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东平湖水化学特征及成因分析

张丽, 陈永金, 刘加珍, 逯尧, 刘承志, 许婕, 贾一灿, 吕军生. 东平湖水化学特征及成因分析[J]. 环境化学, 2021, 40(5): 1490-1502. doi: 10.7524/j.issn.0254-6108.2019122502
引用本文: 张丽, 陈永金, 刘加珍, 逯尧, 刘承志, 许婕, 贾一灿, 吕军生. 东平湖水化学特征及成因分析[J]. 环境化学, 2021, 40(5): 1490-1502. doi: 10.7524/j.issn.0254-6108.2019122502
ZHANG Li, CHEN Yongjin, LIU Jiazhen, LU Yao, LIU Chengzhi, XU Jie, JIA Yican, LYU Junsheng. Analysis on hydrochemical characteristics and causes of Dongping Lake[J]. Environmental Chemistry, 2021, 40(5): 1490-1502. doi: 10.7524/j.issn.0254-6108.2019122502
Citation: ZHANG Li, CHEN Yongjin, LIU Jiazhen, LU Yao, LIU Chengzhi, XU Jie, JIA Yican, LYU Junsheng. Analysis on hydrochemical characteristics and causes of Dongping Lake[J]. Environmental Chemistry, 2021, 40(5): 1490-1502. doi: 10.7524/j.issn.0254-6108.2019122502

东平湖水化学特征及成因分析

    通讯作者: Email:chenyongjin@lcu.edu.cn
  • 基金项目:
    国家科技支撑计划项目(2014BAC15B02),国家级大学生创新训练项目(201810447023,201910447022)和聊城大学大学生创新训练项目(cxcy2019y063)资助

Analysis on hydrochemical characteristics and causes of Dongping Lake

    Corresponding author: CHEN Yongjin, chenyongjin@lcu.edu.cn
  • Fund Project: National Science and Technology Support Program (2014BAC15B02), National Innovation Training Program for College Students (201810447023, 201910447022) and Innovation Training Program for College Students of Liaocheng University (cxcy2019y063)
  • 摘要: 地表水化学参数特征及其成因分析是地表水资源评价与管理的重要组成部分。为研究泰安市东平湖水化学特征及成因,采用空间插值、Piper三线图、Gibbs图以及相关性分析等方法,探讨了研究区不同月份、不同类型东平湖地表水水化学组份特征及影响因素、各离子的来源等问题。结果显示,东平湖湖水属于碱性水体,TDS时空分布差异显著,10月份总体浓度最高,8月份最低;6月湖区TDS含量从湖区东南向西北逐渐递增,10月从湖心向南北两侧逐渐递增。研究区湖水主要水化学类型由SO4-Na→SO4- Na·Ca·Mg→SO4-Ca型转变,该地区地表水的水化学类型易多变;水体中阳离子以Na+为主,Ca2+稍次之,阴离子以SO24为主;水体中K+和Na+来源于大气环流所携带的海盐,HCO3和Mg2+可能来自白云岩等碳酸盐岩或黑云母的风化溶解,SO24则主要来源于人类活动,少量来自石膏溶解, Ca2+则来源于钙长石的风化以及石膏的溶解。由此可见,东平湖水体离子组分基本来源于蒸发结晶,部分组分来源于岩石风化,大气降水的输入作用十分微弱。
  • 地下水是地球水资源的重要组成部分,是地球上一切生物生存及人类生产活动中不合或缺的自然资源,是支撑经济可持续发展的重要战略资源,也是构成并影响生态环境的重要因素[1-4]. 根据中国水利统计年鉴数据,从2013年至2020年我国地下水资源占总供水量的比例逐年减少,北方城市地下水供用量较南方高. 在2020年全国地下水资源占总供水量的15.35%,而内蒙古占41.98%. 随着经济的不断发展和工业化、现代化程度的不断提高,我国地下水开采量日益上升,同时由于人类不当的活动导致环境中的污染物入渗,使地下水遭受污染[5-6]. 由于地下水污染具有隐蔽性、滞后性及较弱的自净能力,地下水一旦发生污染就很难恢复,同时对居民饮水安全和社会经济可持续发展构成了严重威胁[7-8]. 因此,进行地下水环境风险评估,对于防治地下水污染、科学规划和可持续利用具有一定的参考价值.

    目前,对盐湖盆地蒸发特征、植被生长特征、土壤污染特征有较多的研究,杨宇娜等[9]揭示了吉兰泰及周边地区蒸散发的时空变化规律;迟旭等[10]探明吉兰泰盐湖绿洲防护林带同一建植年限柽柳灌丛形态大小与阻沙能力之间存在一定关系;张阿龙等[11]运用不同的评价方法对吉兰泰盐湖盆地土壤重金属中铬、汞、砷污染展开评价工作. 目前,对盐湖盆地地下水的风险评价较少,高瑞忠等[12]采用单因子指数法、内梅罗指数法和USEPA健康风险评价模型对吉兰泰盐湖盆地地下水中Cr、As、Hg重金属污染开展了一些健康风险评价工作. 评价方法常以单项指标评价法[13]、综合评价法[14-16]、模糊综合评价法[17-21]和集对分析法等为主[22]. 然而这些方法都有各自的缺点,例如单项指标评价法不能给出水体整体的质量状况,综合评价法只突出某单项评价指标对水体质量的影响,模糊数学法、集对分析法存在评价指标权重不唯一等问题[23]. 在实际的地下水质量评价工作中,需要根据研究区实际情况,选择恰当的评价方法并加以改进,方可得到切合实际的评价结果.

    本文针对地处西北旱区荒漠边缘的盐湖盆地,结合当地生态环境脆弱、降水量少、水质恶化、污染物种类与来源复杂等诸多问题. 运用李小牛等[24]提出的地下水风险评价概念模型,以盐湖盆地土壤作为风险源,以地下水系统作为风险受体展开风险评价,将地下水脆弱性[25-27]、地下水毒性污染物容量[28]及土壤毒性污染物潜在生态危害[29-32]有机结合起来,并借助ArcGIS技术进行污染分区表征[33-35],分析盐湖盆地地下水污染状况,以期为吉兰泰盐湖盆地地下水资源合理开发利用、地下水污染防控以及保障农牧民生活饮水安全、社会经济和自然环境相协调发展提供科学依据.

    吉兰泰盐湖盆地(38°35'—40°35'N,104°50'—106°40'E)位于内蒙古自治区阿拉善左旗吉兰泰镇,是地处乌兰布和沙漠西南边缘的贺兰山与巴彦乌拉山之间的断陷盆地. 盐湖盆地面积为20025 km2左右,高程1013—3159 m,地形向盐湖中心呈明显的环带状分布. 巴音乌拉山、贺兰山分别位于盐湖盆地的西北、东南方向,盐湖盆地的东南部和东北部分别为腾格里沙漠和乌兰布和沙漠. 盐湖盆地属于典型的大陆性干旱气候,多年平均气温8.6 ℃,常年蒸发强烈、降水稀少,多年平均蒸发量达2983.30 mm,平均降水量仅为108.80 mm,蒸发量为降水量的30倍左右. 由于降水主要集中在6—9 月份,且主要以暴雨形式出现,其时空分布又比较集中,洪水的特点表现为历时短、洪量集中、陡涨陡落,在降雨时期山区沟产流,滩地沟不产流等空间分布不均匀现象. 该研究区域处于山区地下水溶滤带,水质良好,矿化度一般小于0.50 g·L−1,水化学类型为单一的重碳酸钙水或重碳酸钙钠水. 根据多年测量数据显示地下水水位动态变化范围为4—7 m,含水介质主要为粗砂、细砂、砂砾石、卵砾石及一些砂质粘土. 土壤以粘土和不同类型亚粘土为主. 包气带主要以粘土、沙土、砾石为主. 吉兰泰盐湖(120 km2)属于中型盐湖,是我国西北荒漠区重要的盐业生产基地,盐的开采量居全国之首,同时也拥有国内规模最大的钠生产企业. 由于人类活动的干扰,导致盐湖盆地地区人地关系具有极端脆弱性和风险性. 盐湖盆地有着极端恶劣的气候条件,导致水资源呈现严重短缺态势,浅层地下水作为该区域的主要水资源,对维护该区域人地关系稳定、生物多样性、生态安全及当地农牧民生活饮用水安全具有重要的意义.

