2021, Vol. 29
2. 中国科学院大学 北京 100049;
3. 中国科学院地理科学与资源研究所/中国科学院陆地水循环及地表过程重点实验室 北京 100101;
4. 中山大学地理与规划学院 广州 510275
2. University of Chinese Academy of Sciences, Beijing 100049, China;
3. Key Laboratory of Water Cycle and Related Land Surface Processes, Chinese Academy of Sciences/Institute of Geographical Sciences and Natural Resources Research, Chinese Academy of Sciences, Beijing 100101, China;
4. School of Geography and Planning, Sun Yat-sen University, Guangzhou 510275, China
农业过量施肥以及城市化进程中大量氮素排放进入土壤和地下水, 造成地下水硝酸盐普遍升高是地下水污染中最突出的问题之一[1-2]。特别在美国高平原、印度恒河流域以及中国北方等集中农业区, 超采造成地下水水位下降、包气带厚度增加; 而过量施肥进一步增加了单位面积土壤包气带中硝酸盐储量, 使氮素淋失进入地下水的风险升高[3-4]。因此, 明确农业流域地下水硝酸盐污染形成原因和来源对合理的土地利用管理及水环境保护具有重要意义, 这也是近年来国内外研究者广泛关注的热点问题。
白洋淀地处雄安新区规划的核心范围, 所在流域上游工农业和生活水平发展速度较快, 对新区水环境的影响较大。白洋淀上游山前平原为农业高产区, 据2008年数据统计, 小麦(Triticum aestivum)-玉米(Zea mays)轮作、林果和蔬菜面积分别占平原区总面积的43.0%、13.8%和7.5%。研究表明化肥和有机肥等来源的农业面源污染是流域水体中氮磷含量升高的主要因素和驱动力, 对白洋淀生态环境造成较大的威胁[5-7]。Yang等[7]研究也表明流域内75%~82%的氮和66%~88%的磷是来自农业面源污染。近几十年来受人类活动的强烈影响, 白洋淀流域水循环发生了很大变化, 上游地下水超采使该区域地下水下降速率达0.5~1.0 m·a-1[8], 过量氮素储存于包气带土壤中, 在气候变化条件下可能进入地下水造成污染[9]。此外, 地表水已经成为地下水的直接补给源[9-10], 集中工业和生活污水来源的氮素通过排入河道、污水灌溉或暴雨径流等方式进入土壤和地表水体, 间接影响地下水硝酸盐浓度。可见, 受工业、生活污水排放以及农田肥料施用等点、面源污染综合影响, 白洋淀流域地下水硝酸盐的来源多样; 同时, 还受包气带厚度、包气带岩性结构以及水文地质条件等多种因素的影响[11], 地下水硝酸盐来源较为复杂, 地下水硝酸盐分布的区域差异性较大。由于白洋淀流域上游河-水库及下游河-湖淀与地下水系统水力联系密切, 因此, 从全流域尺度明确地下水硝酸盐分布特征、影响因素以及硝酸盐来源, 对农业面源污染防控及雄安新区水环境安全保障非常重要。
前人对白洋淀及其上游入淀河流的水质变化规律[12-14]、土壤氮淋溶规律[15-16]以及不同水体的硝酸盐迁移转化机制[17]等开展了大量研究。然而针对地下水硝酸盐变化特征及其来源的研究较为有限[5, 9, 18-19]。虽然过去已有研究指出华北山区-平原过渡带、华北平原农田施肥是地下水硝酸盐浓度上升的普遍原因, 但是对白洋淀全流域尺度地下水硝酸盐的分布特征仍不明确, 对山区、山前平原地下水超采区、淀区周边等不同区域地下水硝酸盐来源差异性特征的认识仍然不足。
因此, 本研究基于白洋淀流域2008—2014年地下水硝酸盐调查数据, 结合2016年和2017年对白洋淀流域平原区(包括典型污水河周边)地下水的调查采样数据, 利用水化学和硝酸盐氮同位素, 解析白洋淀全流域尺度地下水硝酸盐时空分布的区域差异性特征, 揭示不同区域影响地下水硝酸盐变化的主要因素和来源, 由此提出防控白洋淀流域地下水硝酸盐污染、保障新区水环境安全的对策和建议。
1 研究方法 1.1 研究区概况白洋淀流域位于华北平原中部(113°40′~ 116°30′E, 38°01′~40°04′N), 总面积3.12×104 km2, 其中平原区面积1.24×104 km2(图 1)。地势西北高东南低, 西部为山区、东部为平原区, 雄安新区位于流域下游汇水区。平原区是由许多大小不等的冲积扇构成, 根据成因可划分为洪积扇及扇间阶地(本文统一简写为“洪积扇”)、冲洪积扇、冲洪积平原、河道带、湖泊与洼地区(图 1)。多年平均降雨量554 mm, 降水年内分布不均, 75%左右的降水集中在雨季(6—9月份), 多年平均蒸发量为1050 mm[20]。
|
图 1 白洋淀流域地形地貌和采样点(图中圆点)分布图 Fig. 1 Map of geographic location and topography and distribution of sampling points (dots in the figure) of the Lake Baiyangdian (BYD) watershed |
白洋淀流域属于大清河水系, 入淀河流包括潴龙河、孝义河、唐河、府河、漕河、瀑河、清水河、萍河和白沟引河, 史称“九河末梢”。20世纪60年代以后, 上游山区陆续修建了安各庄水库、王快水库、西大洋水库、龙门水库、口头水库、横山岭水库6座大型水库及其他中小型水库, 总库容36亿m3, 水库拦水使得平原区大多数河流干涸。府河为唯一一条常年有水的河流, 主要承接保定市生活污水和工业废水, 主要污染物是氨氮、总磷等[12, 21]。唐河污水库修建于1975年, 紧邻唐河河道, 与白洋淀仅“一闸之隔”, 对周边地下水水质影响较大[9, 22]。直至2011年, 唐河污水库排放污水量减少, 至2017年污水库存余污水全部净化处理。
