 41(3): 977-986. Meng S R, Lv D Y, Wang C L, et al. Research of groundwater chemical characteristics and controlling factors in Zhongmu County, Zhengzhou City[J]. Environmental Chemistry, 2022, 41(3): 977-986. |
| [4] |
范祖金, 魏兴, 李佳文, 等. 重庆市万州区浅层地下水化学特征及控制因素[J]. 环境化学, 2023, 42(1): 113-124. Fan Z J, Wei X, LI J W, et al. Hydrochemical characteristics and possible controls of shallow groundwater in Wanzhou District, Chongqing[J]. Environmental Chemistry, 2023, 42(1): 113-124. |
| [5] |
涂春霖, 杨润柏, 马一奇, 等. 黔西拖长江流域水化学演化特征及驱动因素[J]. 环境科学, 2023, 44(2): 740-751. Tu C L, Yang R B, Ma Y Q, et al. Characteristics and driving factors of hydrochemical evolution in Tuochangjiang River Basin, Western Guizhou Province[J]. Environmental Science, 2023, 44(2): 740-751. |
| [6] |
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. DOI:10.3969/j.issn.1671-1815.2021.09.010 |
| [7] |
崔佳琪, 李仙岳, 史海滨, 等. 河套灌区地下水化学演变特征及形成机制[J]. 环境科学, 2020, 41(9): 4011-4020. Cui J Q, Li X Y, Shi H B, et al. Chemical evolution and formation mechanism of groundwater in Hetao irrigation area[J]. Environmental Science, 2020, 41(9): 4011-4020. |
| [8] | Piper A M. A graphic procedure in the geochemical interpretation of water-analyses[J]. Transactions, 1944, 25(6): 914-928. |
| [9] | Gibbs R J. Mechanisms controlling world water chemistry[J]. Science, 1970, 170(3962): 1088-1090. DOI:10.1126/science.170.3962.1088 |
| [10] |
刘海, 康博, 沈军辉. 基于反向地球化学模拟的地下水形成作用: 以安徽省泗县为例[J]. 现代地质, 2019, 33(2): 440-450. Liu H, Kang B, Shen J H. Formation of groundwater based on inverse geochemical modeling: a case study from the Sixian County, Anhui Province[J]. Geoscience, 2019, 33(2): 440-450. |
| [11] |
刘鑫, 向伟, 马小军, 等. 黄土高原中部浅层地下水化学特征及影响因素[J]. 中国环境科学, 2021, 41(11): 5201-5209. Liu X, Xiang W, Ma X J, et al. Hydrochemical characteristics and controlling factors of shallow groundwater in the Chinese Loess Plateau[J]. China Environmental Science, 2021, 41(11): 5201-5209. DOI:10.3969/j.issn.1000-6923.2021.11.028 |
| [12] |
李书鉴, 韩晓, 王文辉, 等. 无定河流域地表水地下水的水化学特征及控制因素[J]. 环境科学, 2022, 43(1): 220-229. Li S J, Han X, Wang W H, et al. Hydrochemical characteristics and controlling factors of surface water and groundwater in Wuding River Basin[J]. Environmental Science, 2022, 43(1): 220-229. DOI:10.3969/j.issn.1000-6923.2022.01.024 |
| [13] | Chen X Q, Zhang H T, Cai Y J. Hydrochemical characteristics and processes of groundwater in the Cenozoic pore aquifer under coal mining[J]. Environmental Science and Pollution Research, 2023, 30(12): 33334-33348. |
| [14] |
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. |
| [15] | Qu S, Liang X Y, Liao F, et al. Geochemical fingerprint and spatial pattern of mine water quality in the Shaanxi-Inner Mongolia coal mine base, Northwest China[J]. Science of the Total Environment, 2023, 854. DOI:10.1016/j.scitotenv.2022.158812 |
| [16] | Hu M Y, Zhou P J, Chen C Q. Hydro-geochemical evolution of groundwater in the central Yangtze River Basin, China[J]. Carbonates and Evaporites, 2023, 38(2). DOI:10.1007/s13146-023-00852-2 |
| [17] |
孔晓乐, 王仕琴, 丁飞, 等. 基于水化学和稳定同位素的白洋淀流域地表水和地下水硝酸盐来源[J]. 环境科学, 2018, 39(6): 2624-2631. Kong X L, Wang S Q, Ding F, et al. Source of nitrate in surface water and shallow groundwater around Baiyangdian Lake Area based on hydrochemical and stable isotopes[J]. Environmental Science, 2018, 39(6): 2624-2631. |
| [18] | Chang F J, Huang C W, Cheng S T, et al. Conservation of groundwater from over-exploitation-scientific analyses for groundwater resources management[J]. Science of the Total Environment, 2017, 598: 828-838. DOI:10.1016/j.scitotenv.2017.04.142 |