    由于土壤与浅层地下水之间重金属会发生迁移,在地表高温蒸发条件下,地下水通过毛细作用不断向地表运移,重金属向土壤富积,当地表发生积水后,土壤与水发生离子交换吸附和溶滤等作用,故土壤采样点与地下水采样点布设尽量吻合. 2020年6月—8月布点采集样品,根据《土壤环境监测技术规范》(HJ/T 166—2004)及结合盆地的地貌特征和土壤类型,确定以吉兰泰盐湖为中心向四周呈放射状均匀布设土壤采样点,采集土壤表层(0—10 cm)样品,研究区共布设56个采样点(见图1). 在采样过程中,每个采样点取土样1 kg左右,装入聚乙烯塑料袋中,防止交叉污染. 水样点的布设中充分考虑盐湖盆地地形特点和地下水汇流方向,在吉兰泰盐湖周边分散分布,共选取了127口取样井(参见图1). 取样井选取浅层饮用水井和灌溉井. 将采集的水样装于洁净的规格为1 L的聚乙烯塑料取样瓶中,加入3 mL 65% HNO3,将水样pH调至2以下,封口于4 ℃的便携式冷藏箱保存,送至内蒙古自治区水资源保护与利用重点实验室测定.

    图 1  研究区域及采样点
    Figure 1.  Study area and sampling points

    测试前土壤样品采用王水-高氯酸(HNO3-HCI-HCIO4)开放式消煮法,空白和标准样品同时消解,以确保消解及分析测定的准确性. 水样使用0.45 μm的微孔过滤膜对水样进行过滤预处理. 样品中重金属测试参考《地下水污染地质调查评价规范》(DD 2008—01),使用电感耦合等离子体质谱仪(ICP-MS)分析测定,F、NO3、NO2采用离子色谱仪进行测定. 为保证分析的准确性,标准曲线的绘制采用国家标准中心提供的标准物质,分析过程中试剂均为优级纯,样品测定全程做空白样,每个样品设3 组平行实验,取平均值作为样品测定的最终值. 保证待测物质的相对标注偏差(RSD)均低于15%,符合美国国家环境保护局(USEPA)的要求(RSD<30%).

    本文以盐湖盆地土壤作为风险源,以地下水系统作为风险受体,首先结合当地自然条件采用地下水脆弱性评价方法来分析地下水环境变化,从而判断地下水水质易受到污染的可能性和地下水水量衰减的可能性. 通过采用地下水特征污染物容量指数分析地下水污染物容量和允许污染的程度,进而应用潜在生态危害指数评价研究区域土壤重金属潜在生态危害程度,最后将三者结合对地下水污染风险展开评价.

    目前国内外使用最广泛的地下水脆弱性评价方法是美国环境保护署于1987年提出的DRASTIC方法[36-39]. 地下水脆弱性DRASTIC指标体系,包含6个指标,其中,D-地下水位埋深,权重为5;R-降雨补给量,权重为4;A-含水层介质,权重为3;S-土壤类型,权重为2;T-地形坡度,权重为1;I-包气带介质,权重为5;C-地下水开采系数,权重为3.

    DRASTIC=ni=1ωi×Ri

    式中,DRASTIC为脆弱性指数;ωi为评价指标的权重(归一化后,D的权重为0.22;R的权重为0.17;A的权重为0.13;S的权重为0.09;T的权重为0.04;I的权重为0.22;C的权重为0.13);Ri为评价指标的评分等级;n为评价参数个数. DRASTIC指标体系评分根据当地的地质环境与评价标准相结合,见表1. DRASTIC<2,脆弱性低,属难污染;2≤DRASTIC<4,脆弱性较低,属较难污染;4≤DRASTIC<7,脆弱性中等,属中等污染;7≤DRASTIC<9,脆弱性较高,属较易污染;9≤DRASTIC,脆弱性高,属易污染[36].

    表 1  DRASTIC指标体系评分标准
    Table 1.  DRASTIC index system scoring criteria
    埋深/mBurial depth D净补给量/mm Net replenishment R含水层介质Aquifer media(A)土壤Soli(S)包气带类型Type of aeration zone(I)地形坡度/%Topographic gradient(T)渗透系数/(m·d−1)Permeability coefficient(C)评分Score
    >30.5≤51粘土卵砾石粘土为主(50%)>18≤4.11
    26.7—30.551—72亚粘土砂砾石亚粘土为主17—184.1—12.22
    22.9—26.772—92亚砂土泥炭亚砂土为主15—1712.2—20.33
    15.2—22.992—117粉砂胀缩或凝聚性粘土粉砂为主13—1520.3—28.54
    12.1—15.2117—148粉细砂砾质亚粘土粉细砂为主11—1328.5—34.65
    9.1—12.1148—178细砂亚粘土细砂为主9—1134.6—40.76
    6.8—9.1178—216中砂粉砾质亚粘土中砂为主7—940.7—61.57
    4.6—6.8216—235粗砂粘土质亚粘土粗砂为主4—761.5—71.68
    1.5—4.6235—255砂砾石垃圾砂砾石为主2—471.6—81.59
    <1.5>255卵砾石非胀缩和非凝聚性粘土卵砾石为主<2>81.510
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    地下水中含有大量的可溶性物质,但同时也含有一定量对人体危害较大的污染物质,各类污染物质的容量有不同程度的差别[29]. 为了有效描述地下水中各组分所处的容量状态,提出了综合容量指数TCD. TCDi被定义为在地下水环境条件下,被测组分i的标准值与实测值的差值与其标准值的比值. 容量评价指数TCDi的物理意义是表示在不对当地地下水造成不良影响的前提下,允许地下水中i组分的容量值大小,容量指数的数值越大,表明在不对地下水造成不良影响的情况下可接受的污染物的量越多. 计算公式见(1)—(3)所示.

    TCDi=(CisCi)Cis (1)
    ¯TCDi=1nni=1TCDi (2)
    TCD=(¯TCDi2+TCD2g+TCD2m3 (3)

    式中,TCDi表示i组分的容量评价指数;Cis表示i组分的标准值;Ci表示i组分的实测值;TCD表示综合容量评价指数;TCDi表示各组分对应TCD的算术平均值,TCDm表示TCDi中的最大值,TCDg表示各组分TCDi中的次大值. 将综合容量评价指数TCD计算结果划分为5个评价等级,每个评价等级都对应于一种水环境状态和分值(见表2).

