劉 明,楊雅迪,畢乃雙,2,陳竟博,范德江,2

2015年調(diào)水調(diào)沙期間黃河懸浮顆粒Pb及其穩(wěn)定同位素組成變化

劉 明1,2*,楊雅迪1,畢乃雙1,2,陳竟博1,范德江1,2

(1.中國海洋大學(xué)海洋地球科學(xué)學(xué)院,海底科學(xué)與探測技術(shù)教育部重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室,山東 青島 266100；2.青島海洋科學(xué)與技術(shù)國家實(shí)驗(yàn)室,海洋地質(zhì)過程與環(huán)境功能實(shí)驗(yàn)室,山東 青島 266061)

通過對2015年黃河調(diào)水調(diào)沙期間利津水文站懸浮泥沙以及小浪底水庫表層沉積物的分析,研究了調(diào)水調(diào)沙期間黃河入海泥沙中Pb元素的含量及同位素組成的變化特征,探討了其物質(zhì)來源及對調(diào)水調(diào)沙進(jìn)程的響應(yīng).結(jié)果表明,調(diào)水調(diào)沙期間黃河入海泥沙Pb元素含量為18.09~28.35μg/g,平均為21.64μg/g,穩(wěn)定同位素207Pb/206Pb為0.8367~0.8481,208Pb/206Pb為2.0839~2.0997,與黃土等物質(zhì)較為接近.Pb含量及穩(wěn)定同位素組成在調(diào)水調(diào)沙前、后期均較高,而在調(diào)水調(diào)沙中間主要時(shí)段則較低.利津站懸浮泥沙及小浪底水庫沉積物中Pb同位素組成均符合黃河源Pb演化規(guī)律,但小浪底水庫沉積物Pb元素含量較高,部分站位受到了人類活動的影響.調(diào)水調(diào)沙進(jìn)程對該期間黃河入海泥沙Pb的變化及來源有著顯著影響,在調(diào)水調(diào)沙前期和后期,水沙通量小,洪水對下游河床沖刷作用弱,Pb受到中上游沉積物來源影響,導(dǎo)致含量和同位素組成較高.在調(diào)水調(diào)沙中間的主要時(shí)段,利津懸浮泥沙與小浪底水庫沉積物顯著不同,Pb主要來自洪水對下游河床的沖刷,以自然來源為主,未受到人類活動影響.

鉛同位素；來源；黃河；調(diào)水調(diào)沙

鉛(Pb)是典型的重金屬物質(zhì),環(huán)境中的鉛主要有自然和人類活動排放兩種來源[1-2],而人為排放是造成當(dāng)今世界鉛污染的主要原因,并主要通過大氣沉降等方式進(jìn)入水體[3].不同環(huán)境或來源的Pb同位素組成特征具有明顯差異,且表生過程中溫度、壓力、pH值、氧化還原電位(h)和生物等因素對其影響很小,因此Pb同位素組成具有明顯的指紋特征,對示蹤環(huán)境污染物質(zhì)來源、傳輸規(guī)律和定量評價(jià)自然過程和人為工業(yè)活動對大氣、海洋和沉積環(huán)境的貢獻(xiàn)等具有重要作用[2,4-8].

每年都有大量的陸源物質(zhì)輸送入海,河流輸送的物質(zhì)總量約占海洋的90%以上[9-10],其中包含大量的重金屬等人類污染物質(zhì)[12].大量的研究證實(shí)了河流對重金屬輸送入海的重要作用[12-13],并且河流重金屬的向海輸送由早期的自然過程,逐漸受到工農(nóng)業(yè)生產(chǎn)、水庫和大壩的建設(shè)等人類活動的重大影響[10].一方面,人類活動產(chǎn)生的污染物質(zhì)的排放會直接導(dǎo)致河流中重金屬含量的增高[11],另一方面,水庫雖然只占全球陸地面積的0.2 %,卻使得全球河流徑流和泥沙的通量分別減少了約2%和20%,并改變了其季節(jié)性特征[14-15].

黃河具有輸水少、輸沙量大、泥沙濃度高的特征[9].黃河流域,工農(nóng)業(yè)的發(fā)展使得大量的污水和營養(yǎng)物質(zhì)排放進(jìn)入黃河[17].近60多年來,受到全球氣候變化和人類活動的影響,黃河入海水沙急劇減少.截止到2001年,黃河流域上已建成水庫3147座,總的庫容量達(dá)57.4×109m3,約84%的黃河沉積物滯留在小浪底水庫,導(dǎo)致河流斷流頻發(fā),傳統(tǒng)汛期、非汛期的季節(jié)劃分趨于模糊[18-21].2002年7月黃河水利委員會開始利用黃河干流大型水庫聯(lián)合調(diào)度實(shí)施調(diào)水調(diào)沙,將水庫和下游河床上淤積的泥沙輸送入海.這一舉措極大地改變了自然狀態(tài)下黃河水沙入海的狀況,在短短的20d內(nèi)排放超過全年1/3的水沙入海[18,20,22],并導(dǎo)致大量的營養(yǎng)鹽、有機(jī)碳、溶解態(tài)鈾(U)以及重金屬等物質(zhì)短期內(nèi)突發(fā)性入海[17, 23-28],使該時(shí)期成為黃河物質(zhì)入海的主要時(shí)段.本文通過對黃河利津站2015年調(diào)水調(diào)沙期間的調(diào)查取樣及與小浪底水庫沉積物的對比分析,考察調(diào)水調(diào)沙期間懸浮沉積物中Pb含量及其同位素組成的變化,探討其來源和階段性演化特征,旨在揭示調(diào)水調(diào)沙對黃河入海重金屬Pb的影響.

