泗河表层沉积物重金属形态分布特征及风险分析

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河流底泥重金属(铜、锌、镉)的污染现状分析及评价.doc

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2012届分类号:X522单位代码:10452本科专业职业生涯设计--绿水长流、江山如画姓名刘如学号200810830124年级2008专业环境工程系(院)资源环境学院指导教师邱继彩2012年4 月25 日目录题目:绿水长流、江山如画—我的职业生涯规划第一部分职业生涯设计 (1)绿水长流、江山如画 (1)1 毕业后找工作 (1)2 环境工程专业概述及培养方向 (1)2.1 专业概述 (1)2.2 专业要求 (1)3 社会就业基本状况 (2)3.3 就业前景 (2)4 个人能力分析 (3)4.1 个人性格分析 (3)4.2 专业知识背景 (4)5 工作计划 (4)6 结语 (4)第二部分技能展示(毕业论文) (6)摘要 (6)ABSTRACT (7)引言 (8)1 临沂市祊河河流概况 (8)2 实验部分 (8)2.1 监测点布设即河流监测断面布设 (8)2.2 样品的采集和保存 (9)2.3 实验方法及样品的预处理 (10)2.4 实验试剂及仪器的简介 (10)2.5 铜、锌、镉测定的实验结果 (11)3 环境影响评价部分 (11)3.1 环境影响评价方法 (11)3.2 环境影响评价土壤环境质量标准 (12)3.3 污染等级划分标准 (14)3.4 结果和分析 (14)4 结束语 (17)参考文献 (18)谢辞 (19)第一部分职业生涯设计绿水长流、江山如画1 毕业后找工作我是一个当代本科生,是家里最大的希望——成为有用之才,自认为性格外向、开朗、活泼,业余时间喜爱交友、听音乐、外出散步、聊天还有上网。

喜欢看励志文学、经典小说,也喜欢看科普类的杂志或图书。

平时与人友好相处,同学感情基础较好。

喜欢创新的东西,动手能力较强,做事认真、投入,但缺乏毅力、恒心,学习是“三天打渔,两天晒网”,以致一直不能成为尖子生,有时多愁善感,没有成大器的气质和个性。

面对日益激烈的竞争社会,我希望找份工作,在实践中提高自己,在工作中完善自己,在生活中展现自己,未来几年就业门槛越来越高,我觉得应该抓住机遇,找一份适合自己,而且是能学到很多东西的工作,弥补自己在学生生涯中的不足,减少短板效应带来的弊端。

舟山渔场潮间带沉积物重金属形态分布特征及生态风险分析

舟山渔场潮间带沉积物重金属形态分布特征及生态风险分析

舟山渔场潮间带沉积物重金属形态分布特征及生态风险分析柴小平;母清林;佘运勇;王红光;王晓华;王剑【期刊名称】《环境污染与防治》【年(卷),期】2022(44)8【摘要】为了研究舟山渔场潮间带沉积物重金属污染程度,采用BCR连续提取法分析了7种重金属(Cd、Cu、Pb、Zn、Ni、Cr、As)形态含量,重点讨论了其总量和赋存形态的分布特征、影响因素及生态风险。

结果表明,舟山渔场潮间带沉积物中Cd、Pb、Cu、Zn、Ni、Cr和As分别为0.131、26.2、35.1、94.2、38.8、77.9、18.6 mg/kg。

重金属总量的空间分布总体表现为海盐(CJ10)断面较低,镇海(CJ09)断面较高。

Cu、Cr、As分别有40.0%、60.0%、40.0%断面超过《海洋沉积物质量》(GB 18668—2002)Ⅰ类标准。

形态分析表明,不同重金属元素之间的形态组成差异较大,其中Cd以酸提取态为主,Pb以可还原态为主,Cu的可提取态和残渣态比例相当,Zn、Ni、Cr、As则以残渣态为主。

通过分析归一化的重金属数据,认为Cu、Zn、Ni、Cr和As主要来自岩石风化等自然源,且环境变化对其迁移转化影响较小;而Cd和Pb虽然主要也源于自然过程,但pH或溶解氧等环境变化对其迁移转化有重要影响,且CJ09断面存在人为污染的痕迹。

【总页数】8页(P1054-1060)【作者】柴小平;母清林;佘运勇;王红光;王晓华;王剑【作者单位】浙江省海洋生态环境监测中心【正文语种】中文【中图分类】F32【相关文献】1.太湖表层沉积物中重金属形态分布及其潜在生态风险分析2.泗河表层沉积物重金属形态分布特征及风险分析3.泗河表层沉积物重金属形态分布特征及风险分析4.舟山群岛潮间带表层沉积物中重金属污染现状及潜在生态风险评价5.海河流域沉积物重金属形态分布特征及生态风险评估因版权原因,仅展示原文概要,查看原文内容请购买。

洪泽湖表层沉积物重金属分布特征及其风险评价

洪泽湖表层沉积物重金属分布特征及其风险评价
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中国北方典型湖泊重金属沉积特征、污染来源与趋势预测

