孔凡翠，沙占江，，杜金洲，蘇維剛，胡菊芳，5， 王求貴，5，馬玉軍，翟玉樂，王　轉(zhuǎn)，馬海英

(1:中國科學院青海鹽湖研究所，青海省鹽湖地質(zhì)與環(huán)境重點實驗室，西寧 810008) (2:青海師范大學，青海省自然地理與環(huán)境過程重點實驗室，西寧 810008) (3:華東師范大學，河口海岸國家重點實驗室，上海 200062) (4:青海省地震局預報中心，西寧 810001) (5:中國科學院大學，北京 100049) (6:青海省德令哈市國土資源局，德令哈 817000)

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青海湖西岸鐳同位素的解吸和擴散特征*

孔凡翠1，沙占江1，2**，杜金洲3，蘇維剛4，胡菊芳1，5， 王求貴1，5，馬玉軍2，翟玉樂2，王轉(zhuǎn)2，馬海英6

(1:中國科學院青海鹽湖研究所，青海省鹽湖地質(zhì)與環(huán)境重點實驗室，西寧 810008) (2:青海師范大學，青海省自然地理與環(huán)境過程重點實驗室，西寧 810008) (3:華東師范大學，河口海岸國家重點實驗室，上海 200062) (4:青海省地震局預報中心，西寧 810001) (5:中國科學院大學，北京 100049) (6:青海省德令哈市國土資源局，德令哈 817000)

對青海湖布哈河河口懸浮顆粒物、底部沉積物和青海湖湖底沉積物中的鐳(Ra)同位素進行不同鹽度和pH值的解吸實驗以及擴散實驗，得到不同鹽度湖水(2.8‰、5.8‰、8.8‰、11.8‰和14.8‰)對懸浮顆粒物中鐳的解吸活度，和不同時間段沉積物中鐳同位素的擴散速率，探討鹽度、pH值與顆粒物中鐳同位素解吸的關(guān)系. 結(jié)果表明，224Ra的解吸活度均高于226Ra和228Ra的解吸活度；在鹽度為12‰附近時布哈河河口懸浮顆粒物中223Ra、226Ra和228Ra的解吸程度達到最大值，當鹽度<9‰時，226Ra解吸活度大于228Ra，當鹽度>9‰時，228Ra的解吸活度大于226Ra，這可能與當?shù)貛r石中富鈾礦有關(guān). 河流沉積物226Ra和228Ra的擴散速率分別是0.039和0.290dpm/(m2·h)；湖底沉積物226Ra和228Ra的擴散速率分別為0.018和0.092dpm/(m2·h)，湖底沉積物擴散速率小于河流沉積物擴散速率.

鐳同位素；解吸；擴散；布哈河口；青海湖

(3: State Key Laboratory of Estuarine and Coastal Research, East China Normal University, Shanghai 200062, P.R.China)

(4: Qinghai Seismological Bureau Forecast Center, Xining 810001, P.R.China)

(5: University of Chinese Academy of Sciences, Beijing 100049, P.R.China)

(6: The Land and Resources Bureau of Delingha City, Delingha 817000, P.R.China)

懸浮顆粒物上鐳同位素的解吸過程發(fā)生較快，在幾秒到幾小時的時間內(nèi)就完成，通常在淡咸水交匯的幾分鐘內(nèi)就能達到解吸量的30%～50%[5]. 遼河口水體中的224Ra和223Ra隨鹽度變化呈不保守現(xiàn)象，研究認為鹽度為10‰左右的海區(qū)鐳同位素高峰值可能是懸浮顆粒物解吸造成的[36]. 水體pH值影響顆粒物的表面凈電荷量，在低pH值的水體環(huán)境中，二價鐳離子形成表面絡(luò)合物的能力較低，進行解吸的能力較強[37-38].Gonneea等研究認為，在水體pH值從8降低至5時，粗砂上的鐳較易發(fā)生解吸[26]. 在青海湖研究區(qū)域，布哈河河水的鹽度變化范圍為0.2‰～0.6‰，青海湖湖水鹽度變化范圍為10.10‰～14.71‰，從河水到湖水鹽度變化比較大，鹽度可能是青海湖鐳解吸的一個很重要的影響因素. 但是前人研究內(nèi)容多為研究區(qū)鹽度或者pH值對顆粒物解吸活度的影響，或者是海底沉積物擴散鐳的活度，在一個研究區(qū)同時進行鐳同位素解吸和擴散實驗的報道較少. 而且前人對于沉積物中鐳的吸附-解吸行為的研究都是在沿海地區(qū)，而在高原內(nèi)陸咸水湖的研究還未見報道.