平原区的第4系含水层根据地质、水文地质特征由上而下划分为第1含水组(潜水)、第2含水组(微承压水)、第3含水组(承压水)、第4含水组(承压水)(图 2)。含水层主要为冲洪积卵砾石、中粗砂及细砂。山前平原地带以冲洪积或冰川-冰水沉积相的砾卵石、中粗砂为主。中部平原以冲积-湖积的中细砂、细砂为主[23]。其中第1和第2含水组为浅层含水层, 第3和第4含水组为深层含水层。浅层和深层含水层水力联系较弱, 本文针对的地下水硝酸盐研究主要指浅层地下水。
|
图 2 研究区水文地质剖面图[23](见图 1剖面E-E′位置) Fig. 2 Overview of the typical hydrogeological section (the section E-E′ in the figure 1) of the study area |
本研究针对白洋淀全流域地下水硝酸盐进行分析, 同时由于地表水-地下水相互作用关系影响, 分析也包括地表水采样点。采样点分布图见图 1。
选择上游沙河流域和北易水河流域河谷冲积含水层地下水分别作为山区和山区平原过渡带地下水硝酸盐的典型区域(地理位置见图 1); 选择下游平原区府河和唐河污水库及周边地下水作为典型生活和工业污水影响的代表区域。沙河流域的水样采集沿沙河从上游到下游分布, 采样时间为2011年6月和2014年7月, 分别代表雨季前和雨季中; 北易水河流域水样采集时间为2008年9月、2009年6月和2010年5月, 用于分析雨季前后的地下水硝酸盐特征。府河及周边地下水采样时间为2014年7月、2016年6月、2016年12月和2017年6月, 用于分析雨季前、中、后的地下水硝酸盐特征; 唐河污水库及周边地下水采样时间分别为2008年9月、2009年6月、2011年6月和2017年6月, 其中2017年6月已经无地表污水排放, 采样时间包括污水治理前后年份和雨季前后。以上2008年、2009年和2014年的采样数据分别引自Wang等[18]、Wang等[19]、孔晓乐等[24]和梁慧雅等[25]的研究结果, 其余数据为本研究最新获取数据。为进一步认识白洋淀流域平原区地下水硝酸盐分布特征和来源, 收集了2010年5月淀区西部平原区地下水采样点45个, 并于2016年12月补充采集了整个平原区的地下水采样点共130个。现场测定pH、水温(T)、电导率(EC)、氧化还原电位(Orp)等参数。
采样前抽水3 min左右, 用50 mL塑料瓶采集水样, 密封好带回实验室, 放于4℃以下冰箱保存。室内分析在中国科学院遗传与发育生物学研究所农业资源研究中心中国科学院农业水资源重点实验室进行, 水样过滤稀释后采用离子色谱(ICS-2100, Dionex, 美国)分析NO3-等相关水化学离子含量, 分析精度通过阴阳离子平衡验证, 保证误差范围在5%以内的可信度。2016年以前采集的δ15N同位素样品采用氯离子树脂方法获取水样中的NO3-, 利用AgNO3方法进行δ15N同位素分析前处理[26]。2016年以后采集的δ15N同位素数据在中国农业科学院环境稳定同位素实验室测定, 在水样品中添加缺乏N2O活性酶的反硝化细菌, 对其作用生成的N2O气体进行分离和提纯, 利用气体质谱仪测定氮同位素[27]。δ15N同位素结果表示为:
| $ {\delta ^{15}}{\rm{N}} = \left[ {{{\left( {^{15}{\rm{N}}{/^{14}}{\rm{N}}} \right)}_{{\rm{sample}}}}/\left( {^{15}{\rm{N}}{/^{14}}{\rm{N}}} \right)_{{\rm{standard}}} - 1} \right] \times 1000 $ | (1) |
图 3是白洋淀流域地下水硝酸盐浓度分布图, 图 4是不同时期不同地区地表水和地下水硝酸盐浓度统计特征图。
|
图 3 白洋淀流域地下水硝酸盐浓度分布 Fig. 3 Nitrate concentration distribution of groundwater in the Lake Baiyangdian watershed |
|
图 4 白洋淀流域不同地区不同时期地表水和地下水硝酸盐浓度Box-Whisker统计图(中值线上面的数字为中值, 未显示极值) Fig. 4 Box-Whisker statistical charts of nitrate concentration in surface water and groundwater in different regions and periods in the Lake Baiyangdian watershed (Number above the median line in the box is mid-value. Outliers are not shown.) a:沙河流域; b:北易水河流域; c:府河周边; d:唐河污水库周边; e:白洋淀西部平原区; f:白洋淀流域平原区。a: River Sha basin; b: River Beiyishui watershed; C: River Fu; d: Tanghe Wastewater Reservoir; e: plain area in west of the Lake Baiyangdian; f: plain area of the Lake Baiyangdian watershed. |
