鴨綠江河口西岸潮間帶柱狀沉積物中重金屬的分布特征及其對流域變化的響應(yīng)

王應(yīng)飛, 高建華*, 石?勇, 楊? , 李富祥, 劉?月, 程?巖

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鴨綠江河口西岸潮間帶柱狀沉積物中重金屬的分布特征及其對流域變化的響應(yīng)

(1. 南京大學(xué)海岸與海島開發(fā)教育部重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室, 江蘇 南京?210093; 2. 遼東學(xué)院城市建設(shè)學(xué)院, 遼寧 丹東?118003)

2010年和2011年在鴨綠江西水道和西岸潮間帶共采集4根柱狀樣, 通過對210Pb測年、粒度、總有機(jī)碳、重金屬元素等多指標(biāo)綜合分析, 探討了: (1)鴨綠江河口西水道和西岸潮間帶柱狀沉積物中重金屬的垂向分布及其來源; (2)重金屬分布的粒度控制作用; (3)不同時(shí)期的粒度和重金屬分布變化及其對流域變化的響應(yīng)。結(jié)果表明: (1)Cu和Zn可能來源于有機(jī)質(zhì)降解的內(nèi)源釋放; Cr和Ni表征了巖石風(fēng)化剝蝕形成陸源碎屑的自然來源; Cd和Pb反映了人類活動(dòng)的影響。(2)除西岸潮間帶的Cd和Pb含量可能部分受來源影響外, 研究區(qū)的粒度效應(yīng)是控制鴨綠江地區(qū)重金屬含量分布的最主要因素。(3)粒度變化與流域演變密切相關(guān), 重金屬含量對流域變化和人類活動(dòng)響應(yīng)明顯, 大致以1940年、1970年、1995年為界分為四個(gè)沉積階段: 1940年以前, 自然演變對鴨綠江河口西岸潮間帶的重金屬分布控制明顯, 而1940年來至今, 人類活動(dòng)的控制作用日益凸顯。

重金屬; 流域變化; 人類活動(dòng); 潮間帶; 鴨綠江

0 引 言

河口是流域與海洋的樞紐, 是海陸相互作用最為顯著的地區(qū), 也是自然過程與人類活動(dòng)相互作用最為強(qiáng)烈的地區(qū)[1]。河口受人類活動(dòng)影響較大, 水庫建設(shè)、圍墾、森林砍伐及修復(fù)、港口建設(shè)等人類活動(dòng)都可以對入海水沙通量變化產(chǎn)生影響, 進(jìn)而對河口動(dòng)力沉積與地貌演變及河口環(huán)境產(chǎn)生影響, 地貌和水文特征劇烈變化。此外, 河口一般發(fā)育有潮灘, 是沉積物河海交互作用的“匯”, 潮間帶環(huán)境受陸地、海洋和人類活動(dòng)等多重因素的影響, 是典型的環(huán)境脆弱帶和敏感帶[2]。潮間帶沉積物不僅記錄了區(qū)域陸海相互作用過程, 還記錄了人類活動(dòng)中所產(chǎn)生的各種污染物質(zhì)的來源、分布、遷移和轉(zhuǎn)化歷史[3], 可以用來重建河口及其流域過去的演變歷史。重金屬對環(huán)境變化敏感, 反映特定時(shí)期內(nèi)的沉積條件, 一部分重金屬隨自然風(fēng)化及人類活動(dòng)的產(chǎn)物通過懸浮泥沙的底搬運(yùn)累積于潮間帶上, 使潮間帶成為重金屬的重要?dú)w宿之一[4]。近年來, 河口潮間帶已成為重金屬污染研究的熱點(diǎn)區(qū)域, 但大多側(cè)重于河口區(qū)域重金屬污染的特征分析、污染遷移和評價(jià)的研究[5]。而研究潮間帶重金屬對流域變化及人類活動(dòng)的響應(yīng)不僅可以認(rèn)識自然狀態(tài)下的環(huán)境演變過程, 還可以了解人類活動(dòng)干擾下的河道演變、水庫的攔截作用、流域內(nèi)人類活動(dòng)強(qiáng)度的變化等, 進(jìn)而探討水動(dòng)力和沉積條件的變化并揭示重金屬元素在河口地區(qū)遷移富集的規(guī)律[6]。