本文為了更好地研究鐳同位素的來源，在已知河流溶解態(tài)、地下水、湖泊表層水中鐳同位素活度的基礎(chǔ)上，擬通過開展不同鹽度和pH值條件下，青海湖布哈河河口懸浮顆粒物中鐳同位素的解吸實驗，河流底部沉積物以及湖底沉積物中鐳同位素的擴散活度實驗，推算高原內(nèi)陸咸水湖泊周圍河流懸浮顆粒物中鐳同位素的解吸與鹽度、pH值之間的關(guān)系和擴散活度值特征，通過對沉積物中鐳的解吸量和擴散量進行研究，從而為辨別青海湖水體中鐳同位素的來源、評估入湖水體停留時間、示蹤沿岸地下水的排放通量推算研究提供科學依據(jù).

1 理論模型及實驗過程

1.1 解吸實驗的理論模型及過程

在青海湖流域河流入湖處，布哈河河水的鹽度均小于1‰，而青海湖的鹽度為14‰左右，在咸水和淡水混合區(qū)，在影響鐳的吸附-解吸行為的眾多因素中，水體鹽度的影響對鐳的吸附-解吸行為最為重要[17-18,26]，我們就水體鹽度梯度下鐳在固-液兩相的分配行為進行討論，以期為辨別鐳同位素來源、示蹤沿岸地下水排放通量、評估水體交換時間以及估算沉積物-水界面交換通量等研究提供必要的定量依據(jù).

Webster等曾就水體鹽度梯度下鐳在顆粒物上的解吸行為，建立了理論依據(jù)相對充分的數(shù)學模型，并進行室內(nèi)解吸實驗以驗證模型的可靠性[18]. 在該理論模型中，認為受水體鹽度變化的影響，水體中鐳的增加可通過式(1)加以描述：

(1)

其中，S為水體鹽度值，表示占標準海水的千分比，單位為‰；Aw為顆粒物解吸進入水體中鐳的比活度，單位為dpm/g；A0和a/b為顆粒物的解吸參數(shù)，兩者數(shù)值大小取決于顆粒物的本身特性；A0的物理意義為顆粒物尚未發(fā)生解吸時，單位面積的顆粒物上“可交換態(tài)”鐳的活度量，單位為dpm/g；a/b是公式推導過程中，由Na+和Ra2+的吸附和解吸常數(shù)、顆粒物表面積、顆粒物表面能夠吸附Na+和Ra2+最大個數(shù)等參數(shù)組成的函數(shù)，無量綱；R為解吸實驗中水體體積與顆粒物體積的比值，即固-液比的倒數(shù).

若根據(jù)式(1)指導解吸實驗，只需設(shè)定R，并測量已知鹽度系列下的水體鐳濃度Aw，即可根據(jù)最小二乘法確定顆粒物解吸參數(shù)a/b和A0的數(shù)值，此為第一種解吸實驗方案，通過不同鹽度條件下顆粒物中鐳的解吸分析鐳同位素在固-液兩相的分配行為.

(2)

式中，Q為等比數(shù)列的公比數(shù). 第2次沉積物解吸后水體鐳濃度增幅需滿足質(zhì)量平衡，即：

(3)

由此確定：

(4)

根據(jù)遞推法則，第n次解吸后水體鐳濃度應(yīng)等于該等比數(shù)列的前n項之和，即：

(5)

根據(jù)以上理論推算，顆粒物若在同一特定鹽度的水體中多次解吸，則根據(jù)每次解吸后水體鐳濃度增加趨勢，結(jié)合最小二乘法，同樣可以擬合出顆粒物解吸參數(shù)a/b和A0的數(shù)值，此為第2種解吸實驗方案，即用同一個鹽度對懸浮顆粒物進行多次淋洗分析鐳同位素在固-液兩相的分配行為.

本研究結(jié)合以上兩種解吸實驗方案思路，即由第2種方案確定布哈河懸浮顆粒物中鐳是否發(fā)生解吸，然后由第一種方案確定鐳同位素在固-液中的分配行為.

