环境科学学报
ACTA SCIENTIAE CIRCUMASTANTIAE
1999年 第19卷 第3期 Vol.19  No.3 1999



应用MAGIC模型分析长江支流沱江主要离子含量的变化趋势*
夏星辉**　陈静生　蔡绪贻
摘要　应用改进的集水区地下水酸化模型(MAGIC)对四川境内长江支流沱江的主要离子含量变化趋势进行模拟.在只考虑酸沉降和土壤化学过程的情况下，模型模拟结果与沱江李家湾站1972-1990年测定的主要离子含量的变化趋势吻合，初步认为酸沉降是导致沱江主要离子含量变化的主要原因.
关键词　长江；水质变化趋势；MAGIC模型；酸沉降.
Application of MAGIC to the analysis of evolution trends of major ion contents i n Tuojiang River,a tributary of Yangtze River
XIA Xinghui, CHEN Jingsheng　
Department of Urban & Environmental Sciences,Peking University,Beijin g 100871
CAI Xuyi　University of Science and Technique of China,Beijing 100039
Abstract　The evolution trend of major ion contents of Tuojiang,a tributary of Yangtze riv er,was simulated with the applicatioin of modified MAGIC (model of acidification of groundwater in catchment).Acid precipitation and chemistry process in soil w ere taken into account in MAGIC.The simulation results were consistent with the monitorin g data of major ions at Lijiawan Hydromotric Station of Tuojiang from 1972 to 19 90.It was concluded that acid deposition is the main cause of water quality tren d of Tuojiang.
Keywords　Yangtze River,water quality trend,MAGIC,acid precipita tion.　
　　某些学者在研究我国广东地区酸雨时发现，降水中H＋、SO42-浓度与当地SO2排放量、燃煤量和工业总产值之间有明显的正相关关系［1］.我们在研究长江水质变化时也发现，川贵地区河水中SO42-含量的变化与当地燃煤量的变化呈正相关，且该地区近30年来河水主要离子含量的变化表现为：Ca2+和SO42-浓度增加、硬度与碱度的比值增大、某些站点河水的碱度和pH值有所降低.为查明河水中主要离子含量的这一变化趋势是否与酸沉降有关，并建立定量关系，本文以沱江为例，采用集水区地下水酸化模型(MAGIC)，模拟了酸沉降对地表水水质变化的影响.
1　模拟区的自然地理情况
　　沱江位于四川盆地中央，受当地酸沉降的影响较大［2］，其流域面积相对较小(27860 km2)，支流也较少，流域土壤主要为发育于砂页岩上的紫色土，性质较均一［3］，适合于运用集总参数模型进行地下水水质的模拟研究.
　　本模型采用沱江流域下述自然地理参数：平均降水为857-1200 mm，雨季集中在6-9月，沱江年径流量为135.5亿m3(李家湾站)，地下水补给部分约占径流总量的15%-25%.土壤耕层容重为1.2-1.4 g/cm3，底层为1.4-1.6 g/cm3.有机质含量平均为1.14%，阳离子代换量为3.1-34.6meq/100 g(土)，平均17.85 meq/100 g(土).盐基饱和度一般在80%-90%以上，盐基组成以钙和镁为主.土壤孔隙度为48%-56%［3-6］.
2　地下水酸化模型原理简介
　　 B.J.Cosby等(1985)提出的地下水酸化模型(Model of Acidification of Groundwaterin Ca tchment,MAGIC)是一种集总参数模型，已被广泛地应用，并取得了较为满意的结果［7-9］.该模型建立在下述理论基础之上：土壤和地下水的酸化由土壤中的一些化学过程控制，包括阳离子交换作用；土壤对阴离子(SO42-)的吸附作用；无机铝的溶解平衡和络合平衡(与羟基、硫酸根、氟离子等络合)；CO2的溶解及碳酸的离解平衡和土壤中矿物的风化作用(图1).模型通过质量动态平衡方程(1)求解不同时间河水中主要离子的浓度.
dXT/dt=FX+WX-Q.n.(X)
(1)
式中，XT:流域中X离子的总量(土壤溶液中的离子量和被土壤吸附的离子量之和)(eq/m2)；FX:由大气沉降(包括干、湿沉降)进入流域的离子量(eq/(m2.a))；WX：流域矿物风化和植物吸收的离子净释放速率(eq/(m2.a))；(X)：河水中X离子的浓度(mol/m3)；Q：河流径流量(m3/a)；n：离子的电荷.