不同來源的重金屬往往疊加在一起, 沉積物中重金屬元素自然來源的改變及人為污染都可造成沉積物中元素含量的變化, 并且沉積物粒度的變化也會(huì)影響重金屬含量[7], 因此本文旨在根據(jù)鴨綠江河口西岸潮間帶柱狀沉積物中重金屬的沉積記錄, 結(jié)合210Pb和粒度的垂向變化分析重金屬的來源及其分布的控制因素, 探討近百年來潮間帶重金屬對流域變化及人類活動(dòng)的響應(yīng)。

1 區(qū)域概況

鴨綠江是中朝界河, 全長790 km, 年平均徑流量266.8×108m3, 年入海沙量159.1×104t[8]。鴨綠江流域的主要支流有渾江和璦河等, 是匯入北黃海的一條重要河流, 為典型的山溪性中小型河流。水沙的年內(nèi)分配極不平衡, 汛期徑流量和輸沙量約占全年的80%, 在枯水期則顯得流緩水清[9]。鴨綠江河口地區(qū)以懸沙含量高、潮差大、潮流強(qiáng)、最大渾濁帶顯著為主要特征[10?11]。

鴨綠江口河床地貌呈“二級分汊, 三口入?！钡男蝿荨＞I緞島將鴨綠江河口分為西汊道和東汊道, 東汊道又被水下沙洲分為中水道和東水道, 目前西水道(西汊道)已演化為漲潮流通道, 但是鴨綠江的輸沙仍可通過潮流作用和風(fēng)浪掀沙作用回淤到這里, 中水道是主要水流通道[12]。河口外由于強(qiáng)潮動(dòng)力及遼東沿岸流的影響, 發(fā)育由槽流沙脊和沖刷槽相間排列的傾斜水下平原, 河口西岸到大洋河口為以淤泥質(zhì)粉砂為主的潮灘濕地[13]。鴨綠江河口西側(cè)水域?qū)儆谡?guī)半日潮性質(zhì), 落潮歷時(shí)明顯大于漲潮歷時(shí), 落潮流速大于漲潮流速[14]。該海域全年以風(fēng)浪為主, 涌浪較少, 且具有明顯的季節(jié)性變化。波浪頻率以SSE向浪最高, SE和S向浪次之, 各向最大波高為1.3~4.0 m[15]。

2 材料與方法

2.1?樣品采集

2010年8月在鴨綠江西水道采集柱狀樣1根, 標(biāo)為X-1; 2011年8月在河口西岸潮間帶用鐵錘將直徑10 cm的PVC管(底部嵌入蓮花形采樣頭)打入潮灘, 于其中3個(gè)斷面(T1、T3和T5)采集柱狀樣3根, 分別標(biāo)為DD1、DD2和DD3(圖1)。在實(shí)驗(yàn)室對柱狀樣進(jìn)行切割、拍照及描述, 其中柱狀樣X-1、DD1和DD3進(jìn)行2 cm等間距分樣, DD2進(jìn)行0.5 cm等間距分樣。

2.2 粒度分析

采用英國Malvern公司生產(chǎn)的Mastersizer2000型激光粒度儀進(jìn)行粒度測量(測量范圍為0.02~2000 μm, 重復(fù)測量的相對誤差≤3%), 粒度參數(shù)計(jì)算采用矩值法。

2.3 總有機(jī)碳分析

取烘干、研磨并過200目篩(篩孔直徑0.074 mm)的沉積物樣品用5 mol/L鹽酸浸泡24 h去除無機(jī)碳; 在60 ℃下烘干、研磨至均勻, 用Vario EL 元素分析儀(德國Elementar公司)測定總有機(jī)碳(TOC)含量, 并進(jìn)行質(zhì)量校正以獲得實(shí)際的TOC含量, 測試誤差范圍為±0.5%。

2.4 重金屬元素分析

樣品烘干后研磨至可過200目篩, 經(jīng)HCl-HNO3-HClO4-HF消化處理后測定Cr、Ni、Cu、Zn、Cd和Pb的含量, 即稱取0.1000 g處理好的試樣于聚四氟乙烯坩堝內(nèi), 加入3 mL HCl、3 mL HNO3、3 mL HF和1 mL HClO4, 于120 ℃預(yù)溶1 h, 升溫至240 ℃, 蒸發(fā)至HClO4白煙冒盡, 加入3 mL HCl, 在電熱板上加熱至溶液清亮, 冷卻后轉(zhuǎn)入定量試管中, 用去離子水稀釋定容后待測。儀器采用電感耦合等離子體質(zhì)譜儀ICP-MS(X7, Thermo elemental Lt.)。樣品分析在南京大學(xué)內(nèi)生金屬礦床成礦機(jī)制研究國家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室進(jìn)行, 分析過程以國家土壤一級標(biāo)準(zhǔn)物質(zhì)GSS1-GSS8為質(zhì)控標(biāo)樣。測試相對誤差小于5%。