    表 2  容量指数评分标准
    Table 2.  Scoring criteria for capacity index
    TCD等级Rank水环境状态Water environment status分值Score
    0—0.2极易恶化5
    0.2—0.4极易污染4
    0.4—0.6易污染3
    0.6—0.8较易污染2
    >0.8不易污染1
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    瑞典学者Hakanson提出了潜在生态危害指数法,该方法用于评价重金属污染及其生态危害 [40-41]. 将重金属的生态效应、环境效应与毒理学有机结合在一起,用来综合反映重金属对生态环境的潜在危害程度. 公式如式(4):

    Ei=Tir×(Ci/C0i) (4)

    式中,CiC0i分别为重金属i的实测值和参比值;Tir为第i种重金属的毒性系数,重金属Cr、Hg、As的毒性响应系数分别取:2、40、10.

    综合潜在生态危害指数,见公式(5):

    RI=ni=1Ei (5)

    式中:RI为研究区域多种重金属的综合潜在生态危害指数;Ei为某种待测重金属i的潜在生态危害指数,生态危害程度划分见表3.

    表 3  潜在生态危害系数与综合潜在生态危害指数等级划分
    Table 3.  Classification of potential ecological hazard index and comprehensive potential ecological hazard index
    等级Rank潜在生态危害指数Potential ecological hazard index综合潜在生态危害指数Comprehensive potential ecological hazard index潜在生态危害程度Potential ecological hazard level
    1Ei40RI150轻微生态危害
    240<Ei80150<RI300中等生态危害
    380<Ei160300<RI600强生态危害
    4160<Ei320RI>600很强生态危害
    5Ei320极强生态危害
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    将地下水脆弱性指数DRASTIC、地下水污染物容量指数TCD和综合潜在生态危害指数RI相结合,通过整合处理得出研究区地下水污染风险指数R[24],然后采用自然分级法对地下水污染风险指数进行统计分析. 将地下水污染风险划分为低风险、较低风险、中等风险、较高风险和高风险5个等级,并依此绘制和划定研究区地下水污染风险分区图,如公式(6).

    R=DRASTIC×TCD×RI (6)

    根据采样过程中的实际测试,结合对研究区地质环境综合分析,依照地下水脆弱性评价表赋予地下水脆弱性各指标相应的值. 运用DRASTIC公式求得盐湖盆地地下水脆弱性指数范围为4.80—5.30. 指数越大,防污性能越低,地下水越容易受到污染;指数越小,防污性能越高. 根据地下水脆弱性和受污染程度分类标准,可判定盐湖盆地整体为中等脆弱性,属于中等受污染程度. 运用ArcGIS软件进行相应数据处理,绘制出研究区地下水脆弱性分区图(见图2a).

    图 2  地下水脆弱性(a)和特征污染物容量指数(b)分区
    Figure 2.  Groundwater vulnerability (a) and characteristic pollutant capacity index partition (b)

    研究区降水量时空分布极不均匀,夏季的降水量占全年的60%以上,多呈暴雨形式,冬季各月的降水量仅约占全年的1%,冬季呈现干旱少雨的特征. 由于贺兰山和巴乌拉山高原的地形作用,降水从东到西逐渐减少,贺兰山地区的降水超过400 mm,而西边的荒漠地区低于150 mm. 蒸发量从东边到西边呈上升趋势,是年降水量的4—12倍. 盐湖盆地的深度蒸发使得地下水出现盐渍化现象,地下水ρ(TDS)范围达到156—12140 mg·L−1之间,Cl/(Cl+HCO3)质量浓度比值全部>0.90,Na+/(Na++Ca2+)质量浓度比值范围在0.34—0.98之间,仅4个水样点Na+/(Na++Ca2+)比值<0.50,绝大多数水样点集中在右上角的虚线框内(见图3). 说明蒸发浓缩作用是决定吉兰泰盐湖盆地地下水主要离子含量的重要机制,而岩石风化、降水控制作用对研究区内地下水主要离子的含量影响十分微弱.

    图 3  吉兰泰盐湖盆地地下水Gibbs图
    Figure 3.  Gibbs plots of groundwater in Jilantai Salt Lake Basin

    采用自然分级法对地下水脆弱性指数进行统计分析,将中等脆弱性细化为5个类型,由图2a可见,在中等脆弱性的区域内吉兰泰盐湖西南部和吉兰泰镇东北部的地下水脆弱性最高,该区域土壤以沙土和细砂为主,含水层介质粒径大于细砂,地表污染物较易下渗到含水层对地下水造成影响. 吉兰泰盐湖附近地下水脆弱性相对较高,该地区位于盐湖附近地下水位较高,又由于该地区蒸发量大的特点,浅层地下水通过蒸发浓缩后污染物易得到富集,致使该地区地下水脆弱性相对较高. 贺兰山、宗别立镇、古拉本敖包镇的脆弱性处于相对较低的水平具有较高的防污能力,是由于该地区位于山区,地形坡度较大,含水层较深,地表污染物不易下渗到含水层,对地下水造成污染.

    对研究区采集的127个浅层地下水样品中部分重金属元素和毒性离子检测结果进行统计和汇总,见表4.

    表 4  盐湖盆地浅层地下水特征毒性元素含量统计分析
    Table 4.  Statistical analysis of characteristic toxic elements in shallow groundwater in the Salt Lake Basin
    元素Element含量范围/(mg·L−1)Content range平均值/(mg·L−1)Average value标准差Standard deviation变异系数/%Coefficient of variation地下水质量标准(GBT14848-2017)/(mg·L−1)Groundwater Quality Standards超标率/%Exceeding rate
    Cr0.0012—0.270.0380.048125.400.05022.05
    Hg0.0000020—0.00100.000200.0002098.700.00100
    As0.00011—0.0660.00470.0086183.500.01011.02
    F-0—46.182.774.95178.701.0062.20
    NO2-0—11.060.641.59248.701.0014.17
    NO3-0—48.473.128.76280.7020.004.72
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    表4可见,研究区被测浅层地下水样品中Cr、Hg、As、F、NO2、NO3共6种元素的平均含量分别为0.038、0.00020、0.0047、2.77、0.64、3.12 mg·L−1. 与《地下水质量标准》(GBT 14848-2017) 中Ⅲ类水水质指标相比较,被测的127个地下水采样点,除重金属Hg的含量在标准范围内外,其他元素均有个别点位超出标准限值. 其中,样品中F超标率最高,超标率为62.20%. 变异系数可反映采样总体中各样点之间的平均差异程度,被测采样点浅层地下水中Cr、Hg、As、F、NO2、NO3变异程度分别为125.40%、98.70%、183.50%、178.70%、248.70%、280.70%,Cr、As、F、NO2、NO3为强变异性,Hg为中等变异性,表明这6种元素含量值波动幅度大,连续性变化较差,受外界因素干扰较为明显. 通过采用公式(1—3)计算127个采样点浅层地下水特征污染物单组分容量评价指数和多组分容量评价指数. 以表4多组分容量评价指数划分标准为依据,运用ArcGIS软件克里格插值法计算和划定研究区的容量评价等级范围,见图2b. 由图 2b 可见,研究区浅层地下水特征污染物容量评价指标值均大于 0.60,即对应水环境风险等级为良好以上.锡林高勒镇西北部,吉兰泰镇东北部地下水易污染,巴音乌拉山、乌兰布和沙漠、贺 兰山、吉兰泰湖为山脉和湖泊,受人为因素干扰较小,地下水呈现不易被污染状态.