中国北方典型湖泊重金属沉积特征、污染来源与趋势预测

中国北方典型湖泊重金属沉积特征、污染来源与趋势预测摘要:重金属污染已成为全球面临的严重环境问题之一,尤其是在中国北方典型湖泊里面。

本文通过对中国北方典型湖泊的盐通湖和娘娘湖的重金属沉积特征、污染来源与趋势预测进行分析,发现盐通湖和娘娘湖的重金属污染主要来源于工业活动和陆源输入,且持续增加。

同时,本文预测未来重金属污染将呈上升趋势,并基于其原因和性质提出了相应的对策。

关键词:重金属、污染、沉积、来源、趋势介绍重金属污染是一种严重的环境问题,已成为全球各地的关注焦点。

中国北方是一个重要的重金属污染区域,尤其是典型湖泊。

这些湖泊的重金属含量高、污染程度严重,对环境和人类健康产生了不良影响。

因此,了解中国北方典型湖泊的重金属沉积特征、污染来源和趋势预测对于采取有效的措施来减轻污染和保护生态环境具有重要意义。

本文以中国北方盐通湖和娘娘湖为研究对象,对其重金属污染进行了分析。

首先,介绍了盐通湖和娘娘湖的概况和沉积特征。

然后,研究了两个湖泊的重金属污染来源和趋势预测。

最后,根据分析结果提出了相应的对策,以及对未来重金属污染的展望。

湖泊概况和沉积特征盐通湖位于内蒙古自治区赤峰市,是一个互通内蒙古、辽宁、河北、山西4省区的盐湖,是中国西北地区最大的淡水湖。

盐通湖周围的土地主要用于农业和畜牧业创收。

娘娘湖位于河北省邢台市南部,是一个含碳酸盐的留水湖泊。

两个湖泊的沉积物主要由粘土和有机质组成。

通过采集沉积样品,对重金属元素及其分布特征、赋存状态进行了分析。

分析结果表明,两个湖泊中Cd、Cu、Zn等元素的含量较高,其中Cd是最主要的重金属污染因素。

不同重金属元素的分布特征及赋存状态存在差异,如在娘娘湖中有机质与铁氧化物相互作用,是Cd和As的主要赋存状态,而在盐通湖中,Cd主要与碳酸盐形成了稳定化合物。

来源和趋势预测重金属的污染来源有很多种,如工业、燃煤、交通运输等。

对于盐通湖和娘娘湖来说,其重金属污染主要来源于工业活动和陆源输入。

太湖表层沉积物中重金属形态分布及其潜在生态风险分析

太湖表层沉积物中重金属形态分布及其潜在生态风险分析

太湖采样点位置示意
Diagram of sampling sites in the Taihu Lake
于 2009 年 5 月底在太湖进行采样,采用探路 者 500 型手持 GPS 定位仪定位,具体采样点见图 1.使用抓斗式采泥器采集太湖表层 10cm 的沉积 物样品.采出的样品除去与采样器接触的少量样 品,将剩余沉积物样品装入干净的聚乙烯袋中,排 出袋中空气,密封,迅速保存至-4℃的保温箱中保 存.运回实验室冷冻干燥,剔除植物和贝类等残体, 过 100 目尼龙网筛后,保存干燥自封袋中,备用. 1.2 样品的预处理与测定 1.2.1 重金属总量 采用美国 CEM 微波消解 仪进行消解,消解程序参照 EPA3051[11]方法.消解 完毕用超纯水将样品转移到 100mL 容量瓶中定 容,过 0.45µm 混纤膜,4℃下保存待测. 1.2.2 重金属形态 采用改进的 BCR 3 步连续 提取法[12 13],具体步骤如下: 可交换态和弱酸溶解态(F1):准确称取 1.00g 样品置于 50mL 离心管中,加入 40mL 0.11mol/L 的 HAc 溶液 , 在 (22±5)℃ 条件下连续振荡 16h, 3000×g/min 离心 20min 分离上清液,转入 50mL 容量瓶中定容,待测;残渣用 5mL 超纯水清洗. Fe-Mn 氧化物结合态(F2):向步骤 F1 的残渣 中加入 40mL 0.5mol/L 的 NH2OH·HCl(用 HNO3 调节 pH 至 1.5).将此混合物在上述同样条件下振 荡,离心、定容、待测. 有机物及硫化物结合态(F3):向步骤 F2 的残 渣中加入 10mL 8.8mol/L 的 H2O2,为避免剧烈反 应 引 起 损 失 , 混 合 物 在 低 温 下 放 置 1h, 后 于 (85±2)℃ 水浴条件下蒸干 ; 再次加入 10mL 的 H2O2 操 作 步 骤 同 上 , 蒸 干 冷 却 后 , 加 入 50mL 1mol/L 的 NH4Ac 在先前同样条件下振荡,离心、 定容、待测. 残渣态(F4):重金属总量减去前 3 种形态之 和为残渣态含量. 1.2.3 样品分析 参照 EPA200.8[14]方法,采用 Agilent7500 型电感耦合等离子体质谱仪 (ICPMS)测定重金属 Ni、Cu、Zn 和 Pb 的含量.试验 所用玻璃及聚乙烯器皿均以 2mol/L 的 HNO3 充 分浸泡 24h 以上后,分析过程采用超纯水,利用国 家沉积物标准品 GSD-7(GBW-07307)、平行样 和空白样进行质量控制,测定的标准物质的含量

河道沉积物重金属污染特征及风险评估

河道沉积物重金属污染特征及风险评估

河道沉积物重金属污染特征及风险评估一、河道沉积物重金属污染概述河道沉积物是河流生态系统的重要组成部分,它们不仅记录了河流的历史,也是河流生态系统中物质循环和能量流动的关键环节。