2.5 210Pb測年分析

將樣品烘干并研磨后, 采用Po-α法對其進(jìn)行210Pb測年分析, 儀器使用低本底的α譜儀(576A Alpha Spectrometer, 美國EG&G公司生產(chǎn)), 并采用CIC模式(Constant Initial Concentration model)計(jì)算沉積速率。

3?結(jié)?果

3.1?柱狀沉積物的粒度分布特征

柱狀沉積物DD1粒度波動(dòng)較大(圖2), 分布于2.71~5.94 Φ, 可分為4段: 211~146 cm段在2.71~5.05 Φ范圍內(nèi)波動(dòng); 146~100 cm段中值粒徑減小至5.03 Φ; 100~34 cm在5.33 Φ左右穩(wěn)定分布; 34 cm以淺粒徑顯著增粗并穩(wěn)定在3.60 Φ左右。

圖1?研究區(qū)位置及采樣站位

DD2粒度分布于2.62~4.95 Φ, 階段性分布明顯, 可分為4段: 222~150 cm, 沉積物穩(wěn)定分布, 平均為3.93 Φ; 146~94 cm段逐漸增粗至2.95 Φ; 90~22 cm穩(wěn)步變細(xì)到3.44 Φ; 22 cm以淺陡增至2.62 Φ。

DD3粒度介于2.92~6.21 Φ, 為三段式分布: 254~172 cm, 沉積物逐漸增粗, 由6.13 Φ增至3.97 Φ; 168~96 cm, 穩(wěn)定分布于4.17 Φ左右; 92~56 cm, 陡然變細(xì)至5.87 Φ; 52 cm以淺, 沉積物由4.90 Φ顯著增粗至3.10 Φ。

X-1粒度分布較均一, 分布于3.40~6.32 Φ, 可分為3段: 223~198 cm, 沉積物中值粒徑由3.73 Φ急劇變細(xì)至5.37 Φ; 193~83 cm, 沉積物由4.51 Φ逐漸變細(xì)至6.10 Φ, 總體分布穩(wěn)定; 80 cm以淺, 在5.35~6.32 Φ內(nèi)穩(wěn)定分布。

3.2?柱狀沉積物中重金屬的分布特征

根據(jù)CIC模式計(jì)算得出該地區(qū)的沉積速率(表1)介于0.81~5.16 cm/a之間, 西水道柱狀樣X-1沉積速率較快, 達(dá)到5.16 cm/a, 西岸潮間帶的3根柱狀樣沉積速率較慢且接近, 平均值為1.14 cm/a。

表1?鴨綠江河口西岸柱狀樣的沉積速率

注: 石勇等, 鴨綠江河口西岸潮灘沉積物有機(jī)質(zhì)的分布特征及其對流域變化的響應(yīng), 2014

先前的研究結(jié)果表明[16], 鴨綠江西岸潮間帶可大致以1940年、1970年、1995年為界分為4個(gè)沉積階段。與之相對應(yīng), 本文4個(gè)柱狀樣重金屬含量的垂向分布也在這4個(gè)階段出現(xiàn)了明顯的變化。需要說明的是, 沉積年代是根據(jù)210Pb分析結(jié)果推斷得出的參考年代, 而非精確年代。

柱狀樣DD1的重金屬為四段分布(圖2): 210~150 cm段劇烈波動(dòng); 146~102 cm段穩(wěn)定分布; 98~34 cm段在劇烈波動(dòng)中減少; 30~14 cm段緩慢減少并在14 cm以淺穩(wěn)定增加, Cr、Ni、Cu和Zn含量在剖面分布上極為相似。