首先用青海湖湖水對布哈河河口懸浮顆粒物進行淋洗，如果能從懸浮顆粒物上淋洗出鐳同位素，那說明青海湖湖水會對河流懸浮顆粒物中的鐳發(fā)生解吸，否則將不會發(fā)生解吸. 淋洗實驗過程：選擇鹽度為14.8‰ 的青海湖湖水對懸浮顆粒物進行多次淋洗實驗，具體操作步驟如下：

1) 對采集的青海湖湖水用錳纖維進行過濾吸附其中含有的鐳，形成無鐳水，用圓柱形水桶取25L；

2)將15g河流顆粒物置于水桶中攪拌2h，靜止沉淀1h；

3)過濾上清液富集懸浮顆粒物解吸出來的鐳；

4)富集后立刻用RaDeCC器測試224Ra活度值；

5)檢測富集鐳后的濾液鹽度以確保未發(fā)生明顯變化，倒入水桶中再次攪拌2h進行淋洗，如此反復7次，每次淋洗后的濾液均采用同一根錳纖維柱富集，并立即測量224Ra活度值，直到錳纖維柱的224Ra活度不再增加為止.

8次淋洗實驗在24h內(nèi)連續(xù)快速完成，并測試224Ra的活度，以避免224Ra的衰減成為干擾因素.

隨著不斷對布哈河中懸浮顆粒物進行淋洗，溶解態(tài)224Ra的活度不斷增加，但是當淋洗到第7次時，溶解態(tài)224Ra的活度呈現(xiàn)穩(wěn)定趨勢，達到最大解吸活度(3.592dpm/g)，表明河流懸浮顆粒物中的鐳被不斷解吸到河流水體中，最后趨于穩(wěn)定(圖1).

圖1 224Ra淋洗實驗結(jié)果Fig.1 The result of 224Ra leaching experiment

由淋洗實驗可知，河流懸浮顆粒物中的鐳遇到青海湖湖水會生解吸，因此可以進行河流懸浮顆粒物中鐳的解吸實驗，不同鹽度解吸操作過程為：

1)配置無鐳湖水. 經(jīng)測定青海湖湖水鹽度最大值為14.8‰，取足量鹽度為14.8‰左右的湖水，流過裝有MnO2纖維柱子制成無鐳湖水，通過往無鐳湖水中加去離子水配置成鹽度分別為11.8‰、8.8‰、5.8‰、2.8‰、0.1‰(鹽度為0無法配制)的無鐳水，每份體積為25L；

2)取6份干的河流懸浮顆粒物，每份10g置于上述鹽水中，利用攪拌機連續(xù)攪拌2h后靜止沉淀，攪拌強度以使顆粒物恰好懸浮為宜，靜止沉淀1h；

3)用0.45μm濾膜過濾上清液，將收集的濾液按照前面的方法用虹吸方式讓沉積物上覆水緩慢流過MnO2纖維柱來富集鐳，立即測量224Ra活度值；

4)測完224Ra活度值的錳纖維進行共沉淀流程獲得Ba(Ra)SO4固體沉淀，將沉淀放入γ譜儀測試226Ra和228Ra的活度值.

1.2 底部沉積物中鐳同位素的擴散實驗過程

自然界存在的鐳同位素由沉積物中母體U-Th衰變而來. 河口表層沉積物中U-Th衰變產(chǎn)生的鐳，通常使得沉積物間隙水中鐳活度大于河口水中的鐳活度，在活度差作用下，間隙水中的鐳擴散到河口水體中，成為河口水中鐳的來源之一[39]. 分別采集湖底沉積物和布哈河河口沉積物進行擴散培養(yǎng)實驗. 把采集的表層沉積物分別放置到直徑為25和36cm的敞口塑料桶中，厚度5～10cm，對沉積物進行不同時段的擴散培養(yǎng)實驗. 為了使其充分穩(wěn)定下來，在實驗之前將該樣品放置2個月，因為在取樣和搬運過程中會對樣品產(chǎn)生一定擾動，對測量結(jié)果有影響[40].

對湖底沉積物樣品和河流沉積物樣品分別進行0.5、l、2、4、7、12和28d的擴散培養(yǎng)，具體實驗過程為[39]：在湖底沉積物擴散實驗中：沿著桶壁緩慢加入鹽度為14.8‰的無鐳湖水20L，盡量不擾動沉積物，放置培養(yǎng). 當達到培養(yǎng)時間后對水體中鐳進行富集和測量. 之后，再加入無鐳湖水按照上述步驟進行下一個時間段的擴散培養(yǎng)；在河流沉積物擴散實驗中：每個時段開始時，沿桶壁緩慢加入鹽度為0.2‰的無鐳河口水25L，沉積物間隙水中的鐳會逐漸擴散到該上覆水體中，每個時段結(jié)束時，對水體中的鐳進行富集并測量其活度，然后再加入新的無鐳河口水進行下一個時段的擴散培養(yǎng)，在每次加入無鐳河口水和富集水體中的鐳時，都盡量減少對沉積物的擾動.