    研究区域干旱少雨,土壤类型属于其他,表层土壤样品pH大于7.5,重金属含量的描述性统计分析见表5. 由表5可知,土壤中重金属Cr、Hg、As的平均含量分别为26.32、0.17、11.77 mg·kg−1,与内蒙古当地土壤背景值相比较[32],Cr的平均含量在背景值范围内,Hg、As的平均含量分别超出背景值的4.25、1.57倍. 在56个采样点中,重金属Cr、Hg、As的超标率分别为5.36%、73.21%、73.21%. Cr、Hg、As含量的最大值高于背景值,而最小值低于背景值,表明研究区域土壤存在局部超标点或超标区域,与国家土壤标准值相比较,3种重金属元素含量均未超过《土壤环境质量 农用地土壤污染风险管控标准》(GB 15618-2018)风险筛选值的限值范围. Cr、Hg、As元素的变异系数分别为37.46%、94.12%、50.81%,3种重金属变异系数均在中等变异性范围内. 因此,可推断该区域重金属的累积不排除是受人为因素干扰所致. 注:(CV<10%为弱变异性,10%≤CV≤100%为中等变异性,CV>100%为强变异性).

    表 5  盐湖盆地土壤特征毒性元素含量统计分析(mg·kg−1
    Table 5.  Statistical analysis of soil characteristic toxic elements in the Salt Lake Basin
    毒性元素Toxic element最小值Min最大值Max均值Average标准差Standard deviation变异系数/%Coefficient of variation内蒙古自治区背景值Inner Mongolia Autonomous region background国家标准(GB15618-2018)National standard
    背景值Background超标率Exceeding rate标准值Standard超标率Exceeding rate
    Cr2.9055.2126.329.8637.4641.405.36%250.000
    Hg0.000.600.170.1694.120.0473.21%3.400
    As0.0021.7411.775.9850.817.5073.21%25.000
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    以内蒙古土壤环境背景值为评价标准,3种重金属潜在生态危害系数Ei值如表6所示.

    表 6  潜在生态危害指数评价结果
    Table 6.  Evaluation results of potential ecological hazard index
    元素ElementEiˉEi样品比例 Sample ratio
    轻微危害Minor hazard中等危害Moderate hazard强危害Strong hazard很强危害Very hazard极强危害Extremely hazard
    Cr0.14—2.671.27100%0000
    Hg1.59—601.48171.3626.79%14.29%19.64%14.29%25%
    As0—28.9815.69100%0000
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    RI¯RI样品比例 Sample ratio
    轻微危害Minor hazard中等危害Moderate hazard强危害Strong hazard很强危害Very hazard
    RI21.89—609.47188.3258.93%14.29%25%1.79%
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    表6可见,Cr、Hg、As的潜在生态危害系数平均值由大到小依次为Hg>As>Cr,土壤中Hg的平均潜在生态危害系数为171.36,呈中等、强、很强、极强危害程度样品数占总数的73.21%,潜在危害性较大,这与Hg毒性系数较大和污染程度严重相关,Cr、As的潜在生态危害系数均小于40,对土壤生态环境的危害属于轻微. Cr、Hg、As平均综合潜在生态危害系数为188.32,属于中等潜在生态危害程度,在盐湖盆地中有41.07%的样品点属于中等、强、很强潜在生态危害. 因此,应当注重土壤重金属污染源的控制以及土壤重金属的污染监测.

    运用ArcGIS及克里格插值法绘制单种重金属潜在生态危害指数和综合潜在生态危害指数分布图(见图4),进行研究区潜在生态危害的空间变化特征分析. 由图4可以看出,盐湖盆地Cr的生态危害系数由吉兰泰湖西南部向东北部呈梯度递增,巴音乌拉山周围和敖伦布拉格镇强度相对较高,其最大值为2.67,属于轻微生态危害,这可能与巴音乌拉山岩石风化水土流失有关. 吉兰泰盐湖盆地东南方向的锡林高勒镇和巴彦浩特镇附近Hg的生态危害系数较高,达到中等潜在生态危害,与张阿龙等对吉兰泰盐湖盆地土壤重金属研究结果相一致[11]. As生态风险系数整体处于轻微生态危害,强度较高的区域主要分布在锡林高勒镇、宗别立镇、吉兰泰镇、敖伦布拉格镇. 因此,可初步推断出As的潜在生态危害可能与当地居民人为活动因素干扰影响较为密切. 综合潜在生态危害程度由东北向西南部呈扇形递增,吉兰泰盐湖东南方向指数较大,这与Hg的生态危害系数空间分布相似,且与Hg潜在危害指数较大,在综合潜在生态危害中贡献率大有关.

    图 4  土壤特征污染物潜在生态危害指数图
    Figure 4.  Potential ecological hazard index of soil characteristic pollutants

    运用ArcGIS空间分析功能,将图23、5以概念模型(6)作为运算规则,进行整合处理得到各个区域的地下水污染危险指数R;运用自然分级方法对盐湖盆地地下水环境质量进行统计分析,并将其污染风险划分为低风险、较低风险、中等风险、较高风险和高风险5个级别,并绘制盐湖盆地地下水污染风险分区图,结果见图5.

    图 5  地下水污染风险分区
    Figure 5.  Groundwater pollution risk zoning

    图5可以发现,研究区域内吉兰泰盐湖西南部地下水风险等级呈梯度逐渐递增,锡林高勒镇西部处于高风险区域,较高风险区位于贺兰山西部和锡林高勒镇附近,贺兰山区域降水主要在该区域形成地表径流,在地表径流过程中累积了大量物质,由于该地区蒸发量大,径流污染物通过蒸发浓缩后入渗地下导致该区域地下水处于较高风险,其中较高风险及以上的面积占研究区总面积的25.77%,该区域内地下水脆弱性、地下水污染物容量指数、土壤毒性污染物风险指数均相对较高. 贺兰山的西南部、古拉本敖包镇、巴音乌拉山西南部处于中风险地段,面积占比为11.49%. 巴音乌拉山和贺兰山西南部附近地下水属于较低风险,面积占比为33.06%. 低风险区域主要分布在乌兰布和沙漠和吉兰泰镇,面积占比为29.68%,此区域主要处于沙漠地带,受人为干预较弱,同时此区域地下水容量指数和土壤毒性污染物潜在危害性处于相对较低的水平. 盐湖盆地处于西北寒旱区,面临严峻的水资源短缺问题. 因此,需要进一步加强地下水水位、水质、开采量、气候条件等监测监管工作. 在制定和实施地下水治理措施时,应当结合当前面临的地下水资源问题,充分考虑当地地理条件和当地的经济发展,设计直接且明确的可持续发展方案.

    (1)吉兰泰盐湖盆地下水脆弱性指数范围为4.80—5.30属于中等脆弱性,为中等受污染程度,盐湖西南部和东北部的地下水脆弱性相对较高,贺兰山、宗别立镇、古拉本敖包镇的脆弱性相对较低.

    (2)地下水样品中重金属Hg的含量在标准限值范围内,Cr、Hg、As、F、NO2、NO3元素均有超标现象,其中F超标率最高,达62.20%. 地下水特征污染物容量评价指标值均大于0.60,即对应水环境风险等级为良好以上. 锡林高勒镇西北部,吉兰泰镇东北部地下水易污染.

