青藏高原北部极端干旱冲积扇的水地球化学特征及地下水利用适宜性：自然与人为驱动力

《Physics and Chemistry of the Earth, Parts A/B/C》：Hydrogeochemical signatures and groundwater suitability for utilization in a hyper-arid alluvial fan on northern Tibetan Plateau: Natural and anthropogenic forces

　　

- 地下水在超干旱冲积扇中普遍呈现高盐度特征。
- 评估了地下水的饮用水适宜性及人体健康风险。
- EWQI确认适合饮用的地下水有限。

**1. 引言**

地下水作为一项重要的战略性淡水资源，支撑着人类活动和生态完整性。这一重要性在干旱和半干旱地区内流盆地中尤为突出，以青藏高原为例，地下水是支撑社会经济发展、缓解水文变异性的重要补给来源（Cheng et al., 2025; Hao et al., 2025a; Xiao et al., 2018, 2024; Zhu et al., 2025）。然而，地下水质量仍是决定其饮用水适宜性和可持续利用的关键因素（Jiang et al., 2022; Shuvo et al., 2025; Xiao et al., 2022a）。天然水文地球化学背景与人为扰动的叠加，往往导致地下水中氟化物、硝酸盐及其他离子浓度超标，引发地方性氟中毒和高铁血红蛋白血症等健康风险。高矿化度和硬度还会损害供水安全和生态健康（Baghanam et al., 2024; He et al., 2022; Sadiq et al., 2025; Xiao et al., 2022b）。因此，阐明地下水的地球化学成因并评估相关质量危害，是干旱环境中实现可持续水治理的基本优先事项。

地下水地球化学受内生自然机制与人为扰动的协同作用所控制。自然演化轨迹涵盖水-岩界面反应、蒸发浓缩动力学和水动力混合现象（Elango and Kannan, 2007; Xiao et al., 2025b; Zhang et al., 2024）。在干旱地区，强烈的蒸发作用和缓慢的径流极易促进盐分积累和持续性污染（Sun et al., 2025; Wang et al., 2025; Xiao et al., 2025a）。此外，人为活动，包括农业施肥和废水排放，大幅干扰了地下水系统的内在水文地球化学平衡（Chen et al., 2026; Jiang et al., 2019; Lu et al., 2026; Qin et al., 2026; Xiao et al., 2026）。这种天然-人为耦联机制在冲积扇平原中尤为显著，其中高渗透性含水层有利于地下水富集，但也增加了污染物入渗的风险（Fei et al., 2024; Guo et al., 2025; Hao et al., 2025b; Hu et al., 2024; Sheng et al., 2018）。

乌兰盆地沿青藏高原东缘分布，拥有典型的干旱冲积扇地貌系统。该地区以高山大陆性气候为特征，降水输入有限，蒸发需求强烈。区域水文架构遵循典型的内流循环框架。大气降水和冰冻圈融水形成地表径流，渗透通过山前冲积平原，补给地下水系统。地下水向平原远端迁移时遇到低渗透性地层屏障，引发自流溢出，形成地表水流通道，最终汇入湖泊系统（Guo et al., 2026; Jiang et al., 2024; Ning et al., 2025）。当地社区高度依赖地下含水层作为生活用水的主要补给来源。然而，初步调查显示，随着农业集约化发展（如施肥量增加）和城镇化推进，该区域地下水已表现出矿化度升高、主要离子（Na?, Cl?, SO?2?）浓度超标及氮污染迹象，对饮用水安全构成潜在威胁。目前，针对该特定地貌单元中水化学空间分异特征详细描述、天然风化过程（如硅酸盐水解、蒸发盐溶解）与农业输入（如硫肥和氮肥）相对贡献的定量分析，以及多人群健康风险的系统评估仍存在研究空白（Mo et al., 2025）。这些空白制约了制定有科学依据的区域地下水保护管理策略。

为系统解决上述关键科学问题，本研究选取乌兰盆地干旱冲积扇平原作为研究区。基于综合水文地球化学调查、多变量统计分析和数值模型评估，本研究旨在：（1）表征干旱冲积扇平原地下水水化学特征，识别主导控制过程；（2）评估自然和人为因素对地下水质量的贡献；（3）评价地下水饮用水适宜性及非致癌健康风险。研究结果为青藏高原超干旱内流盆地地下水质量保护、健康风险管理及可持续地下水治理提供了科学依据。

**2. 研究区**

研究区位于青藏高原东北缘的乌兰盆地（图1），坐标范围为东经97°01′至99°27′，北纬36°19′至37°20′。总面积为12,858.16 km2。地形上，该地区四周被陡峭山脉环绕，中部形成闭合的盆地构造。海拔由西北向东南呈下降梯度，地形起伏，平均海拔约4000 m。研究区具有典型的高山大陆性气候，降水稀少，蒸发量大，太阳辐射强烈。气候参数包括年均温度4.1°C，年降水量219.3 mm（呈东向西梯度，随海拔升高而增加），年蒸发量1915 mm，平均风速2.7 m/s。其他气候特征包括无霜期短、雨热同期以及强烈的太阳辐射。