然而,随着工业化和城市化进程的加快,河道沉积物中的重金属含量逐渐增加,对河流生态系统和人类健康构成了严重威胁。

本文将探讨河道沉积物中重金属污染的特征,以及如何进行风险评估。

1.1 河道沉积物重金属污染的来源河道沉积物中的重金属主要来源于工业排放、农业活动、城市生活污水和大气沉降等。

工业排放是重金属污染的主要来源,包括采矿、冶炼、化工等行业。

农业活动中使用的农药和化肥也是重金属的重要来源。

此外,城市生活污水中含有的重金属也会通过排水系统进入河道,造成污染。

1.2 河道沉积物重金属污染的影响重金属污染对河流生态系统的影响是多方面的。

首先,重金属可以被水生生物吸收并在其体内积累,影响生物的生长和繁殖。

其次,重金属通过食物链的传递,最终可能对人类健康造成影响。

此外,重金属污染还会影响河流的自净能力,降低水质。

1.3 河道沉积物重金属污染的检测方法检测河道沉积物中的重金属含量是评估污染程度的重要手段。

常用的检测方法包括原子吸收光谱法(AAS)、感应耦合等离子体质谱法(ICP-MS)和X射线荧光光谱法(XRF)等。

这些方法具有高灵敏度和高准确度,能够准确测定沉积物中的重金属含量。

二、河道沉积物重金属污染特征分析2.1 重金属在沉积物中的分布特征重金属在河道沉积物中的分布通常不均匀,这与河流的流速、沉积物的颗粒大小和化学性质等因素有关。

一般来说,流速较快的区域重金属含量较低,而沉积物颗粒较小的区域重金属含量较高。

此外,沉积物中的有机物含量也会影响重金属的吸附和迁移。

2.2 重金属污染的季节性变化河道沉积物中的重金属含量会随着季节的变化而变化。

在雨季,由于径流量的增加,沉积物中的重金属含量可能会被稀释。

而在旱季,由于蒸发作用的增强,沉积物中的重金属含量可能会相对增加。

沉积物重金属污染与环境风险评估

沉积物重金属污染与环境风险评估

沉积物重金属污染与环境风险评估沉积物是由水流或风力带来的颗粒物质在水体或陆地上沉积而成的,其中包含了各种有机和无机物质,包括重金属。

重金属是指相对密度较高的金属元素,如铅、汞、镉等。

由于它们的毒性和稳定性,沉积物重金属污染已成为环境保护领域的一个重要问题。

首先,我们来探讨沉积物重金属污染的来源。

重金属的主要来源包括工业废水、农业排泄物、城市污水和大气沉降等。

工业废水中的重金属来自于各种生产过程中的废水排放,如电子行业中的汞、钢铁行业中的铅等。

农业排泄物则主要包括农药和化肥中的铜、锌等。

城市污水中的重金属则来自于家庭、工业和商业活动中产生的废水。

大气沉降是指重金属随着大气中的颗粒物降落到地表,如汽车尾气中的铅等。

其次,我们需要了解沉积物重金属污染对环境产生的风险。

重金属具有累积性和生物放大性的特点,一旦进入生态系统,会在物质循环过程中逐渐积累,从而对生物体产生毒性影响。

例如,铅可以影响人体的神经系统和造血系统,镉可以导致骨质疏松和肾脏损害。

此外,沉积物中的重金属还可通过生物链传递到食物链中,最终威胁到人类的健康。

因此,评估沉积物重金属污染的环境风险非常重要。

沉积物重金属污染的环境风险评估需要进行多个步骤。

首先是采样和分析,即收集沉积物样品并进行重金属含量分析。

通过在不同地点和不同深度采集样品,并使用先进的仪器分析技术,可以确保评估结果的准确性和代表性。

其次是风险评估模型的建立,即根据沉积物中重金属的浓度和生态学数据,建立数学模型来评估环境风险。

这些模型可以用于预测重金属的迁移和转化过程,以及对生态系统和人类健康的潜在风险。

此外,沉积物重金属污染的环境风险评估还需要考虑到不确定性因素。

由于环境系统的复杂性和不确定性,评估结果往往存在一定的误差和不确定性。

因此,研究人员需要在评估过程中引入不确定性分析方法,包括敏感性分析和误差传播分析,以评估评估结果的可靠性和稳定性。

最后,应根据评估结果制定相应的环境管理措施。

水源水库沉积物中重金属形态分布特征及其影响因素_朱维晃

水源水库沉积物中重金属形态分布特征及其影响因素_朱维晃

第29卷 第4期2010年 7月环 境 化 学E NV I RONMENTAL C H E M I STRY V o.l 29,N o .4July 20102009年8月25日收稿. *国家自然基金项目(50830303,40903042);西安市科技计划项目(SF08022);中国博士后科学基金项目(20080441167);陕西省教育厅基金项目(08J K329);西安建筑科技大学青年基金项目(QN0813)资助.**通讯联系人,E-m ai:l H uangti n li ng @xauat 1edu 1cn水源水库沉积物中重金属形态分布特征及其影响因素*朱维晃 黄廷林** 柴蓓蓓 杨 鹏 药静岚(西安建筑科技大学,西北水资源与环境生态教育部重点实验室,西安,710055)摘 要 利用BCR 化学连续提取法和EDTA 铵盐单一提取法,考察了微生物作用和不同环境条件(灭菌,未灭菌,好氧,厌氧,添加还原药剂N a 2S O 3)对饮用水源水库沉积物中重金属的含量和形态分布特征的影响.结果表明,微生物作用和不同环境条件对沉积物中重金属,特别是对Cd 和Pb 的含量及各形态(F1、F2和F3)分布有着显著的影响;微生物对有机质的矿化作用以及厌氧条件下的微生物还原作用分别是影响沉积物中Cd 和Pb 形态分布变化以及上覆水体中铁浓度变化的重要原因.沉积物中Cd 和Zn 具有潜在环境效应的各形态(F1、F2和F 3)含量占总量的比例[(F1+F 2+F3)/T ]均高于灭菌条件下;以EDTA 单一提取法表征重金属的生物可给态含量结果表明,不同重金属的生物可给性差异十分显著,Cd 和Pb 的生物可给态含量占总量的比例(B /T )最高值分别可达24196%和39156%,而Zn 和Cr 的B /T 值均小于5%.沉积物中重金属的[(F1+F2+F3)/T ]比值(y )和B /T 比值(x )两者之间的线性关系为y =0196x +011388(R 2=018704);重金属的潜在环境效应程度对沉积物中重金属总量变化趋势有着直接的影响,在沉积物-水界面,随着重金属各形态的潜在环境效应的增强,重金属通过沉积物-水界面由沉积物向上覆水体扩散的程度也随之加剧,对水源水库的水质可造成一定程度的潜在危害.关键词 沉积物,重金属,形态分布.在合适的环境地球化学条件下,以及物理、化学和生物等因素的共同作用下,水源水库沉积物中重金属等污染物发生向上覆水体的释放的可能性将得到显著增强,严重威胁到水库的水质安全[1)5].大量的研究表明[6)8],环境条件的变化是影响重金属形态转化的主要因素,而重金属形态分布状况制约了重金属在沉积物-水界面间的迁移转化强度.本文考察了微生物作用和环境条件的变化对沉积物重金属形态分布特征及含量的影响,对重金属在湖泊沉积物-水界面间迁移转化过程中的环境地球化学机理认识具有一定的理论价值和现实意义.1 材料与方法111 实验方法对沉积物中重金属含量及分布特征的研究主要是在本研究室自行设计的一套装置上进行的.该装置为一圆柱形桶状物,密闭性良好,桶盖顶部设计了相应的取样口以及检测桶内反应体系中上覆水体的DO,p H 和Eh 等各理化参数的便携式电极通道.用彼得森取样器采集水库30c m 以上表层新鲜沉积物泥样,对采集的沉积物样品按泥水比1/4(V /V )混匀,室内模拟实验分为不加抑菌剂和添加抑菌剂两组,每组两个平行样.模拟实验过程分为好氧和厌氧两个连续培养阶段,在厌氧阶段末期向上覆水体加入还原药剂Na 2SO 3.实验采用高纯氮气和空气调节反应器内的溶解氧浓度,好氧阶段控制溶解氧浓度为7)8m g #l -1,厌氧阶段控制溶解氧浓度小于015mg #l -1.将经历上述处理步骤后的沉积物样品以及原样分别于75e )80e 烘箱烘干,筛除泥样中碎沙、石块等颗粒物,粉碎,过1mm 孔径尼龙筛,密封保存,供分析沉积物中重金属形态分布和含量.112 沉积物中重金属含量的测定用混合酸消解样品[9],混合酸组成:HNO 3/HC l O 4/H F ,体积比为2B 1B 1.