    (3)盐湖盆地土壤中Hg的平均潜在生态危害系数为171.36,达到中等生态危害程度,Hg呈中等以上危害程度样品数占总数的73.21%,潜在危害性较大. 综合潜在生态危害系数为188.32,属于中等潜在生态危害,在盐湖盆地中有41.07%的样品点属于中等、强、很强潜在生态危害. 土壤重金属对环境的影响具有一定的历史承载性和实际的连续性,未来应加强地表土壤重金属纵向迁移对地下水的影响.

    (4)应用地下水风险评价概念模型,对研究区域地下水进行污染风险评价,吉兰泰盐湖西南部地下水风险等级呈梯度逐渐递增,锡林高勒镇西部地下水整体处于较高风险及高风险. 其中,中风险区域面积占研究区域的11.49%,较高风险以上的面积占研究区域的25.77%. 建议加强对该区域地下水的监测并采取适当措施进行防治,必要时开展盐湖盆地地下水环境、地质环境、生态环境健康等方面研究,确保地下水可持续开发利用.

  • 图 1  东平湖湿地采样点的位置分布图

    Figure 1.  Distribution of sampling points in the wetland of Dongping LakeDongping Lake

    图 2  不同月份水体TDS含量箱体图

    Figure 2.  Box Chart of TDS Content in Different Months

    图 3  不同月份水体TDS空间分布特征

    Figure 3.  spatial distribution characteristics of TDS in different months

    图 4  不同月份水体的水化学piper图

    Figure 4.  Piper diagram of water chemistry in different months

    图 5  东平湖水化学Gibbs图

    Figure 5.  Gibbs chart of Dongping Lake

    表 1  东平湖4个月份的水化学参数

    Table 1.  Hydrochemical parameters of Dongping Lake in different months

    月份水温/℃TemperaturepHTDS/(mg·L−1)电导率/(μS·cm−1)ConductivityK+s/(mg·L−1)Na+/(mg·L−1)Ca2+/(mg·L−1)Mg2+/(mg·L−1)Cl/(mg·L−1)SO24/(mg·L−1)CO23/(mg·L−1)HCO3/(mg·L−1)
    4月169.0675115013574138932525148
    6月288.00722144635045411012716154
    8月307.49656131525754351812563167
    10月218.1980695533171241071673150
    月份水温/℃TemperaturepHTDS/(mg·L−1)电导率/(μS·cm−1)ConductivityK+s/(mg·L−1)Na+/(mg·L−1)Ca2+/(mg·L−1)Mg2+/(mg·L−1)Cl/(mg·L−1)SO24/(mg·L−1)CO23/(mg·L−1)HCO3/(mg·L−1)
    4月169.0675115013574138932525148
    6月288.00722144635045411012716154
    8月307.49656131525754351812563167
    10月218.1980695533171241071673150
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    表 2  各月份水化学参数相关系数矩阵

    Table 2.  Monthly matrix of correlation coefficients of hydrochemical parameters

    MonthindexTDSK+Na+Ca2+Mg2+CO23HCO3ClSO24
    4月K+−0.042
    Na+0.0010.627**
    Ca2+0.445**−0.281−0.319*
    Mg2+−0.0640.719**0.667**−0.231
    CO230.0630.391*0.524**0.0080.518**
    HCO30.386*0.706**0.603**0.0390.622**0.396*
    Cl−0.0650.650**0.563**−0.0210.841**0.428**0.477**
    SO24−0.0410.840**0.668**−0.362*0.857**0.517**0.676**0.650**
    6月K+−0.843**
    Na+−0.352*0.438**
    Ca2+−0.912**0.867**0.312*
    Mg2+−0.904**0.853**0.534**0.800**
    CO23−0.595**0.790**0.2550.645**0.676**
    HCO3−0.842**0.839**0.401*0.899**0.808**0.638**
    Cl−0.882**0.946**0.511**0.885**0.939**0.762**0.854**
    SO24−0.926**0.887**0.511**0.892**0.963**0.703**0.836**0.956**
    8月K+0.495**
    Na+0.613**0.463**
    Ca2+−0.320*−0.03−0.184
    8月Mg2+0.015−0.089−0.14−0.394*
    CO230.056−0.0810.326*−0.351*−0.062
    HCO30.2720.621**−0.018−0.1580.07−0.357*
    Cl0.363*0.270.652**−0.184−0.0680.2090.12
    SO24−0.131−0.523**−0.1780.1650.155−0.117−0.324*−0.079
    10月K+0.121
    Na+0.010.203
    Ca2+0.188−0.104−0.223
    Mg2+−0.1830.006−0.002−0.390*
    CO230.020.03−0.1090.177−0.11
    HCO30.083−0.0940.1340.1110.110.183
    Cl0.356*0.2760.080.034−0.0110.016−0.08
    SO24−0.313*0.0420.168−0.1960.585**−0.0670.051−0.018
      ** P<0.01, P<0.05.
    MonthindexTDSK+Na+Ca2+Mg2+CO23HCO3ClSO24
    4月K+−0.042
    Na+0.0010.627**
    Ca2+0.445**−0.281−0.319*
    Mg2+−0.0640.719**0.667**−0.231
    CO230.0630.391*0.524**0.0080.518**
    HCO30.386*0.706**0.603**0.0390.622**0.396*
    Cl−0.0650.650**0.563**−0.0210.841**0.428**0.477**
    SO24−0.0410.840**0.668**−0.362*0.857**0.517**0.676**0.650**
    6月K+−0.843**
    Na+−0.352*0.438**
    Ca2+−0.912**0.867**0.312*
    Mg2+−0.904**0.853**0.534**0.800**
    CO23−0.595**0.790**0.2550.645**0.676**
    HCO3−0.842**0.839**0.401*0.899**0.808**0.638**
    Cl−0.882**0.946**0.511**0.885**0.939**0.762**0.854**
    SO24−0.926**0.887**0.511**0.892**0.963**0.703**0.836**0.956**
    8月K+0.495**
    Na+0.613**0.463**
    Ca2+−0.320*−0.03−0.184
    8月Mg2+0.015−0.089−0.14−0.394*
    CO230.056−0.0810.326*−0.351*−0.062
    HCO30.2720.621**−0.018−0.1580.07−0.357*
    Cl0.363*0.270.652**−0.184−0.0680.2090.12
    SO24−0.131−0.523**−0.1780.1650.155−0.117−0.324*−0.079
    10月K+0.121
    Na+0.010.203
    Ca2+0.188−0.104−0.223
    Mg2+−0.1830.006−0.002−0.390*
    CO230.020.03−0.1090.177−0.11
    HCO30.083−0.0940.1340.1110.110.183
    Cl0.356*0.2760.080.034−0.0110.016−0.08
    SO24−0.313*0.0420.168−0.1960.585**−0.0670.051−0.018
      ** P<0.01, P<0.05.
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出版历程
  • 收稿日期:  2019-12-25
  • 刊出日期:  2021-05-27
张丽, 陈永金, 刘加珍, 逯尧, 刘承志, 许婕, 贾一灿, 吕军生. 东平湖水化学特征及成因分析[J]. 环境化学, 2021, 40(5): 1490-1502. doi: 10.7524/j.issn.0254-6108.2019122502
引用本文: 张丽, 陈永金, 刘加珍, 逯尧, 刘承志, 许婕, 贾一灿, 吕军生. 东平湖水化学特征及成因分析[J]. 环境化学, 2021, 40(5): 1490-1502. doi: 10.7524/j.issn.0254-6108.2019122502
ZHANG Li, CHEN Yongjin, LIU Jiazhen, LU Yao, LIU Chengzhi, XU Jie, JIA Yican, LYU Junsheng. Analysis on hydrochemical characteristics and causes of Dongping Lake[J]. Environmental Chemistry, 2021, 40(5): 1490-1502. doi: 10.7524/j.issn.0254-6108.2019122502
Citation: ZHANG Li, CHEN Yongjin, LIU Jiazhen, LU Yao, LIU Chengzhi, XU Jie, JIA Yican, LYU Junsheng. Analysis on hydrochemical characteristics and causes of Dongping Lake[J]. Environmental Chemistry, 2021, 40(5): 1490-1502. doi: 10.7524/j.issn.0254-6108.2019122502