虽然不同区域采样时间从2009年到2017年具有较大的时间跨度, 但由于研究区近年来土地利用方式、灌溉和施肥等田间管理措施变化较小, 地下水水质相对稳定, 因此可用来综合说明地下水硝酸盐变化的空间差异性特征。此外, 对于地表污水影响较大的区域(如府河和唐河污水库周边), 近年来开展了污水净化和修复等措施, 结合2014—2017年的硝酸盐浓度变化特征来说明年度变化特征。
2.1.1 山区河谷沉积带地下水硝酸盐时空分布特征沙河流域和北易水流域分别代表白洋淀流域上游山区和山区平原过渡带。由图 4a和4b可见, 除了2010年5月, 北易水河流域的地表水和地下水硝酸盐浓度均值和中值都比沙河流域的大, 说明从山区到山区平原过渡带人类活动影响的程度也增大。2个小流域河水和地下水硝酸盐浓度都具有较大的变化范围, 而地下水硝酸盐的变化范围、均值和中值都大于地表水。如沙河流域2011年6月地下水硝酸盐变化范围为0~121.7 mg·L-1, 平均值和中值分别为29.7 mg·L-1和22.4 mg·L-1, 超标率(WHO标准)为7.69%;而河水硝酸盐变化范围、平均值和中值分别为0~17.6 mg·L-1、11.6 mg·L-1和12.3 mg·L-1, 无超标。这与山区地表水和地下水补给关系有关, 山区地表水主要接受地下水补给, 除了河谷冲洪积地带地下水年龄较小、硝酸盐含量较大的局域地下水流补给地表水外, 地下水年龄较老、硝酸盐含量较小的区域地下水的补给也占一定比例[28], 新水和老水的混合造成河水中硝酸盐浓度小于地下水。地表水变化从上游到下游没有明显的分布规律, 而地下水硝酸盐浓度则受点源污染的影响出现局部高值, 如北易水位于一处农家院的地下水硝酸盐浓度在3个采样时期均达到最大值, 分别为278.9 mg·L-1、313.0 mg·L-1和85.1 mg·L-1; 2010年5月污染源截流后地下水硝酸盐浓度降低。
山区2个流域水体中硝酸盐浓度具有明显的季节性变化:雨季中或雨季后不同水体的硝酸盐浓度较雨季前具有明显上升趋势。如沙河流域2014年7月雨季采集的河水、泉水和地下水硝酸盐浓度均较2011年6月雨季前增加, 河水、泉水和地下水的平均浓度分别增加27.6%、96.7%和46.0%;而北易水河2008年9月雨季河水和地表水的硝酸盐浓度高于2009年6月和2010年5月旱季硝酸盐浓度。这说明山区河水和地下水硝酸盐浓度变化对降水的响应非常敏感, 降水的淋溶作用增加了表层氮素的淋失量。
2.1.2 平原区典型污水河影响下的地下水硝酸盐时空分布特征府河和唐河污水库分别是淀区西部典型的生活污水和工业污水库河, 图 4c和4d为不同时期不同水体的硝酸盐浓度统计特征图。
由图 4c可知, 府河水质受到降水和排污水质的影响变化较大。其中2014年7月雨季府河水硝酸盐浓度最小; 2016年12月冬季地表水和地下水硝酸盐浓度均大于6月, 这与过去研究中府河白洋淀冬季氮磷浓度均有上升趋势的结果[7]具有一致性。2017年6月府河水硝酸盐浓度较低, 这可能与污水排放源的变化有关。地表水受排污影响变化幅度较大, 而地下水硝酸盐浓度则因受采样点位置影响而具有较大的差异性。不同时期地下水硝酸盐中值变化范围在19.5~47.6 mg·L-1, 超标率为7.69%~30.43%。距离府河越近地下水硝酸盐浓度越高, 距离府河越远, 受到府河污水和农田化肥双重影响地下水硝酸盐浓度变化范围越大。
唐河污水库是雄安新区水环境修复治理的重点地区。由图 4d可知, 从2008年9月到2017年6月, 河水和地下水硝酸盐浓度都呈降低趋势, 且变化幅度非常大。2008年和2009年唐河污水库全段蓄污, 工业污水硝酸盐含量较高, 中值分别为35.4 mg·L-1和68.7 mg·L-1。周边地下水硝酸盐浓度与工业污水排放水源关系密切。Wang等[19]2008年9月采集唐河污水库样品分析的结果表明, 雨季后工业污水氨氮含量较高, 污水沿河流动过程以及污水入渗过程中, 硝化作用使污水库末端和附近地下水硝酸盐浓度升高, 如距离污水库最近的一个地下水采样点硝酸盐浓度达76.5 mg·L-1。2009年6月旱季污水中氮以硝态氮为主, 硝态氮进入含水层过程中反硝化作用较强[19], 导致地下水中硝酸盐浓度显著下降, 如地下水硝酸盐最高浓度从上述的76.5 mg·L-1降低到21.3 mg·L-1, 说明地表水对地下水补给的水力联系密切, 直接影响周边地下水水质。2011年污水截流后, 水体中硝酸盐浓度均降低。其中2011年6月11个地下水采集样点主要分布在污水库1 km以内, 地下水硝酸盐浓度变化范围为0~41.3 mg·L-1, 平均值和中值分别为5 mg·L-1和0 mg·L-1, 说明截污后含水层持续的反硝化作用导致地下水硝酸盐浓度降低。而2017年6月采集的地下水主要分布在唐河污水库两侧3 km范围内, 周边农田广泛分布, 地下水硝酸盐变化范围为0~45.8 mg·L-1, 平均值和中值为9.8 mg·L-1和7.0 mg·L-1, 说明周边农田化肥对地下水硝酸盐有一定影响, 但整体地下水硝酸盐浓度低于府河周边2017年6月样品分析浓度。
2.1.3 平原区浅层地下水硝酸盐时空分布特征图 4e和4f是平原区不同地貌类型地下水硝酸盐浓度统计图。虽然2010年5月地下水采样点较少且主要集中在白洋淀流域中西部平原区(图 3), 但是地下水硝酸盐与地貌类型的关系与2016年12月平原区全区域地下水具有相似性:即从上游到下游随着地貌类型的变化, 地下水硝酸盐浓度呈降低趋势(图 4)。以2016年12月全平原区采样点为例, 不同地貌类型地下水硝酸盐中值为:洪积扇(42.4 mg·L-1) > 冲洪积扇(24.2 mg·L-1) > 冲洪积平原(5.97 mg·L-1)和河道带(6.2 mg·L-1), 湖泊洼地区因受局地污水排污的影响, 其均值和中值变大(均值22.9 mg·L-1、中值17.5 mg·L-1)。
