丁 健，周永章，高全洲，陶 貞，鐘莉莉

(1.中山大學(xué)地理科學(xué)與規(guī)劃學(xué)院，廣東廣州 510275;2.廣東省地質(zhì)過程與礦產(chǎn)資源探查重點實驗室，廣東廣州 510275;3.中山大學(xué)地球環(huán)境與地球資源研究中心，廣東廣州 510275）

化學(xué)風(fēng)化是發(fā)生在巖石圈、生物圈、水圈和大氣圈之間界面上的重要過程，是聯(lián)系陸地與海洋、流域與湖泊、反演氣候及環(huán)境的重要紐帶。巖石的風(fēng)化作用與碳循環(huán)有著極為密切的聯(lián)系。巖石化學(xué)風(fēng)化作用是大氣CO2消耗的一個重要途徑，它從大氣或土壤中攝取CO2，并轉(zhuǎn)化為(或)溶解于地表徑流中，最后匯入海洋，形成地表碳匯的一部分，其中主要是通過硅酸鹽風(fēng)化所引起的CO2消耗進(jìn)而影響大氣CO2平衡，最終影響全球氣候變化和碳循環(huán)［1］。據(jù) Suchet等研究［2－3］，每年約有0.7×109t的碳通過陸地巖石的風(fēng)化過程從大氣——生物圈轉(zhuǎn)移到海洋中，從而對全球氣候變化產(chǎn)生重要的影響。根據(jù)Gaillardet等［4］的研究，全球河流流域內(nèi)巖石化學(xué)風(fēng)化消耗的CO2量約占全球巖石化學(xué)風(fēng)化消耗量的87%，流域內(nèi)巖石化學(xué)風(fēng)化是全球巖石化學(xué)風(fēng)化的主體。河流是海陸間物質(zhì)能量交換的重要通道，流域內(nèi)巖石、土壤等在雨水的淋濾下發(fā)生化學(xué)風(fēng)化反應(yīng)，淋溶離子輸入河流，因此河流的水化學(xué)特征反映了流域內(nèi)元素的地球化學(xué)行為、巖石化學(xué)風(fēng)化與機(jī)械剝蝕作用的強(qiáng)弱及巖石風(fēng)化所消耗的CO2量等重要信息。通過研究河流水化學(xué)的離子組成來揭示流域巖石化學(xué)風(fēng)化過程并估算流域巖石風(fēng)化消耗CO2量是當(dāng)前國際研究的熱點［5－22］，我國不少學(xué)者在這方面進(jìn)行研究［23－36］。

本文通過對韓江流域河水溶解離子組成特征以及河水主要離子間的關(guān)系進(jìn)行分析，重點探討韓江流域的主要化學(xué)風(fēng)化反應(yīng)、化學(xué)風(fēng)化速率并估算巖石風(fēng)化過程中對大氣CO2的消耗。

1 研究區(qū)域概況

韓江流域位于粵東、閩西南，處在北緯23°20'－26°02'、東經(jīng) 115°15'－ 117°15'之間，是廣東省除珠江流域以外的第二大流域［37－39］。其流域地層以燕山期的巖漿巖分布最廣 (主要為花崗巖，部分為流紋巖)，其次是侏羅系的陸相安山巖、火山碎屑巖夾砂頁巖;在流域北部汀江及西部五華河、寧江流域有少量的前泥盆系變質(zhì)巖和碳酸鹽巖，此外寧江流域還分布有白堊系碎屑巖，其中含有石膏;在韓江河口區(qū)主要分布第四紀(jì)沖積層。流域地勢自西北和東北向東南傾斜，地勢海拔高程自20～1500 m不等，在地貌上表現(xiàn)為中上游為低山、丘陵、盆地相間分布，下游為沖積——海積平原的二元結(jié)構(gòu)。流域地形以多山地丘陵為其特點，其中山地占總流域面積的70%，多分布在流域的北部和中部;丘陵占總流域面積的25%，多分布在梅河流域和其它干支流谷地;平原占總面積的5%，主要分布在韓江下游三角洲。韓江干流長470 km，流域面積30112 km2，年平均氣溫21.0℃左右，年降雨量1300～2200 mm，多年平均降雨量為1539 mm，多年平均年水面蒸發(fā)量為1069 mm，汛期4－9月的降雨量為1181 mm，占全年降雨量的77% ，多年平均徑流量為262.70×108m3。從源頭到大埔縣三河壩為韓江上游段，河長305 km，三河壩至潮州為中游段，河長110 km，潮州以下至入?？跒橄掠味?，五華河、寧江、石窟河、汀江和梅潭河為韓江水系主要河流。其中，五華河全長為105 km，流域面積為1832 km2，多年平均徑流量為14.735×108m3;寧江河長107 km，流域面積為1423 km2，多年平均徑流量為11.445×108m3;石窟河全長179 km，流域面積3681 km2，多年平均徑流量為34.158×108m3;汀江干流總長323 km，流域面積11802 km2，多年平均徑流量為112.185×108m3;梅潭河干流總長137 km，流域面積1603 km2，多年平均徑流量為 14.717×108m3。(注:以上河流多年平均徑流量為1956－2000年平均值，數(shù)據(jù)來源于廣東省水文局。)