| [19] | Zhang H, Cheng S Q, Li H F, et al. Groundwater pollution source identification and apportionment using PMF and PCA-APCA-MLR receptor models in a typical mixed land-use area in Southwestern China[J]. Science of the Total Environment, 2020, 741. DOI:10.1016/j.scitotenv.2020.140383 |
| [20] | Cheng G W, Wang M J, Chen Y, et al. Source apportionment of water pollutants in the upstream of Yangtze River using APCS–MLR[J]. Environmental Geochemistry and Health, 2020, 42(11): 3795-3810. DOI:10.1007/s10653-020-00641-z |
| [21] |
后希康, 张凯, 段平洲, 等. 基于APCS-MLR模型的沱河流域污染来源解析[J]. 环境科学研究, 2021, 34(10): 2350-2357. Hou X K, Zhang K, Duan P Z, et al. Pollution source apportionment of Tuohe River based on absolute principal component score-multiple linear regression[J]. Research of Environmental Sciences, 2021, 34(10): 2350-2357. |
| [22] |
付蓉洁, 辛存林, 于奭, 等. 石期河西南子流域地下水重金属来源解析及健康风险评价[J]. 环境科学, 2023, 44(2): 796-806. Fu R J, Xin C L, Yu S, et al. Analysis of heavy metal sources in groundwater and assessment of health risks: an example from the southwest sub-basin of the Shiqi River[J]. Environmental Science, 2023, 44(2): 796-806. |
| [23] | Tao Y Q, Deng Y M, Du Y, et al. Sources and enrichment of phosphorus in groundwater of the central Yangtze River Basin[J]. Science of the Total Environment, 2020, 737. DOI:10.1016/j.scitotenv.2020.139837 |
| [24] | Zhou J, Du Y, Deng Y M, et al. Source identification of groundwater phosphorus under different geological settings in the central Yangtze River Basin[J]. Journal of Hydrology, 2022, 612. DOI:10.1016/j.jhydrol.2022.128169 |
| [25] | Lu T T, Li R Z, Ferrer A S N, et al. Hydrochemical characteristics and quality assessment of shallow groundwater in Yangtze River Delta of Eastern China[J]. Environmental Science and Pollution Research, 2022, 29(38): 57215-57231. DOI:10.1007/s11356-022-19881-w |
| [26] |
李状, 苏晶文, 董长春, 等. 安徽马鞍山市当涂地区地下水水化学特征及演化机制[J]. 中国地质, 2022, 49(5): 1509-1526. Li Z, Su J W, Dong C C, et al. Hydrochemistry characteristics and evolution mechanisms of the groundwater in Dangtu Area, Ma'anshan City, Anhui Province[J]. Geology in China, 2022, 49(5): 1509-1526. |
| [27] |
郑世达, 苏小四, 车巧慧, 等. 长江沿江平原(安庆段)高砷地下水化学特征与演化研究[J]. 北京师范大学学报(自然科学版), 2020, 56(6): 796-804. Zheng S D, Su X S, Che Q H, et al. Hydrochemistry and evolution of high arsenic groundwater in the plain along the Changjiang River (Anqing reach)[J]. Journal of Beijing Normal University (Natural Science), 2020, 56(6): 796-804. |
| [28] |
侯香梦. 安庆市地下水质量评价研究[J]. 浙江水利水电学院学报, 2016, 28(5): 34-38. Hou X M. Evaluation of shallow groundwater quality in Anqing[J]. Journal of Zhejiang University of Water Resources and Electric Power, 2016, 28(5): 34-38. DOI:10.3969/j.issn.1008-536X.2016.05.008 |
| [29] |
孙厚云, 王晨昇, 卫晓锋, 等. 大兴安岭南段巴音高勒流域水化学特征及驱动因子[J]. 环境化学, 2020, 39(9): 2507-2519. Sun H Y, Wang C S, Wei X F, et al. Hydrochemical characteristics and driving factors in the water of the Bayingaole Basin, southern Great Xing'an range[J]. Environmental Chemistry, 2020, 39(9): 2507-2519. |
| [30] |
何锦, 张幼宽, 赵雨晴, 等. 鲜水河断裂带虾拉沱盆地断面地下水化学特征及控制因素[J]. 环境科学, 2019, 40(3): 1236-1244. He J, Zhang Y K, Zhao Y Q, et al. Hydrochemical characteristics and possible controls of groundwater in the Xialatuo Basin section of the Xianshui River[J]. Environmental Science, 2019, 40(3): 1236-1244. |
| [31] | Wang S, Chen J, Zhang S X, et al. Hydrochemical evolution characteristics, controlling factors, and high nitrate hazards of shallow groundwater in a typical agricultural area of Nansi Lake Basin, North China[J]. Environmental Research, 2023, 223. DOI:10.1016/j.envres.2023.115430 |
| [32] |
邹嘉文, 刘飞, 张靖坤. 南水北调典型受水区浅层地下水水化学特征及成因[J]. 中国环境科学, 2022, 42(5): 2260-2268. Zou J W, Liu F, Zhang J K. Hydrochemical characteristics and formation mechanism of shallow groundwater in typical water-receiving areas of the South-to-North Water Diversion Project[J]. China Environmental Science, 2022, 42(5): 2260-2268. DOI:10.3969/j.issn.1000-6923.2022.05.031 |