第四纪冲积-洪积和冰水沉积松散堆积物构成研究区的主要含水层系统。山区与盆地间存在显著的空间异质性：山区以裂隙-孔隙型含水层系统为特征，而盆地低洼地带以孔隙型含水层为主。水文系统以内陆河流为主导。这些河流表现出典型的路径短、流量小、坡降大的特征。河流出山后流经山前倾斜平原。第四纪松散沉积层具有较高水力传导性，有利于地表水大量入渗并转化为地下水储量。在平原低缘，地下水被相对不透水层阻挡并溢出，汇合流入河流，最终排泄至盆地内的湖泊中，形成地表水-地下水相互作用的闭合循环系统。

**3. 材料与方法**

**3.1 采样与分析**

在28个采样点采集地下水样品，采样点以乌兰镇为中心呈带状分布。空间分布涵盖邻近区域和河流系统，代表三种典型地貌单元：城镇建成区、农业耕地区和山地背景区（图1）。采样前，使用抽水泵连续抽水超过25分钟，直至水质清澈且无可见杂质。仅在测量现场参数（包括水温（°C）、pH、总溶解固体（TDS）、电导率（EC）和氧化还原电位（ORP））后方可采样，从而最小化静止水的影响并确保具有代表性的地下水样品。这些物理化学参数使用HANNA HI98130便携式多参数分析仪（意大利）在现场测量。化学分析时，地下水采集于预冲洗的HDPE瓶中（≥3次用样品水冲洗），以最小化污染风险。样品在便携式冷藏箱中保持4°C保存，并在24小时内送至实验室进行后续分析。

水文地球化学样品分析在中国地质科学院水文地质环境地质研究所（CAGS）认证地下水科学与工程实验室完成，地点在河北省石家庄市，遵循标准分析规程。阳离子组分（K?、Na?、Ca2?、Mg2?等）和微量有毒金属通过电感耦合等离子体质谱法（ICP-MS；Agilent 7500ce，东京，日本）定量测定，而阴离子组分（Cl?、SO?2?、NO??、NO??、F?）和NH??-N则通过离子色谱法（IC；Shimadzu LC-10ADvp，京都，日本）测定。TDS浓度通过重量法交叉验证，HCO??通过酸碱滴定测定。

数据质量保证通过离子电荷平衡验证实现，采用离子平衡误差（IBE）指标（公式(1)）。所有样品的IBE值均在±5%以内，满足水文地球化学数据质量标准（Adimalla, 2021），确认了本数据集的分析准确性。

(1) %IBE = (Σ阳离子 - Σ阴离子) / (Σ阳离子 + Σ阴离子) × 100

**3.2 健康风险评估**

地下水污染物的潜在健康效应通过定量风险评估方法系统评估，该方法由三个核心程序组成（Karunanidhi et al., 2020）：

**步骤1：计算慢性日摄入量（CDI）（公式(2)）。** 慢性日摄入量（CDI）量化了人群通过长期饮用地下水摄入特定污染物的平均每日暴露剂量，反映了污染物在体内的长期累积水平。其计算整合了污染物浓度、暴露频率和生理参数等关键因素：

(2) CDI? = (C? × IR × EF × ED) / (BW × AT)

其中：C?：地下水中污染物i的浓度（mg/L）；IR：摄取率（L/天）；EF：暴露频率（天/年）；ED：暴露持续时间（年）；BW：暴露人群平均体重（kg）；AT：平均暴露时间（天）（公式(3)），计算如下：

(3) AT = ED × 365

**步骤2：使用危害商（HQ）进行非致癌风险评估。** 采用危害商（HQ）方法评估各污染物相关的潜在非致癌健康风险。HQ值通过将慢性日摄入量（CDI）除以相应参考剂量（RfD）计算得出，如公式(4)所示：

(4) HQ? = CDI? / RfD?

RfD?（参考剂量，mg/kg/天）表示暴露人群终身每日暴露阈值，低于此阈值时不会出现明显的不良健康效应。若HQ? > 1，表明污染物i的实际摄入量超过安全阈值，存在潜在的非致癌风险；若HQ? < 1，则风险处于可接受水平。

**步骤3：计算危害指数（HI）（公式(5)）。** 鉴于实际地下水中存在多种污染物，危害指数（HI）通过对各污染物HQ值求和来整合多种污染物的综合风险，反映累积效应（Hao et al., 2020）。表1总结了本研究使用的非致癌风险评估参数。

(5) HI = Σ???? HQ?