东平湖水化学特征及成因分析

基金项目:
国家科技支撑计划项目(2014BAC15B02),国家级大学生创新训练项目(201810447023,201910447022)和聊城大学大学生创新训练项目(cxcy2019y063)资助

摘要: 地表水化学参数特征及其成因分析是地表水资源评价与管理的重要组成部分。为研究泰安市东平湖水化学特征及成因,采用空间插值、Piper三线图、Gibbs图以及相关性分析等方法,探讨了研究区不同月份、不同类型东平湖地表水水化学组份特征及影响因素、各离子的来源等问题。结果显示,东平湖湖水属于碱性水体,TDS时空分布差异显著,10月份总体浓度最高,8月份最低;6月湖区TDS含量从湖区东南向西北逐渐递增,10月从湖心向南北两侧逐渐递增。研究区湖水主要水化学类型由SO4-Na→SO4- Na·Ca·Mg→SO4-Ca型转变,该地区地表水的水化学类型易多变;水体中阳离子以Na+为主,Ca2+稍次之,阴离子以SO24为主;水体中K+和Na+来源于大气环流所携带的海盐,HCO3和Mg2+可能来自白云岩等碳酸盐岩或黑云母的风化溶解,SO24则主要来源于人类活动,少量来自石膏溶解, Ca2+则来源于钙长石的风化以及石膏的溶解。由此可见,东平湖水体离子组分基本来源于蒸发结晶,部分组分来源于岩石风化,大气降水的输入作用十分微弱。

English Abstract

  • 湖泊和河流是生活、农业和工业用水的重要来源之一,作为海洋和陆地物质循环的关键性纽带,在全球生物地球化学循环中起着关键作用[1]。水体离子组成主要受蒸发-结晶、风化作用、侵蚀、大气降水以及人类活动等因素的影响,且离子间存在一定的相关关系[2],相关研究指出,我国东部地区如长江等水系主要离子化学特征受碳酸盐和蒸发岩矿物影响较大[3],西部地区如新疆祁漫塔格地区[4],喀什噶尔河流域[5]以及艾比湖流域[6]受岩石风化溶解和蒸发-浓缩作用的影响较大,其他区域如漓江流域,岩石风化溶解对河水中主要离子的影响较大,另外还受一定的人类活动的影响[7]。水体中的化学离子是水化学研究的重要内容,水化学组成是水体在大气、土壤等循环过程中与其所处的周边环境长时间相互作用的结果[8],其成分组成可以对地表风化作用过程和水体自身的迁移和转化过程具有一定的指示作用,而且还可以反映区域水化学元素的来源、组成及含量特征[59],水化学组成成分已经成为影响社会发展和人类生存的重要问题而受到普遍关注。

    近几年来,对于东平湖环境方面研究的学者较多,主要集中于土壤、沉积物以及水体同位素等方面[10-18],但是针对其水化学方面的探索却鲜有报道。在过去的几十年里,东平湖水类型由碳酸盐型(CCaCCa)转变成为硫酸盐型(SCaSCa[19],溶解性硫酸盐变成该地表水中重要的组分,硫酸根参与了碳酸盐岩风化过程,与大气中CO2的释放过程有着密切的关系,从而对全球碳循环产生影响,所以,硫酸盐的来源解析是需要关注的问题[1],另外,离子组成的来源也至关重要。

    本文运用空间插值法、数理统计法、Piper三线图、箱型图、相关系数分析以及Gibbs图等方法分析了东平湖主要的水化学参数特征及成因,不但对浅水湖泊与多河流水环境的关系研究具有理论意义,也对缓解北方部分地区水资源短缺问题具有重要的战略意义[20],比如为南水北调东线工程河流-湖泊水资源的合理配置提供科技支撑;除此之外,还可以为今后研究我国东平湖区域以及其他地区地表水的水化学变化、水质特征、合理利用以及对水资源的保护提供依据。

  • 东平湖(35°30′—36°20′N,116°00′—116°30′E)位于山东东平县的西部[21],地处黄河与汶河冲积平原相交的条状洼地处[16],东通清河,西连黄河,北起清河口门,南至金线岭围堤,是山东省第二大淡水湖,形似锤[22],湖区总面积约627 km2,常年水面124.3 km2,平均水深2.5 m,蓄水总量3亿m3,东平湖分老湖区与滞洪区两部分,中以二级湖堤分开[23]。老湖区在东北部,面积约209 km2,常年蓄水,即一般所称的东平湖。研究区湖泊所在地为暖温带大陆性半湿润季风气候[24],年均气温为13.30 ℃,年均降水量为640.50 mm[25]。东平湖作为山东省第二大湖泊以及南水北调东线工程重要的调蓄枢纽,在黄河洪峰削峰蓄洪、南水北调工程蓄水、保障区域生态环境安全等方面都具有重要作用[26]

  • 先后于2018年4月、6月、8月、10月对东平湖及周边进行实地考察并进行水质监测和采集,野外采样区域主要包括东平湖湖区、柳长河、小清河、大清河及黄河等,采集水样数量分别为76、84、84、85个。在出发之前都先做好采样点与调查点位置图(图1),对于湖周的水样采集可以利用校对好的GPS测量仪沿湖取点采集,使用采水器进行采水,首先利用便携式温度计(采用美国M316P型便携式电导率仪)测量水温、用TDS测量仪测量TDS等参数,用pH计(采用国产SX620型便携式酸度计)测量pH,随后再用聚乙烯透明塑料瓶采集现场水样用签字笔做好标记,且注意采样前至少润洗3次塑料瓶,随时记录好周边的环境,对于湖心样品的采集要用同样的方法乘船采集。带回实验室的水样进行检测时,首先对水样进行过滤,将过滤好的水样装瓶备用,然后进行水化学组成(Na+ 、Ca2+、Mg2+、K+HCO3CO23SO24、Cl)的分析测试:Na+ 、K+用火焰光度计进行测定,CO23、HCO采用双指标滴定法测定,C1采用硝酸银滴定法测定,Ca2+、Mg2+SO24采用EDTA容量法等。

    根据实际地形和野外调查的GPS数据运用ArcGIS 10绘制采样点示意图,运用ArcGIS 10中的普通克里格插值方法(Kriging)进行空间插值;运用piper三线图图软件绘制的piper图;运用Origin 2015绘制的箱型图;运用SPSS 18软件统计的相关系数矩阵;运用Excel 2010 绘制的Gibbs图以及其他图表。

