鸭绿江河口西岸潮间带柱状沉积物中重金属的分布特征及其对流域变化的响应

王应飞, 高建华*, 石 勇, 杨  , 李富祥, 刘 月, 程 岩



鸭绿江河口西岸潮间带柱状沉积物中重金属的分布特征及其对流域变化的响应

(1. 南京大学海岸与海岛开发教育部重点实验室, 江苏 南京 210093; 2. 辽东学院城市建设学院, 辽宁 丹东 118003)

2010年和2011年在鸭绿江西水道和西岸潮间带共采集4根柱状样, 通过对210Pb测年、粒度、总有机碳、重金属元素等多指标综合分析, 探讨了: (1)鸭绿江河口西水道和西岸潮间带柱状沉积物中重金属的垂向分布及其来源; (2)重金属分布的粒度控制作用; (3)不同时期的粒度和重金属分布变化及其对流域变化的响应。结果表明: (1)Cu和Zn可能来源于有机质降解的内源释放; Cr和Ni表征了岩石风化剥蚀形成陆源碎屑的自然来源; Cd和Pb反映了人类活动的影响。(2)除西岸潮间带的Cd和Pb含量可能部分受来源影响外, 研究区的粒度效应是控制鸭绿江地区重金属含量分布的最主要因素。(3)粒度变化与流域演变密切相关, 重金属含量对流域变化和人类活动响应明显, 大致以1940年、1970年、1995年为界分为四个沉积阶段: 1940年以前, 自然演变对鸭绿江河口西岸潮间带的重金属分布控制明显, 而1940年来至今, 人类活动的控制作用日益凸显。

重金属; 流域变化; 人类活动; 潮间带; 鸭绿江

0 引 言

河口是流域与海洋的枢纽, 是海陆相互作用最为显著的地区, 也是自然过程与人类活动相互作用最为强烈的地区[1]。河口受人类活动影响较大, 水库建设、围垦、森林砍伐及修复、港口建设等人类活动都可以对入海水沙通量变化产生影响, 进而对河口动力沉积与地貌演变及河口环境产生影响, 地貌和水文特征剧烈变化。此外, 河口一般发育有潮滩, 是沉积物河海交互作用的“汇”, 潮间带环境受陆地、海洋和人类活动等多重因素的影响, 是典型的环境脆弱带和敏感带[2]。潮间带沉积物不仅记录了区域陆海相互作用过程, 还记录了人类活动中所产生的各种污染物质的来源、分布、迁移和转化历史[3], 可以用来重建河口及其流域过去的演变历史。重金属对环境变化敏感, 反映特定时期内的沉积条件, 一部分重金属随自然风化及人类活动的产物通过悬浮泥沙的底搬运累积于潮间带上, 使潮间带成为重金属的重要归宿之一[4]。近年来, 河口潮间带已成为重金属污染研究的热点区域, 但大多侧重于河口区域重金属污染的特征分析、污染迁移和评价的研究[5]。而研究潮间带重金属对流域变化及人类活动的响应不仅可以认识自然状态下的环境演变过程, 还可以了解人类活动干扰下的河道演变、水库的拦截作用、流域内人类活动强度的变化等, 进而探讨水动力和沉积条件的变化并揭示重金属元素在河口地区迁移富集的规律[6]。

不同来源的重金属往往叠加在一起, 沉积物中重金属元素自然来源的改变及人为污染都可造成沉积物中元素含量的变化, 并且沉积物粒度的变化也会影响重金属含量[7], 因此本文旨在根据鸭绿江河口西岸潮间带柱状沉积物中重金属的沉积记录, 结合210Pb和粒度的垂向变化分析重金属的来源及其分布的控制因素, 探讨近百年来潮间带重金属对流域变化及人类活动的响应。

1 区域概况

鸭绿江是中朝界河, 全长790 km, 年平均径流量266.8×108m3, 年入海沙量159.1×104t[8]。鸭绿江流域的主要支流有浑江和瑷河等, 是汇入北黄海的一条重要河流, 为典型的山溪性中小型河流。水沙的年内分配极不平衡, 汛期径流量和输沙量约占全年的80%, 在枯水期则显得流缓水清[9]。鸭绿江河口地区以悬沙含量高、潮差大、潮流强、最大浑浊带显著为主要特征[10‒11]。