1 材料與方法

1.1 樣品采集

利津水文站是黃河最后一個水文站,距河口約110km,控制的流域面積占黃河總流域面積的99%以上,利津站之后再無支流輸入,且該站不受潮汐作用和海水的影響,因而選取利津水文站作為黃河入海物質(zhì)調(diào)查的研究站位.小浪底水庫位于河南省洛陽市孟津縣,控制流域面積69.42萬km2,占黃河流域面積的92.3%.水庫是中上游泥沙淤泥的主要地點(diǎn),也是調(diào)水調(diào)沙期間排沙最主要的泥沙來源.研究站位據(jù)Bi等[27](2014)修改,如圖1所示.

圖1 黃河流域及采樣點(diǎn)站位

表1 小浪底水庫樣品采集站位信息

2015年黃河調(diào)水調(diào)沙期間(6月29日~7月20日),在利津黃河浮橋上開展水體的逐日現(xiàn)場調(diào)查和樣品采集,樣品采集后裝入經(jīng)酸洗過的聚乙烯瓶子中.小浪底水庫的樣品于2017年11~12月采集,自大壩向上游每間隔一段距離,通過抓泥斗獲取表層樣品,具體采樣站位信息見表1.

1.2 分析方法

1.2.1 粒度分析 將采集的水樣通過47mm的微孔醋酸纖維濾膜(Whatman, 0.45μm孔徑)采用負(fù)壓法過濾.過濾后的濾膜60℃干燥,以獲取懸浮體樣品.

沉積物和懸浮體樣品的粒度分析在實(shí)驗(yàn)室完成.分析前,向樣品中加入5mL10% H2O2和1mol/dm3的HCl,放置24h以除去有機(jī)質(zhì)和生物成因的碳酸鹽,然后加入0.5mol/L的(NaPO3)6,上機(jī)測試前經(jīng)超聲波震蕩,以保證樣品完全分散.測試所用儀器為英國Malvern公司生產(chǎn)的Mastersizer 2000型激光粒度分布測量儀,采集粒級間隔/4,重復(fù)測試的相對誤差<2%.粒度參數(shù)的計(jì)算采用Folk和Ward的公式[29].

1.2.2 元素地球化學(xué)測試 將沉積物和懸浮體樣品烘干研磨后,進(jìn)行地球化學(xué)元素的分析測試.采用臺式偏振X射線熒光光譜儀(XRF,XPOS,德國SPECTRO公司)進(jìn)行Al等常量元素的測試[30].采用電感耦合等離子體質(zhì)譜(ICP-MS,Agilent 7500c,美國Agilent公司)進(jìn)行了Pb含量的測試.懸浮體樣品經(jīng)消解處理,步驟和方法參照文獻(xiàn)[31],通過國家標(biāo)準(zhǔn)物質(zhì)GBW07309、GBW07311和GBW07314進(jìn)行數(shù)據(jù)質(zhì)量控制.標(biāo)樣多次連續(xù)測試的相對標(biāo)準(zhǔn)偏差均<2%.

1.2.3 Pb同位素測試 同位素分析樣品的處理方法參照文獻(xiàn)[32].分析所用儀器為高精度多接收等離子體質(zhì)譜(HR-MC-ICPMS,英國Nu公司),樣品分析過程中以205Tl/203Tl為內(nèi)標(biāo),以NBS981為標(biāo)準(zhǔn)物質(zhì).

2 結(jié)果

2.1 調(diào)水調(diào)沙期間黃河水沙輸送特征

2015年6月29日~7月20日黃河調(diào)水調(diào)沙,共計(jì)22d.該年度利津站逐月和調(diào)水調(diào)沙期間逐日水沙通量數(shù)據(jù)通過黃河管理委員會獲取.從圖2a可以看出,黃河調(diào)水調(diào)沙期間的水沙通量明顯高于其他月份.

調(diào)水調(diào)沙實(shí)施過程具有明顯的階段性特征:一是利用小浪底水庫泄流輔以人工擾動沖刷下游河道,擴(kuò)大下游河槽行洪能力;二是干流水庫群(三門峽、萬家寨等水庫)聯(lián)合調(diào)度輔以人工擾動調(diào)整小浪底庫尾淤積形態(tài),塑造人工異重流并實(shí)現(xiàn)排沙出庫[17,28].圖2b中,6月29~7月1日為洪峰到達(dá)前的正常狀態(tài),水沙通量相對較低,分別約為700m3/s, 2kg/m3.