2016年12月地下水采样点代表白洋淀流域平原农区地下水硝酸盐的分布特征, 130个地下水采样点中超标率为21.5%, 且洪积扇和冲洪积扇地区地下水超标率显著, 分别达33.3%和34.0%。山前平原冲洪积扇为农业高产区, 农田施氮量较大, 如蔬菜和小麦/玉米每年施肥量分别为700~920 kg·hm-2和300~600 kg·hm-2。冲洪积扇较高的渗透性可能容易造成过量氮素向含水层迁移, 引起地下水硝酸盐浓度升高。
2.2 地下水硝酸盐来源及影响因素根据不同成因硝酸盐的氮同位素组成存在差异以及含氮同位素分馏作用机理的不同, 氮同位素可用来识别地下水硝酸盐的来源。Xue等[29]研究指出化肥δ15N值为-6‰~+6‰, 大气氮沉降δ15N值为-13‰~+13‰, 有机肥和污水来源的δ15N值范围分别为+5‰~+25‰和+4‰~+19‰。图 5是府河、唐河污水库周边以及平原区不同地貌类型区地下水氮同位素值统计特征图。由图可见, 府河和唐河污水库周边δ15N因污水特征的差异性而体现出较大的区别, 而全区地下水硝酸盐δ15N则随着上游到下游地貌类型的变化呈现增加的趋势(湖泊洼地除外)。
|
图 5 白洋淀流域不同地区不同时期地表水和地下水硝酸盐氮同位素Box-Whisker统计图(中值线上面的数字为中值, 图中未显示极值) Fig. 5 Box-Whisker statistical charts of nitrogen isotopes in surface water and groundwater nitrate in different regions and periods of the Lake Baiyangdian watershed (Number above the median line in the box is mid-value. Outliers are not shown.) a:府河周边; b:唐河污水库周边; c:白洋淀流域平原区地下水。a: River Fu; b: Tanghe Wastewater Reservoir; c: Groundwater in the plain area of the Lake Baiyangdian watershed. |
太行山山区地下水年龄研究结果表明, 山区地下水主要由1980年以后的“新水”和1950年以前的“老水”混合组成, 且从山区到山区平原过渡带地下水年龄越来越老[18]。图 6是地下水年龄示踪剂二氟二氯甲烷(CCl2F2, CFC-12)与硝酸盐浓度之间的关系。地下水年龄示踪剂CFC-12浓度越大, 则说明地下水越年轻[30]。由图 6可见, 根据各流域分布的位置从山区到山区平原过渡带(沙河流域-北易水河流域), CFC-12浓度降低、地下水年龄增加, 地下水中硝酸盐浓度升高。这主要与山区平原过渡带越来越频繁的人类活动有关系。研究表明山区厕所粪污等排放造成局部地区高浓度地下水硝酸盐污染[18], 而农田有机肥和化肥的施用则是造成山区地下水硝酸盐浓度普遍上升的原因[18, 31]。雨季降水对山区污染物进入地下水的淋失作用更加敏感, 导致雨季之后地下水硝酸盐浓度高于旱季(图 4)。
|
图 6 沙河和北易水河流域地下水二氟二氯甲烷(CFC-12)与硝酸盐浓度关系(其中沙河流域地下水CFC-12数据引自Wang等[28], 北易水河流域地下水CFC-12数据引自Wang等[18]) Fig. 6 Relationship between CFC-12 and nitrate concentration in groundwater of River Sha and River Beiyishui watershed (Data of River Sha basin is from Wang et al. [28] and data of River Beiyishui watershed is from Wang et al. [18]) |
府河主要接受上游保定市生活污水的补给, 时有工业污水排放。除2009年6月府河水δ15N较低外, 其他时期河水和地下水δ15N都比较高, 中值在8.3‰~18.0‰ (图 5a)。经调查, 2009年府河有工业污水排放, 工业污水来源δ15N较低, 因此周边地下水δ15N值也较低。而其他年份河水和地下水δ15N值均变化范围较大, 且地下水δ15N均高于河水, 如2008年河水δ15N变化范围为5.8‰~15.0‰, 地下水δ15N变化范围为9.8‰~22.9‰; 2014年7月河水δ15N变化范围为2.1‰~18.5‰, 地下水δ15N变化范围为-0.3‰~23.2‰。一方面说明府河硝酸盐来源包括生活和工业污水; 另一方面, 也说明地下水硝酸盐来源的多样性。由于府河周边为农田, 过去几十年为长期污水灌溉区, 除了污水渗漏影响地下水外[14], 污水灌溉和化肥施用共同影响地下水硝酸盐浓度变化, 这也导致距离府河河道越远地下水硝酸盐浓度变异性越大, 如2017年6月府河周边地下水采样点(包括距离河道较远的采样点)硝酸盐浓度变化范围较大(0.4~100.3 mg·L-1, 极值为151.3 mg·L-1)(图 4c)。
唐河污水库水和紧邻河道的地下水(2008年采样点)硝酸盐污染来源较为单一, δ15N值较小, 反映了工业污水源。然而, 距离污水库3 km以内地下水(2009年采样点)硝酸盐δ15N具有较大的变化范围(-1.8‰~27.8‰, 极值为48.5‰)(图 5b)。说明唐河污水库污水丰富的有机碳含量促进了反硝化作用, 这与周边较低的地下水硝酸盐浓度一致。虽然周边农田化肥来源的氮输入也影响地下水硝酸盐, 但是强烈的反硝化作用使得同位素值升高。