鸭绿江口河床地貌呈“二级分汊, 三口入海”的形势。绸缎岛将鸭绿江河口分为西汊道和东汊道, 东汊道又被水下沙洲分为中水道和东水道, 目前西水道(西汊道)已演化为涨潮流通道, 但是鸭绿江的输沙仍可通过潮流作用和风浪掀沙作用回淤到这里, 中水道是主要水流通道[12]。河口外由于强潮动力及辽东沿岸流的影响, 发育由槽流沙脊和冲刷槽相间排列的倾斜水下平原, 河口西岸到大洋河口为以淤泥质粉砂为主的潮滩湿地[13]。鸭绿江河口西侧水域属于正规半日潮性质, 落潮历时明显大于涨潮历时, 落潮流速大于涨潮流速[14]。该海域全年以风浪为主, 涌浪较少, 且具有明显的季节性变化。波浪频率以SSE向浪最高, SE和S向浪次之, 各向最大波高为1.3~4.0 m[15]。

2 材料与方法

2.1 样品采集

2010年8月在鸭绿江西水道采集柱状样1根, 标为X-1; 2011年8月在河口西岸潮间带用铁锤将直径10 cm的PVC管(底部嵌入莲花形采样头)打入潮滩, 于其中3个断面(T1、T3和T5)采集柱状样3根, 分别标为DD1、DD2和DD3(图1)。在实验室对柱状样进行切割、拍照及描述, 其中柱状样X-1、DD1和DD3进行2 cm等间距分样, DD2进行0.5 cm等间距分样。

2.2 粒度分析

采用英国Malvern公司生产的Mastersizer2000型激光粒度仪进行粒度测量(测量范围为0.02~2000 μm, 重复测量的相对误差≤3%), 粒度参数计算采用矩值法。

2.3 总有机碳分析

取烘干、研磨并过200目筛(筛孔直径0.074 mm)的沉积物样品用5 mol/L盐酸浸泡24 h去除无机碳; 在60 ℃下烘干、研磨至均匀, 用Vario EL 元素分析仪(德国Elementar公司)测定总有机碳(TOC)含量, 并进行质量校正以获得实际的TOC含量, 测试误差范围为±0.5%。

2.4 重金属元素分析

样品烘干后研磨至可过200目筛, 经HCl-HNO3-HClO4-HF消化处理后测定Cr、Ni、Cu、Zn、Cd和Pb的含量, 即称取0.1000 g处理好的试样于聚四氟乙烯坩埚内, 加入3 mL HCl、3 mL HNO3、3 mL HF和1 mL HClO4, 于120 ℃预溶1 h, 升温至240 ℃, 蒸发至HClO4白烟冒尽, 加入3 mL HCl, 在电热板上加热至溶液清亮, 冷却后转入定量试管中, 用去离子水稀释定容后待测。仪器采用电感耦合等离子体质谱仪ICP-MS(X7, Thermo elemental Lt.)。样品分析在南京大学内生金属矿床成矿机制研究国家重点实验室进行, 分析过程以国家土壤一级标准物质GSS1-GSS8为质控标样。测试相对误差小于5%。

2.5 210Pb测年分析

将样品烘干并研磨后, 采用Po-α法对其进行210Pb测年分析, 仪器使用低本底的α谱仪(576A Alpha Spectrometer, 美国EG&G公司生产), 并采用CIC模式(Constant Initial Concentration model)计算沉积速率。

3 结 果

3.1 柱状沉积物的粒度分布特征

柱状沉积物DD1粒度波动较大(图2), 分布于2.71~5.94 Φ, 可分为4段: 211~146 cm段在2.71~5.05 Φ范围内波动; 146~100 cm段中值粒径减小至5.03 Φ; 100~34 cm在5.33 Φ左右稳定分布; 34 cm以浅粒径显著增粗并稳定在3.60 Φ左右。

图1 研究区位置及采样站位

DD2粒度分布于2.62~4.95 Φ, 阶段性分布明显, 可分为4段: 222~150 cm, 沉积物稳定分布, 平均为3.93 Φ; 146~94 cm段逐渐增粗至2.95 Φ; 90~22 cm稳步变细到3.44 Φ; 22 cm以浅陡增至2.62 Φ。