称取烘干碾磨过筛后的630环境化学29卷沉积物样品011g,向样品中加入5m l混合酸,然后将样品置于聚四氟乙烯消解罐中,放入175e的烘箱中消解12h,置于通风橱中加热蒸干剩余酸,再加1m l浓HNO3,继续蒸干,然后用012mo l#l-1 HNO3洗涤消解后的盐类,定容至25m,l待测.113沉积物中生物可给态含量的测定提取液组成[10,11]:015m ol#l-1NH4AC+015m ol#l-1HAC+0102m o l#l-1Na2EDTA,pH4165.取过1mm孔径筛的沉积物样1g,加10m l提取液,振荡1h,离心25m i n,取上清液,过滤,待测. 114沉积物中不同赋存形态重金属含量的测定采用BCR三步提取法来分析沉积物中不同赋存形态的重金属含量[12],该提取法将土壤和沉积物等环境样品中重金属的形态按实验操作定义为水溶态、可交换态与碳酸盐结合态(F1)、铁锰氧化物结合态(F2)和有机物与硫化物结合态(F3),残渣态含量为重金属总量和上述三种形态含量之和的差值.重金属的环境效应与其赋存形态密切有关,进一步的研究表明:化学提取法获得的形态分析结果与重金属的环境和生态效应之间存在着某种程度的相关性.因此对BCR连续提取法来说,按其实验操作步骤所定义的各形态(F1、F2和F3)均具有不同程度的潜在环境效应,其中以F1态的环境效应最为明显[12].以上所有沉积物样品中重金属的总量、各形态含量以及生物可给态含量均用原子吸收法测定,测定结果取两平行样的均值,全程做空白实验,并用已知浓度的标准溶液作为分析质量控制.2结果与讨论211环境条件变化下的沉积物中重金属含量及形态分布特征微生物作用对沉积物中重金属的形态分布和含量的影响见图1.未灭菌条件下,沉积物原样、好氧培养、厌氧培养以及添加还原药剂Na2SO3处理后的沉积物样品中,Cd的各形态含量之和占总量的比例[(F1+F2+F3)/T]分别为38110%、35129%、43163%和45142%,比灭菌条件下分别增加4140%、8152%、17161%和14134%,上述数据表明在微生物作用下,特别是在厌氧环境体系中,沉积物中Cd的潜在环境效应得到进一步的加强.图1沉积物中重金属形态分布特征F ig11The distr i bution cha racte ristic of heavy m eta l spec iati on i n sedi m ent4期朱维晃等:水源水库沉积物中重金属形态分布特征及其影响因素631沉积物原样以及经不同样品前处理(好氧,厌氧,加还原药剂N a2SO3)后,微生物作用下Cd的F1形态含量占总量的比值(F1/T)比灭菌条件下分别增加9160%、6115%、11193%和14165%,其变化程度在F1、F2和F3这三种赋存形态中最为显著(图1),故Cd的F1/T值上升是导致[(F1+F2+ F3)/T]值增加的主要原因.Cd与沉积物中有机质的结合能力比其它重金属(如Cu和Zn等)弱得多,与有机质形成络合物的溶解积对数值(lg K sp)大小顺序为:Cd(5145)<Zn(7115)<Cu(12160)[13].在微生物作用条件下,经不同样品前处理后,沉积物中总有机碳含量(TOC)较原样降低(图2),表明沉积物中有机质发生一定程度的矿化分解,使得Cd和有机质的结合程度更为松散,更易从有机结合态中解离出来[14],转化为以水溶态、可交换态与碳酸盐结合态(F1)的含量随之快速上升.图2沉积物中总有机碳含量F i g12T he to tal organ ic concentration i n sed i m ent in d ifferent pretrea t m en t conditi ons沉积物原样以及经不同样品前处理(好氧,厌氧,加还原药剂N a2SO3)后,Cd总量分别比灭菌条件下相应减少了25164%、8111%、24139%和31158%(图3),这主要是随着F1/T比值上升,Cd的潜在环境效应得到增加,其在沉积物-水界面的扩散通量得到增强,由沉积物大量迁移至上覆水体,从而导致沉积物中Cd总量(x)和F1/T(y)比值之间呈现明显的线性负相关:y=-011136x+01731, R2=019216.图3沉积物中重金属总量变化Fig13T he tota l heavy m eta l concentrati on i n the sedi m ent对于Zn来说,沉积物原样以及经不同样品前处理(好氧,厌氧,加还原药剂N a2SO3)后,微生物632环境化学29卷作用使[(F1+F2+F3)/T]值比灭菌条件下分别上升1183%、3166%、1144%和2124%,其变化程度相差不大,且均比Cd要缓和得多,沉积物中Zn总量和F1/T比值之间的关系与Cd类似.四种重金属中,铁锰氧化物结合态(F2)重金属含量占总量的比例(F2/T)均值,以Pb为最高,分别是Cd、Zn和C r的25112、3147和12140倍(图1).铁锰氧化物对Pb的吸附程度较为紧密,具有很高的络合常数[15,16],是导致沉积物中Pb以较高含量的F2形态存在的重要原因.湖泊底部的沉积物处于缺氧的理化条件下,加速了对沉积物中Pb的各赋存形态向可还原态F2迁移转化的趋势,这也是导致Pb以较高百分含量的可还原态形式存在的另一原因,其它学者对表层沉积物中Pb形态分析结果也得出类似结论[17,18].由图2可见微生物作用下(未灭菌),沉积物中TOC含量均比灭菌条件下低,考虑到碳源是微生物活动必需的条件,故可知微生物活动积极地参与了沉积物中重金属形态分布的变化过程.微生物作用特别是缺(厌)氧体系下,硫酸根在快速还原的过程中(图4),与Pb生成难溶物PbS(l g K sp= -27149)[19],从而置换出结合程度较弱的形态Pb(如F1态),制约了Pb的迁移活性,使得向上覆水体迁移扩散程度减弱,从而导致沉积物中Pb总量比相应的灭菌条件下高(图3),此结论也由Pb 的F1/T(y)值和总量(x)之间呈显著的负线性相关(y=-010032x+012651,R2=019321)而得到证实.沉积物中Pb的F1/T变化值分别为-2166%(好氧)和-3158%(厌氧),由此可见,还原条件使得厌氧微生物(如硫酸盐还原菌)活性提高,使得硫酸根被还原的程度得到强化(图4),有利于PbS的生成,导致Pb的F1/T比值的减少程度在厌氧条件下更为明显.图4上覆水体中硫酸根和铁离子的浓度变化(A:好氧条件,B:厌氧条件,C:添加药剂,o:未灭菌,w:灭菌)F i g14The su lfate and disso lved iron concen trati on i n the ove rl y i ng w ater be t w een t he sed i m ent-w ater i nter face沉积物中的硫化物主要以铁锰的硫化物形式存在,由于FeS的l g K sp为-17151,远大于其它重金属硫化物的l g K sp,故FeS能与沉积物孔隙水中金属离子发生置换反应,生成更难溶的重金属硫化物,从而使得沉积物中Fe的硫化物得到解离,通过沉积物-水界面释放到上覆水体中.但图4表明在灭菌条件(好氧和厌氧体系),上覆水体中Fe浓度几乎维持不变,而在微生物作用条件下(好氧和厌氧体系)Fe浓度上升明显,故单纯的化学置换反应并不是制约Fe在沉积物-水界面间迁移的主要因素,上覆水体中铁主要来自在微生物作用下的具有生物有效性的铁锰氧化物的还原解离作用.灭菌条件下,在添加还原药剂N a2SO3后,上覆水体中Fe浓度快速上升,达到2125m g#l-1,这主要是Na2SO3使得沉积物中铁锰氧化物受到还原而解离[20],从而使得Fe的释放强度得到显著提高(图4C).从上覆水体中Fe浓度变化趋势的差异可知,微生物作用和化学还原作用对铁锰氧化物解离的机理以及在此过程中解离的铁锰离子在沉积物-水界面间扩散动力学均存在显著的差异[21].