2 樣品采集與分析

圖1 韓江水樣品采集地點分布Fig.1 Samping locations of the Hanjiang River water system

本研究的樣品采集工作于2009年7月31日至8月3日豐水期及2010年1月4－12日枯水期分別進(jìn)行，共設(shè)12個采樣點，分別選擇在韓江上游琴江、梅江至潮安水文站主干流上及各主要支流匯入干流前約0.3～2 km處，見圖1。采樣時，盡量遠(yuǎn)離污染源，到河中心斷面或在河流湍流帶于水下15 cm處采樣。現(xiàn)場用美國MYRON L公司生產(chǎn)的便攜式6P型多參數(shù)水質(zhì)檢測儀測試水溫、pH值、電導(dǎo)率。樣品使用聚乙烯塑料瓶盛裝，帶回實驗室分析，用Whatman GF/F玻璃纖維微孔濾膜過濾，待測試樣在4℃冷藏箱中保存。其中離子用稀HCL滴定法測定 (測定終點的pH值取4.2)，Ca2+、Mg2+、K+、Na+和可溶性硅 (DSi)含量采用美國TJA公司生產(chǎn)的全譜直讀等離子體原子發(fā)射光譜議測定，Cl－、、用美國Dionex D600型離子色譜儀測定，徑流數(shù)據(jù)來源于廣東省水文局。

3 結(jié)果與討論

3.1 韓江流域水化學(xué)特征

韓江流域水體呈中性偏堿，大部分樣品的pH值大于7.0(表1)，豐水期河水的pH值在6.99～7.29，枯水期pH值為6.76～7.63。流域河水電導(dǎo)率在77.44～351.7 μS/cm之間，各采樣點枯水期間河水電導(dǎo)率均高于豐水期間的電導(dǎo)率。韓江各主要支流中寧江水樣電導(dǎo)率最高，豐水期為306.5 μS/cm，枯水期為351.7 μS/cm，比韓江下游潮安站水樣的電導(dǎo)率高近3倍，主要是因為寧江流域白堊系碎屑巖中含有石膏，河水中離子含量較高;其次是石窟河，為135.8～219.5 μS/cm，而五華河、石窟河、汀江、梅潭河的電導(dǎo)率比較接近，多在78.37～136 μS/cm之間。韓江流域河水的氧化還原電位勢較高，ORP值在129～306 mV之間，豐水期間ORP值高于枯水期。

天然水體中無機(jī)正負(fù)電荷的平衡程度可以衡量水化學(xué)分析數(shù)據(jù)的可信程度或水體污染程度［40］。在沒有污染的情況下，河流水體中的正電荷總量可表達(dá)為［41］:TZ+=Na++K++2Mg2++2Ca2+;負(fù)電荷總量可以表達(dá)為:TZ－=Cl－+++，將其進(jìn)行無機(jī)電荷平衡標(biāo)準(zhǔn)化 ［NICB=(TZ+－TZ－)/TZ+］，NICB的值在 －0.057～0.098之間，說明韓江水系大多數(shù)樣品中總?cè)芙怅栯x子電荷與總?cè)芙怅庪x子電荷基本平衡。

韓江干流潮安站的河水總?cè)芙恹} (TDS)含量在75.1～107.75 mg/L之間，平均值為91.43 mg/L，低于長江 (205.9 mg/L)、西江 (303.52 mg/L)和北江 (121.03 mg/L)，但高于東江 (66.10 mg/L)［42－43］，稍高于全球河流的 TDS 均值 69 mg/L［44］，主要是因為長江、西江及北江流域分布有較大面積的碳酸鹽巖，而韓江流域碳酸鹽巖分布較少。韓江流域各支流中，寧江流域因分布有碳酸鹽巖及石膏，導(dǎo)致其水樣 (韓1－4、韓2－4)總?cè)芙恹}含量 (231.25～257.5 mg/L)明顯高于其它支流。韓江流域河水中優(yōu)勢陽離子是Ca2+，占離子當(dāng)量濃度總量的26.63%～27.73%，其次是Na+(K+已計入)，占15.63% ～15.76%，Mg2+含量占總離子比例最少，在7.81% ～8.7%之間，即Ca2+＞Na++K+＞Mg2+;優(yōu)勢陰離子是，占離子當(dāng)量濃度總量的24.61% ～29.35%，而 S02－4 占8.70% ～10.94%，Cl－占 5.98% ～8.20%，變化較小，占離子總量的4.89% ～5.08%;河水中可溶性硅含量變化范圍不大，為4.97～7.487 mg/L，平均值為6.23 mg/L。從以上主要離子所占比例來看，韓江流域控制河水地球化學(xué)作用的主要是和Ca2+的平衡作用，河水水化學(xué)類型為重碳酸鹽鈣組II型水，表示為。