DD3粒度介于2.92~6.21 Φ, 为三段式分布: 254~172 cm, 沉积物逐渐增粗, 由6.13 Φ增至3.97 Φ; 168~96 cm, 稳定分布于4.17 Φ左右; 92~56 cm, 陡然变细至5.87 Φ; 52 cm以浅, 沉积物由4.90 Φ显著增粗至3.10 Φ。

X-1粒度分布较均一, 分布于3.40~6.32 Φ, 可分为3段: 223~198 cm, 沉积物中值粒径由3.73 Φ急剧变细至5.37 Φ; 193~83 cm, 沉积物由4.51 Φ逐渐变细至6.10 Φ, 总体分布稳定; 80 cm以浅, 在5.35~6.32 Φ内稳定分布。

3.2 柱状沉积物中重金属的分布特征

根据CIC模式计算得出该地区的沉积速率(表1)介于0.81~5.16 cm/a之间, 西水道柱状样X-1沉积速率较快, 达到5.16 cm/a, 西岸潮间带的3根柱状样沉积速率较慢且接近, 平均值为1.14 cm/a。

表1 鸭绿江河口西岸柱状样的沉积速率

注: 石勇等, 鸭绿江河口西岸潮滩沉积物有机质的分布特征及其对流域变化的响应, 2014

先前的研究结果表明[16], 鸭绿江西岸潮间带可大致以1940年、1970年、1995年为界分为4个沉积阶段。与之相对应, 本文4个柱状样重金属含量的垂向分布也在这4个阶段出现了明显的变化。需要说明的是, 沉积年代是根据210Pb分析结果推断得出的参考年代, 而非精确年代。

柱状样DD1的重金属为四段分布(图2): 210~150 cm段剧烈波动; 146~102 cm段稳定分布; 98~34 cm段在剧烈波动中减少; 30~14 cm段缓慢减少并在14 cm以浅稳定增加, Cr、Ni、Cu和Zn含量在剖面分布上极为相似。

DD2的重金属分布变化较大, Ni、Cu和Zn为两段分布: 222~58 cm段稳定分布, 58 cm以浅逐渐减少; 而Cr、Cd和Pb分布较为波动, Cr为两段分布: 222~154 cm段波动变化, 154~2 cm段在波动中逐渐变小; Cd为三段分布: 222~142 cm段稳定波动, 138~58 cm段在波动中逐渐减少, 54~2 cm段也在波动中逐渐减少。Pb为四段分布: 222~150 cm段逐渐增加, 146~98 cm段波动变化, 94~46 cm段稳步增加, 42~2 cm段稳定波动。

DD3的重金属为四段分布, 252~204 cm段逐渐减少, 200~76 cm段保持稳定分布, 72~52 cm段急剧增加, 48 cm以浅又稳定减少, Cr、Ni、Cu和Zn含量在剖面分布上极为相似。

西水道的柱状样X-1分布稳定, 所有元素的剖面均相似, 可分为三段: 223~203 cm段元素含量剧烈增加, 203~83 cm段稳步增加, 83~3 cm段保持稳定。

4 讨 论

4.1 鸭绿江河口重金属分布的粒度控制作用

鸭绿江河口的柱状沉积物由于粒度不同, 重金属的含量有所差异, 但西岸潮间带的3根柱状沉积物中重金属的变化在各阶段内趋势较接近, 与西水道差异明显, 故将这3根柱子所代表的整个西岸潮间带地区与西水道进行比较。从西水道看(表2), 元素间相关性极好(Cd略差), 这说明重金属来源较一致; 所有元素与TOC及中值粒径的相关性也很好, 说明“粒度效应”对西水道作用显著。西岸潮间带地区的Zn与Cd、Pb的相关性略差, Pb和其他元素相关性不如西水道显著, 但总体上表现良好, 可能是该地区重金属来源、水动力条件和生物地球化学过程复杂的缘故; 重金属元素及TOC与中值粒径的相关系数在0.49~0.59之间(Cd、Pb较差), 从总体来看, 除西岸潮间带的Cd和Pb可能受控于其他因素外, 研究区的粒度效应是控制鸭绿江地区重金属分布的主要因素。

为去除或减小粒度效应带来的影响, 减小因自然过程引起的沉积物中重金属含量的波动, 定量描述人类活动的影响, 以区分物质来源[17], 本研究用Rb元素对几种重金属元素进行归一化处理。Rb的输入不大可能随时间变化而明显改变, 因为它在普通碎屑矿物的晶格中不存在, 且不受人类活动影响, 适合作为参比元素[18]。