7月2日~9日為調(diào)水調(diào)沙的第1階段.自7月2日洪峰到達(dá)利津水文站,水沙通量迅速增大,徑流量在最初的3d內(nèi)(到7月5日)就增加到 2210m3/s,之后持續(xù)增大,到 7月9日達(dá)到最大值2700m3/s.懸沙濃度自7月2日也迅速增大,在最初的2d內(nèi)(到7月4日)便達(dá)到了最大值9.1kg/m3,之后3d略有減小,但保持在8.6kg/m3之上,7月8日~9日懸沙濃度開始逐漸回落,7月9日的懸沙濃度為6.6kg/m3.7月10日至16日為調(diào)水調(diào)沙的第2階段.在此階段徑流量開始逐漸回落,13日的徑流量約為2180m3/s,到7月16日迅速減小為930m3/s.該階段懸沙濃度仍持續(xù)回落,從7月10日的5.8kg/m3一直減小到7月16日的3.0kg/m3.7月17日~20日為調(diào)水調(diào)沙的末期,水沙通量逐漸恢復(fù)到了黃河的自然狀態(tài).

如圖3所示,在洪峰未到達(dá)之前沉積物粒徑偏細(xì),中值粒徑約為15~22μm,沉積物組成較為一致.第1階段懸浮沉積物逐步增粗,砂的含量有所增加,中值粒徑為24~43μm,沉積物的分選系數(shù)、偏態(tài)和峰態(tài)均明顯增大沉積物來源較為復(fù)雜,粗粒組分明顯增加.第2階段懸浮沉積物粒徑仍持續(xù)增大,砂的含量顯著增大,中值粒徑為35~54μm,懸浮泥沙分選系數(shù)有所降低,偏態(tài)和峰態(tài)仍為明顯的正偏和窄鋒.7月17日開始,懸浮沉積物的粒徑開始減小,到7月19~20日逐漸恢復(fù)到與洪峰前懸浮泥沙粒徑相當(dāng),甚至更低,中值粒徑為16~26μm,該段時(shí)間內(nèi)懸浮沉積物組分粗細(xì)混雜,黏土組分相對之前有所增多.

圖3 2015年黃河調(diào)水調(diào)沙期間懸浮沉積物粒度特征

2.2 調(diào)水調(diào)沙期間懸浮沉積物Pb含量及穩(wěn)定同位素組成特征

黃河調(diào)水調(diào)沙期間利津站懸浮泥沙中Pb元素的含量介于18.09~28.35μg/g之間,平均含量為21.64μg/g,其含量變化如圖4a所示.Pb元素在調(diào)水調(diào)沙前期的含量較高,隨著調(diào)水調(diào)沙洪峰的到來,含量有所降低,且第2階段的含量較第1階段更低,而到了末期又開始迅速回升,達(dá)到甚至超過調(diào)水調(diào)沙前期的水平.

沉積物中重金屬含量多受到沉積物粒徑大小和礦物組成等的影響[33-34],2015年黃河調(diào)水調(diào)沙期間Pb元素的含量變化與沉積物粒徑的變化有較好的一致性,隨著沉積物的增粗,Pb含量明顯降低,因而有必要消除粒度和礦物組成等因素對重金屬含量的影響.Al是黏土礦物等細(xì)粒組分的重要組成元素,其性質(zhì)穩(wěn)定,在搬運(yùn)過程中不易遷移轉(zhuǎn)化,與母巖有較好的可比性,且不受人類活動污染的影響[35],因而通過計(jì)算Pb與Al元素比值可以較好地消除沉積物物質(zhì)組成的影響.如圖4a所示,通過Al元素校正后,Pb元素的變化趨于緩和,除了在調(diào)水調(diào)沙的末期Pb/Al值較高外,其余時(shí)段的變化不太明顯,在調(diào)水調(diào)沙第2階段較第1階段略有減小.

圖4 2015年調(diào)水調(diào)沙期間黃河入海泥沙中Pb含量及其同位素組成變化特征

根據(jù)調(diào)水調(diào)沙的進(jìn)程,選取不同階段的懸浮沉積物樣品進(jìn)行了Pb穩(wěn)定同位素組成的分析,分析測試結(jié)果統(tǒng)計(jì)見表1,同位素組成的變化趨勢如圖4b所示.該期間懸浮沉積物207Pb/206Pb為0.8367~ 0.8481,208Pb/206Pb為2.0839~2.0997.207Pb/206Pb與208Pb/206Pb的變化趨勢較為一致,在調(diào)水調(diào)沙的前期比值較高,而在洪峰達(dá)到后則逐漸減小,第1階段及第2階段前期等水沙通量較高的時(shí)段同位素組成較低且相對穩(wěn)定,到了第2階段后期同位素比值又有所增大,末期同位素組成出現(xiàn)減小后又增大至與前期相當(dāng)?shù)乃?

無論是Pb元素含量還是Pb穩(wěn)定同位素組成,利津水文站懸浮沉積物與黃土的值、自然源黃河沉積物、黃河口及附近海域沉積物較為接近,而低于前人研究的黃河懸浮體以及混合來源黃河沉積物的值,與長江懸浮體和沉積物的值相當(dāng),但遠(yuǎn)低于化石燃料及城市氣溶膠的值(表2).