图1　MAGIC模型原理示意图
Fig.1 A sketch of MAGIC system
3　模型的使用与参数确定
3.1　模型的使用
　　MAGIC模型在讨论土壤与溶液中阳离子交换作用时，主要考虑了Ca2+、Mg2+、Na+、K+和Al3+相互之间的交换反应，省略了H＋与其它阳离子间的交换作用.而在本研究区域(沱江流域)某些母岩上发育的紫色土中，交换性H+可占阳离子交换量的10%以上［3］，且酸沉降中的H+含量较高.因此，在本研究中，我们考虑了H+与其他阳离子之间的交换作用.根据资料的可能性，在模型中将Na++K+作为一个整体考虑；未考虑与F-有关的化学平衡反应.
　　MAGIC模型的建立者将此模型用于模拟以地下水补给为主的河流水质.本文所研究的沱江夏季(丰水期)主要由地表径流补给，冬季(枯水期)主要由地下水补给.因此，在本研究中将MAGIC模型用于模拟沱江枯水期水质，数据取自于沱江最下游的水文站李家湾站，因其可反映该江整个流域河水水质.根据可收集到的水质监测资料，模拟时段定为1973-1983年，并使用1986-1990年的水质资料对模拟结果进行外推验证.
3.2　模型参数的确定
3.2.1　酸沉降参数　根据当地燃煤发展情况，选定1920年以前大气降水化学作为降水酸化前的初始状态.参考B.J.Cosby在MAGIC模型中提出的见解，设降水中SO42-浓度的增长与燃煤的增长趋势具有一致性.从中国能源统计年鉴(1991)查得我国燃煤消耗量的历史变化情况［10］，据此推算出1920-1983年我国酸沉降的历史变化趋势(图2)，沱江流域的酚沉降历史变化趋势与全国的相似.另外，按Cosby在MAGIC模型中提出的假设(降水中Ca2+、Mg2+、NH4+等其它离子的增长和SO42-的增长趋势相一致)，根据降水背景值和1983年降水化学实测值(表1)［2］推导出1920-1983年期间降水中各离子的历史变化趋势，降水背景值采用全球内陆降水背景点云南丽江实测数据的均值［11］(表1).根据陈攀江等的研究［12］，四川盆地硫的干沉降占总沉降的40%，湿沉降占60%，以此推出SO42-的总沉降为湿沉降的1.67倍；假设其它离子有与SO42-相同的干湿沉降比例［8］.


图2　我国1920-1982年酸沉降的历史变化趋势(将1982年定为1)
Fig.2 Acid precipitation trend in China from 1920 to 1982
表1　沱江流域降水化学参数(单位：meq/m3,pH除外)
Table 1 Precipitation chemistry of Tuojiang basin

pHCa2+Mg2+Na++K+SO42-Cl-NO3-NH4+
降水背景值［11］6.44.40.82.38.03.71.96.1
1983年降水值*4.4442.018.368.8165.023.918.064.0

* 数据引自《酸雨的形成和影响》.中国科学院生态研究中心编.北京：中国科学院环境科学情报网.1987.2-24
3.2.2　水文参数　流域径流深为0.486 m/a，根据河流径流量及地下水补给的百分数 ［4］，求出地下径流量约为0.048-0.122m/a.
　　水文学研究表明，降雨量除一部分以地表径流的方式直接进入河流外，其余部分或进入土壤或挥发入大气.由大气沉降进入土壤中的离子量相当于大气沉降的总离子量(包括干湿沉降)减去地表径流中的离子量.根据本流域的各项水文参数，可用式(2)求得进入土壤的大气沉降离子量.
F(i)=D.[Xi]
(2)
式中，F(i):进入土壤的大气沉降离子量；D：降雨量；［Xi］:降雨中Xi离子的浓度．
3.2.3　土壤理化参数　土壤温度根据河流水温的年均值近似地求得［7］，河流的水温随季节呈SINE变化曲线，平均值为18℃；土壤中CO2分压为1519.875 Pa［10］；盐基饱和度为90%，由于阳离子组成中绝大部分为钙、镁［5］，假定阳离子可交换分数Ca\,Mg\,Na\,H分别为0.6、0.2、0.1和0.1，依式(3)离子交换反应及式(4)离子交换选择性系数的求法，由1971年沱江枯水期的数据求出离子交换选择性系数SHCa\,SHMg和SHNa分别为6.0×1011、6.8×10 11和6211.95，由于缺乏Al离子的实际监测数据，模型取1.0×1010作为SAlCa初始值［8］.土壤对硫酸根的饱和吸附量为83meq/kg,半饱和吸附常数为14000 meq/m3［13］.土壤其它理化参数如“模拟区的自然地理情况”一节所述.
2H++CaX2=2HX+Ca2+
(3)