如图3所示, 西岸潮间带柱状沉积物中的Cd和Pb经归一化处理后分布范围有所束窄, 这说明重金属的来源和粒度效应是影响两者含量的主要因素; 但Cr、Ni、Cu和Zn 4种元素含量的整体波动仍较大, 且与沉积物中值粒径的垂向变化密切相关。这也在一定程度上说明了, 归一化处理不能完全去除粒度效应对Cr、Ni、Cu和Zn含量分布的影响。虽然重金属的来源在一定程度上影响着沉积物中的重金属含量, 但沉积物粒度是控制西岸潮间带地区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经归一化处理后整体波动仍较大, 沉积物粒度是控制西水道重金属含量分布的主要因素。因此, 除了西岸潮间带的Cd和Pb的含量受来源部分影响外, 鸭绿江河口地区的重金属含量分布主要受控于粒度效应。

4.2 鸭绿江河口重金属的来源

主成分分析(PCA)已普遍被用于解译沉积物中物质的源-汇信息[19]。对柱状样中6种重金属元素进行主成分分析, 提取特征值大于1的因子, 使用Varimax旋转法解释各因子的实际意义(表3)。

第一主成分的贡献率为40.27%, 在Cu、Zn和TOC上有较高正载荷, 在TOC上的载荷最高, 而TOC和有机质可以通过转换系数(经验系数)进行换算, 不影响相关性比较, 因此在TOC上的高载荷说明有机质作为金属离子络合物的重要性[20]。表3可见, TOC与重金属元素均呈现显著正相关关系, 可溶性有机质与Cu和Zn的结合速率很快, 所以Cu和Zn能与有机质轻易地形成络合物[21]; 有机质降解, 结合的Cu和Zn等重金属便会释放, 这也说明有机质降解的内源释放是重金属元素的重要来源。第二主成分的贡献率为27.96%, 在Cd和Pb上有较高正载荷, 表征了工农业排污、生活污水等点源污染, 由于丹东近现代工业的发展, 其中Pb还可能部分来自大气沉降, 主要是化石燃料燃烧和机动车尾气排放所产生的面源污染。第三主成分的贡献率为24.11%, 在Cr和Ni上有较高正载荷, 表征了岩石风化剥蚀形成陆源碎屑的自然来源。

将PCA分析得到的因子得分进行R型聚类分析。R型聚类分析通过评价重金属污染状况的相似性及远近关系反映重金属的来源。在沉积物重金属环境地球化学研究中, 可以揭示不同重金属元素间的地球化学特征相似程度, 有助于分析和判别影响重金属含量及其分布特征的主要因素[22]。本研究中R型聚类分析采用欧式距离, 用华氏法得到聚类树谱图(图4)。8个因子可分为3大类, 第1类为Cu、Zn和TOC, 表明Cu和Zn可能来源于有机质降解的内源释放, 西岸潮间带岸线北部均为农田, 农药、化肥等富含重金属元素随着径流输入潮滩并富集; 此外, 采样点附近的潮滩有大面积的海水养殖作业, 海水消毒剂中含有大量Cu。第2类为Cr和Ni, 说明两者具有共同的来源或者相似的地球化学行为。第3类为Cd和Pb, 可以反映人类活动的影响, 工农业排污和生活污水以及机动车尾气、化石燃料燃烧排放随大气沉降等成为Cd和Pb的主要来源。据统计, 重点工业污染源中丹东造纸有限责任公司、鸭绿江造纸厂、丹东化纤集团三家企业年排废水占17 家重点源工业废水排放总量的85.5%[23], 造纸和化纤等工业排污已成为鸭绿江Cd和Pb污染的重点来源。城市段生活污水产生量大, 排放相对集中, 但到目前为止流域内没有一座污水处理厂, 生活污水直接排入鸭绿江。农业过量施用化肥、农药, 畜禽养殖业污染物排放和水土流失造成的面源污染, 加重了鸭绿江Cd和Pb的污染程度。

表2 鸭绿江河口柱状样沉积物中重金属含量、TOC和中值粒径的Pearson相关系数

注: 对角线上方为西水道的重金属相关矩阵, 对角线下方为西岸潮间带的重金属相关矩阵

表3 主成分分析的因子载荷和累计方差 (Varimax旋转法)