2 樣品采集及測試方法

布哈河是青海湖湖區(qū)最大的地表徑流，位于青海湖西北部，河長280km，集流面積14300km2，約占青海湖流域面積的一半，水系呈不對稱的羽狀分布，年平均徑流量7.85×108m3，年總輸沙量為3.55×105t，占總量的70%以上[41]. 青海湖湖底沉積物擴散實驗的沉積物是2012年7月在站位QH1、QH2、QH3(圖2)用沉積物采樣器采集的3個沉積物柱子，共2kg. 2014年8月在布哈河選擇河水鹽度為0.1‰(未找到鹽度為0的河水端元)的站位R1過濾河水采集河流懸浮顆粒物5kg，在站位R2和R3(圖2)采集河口區(qū)河流底部沉積物共10kg，分別用于河流懸浮顆粒物的解吸和河流底部沉積物的擴散實驗，其中站位R2、R3河水的鹽度分別為0.2‰、0.3‰,pH值分別為8.19、8.59.

所有樣品均通過錳纖維富集，短半衰期223Ra和224Ra采用同步延時計數(shù)器(RaDeCC)測量，該儀器為美國ScientificComputerInstruments公司生產(chǎn)的四通道同步延時計數(shù)器. 長半衰期226Ra和228Ra放射性活度的測試用的是美國ORTEC公司生產(chǎn)的高純鍺γ譜儀，探測器為GMX45P4型，所有實驗和測試均在中國科學院青海鹽湖研究所完成.

圖2 布哈河河口懸浮顆粒物、底部沉積物和青海湖湖底沉積物采樣點位置Fig.2 Location of sampling sites of suspended particles and sediments of Buha River estuary and sediments of Lake Qinghai

3 結(jié)果與討論

3.1 懸浮顆粒物中鐳同位素的解吸特征

鹽度是影響鐳解吸的重要因素，在一般封閉體系中，沉積物中鐳與其母體釷處于平衡狀態(tài)，當遇到水體鹽度發(fā)生變化時，如河流搬運懸浮顆粒物至河口鹽度梯度區(qū)，或海水倒灌入侵海岸含水層，形成地下河口鹽度梯度區(qū)，沉積物上的鐳就會與海水中常量陽離子如Na+等發(fā)生離子交換而進入到水體，并隨之遷移，形成沉積物中鐳相對于母體釷虧損的現(xiàn)象[18]. 布哈河河口懸浮顆粒物不同鹽度(0、5.8‰、8.8‰、11.8‰和14.8‰)所對應(yīng)的懸浮顆粒物中224Ra的解吸活度分別為0.43、0.57、0.59、0.37和0.32dpm/g，鹽度為2.8‰時沒有檢測到224Ra的活度；鹽度為8.8‰、11.8‰和14.8‰所對應(yīng)的223Ra的解吸活度分別為0.025、0.069和0.036dpm/g，鹽度為2.8‰和5.8‰時沒有檢測到223Ra的活度；各鹽度所對應(yīng)的226Ra的解吸活度分別為0.29、0.15、0.18、0.16、0.21和0.13dpm/g；各鹽度所對應(yīng)的228Ra的解吸活度分別為0.14、0.11、0.14、0.18、0.23和0.17dpm/g. 布哈河懸浮顆粒物中224Ra的解吸活度均高于對應(yīng)的226Ra和228Ra的解吸活度，這可能與224Ra再生速率快有關(guān)(表1). 布哈河河口懸浮顆粒物中226Ra的解吸活度遠小于海南東部八門灣懸浮顆粒物226Ra的解吸活度3.93dpm/g[42]，大于膠州灣沉積物226Ra的解吸活度(0.07～0.20dpm/g)[29]，與九江河口區(qū)懸浮顆粒物中226Ra的解吸活度(0.13～0.25dpm/g)相接近[39](表1). 說明本次實驗獲得的解吸數(shù)據(jù)是比較可信的.