DD2的重金屬分布變化較大, Ni、Cu和Zn為兩段分布: 222~58 cm段穩(wěn)定分布, 58 cm以淺逐漸減少; 而Cr、Cd和Pb分布較為波動(dòng), Cr為兩段分布: 222~154 cm段波動(dòng)變化, 154~2 cm段在波動(dòng)中逐漸變小; Cd為三段分布: 222~142 cm段穩(wěn)定波動(dòng), 138~58 cm段在波動(dòng)中逐漸減少, 54~2 cm段也在波動(dòng)中逐漸減少。Pb為四段分布: 222~150 cm段逐漸增加, 146~98 cm段波動(dòng)變化, 94~46 cm段穩(wěn)步增加, 42~2 cm段穩(wěn)定波動(dòng)。

DD3的重金屬為四段分布, 252~204 cm段逐漸減少, 200~76 cm段保持穩(wěn)定分布, 72~52 cm段急劇增加, 48 cm以淺又穩(wěn)定減少, Cr、Ni、Cu和Zn含量在剖面分布上極為相似。

西水道的柱狀樣X-1分布穩(wěn)定, 所有元素的剖面均相似, 可分為三段: 223~203 cm段元素含量劇烈增加, 203~83 cm段穩(wěn)步增加, 83~3 cm段保持穩(wěn)定。

4?討?論

4.1?鴨綠江河口重金屬分布的粒度控制作用

鴨綠江河口的柱狀沉積物由于粒度不同, 重金屬的含量有所差異, 但西岸潮間帶的3根柱狀沉積物中重金屬的變化在各階段內(nèi)趨勢較接近, 與西水道差異明顯, 故將這3根柱子所代表的整個(gè)西岸潮間帶地區(qū)與西水道進(jìn)行比較。從西水道看(表2), 元素間相關(guān)性極好(Cd略差), 這說明重金屬來源較一致; 所有元素與TOC及中值粒徑的相關(guān)性也很好, 說明“粒度效應(yīng)”對西水道作用顯著。西岸潮間帶地區(qū)的Zn與Cd、Pb的相關(guān)性略差, Pb和其他元素相關(guān)性不如西水道顯著, 但總體上表現(xiàn)良好, 可能是該地區(qū)重金屬來源、水動(dòng)力條件和生物地球化學(xué)過程復(fù)雜的緣故; 重金屬元素及TOC與中值粒徑的相關(guān)系數(shù)在0.49~0.59之間(Cd、Pb較差), 從總體來看, 除西岸潮間帶的Cd和Pb可能受控于其他因素外, 研究區(qū)的粒度效應(yīng)是控制鴨綠江地區(qū)重金屬分布的主要因素。

為去除或減小粒度效應(yīng)帶來的影響, 減小因自然過程引起的沉積物中重金屬含量的波動(dòng), 定量描述人類活動(dòng)的影響, 以區(qū)分物質(zhì)來源[17], 本研究用Rb元素對幾種重金屬元素進(jìn)行歸一化處理。Rb的輸入不大可能隨時(shí)間變化而明顯改變, 因?yàn)樗谄胀ㄋ樾嫉V物的晶格中不存在, 且不受人類活動(dòng)影響, 適合作為參比元素[18]。

如圖3所示, 西岸潮間帶柱狀沉積物中的Cd和Pb經(jīng)歸一化處理后分布范圍有所束窄, 這說明重金屬的來源和粒度效應(yīng)是影響兩者含量的主要因素; 但Cr、Ni、Cu和Zn 4種元素含量的整體波動(dòng)仍較大, 且與沉積物中值粒徑的垂向變化密切相關(guān)。這也在一定程度上說明了, 歸一化處理不能完全去除粒度效應(yīng)對Cr、Ni、Cu和Zn含量分布的影響。雖然重金屬的來源在一定程度上影響著沉積物中的重金屬含量, 但沉積物粒度是控制西岸潮間帶地區(qū)Cr、Ni、Cu和Zn含量分布的最主要因素。西水道的所有元素含量經(jīng)歸一化處理后整體波動(dòng)仍較大, 沉積物粒度是控制西水道重金屬含量分布的主要因素。因此, 除了西岸潮間帶的Cd和Pb的含量受來源部分影響外, 鴨綠江河口地區(qū)的重金屬含量分布主要受控于粒度效應(yīng)。

4.2?鴨綠江河口重金屬的來源

主成分分析(PCA)已普遍被用于解譯沉積物中物質(zhì)的源-匯信息[19]。對柱狀樣中6種重金屬元素進(jìn)行主成分分析, 提取特征值大于1的因子, 使用Varimax旋轉(zhuǎn)法解釋各因子的實(shí)際意義(表3)。