表2 沉積物及其他物質(zhì)中Pb同位素組成及含量統(tǒng)計(jì) Table 2 Statistics of Pb content and isotopic composition and other materials

注:“-”代表該值未能獲取.

2.3 小浪底水庫沉積物Pb含量與穩(wěn)定同位素組成特征

小浪底水庫沉積物以黏土質(zhì)粉砂為主,沉積物較細(xì),中值粒徑在4.7~8.6μm之間.沉積物組成以粉砂和黏土為主,砂的含量較低,多不足1%,最高為XLD25站,約為8.4%.與調(diào)水調(diào)沙期間利津站懸浮泥沙相比,小浪底水庫沉積物顆粒明顯較細(xì).

如表2所示,小浪底水庫沉積物中Pb元素的含量為37.43~46.64μg/g,平均42.76μg/g,明顯高于調(diào)水調(diào)沙期間利津站懸浮泥沙中Pb的含量,約為后者的2倍.同時(shí)也高于黃土和黃河沉積物中Pb的含量,略接近黃河和長江懸浮體的含量,稍高于黃河懸浮體而略低于長江懸浮體中Pb的含量.經(jīng)過與Al的比值后,Pb元素在小浪底水庫沉積物和調(diào)水調(diào)沙期間的懸浮泥沙之間的差值有所減小,但是前者仍明顯高于后者,表明沉積物的粒度對Pb的含量有一定的影響,但是Pb仍受到來源等因素的影響.Pb穩(wěn)定同位素的組成207Pb/206Pb與208Pb/206Pb的值分別為0.8367~0.8461和2.0799~2.0999,平均值分別為0.8413,2.0899,與調(diào)水調(diào)沙期間利津站懸浮泥沙相當(dāng).

圖5 小浪底水庫沉積物粒度特征

3 討論

3.1 研究沉積物中Pb的來源

為識別人類活動對利津站懸浮泥沙及小浪底水庫沉積物中Pb來源的影響,將Pb同位素組成和Pb含量、Pb/Al進(jìn)行了相關(guān)性分析(207Pb/206Pb與208Pb/206Pb的變化趨勢較為一致,因此只分析了208Pb/206Pb與Pb含量、Pb/Al的相關(guān)關(guān)系).如圖6所示,調(diào)水調(diào)沙期間利津站懸浮泥沙中Pb同位素比值與Pb的總量及Pb/Al之間均不存在相關(guān)關(guān)系(2接近于0),甚至為弱的負(fù)相關(guān),表明了該類沉積物中的Pb并未受到顯著的污染,其來源以自然風(fēng)化來源為主[8].而小浪底水庫沉積物中Pb同位素組成則與Pb含量、Pb/Al具有較為顯著的相關(guān)關(guān)系,表明該類沉積物Pb除了自然來源外,顯然受到了人為活動的影響.

為進(jìn)一步區(qū)分2類沉積物中Pb的來源,將研究區(qū)沉積物和大氣氣溶膠(北京、天津)、煤炭、燃煤粉塵、未污染的黃土、黃河沉積物、黃河懸浮物等物質(zhì)中207Pb/206Pb與208Pb/207Pb的相關(guān)關(guān)系進(jìn)行了分析,如圖7所示.源自中國的Pb由于形成于富Th的環(huán)境,而具有較高的208Pb同位素含量,因而中國Pb演化曲線比Pb的生長曲線有一些向上的位移[38-39],煤炭、燃煤飛灰、汽車尾氣、天津氣溶膠等也落在該線附近.Choi等[7]研究,發(fā)現(xiàn)黃河沉積物中的207Pb/206Pb的值分為高低,2組,分別為0.8400, 0.8530,較低的一組與黃土的Pb同位素組成相當(dāng),認(rèn)為是自然來源為主,較高的一組則受到污染;黃河懸浮體中的Pb采集于干季,當(dāng)時(shí)水體受到了一定污染,且來源較新,與經(jīng)過長時(shí)間的沉積、混合等過程后累積的黃河沉積物相比,同位素組成較高.

圖6 兩類沉積物中Pb同位素組成與Pb含量、Pb/Al的相關(guān)關(guān)系

本研究中調(diào)水調(diào)沙期間黃河懸浮泥沙和小浪底水庫沉積物中Pb同位素組成的相關(guān)關(guān)系均在黃河源Pb演化曲線上,與黃土和自然來源黃河沉積物較為接近,表明了其物質(zhì)來源的一致性;與氣溶膠、煤炭等其他物質(zhì)的同位素組成則有明顯的差異,與干季黃河懸浮體也有差異.本研究2類沉積物均跨越了黃土、自然來源黃河沉積物,沿著黃河源Pb的回歸曲線分布,表明其以黃土風(fēng)化等自然來源為主,但部分沉積物也受到了人類活動的影響.在調(diào)水調(diào)沙前期、末期及第2階段的后期,利津站懸浮泥沙中Pb同位素組成相對較高,超過了黃河和自然來源黃河沉積物,表明這段時(shí)間懸浮沉積物中Pb組成受到一定程度的人類活動影響,與小浪底水庫部分沉積物的同位素組成相似.而在調(diào)水調(diào)沙中間的主要時(shí)段Pb同位素組成則相對較低,更接近黃土及自然源黃河沉積物,表明該期間懸浮泥沙中Pb主要以自然來源為主.