Gonneea等發(fā)現(xiàn)當鹽度升高時，鐳的解吸量具有增大的特點[26]. 隨著鹽度的逐漸增加，Ra同位素的解吸活度先呈增加趨勢，說明鹽度越高，懸浮顆粒上解吸下來的Ra越多. 從理論上分析， 鐳的解吸量不可能無限制地增加，隨著鹽度的繼續(xù)增加，224Ra的解吸活度表現(xiàn)為降低趨勢(圖3a). 當鹽度<9‰時，226Ra的解吸活度大于228Ra，當鹽度>9‰時，228Ra的解吸活度大于226Ra(圖4). 在鹽度為12‰時，226Ra和228Ra的解吸活度達到了最大. 當鹽度<4‰時，Ra的解吸量增加較為緩慢，當4‰<鹽度<12‰時，Ra的解吸量增加較迅速，可是當鹽度>12‰時，Ra的解吸量開始下降(圖3a). 而其他地方的河流懸浮顆粒物Ra的解吸量隨鹽度的變化有所不同，在九江河口區(qū)226Ra解吸活度最大值發(fā)生在鹽度為9‰時，長江口解吸活度最大值發(fā)生在鹽度為9‰時，密西西比河解吸活度最大值發(fā)生在鹽度為5‰時[43-44]，Cable等研究了海底沉積物Ra的解吸，認為在鹽度為18‰左右Ra的解吸最強烈[25]. 但是都有一個相同的規(guī)律，就是隨著鹽度的升高，鐳同位素的解吸量先增大，達到一個最大值后開始減小.

Kiro等對死海沿岸含水層Ra的分布模式研究發(fā)現(xiàn)， 短半衰期Ra同位素的活度隨著鹽度的降低而降

表1 布哈河河口懸浮顆粒物Ra的解吸量Tab.1 Desorption Radium activity of suspended particles in the Buha River estuary

低，是由于鹽度對Ra同位素解吸有影響[45]. 遼河口水體中的224Ra和223Ra隨鹽度變化呈不保守現(xiàn)象，鹽度為10‰左右的海區(qū)Ra同位素高峰值可能是懸浮顆粒物解吸造成的[36].Moore對Chesapeake灣的Ra同位素研究時，發(fā)現(xiàn)該灣內(nèi)水體中高226Ra和228Ra活度值主要來源于海底表層沉積物的擴散和河口顆粒物的解吸[46]. 對Amazon河口226Ra和228Ra行為的研究發(fā)現(xiàn)，來自河口及附近陸架沉積物的Ra擴散提供了Amazon體系總Ra的1/3，其余2/3來自河水溶解態(tài)及河流懸浮顆粒的解吸[47].Astwood通過一系列解吸實驗得出亞馬遜河口區(qū)有40%的224Ra來自懸浮顆粒的解吸[48].Krest等對Mississippi河和Atchafalaya河與海水混合過程進行研究，發(fā)現(xiàn)懸浮顆粒物上有大約50%的226Ra和228Ra發(fā)生解吸，其解吸活度達到18.0dpm/100L[22]. 蘇妮等研究海南東部瀉湖以及河口海底地下水發(fā)現(xiàn)，萬泉河口區(qū)226Ra的最大解活度為3.81dpm/100L，八門灣地區(qū)226Ra的最大解吸活度為3.42dpm/100L，解吸態(tài)的Ra的活度不可忽略[16,49]. 布哈河懸浮顆粒物226Ra的最大解吸量達0.21dpm/g，而河流平均含沙量為0.41g/L，那么河流懸浮顆粒物中226Ra的最大解吸活度為8.4dpm/100L，布哈河水體中溶解態(tài)226Ra的活度為8.30±0.24～21.63±0.37dpm/100L，河流懸浮顆粒物中226Ra的解吸活度占到了河流水體中226Ra活度的38.83%. 由此可見，布哈河河口懸浮顆粒物解吸的Ra是青海湖水體中Ra的一項不可忽略的來源，而且在青海湖表層水體中Ra同位素的活度分布呈現(xiàn)出由沿岸向湖中心跳躍式的減少[50]，也可能是受到顆粒物解吸的影響.