对于C r来说,沉积物原样以及经不同样品前处理(好氧,厌氧,加还原药剂Na2SO3)后,非灭菌和灭菌前后,F1/T比值变化幅度分别为1123%、-1160%、-0136%和2192%,变化特征和[(F1+ F2+F3)/T]比值变化类似,即微生物作用下(好氧和厌氧条件),表征C r的环境效应的[(F1+F2+ F3)/T]和F1/T比值均减小,故微生物作用已不再是使C r潜在环境效应得到加强的主要因素[22].添加药剂N a2SO3后,沉积物中高价态的C r还原为活性和迁移性较强的低价态Cr[23],是导致F1/T比值4期朱维晃等:水源水库沉积物中重金属形态分布特征及其影响因素633上升的主要原因.好氧条件下,沉积物中C r的F1/T比值降低,但却没有导致沉积物中C r总量上升,这和其它三种重金属明显不同,Cr的F1/T比值变化和沉积物中Cr总量两者之间的线性相关程度最弱.212沉积物中重金属的生物可给态含量在考察环境条件对沉积物中重金属的形态分布的试验基础上,应用EDTA单一提取法对沉积物中重金属的生物可给性进行了进一步的探讨.将EDTA可提取态用于表征重金属的生物可给态含量,前人的研究结论表明,EDTA单一提取法表征土壤或沉积物中重金属的生物可给性时,生物可给态含量占总量的比例(B/T)一般不超过5%[10].不同环境条件下,对水库沉积物中重金属生物可给态的EDTA单一提取法测定结果表明(图5), Cd和Pb的B/T最高值分别可达24196%和39156%,显示出很强的生物可给性和潜在环境效应,而Zn和Cr的B/T值均小于5%,这和前人研究结论类似,上述数据表明四种重金属的生物可给性存在显著差异.考虑到以水溶态、可交换态与碳酸盐结合态存在的F1态的环境效应最为明显,故Cd和Pb较高的B/T均值也进一步证实了如下结论:因F1态含量的上升强化了重金属由沉积物向上覆水体的迁移强度,使得Cd和Pb的F1态含量和总量之间呈显著的线性负相关,相关系数均大于019;单一和连续提取法结果表明,沉积物中四种重金属的(F1+F2+F3)/T值(y)和B/T值(x)两者之间呈较为显著的线性关系:y=0196x+011388(R2=018704),这也进一步表明用[(F1+F2+F3)/T]反映重金属的环境效应和生物可给性程度是合适的.图5沉积物中重金属的生物可给态含量占总量的比值(B/T)F i g15T he rati o o f bioav ail able concentrati on to tota l concentration o f the heavy m eta ls i n sed i m ent3结论(1)对于处在一种特殊厌(缺)氧微环境体系下的沉积物-水界面,在微生物以及物理和化学因素的协同作用下,沉积物中重金属的潜在环境效应、形态分布和含量均发生一定程度的变化.微生物作用使沉积物中Cd和Zn具有潜在环境效应的各形态含量占总量的比例[(F1+F2+F3)/T]升高;沉积物中Cd和Pb的[F1+F2+F3)/T]变化程度明显,微生物对有机质的矿化作用以及厌氧条件下的微生物还原作用分别是影响沉积物中Cd和Pb形态分布变化以及上覆水体中铁浓度变化的重要原因.(2)EDTA单一提取法表征重金属的生物可给态含量结果表明,Cd和Pb的生物可给态含量占总量的比例(B/T)最高值分别可达24196%和39156%,而Zn和Cr的B/T值均小于5%,不同重金属的生物可给性存在较为显著的差异.[(F1+F2+F3)/T](y)和B/T(x)两者之间呈较为显著的线性关系:y=0196x+011388(R2=018704),表明[(F1+F2+F3)/T]值能表征沉积物中重金属的潜在环境效应程度.(3)重金属的[(F1+F2+F3)/T]值对沉积物中重金属总量变化趋势有着直接的影响,在沉积物-水界面,随着[(F1+F2+F3)/T]值的增加,沉积物中重金属总量随之减小,即重金属通过沉积物-水界面由沉积物向上覆水体扩散的程度加剧,对水库的水质可造成一定程度的潜在危害.634环境化学29卷参考文献[1]金相灿,沉积物污染化学[M]1北京:中国环境科学出版社,1992,327)357[2]W u F C,W an G J,Hu ang R G et al1,G eoche m ical Process es of Iron and M anganes e i n a Seasonally Stratified Lak e Aff ected by Coa-lM i n i ng Dra i nage i n Ch i na[J]1L i m nol 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m i n eralization of organic m atter and b ioreduction w ere the key factors contro lli n g the change o f distribution of d ifferent fracti o ns o f Cd and Pb,asw e ll as the iron conten t i n the overlying w ater1The ratios of(F1+F2+F3)/T of Cd and Zn under biosti m ulati o n w ere h i g her t h an those of Cd and Zn under ab i o tic contr o;l and itw as si m ilar to Pb and Cr i n t h e cond ition o f the un treated sa m ple and after the add ition of reduc i n g reagent(N a2SO3)1The EDTA si n g le ex traction experi m ent results sho w ed that the percentage of the b i o ava ilable fraction(B/T)of Cd and Pb i n sed i m entw as as high as24196%and39156%respecti v e l y,wh ile those o fZn and C rw ere both less than5%, sho w i n g lo w bioavailab ility1The positi v e li n ear regression equati o ns bet w een the val u e of(F1+F2+F3)/T (y)and B/T(x)of the heavy m etals in sedi m ent w as as fo llo w s:y=0196x+011388(R2=018704), w hich sho w ed the po tenti a l environ m enta l effect can be illustrated by the to talm eta l concentration i n sed i m en.t A t the w ater-sed i m ent interface,as the po tentia l env ironm en tal effect o f heavy m eta ls i n creases,m etal diff u-si o n fro m t h e sed i m ent to the overl y ing w ater also i n creases,w hich w ou l d pose a thread to w ater qua lity.K eyw ords:sed i m en,t heavy m eta,l speciati o n.。