表1 韓江流域河水主要化學(xué)成分Table 1 Chemical compositions of the Hanjiang river

3.2 韓江流域主要巖石化學(xué)風(fēng)化過程及來源成因分析

3.2.1 Gibbs圖分析 河水中溶解離子主要來源有流域巖石和土壤礦物的化學(xué)風(fēng)化與溶解釋放、大氣降水和人類影響。為確定影響韓江流域水化學(xué)組成的控制因素，對其進(jìn)行了Gibbs圖分析［45］，根據(jù)該圖可定性判斷區(qū)域巖石、大氣降水、蒸發(fā)－濃縮作用等對河流水化學(xué)的影響，了解河流的離子特征及成因。如圖2所示，韓江流域河水樣品的［Na+/(Na++Ca2+)］和 ［C1－/(C1－+)］的比值投點都落在小于0.5的范圍內(nèi)，均分布在圖的中部左側(cè)，說明其離子成分主要來源于巖石的風(fēng)化釋放，屬巖石風(fēng)化類型;同時 ［Na+/(Na++Ca2+)］最低值為0.16，最高值為0.45， ［C1－/(C1－+)］最低值為0.1，最高值為0.44，在Gibbs圖中的位置稍往右偏，說明在韓江流域河水成分一定程度上還受海洋性降水的影響。

圖2 韓江流域河水Gibbs圖Fig.2 The Gibbs graph of the Hanjiang river water

3.2.2 主要風(fēng)化過程 對于大部分河流來講，河水中的主要離子除來自于巖石風(fēng)化作用外，還有雨水及大氣的輸入和人為污染的影響。由于雨水中離子含量較低，如距韓江較近的廣東流溪河地區(qū)降雨中主要離子 Cl－含量為 0.0228 mmol/L［46］，進(jìn)入水體在被稀釋情況下認(rèn)為其影響較小，可以忽略不計。大氣對河水的輸入主要是指在巖石風(fēng)化過程中有大氣CO2參與，以形式存在于河水中。對人為污染的影響，經(jīng)調(diào)查，流域上游無明顯的人為擾動影響，因此在分析韓江流域主要風(fēng)化過程時忽略人為影響因素。

韓江流域河水中優(yōu)勢陽離子是 Ca2+和Na+(K+已計入)，優(yōu)勢陰離子是和。對韓江河水中的主要離子進(jìn)行相關(guān)性分析，發(fā)現(xiàn)與Ca2+的相關(guān)性明顯 (r2=0.8327，p＜0.0001，見圖3(a))，而且以韓江下游潮安水文站河水中Ca2+與的摩爾濃度比在枯水期和豐水期分別為1∶1.95和1∶1.88，接近1∶2，說明方解石的溶解對它們的貢獻(xiàn)最大;而河水中Na+與相關(guān)性明顯 (r2=0.7575，p＜0.0001，見圖 3(b))，潮安水文站河水中Na+與摩爾濃度比在枯水期和豐水期分別為2.05∶1和1.65∶1，接近2∶1，表明蒸發(fā)鹽Na2SO4的溶解反應(yīng)是韓江流域化學(xué)風(fēng)化的一個重要過程。韓江河水中HCO3－除了碳酸鹽巖風(fēng)化來源外，硅酸鹽巖在風(fēng)化時消耗大氣CO2也產(chǎn)生，但是與Si的相關(guān)關(guān)系不明顯，見圖3(c)，說明韓江流域河水中主要來自于碳酸鹽巖的風(fēng)化貢獻(xiàn)，僅少量的來自于硅酸鹽巖風(fēng)化貢獻(xiàn)。天然水中的Si主要來自硅酸鹽和鋁硅酸鹽礦物的水解，水體中Si的含量可以作硅酸鹽礦物風(fēng)化的直接證據(jù)。韓江流域河水中可溶Si含量較少，豐水期平均為6.16 mg/L，枯水期為5.87 mg/L，河水中可溶 Si與陽離子Na+、K+的相關(guān)性不明顯，見圖3(d)(e)，而與Ca2+的相關(guān)性稍高，見圖3(f)，說明韓江流域硅酸鹽巖風(fēng)化主要是鈣硅酸鹽的風(fēng)化，鉀鈉硅酸鹽(鈉長石、鉀長石)的風(fēng)化很少。整體而言，雖然韓江流域內(nèi)硅酸鹽巖的分布面積較廣，而碳酸鹽巖分布面積較少，但據(jù)前人研究在濕熱地區(qū)，流域尺度上碳酸鹽類礦物的化學(xué)溶蝕性是硅酸鹽類礦物的7倍左右［47］，所以流域內(nèi)少量分布的碳酸鹽巖對河流水體的離子貢獻(xiàn)率較高，因此韓江流域內(nèi)碳酸鹽巖和蒸發(fā)鹽巖的風(fēng)化作用占主導(dǎo)地位，而硅酸鹽巖的風(fēng)化作用相對較微弱，對韓江河水水化學(xué)的影響較小。綜上所述，推斷韓江流域所發(fā)生的主要化學(xué)風(fēng)化反應(yīng)如表2。