表1. 饮用水健康风险评估输入参数。

| 参数 | 成年男性 | 成年女性 | 儿童 | 婴儿 |
|------|---------|---------|------|------|
| DI(L) | 2.75? | 2.5? | 1.5? | 0.65? |
| EF(d/a) | 365 | 365 | 365 | 365 |
| ED(a) | 30? | 30? | 16.5 | 0.5 |
| BW(kg) | 72.42 | 62.26 | 36.66 | 9.27 |
| BH(cm) | 169.22 | 157.66 | 132.22 | 70.44 |
| AT(d) | 10,950 | 10,950 | 6022.5 | 182.5 |
| SA(cm2) | 17,900 | 16,000 | 11,400 | 4200 |
| EV(time/d) | 1? | 1? | 1? | 1? |
| CF | 0.001? | 0.001? | 0.001? | 0.001? |

?引自(Zhai et al., 2017)。?引自(Su et al., 2013)。?引自(Yang et al., 2012)。

**3.3 水质指数评价**

熵权水质指数（EWQI）已成为地下水系统综合评估的一种主流定量框架（Adimalla, 2021）。该方法的主要优势在于能够通过信息熵理论推导客观指标权重。这一策略有效避免了传统评价中主观赋值造成的误差，能更科学地反映不同指标对整体水质的影响（Liu et al., 2025）。

m个样品和n个指标的实测值x??以矩阵形式排列（公式(6)）：

(6) X = [x?? x?? ? x??; x?? x?? ? x??; ? ? ?; x?? x?? ? x??]

由于不同指标的维度和数值尺度差异显著，原始值x??使用公式(7)转换为无量纲标准化值y??，得到标准化矩阵Y（公式(8)）：

(7) y?? = { (x?? - min{x??, x??, …, x??}) / (max{x??, x??, …, x??} - min{x??, x??, …, x??}) — 效益型; (max{x??, x??, …, x??} - x??) / (max{x??, x??, …, x??} - min{x??, x??, …, x??}) — 成本型 }

(8) Y = [y?? y?? ? y??; y?? y?? ? y??; ? ? ?; y?? y?? ? y??]

基于标准化矩阵Y，比例p??计算为第i个样品中第j个指标的标准化值与列之和的比值，如公式(9)所定义：

(9) p?? = y?? / Σ???? y??

信息熵e?（公式(10)）衡量第j个指标的信息紊乱程度。数值越小，表示该指标变化程度越大，对水质评估的贡献（信息量）越大。熵权ω?（公式(11)）是基于信息熵计算的指标客观权重。熵值e?越小，对应的熵权ω?越大，反映了该指标在评估中的重要性。指标得分q?（公式(12)）通过比较第j个参数的实测浓度X?与其相应的水质标准S?计算得出。标准值S?代表第j个水文地球化学参数的最大可接受限值，由世界卫生组织（WHO, 2022）或中国国家地下水质量标准（GAQS, 2017）推荐。

(10) e? = -1/ln(m) × Σ???? (p?? × ln p??)

(11) ω? = (1 - e?) / Σ???? (1 - e?)

(12) q? = (X? / S?) × 100

综合水质指数（EWQI）通过使用熵权ω?对各指标得分q?加权求和获得（公式(13)）：

(13) EWQI = Σ???? (ω? × q?)

**4. 结果与讨论**

**4.1 地下水主要理化特征**

通过收集样品的统计分析（表2），与中国国家饮用水水质标准（GAQS, 2017）和世界卫生组（WHO, 2022）饮用水准则进行基准对比，完成了地下水质量评估和实际适用性评价。通过小提琴图（Fig. 2）可视化理化参数分布，揭示了多个关键指标超出允许阈值的情况。

表2. 研究区地下水水文地球化学描述性统计。

| 指标 | 单位 | 最大值 | 最小值 | 平均值 | 适宜限值 |
|------|------|--------|--------|--------|----------|
| pH | / | 8.35 | 7.22 | 7.7 | 6.5-8.5? |
| EC | μs/cm | 8513.10 | 872.29 | 2414.05 | / |
| TDS | mg/L | 7350.76 | 538.51 | 1742.70 | 1000? |
| TH | mg/L | 1581.10 | 200.16 | 623.79 | 450? |
| K? | mg/L | 66.42 | 3.19 | 11.79 | / |
| Na? | mg/L | 2147.49 | 102.98 | 388.74 | 200? |
| Ca2? | mg/L | 280.56 | 55.11 | 128.74 | 300? |
| Mg2? | mg/L | 286.74 | 15.19 | 73.41 | 100? |
| Cl? | mg/L | 3020.34 | 141.80 | 569.95 | 250? |
| SO?2? | mg/L | 1402.48 | 91.26 | 386.64 | 250? |
| HCO?? | mg/L | 662.68 | 170.86 | 333.82 | / |
| NO?? | mg/L | 40.00 | 1.00 | 16.00 | 50? |
| NO?? | mg/L | 0.24 | 0.00 | 0.05 | 0.02? |
| NH?? | mg/L | 0.4 | 0.00 | 0.12 | 0.2? |
| F? | mg/L | 0.59 | 0.00 | 0.04 | 1? |

?中国准则（GAQS, 2017）。?WHO准则（WHO, 2022）。

Fig. 2.