第一主成分的貢獻(xiàn)率為40.27%, 在Cu、Zn和TOC上有較高正載荷, 在TOC上的載荷最高, 而TOC和有機(jī)質(zhì)可以通過轉(zhuǎn)換系數(shù)(經(jīng)驗(yàn)系數(shù))進(jìn)行換算, 不影響相關(guān)性比較, 因此在TOC上的高載荷說明有機(jī)質(zhì)作為金屬離子絡(luò)合物的重要性[20]。表3可見, TOC與重金屬元素均呈現(xiàn)顯著正相關(guān)關(guān)系, 可溶性有機(jī)質(zhì)與Cu和Zn的結(jié)合速率很快, 所以Cu和Zn能與有機(jī)質(zhì)輕易地形成絡(luò)合物[21]; 有機(jī)質(zhì)降解, 結(jié)合的Cu和Zn等重金屬便會(huì)釋放, 這也說明有機(jī)質(zhì)降解的內(nèi)源釋放是重金屬元素的重要來源。第二主成分的貢獻(xiàn)率為27.96%, 在Cd和Pb上有較高正載荷, 表征了工農(nóng)業(yè)排污、生活污水等點(diǎn)源污染, 由于丹東近現(xiàn)代工業(yè)的發(fā)展, 其中Pb還可能部分來自大氣沉降, 主要是化石燃料燃燒和機(jī)動(dòng)車尾氣排放所產(chǎn)生的面源污染。第三主成分的貢獻(xiàn)率為24.11%, 在Cr和Ni上有較高正載荷, 表征了巖石風(fēng)化剝蝕形成陸源碎屑的自然來源。

將PCA分析得到的因子得分進(jìn)行R型聚類分析。R型聚類分析通過評價(jià)重金屬污染狀況的相似性及遠(yuǎn)近關(guān)系反映重金屬的來源。在沉積物重金屬環(huán)境地球化學(xué)研究中, 可以揭示不同重金屬元素間的地球化學(xué)特征相似程度, 有助于分析和判別影響重金屬含量及其分布特征的主要因素[22]。本研究中R型聚類分析采用歐式距離, 用華氏法得到聚類樹譜圖(圖4)。8個(gè)因子可分為3大類, 第1類為Cu、Zn和TOC, 表明Cu和Zn可能來源于有機(jī)質(zhì)降解的內(nèi)源釋放, 西岸潮間帶岸線北部均為農(nóng)田, 農(nóng)藥、化肥等富含重金屬元素隨著徑流輸入潮灘并富集; 此外, 采樣點(diǎn)附近的潮灘有大面積的海水養(yǎng)殖作業(yè), 海水消毒劑中含有大量Cu。第2類為Cr和Ni, 說明兩者具有共同的來源或者相似的地球化學(xué)行為。第3類為Cd和Pb, 可以反映人類活動(dòng)的影響, 工農(nóng)業(yè)排污和生活污水以及機(jī)動(dòng)車尾氣、化石燃料燃燒排放隨大氣沉降等成為Cd和Pb的主要來源。據(jù)統(tǒng)計(jì), 重點(diǎn)工業(yè)污染源中丹東造紙有限責(zé)任公司、鴨綠江造紙廠、丹東化纖集團(tuán)三家企業(yè)年排廢水占17 家重點(diǎn)源工業(yè)廢水排放總量的85.5%[23], 造紙和化纖等工業(yè)排污已成為鴨綠江Cd和Pb污染的重點(diǎn)來源。城市段生活污水產(chǎn)生量大, 排放相對集中, 但到目前為止流域內(nèi)沒有一座污水處理廠, 生活污水直接排入鴨綠江。農(nóng)業(yè)過量施用化肥、農(nóng)藥, 畜禽養(yǎng)殖業(yè)污染物排放和水土流失造成的面源污染, 加重了鴨綠江Cd和Pb的污染程度。

表2?鴨綠江河口柱狀樣沉積物中重金屬含量、TOC和中值粒徑的Pearson相關(guān)系數(shù)

注: 對角線上方為西水道的重金屬相關(guān)矩陣, 對角線下方為西岸潮間帶的重金屬相關(guān)矩陣

表3?主成分分析的因子載荷和累計(jì)方差 (Varimax旋轉(zhuǎn)法)