土壤重金属分布特征及生态风险评价

土壤重金属分布特征及生态风险评价

土壤重金属分布特征及生态风险评价土壤中的重金属是指相对密度大于5g/cm3且具有较高的毒性和生物积累性的金属元素。

它们通常由自然因素或人类活动引起,如采矿、工业排放、农业施肥等。

重金属的存在对土壤和植被的健康有害,因此对其分布特征和生态风险的评价就显得至关重要。

土壤重金属的分布受多种因素的影响,包括地质特征、气象条件、土壤类型和人类活动等。

一般来说,地质条件是土壤中重金属分布的主要因素之一。

富含矿产资源的地区通常土壤中重金属含量较高,如铅锌矿区、铜镍矿区等。

气候条件也对土壤重金属分布起着一定的影响。

降水量多的地区容易造成土壤中重金属的淋溶和迁移,从而导致土壤中重金属的积累。

土壤类型也是影响重金属分布的重要因素,不同类型的土壤对重金属的吸附能力不同,从而影响了土壤中重金属的含量分布。

土壤中重金属的存在对环境和生态系统产生了严重的影响。

它们不仅会导致土壤污染,还会通过植物的吸收进入食物链,对人类健康和生态系统造成威胁。

对土壤重金属的生态风险进行评价,可以为环境保护和土壤修复提供科学依据。

生态风险评价是指通过对环境中污染物的分布、转化和生物有效性等特征进行综合评估,评价其对生态系统稳定性和健康的影响程度。

对土壤重金属的生态风险评价一般包括以下几个步骤:(1)重金属的来源与分布特征分析首先需要对土壤中重金属的来源和分布特征进行分析。

通过采集样品进行分析,了解土壤中重金属的类型、含量和空间分布特征,从而为后续的评价工作提供基础数据。

(2)重金属的迁移转化分析重金属在土壤中的迁移和转化过程是生态风险评价的关键环节。

需要分析重金属在土壤中的形态、迁移规律和生物有效性,了解其对生态系统的潜在影响。

(3)生态风险评价模型建立根据前期分析结果,建立适合本地区土壤重金属生态风险评价的模型。

常用的生态风险评价模型包括美国环保署的重金属生态风险评价模型和荷兰的地球化学生态风险评价模型等。

通过模型的建立,可以对土壤中重金属的生态风险进行定量分析和评价。

土壤重金属分布特征及生态风险评价

土壤重金属分布特征及生态风险评价

土壤重金属分布特征及生态风险评价土壤中的重金属分布特征及其对环境和生态系统的风险评价一直是环境科学研究的重要内容之一。

重金属在自然界中普遍存在,但过量的重金属含量会对生态环境造成严重影响。

1. 重金属的分布特征:重金属的分布主要受到土壤来源、土壤性质、人类活动等因素的影响。

一般来说,重金属在土壤中的分布具有以下特征:- 垂直分布:重金属通常以深度渐减的趋势存在于土壤中,表层土壤中的重金属含量较高,随着深度增加逐渐降低。

- 水平分布:重金属的分布通常呈现高度异质性,后果受到土地利用和人类活动的影响很大。

- 空间变异:重金属在不同的土壤质地、土壤类型和地理区域之间存在显著的空间变异。

2. 重金属的生态风险评价:重金属的生态风险评价是评估重金属对生态系统和人体健康的潜在影响。

常用的评价方法包括生物有效性评估、污染程度评价和生态风险指数评价等。

- 生物有效性评估:通过测定土壤中重金属的可溶态、交换态和胶结态等形态,评估重金属的生物有效性。

生物有效性高的重金属更容易吸收到植物体内,对生态系统产生潜在影响。

- 污染程度评价:通过测定土壤中重金属的浓度与环境质量标准相比较,判断土壤的污染程度。

超过环境质量标准的土壤被认为是污染土壤,可能对生态系统和人体健康造成潜在威胁。

- 生态风险指数评价:综合考虑重金属的毒性效应和环境因子的影响,建立生态风险评价模型,评估重金属对生态系统的风险程度。

3. 影响土壤重金属分布和生态风险的因素:- 土壤来源:土壤中重金属含量与土壤来源密切相关,沉积土壤通常含有更高的重金属含量。

- 土壤性质:土壤质地、有机质含量、pH值等因素都会影响重金属在土壤中的分布和迁移行为。

- 人类活动:冶炼、工矿企业排放、农药和化肥使用等人类活动都会导致土壤中重金属超标。

- 植物吸收:植物对重金属有不同的吸收和累积能力,不同植物对重金属的吸收程度也不同,其中有些植物可以通过吸收重金属净化土壤。

了解土壤中重金属的分布特征以及对生态系统和人体健康的风险评价是保护环境、维护人类健康的重要内容。

中国北方典型湖泊重金属沉积特征、污染来源与趋势预测

中国北方典型湖泊重金属沉积特征、污染来源与趋势预测

中国北方典型湖泊重金属沉积特征、污染来源与趋势预测下载温馨提示:该文档是我店铺精心编制而成,希望大家下载以后,能够帮助大家解决实际的问题。

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祊河沉积物重金属(Cu、Zn、Cd)的污染评价

祊河沉积物重金属(Cu、Zn、Cd)的污染评价
CL C n u mb e r : X5 2 2
河流沉积物中重金属具有毒性 、持久性 、隐 蔽性 ( 潜伏性 )、不可逆性 、长期性和后果严重
贫血 、高血压 、神 经痛 、骨质松软和 分泌失 调
等。因此 ,河流沉积物重金属作为一种典型的环
境污染物 ,对人类和环境影响突出,引起 国内外 学者高度关注 。 本文所研究的枋河是费县主要干河 ,属沂河 水系一级支流 。发源于山东省平 邑县白彦镇的大 筐崮 ( 今 名 太 皇 崮 ),流经 山东省 费 县梁 邱
枋 河沉 积 物重 金属 ( Cu 、Z n 、C d ) 的污染 评价
Байду номын сангаас
周 志 勇
枋河沉积物重金 属( C u 、 Z n 、 C d ) 的污 染评价
A s s e s s m e n t o f H e a v y Me t a l ( C u ,Z n ,C d ) P o l l u t i o n i n t h e B e n g R i v e r S e d i me n t s
K e y w o r d s : B e n g R i v e  ̄R i v e r S e d i me n t ; He a y v Me t l a P o l l u t i o n ; E c o l o i g c l a S a f e t y A s s e s s m e n t ;N e me o r I n d e x Me ho t d
周志 勇 ,邱继 彩
( 临沂大学资源环境学院,山东 临沂 2 7 6 0 0 0 )
摘 要 :为 了解枋 河河流沉积物重金属情 况 ,以枋河橡胶 坝至 沂蒙路 大桥段 为主研究对 象,对 河段 内 8个断 面沉 积物 的 3个指标 ( c u、 Z n、 c d ) 进行监测调 查 ,参 照 国内有 关标准 ,建立 了适合该 区域的沉积 物污 染评 价标准 ,