研究区地下水物理化学参数的箱线图：(a) pH、(b) EC（电导率）、(c) TDS（总溶解固体）、(d) TH（总硬度）、(e) K+、(f) Na+、(g) Ca2+、(h) Mg2+、(i) Cl?、(j) SO42?、(k) HCO3?、(l) NO3?、(m) NO2?、(n) NH4+、(o) F?。

研究区地下水呈弱碱性（pH：7.22–8.35，平均值：7.70），符合饮用水可接受范围（6.5–8.5）。然而，矿化度在空间上表现出显著的异质性。电导率（EC）范围为872.29–8513.10 μS/cm（平均值：2414.05 μS/cm）。总溶解固体（TDS）在538.51–7350.76 mg/L之间（平均值：1742.70 mg/L），其中60.71%的样品超过了世界卫生组织（WHO, 2022）规定的1000 mg/L阈值。总硬度值（TH）（200.16–1581.10 mg/L，平均值：623.79 mg/L）在57.14%的样品中超过了中国标准限值（GAQS, 2017）的450 mg/L，将部分含水层归类为硬水至极硬水。

阳离子优势顺序为Na+ > Ca2+ > Mg2+ > K+。Na+是主要关注对象，浓度范围为102.98–2147.49 mg/L（平均值：388.74 mg/L）。约50%的样品超过200 mg/L的监管限值。Ca2+（55.11–280.56 mg/L；平均值：128.74 mg/L）保持在允许范围内（300 mg/L），而Mg2+在21.43%的样品中超过其100 mg/L阈值（范围：15.19–286.74 mg/L，平均值：73.41 mg/L）。K+浓度相对较低（3.19–66.42 mg/L，平均值：11.79 mg/L）。

阴离子丰度排序为Cl? > SO42? > HCO3?。Cl?水平（141.80–3020.34 mg/L；平均值：569.95 mg/L）在57.14%的样品中超过250 mg/L标准。SO42?表现出类似的超标模式（91.26–1402.48 mg/L，平均值：386.64 mg/L），53.57%的测量值超过250 mg/L限值。HCO3?浓度保持稳定（170.86–662.68 mg/L，平均值：333.82 mg/L）。

氮相关参数显示出混合合规状态。NO3?浓度（1.00–40.00 mg/L，平均值：16.00 mg/L）在所有样品中均低于50 mg/L上限。然而，超过常报道的自然背景水平10 mg/L的浓度（Egbi et al., 2020）可能暗示局部人为影响。相比之下，NO2?在25.00%的情况下超过其严格的0.02 mg/L限值（范围：0.00–0.24 mg/L，平均值：0.02 mg/L）。NH4+在32.14%的样品中超过0.2 mg/L阈值（范围：0.00–0.40 mg/L，平均值：0.12 mg/L）。F?浓度（0.00–2.40 mg/L，平均值：0.38 mg/L）在17.86%的测量中超过1 mg/L指南值。

综上所述，矿化度升高和硬度增大构成研究区地下水质量的主要关注点，多种主要离子（Na+、Cl?、SO42?）超标，部分指标（NO2?、NH4+和F?）对供水安全构成显著风险。

4.2 地下水水化学水型的分类

Piper图解（Piper, 1944）整合了阳离子比例（Ca2+、Mg2+、Na++K+）、阴离子分布（HCO3?、SO42?、Cl?）以及阴阳离子关系，用于表征水化学水型和地下水演化路径。Piper图解（图3）中Cl-Na型及混合Cl-Mg·Ca型水化学水型的优势地位表明，地下水化学性质受到多种地球化学过程共同作用的影响。

图3 基于Piper图解的地下水水化学水型分布

阳离子三角形中的样品分布显示Na+为占绝对优势的阳离子，大多数数据点聚集在Na+富集区，仅有限偏离至Ca2+或Mg2+区域。相反，阴离子三角形分析显示Cl?为主要阴离子种类，尽管散点表明SO42?和HCO3?有少量贡献。Cl-Na型水的普遍存在暗示了蒸发浓缩和/或石盐溶解过程，而混合Cl-Mg·Ca特征可能源于碳酸盐-蒸发岩矿物风化与阳离子交换反应（Bozau et al., 2015）。这些分布表明水化学水型存在变异性，可能反映了研究区不同区域地下化学演化过程的差异。