表2 韓江流域主要風(fēng)化反應(yīng)Table 2 Major chemical reactions in weathering processes along Hanjiang river basin

圖3 韓江流域河水主要離子之間的關(guān)系Fig.3 The correlation plots between major ions in the Hanjiang River water

3.2.2 主成分分析和因子分析 為了進(jìn)一步分析韓江流域不同巖石類型對韓江河水中主要離子的影響，對河水化學(xué)進(jìn)行了主成分分析。該分析采用varimax最大正交旋轉(zhuǎn)法使具有較大因子負(fù)載的變量減少到最低限度，提取公共因子，分析不同因素的貢獻(xiàn)。表3展示了旋轉(zhuǎn)前后各因子的特征值和累積貢獻(xiàn)率。根據(jù)計算，前二個變量的累計貢獻(xiàn)率達(dá)到85.71%，其中第一因子占69.28%，第二因子占16.43%，這兩個提取因子的特征值都大于1， 說明第一、第二因子的信息不重疊且無損失，所以提取的這二個因子能很好的反映韓江流域河水的化學(xué)特征;第三因子占9.174%，因其提取因子的特征值小于1，說明第三因子代表的信息有重疊和損失，故未提取。提取的二個因子代表了9個因子的綜合信息，對其旋轉(zhuǎn)，使因子載荷值向兩極端趨近，以明確各因子的含義，對初始因子載荷矩陣施以25次的正交旋轉(zhuǎn)，得到的因子載荷矩陣 (表4)，從中可看出因子分類明確。因子1與Ca2+，Mg2+、Na+、K+、、、Cl一的相關(guān)性較大，表示方解石等碳酸鹽巖的溶解和Na2SO4等蒸發(fā)鹽類礦物的溶解對河水溶解質(zhì)的貢獻(xiàn)率較大;因子2與可溶Si、Ca2+的相關(guān)性較大，代表硅酸鹽類的溶解。

表3 韓江流域水化學(xué)主成分分析的特征值和累積貢獻(xiàn)率Table 3 Eigenvalues of principal component analysis and their cumulative contribution rates of chemical compositions in the Hanjiang river water

旋轉(zhuǎn)后的載荷矩陣見表4，每個變量因子載荷的平方除以公共性方差即為每類巖石的溶解對各變量的相對方差貢獻(xiàn)率。通過計算得出:碳酸鹽巖和蒸發(fā)鹽巖溶解對流域河水中Ca2+的相對方差貢獻(xiàn)率為83.4%，由于Ca2+與、的相關(guān)性明顯且很接近 (r2分別為0.8327和0.8299，p＜0.0001)，所以碳酸鹽巖和蒸發(fā)鹽巖溶解對流域河水中Ca2+的貢獻(xiàn)比率接近，硅酸鹽的貢獻(xiàn)率為16.6%;河水中K+97.1%來自第一因子，由于碳酸鹽巖風(fēng)化不產(chǎn)生K+，因此全部來自蒸發(fā)鹽巖的溶解;碳酸鹽巖和蒸發(fā)鹽巖對Mg2+的相對方差貢獻(xiàn)率為91.25%，硅酸鹽巖為8.85%;蒸發(fā)鹽巖和碳酸鹽巖對韓江河水中Na+的相對方差貢獻(xiàn)率很高，達(dá)98.91%，根據(jù)前面韓江的主要風(fēng)化過程，主要由蒸發(fā)鹽貢獻(xiàn);硅酸鹽巖對韓江河水中可溶Si的相對方差貢獻(xiàn)率為99.66%，基本沒有碳酸鹽和蒸發(fā)鹽來源;韓江流域中約有99.6%來自于第一因子，因蒸發(fā)鹽巖風(fēng)化不產(chǎn)生，所以都來自碳酸鹽巖的貢獻(xiàn)，而硅酸鹽巖來源所占的比例極少，占0.4%，由于蒸發(fā)鹽類風(fēng)化過程基本不消耗CO2，碳酸鹽類有一半的來自于大氣CO2，所以韓江流域河水中有50.2%的來自大氣CO2，大氣CO2對河流中溶解質(zhì)的貢獻(xiàn)率為20.2%，低于世界平均值37%［4］;韓江河水中Cl－主要來自于蒸發(fā)鹽巖，其相對方差貢獻(xiàn)率為76.9%，硅酸鹽巖的相對方差貢獻(xiàn)率為0.232%，其余的通常為污染所引起;河水中主要來自蒸發(fā)鹽巖，其相對方差貢獻(xiàn)率達(dá)93.74%，硅酸鹽巖貢獻(xiàn)率為6.26%;在整個方差中，主要要來自硅酸鹽巖，其相對方差貢獻(xiàn)率達(dá)98.6%，由于巖石風(fēng)化產(chǎn)生的量極少，分析河水中主要是由人為污染或次生原因引起。