图4 沉积物重金属、TOC和中值粒径的R型聚类分析图

结合图2来看, 重金属的来源不同造成不同重金属的剖面分布在时间变化趋势上产生明显分异。4根柱状沉积物的重金属Cr、Ni、Cu和Zn的垂向分布与中值粒径剖面相似, 相关性较高, Cr和Ni主要受粒度效应控制, 所以垂向分布与中值粒径剖面变化趋势较为一致, Cr和Ni垂向波动时间趋势不一致的原因主要是后期岩石风化剥蚀形成陆源碎屑的自然来源; Cu和Zn也主要受粒度效应控制, 但DD1、DD2和DD3中Cu和Zn时间趋势出现不一致, 主要受后期有机质降解的内源释放的影响, 以DD2最为明显; Cd和Pb的垂向分布与其他4种重金属及中值粒径的剖面分布明显不同, 主要受人类活动来源的影响, 工农业排污和生活污水以及机动车尾气、化石燃料燃烧排放随大气沉降等成为Cd和Pb的主要来源。

4.3 鸭绿江河口重金属对流域变化的响应

由前述已知, 粒度效应是控制鸭绿江流域重金属分布的重要因素, 图2也显示, 柱状沉积物的重金属分布与潮滩演化各阶段密切相关。受人类活动影响, 鸭绿江流域输沙急剧减少, 沉积物的粒度在不同时期有着很大的变化, 与此同时河口地貌也因此发生显著变化[16]。

1927年以前, 西岸潮滩处于相对稳定的自然演变时期, 重金属含量变化与自然环境直接相关, 主要受粒度变化影响。受鸭绿江年际洪枯变化的影响, DD1(210~146 cm)沉积物中重金属的含量随中值粒径在一定范围内剧烈波动。1927年至1940年, 主水流通道东移, 西岸潮滩泥沙不再由西水道直接供应, 粗颗粒物质滞留在口门附近, 细颗粒沉积物随西向沿岸流搬运至西岸潮滩, DD1(148~100 cm)的粒径显著变细, 重金属含量随之升高。DD2(222~150 cm)因离河口相对较远而影响较小, 粒径和重金属含量均分布稳定。DD3距离河口最远, 物质来源供给量减少, 且受SSE向浪携带的大洋河输出物质及西侧小鹿岛遮挡作用的影响, 沉积物来源和水动力条件复杂, DD3(252~168 cm)中重金属含量随中值粒径变粗而减少。

1940年至1970年, 1941年水丰水库的建设, 致鸭绿江入海的水沙通量及其季节上分配发生变化, 输沙量锐减。鸭绿江主流道由西水道逐渐过渡至中水道, 泥沙向海延伸, 直至越过绸缎岛, 才随沿岸流向西搬运[24]。DD1(102~74 cm)粒径保持稳定, 而重金属含量剧烈波动, 开始明显受人类活动影响。DD2(150~94 cm)中值粒径略微增粗, Cd和Pb与中值粒径相关性差(分别为‒0.05和0.22), 人为来源比重增大。丹东市主要为轻工业城市, 解放前与解放后不久主要以造纸、化工、印染和纺织等高污染产业为主。据统计, 沿江22个排污口中, 21个分布在市区河段上, 70家主要废水污染源中, 37家分布在丹东市区[25–26], 重金属都还处于低累计时期, 这与该时段丹东市工业初步发展有关。DD3(168~96 cm)中重金属含量随中值粒径在一定范围内稳定波动。西水道由径流及输沙主通道逐步演变为受潮汐控制的潮汐汊道, 口门附近的动力条件较其作为主流道时减弱, 淤积加快, 且沉积物变细[16], 因此X-1(223~208 cm)段所有重金属含量随沉积物粒径急剧变细而陡降。