黃河沉積物、黃河懸浮體、黃土參考文獻(xiàn)[7];燃煤飛灰參考[8];天津、北京氣溶膠樣品、煤炭等參考[36];汽車尾氣參考[37];中國Pb的演化曲線參考文獻(xiàn)[39];Pb生長曲線參考文獻(xiàn)[40]

3.2 調(diào)水調(diào)沙進(jìn)程對黃河入海泥沙Pb來源的影響

黃河調(diào)水調(diào)沙是利用中上游水庫的聯(lián)合調(diào)度,以人造洪峰來沖刷黃河下游懸河河槽,將黃河泥沙輸送入海,因而調(diào)水調(diào)沙期間黃河懸浮沉積物可能主要來自于洪水對下游河道沉積物的侵蝕或者黃河中上游小浪底等庫區(qū)淤積沉積物的釋放.傳統(tǒng)的調(diào)水調(diào)沙分2個階段實(shí)施,導(dǎo)致利津水文站監(jiān)測的懸沙濃度出現(xiàn)2個峰值,即第1階段小浪底水庫泄洪沖刷下游河槽引起的高濃度泥沙,第2階段小浪底水庫排沙導(dǎo)致的第2個懸沙濃度的高峰[22].但2015年調(diào)水調(diào)沙的第2階段,雖然徑流量仍保持較高,但利津水文站懸沙濃度持續(xù)降低,并未監(jiān)測到第2個懸沙高峰的出現(xiàn)(圖2b).本年度調(diào)水調(diào)沙期間的水沙通量較往年也明顯偏低,尤其與2013年黃河調(diào)水調(diào)沙較為典型的年份相比,2015年調(diào)水調(diào)沙第二階段輸沙減小的更為顯著[17,28].以此同時(shí),2015年黃河調(diào)水調(diào)沙期間懸浮沉積物的粒徑與往年相比顯著增粗[17,28],懸浮沉積物的粒徑大小、物質(zhì)組成及Pb元素含量等與小浪底水庫沉積物也均有較大差異.據(jù)水利部黃河水利委員會公布的數(shù)據(jù)顯示,2014年黃河出現(xiàn)罕見的全流域性干旱,2015年黃河流域主要水文控制站水沙特征與多年平均值相比,實(shí)測徑流量偏小14%~54%,實(shí)測輸沙量偏小69%~98%, 2015年小浪底水庫首次出現(xiàn)進(jìn)入黃河下游河道的實(shí)測年輸沙量為零[23].這表明由于中上游水庫水量較小,導(dǎo)致2015年調(diào)水調(diào)沙期間中上游水庫排放的水沙量相對較小,在第2階段小浪底水庫淤積的泥沙并未大量排出,調(diào)水調(diào)沙期間利津水文站監(jiān)測到的泥沙主要以對下游河道的沖刷來源為主,小浪底水庫沉積物對其影響較小.

研究表明,黃河下游由于防洪和灌溉的需求,修建了大量的防洪堤壩,使河道變得狹窄,大大減小了下游漫灘流量和沿岸重金屬的輸入[41];且由于泥沙淤積使其成為地上河,阻礙了支流和排污管道等的污水向下游河道中的排放[28].而中上游支流眾多,涵蓋了黃河90%以上的流域面積,來自各支流的大量污染物質(zhì)輸送進(jìn)入黃河,且排放量逐年增多,因此,黃河沉積物中人類排放的重金屬主要來自中上游[22,28].由于中上游大量水庫的攔截作用,使得人類活動排放導(dǎo)致的重金屬含量相對較高的沉積物多淤泥在水庫中.因此小浪底水庫沉積物中Pb元素含量明顯較高,且Pb穩(wěn)定同位素組成與Pb含量的比值關(guān)系也表明部分站位沉積物受到人類活動的顯著影響(圖6).

在2015年黃河調(diào)水調(diào)沙的前期,洪水尚未到達(dá)利津水文站,徑流量較小,懸浮沉積物粒徑相對較小,Pb元素含量較高,穩(wěn)定同位素組成也相對較高(圖4),其來源仍以中上游來源為主.調(diào)水調(diào)沙的主要時(shí)段黃河入海沉積物主要來自于洪水對下游河道的沖刷侵蝕作用.第一階段,隨著洪水到來,沖刷下游河床帶來的大量的粗粒且潔凈的沉積物,懸浮沉積物粒徑明顯增粗(圖3),導(dǎo)致Pb含量逐漸減小,但通過Al歸一化處理消除沉積物組成對重金屬的影響之后,Pb元素減小的趨勢并不明顯,此時(shí)Pb穩(wěn)定同位素組成逐步減小(圖4),Pb以下游河道沉積物來源為主.而到了第2階段,持續(xù)較高的徑流量和早期的沖刷導(dǎo)致了該階段懸浮泥沙粒徑進(jìn)一步增大(圖3)和懸沙濃度的急劇降低(圖2b),Pb元素含量在消除沉積物組成影響前后均表現(xiàn)為減小的趨勢,穩(wěn)定同位素組成也更低(圖4),此時(shí)Pb仍以下游河道沖刷為主.而到了第2階段后期以及調(diào)水調(diào)沙的末期,隨著水沙通量的下降,洪水對下游的沖刷作用迅速減弱,懸浮沉積物顆粒粒徑減小,Pb元素含量顯著回升,穩(wěn)定同位素組成也有顯著增大(圖4).