圖4?沉積物重金屬、TOC和中值粒徑的R型聚類分析圖

結(jié)合圖2來看, 重金屬的來源不同造成不同重金屬的剖面分布在時(shí)間變化趨勢上產(chǎn)生明顯分異。4根柱狀沉積物的重金屬Cr、Ni、Cu和Zn的垂向分布與中值粒徑剖面相似, 相關(guān)性較高, Cr和Ni主要受粒度效應(yīng)控制, 所以垂向分布與中值粒徑剖面變化趨勢較為一致, Cr和Ni垂向波動(dòng)時(shí)間趨勢不一致的原因主要是后期巖石風(fēng)化剝蝕形成陸源碎屑的自然來源; Cu和Zn也主要受粒度效應(yīng)控制, 但DD1、DD2和DD3中Cu和Zn時(shí)間趨勢出現(xiàn)不一致, 主要受后期有機(jī)質(zhì)降解的內(nèi)源釋放的影響, 以DD2最為明顯; Cd和Pb的垂向分布與其他4種重金屬及中值粒徑的剖面分布明顯不同, 主要受人類活動(dòng)來源的影響, 工農(nóng)業(yè)排污和生活污水以及機(jī)動(dòng)車尾氣、化石燃料燃燒排放隨大氣沉降等成為Cd和Pb的主要來源。

4.3?鴨綠江河口重金屬對流域變化的響應(yīng)

由前述已知, 粒度效應(yīng)是控制鴨綠江流域重金屬分布的重要因素, 圖2也顯示, 柱狀沉積物的重金屬分布與潮灘演化各階段密切相關(guān)。受人類活動(dòng)影響, 鴨綠江流域輸沙急劇減少, 沉積物的粒度在不同時(shí)期有著很大的變化, 與此同時(shí)河口地貌也因此發(fā)生顯著變化[16]。

1927年以前, 西岸潮灘處于相對穩(wěn)定的自然演變時(shí)期, 重金屬含量變化與自然環(huán)境直接相關(guān), 主要受粒度變化影響。受鴨綠江年際洪枯變化的影響, DD1(210~146 cm)沉積物中重金屬的含量隨中值粒徑在一定范圍內(nèi)劇烈波動(dòng)。1927年至1940年, 主水流通道東移, 西岸潮灘泥沙不再由西水道直接供應(yīng), 粗顆粒物質(zhì)滯留在口門附近, 細(xì)顆粒沉積物隨西向沿岸流搬運(yùn)至西岸潮灘, DD1(148~100 cm)的粒徑顯著變細(xì), 重金屬含量隨之升高。DD2(222~150 cm)因離河口相對較遠(yuǎn)而影響較小, 粒徑和重金屬含量均分布穩(wěn)定。DD3距離河口最遠(yuǎn), 物質(zhì)來源供給量減少, 且受SSE向浪攜帶的大洋河輸出物質(zhì)及西側(cè)小鹿島遮擋作用的影響, 沉積物來源和水動(dòng)力條件復(fù)雜, DD3(252~168 cm)中重金屬含量隨中值粒徑變粗而減少。

1940年至1970年, 1941年水豐水庫的建設(shè), 致鴨綠江入海的水沙通量及其季節(jié)上分配發(fā)生變化, 輸沙量銳減。鴨綠江主流道由西水道逐漸過渡至中水道, 泥沙向海延伸, 直至越過綢緞島, 才隨沿岸流向西搬運(yùn)[24]。DD1(102~74 cm)粒徑保持穩(wěn)定, 而重金屬含量劇烈波動(dòng), 開始明顯受人類活動(dòng)影響。DD2(150~94 cm)中值粒徑略微增粗, Cd和Pb與中值粒徑相關(guān)性差(分別為?0.05和0.22), 人為來源比重增大。丹東市主要為輕工業(yè)城市, 解放前與解放后不久主要以造紙、化工、印染和紡織等高污染產(chǎn)業(yè)為主。據(jù)統(tǒng)計(jì), 沿江22個(gè)排污口中, 21個(gè)分布在市區(qū)河段上, 70家主要廢水污染源中, 37家分布在丹東市區(qū)[25–26], 重金屬都還處于低累計(jì)時(shí)期, 這與該時(shí)段丹東市工業(yè)初步發(fā)展有關(guān)。DD3(168~96 cm)中重金屬含量隨中值粒徑在一定范圍內(nèi)穩(wěn)定波動(dòng)。西水道由徑流及輸沙主通道逐步演變?yōu)槭艹毕刂频某毕獾? 口門附近的動(dòng)力條件較其作為主流道時(shí)減弱, 淤積加快, 且沉積物變細(xì)[16], 因此X-1(223~208 cm)段所有重金屬含量隨沉積物粒徑急劇變細(xì)而陡降。