2.2.3 平原区全区域地下水硝酸盐来源图 5c是2016年白洋淀流域平原区地下水硝酸盐δ15N值(除府河和唐河污水库典型影响区)。平原区地下水硝酸盐δ15N值具有较大的变化范围, 为2.2‰~39.4‰; 而不同地貌类型地下水硝酸盐δ15N值从上游到下游呈增加趋势。上游洪积扇地区地下水硝酸盐δ15N值最大, 平均值为13.2‰, 中值为12.8‰, 硝酸盐来自于污水或有机肥的可能性较大; 冲洪积扇地区地下水硝酸盐δ15N值为3.1‰~26.0‰, 平均值为11.7‰, 中值为11.3‰, 说明可能存在化肥、有机肥和污水的来源; 冲洪积平原δ15N值为2.2‰~39.4‰, 平均值和中值均比上游增大, 说明除了以上来源之外, 地下水反硝化作用增大; 河道带δ15N值进一步增加。可见, 反硝化作用沿着地下水流动的方向呈增加趋势, 这也与地下水硝酸盐浓度随地貌类型降低的趋势一致(图 4f)。湖泊及洼地区地下水硝酸盐δ15N平均值为16.9‰, 中值为16.4‰。由于上游地下水超采, 湖泊及洼地区地下水埋深较浅, 浅层地下水补给以垂向或地表人工补水为主, 升高的δ15N值证明氮从地表进入地下的强烈的反硝化作用。
2.3 白洋淀流域地下水硝酸盐氧化还原环境地下水pH-pe关系图可以说明地下水的氧化还原环境, pH-pe关系分布越靠近上部NO3-/NO2-=1的平衡线, 说明越接近氧化环境, 越靠近下部N2/NH4+的平衡线, 说明偏还原环境。由图 7可见, 白洋淀流域从上游到下游地下水硝酸盐pH-pe分布的点从偏氧化环境向还原环境转变。山区沙河流域和北易水河流域地下水pH-pe关系点主要分布在上部, 府河周边地下水反映了从氧化环境到还原条件变化的过程, 而唐河污水库周边地下水pH-pe则体现了较强的还原条件(图 7a), 这也与降低的地下水硝酸盐浓度和升高的硝酸盐氮同位素值一致(图 4和图 5)。对于平原区全区来说, 上游洪积扇、冲洪积扇位于pH-pe关系图上部(图 7b), 说明其氧化环境较为显著, 因此洪积扇和冲洪积扇较好的渗透性, 使得污染物容易进入含水层, 同时, 硝酸盐反硝化程度较弱, 因此造成上游洪积扇和冲洪积扇地区成为地下水硝酸盐污染的脆弱区; 而下游冲洪积平原和河道带地下水环境则偏还原环境, 因此地下水硝酸盐反硝化作用增强, 浓度也降低(图 4和图 5), 该区域地下水硝酸盐污染的风险较低; 湖泊洼地区氧化还原环境变化较大, 一方面与地表河流补给有关系, 另一方面也与湖泊洼地沉积较强的还原性有关系, 因此地下水硝酸盐变化幅度较大。
|
图 7 白洋淀流域典型地区(a)和平原区(b)地下水硝酸盐pH-pe关系图 Fig. 7 Relationship between pH and pe of groundwater nitrate in typical areas (a) and plain areas (b) in the Lake Baiyangdian watershed 图a中数据根据Wang et al., 2013[19]。pe=-lg[e]表示相对电子浓度。pe与ORP的关系被定义为[32]: ORP=(2.303R×T/F)×pe, 其中R为气体常数(8.314 J·mol-1·deg-1), T为开尔文温度(=oC+273.15), F是法拉第常量(96 485 C·mol-1)。The relationship between ORP and pe is defined as[32]: ORP=(2.303R×T/F)×pe, where R is the gas constant (8.314 J·mol-1·deg-1); T is temperature in K (=oC+273.15) and F is the Faraday constant (96 485 C·mol-1). |
本文通过总结和分析白洋淀流域2008—2017年地表水和地下水硝酸盐浓度变化, 解析了全流域地下水硝酸盐时空分布特征和影响因素, 基于硝酸盐氮同位素探讨了地下水硝酸盐来源的空间差异性。得到的主要结论如下:
1) 白洋淀流域地下水硝酸盐浓度分布存在从上游山区到山区平原区过渡带增加的趋势, 主要与山区平原过渡带较为频繁的人类活动有关。山区局部性的厕所粪污水的排放是造成高浓度地下水硝酸盐的主要原因, 农田化肥过量施用是造成地下水硝酸盐浓度普遍升高的原因。雨季加速了农业面源污染进入地表和地下水, 使得雨季硝酸盐浓度大于旱季。
2) 平原区从山前平原到淀区地下水硝酸盐浓度变化具有较大空间差异性, 随着地貌类型从洪积扇、冲洪积扇、冲洪积平原到河道带的变化, 地下水硝酸盐浓度呈下降趋势, 而硝酸盐氮同位素值升高。山前平原洪积扇和冲洪积扇有利于农田过量施用的氮或污水中的氮向含水层淋失, 地下水硝酸盐的来源主要是污水、有机肥和化肥, 且含水层偏氧化环境, 不利于硝酸盐降解, 因此地下水硝酸盐浓度普遍较高, 是地下水污染防控的高风险区。沿着地下水流动的方向, 冲洪积平原和河道带地下水硝酸盐的反硝化作用加强, 造成下游地下水硝酸盐浓度下降、硝酸盐氮同位素值上升。
3) 湖泊和洼地区地下水硝酸盐氧化和还原条件变化较大, 大部分地下水硝酸盐浓度较低, 仅在受污染的河道周边地下水硝酸盐浓度较高, 距离河道越近, 地下水硝酸盐浓度越高。持续排污河流如府河周边农田地下水硝酸盐的污染源呈工业、生活污水和化肥多种污染源性特征; 而唐河污水库周边以工业污水来源为主, 周边农田受到化肥氮输入和含水层强还原条件的影响, 地下水硝酸盐浓度最低。
综合以上问题, 建议分别针对上游山区平原过渡带、山前平原洪积扇和冲洪积扇高风险区、下游淀区的面源污染特征和地表水、地下水硝酸盐污染程度, 评估上游山区水文条件变化对地下水水质以及入库水质的风险, 明确补给源区水质变化关键控制要素和评估指标; 进一步建立多元化污染源负荷与水环境承载指标的互馈响应关系, 实现“土地-水-粮食”链接的良性发展, 区分地表污水、农田氮肥、工业污水等多污染源地区地下水硝酸盐的来源, 制定防止地表水体富营养化和地下水未来污染风险的土地利用管理措施和方案; 结合农业节水, 提出适合全流域的农业种植结构调整方案, 特别是在洪积扇、冲洪积扇、下游排污河周边等地下水硝酸盐污染脆弱区, 开展农业面源污染防控和消减措施。