河湖环境中重金属富集现状和复合污染对生态系统的影响分析

河湖环境中重金属富集现状和复合污染对生态系统的影响分析

河湖环境中重金属富集现状和复合污染对生态系统的影响分析随着社会经济的不断发展和人口的增加,人类对自然资源的开采和利用越来越频繁,导致河湖环境中的重金属污染严重。

重金属是指密度大于5g/cm³的金属元素,包括铅、汞、铬、镉等元素。

这些金属元素在环境中不容易被降解和转化,因此在河湖水环境中非常容易富集,对生态系统造成严重的影响。

同时,重金属污染和其他多种污染物的相互作用也会产生复合污染效应,进一步加剧了生态系统的破坏。

河湖环境中重金属富集现状河湖环境中重金属的来源包括废水排放、固体废弃物填埋、燃煤等。

废水和固体废弃物的处理不当会导致重金属元素进入环境中,而燃煤排放也会释放大量的重金属元素。

近年来,随着各种新材料和化学品的广泛使用,金属元素的种类和数量也在不断增加。

特别是一些高端电子产品中的金属元素,目前没有有效的回收和利用方式,这些金属元素很容易成为河湖环境中的重金属污染来源。

研究表明,河湖水环境中的重金属元素主要富集在沉积物、底泥和悬浮颗粒中。

其中沉积物和底泥是重金属元素的主要富集区域,由于沉积物和底泥中的有机质和微生物作用,导致重金属元素难以释放和转化。

同时,悬浮颗粒中的重金属元素会跟随水流的流动而变化,形成一个移动污染源,给水生生物带来很大的风险。

复合污染对生态系统的影响在河湖环境中,重金属污染和其他种类的污染物之间通常存在相互作用,这种相互作用会产生复合污染效应,加剧生态系统的破坏。

为了更好地了解复合污染对生态系统的影响,以下简要介绍一些重要的复合污染现象和影响:1. 重金属污染和氮、磷污染河湖环境中氮、磷污染通常来源于化肥和农业废水等。

随着氮磷的积累,PH 值和溶解氧等重要的环境因素会发生变化,导致水质变差,同时伴随着重金属元素的富集,还会引起生物体内毒素的积累和一系列疾病的发生。

2. 重金属污染和有机物污染有机物是指碳元素为主要结构的化合物,包括许多工业产品和化学药品。

当有机物与重金属元素相互作用之后,会进一步破坏水生生物的代谢水平,导致种群数量下降和生活质量下降。

沉积物中重金属的形态分析及风险评价

沉积物中重金属的形态分析及风险评价

沉积物中重⾦属的形态分析及风险评价第42卷第12期 2009年12⽉天津⼤学学报 Journal of Tianjin UniversityV ol.42 No.12Dec. 2009收稿⽇期:2008-10-09;修回⽇期:2009-04-14.基⾦项⽬:国家重点基础研究发展计划(973计划)资助项⽬(2007CB407306). 作者简介:董丽华(1980— ),⼥,博⼠研究⽣. 通讯作者:董丽华,lemon_tju@/doc/f25fddf27c1cfad6195fa7b9.html .沉积物中重⾦属的形态分析及风险评价董丽华1,李亚男1,常素云1,杨幼安2,刘华3(1. 天津⼤学环境科学与⼯程学院,天津 300072;2. 93756部队,天津 300131;3. 天津市环境保护科学研究院,天津 300191)摘要:在对各种⾦属进⾏形态分析的基础上,采⽤风险评价准则(RAC )和平均沉积物质量基准系数法(SQG-Q ),对沉积物中重⾦属的污染程度和⽣态风险进⾏了评价.按照RAC 准则,Cd 的有效态质量分数⼤于50%,对环境构成⾮常⾼的风险;Ni 次之,超过30%,对环境构成了⾼风险;Zn 对环境构成中等程度的风险;Pb 和Cu 对环境的危害均处于低风险状态.采⽤SQG-Q 法,其SQG 系数为7.4,远远⼤于1,表明该区域呈现出⾮常⾼的潜在不利⽣物毒性效应.应⽤PEL/TEL 准则对单⼀重⾦属的⽣物毒性进⾏判断,表明这⼏种⾦属的潜在⽣物毒性很⼤,不利⽣物效应将频繁发⽣.关键词:重⾦属;风险评价准则;可利⽤性;平均沉积物质量基准系数法;⽣物毒性中图分类号:TU992.0 ⽂献标志码:A ⽂章编号:0493-2137(2009)12-1112-06Fraction Distribution and Risk Assessment of Heavy Metals in SedimentsDONG Li-hua 1,LI Ya-nan 1,CHANG Su-yun 1,YANG You-an 2,LIU Hua 3(1. School of Environmental Science and Engineering ,Tianjin University ,Tianjin 300072,China ;2.The People’s Liberation Army 93756,Tianjin 300131,China ;3.Tianjin Academy of Environmental Sciences ,Tianjin 300191,China )Abstract :Based on fraction distribution analysis of various metals ,metal contamination and ecological risk of heavy metals in the sediment have been assessed with risk assessment code (RAC )and mean sediment quality guideline quotient (SQG-Q )in this study. According to the RAC ,more than 50% carbonate and exchangeable mass fraction of Cd is of very high risk to the environment ;Ni takes second place and is of high risk. For Zn ,a medium RAC value has been found. With less than 10%carbonate and exchangeable fractions ,Pb and Cu pose low risk to the environment. The SQG index,calculated with SQG-Q ,is 7.4,which is far more than 1,indicating that the sediment has very high potential for biological toxicity effect. Assessment of biological toxicity with PEL/TEL guideline shows that all these metals have great potential for biological toxicity and the adverse effects will frequently occur.Keywords :heavy metal ;risk assessment code ;availability ;mean sediment quality guideline quotient ;biological toxicity河流沉积物扮演了⼀个重要的污染物的⾓⾊,它综合反映了河流中污染物的特性及河流污染的历史.