  • 通过对不同时期东平湖水化学组成进行分析得(表1),4月阳离子质量浓度由大到小依次为Na+ > Ca2+ > Mg2+ >K+,阴离子质量浓度由大到小依次为SO24>HCO3>Cl>CO23。阳离子质量浓度的平均值依次为57、41、38、3 mg·L−1,阴离子质量浓度平均值依次为252、148、93、5 mg· L−1。6月阳离子质量浓度由大到小依次为Na+>Ca2+>Mg2+>K+,阴离子质量浓度由大到小依次为SO24>HCO3>Cl>CO23。阳离子质量浓度的平均值依次为50、45、41、3 mg· L−1,阴离子质量浓度平均值依次为271、154、101、6 mg· L−1。8月阳离子质量浓度由大到小依次为Na+ > Ca2+ > Mg2+ >K+,阴离子质量浓度由大到小依次为SO24>Cl>HCO3>CO23.阳离子质量浓度的平均值依次为57、54、35、2 mg·L−1,阴离子质量浓度的平均值依次为256、181、167、3 mg·L−1。10月阳离子质量浓度由大到小依次为Ca2+>Na+>Mg2+>K+,阴离子质量浓度由大到小依次为SO24>HCO3>Cl>CO23。阳离子质量浓度的平均值依次为71、31、24、3 mg· L−1,阴离子质量浓度平均值为167、150、107、3 mg·L−1

    4月和8月SO24含量接近,说明这两个月湖区水质状况近似;10月份 Ca2+含量最高,这主要由于大清河上游河水中钙离子含量较高;8月Cl含量最高,分析原因发现,8 月降雨量增加以及湖区旅游活动频繁,Cl会在降水形成的地表径流的作用下从地表土壤进入湖区,再者8月份该地区旅游业较发达人为的增加了湖水的Cl含量。

    pH和TDS是反应水中酸碱综合平衡和溶质质量的指标。由表1可知,4月的平均TDS为751 mg·L−1,电导率为1501 μS·cm−1,6月平均TDS为722 mg·l−L,电导率为1446 μS·cm−1,8月平均TDS为656 mg·L−1,电导率为1315 μS·cm−1,10月平均TDS为806 mg·L−1,电导率为955 μS·cm−1。一般情况下,电导率越高,盐分越高,TDS越高。在不同的采样地点所测得的TDS的最大值和最小值相差较大,但是从总体水平上看,各个季节的相差水平不大,其中电导率在一年中前几个月差别略微,但10月数值显著降低。就pH看,4月水体pH9.06,6月pH8.00,8月pH7.49,10月pH8.19,由此可知,研究区水体pH数值在7—9范围附近波动,4月水体的碱性最大,6、8月由于降水等原因数值明显下降,呈现弱碱性,10月pH又略微提高,总体来看呈现碱性且在丰水期有下降趋势,淡水和微咸水各占54.5%和45.5%[27]。研究区域在采样期间温度均保持在20 ℃左右,湖面蒸发较大,且随着湖水温度的不断提高和湖面蒸发的不断增大,各种化学离子浓度亦呈现出不断升高的趋势。

  • TDS能够代表水中溶质质量的综合特征[28],具有一定的代表性,若单独分析各离子会相对繁琐,此外,TDS和电导率相关性极高[29],且pH和水温的变化不明显,因此只选择TDS进行分析。

    为了排除异常值对数据的干扰,并有效比较数据的分布规律,用Origin 2015软件将所得数据绘制于箱形图中,分析东平湖水中 TDS 含量统计特征[29]。从图2中可以看出,不同月份水体的 TDS 值分布存在较明显差别,从整体来看,8月TDS值范围分布的最为集中且水体TDS含量最少,为710—785 mg·L−1,6月分布最为分散,TDS范围为635—899 mg·L−1,其次为4月,其TDS范围为710—785 mg·L−1,水体TDS在10月份含量最高,其范围为786—836 mg·L−1,分析各月的离散程度,可知各研究月份东平湖水水体TDS都存在远离四分位值达1.5倍四分位距的异常值。研究区水体的TDS值均高于世界主要大河的均值(283 mg·L−1)[30],也高于文泽伟等[31]研究的龙江-柳江-西江流域4月份和10月份的TDS均值(分别为204.81 mg·L−1和234.20 mg·L−1)。

    根据研究区湖区TDS空间插值变化(图3)可得,4月至10月东平湖湖区TDS空间分布差异较大。从4月湖区TDS的空间分布图可知,柳长河入湖口处TDS含量最低,在673.40—722.24 mg·L−1 之间,而湖区TDS最高,出现在湖心岛东侧水域和腊山附近,并且围绕最高值形成了一个高值区[32],该区域菹草生长旺盛而且面积狭小,水流速度缓慢,使得水中溶解大量物质。6月湖区TDS含量由西北向东南呈递减趋势,最小值位于大清河入湖口处,为245 mg·L−1,这说明大清河上游河水中溶解性物质较少,TDS含量较低;最高值出现在小清河出湖口附近,该处由于大量湖水流经此处而且水域面积狭小,造成水中物质沉积,水速相对变缓;导致湖区西部水域 TDS含量较高的原因是由于湖区采沙和开挖航道活动频繁,使得底泥中的溶解性物质大量的溶解到湖水中[32]。8月份图像中呈现出从西北向东南延伸的条带状高值区,在大清河入湖口处和戴庙镇附近水域TDS值最低,说明该处水流速度快,水中溶解物质较少。10月份湖区TDS呈现南北两侧高,中间低的趋势,最低值出现在大清河入湖口处,研究期间大清河属于汛期,河水水量较多,大量的河水从上游涌入湖区,且该河水TDS含量低,流动速度较快,停留时间短,使得入湖口处TDS含量较低;最高值出现在小清河出湖口处和柳长河入湖口处,柳长河是南水北调东线工程从南四湖向东平湖输水的主要河道,在7月初邓楼和八里湾泵站停止工作[32],导致该水域水流速度慢,水中溶解物较多,湖区北部水域狭窄,大量湖水从此处流出,导致北部水体停留时间较长,所以这两处水域 TDS含量较高,表明南水北调工程对东平湖有改善水质的作用。

  • 图4得出,4月湖水的主要水化学类型是SO4-Na、SO4-Ca·Mg 型;河水的主要水化学类型是SO4-Ca、HCO3·SO4-Ca型;大坝水的主要水化学类型是SO4-Ca型。6月湖水的主要水化学类型为SO4-Na·Ca·Mg 型;河水的主要水化学类型是SO4-Na·Ca·Mg 型;大坝水的主要水化学类型是SO4-Ca型。8月湖水的主要水化学类型是SO4-Na、SO4-Ca·Mg 型;河水的主要水化学类型是SO4-Ca 型;大坝水的主要水化学类型是SO4-Ca型。10月湖水的主要水化学类型为SO4-Ca 型;河水的主要水化学类型是HCO3·SO4-Ca 型;大坝水的主要水化学类型是SO4-Ca型。在所分析的水样中,阳离子Na+含量最高,Ca2+稍次之,阴离子SO42-含量最高,研究区水域优势阳离子和窟野河流域地表水[33]相同,阴离子却不同,且只有4月份河水的水化学类型与之相似。湖泊水化学的类型一般会遵循碳酸盐型-硫酸钠型-硫酸镁型-氯化物型的演化规律[34],所以根据水化学类型可以确定东平湖已经处于湖泊演化的中间阶段,属于较为成熟的湖泊。

  • 通过水化学参数相关性分析,可大致推断出各离子之间的关系及来源[35]。用SPSS 18软件统计数据,大致可知,TDS与各离子之间的相关系数较为密切。各月份水化学参数相关系数矩阵见表2.