| [1] |
KEENEY D, OLSON R A. Sources of nitrate to ground water[J]. Critical Reviews in Environmental Control, 1986, 16(3): 257-304. DOI:10.1080/10643388609381748 |
| [2] |
XIN J, LIU Y, CHEN F, et al. The missing nitrogen pieces:A critical review on the distribution, transformation, and budget of nitrogen in the vadose zone-groundwater system[J]. Water Research, 2019, 165: 114977. DOI:10.1016/j.watres.2019.114977 |
| [3] |
ZHOU J Y, GU B J, SCHLESINGER W H, et al. Significant accumulation of nitrate in Chinese semi-humid croplands[J]. Scientific Reports, 2016, 6: 25088. DOI:10.1038/srep25088 |
| [4] |
ASCOTT M J, GOODDY D C, WANG L, et al. Global patterns of nitrate storage in the vadose zone[J]. Nature Communications, 2017, 8: 1416. DOI:10.1038/s41467-017-01321-w |
| [5] |
崔惠敏. 农业面源污染对白洋淀流域水环境的影响分析[J]. 现代农业科技, 2011(7): 298-300. CUI H M. Analysis of effect of agricultural non-point source pollution on the water environment in Baiyangdian basin[J]. Modern Agricultural Science and Technology, 2011(7): 298-300. |
| [6] |
高彦春, 王晗, 龙笛. 白洋淀流域水文条件变化和面临的生态环境问题[J]. 资源科学, 2009, 31(9): 1506-1513. GAO Y C, WANG H, LONG D. Changes in hydrological conditions and the eco-environmental problems in Baiyangdian watershed[J]. Resources Science, 2009, 31(9): 1506-1513. DOI:10.3321/j.issn:1007-7588.2009.09.008 |
| [7] |
YANG J, STROKAL M, KROEZE C, et al. Nutrient losses to surface waters in Hai He basin:A case study of Guanting Reservoir and Baiyangdian Lake[J]. Agricultural Water Management, 2019, 213: 62-75. DOI:10.1016/j.agwat.2018.09.022 |
| [8] |
吕晨旭, 贾绍凤, 季志恒. 近30年来白洋淀流域平原区地下水位动态变化及原因分析[J]. 南水北调与水利科技, 2010, 8(1): 65-68. LYU C X, JIA S F, JI Z H. Dynamics and causes of groundwater table change in plain area of Baiyangdian basin in last 30 years[J]. South-to-North Water Transfers and Water Science & Technology, 2010, 8(1): 65-68. |
| [9] |
WANG S Q, TANG C Y, SONG X F, et al. The impacts of a linear wastewater reservoir on groundwater recharge and geochemical evolution in a semi-arid area of the Lake Baiyangdian watershed, North China Plain[J]. Science of the Total Environment, 2014, 482/483: 325-335. DOI:10.1016/j.scitotenv.2014.02.130 |
| [10] |
袁瑞强, 龙西亭, 王鹏, 等. 白洋淀流域地下水更新速率[J]. 地理科学进展, 2015, 34(3): 381-388. YUAN R Q, LONG X T, WANG P, et al. Renewal rate of groundwater in the Baiyangdian lake basin[J]. Progress in Geography, 2015, 34(3): 381-388. |
| [11] |