1970年至1995年, 鴨綠江流域徑流量的迅速減少及1990年以來浪頭港下游附近的挖沙作業(yè)使得河口水位下降, 鹽水楔入侵加劇, 潮汐作用加強(qiáng)[27]。西岸潮間帶斷面1的上部地形復(fù)雜, 且受西水道潮汐控制顯著, 而DD1位于西岸潮間帶斷面1的下部, 距離西水道較遠(yuǎn)潮汐作用不明顯; 相關(guān)研究[16]也表明, 這個(gè)時(shí)段的水樣懸沙基本保持穩(wěn)定輸入狀態(tài), 所以DD1(74~34 cm)剖面中值粒徑保持穩(wěn)定, Cd和Pb的人為輸入影響日益增強(qiáng)。中水道落潮流減弱, 向外輸沙的粗顆粒組分減少, 導(dǎo)致DD2(94~58 cm)、DD3(96~56 cm)沉積物跳躍式變細(xì), 重金屬含量隨之增加。20世紀(jì)70年代初的毀林開荒運(yùn)動(dòng)導(dǎo)致森林覆蓋率急劇下降, 洪災(zāi)頻發(fā), 流域沿岸侵蝕加劇, 沉積物粒度增粗, 20世紀(jì)70年代中后期森林覆蓋率回升, 沉積物粒度逐漸變細(xì)。鴨綠江徑流攜帶的粗顆粒沉積物大部分堆積在口門以內(nèi), 其余的細(xì)顆粒沉積物隨落潮流輸入到口門以外, 之后在漲潮流的作用下部分細(xì)顆粒沉積物又被輸入到西水道[23]。浪頭港下游的挖沙作業(yè)導(dǎo)致河床下降, 鹽水楔入侵加劇, 中水道粗顆粒物質(zhì)輸出減少, 西向沿岸流攜帶細(xì)顆粒組分伴隨漲潮在西水道沉積, 沉積物粒度跳躍式變細(xì), X-1(113~83 cm)段重金屬和粒度對這段時(shí)期人類的挖沙活動(dòng)響應(yīng)良好。

1995年至2010(2011)年, 鴨綠江徑流量緩慢增長, 輸沙量急劇減少, 潮灘遭受侵蝕, 較粗的潮下帶顆粒隨漲潮流搬運(yùn)至水動(dòng)力較弱的潮間帶, 導(dǎo)致潮間帶沉積物增粗, DD1、DD2及DD3的淺層沉積物均出現(xiàn)增粗現(xiàn)象[28]。此外, 1995年、2005年及2010年發(fā)生的幾次大規(guī)模洪水災(zāi)害等極端事件攜帶大量粗顆粒泥沙在西岸潮間帶沉積, 并對重金屬進(jìn)行大范圍輸移和稀釋, 使得3根柱狀樣的重金屬含量急劇減少。2009年在斷面1東側(cè)堆砌兩條垂岸促淤丁壩, 波浪和潮流在此消能, 水動(dòng)力稀釋作用明顯減弱, 有利于重金屬在此區(qū)域富集, DD1表層沉積物中的重金屬含量明顯增加。DD3距河口距離最遠(yuǎn), 沉積物來源和水動(dòng)力復(fù)雜, 流域泥沙供給減少, 潮下帶受侵蝕而堆積于潮間帶的粗顆粒物質(zhì)增多, 致使DD3沉積物的增粗趨勢最明顯, 重金屬急劇減少。挖沙活動(dòng)自1990年持續(xù)至今, 更加凸顯了西水道潮汐作用在沉積物分選中的作用, 因此這段時(shí)期的柱狀樣粒徑分布穩(wěn)定且較細(xì), 平均值為5.88 Φ, 所有元素的分布剖面也與中值粒徑極為相似并保持穩(wěn)定。值得注意的是, 表層含量在13 cm以淺與粒度趨勢相反, 說明表層沉積物明顯受人類活動(dòng)擾動(dòng)。西水道是大東港的所在地, 船舶進(jìn)出港口頻繁, 而表層沉積物是一層含水率高(平均值高達(dá)0.5)、粒度較細(xì)的懸浮沉積物, 比較松軟, 易受船舶行駛和風(fēng)浪等活動(dòng)的擾動(dòng)。