(4)
3.2.4　风化参数　土壤学和水文学的研究表明，土壤系统中各离子主要来源于岩石风化作用、大气沉降以及植物释放等途径，各离子的输出途径主要为地下径流输出和植物吸收等，在长时间内土壤系统中离子的输入和输出基本保持平衡.根据沱江枯水期多年的水质监测数据及流域降雨资料，求出流域地下径流输出离子量与降雨量之差的年平均值，得流域土壤岩石的风化-植物吸收净速率为：Ca2+(296 meq/(m2.a))、Mg2+(111 meq /(m2.a))、Na+(20.67 meq/(m2.a))、SO42-(20 meq/(m2.a))\,NO3-(-42 meq/(m2.a))(包括农田回水中氮肥的影响)，如果减去农田回水中氮肥的影响 ［14］,NO3-的风化-植物吸收净速率为-67.9 meq/(m2.a).
　　调整上述水文参数、土壤理化参数及风化参数的初始值使模型的模拟结果与1972、1973年的实际监测数据相吻合，得出模型中各参数的具体值(表2).
表2　模型中沱江流域的物理和化学参数
Table 2 Chemical and physical parameters of soils in Tuojiang basin used in the model

参数参数
土壤深度，m1.5**WCa172
容重，kg/m31350WMg61.9
孔隙度，%52WNa+K30
温度，℃18WSO42-60
CEC(阳离子交换量)，meq/m3178WCl-45.4
C(SO42-吸附的半饱和常数)，meq/m340000WNO3--40.52
Emax(SO42-的最大吸附量)，meq/kg10***lgSHCa9.89
有机质，%1.14lgSHMg9.95
盐基饱和度BS(初始值)，%90lgSHNa3.88
*ECa,%60lgSAlCa8.53
EMg,%20土壤中CO2分压，Pa1519.875
ENa,%10河流地下水补给量Q,m*a-10.12
EH,%9.5
EAl,%0.5

* E：盐基饱和度BS(初始值)　** 风化速率-生物吸收　*** 离子交换选择性系数
4 模拟结果与讨论
4.1　模拟结果和实际水质监测结果的比较
　　在模型未考虑H+与其它离子交换作用的情况下，Ca2+、Mg2+和Na+浓度的模拟结果均与实际监测结果存在一定的差距.在考虑H+与其它离子交换作用的情况下，模拟结果和实际监测结果相吻合.由此表明，在沱江流域的土壤化学过程中，H+与其他离子之间的交换反应对土壤和地下水的酸化起着不可忽视的作用，模型必须将其包括在内.
　　本次模拟结果表明，在模拟时段内，Ca2+,Mg2+，SO42-等离子的模拟结果和沱江李家湾站实际水质监测数据的增长趋势吻合得很好（图3).由于模拟主要考虑了酸沉降和土壤化学过程对河流中主要离子含量的影响，因此模拟结果表明当地酸沉降是导致70年代后沱江河水主要离子含量变化的主要原因.Na+和Cl的模拟结果在1976年以后略低于实际监测数据，可能是由于1976年后生活污水和工业废水等排放增大所致.NO3-的模拟值和实际的监测数据存在少许差异，可能与农田施肥、氨-氮的转化以及植物吸收的年际变化有关.
　　尽管我们已收集到1984-1990年的水质监测数据，但由于缺乏1984-1990年间的降雨监测数据，所以未能逐步模拟此段时间的河水水质，但为了进一步验证模型模拟结果的可靠性，本研究将模拟趋势线外推至1984-1990年，将外推结果与实际监测结果比较.结果发现1984-1990年间Ca2＋、Mg2＋、SO42-的实际监测浓度均与此趋势线相吻合(图3).这从一个侧面说明，1983-1990年间沱江流域的酸沉降在继续加重，另外也表明了模型模拟结果的准确性和模拟结果在一定条件下所具有的外推性.