1970年至1995年, 鸭绿江流域径流量的迅速减少及1990年以来浪头港下游附近的挖沙作业使得河口水位下降, 盐水楔入侵加剧, 潮汐作用加强[27]。西岸潮间带断面1的上部地形复杂, 且受西水道潮汐控制显著, 而DD1位于西岸潮间带断面1的下部, 距离西水道较远潮汐作用不明显; 相关研究[16]也表明, 这个时段的水样悬沙基本保持稳定输入状态, 所以DD1(74~34 cm)剖面中值粒径保持稳定, Cd和Pb的人为输入影响日益增强。中水道落潮流减弱, 向外输沙的粗颗粒组分减少, 导致DD2(94~58 cm)、DD3(96~56 cm)沉积物跳跃式变细, 重金属含量随之增加。20世纪70年代初的毁林开荒运动导致森林覆盖率急剧下降, 洪灾频发, 流域沿岸侵蚀加剧, 沉积物粒度增粗, 20世纪70年代中后期森林覆盖率回升, 沉积物粒度逐渐变细。鸭绿江径流携带的粗颗粒沉积物大部分堆积在口门以内, 其余的细颗粒沉积物随落潮流输入到口门以外, 之后在涨潮流的作用下部分细颗粒沉积物又被输入到西水道[23]。浪头港下游的挖沙作业导致河床下降, 盐水楔入侵加剧, 中水道粗颗粒物质输出减少, 西向沿岸流携带细颗粒组分伴随涨潮在西水道沉积, 沉积物粒度跳跃式变细, X-1(113~83 cm)段重金属和粒度对这段时期人类的挖沙活动响应良好。

1995年至2010(2011)年, 鸭绿江径流量缓慢增长, 输沙量急剧减少, 潮滩遭受侵蚀, 较粗的潮下带颗粒随涨潮流搬运至水动力较弱的潮间带, 导致潮间带沉积物增粗, DD1、DD2及DD3的浅层沉积物均出现增粗现象[28]。此外, 1995年、2005年及2010年发生的几次大规模洪水灾害等极端事件携带大量粗颗粒泥沙在西岸潮间带沉积, 并对重金属进行大范围输移和稀释, 使得3根柱状样的重金属含量急剧减少。2009年在断面1东侧堆砌两条垂岸促淤丁坝, 波浪和潮流在此消能, 水动力稀释作用明显减弱, 有利于重金属在此区域富集, DD1表层沉积物中的重金属含量明显增加。DD3距河口距离最远, 沉积物来源和水动力复杂, 流域泥沙供给减少, 潮下带受侵蚀而堆积于潮间带的粗颗粒物质增多, 致使DD3沉积物的增粗趋势最明显, 重金属急剧减少。挖沙活动自1990年持续至今, 更加凸显了西水道潮汐作用在沉积物分选中的作用, 因此这段时期的柱状样粒径分布稳定且较细, 平均值为5.88 Φ, 所有元素的分布剖面也与中值粒径极为相似并保持稳定。值得注意的是, 表层含量在13 cm以浅与粒度趋势相反, 说明表层沉积物明显受人类活动扰动。西水道是大东港的所在地, 船舶进出港口频繁, 而表层沉积物是一层含水率高(平均值高达0.5)、粒度较细的悬浮沉积物, 比较松软, 易受船舶行驶和风浪等活动的扰动。

西水道柱状样X-1中沉积物的重金属含量随粒径逐步变细, 相关系数值均在0.7~0.81间, 平均值达到0.76, 重金属含量变化受粒度效应控制明显, 而沉积物的中值粒径主要受潮汐作用分选。

5 结 论

除西岸潮间带的Cd和Pb可能受来源部分影响外, 粒度效应是控制研究区重金属分布的主要因素。

主成分分析和聚类分析均表明, Cu和Zn可能来源于有机质降解的内源释放; Cr和Ni表征了岩石风化剥蚀形成陆源碎屑的自然来源; Cd和Pb反映了人类活动的影响, 如工农业污水和生活污水排放及机动车尾气、化石燃料燃烧排放随大气沉降。

粒度变化与流域演变密切相关, 重金属对人类活动和流域变化响应明显, 大致以1940年、1970年、1995年为界分为4个沉积阶段: 1940年以前, 自然演变对鸭绿江河口西岸潮间带的重金属分布控制明显; 1940年来至今, 人类活动对西岸潮间带重金属分布的控制作用日益凸显。西水道柱状样X-1主要受潮汐作用控制, 重金属含量和沉积物粒度分布对应良好。

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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

国家自然科学基金(40976051, 41271028)

王应飞(1989–), 男, 硕士研究生, 主要从事河口海岸研究。E-mail: win-ph@hotmail.com

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