西水道柱狀樣X-1中沉積物的重金屬含量隨粒徑逐步變細(xì), 相關(guān)系數(shù)值均在0.7~0.81間, 平均值達(dá)到0.76, 重金屬含量變化受粒度效應(yīng)控制明顯, 而沉積物的中值粒徑主要受潮汐作用分選。

5?結(jié)?論

除西岸潮間帶的Cd和Pb可能受來源部分影響外, 粒度效應(yīng)是控制研究區(qū)重金屬分布的主要因素。

主成分分析和聚類分析均表明, Cu和Zn可能來源于有機(jī)質(zhì)降解的內(nèi)源釋放; Cr和Ni表征了巖石風(fēng)化剝蝕形成陸源碎屑的自然來源; Cd和Pb反映了人類活動(dòng)的影響, 如工農(nóng)業(yè)污水和生活污水排放及機(jī)動(dòng)車尾氣、化石燃料燃燒排放隨大氣沉降。

粒度變化與流域演變密切相關(guān), 重金屬對人類活動(dòng)和流域變化響應(yīng)明顯, 大致以1940年、1970年、1995年為界分為4個(gè)沉積階段: 1940年以前, 自然演變對鴨綠江河口西岸潮間帶的重金屬分布控制明顯; 1940年來至今, 人類活動(dòng)對西岸潮間帶重金屬分布的控制作用日益凸顯。西水道柱狀樣X-1主要受潮汐作用控制, 重金屬含量和沉積物粒度分布對應(yīng)良好。

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Distribution characteristics of intertidal sediment heavy metal of the western bank of the Yalu River, and its responses to catchment changes

WANG Ying-fei1, GAO Jian-hua1*, SHI Yong1, YANG Yang1, LI Fu-xiang2, LIU Yue2and CHENG Yan2

1. The Key Laboratory of Coast and Island Development, Ministry of Education, Nanjing University, Nanjing?210093, China; 2. School of Urban Construction, East Liaoning University, Dandong?118003, China

Four sediment cores were collected at the western channel and the intertidal flats of the western Yalu River estuary in 2010 and 2011. We analyzed the210Pb dating, grain size, total organic carbon (TOC), and heavy metal contents through the core to investigate the spatial distribution patterns and the sources of heavy metals in the west of intertidal flats of the Yalu River estuary. Furthermore, we analyzed the effect of grain size on the distribution of heavy metal contents and discussed the responses of variation of grain size and heavy metal contents to catchment flow dynamic changes in different periods. Also, the principal component analysis (PCA) and cluster analysis were applied to analyze the origin of heavy metal. Our observations show that the heavy metal Cu and Zn may originate from organic matter degradation. On the other hand, the sources of Cr and Ni are dominated by the rock erosion while Cd and Pb reflect the impacts of human activities. Further analysis indicate that, the distribution of heavy metal in the entire study area is mainly dominated by grain size effect, except that the contents of Cd and Pb are partly influenced by sources in the western intertidal flat of Yalu River Estuary. Moreover, the grain size variations are highly correlated to the catchment revolution, and the variations of heavy metal contents displayed remarkable response to anthropogenic activities and catchment fluid dynamic changes. Overall, the vertical distribution of heavy metal within the core sediments can be divided into four phases: before 1940, 1941–1970, 1971–1995, and 1996–2010. Before 1940s, the distribution of heavy metal was mainly subjected to a natural evolution; however, from 1940s to 2010s, human activities played a more important role in the distributions of heavy metals.

heavy metal; catchment changes; human activities; intertidal flat; Yalu River Estuary

P595

A

0379-1726(2014)01-0064-13

2012-12-01;

2013-03-13;

2013-04-22

國家自然科學(xué)基金(40976051, 41271028)

王應(yīng)飛(1989–), 男, 碩士研究生, 主要從事河口海岸研究。E-mail: win-ph@hotmail.com

GAO Jian-hua, E-mail: jhgao@nju.edu.cn; Tel: +86-25-83686010