HUAN H, HU L T, YANG Y, et al. Groundwater nitrate pollution risk assessment of the groundwater source field based on the integrated numerical simulations in the unsaturated zone and saturated aquifer[J]. Environment International, 2020, 137: 105532. DOI:10.1016/j.envint.2020.105532 |
| [12] |
龙幸幸, 杨路华, 夏辉, 等. 白洋淀府河入淀口周边水质空间变异特征分析[J]. 水电能源科学, 2016, 34(9): 35-38. LONG X X, YANG L H, XIA H, et al. Spatial variability characteristics analysis of water quality surrounding Fuhe river entrance in Baiyangdian lake[J]. Water Resources and Power, 2016, 34(9): 35-38. |
| [13] |
LI C H, ZHENG X K, ZHAO F, et al. Effects of urban non-point source pollution from Baoding City on Baiyangdian Lake, China[J]. Water, 2017, 9(4): 249. DOI:10.3390/w9040249 |
| [14] |
ZHU M J, WANG S Q, KONG X L, et al. Interaction of surface water and groundwater influenced by groundwater over-extraction, waste water discharge and water transfer in Xiong'an New Area, China[J]. Water, 2019, 11(3): 539. DOI:10.3390/w11030539 |
| [15] |
韩亚坤, 杨路华, 柴春岭, 等. 保定府河下游两岸浅层地下水水质时间变异特征分析[J]. 中国农村水利水电, 2016(9): 197-200. HAN Y K, YANG L H, CHAI C L, et al. Analysis of temporal variation of shallow groundwater characteristics in Fuhe River downstream fields[J]. China Rural Water and Hydropower, 2016(9): 197-200. |
| [16] |
WANG R, LIU Z F, YAO Z J, et al. Modeling the risk of nitrate leaching and nitrate runoff loss from intensive farmland in the Baiyangdian Basin of the North China Plain[J]. Environmental Earth Sciences, 2014, 72(8): 3143-3157. DOI:10.1007/s12665-014-3219-4 |
| [17] |
BRAUNS B, Bjerg P L, SONG X F, et al. Field scale interaction and nutrient exchange between surface water and shallow groundwater in the Baiyang Lake region, North China Plain[J]. Journal of Environmental Sciences, 2016, 45: 60-75. DOI:10.1016/j.jes.2015.11.021 |
| [18] |
WANG S Q, TANG C Y, SONG X F, et al. Factors contributing to nitrate contamination in a groundwater recharge area of the North China Plain[J]. Hydrological Processes, 2016, 30(13): 2271-2285. DOI:10.1002/hyp.10778 |
| [19] |
WANG S Q, TANG C Y, SONG X F, et al. Using major ions and δ15N-NO3- to identify nitrate sources and fate in an alluvial aquifer of the Baiyangdian lake watershed, North China Plain[J]. Environmental Science:Processes & Impacts, 2013, 15(7): 1430-1443. |
| [20] |
袁瑞强.人类活动影响下的白洋淀流域浅层地下水循环机理研究[D].北京: 中国科学院地理科学与资源研究所, 2011 YUAN R Q. Study on the mechanism of shallow groundwater circulation in the Baiyangdian catchment with the influence of human activities[D]. Beijing: Institute of Geographic Sciences and Natural Resources Research, Chinese Academy of Sciences, 2011 |