图3　沱江李家湾站1972-1990年枯水期主要离子含量模拟值和实测值变化曲线
Fig.3 The monitoring and simulation contents of ma jor ion s at Lijiawan Hydrometric Station of Tuojiang during low-water perioid from 197 2 to 1990
4.2　研究区河水和土壤中的主要离子含量变化特征
　　随着降水中SO42-、NO3-等离子含量的增加、pH值的降低，河水中Ca2＋、Mg2+离子浓度在逐步增加，Ca2＋、Mg2+离子浓度分别由1972年的55.42mg/L和12.67mg/L上升至1983年的61.46mg/L和14.04 mg/L;SO4 2-、NO3-的浓度分别由1972年的32.53 mg/L和1.475 mg/L上升至1983年的59.29 mg/L和12.48 mg/L;在土壤溶液的pH值由7.134降至7.082的同时，HCO3-离子的含量也在降低，由201.73 mg/L降至178.91 mg/L；Al3+离子浓度在逐渐增加，由1972年的7.48×10-5 mg/L升至1983年的10.72×10-5 mg/L.
　　伴随降雨中离子浓度的逐年变化，土壤中离子也在相应发生变化.随降雨pH值的降低，土壤盐基饱和度在逐渐降低，由1972年的0.9008降至0.8937，约降低0.8%(图4).如图5所示，土壤溶液和河水的pH值远大于降雨的pH值；虽然河水和土壤中溶液的pH值均在降低，但降低的幅度均小于降雨pH值的降低幅度，后者在1972-1983年间由4.67降至4.44，降低0.23个pH单位，而土壤溶液的pH值只降低0.052个单位.在降雨中SO42-离子浓度增大的同时，土壤对SO42-离子的吸附量也在不断增加，吸附量由1972年的0.163 meq/m3增至1983年的0.294 meq/m3,增加0.804倍.
　　土壤中离子的上述变化正体现出土壤对酸源物质输入具有的缓冲能力，土壤系统与进入土壤 中的酸源物质(如酸沉降)进行化学反应.H+离子和土壤中被吸附的Ca2+、Mg2+ 、Na+发生离子交换反应，使盐基饱和度降低，同时，土壤还通过对SO42-的吸附缓冲输入的酸性物质.假如酸沉降中的H+能全部与盐基离子发生离子交换反应，或SO42-离子能全部被土壤吸附，则在酸沉降的作用下土壤溶液和河水的pH值将不降低，而实际监测结果和模拟结果均表明，二者的pH值均有所降低.这说明土壤中H+离子和盐基离子之间的离子交换以及土壤对SO42-离子的吸附并不完全，H＋离子被交换的部分使土壤溶液和河水中的盐基离子浓度增大，未被吸附的另一部分使土壤和河流的pH值降低.


图4　土壤盐基饱和度模拟曲线
Fig.4 Simulation curve of base saturation of soils in Tuojiang basin


图5　沱江李家湾站枯水期河水实测pH值、降水pH 值和土壤水模拟pH值变化
Fig.5 Curves of measured pH of stream water and precipitation,and simula ted pH of soil waters
* 国家自然科学基金资助项目(编号：49671017)　
** 现工作单位：北京师范大学环境科学研究所(邮编：100875）
作者单位：（夏星辉　陈静生）北京大学城市与环境学系　（蔡绪贻）　中国科技大学研究生院
参考文献
［1］　郑树声等.见：陈志远等主编.中国酸雨发展趋势及对策.北京：中国科学技术出版社.1992.16-26
［2］　中国环境科学学会编.酸雨文集.北京：中国环境科学出版社.1989.203-370
［3］　中国科学院成都分院土壤研究室编.中国紫色土.北京：科学出版社.1991
［4］　西南师范学院地理系.四川地理，1982，157-180
［5］　熊　毅，李庆逵主编.中国土壤.北京：科学出版社.1987.259-265
［6］　张立城等.水环境化学元素研究.北京：中国环境科学出版社.1996.158-160
［7］　Cosby B J et al.Modelling the effects of acid deposition:Assessment of a lum ped parameter model of soil water and streamwater chemistry.Water Resources Res earch,1985,21(1):51-63
［8］　Cosby B J et al.Modelling the effects of acid deposition:Estimation of lo ng-Term water quality responses in a small forested catchment.Water Resources Res earch,1985,21(11):1591-1601
［9］　Whitehead P G et al.Modelling acidification at beacon hill-a low rainfal ,hig h pollutant deposition site in central england.Environmental Pollution,1993,79:2 77-281
［10］　国家统计局工业统计司编.北京：中国能源统计年鉴(1991).中国统计出版社. 1992
［11］　刘嘉麒.见：陈志远主编.中国酸雨发展趋势及对策.北京：中 国科学技术出版社.1992.7-14
［12］　陈攀江.见：陈志远等主编.中国酸雨发展趋势及对策.北京：中国科学技术出版社.1992.196-205
［13］　况琪军等.不同类型土壤对SO42-吸附特性的研究.环境科学，1995，16(4)：1 3-15
［14］　国家统计局农村社会经济统计司.中国农村统计年鉴(1993).中国统计出版社.1993
［15］　斯塔姆 W，摩尔根J J.汤鸿霄等译.水化学.北京：科学出版社.1987.202-204
1997-08-21收到原稿　1998-01-11收到修改稿