4 結(jié)論

4.1 黃河調(diào)水調(diào)沙期間利津懸浮泥沙中Pb為含量介于18.09~28.35μg/g,平均21.64μg/g,穩(wěn)定同位素207Pb/206Pb為0.8367~0.8481,208Pb/206Pb為2.0839~ 2.0997.Pb含量及穩(wěn)定同位素組成均在調(diào)水調(diào)沙前期、末期較高,調(diào)水調(diào)沙主要時(shí)段則較低.小浪底水庫沉積物中Pb的含量為37.43~46.64μg/g,平均42.76μg/g,顯著高于調(diào)水調(diào)沙期間利津站懸浮泥沙, Pb穩(wěn)定同位素的組成207Pb/206Pb與208Pb/206Pb分別為0.8367~0.8461和2.0799~2.0999,與調(diào)水調(diào)沙期間利津站懸浮泥沙Pb同位素組成范圍相當(dāng).

4.2 調(diào)水調(diào)沙期間黃河懸浮泥沙和小浪底水庫沉積物中Pb同位素組成均符合黃河源Pb演化規(guī)律,表明了其物質(zhì)來源的一致性.2類沉積物均以自然來源為主,但小浪底水庫沉積物因受到中上游流域污染的影響,部分沉積物Pb來源顯然受到了人類活動的影響.在調(diào)水調(diào)沙前期和末期水沙通量小,洪水對下游的沖刷作用弱,Pb以中上游來源為主,因而含量和同位素組成較高,受到人類活動的影響.而在調(diào)水調(diào)沙中間的主要時(shí)段,入海懸浮泥沙以洪水對下游河床沖刷為主,Pb元素含量及同位素組較低,Pb以自然來源為主,未受到人類活動影響.

[1] Nriagu J O. Tales told in lead [J]. Science, 1998,281:1622-1623.

[2] Hao Y C, Guo Z G, Yang Z S, et al. Tracking historical lead pollution in the coastal area adjacent to the Yangtze River Estuary using lead isotopic compositions [J]. Environmental Pollution, 2008,156:1325- 1331.

[3] Soto-Jimenez M F, Hibdon S A, Rankin C W, et al. Chronicling a century of lead pollution in Mexico:stable lead is composition analyses of dated sediment cores [J]. Environmental Science and Technology, 2006,40:764-770.

[4] Chow T J, Patterson C C. Lead isotopes in gasoline and aerosols of Los Angeles basin, California [J]. Science, 1965,147:502-508.

[5] Shotyk W, Weiss D, Appleby P G, et al. History of atmospheric lead deposition since 12370 14C yr BP from a peat bog, Jura Mountain, Switzerland [J]. Science, 1998,28:1635-1640.

[6] Wang W, Liu X, Zhao L, et al. Effectiveness of leaded petrol phase-out in Tianjin, China based on the aerosol lead concentration and isotope abundance ratio [J]. Science of the Total Environment, 2006,364:175-187.

[7] Choi M S, Yi H I, Yang S Y, et al. Identification of Pb sources in Yellow Sea sediments using stable Pb isotope ratios [J]. Marine Chemistry, 2007,107:255-274.

[8] Hu N J, Huang P, Liu J H, et al. Tracking lead origin in the Yellow River Estuary and nearby Bohai Sea based on its isotopic composition [J]. Estuarine, Coastal and Shelf Science, 2015,163:99-107.

[9] Milliman J D, Meade R H. World-wide delivery of river sediment to the oceans [J]. Journal of Geology, 1983,91:1-21.

[10] Meybeck M. The global change of continental aquatic systems: dominant impacts of human activities [J]. Water Sci. Technol., 2004,49:73-83.

[11] Viers J, Dupré B, Gaillardet J. Chemical composition of suspended sediments in World Rivers: New insights from a new database [J]. Science of the Total Environment, 2009,407:853-868.

[12] Yang S Y, Li C X, Liu S G. Chemical fluxes of Asian rivers into oceans and their controlling factors [J]. Marine Science Bulletin, 2001,3(2): 30-37.

[13] Radakovitch O, Roussiez V, Ollivier P, et al. Input of particulate heavy metals from rivers and associated sedimentary deposits on the Gulf of Lion continental shelf [J]. Estuarine, Coastal and Shelf Science, 2008,77:285-295.

[14] Syvitski J P M, Vorosmarty C J, Kettner A J, et al. Impact of humans on the flux of terrestrial sediment to the global coastal ocean [J]. Science, 2005,308(5720):376-380.