從布哈河河口懸浮顆粒物中Ra同位素解吸量與pH值的關(guān)系可以看到，隨著pH值的增加，226Ra和228Ra的解吸量呈逐漸增高趨勢，趨勢與鹽度對其解吸影響一致(圖3b). 實驗結(jié)果顯示，pH值對懸浮顆粒物中224Ra、223Ra、226Ra、228Ra解吸的影響不同. 在pH值小于8.8的情況下沒檢測到223Ra和224Ra的解吸量，對于223Ra、224Ra的解吸量與pH值的關(guān)系不好解釋.226Ra和228Ra解吸量隨著pH值的升高表現(xiàn)出明顯的增加趨勢.Beck等在美國弗吉尼亞州GloucesterPoint沙灘實驗的研究表明，孔隙水的pH值對Ra解吸的影響可以與鹽度對Ra解吸的影響相提并論，當pH值在2～10范圍內(nèi)時，Ra的固液分配系數(shù)可以變化1～2個數(shù)量級，當pH值的突躍范圍為5～8時，pH值微小變動將引起Ra的固液分配系數(shù)發(fā)生10倍左右的變化[27]. 而在青海湖研究區(qū)，布哈河河水的pH值變化范圍為8.19～8.59，青海湖湖水pH值變化范圍為9.02～9.30，從河水到湖水pH值較小的范圍內(nèi)Ra的解吸量與鹽度為2‰～14.8‰時Ra的解吸量一樣. 因此，從本實驗也可以看出，pH值的變化對青海湖Ra解吸的影響較大，并且比鹽度對Ra解吸的影響更明顯(圖4).

圖3 布哈河河口懸浮顆粒物中鐳解吸量與鹽度(a)和pH值(b)的關(guān)系Fig.3 Relationships between desorption Radium activity of suspended particles and salinity (a) and pH values (b) in Buha River estuary

圖4 布哈河河口鹽度與226Ra、228Ra解吸量的關(guān)系Fig.4 Relationship between salinity and distribution of solid-liquid in Buha River estuary

3.2 河流底部沉積物和湖底沉積物中鐳同位素的擴散特征

不同培養(yǎng)時間段的河流和湖底沉積物Ra擴散量見表2，由于本次實驗檢測的224Ra活度是總的224Ra，未檢測并去掉母體中224Ra的活度值，計算出的224Ra活度值不準確，在此不再對224Ra的擴散速率進行考慮. 從培養(yǎng)時間與擴散通量的關(guān)系可以看出，擴散開始時河流中226Ra和228Ra的活度比較高，隨著擴散時間的增加表現(xiàn)出降低的趨勢，擴散96h后，又呈現(xiàn)增加的趨勢，最后趨于穩(wěn)定(圖5). 這種現(xiàn)象可能是由于Ra同位素的解吸反應(yīng)在幾秒到幾小時內(nèi)就可以完成，當培養(yǎng)時間較短時，Ra的活度普遍偏高，且沒有規(guī)律可循，因此，培養(yǎng)剛開始時鐳的活度主要來自沉積物中原有鐳同位素的解吸，來自擴散的Ra不明顯. 過一段時間后，沉積物間隙水中Ra活度與新加入的無Ra河口水Ra活度之差達到最大，Ra活度梯度也達到最大，這就會促使分子擴散作用加劇，沉積物孔隙水中Ra同位素的擴散作用開始增強，孔隙水中Ra同位素濃度開始增大[26]. 即湖底和河流沉積物樣品中的Ra同位素通過其母體(Th)的自然衰變而生成，通過解吸作用進入到間隙水中，然后在密度差的作用下向上覆水體擴散[29]，在水體中垂直分布的表現(xiàn)為，Ra活度表層高，隨深度增大而逐漸降低，達到一定深度，隨深度的增大而增高[51]. 由于其半衰期很長，致使上覆水體中226Ra的添加十分緩慢，所以短時間內(nèi)不會出現(xiàn)擴散輸入與衰變之間的平衡，在圖上的反映就是散點基本上呈現(xiàn)緩慢增加的趨勢.

我們假設(shè)上覆水體中只存在沉積物擴散和放射衰變，并且沉積物釋放出的Ra大于放射性衰變損失的量，也就是說在沉積物的上覆水體中Ra活度變化的結(jié)果是一個正值，那么這個值可以表示為：

dI/dt=Jdiff·Asurf-λ·I

(6)

通過積分可以得到：

I=(Jdiff·A-e-λ·t)/λ

(7)

而上覆水體中Ra同位素的活度隨時間的變化可以表達為[52]:

It=(Jdiff·Adiff/λ)(1-e-λ·t)+I0·e-λ·t

(8)