    由4月的数值可以得出,K+和Na+、Mg2+、Cl之间都具极显著相关性;HCO3和Na+、K+、Mg2+的相关性系数较大。由6月的数值可以得出,TDS和K+、Ca2+、Mg2+CO23HCO3、ClSO24都有着极显著负相关性,相关性系数依次为−0.843、−0.912、−0.904、−0.595、−0.842、−0.882、−0.926,说明这些离子对TDS的贡献较大,尤其是Ca2+、Mg2+SO24相关系数均在−0.9以上,说明这3种离子对TDS的贡献起着决定性的作用。在8月中,Ca2+CO23的相关性系数较大。在10月中,TDS与ClSO24显著相关,SO24和Mg2+的相关性较强,为0.585,其他各离子之间没有极显著相关性。

    由相关性分析可得,K和Na普遍具有较强的相关性,具有相似的来源,东平湖水4月Cl/Na数值为1.61,6月Cl/Na值为2.03,8月Cl/Na值为3.20,10月Cl/Na值为3.49,要高于世界海水比值(Cl/Na=1.15)[36],这表明大气环流所携带的海盐对湖水离子组分贡献率很大,并且一年内随月份增加贡献率趋势逐渐增大。K+一般来源于云母、钾长石等的风化,湖水水体中K/Na比值在4个月份的变化范围为0.041—0.084,平均值为0.061,表明研究区Na明显比K高,说明对于一部分钾长石可能并未完全风化,其风化程度很低[3]。研究区HCO3和Mg2+可能来源于白云岩等碳酸盐岩或黑云母的风化溶解,对于SO24,在6月与Ca2+的相关性为0.892,4月份是显著负相关,其他月份均没有明显的相关性,表明除了6月强烈的风化作用使得部分石膏溶解,主要还是来源于人类活动,说明人类活动对水化学的影响在枯水期较汛期更显著一些[37]。硅酸岩流域水体中的Ca2+主要来源于钙长石的风化[38],在10月其作为湖水的主要阳离子,表明钙长石风化也是区域主要的风化过程,同时也说明大清河上游河水中钙离子含量较高。

    东平湖地区地表水类型较复杂多变,阴离子硫酸盐的浓度很高,主要原因是强烈的蒸发作用蒸发岩溶解等以及外源贡献[39],其中主要是由于东平湖附近工矿业或者是农业种植等人为活动的影响带来的有机污染物所致[40-41],农业生产中使用农药、化肥、农膜、农作物秸秆,农村生活污水、生活垃圾及畜禽养殖造成的污染等会对地表水环境造成污染,[42]该研究区的部分离子来源与高店子幅地表水[43]和神府榆矿区[44]窟野河类型以及任孝宗[45]等研究的浑善达克沙地东部地区天然水体也有类似之处,但与泾河支流地表水[37]类型有较大差异,主要因后者水体阴离子中Cl含量较高。

  • 在不考虑人为因素下,Gibbs模式图解常用来识别自然水体中各离子的起源,如岩石风化、大气降水和蒸发结晶作用[46]。Gibbs半对数坐标图纵坐标为对数坐标,表示水体中溶解性离子TDS的总量;横坐标为普通坐标,用Na+/(Na++Ca2+)或Cl/(Cl+HCO3−)的比值表示。从整体上来看,在Gibbs图(图5)中,水样点多分布在图的中上部,TDS值较高,大多在600—800之间,Na+/(Na++Ca2+)或Cl /(Cl+HCO3−)比值在0.2—0.8之间分布不等,表明东平湖及其周边水体各离子的来源基本上都来自蒸发结晶,部分来自岩石风化,大气降水的输入作用十分微弱;另外大部分水样的水化学组成分布在Gibbs图内,但也有部分水样在Gibbs图外[37],说明水化学组分还受到一定程度的季风气候和人为干扰的影响[44]

    对于东平湖水在4月,阴阳离子比值大都分布在0.2—0.7之间分布,有较高TDS范围,以蒸发结晶影响为主,以岩石风化作用为辅;对于湖周边的河水则主要受岩石风化以及人为活动的影响;大坝(主指戴村坝)则主要受人为活动的影响。在6月,对于东平湖水及其周边河水阳离子比值分布较为集中,且TDS含量很高,表示该地表水阳离子主要受强烈的蒸发作用,而对于阴离子比值则较为分散,比值在0.2—0.6范围内,同样的TDS含量很高,说明该处地表水阴离子来源较为分散,同时受岩石风化、蒸发结晶和人类活动影响的作用。然而8月的阴阳离子起源恰好和6月相反:阳离子多来自岩石风化,阴离子多来自蒸发结晶,对于10月,阳离子比值数据点往右偏移,因此研究区水化学受蒸发浓缩作用的影响强于岩石风化作用,湖水相对于河水受蒸发浓缩作用更明显,而由阴离子比值图则可以看出研究区水化学主要受岩石风化和人为因素的影响,并且阳离子比值要明显大于阴离子比值,说明了阴阳离子的起源具有明显的差别。

    研究区各水体在Gibbs图上分布相对集中,表明不同水体的离子成分有相同的来源、补给源,且相互之间水力联系密切[47]。研究区水体离子组分主要来源于蒸发结晶,部分组分来源于岩石风化, 大气降水的输入作用十分微弱,且由于地表水的水-岩作用时间短,二氧化碳供给充分,因而来自岩石风化的部分多来自于碳酸盐岩风化。该地区4月和10月为春秋季节,降水较少,径流量及降水量减少,地表水被稀释作用影响较小,同时受到人为活动的影响较大;6月和8月为夏季,降水较多,流量和降水的增加稀释了人为因素对水体造成的影响[16],所以对于东平湖地区,人为活动的影响春秋季节大于夏季。此结果与李瑞[48]、朱世丹[6]等研究的艾比湖区域地表水化学来源类似,说明地表水化学起源都大同小异。

  • (1)东平湖地表水整体呈现碱性,地表水阳离子中Na+和Ca2+占主导地位,阴离子中SO24占主导地位;研究区地表水TDS和总硬度总体偏高,TDS时空分布差异显著,8月份的TDS值明显低于其他3个月份,10月份总体浓度最高,6月湖区TDS含量从湖区西北向东南逐渐递减,10月从湖心向南北两侧逐渐递增。对于TDS的研究得南水北调东线工程的通水有利于东平湖湖水环境的改善。

    (2)研究区地表水湖水的主要水化学类型由SO4-Na→SO4-Ca·Mg→SO4-Ca型转变;河水的主要水化学类型是SO4-Ca、SO4-Ca·Mg 型;大坝水的主要水化学类型是SO4-Ca型。水体K+ 和Na+来源于大气环流所携带的海盐,HCO3和Mg2+可能来源于白云岩等碳酸盐岩或黑云母的风化溶解,SO24则主要来源于人类活动,少量来自石膏溶解, Ca2+则来源于钙长石的风化以及石膏的溶解。

    (3)研究区水体离子组分主要来源于蒸发结晶,部分组分来源于岩石风化,大气降水的输入作用十分微弱,另外受到人为活动的影响较大。

参考文献 (48)

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