| [21] |
QIU R Z, LI Y X, YANG Z F, et al. Influence of water quality change in Fu River on Wetland Baiyangdian[J]. Frontiers of Earth Science in China, 2009, 3(4): 397. DOI:10.1007/s11707-009-0056-y |
| [22] |
鲁明芳, 杨占波. 唐河污水库对北侧地下水的影响[J]. 河北水利科技, 1995, 16(3): 48-50. LU M F, YANG Z B. Influence of Tanghe Sewage Reservoir on groundwater on the north side[J]. Hebei Water Conservancy Technology, 1995, 16(3): 48-50. |
| [23] |
张兆吉, 费宇红, 陈宗宇, 等. 华北平原地下水可持续利用调查评价[M]. 北京: 地质出版社, 2009. ZHANG Z J, FEI Y H, CHEN Z Y, et al. Investigation and Evaluation on Sustainable Utilization of Groundwater in North China Plain[M]. Beijing: Geological Publishing House, 2009. |
| [24] |
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. |
| [25] |
梁慧雅, 翟德勤, 孔晓乐, 等. 府河-白洋淀硝酸盐来源判定及迁移转化规律[J]. 中国生态农业学报, 2017, 25(8): 1236-1244. LIANG H Y, ZHAI D Q, KONG X L, et al. Sources, migration and transformation of nitrate in Fuhe River and Baiyangdian Lake, China[J]. Chinese Journal of Eco-Agriculture, 2017, 25(8): 1236-1244. |
| [26] |
SILVA S R, KENDALL C, WILKISON D H, et al. A new method for collection of nitrate from fresh water and the analysis of nitrogen and oxygen isotope ratios[J]. Journal of Hydrology, 2000, 228(1/2): 22-36. |
| [27] |
毛绪美, 罗泽娇, 李永勇, 等. 地下水硝酸盐氮同位素分析最新方法——细菌反硝化法[J]. 地球学报, 2005, 26(S): 44-47. MAO X M, LUO Z J, LI Y Y, et al. Bacterial denitrification:A new method for nitrogen isotopic analysis of nitrate in groundwater[J]. Acta Geoscientica Sinica, 2005, 26(S): 44-47. |
| [28] |
WANG S Q, YUAN R Q, TANG C Y, et al. Combination of CFCs and stable isotopes to characterize the mechanism of groundwater-surface water interactions in a headwater basin of the North China Plain[J]. Hydrological Processes, 2018, 32(11): 1571-1587. |
| [29] |
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. |
| [30] |
PLUMMER L, BUSENBERG E, COOK P. Principles of Chlorofluorocarbon Dating. Use of Chlorofluorocarbons in Hydrology:A Guidebook[M]. Vienna: International Atomic Energy Agency, 2006: 17-29.
|
| [31] |
WANG S Q, ZHENG W B, CURRELL M, et al. Relationship between land-use and sources and fate of nitrate in groundwater in a typical recharge area of the North China Plain[J]. Science of the Total Environment, 2017, 609: 607-620. |
| [32] |
APPELO C A J, POSTMA D. Geochemistry, Groundwater and Pollution, A[M]. Amsterdam: Taylor & Francis, 2005.
|