4.3 地下水水化学的控制机制

4.3.1 自然控制因素

采用Gibbs图（Gibbs, 1970）和地下水端元混合方法（Gaillardet et al., 1999）进行综合分析，以确定控制地下水化学的主导过程，并进一步约束研究区潜在的溶质来源。在Gibbs图（图4a）中，所有样品均落入岩石主导区，表明水岩相互作用是控制地下水水化学的主导因素。随着Cl?/(Cl?+ HCO3?)比的增加，样品逐渐向蒸发主导区偏移。这一模式表明，矿物风化是溶解组分的初始来源，而持续的地下水循环和干旱排泄条件促进蒸发浓缩，并有助于观测到的高矿化度（Ma et al., 2023）。

图4 (a) TDS与Cl?/(Cl?+ HCO3?)的Gibbs分类图 (b) 地下水端元图

进一步利用Mg2+/Na+与Ca2+/Na+端元图（图4b）识别岩性贡献，显示以硅酸盐风化为优势特征，部分样品接近蒸发岩端元。大多数样品聚集在硅酸盐风化域内，表明长石水解是溶解离子的重要来源。同时，位于蒸发岩端元附近的样品表明有额外的蒸发岩溶解输入，尤其是石盐溶解对Na+的贡献。分布在过渡区的样品反映了硅酸盐风化和蒸发岩溶解的联合影响，可能与含水层中的含盐地层以及干旱条件下的增强蒸发浓缩过程有关。

通过离子相关模式和氯-碱指标，阐明了地下水中溶解组分的矿物学来源，为溶质获取机制提供了定量认识（图5a–f）。石盐溶解是Na+和Cl?预算的主要贡献者，Na+-Cl-双变量图（图5a）中大多数数据点沿等摩尔1:1参考线呈强线性对齐，即为证据。部分样品偏离这一化学计量关系，暗示Na+通过其他途径有补充输入，可能涉及硅酸盐水解或阳离子交换反应。

图5 相关图：(a) Na+与Cl?、(b) Ca2+与SO42?、(c) (Ca2++Mg2+)与HCO3?、(d) (Ca2++Mg2+)与(HCO3?+ SO42?)、(e) CAI-1与CAI-2、(f) (Na++K+ - Cl?)与(Ca2++Mg2+ - HCO3? - SO42?)

蒸发岩矿物的地球化学指纹进一步由Ca2+与SO42?的协变关系（图5b）得到证实，同时(Ca2++Mg2+)与(HCO3?+ SO42?)的化学计量对应关系接近1:1当量线（图5d）。这些模式共同表明石膏（CaSO4·2H2O）和硬石膏（CaSO4）溶解是钙和硫酸根离子的主要来源。相比之下，碳酸盐矿物风化对阳离子组成的影响有限，因为相对于理论1:1线，(Ca2++Mg2+)与HCO3?的相关性较差且散布明显（图5c）。

利用氯-碱指标（CAI-1和CAI-2；公式(14)和(15)）结合离子平衡诊断，量化了控制离子再分配的阳离子交换过程（图5e和f）。CAI分析（图5e）表明研究区发生了离子交换过程，71.43%的样品CAI值为负，意味着黏土矿物表面吸附的Na+/K+被水中的Ca2+/Mg2+置换（Elumalai et al., 2023）。剩余28.57%的样品CAI值为正，表明发生反向阳离子交换，即地下水中的Na+/K+替换了吸附的Ca2+/Mg2+。散点图（图5f）强化了这一解释，大多数观测值占据右下象限。这种空间聚集反映了Na+/K+系统过量与溶液中Ca2+/Mg2+亏缺的同步性，证实了地下水中Ca2+/Mg2+替换了含水层基质中吸附的Na+/K+。该过程因此提高了溶解Na+/K+浓度，同时产生相对的Ca2+/Mg2+亏缺。

(14) CAI?1 = [Cl? ? (Na+ + K+)] / Cl?

(15) CAI?2 = [Cl? ? (Na+ + K+)] / (HCO3? + SO42? + CO32? + NO3?)

矿物饱和度指数（SI）分析（图6）对含水层矿物的溶解-沉淀状态提供了定量约束。SI分析表明石膏、硬石膏、石盐和萤石处于不饱和状态（SI < 0），确认其持续溶解。蒸发岩矿物（石膏、硬石膏、石盐）是Ca2+、SO42?、Na+和Cl?的稳定来源，而萤石溶解贡献微量F?。相反，方解石、白云石和文石呈现过饱和状态（SI > 0），暗示动力学上溶解受抑且有潜在沉淀趋势。值得注意的是，高TDS样品中大多数矿物的SI值大于0，表明在高矿化度条件下趋向于蒸发浓缩和次生矿物沉淀（Song and Zhou, 2024）。

图6 地下水样品的矿物饱和度指数（SI）

4.3.2 人为干扰与污染输入

硝酸盐（NO3?）和硫酸盐（SO42?）是识别人为污染的关键离子指标，其来源可通过特征离子比的空间分布模式系统解析（Gao et al., 2022）。为区分人为污染来源，构建了SO42?/Ca2+与NO3?/Na+的摩尔比图（图7a）。从水化学样品的聚集行为推断，研究区的地下水质量受自然和人为来源的双重影响，可能来自农业和工业活动。大多数数据点沿与农业和工业活动相关的轨迹分布，表明SO42?升高可能与自然溶解过程和人为输入均有关。这种富集源于农业用地广泛施用的含硫肥料（如硫酸铵和过磷酸钙）中SO42?的持续溶解和释放。额外的硫酸盐输入可能来自工业废水，包括化工和采矿行业废水。

图7 离子比散点图：(a) SO42?/Ca2+与NO3?/Na+ (b) NO3?/Cl?与Cl?