式中，I0和It是初始時刻和t時刻上覆水體中Ra的庫存量(dpm)，Jdiff是單位面積、單位時間內(nèi)Ra的擴散通量(dpm/(m2·h))，λ是鐳的衰變常數(shù)(h-1)，Adiff是培養(yǎng)樣品的面積(河流=0.1m2，湖底沉積物=0.05m2). 對于長半衰期226Ra和228Ra來說，由于其半衰期很長，在培養(yǎng)時間范圍的由放射衰變損失的量可以忽略. 因此226Ra和228Ra的活度隨時間的變化公式為：

It=Jdiff·Asurf·t

(9)

根據(jù)理論公式(8)和(9)用擬合法來確定布哈河沉積物和青海湖底部沉積物培養(yǎng)樣的Jdiff值，得到布哈河和青海湖湖底沉積物樣品的Ra擴散速率(表2). 河流沉積物226Ra和228Ra擴散速率分別是0.039 和0.29dpm/(m2·h)；湖底沉積物226Ra和228Ra擴散速率分別是0.018和0.092dpm/(m2·h). 河流底部沉積物中Ra的擴散速率要比湖底沉積物中Ra的擴散速率快，可能是因為湖泊底部表層沉積物長時間在咸水中，Ra同位素早已經(jīng)發(fā)生解吸，沉積物中226Ra的擴散速率比228Ra小，是由于226Ra的再生速率很慢，上覆水體中226Ra的添加十分緩慢造成的.

表2 布哈河河口和青海湖湖底沉積物中Ra同位素擴散通量Tab.2 Diffusion flux of Radium from sediments of Buha River estuary and Lake Qinghai

圖5 布哈河河口沉積物中Ra擴散量與培養(yǎng)時間的關(guān)系Fig.5 Relationship between Radium diffusion flux in sediments of Buha River estuary and time

Garcia-Solsona等用意大利Venice瀉湖北部鹽沼的沉積物做了擴散實驗，得到沉積物中226Ra和228Ra的擴散通量分別為0.28和0.45Bq/(m2·d)[51]. 郭占榮等對九龍江河口沉積物進行了擴散實驗，得到九龍江河口沉積物中226Ra的擴散通量為0.04Bq/(m2·d)[52].Beck等對Jamaica灣潮間帶的沉積物鐳擴散實驗結(jié)果顯示沉積物中223Ra和224Ra的擴散通量分別為0.02和0.47Bq/(m2·d)，Jamaica灣水體中的Ra有4%～11%來源于海底沉積物的擴散輸入[40]. 布哈河河口和青海湖湖底沉積物的226Ra和228Ra擴散速率與沿海地區(qū)相比較小，比膠州灣的略小，但是在同一個數(shù)量級上(表3).

表3 青海湖沉積物中Ra的擴散速率與其他地區(qū)的對比Tab.3 Diffusion rate of Radium in sediments of Lake Qinghai compared with that of other areas

沉積物擴散出的鐳同位素通量可以用下式進行計算：

Idiff=Jdiff·Ased·Hday

(10)

式中，Jdiff是單位面積、單位時間內(nèi)沉積物擴散的鐳通量(dpm/(m2·h))，Ased是表層沉積物的覆蓋面積(m2)，Hday是每天的小時數(shù)(24h).

研究區(qū)域青海湖南灣和北灣的水體覆蓋面積分別為4.30×108和1.51×108m2. 根據(jù)公式(10)可以算出青海湖北灣湖底沉積物每天釋放出的226Ra和228Ra通量分別為1.86×108和9.49×108dpm，南灣分別為6.52×107和3.33×108dpm，如果換成濃度的話，北灣和南灣通過湖底沉積物擴散的226Ra和228Ra的活度分別是0.005和0.025dpm/100L，布哈河集流面積為1.43×1010m2，同樣根據(jù)公式(3)～(10)可以算出布哈河河底沉積物每天釋放出的226Ra和228Ra通量分別為1.34×1010和9.95×1010dpm，換成濃度的話，通過河底沉積物擴散226Ra和228Ra的活度分別是1.7和12.6dpm/100L，分別占到河流溶解態(tài)226Ra和228Ra的8.0%和37.80%. 由此可見，青海湖湖底沉積物中Ra同位素擴散的活度與河流和地下水體中溶解態(tài)的Ra活度相比非常小，比誤差值還小，所以湖底沉積物擴散的Ra活度幾乎可以忽略，而布哈河河底沉積物擴散的Ra活度是不可以忽略的.