[15] Biemans H, Haddeland I, Kabat P, et al. Impact of reservoirs on river discharge and irrigation water supply during the 20th century [J]. Water Resour. Res. 2011,47(3):1-15.

[16] Miao C, Ni J, Borthwick A G L. Recent changes of water discharge and sediment load in the Yellow River basin, China [J]. Prog. Phys. Geog., 2010,34:541-561.

[17] Hu B Q, Li J, Bi N S, et al. Seasonal variability and flux of particulate trace elements from the Yellow River: Impacts of the anthropogenic flood event [J]. Marine Pollution Bulletin, 2015,91:35-44.

[18] Wang H J, Bi N S, Yoshiki Saito, et al. Recent changes in sediment delivery by the Huanghe (Yellow River) to the sea: Causes and environmental implications in its estuary [J]. Journal of Hydrology, 2010,391:302-313.

[19] Chen J G, Zhou W H, Chen Q. Considerations on water-sediment regulation in later sediment retaining stage of Xiaolangdi reservoir [J]. Yellow River, 2012,34:1-3.

[20] 楊作升,李國剛,王厚杰,等.55年來黃河下游逐日水沙過程變化及其對干流建庫的響應(yīng)[J]. 海洋地質(zhì)與第四紀(jì)地質(zhì), 2008,28(6):9-18. Yang Z S, Li G G, Wang H J, et al. Variation of daily water and sediment discharge in the yellow river lower reaches in the past 55years and its response to the dam operation on its main stream [J]. Mar. geol. Quaternary Geol., 2008,28(6):9-18.

[21] 劉 鋒,陳沈良,彭 俊,等.近60年黃河入海水沙多尺度變化及其對河口的影響[J]. 地理學(xué)報(bào), 2011,66(3):313-323. Liu F, Chen S L, Peng J, et al. Multi-scale variability of flow discharge and sediment load of Yellow River to sea and its impacts on the estuary during the past 60years [J]. Acta Geographica Sinica, 2011,66(3):313-323.

[22] Huanghe Water Resources Conservation Commission. Huanghe water resources bulletin 2010 [EB/Z]. http://www.yellowriver.gov.cn/other/ hhgb/, 2010.

[23] Liu S M, Li L W, Zhang G L, et al. Impacts of human activities on nutrient transports in the Huanghe (Yellow River) estuary [J]. Journal of Hydrology, 2012,430-431:103-110.

[24] Zhang L J, Wang L, Cai W J, et al. Impact of human activities on organic carbon transport in the Yellow River [J]. Biogeosciences, 2013, 10:2513-2524.

[25] Sui J J, Yu Z G, Xu B C, et al. Concentrations and fluxes of dissolved uranium in the Yellow River estuary: seasonal variation and anthropogenic (Water-Sediment Regulation Scheme) impact [J]. Journal of Environmental Radioactivity, 2014,128:38-46.

[26] 姚慶禎,于志剛,王 婷,等.調(diào)水調(diào)沙對黃河下游營養(yǎng)鹽變化規(guī)律的影響[J]. 環(huán)境科學(xué), 2009,30(12):3534-3540. Yao Q Z, Yu Z G, Wang T, et al. Effect of the first water-sediment regulation on the variations of dissolved inorganic nutrients’ concentrations and fluxes in the lower main channel of the Yellow River [J]. Environmental Science, 2009,30(12):3534-3540.

[27] 陳沛沛,劉素美,張桂玲,等.黃河下游營養(yǎng)鹽濃度、入海通量月變化及“人造洪峰”的影響[J]. 海洋學(xué)報(bào), 2013,35(2):59-71. Chen P P, Liu S M, Zhang G L, et al. Monthly variation of nutrient concentrations and fluxes in the lower Huanghe River: under the influence of artificial flood [J]. Acta Oceanologica Sinica, 2013,35(2): 59-71.

[28] Bi N S, Yang Z S, Wang H J, et al. Impact of artificial water and sediment discharge regulation in the Huanghe (Yellow River) on the transport of particulate heavy metals to the sea [J]. Catena, 2014,121: 232-240.

[29] Folk R L, Ward W C. Brazos river bar: a study of significance of grain size parameters [J]. Journal of Sedimentary Research, 1957,27:3-26.

[30] 劉 明,徐 琳,張愛濱,等.臺式偏振X射線熒光光譜儀在海洋沉積物元素分析中的應(yīng)用[J]. 中國海洋大學(xué)學(xué)報(bào)(自然科學(xué)版), 2009, 39(3Ⅱ):421-427. Liu M, Fan D J, Zhang A B, et al. The use of desktop polarization X-ray fluorescence spectrometry in the marine sediments geochemical analysis [J]. Periodical of Ocean University of China, 2009,39(Sup.): 421-427.

[31] Liu M, Fan D J, Liao Y J, et al. Heavy metals in surficial sediments of the central Bohai Sea: their distribution, speciation and sources [J]. Acta Oceanol. Sin., 2016,35(9):98-110.