SO42?/Ca2+比的显著升高归因于含水层介质中吸附或交换机制导致的Ca2+损耗。相反，沿代表农业活动（硝酸盐）和生活污水轨迹的对齐样本极少，表明其影响有限。且NO3?/Na+比普遍较低（0.00–0.23），表明农业氮输入的贡献相对于自然背景和其他潜在来源而言较为有限。

利用NO3?/Cl?比进一步分析硝酸盐的地球化学行为发现，在自然条件下该比值受流域背景控制，典型自然范围为0.05–0.22（Egbi et al., 2020; Kaown et al., 2021）。显著低于下限的值可能指示反硝化或特定污染输入（McArthur et al., 2012）。NO3?/Cl?与Cl?图中采样点的空间分布（图7b）主要聚集在指示生活或市政输入的区域内，其特征为Cl?浓度较高且NO3?/Cl?比适中。部分样品则偏向反硝化区。定量来看，本研究中地下水NO3?/Cl?比在0.00至0.14之间变化。约46%的样品值低于0.05，鉴于该比例显著超过自然背景下限，提示存在人为影响。这表明在生活/市政污水输入背景下发生反硝化是导致低比值的主要原因。生活污水提供了初始的NO3?和Cl?，而反硝化细菌在无氧环境中将NO3?还原为气态氮（Zhang et al., 2023）。

4.4 饮用水质量和公共健康安全综合评估

4.4.1 饮用水健康风险评估

与饮用水相关的健康保护关键取决于水基质中溶解组分的化学形态和定量水平。其中，总溶解固体（TDS）作为综合指标，可有效表征地下水中总溶质的累积水平。根据美国地质调查局提出的水质分类框架（USGS, 2000），基于TDS浓度将水系统划分为四个不同类别。淡水定义为TDS低于1000 mg/L，咸水范围为1000–3000 mg/L，中等咸水为3000–10000 mg/L，高盐水超过10000 mg/L。本分析表明，约60.71%的地下水样品超过世界卫生组织建议的饮用水质量1000 mg/L阈值（WHO, 2022），因此这些样品被归类为咸水。相比之下，仅39.29%的采集样品符合上述基于TDS的分类系统的淡水标准。

世界卫生组织规定饮用水中总硬度（TH）最大允许浓度为450 mg/L（WHO, 2022），该参数反映了Ca2+和Mg2+的总丰度。对研究区地下水样品的分析表明硬度水平存在显著异质性，分布以高硬度值为主。根据既定的水硬度分类标准，53.57%的地下水样品被归类为极硬水，10.71%为硬水，35.71%为中等硬度水。未观察到软水样品，表明地下水中总硬度存在突出的饮用水安全问题。

为全面评估饮用水质量，本研究采用了TDS和总硬度的综合分析（图8）。研究区地下水质量评估表明，盐分和硬度参数均存在显著问题。在采集的样品中，仅28.57%符合中等硬度淡水标准，其特征为TDS浓度低于1000 mg/L且TH值在200–450 mg/L之间，从而符合既定的饮用水标准。其余大多数样品质量受损，咸水条件在数据集中占主导地位。

具体而言，极硬微咸水约占所有样品的50.00%，而硬微咸水和中硬微咸水分别占3.57%和7.14%。综合来看，结果表明研究区内相当比例的地下水资源可能不符合既定的饮用水水质标准。这主要归因于溶解盐分和硬度组分的浓度偏高，可能危害人体饮用的水安全。

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图8 地下水TDS与TH的散点图

地下水中特征污染物含量超标是威胁饮用水安全的重大环境问题。本研究采用人体健康风险评估框架，定量表征地下水污染所导致的非致癌危害。研究建立了四个易感人群类别，以反映不同的暴露模式：婴儿、儿童、成年男性和成年女性。评估重点聚焦于地下水中常见的四种优先污染物：硝酸盐（NO??）、亚硝酸盐（NO??）、铵（NH??）和氟化物（F?），其中部分指标超过世界卫生组织《饮用水水质标准》（WHO, 2022）定义的阈值。评估模型纳入了两种主要暴露途径（经口摄入和皮肤接触），遵循既有的方法学（Jiang et al., 2023）。风险评估计算中使用的所有输入参数汇总于表3（Duan et al., 2014）。