表4 韓江流域水化學(xué)主成分分析的載荷矩陣Table 4 Component loadings of principal component analysis of the Hanjiang river water

根據(jù)上述相關(guān)分析和因子分析，得到大氣CO2和三大類巖石對河水各種離子的相對貢獻(xiàn)率 (表5)。對比世界流域的平均值，韓江流域的顯著特點是蒸發(fā)鹽巖對河水離子的貢獻(xiàn)率較高，達(dá)33.4%，遠(yuǎn)高于世界平均值，這與韓江流域碎屑巖中含有石膏，同時人為因素對河水中Na+、Cl－、、的影響較大，而它們與蒸發(fā)鹽巖溶解組分一致，會導(dǎo)致統(tǒng)計分析時蒸發(fā)鹽溶解貢獻(xiàn)率增加;碳酸鹽巖對韓江河水的溶質(zhì)貢獻(xiàn)率為27.7%，低于世界平均值35%;硅酸鹽風(fēng)化對河水溶質(zhì)貢獻(xiàn)率為10.5%，低于世界平均水平15%;而大氣CO2對河流中溶解質(zhì)的貢獻(xiàn)率為20.2%，約是世界平均值 (37%)的一半左右。

表5 韓江河水化學(xué)的物質(zhì)來源與世界流域平均值的比較Table 5 Sources of chemical compositions in the Hanjiang river water and their comparison with average values of the world watersheds %

上述分析得到的定量化結(jié)果 (相對貢獻(xiàn)率)可能存在著一定的偏差，原因主要有:① 河水PCA分析過程中2個因子的方差總貢獻(xiàn)率和各種離子的因子提取率均未達(dá)到100%;②提取得到的2個因子并不能完全地分別代表3大類巖石礦物，而且因子1代表了碳酸鹽和蒸發(fā)鹽，說明碳酸鹽和蒸發(fā)鹽對韓江河水離子的貢獻(xiàn)較大;③人為因素對河水中離子特別是Na+、Cl－、、的影響較大，而它們與蒸發(fā)鹽巖溶解組分一致，會導(dǎo)致統(tǒng)計分析時顯示蒸發(fā)鹽巖溶解貢獻(xiàn)率增加;④巖石的化學(xué)風(fēng)化作用是十分漫長而復(fù)雜的地質(zhì)過程，對河水溶解質(zhì)統(tǒng)計分析得到的物質(zhì)相對貢獻(xiàn)率只是在某種程度上反映了離子來源，定量化結(jié)果雖粗略，但可以很好的體現(xiàn)出相對貢獻(xiàn)的大小程度。

3.3 韓江流域巖石化學(xué)風(fēng)化的大氣CO2消耗量和消耗率

在地表化學(xué)風(fēng)化過程中，大氣中的CO2被轉(zhuǎn)化為溶解態(tài)的，隨徑流進(jìn)入海洋，從而使地表化學(xué)風(fēng)化與全球碳循環(huán)之間建立了密切聯(lián)系。流域盆地巖石風(fēng)化作用對大氣CO2的消耗的主要依據(jù)是大氣中CO2對河水中的的貢獻(xiàn)比例的大小。根據(jù)碳酸鹽巖和硅酸鹽巖的風(fēng)化反應(yīng)，在碳酸鹽巖風(fēng)化過程中產(chǎn)生的，只有一半來自于大氣CO2，另一半由碳酸鹽類的碳酸根本身所提供;硅酸鹽巖風(fēng)化過程中，所有的均來源于大氣CO2;蒸發(fā)鹽類風(fēng)化過程中基本不消耗CO2。流域盆地巖石化學(xué)風(fēng)化的大氣CO2消耗量Φ(CO2)量和消耗率 Φ (CO2)率分別為計算如下式［24－26］:

從表6可看出，韓江流域巖石化學(xué)風(fēng)化對大氣CO2的消耗量達(dá)73.33×108mol/a，而我國每年巖石風(fēng)化消耗大氣 CO2量為4.72×108t［27］，韓江流域巖石化學(xué)風(fēng)化消耗大氣CO2的量占我國的0.684%，占全球巖石化學(xué)風(fēng)化消耗大氣CO2的0.0306%。韓江各主要支流巖石化學(xué)風(fēng)化消耗大氣CO2的量由大到小的順序是，汀江、石窟河、寧江、五華河、梅潭河，分別為28.08×108，13.26×108，10.22×108，5.17×108，2.90×108mol/a。

韓江流域巖石化學(xué)風(fēng)化對大氣CO2的消耗率為252.2×103mol/(km2.a)，比長江流域611×103mol/(km2.a)的低，但比黃河流域144×103mol/(km2.a)的高，與世界平均水平246×103mol/(km2.a)比較接近。在各主要支流中，巖石化學(xué)風(fēng)化對大氣 CO2的消耗率最高的是寧江，為718.55×103mol/(km2.a)，依次遞減則為石窟河360.14×103mol/(km2.a)，五華河282.04×103mol/(km2.a)，汀江 237.73×103mol/(km2.a)，梅潭河181.18×103mol/(km2.a)。各支流中寧江流域巖石化學(xué)風(fēng)化對大氣CO2的消耗率較高，與其流域內(nèi)分布有較大面積的碳酸鹽巖有關(guān)。

表6 韓江流域化學(xué)風(fēng)化過程中大氣CO2消耗量Table 6 The amounts of CO2consumed in chemistry weathering in the river basin

3.4 韓江流域巖石化學(xué)風(fēng)化速率

根據(jù)前面對韓江流域水化學(xué)的因子分析，在扣除河水中由大氣CO2形成的含量、人為污染產(chǎn)生的Cl－和離子含量后，剩余溶解質(zhì)來自于巖石的化學(xué)風(fēng)化作用，結(jié)合韓江及各主要支流的多年平均徑流量和流域面積，估算韓江流域的化學(xué)風(fēng)化率 (見表7)。

韓江流域的化學(xué)風(fēng)化率為54.11 t/(km2.a)，高于我國黃河流域的化學(xué)風(fēng)化率 (33.6 t/(km2.a))，低于長江流域的化學(xué)風(fēng)化率 (85 t/(km2.a))，比世界平均化學(xué)風(fēng)化率 (36 t/(km2.a))高。在韓江各主要支流中，化學(xué)風(fēng)化率最高的是寧江140.5 t/(km2.a)，其次是石窟河71.2 t/(km2.a)，其他支流再依次遞減汀江 52.39 t/(km2.a)，五華河51.02 t/(km2.a)，梅潭河38.04 t/(km2.a)。各支流中寧江流域化學(xué)風(fēng)化率較大，主要是因為其流域內(nèi)白堊系碎屑巖中含有石膏，且分布有較大面積的碳酸鹽巖，易被溶蝕的原因。

4 結(jié)論

通過對韓江流域河水溶解質(zhì)化學(xué)組成的分析，得出如下結(jié)論:

表7 韓江流域化學(xué)風(fēng)化率Table 7 The chemistry weathering rates along the Hanjiang river basin

3)扣除大氣CO2貢獻(xiàn)的和污染產(chǎn)生的Cl－和離子含量，韓江流域的平均化學(xué)風(fēng)化率為54.11 t/(km2.a);在韓江各主要支流中，化學(xué)風(fēng)化率最高的是寧江，為140.5 t/(km2.a)，其次是石窟河，為71.2 t/(km2.a)，第三是汀江，為52.39 t/(km2.a)，第四是五華河，為 51.02 t/(km2.a)，最少的是梅潭河，為38.04 t/(km2.a)。

［1］FRANCE-LANORD C，DERRY L A.Organic carbon burial forcing of the carbon cycle from Himalayan erosion［J］.Nature，1997，390(6655):65 －67.

［2］SUCHET P A，PROBST J L.Modeling of atmospheric CO2consumption by chemical weathering of rocks:Application to the Garonne，Congo and Amazon basins［J］.Chemical Geology，1993，107(3/4):205 －210.

［3］SUCHET P A，PROBST J L.A global model for Presentday atmospheric/soil CO2consumption by chemical erosion of continental rocks［J］.Tellus，1995，47B:273 －280.