4 結(jié)論

1)通過對布哈河河口懸浮顆粒物中Ra進行解吸實驗，得到了不同鹽度(2.8‰、5.8‰、8.8‰、11.8‰和14.8‰)布哈河懸浮顆粒物中Ra的解吸活度， 其中223Ra、224Ra、226Ra和228Ra的解吸活度分別為0.018±0.001～0.069±0.003、0.32±0.02～0.59 ±0.03、0.13±0.017～0.29±0.014和0.11±0.02～0.23±0.03dpm/g.224Ra的解吸活度均高于226Ra和228Ra的解吸活度.

2)在固—液分配體系中隨著鹽度的逐漸增加，解吸態(tài)Ra同位素活度呈增加趨勢，在鹽度為12‰附近時布哈河懸浮顆粒物中226Ra和228Ra的解吸活度達到了最大值，當鹽度<9‰時，226Ra的解吸活度大于228Ra，當鹽度>9‰時，228Ra的解吸活度大于226Ra，這可能與當?shù)馗烩櫟V有關(guān). 當鹽度<4‰和鹽度>12‰時，Ra的解吸量增加較為緩慢，當4‰<鹽度<12‰時，Ra的解吸量增加較迅速.pH值的變化對青海湖Ra解吸的影響較大，并且比鹽度對Ra解吸的影響更明顯.

3)通過擴散實驗，得到了布哈河和青海湖湖底沉積物中226Ra和228Ra的擴散速率. 河流沉積物中226Ra和228Ra的擴散速率分別是0.039和0.290dpm/(m2·h)；湖底沉積物226Ra和228Ra的擴散速率分別是0.018 和0.092dpm/(m2·h). 湖底沉積物擴散活度小于河流沉積物擴散活度，在分析青海湖水體中Ra同位素的來源時，湖底沉積物擴散量可以忽略，而河流底部沉積物中Ra同位素的擴散量是不可以忽略的.

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Desorption and diffusion characteristics of radium isotopes from particles in the western part of Lake Qinghai

KONG Fancui1, SHA Zhanjiang1,2**, DU Jinzhou3, SU Weigang4, HU Jufang1,5, WANG Qiugui1,5, MA Yujun2, ZHAI Yule2, WANG Zhuan2& MA Haiying6

(1: Qinghai Institute of Salt Lakes, Chinese Academy of Sciences, Xining 810008, P.R.China) (2: Key Laboratory of Natural Geography and Environmental Process in Qinghai Province Education, Qinghai Normal University, Xining 810008, P.R.China)

TwolaboratoryexperimentsforRadiumdesorptionanddiffusionwereconductedinthiswork,whichincluded1)theRadiumdesorptionofsedimentsthatwereunderdifferentsalinities(2.8‰, 5.8‰, 8.8‰, 11.8‰and14.8‰)fromthelakewaterandthepotentialofhydrogenfromBuhaRiverestuary. 2)Radiumdiffusivefluxeswithtimeintheoverlyingwateroflakesedimentsandinriversediments.WehavegotthedesorbedactivityofRadiumfromthesuspendedparticlesandRadiumdiffusionfluxesfromsurfacesediments.Theresultsshowthatthedesorptionactivitiesof224Raarehigherthanthoseof226Raand228Ra,andthedesorptiondegreesof224Ra,226Raand228Rahavereachedthemaximumvaluewhenthesalinitynear12‰.Thedesorptionof226Raactivitiesaregreaterthanthatof228Rawhensalinity<9‰,however,whensalinity>9‰,thedesorptionactivitiesof226Raislessthanthatof228Ra,whichmaybeassociatedwiththelocalrichuranium.Thediffusionfluxesof226Raand228RaofsedimentsfromBuhaRiverare0.039and0.290dpm/(m2·h),respectively,andtheyare0.018and0.092dpm/(m2·h)fromLakeQinghai,respectively.TheRadiumdiffusionfluxesofsedimentsinLakeQinghaiarelessthanthatoftheriver.

Radiumisotopes;desorption;diffusion;BuhaRiverestuary;LakeQinghai

*中國科學院百人計劃項目“高原內(nèi)陸鹽湖水環(huán)境生物地球化學過程”、中國科學院青海鹽湖研究所青年引導基金B(yǎng)類項目和青海省科技廳自然基金項目“大柴旦周圍水體中鋰的地球化學分布規(guī)律及對鹽湖補給通量研究”(2016-ZJ-921Q)聯(lián)合資助. 2015-08-21收稿; 2015-11-16收修改稿. 孔凡翠(1984～)，女，博士，研究實習員；E-mail:kfc@isl.ac.cn.

**通信作者；E-mail: zhanjiang@sina.com.