表3 健康风险评估模型中各污染物的参数值

| 指标 | Ki/(×10?3 cm/h) | RfD (mg·kg/d) | 经口 | 皮肤 |
|------|-----------------|----------------|------|------|
| NO?? | 1 | 1.6 | 0.8 | 1.6 |
| NO?? | 1 | 0.1 | 0.1 | 0.1 |
| NH?? | 1 | 0.97 | 0.97 | 0.97 |
| F? | 1 | 0.04 | 0.04 | 0.04 |

图9展示了箱线图分析，显示研究区域内不同人群对地下水非致癌风险的易感性差异显著。危害指数（HI）（图9a）分布表明，婴儿群体面临的风险暴露最为突出，几乎所有采样的地下水来源对该群体均存在潜在健康威胁。风险分级显示，婴儿群体中大多数样本集中于中等风险类别（HI = 1-4），而有限比例的样本超过高风险阈值（HI > 4）。相比之下，其余三个人口群体（儿童、成年女性和成年男性）的风险特征相对较低。虽然这些群体在某些地点出现了中等暴露水平，但没有任何样本超过高风险等级。

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图9 地下水中(a)HI值及(b)NO??、(c)NO??、(d)NH??和(e)F?对不同人群产生的HQ箱线图

基于危害商（HQ）（图9b-e）的污染物贡献分析表明，不同离子对总风险的贡献存在显著层级差异。氟化物（F?，图9e）是主要的风险驱动因素，在多个采样点HQ值超过风险阈值（HQ > 1）。其中，8%的样本对婴儿暴露组呈现高风险，而儿童和成人组中以中等风险（HQ = 1-3）为主。硝酸盐（NO??，图9b）作为次要风险因素，对婴儿中等风险的贡献率为25.00%（HQ = 1-2），而儿童和成人组中仅少数样本的HQ值略高于阈值1（均低于4），风险呈零散分布。亚硝酸盐（NO??，图9c）和铵（NH??，图9d）对所有人群均构成低风险（HQ < 1）。由于其浓度较低，对总风险的贡献率可忽略不计。综合来看，研究区地下水的非致癌风险特征主要归因于F?，其次为NO??，而NO??和NH??的贡献可忽略不计。

4.4.2 基于EWQI的综合水质评估

为克服传统水质指数中主观赋权的局限性，本研究采用熵权水质指数（EWQI）模型进行地下水水质评估，利用11项理化参数并以客观方式确定权重。这些参数包括溶解性总固体（TDS）、总硬度（TH）、钠离子（Na?）、钙离子（Ca2?）、镁离子（Mg2?）、氯离子（Cl?）、硫酸根离子（SO?2?）、硝酸盐离子（NO??）、亚硝酸盐离子（NO??）、铵离子（NH??）和氟化物离子（F?）。EWQI方法采用客观赋权方法整合多个水质指标，从而实现对地下水状况的定量评估（Yang et al., 2023）。该分析框架已在地下水水质评价研究中得到广泛应用。这11项指标的选择标准旨在涵盖三个关键维度：主要无机离子浓度（TDS和TH）、指示特定污染来源的离子（NO??和NH??）以及具有毒理学意义的参数（F?）。综合EWQI框架能够对区域地下水水化学特征进行全面表征，同时为按照既定评估规程开展初步健康风险筛查提供依据。

地下水EWQI值范围为46.2至314.7，平均值为117.0（图10a）。优良水质（等级1和等级2）占50.00%（等级1占7.14%，等级2占42.86%）。根据EWQI分类体系，低于100的阈值表示水质适合直接饮用。中等水质（等级3）占35.71%，EWQI值在100至200之间，饮用前需处理。极差水质（等级5）占14.29%，EWQI值超过200，不适合饮用。

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图10 (a) 地下水EWQI与TDS散点图，(b) 基于EWQI的水质分布图

地下水水质状况呈现两极化分布，约一半的样本符合饮用水标准，其余被归类为污染。熵权分析显示，NO??（ω = 0.200）和NH??（ω = 0.192）在所有评估参数中权重系数最高，表明人为氮污染是导致地下水水质恶化的驱动因素（Sheng et al., 2023）。鉴于这些发现，实施以氮污染源控制为重点的靶向修复策略对实现地下水水质可持续改善具有重要意义。

EWQI分布的空间分析（图10b）显示，水质较差的区域（EWQI > 200）呈斑块状分布，主要集中在南部湖滨区和西南城市外围的山地边缘。水质中等的区域（EWQI = 50-100）主要连续分布在城市区域周围。相反，水质优良的区域（EWQI < 100）从研究区的西南部延伸至东北部，呈现分散的空间分布模式。

进一步结合EWQI分类和区域地理因素的分析表明，南部湖滨区高风险区域的形成可能与湖滨排泄区的蒸发浓缩、盐湖矿物溶解以及局部人为活动有关。城市区域周围的中等水质区反映了城市生活污水和农业面源污染对地下水的扰动。东部和外郊的低风险区与有利的地下水补给条件（如充足的降水入渗）和较弱的人为扰动有关。山地边缘的高风险斑块也可能受到坡面径流携带的风化物质入渗的影响。