| [33] |
唐金平, 张强, 胡漾, 等. 湔江冲洪积扇地下水化学特征及控制因素分析[J]. 环境科学, 2019, 40(7): 3089-3098. Tang J P, Zhang Q, Hu Y, et al. Groundwater chemical characteristics and analysis of their controlling factors in an alluvial fan of Jianjiang River[J]. Environmental Science, 2019, 40(7): 3089-3098. |
| [34] |
林聪业, 孙占学, 高柏, 等. 拉萨地区地下水水化学特征及形成机制研究[J]. 地学前缘, 2021, 28(5): 49-58. Lin C Y, Sun Z X, Gao B, et al. Hydrochemical characteristics and formation mechanism of groundwater in Lhasa Area, China[J]. Earth Science Frontiers, 2021, 28(5): 49-58. |
| [35] |
何明霞, 张兵, 夏文雪, 等. 天津七里海湿地水化学组成及主要离子来源分析[J]. 环境科学, 2021, 42(2): 776-785. He M X, Zhang B, Xia W X, et al. Hydrochemical characteristics and analysis of the Qilihai Wetland, Tianjin[J]. Environmental Science, 2021, 42(2): 776-785. |
| [36] | Guo Y L, Zhang C, Xiao Q, et al. Hydrogeochemical characteristics of a closed karst groundwater basin in North China[J]. Journal of Radioanalytical and Nuclear Chemistry, 2020, 325(2): 365-379. DOI:10.1007/s10967-020-07247-w |
| [37] |
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 |
| [38] |
魏兴, 周金龙, 乃尉华, 等. 新疆喀什三角洲地下水化学特征及演化规律[J]. 环境科学, 2019, 40(9): 4042-4051. Wei X, Zhou J L, Nai W H, et al. Hydrochemical characteristics and evolution of groundwater in the Kashgar Delta Area in Xinjiang[J]. Environmental Science, 2019, 40(9): 4042-4051. |
| [39] | Qu S, Duan L M, Shi Z M, et al. Hydrochemical assessments and driving forces of groundwater quality and potential health risks of sulfate in a coalfield, northern Ordos Basin, China[J]. Science of the Total Environment, 2022, 835. DOI:10.1016/j.scitotenv.2022.155519 |
| [40] | Li Z J, Yang Q C, Yang Y S, et al. Isotopic and geochemical interpretation of groundwater under the influences of anthropogenic activities[J]. Journal of Hydrology, 2019, 576: 685-697. DOI:10.1016/j.jhydrol.2019.06.037 |
| [41] | Marandi A, Shand P. Groundwater chemistry and the Gibbs diagram[J]. Applied Geochemistry, 2018, 97: 209-212. DOI:10.1016/j.apgeochem.2018.07.009 |
| [42] |
张春潮, 侯新伟, 李向全, 等. 三姑泉域岩溶地下水水化学特征及形成演化机制[J]. 水文地质工程地质, 2021, 48(3): 62-71. Zhang C C, Hou X W, Li X Q, et al. Hydrogeochemical characteristics and evolution mechanism of karst groundwater in the catchment area of the Sangu Spring[J]. Hydrogeology & Engineering Geology, 2021, 48(3): 62-71. |
| [43] | Gaillardet J, Dupré B, Louvat P, et al. Global silicate weathering and CO2 consumption rates deduced from the chemistry of large rivers[J]. Chemical Geology, 1999, 159(1-4): 3-30. DOI:10.1016/S0009-2541(99)00031-5 |
| [44] | Tardy Y. Characterization of the principal weathering types by the geochemistry of waters from some European and African crystalline massifs[J]. Chemical Geology, 1971, 7(4): 253-271. DOI:10.1016/0009-2541(71)90011-8 |
| [45] | Wu Y, Luo Z H, Luo W, et al. Multiple isotope geochemistry and hydrochemical monitoring of karst water in a rapidly urbanized region[J]. Journal of Contaminant Hydrology, 2018, 218: 44-58. DOI:10.1016/j.jconhyd.2018.10.009 |
| [46] |
李俊霞, 苏春利, 谢先军, 等. 多元统计方法在地下水环境研究中的应用——以山西大同盆地为例[J]. 地质科技情报, 2010, 29(6): 94-100. Li J X, Su C L, Xie X J, et al. Application of multivariate statistical analysis to research the environment of groundwater: a case study at Datong Basin, Northern China[J]. Geological Science and Technology Information, 2010, 29(6): 94-100. |
| [47] |
刘宜鑫, 商佳涛, 钱会, 等. 西安主城区地下水化学特征及水质评价[J]. 环境化学, 2022, 41(6): 1976-1987. Liu Y X, Shang J T, Qian H, et al. Groundwater chemical characteristics and water quality evaluation in the main urban area of Xi'an[J]. Environmental Chemistry, 2022, 41(6): 1976-1987. |