［4］GAILLARDET J，DUPR B，LOUVAT P，et al.Global silicate weathering and CO2consumption rates deduced from the chemistry of large rivers［J］.Chemical Geology，1999，159(1－4):3－30.

［5］MEYBECK M.Global chemical weathering of surficial rocks estimated from river dissolved loads［J］.American Journal of Science，1987，287:401 －428.

［6］GAILLARDET J，DUPRE B，ALLEGRE C J.A global geochemical mass budget applied to the Congo basin rivers:Erosion rates and continental crust composition［J］.Geochimica et Cosmochimica Acta，1995，59(17):3469－3485.

［7］GAILLARDET J，DUPR B，ALLEGRE C J.Geochemistry of large river suspended sediments:silicate weathering or recycling tracer?［J］.Geochimica et Cosmochimica Acta，1999，63(23/24):4037 －4051.

［8］DATTA D K，SUBRAMANIAN V.Nature of solute loads in the rivers of the Bengal drainage basin，Bangladesh［J］.Journal of Hydrology，1997，198(1 － 4):196 －208.

［9］BOEGLIN J，PROBST J.Physical and chemical weathering rates and CO2consumption in a tropical lateritic environment:the upper Niger basin［J］.Chemical Geology，1998，148(3/4):137－156.

［10］POKROVSKY O S，SCHOTT J.Iron colloids/organic matter associated transport of major and trace elements in small boreal rivers and their estuaries(NW Russia)［J］.Chemical Geology，2002，190(1 －4):141 －179.

［11］DALAI T K，KRISHNASWAMI S，SARIN M M.Major ion chemistry in the headwaters of the Yamuna river system:Chemical weathering，its temperature dependence and CO2consumption in the Himalaya［J］.Geochimica et Cosmochimica Acta，2002，66(19):3397 －3416.

［12］MORTATTI J，PROBST J.Silicate rock weathering and atmospheric/soil CO2uptake in the Amazon basin estimated from river water geochemistry:seasonal and spatial variations［J］.Chemical Geology，2003，197(1 －4):177－196.

［13］YANG S，JUNG H，LI C.Two unique weathering regimes in the Changjiang and Huanghe drainage basins:geochemical evidence from river sediments［J］.Sedimentary Geology，2004，164(1/2):19 －34.

［14］RIEBE C S，KIRCHNER J W，F(xiàn)INKEL R C.Erosional and climatic effects on long-term chemical weathering rates in granitic landscapes spanning diverse climate regimes［J］.Earth and Planetary Science Letters，2004，224(3－4):547－562.

［15］RIEBE C S，KIRCHNER J W，F(xiàn)INKEL R C.Sharp decrease in long-term chemical weathering rates along an altitudinal transect［J］.Earth and Planetary Science Letters，2004，218(3/4):421 －434.

［16］DAS A，KRISHNASWAMI S，BHATTACHARYA S K.Carbon isotope ratio of dissolved inorganic carbon(DIC)in rivers draining the Deccan Traps，India:Sources of DIC and their magnitudes［J］.Earth and Planetary Science Letters，2005，236(1/2):419 －429.

［17］HREN M T，CHAMBERLAIN C P，HILLEY G E，et al.Major ion chemistry of the Yarlung Tsangpo-Brahmaputra river:Chemical weathering，erosion，and CO2consumption in the southern Tibetan plateau and eastern syntaxis of the Himalaya［J］.Geochimica et Cosmochimica Acta，2007，71(12):2907－2935.

［18］PAWAN KUMAR JHAA B J T U.Chemical weathering and associated CO2consumption in the Godavari river basin，India［J］.Chemical Geology，2009，264(1 －4):364－374.

［19］HARTMANN J.Bicarbonate-fluxes and CO2-consumption by chemical weathering on the Japanese Archipelago－Application of a multi-lithological model framework［J］.Chemical Geology，2009，265(3/4):237 －271.

［20］STEVEN T.GOLDSMITHA B A E C.Stream geochemistry，chemical weathering and CO2consumption potential of andesitic terrains，Dominica，Lesser Antilles［J］.Geochimica et Cosmochimica Acta，2010，74(1):85－103.

［21］BLUTH G J S，KUMP L R.Lithologic and climatologic controls of river chemistry［J］.Geochimica et Cosmochimica Acta.1994，58(10):2341－2359.

［22］JEAN-SéBASTIEN MOQUETA A C J V. Chemical weathering and atmospheric/soil CO2uptake in the Andean and Foreland Amazon basins［J］.Chemical Geology.2011，287:1－26.

［23］HU MING-HUI R F S J.Major ion chemistry of some large Chinese rivers［J］.Nature，1982，298(5):550－553.

［24］李晶瑩，張經(jīng).流域盆地的風(fēng)化作用與全球氣候變化［J］.地球科學(xué)進(jìn)展，2002，17(3):411－419.