4.5 启示与建议

鉴于地下水是当地社区的主要饮用水源，保障其质量与安全构成青藏高原上民生保护的重要组成部分。研究区当前面临突出的饮用水安全危机与健康风险叠加问题。根据EWQI分类框架，约一半的地下水样本（50.0%）属于中等至极差水质类别，直接饮用适宜性有限。硝酸盐（NO??）和铵（NH??）作为主要健康风险因素，对儿童和婴儿构成特别严重的威胁。同时，自然过程（如蒸发浓缩和蒸发岩溶解）与人为活动（如农业硝酸盐输入和生活污染）的耦合效应导致地下水化学成分持续恶化，进一步减少了可供饮用的地下水资源的可用性。为保障当地居民的饮用水安全，建议建立以源头预防与控制、分区保护和风险预警为特征的管理制度：

(1) 污染源控制。针对农业活动导致的硝酸盐超标问题，推广精准施肥技术并限制氮肥施用率。在集中居住区建设生活污水处理设施，减少污染物向地下水入渗。

(2) 饮用水源地分区保护。将河流中上游的优良水质区域划定为优先泉保护区，并严格管控周边区域的人为活动，防止新的污染输入。

(3) 健康风险监测与预警。定期监测地下水中NO??、NO??、NH??和F?等特征污染物，在高风险区域部署实时监测站。建立超标—预警—处置的响应机制。同时，加强公众宣传，普及高风险地下水安全使用的知识。

5 结论

青藏高原区域地下水可持续性需要坚实的科学支撑，对于超干旱环境而言尤为如此。为应对这一挑战，本研究对青藏高原东北缘乌兰盆地冲积扇平原地下水的地球化学特征、形成机制、水质状况及健康风险特征进行了全面调查。主要结论总结如下：

(1) 干旱条件下蒸发浓缩过程与矿物溶解共同主导了研究区地下水的地球化学演化，形成了以Cl-Na型和混合Cl-Mg·Ca型为主的地球化学类型。主要离子组成显示Na?为主要阳离子，Cl?为主要阴离子。地下水呈弱碱性（平均pH 7.70），矿化度和硬度参数具有显著的空间异质性。值得注意的是，TDS平均浓度为1742.70 mg/L，60.71%的样本超过世界卫生组织饮用水指南值1000 mg/L。同样，TH平均值为623.79 mg/L，57.14%的样本超过中国饮用水标准阈值450 mg/L，大多数属于极硬水。

(2) 水-岩相互作用是控制地下水化学成分的基本驱动力。硅酸盐风化是溶解离子的主要来源，辅以蒸发岩溶解。阳离子交换主导了地球化学过程，导致Na?/K?的相对富集和Ca2?/Mg2?的同时消耗。人为干扰主要表现为农业含硫肥料的输入和局部生活污水处理的入渗。NO??浓度低于饮用水限值（50 mg/L），未出现超标现象。然而，25.00%的NO??和32.14%的NH??样本超过相应限值，表明存在轻微的面源氮污染。

(3) 健康风险评估显示婴儿为风险最高的人群，F?是主要的非致癌风险因素，NO??为次要因素。NO??和NH??的健康风险可忽略不计。EWQI评估显示水质分布呈两极化：50.00%的样本为优良（EWQI < 100，适合直接饮用），35.71%为中等（EWQI 100-200，使用前需处理），14.29%为极差（EWQI > 200，不适合饮用）。尽管NO??浓度未超过饮用水限值，但NO??和NH??是EWQI变化的关键贡献因素（权重分别为0.200和0.192），突显了氮素形态在区域水质分类中的重要作用。

(4) 明确了地下水化学组成的自然-人为耦合控制因素，识别了高风险（南部湖滨区）和中等风险（城市外围）保护区。基于上述结果，提出了若干改善区域地下水管理的建议，包括优先推广精准施肥以减少硫、氮输入，将上游优质水域划为饮用水源保护区，以及对氟和氮污染物建立实时监测体系。

作者贡献声明

刘家豪：撰写——初稿、调查研究、形式分析、数据整理。王杰：方法论、调查研究、形式分析。范华：方法论、调查研究、形式分析、数据整理。陈慧娟：调查研究、形式分析、概念构思。赵振：方法论、调查研究、形式分析。任燕：调查研究、形式分析、数据整理。肖永：撰写——审稿与编辑、形式分析、概念构思。杨少康：方法论、形式分析。秦广雄：方法论、调查研究、数据整理。乔震：方法论、数据整理。马子坤：方法论、形式分析、数据整理。

刘家豪|王杰|范华|陈慧娟|赵振|任燕|肖永|杨少康|秦广雄|乔震|马子坤