[32] 張 俊,劉季花,張 輝,等.黃河入?？跐竦貐^(qū)底質(zhì)重金屬污染的Pb同位素示蹤[J]. 海洋科學(xué)進(jìn)展, 2014,32(4):491-500. Zhang J, Liu J, Zhang H, et al. Pollutions from heavy metals in the surface sediment in the wetland region of the Yellow River estuary: lead isotope tracer [J]. Advances in Marine Science, 2014,32(4):491- 500.

[33] Mecray E L, Buchholtz Ten, Brink M R. Contaminant distribution and accumulation in the surface sediments of Long Island Sound [J]. Journal of Coastal Research, 2000,16(3):575-590.

[34] Zhou F, Guo H C, Hao Z J. Spatial distribution of heavy metals in Hong Kong’s marine sediments and their human impacts: a GIS-based chemometric approach [J]. Marine Pollution Bulletin, 2007,54:1372- 1384.

[35] Clark M W, Davies-McConchie F, McConchie D, et al. Selective chemical extraction and grain size normalization for environmental assessment of anoxic sediments: validation of an integrated procedure [J]. Sci. Total Environ., 2000,258(3):149-170.

[36] 王 婉,劉咸德,郭冬發(fā),等.北京冬季大氣顆粒物中鉛的同位素豐度比的測定和來源研究[J]. 質(zhì)譜科學(xué), 2002:23(1):21-29. Wang W, Liu X, Guo D, et al. Determination of isotope abundance ratio of lead in Beijing atmospheric aerosol and lead source study [J]. Journal of Chinese Mass Spectrometry Society, 2002:23(1):21-29.

[37] Zheng J, Tan M, Yasuyuki S, et al. Characteristics of lead isotope ratios and elemental concentrations in PM10fraction of airborne particulate matter in Shanghai after the phase-out of leaded gasoline [J]. Atmos. Environ., 2004,38:1191-1200.

[38] Cheng H F, Hu Y A. Lead (Pb) isotopic fingerprinting and its applications in lead pollution studies in China: A review [J]. Environmental Pollution, 2010,158:1134–1146.

[39] Mukai H, Tanaka A, Fuji T, et al. Regional characteristic of sulfur and lead at several Chinese urban sites [J]. Environmental Science and Technology, 2001,35:1064–1071.

[40] Cumming G L, Richards J R. Ore lead isotope ratios in a continuously changing Earth [J]. Earth Planet. Sci. Lett., 1975,28:155-171.

[41] Lair G, Zehetner F, Fiebig M, et al. How do long-term development and periodical changes of riverfloodplain systems affect the fate of contaminants? Results from European rivers [J]. Environ. Pollut., 2009,157:3336-3346.

Variations of Pb and its stable isotopic composition of suspended particles in the Yellow River during water-sediment regulation scheme period in 2015.

LIU Ming1,2*, YANG Ya-di1, BI Nai-shuang1,2, CHEN Jing-bo1, FAN De-jiang1,2

(1.Key Laboratory of Submarine Geosciences and Technology of Ministry of Education, College of Marine Geosciences, Ocean University of China, Qingdao 266100, China；2.Laboratory for Marine Geology, Qingdao National Laboratory for Marine Science and Technology, Qingdao 266061, China)., 2019,39(7)：3009~3017

Field observations and sediment samples collection were conducted at Lijin Hydrological Station during the Water-Sediment Regulation Scheme (WSRS) period from June 29 to July 20 in 2015 and Xiaolangdi Reservoir. The temporal variations, sources and influence by WSRS of the particulate trace metal lead (Pb) concentrations and its stable isotopic composition in the Yellow River were studied. The results showed that the contents of Pb in the suspended sediments from the Yellow River were ranged from 18.09 to 28.35μg/g, with average of 21.64μg/g, while the value of the stable isotope207Pb/206Pb and208Pb/206Pb were ranged 0.8367~0.8481, 2.0839~2.0997, respectively. Both the concentrations of Pb and its stable isotope composition were higher in the early and final stages of WSRS, but lower in the middle of this period. Pb in the studied sediments was mainly natural sources, but the content of Pb in sediments of Xiaolangdi Reservoir were significantly higher, which affected by the pollution of human activities in the middle and upper reaches of the Yellow River basin. The process of WSRS has a significant impact on the variations and source of Pb from the Yellow River into the sea. In the early and final stages of WSRS, with the lower water and sediment flux, the flooding effect on the downstream riverbed was weak, so the Pb content and isotopic composition were higher, which were mainly come from the middle and upper reaches and affected by human activities. In the main period of WSRS, the suspended sediment from Yellow River to the sea was dominated by the source of the flooding to downstream riverbed, so Pb in sediments was dominated by natural sources and was not affected by human activities.

lead isotope；source；Yellow River；water-sediment regulation scheme

X522

A

1000-6923(2019)07-3009-09

劉 明(1984-),男,山東泰安人,高級實(shí)驗(yàn)師,博士,主要從事海洋沉積學(xué)、沉積地球化學(xué)方面的研究.發(fā)表論文30余篇.

2018-11-29

國家自然科學(xué)基金資助項(xiàng)目(41606054,41676036);國家重點(diǎn)研發(fā)計(jì)劃(2016YFA0600904)

* 責(zé)任作者, 高級實(shí)驗(yàn)師, mingliuouc@163.com