［25］李晶瑩，張經(jīng).中國主要流域盆地風(fēng)化剝蝕率的控制因素［J］.地理科學(xué)，2003，23(4):434－440.

［26］李晶瑩，張經(jīng).黃河流域化學(xué)風(fēng)化作用與大氣CO2的消耗［J］.海洋地質(zhì)與第四紀(jì)地質(zhì)，2003，23(2):43－49.

［27］邱冬生，莊大方，胡云鋒，等.中國巖石風(fēng)化作用所致的碳匯能力估算［J］.地球科學(xué)－中國地質(zhì)大學(xué)學(xué)報，2004，29(2):177－190.

［28］孫媛媛，季宏兵，羅建美，等.贛南小流域的水文地球化學(xué)特征和主要風(fēng)化過程［J］.環(huán)境化學(xué)，2006，25(5):550－557.

［29］吳衛(wèi)華，楊杰東，徐士進(jìn).青藏高原化學(xué)風(fēng)化和對大氣CO2的消耗通量［J］.地質(zhì)論評，2007，53(4):515－528.

［30］秦建華，冉敬，杜谷.青藏高原東部長江流域盆地陸地化學(xué)風(fēng)化研究［J］.沉積與特提斯地質(zhì)，2007，27(4):1－6.

［31］秦建華.青藏高原東部長江流域盆地地表化學(xué)剝蝕通量剝蝕速率大氣CO2凈消耗率研究［J］.沉積與特提斯地質(zhì)，2008((01)):1－6.

［32］張龍軍，溫志超.黃河流域硅酸鹽風(fēng)化的討論［J］.中國海洋大學(xué)學(xué)報:自然科學(xué)版 ，2009(5):988－994.

［33］QUANZHOU GAO Z T X H.Chemical weathering and CO2consumption in the Xijiang River basin，South China［J］.Geomorphology，2009，106(3/4):324 －332.

［34］陶貞，高全洲，王振剛，等.濕熱山地丘陵流域化學(xué)風(fēng)化過程的碳匯估算［J］.科學(xué)通報，2011，56(26):2188－2197.

［35］翟大興，楊忠芳，柳青青，等.鄱陽湖流域巖石化學(xué)風(fēng)化特征及CO2消耗量估算［J］.地學(xué)前緣，2011，18(6):169－181.

［36］張龍軍，王寶森，薛明，等.黃河流域硅酸鹽風(fēng)化的討論(2)——流域耗水量對化學(xué)風(fēng)化消耗大氣CO2的貢獻(xiàn)［J］.中國海洋大學(xué)學(xué)報:自然科學(xué)版，2011，41(4):109－115.

［37］廣東省科學(xué)院丘陵山區(qū)綜合科學(xué)考察隊主編.廣東山區(qū)水資源［M］.廣州:廣東科技出版社，1990:1－7.

［38］廣東省地方史志編纂委員會編.廣東省志.地理志［M］.廣州:廣東人民出版社，1999:198－200.

［39］曾昭璇，黃偉峰 主編.廣東自然地理［M］.廣州:廣東人民出版社，2001:178－181.

［40］DALAI T K，KRISHNASWAMI S，SARIN M M.Major ion chemistry in the headwaters of the Yamuna river system:Chemical weathering，its temperature dependence and CO2consumption in the Himalaya［J］.Geochimica et Cosmochimica Acta，2002，66(19):3397－3416.

［41］HUH Y，TSOI M，ZAITSEV A，ET AL.The fluvial geochemistry of the rivers of Eastern Siberia:I.tributaries of the Lena River draining the sedimentary platform of the Siberian Craton［J］.Geochimica et Cosmochimica Acta，1998，62(10):1657－1676.

［42］陳靜生，王飛越，夏星輝.長江水質(zhì)地球化學(xué)［J］.地學(xué)前緣，2006，13(1):74－85.

［43］陳靜生.河流水質(zhì)原理及中國河流水質(zhì)［M］.1版.北京:科學(xué)出版社，2006:180－181.

［44］MEYBECK MICHEL C D H R.Global fresh water quality:A first assessment［M］.Oxford:Blackwell Reference，1989:306.

［45］GIBBS R J.Mechanisms controlling world water chemistry［J］.Science，1970，170:1088 －1090.

［46］周光益，田大倫，楊樂蘇，等.廣州流溪河降水化學(xué)成分及其海洋源分析［J］.生態(tài)學(xué)報，2009，29(9):4924－4933.

［47］AMIOTTE-SUCHET P A，PROBST J L.Modelling of atmospheric CO2consumption by chemical weathering of rocks:Application to the Garonne，Congo and Amazon basins［J］.Chen Geol，1993，107:205－210.