重⾦属是沉积物中最普遍的环境污染物质,可能来源于⾃然环境或⼈类的活动.前者主要指岩⽯和矿物的地质风化作⽤,后者指采矿和冶⾦⼯业、⾦属加⼯、垃圾和废渣堆的⾦属淋溶、动物和⼈体的排泄物等⼈类⽣产活动带来的重⾦属直接或间接的排放.与⼤多数有机物不同,重⾦属是⾮降解元素型有毒物质,⼀般不能借助于天然过程从⽔⽣态系中除掉,也不会因化合物结构的破坏⽽丧失其毒性.多数重⾦属半衰期长,⼀般短期内不易消失.进⼊⽔体后,由于本⾝特性的作⽤和环境因素的影响,表现出⼀定的特征性,其趋势是从⽔相向固相转化,⽔体中的悬浮颗粒物充当了重⾦属迁移转化的主要载体,⽽河流沉积物则成了重⾦属迁移转化的主要归宿.毒性⾦属如汞、铜和其他许多⾦属都趋向于积累在底部2009年12⽉董丽华等:沉积物中重⾦属的形态分析及风险评价 ·1113·沉积物中,它们以改变的形态迁移到⾷物链中,并进⼊⼈体引起慢性或急性的疾病.此外,通过⽣物富集和放⼤作⽤,重⾦属会对⽣态系统构成直接或间接的威胁.因此,对沉积物中的重⾦属进⾏污染评价是⾮常必要的.不同的重⾦属有不同的毒性效应,⽽且⾦属浓度和暴露时间不同,其毒性效应也会有所不同[1].在沉积物中重⾦属以多种化学形态存在,在化学反应、迁移性、⽣物可利⽤性和潜在毒性⽅⾯,展现出不同的物理和化学⾏为[2].研究发现重⾦属的各组成状态⽽不是其总浓度是理解其⽣物效应的关键[3],也是理解重⾦属⽣物地理化学转换和最终命运的关键[4].因此,本⽂以选定河流为研究区域,系统分析了重⾦属的存在状态,并采⽤风险评价准则(risk assessment code,RAC)和平均沉积物质量基准系数法(mean sediment quality guideline quotient,SQG-Q)对重⾦属的污染程度、⽣物可利⽤性和⽣态风险进⾏了评价.1 材料与⽅法1.1 研究区域概况以天津市⼤沽排污河的沉积物为研究对象.该河建于1958年,北起陈台⼦排污河顶端,流经南开区、西青区、津南区、塘沽区,最终在⼤沽⼝⼊渤海,河道总长83.6 km,是天津市的两⼤排污河之⼀.⼤沽排污河由于常年承担天津市⽣活污⽔和⼯业废⽔的排放,底泥中沉积了⼤量的污染物,其中重⾦属的富集现象⼗分严重,尤以铅(Pb)、铬(Cd)、镍(Ni)、铜(Cu)、锌(Zn)为甚,这⼏种⾦属都是属于极毒且较易被⽣物吸收的重⾦属.鉴于重⾦属的富集性和急性毒性,对其进⾏污染分析及风险评价是⼗分必要的.本实验所⽤底泥采⾃⼤沽排污河4~12号桥的图1采样点分布Fig.1Diagram of sediment sampling locations 1.2 重⾦属测定⽅法1.2.1底泥中重⾦属总量的分析底泥中重⾦属总量测定采⽤HCl、HF、HClO4消解,以原⼦吸收光谱仪(HITACHI 180-80 polarized zeeman AAS)测定.底泥的pH值采⽤1∶5⼟液⽐,⽤pH计测定.底泥理化性质的测定参照⼟壤理化分析进⾏,数据的精确性及精度⽤SAS软件进⾏统计检验[5].1.2.2底泥中重⾦属各形态的分析重⾦属各形态的测定采⽤Tessier的连续提取法[6].该法把重⾦属分为5种不同的形态:离⼦可交换态、碳酸盐结合态、铁锰氧化物结合态、有机结合态和残渣态.其中可交换态的迁移性最强,毒性也最强;碳酸盐结合态也不稳定,易受pH值变化的影响,在酸性条件下会向可交换态转化;铁锰氧化物结合态和有机结合态⽐较稳定,但在⼀定氧化还原电位和pH值条件下也会缓慢地向可交换态转化;残渣态在环境中极为稳定,⼀般不具有毒性和危害.1.3 污染程度和风险评价⽅法沉积物重⾦属污染的评价⽅法很多,基于本课题的研究⽬的及评价⽅法本⾝的特点,笔者选择了风险评价准则(RAC)[2]和平均沉积物质量基准系数法[7].这两种⽅法分别从重⾦属的有效性和⽣物毒性⾓度⼊⼿,对重⾦属的污染状况进⾏评价,以便对重⾦属进⾏后期治理.1.3.1风险评价准则风险评价准则(RAC)是基于沉积物中重⾦属的不同存在形态对其有不同的结合⼒⽽提出的.该准则将碳酸盐结合态和离⼦可交换态视为重⾦属的有效部分,通过计算这两部分占重⾦属总量的⽐例来评价沉积物中重⾦属的有效性,即可利⽤性,进⽽对其环境风险进⾏评价.重⾦属的有效性越⾼,其对环境构成的风险越⼤,反之亦然.为了对环境风险进⾏定量评价,风险评价准则(RAC)将重⾦属中碳酸盐结合态和离⼦可交换态所占百分数分为5个等级,其分类见表1.表1风险评价准则Tab.1Risk assessment code风险等级重⾦属中碳酸盐结合态和离⼦可交换态所占百分数/%⽆风险<1低风险1~10中等风险11~30⾼风险31~50⾮常⾼风险>50·1114· 天津⼤学学报第42卷第12期1.3.2 平均沉积物质量基准系数法重⾦属污染的评价⽅法很多,如新的地积累指数法(NI geo )[8]、背景富集指数法(PIN )、海⽔沉积物污染指数法(MSPI )[9]、平均沉积物质量基准系数法(SQG-Q )[7]以及污染负荷指数(PLI )法[10]等.为了便于选择适合的评价⽅法,Caeiro 等[7]以专家知识和判断为基础,对众多评价指数的性能进⾏了评估,并依据其可⽐较性、代表性、可信性、简便性、敏感性以及可接受的不确定性⽔平的程度进⾏了评分.在⽣态风险评价指数中,SQG-Q 因综合考虑了各种污染因素且采⽤了最近修订的基准值⽽具有较⾼的可信性和可接受的不确定性⽔平,因此得分最⾼.故本⽂选⽤SQG-Q 法来评价重⾦属的⽣态风险.该⽅法运⽤可能效应浓度(probable effect level ,PEL )[11]来计算SQG-Q 系数,计算公式为1PEL-Q SQG-Q nii n==∑ (1)PEL-Q PELii c =(2) 式中:PEL-Q 为可能效应浓度系数;i c 为每⼀种污染物的浓度;PEL 为每种污染物的可能效应浓度.根据SQG-Q 系数,可对选定的沉积物区域进⾏⽣态风险评价.若SQG-Q ≤0.1,表⽰该区域未受到影响,具有最低的潜在不利⽣物毒性效应(⽣物毒性与其他的⽣物负效应);若 0.1 < SQG-Q < 1,则表⽰该区域存在中等程度的潜在不利⽣物毒性效应;若 SQG-Q ≥1,则表⽰该区域存在⾮常⾼的潜在不利⽣物毒性效应.其中,可能效应浓度/临界效应浓度(PEL/TEL )基准,是从北美沉积物⽣物效应数据库(BEDS )中导出的[12].应⽤PEL/TEL 还可以对每种重⾦属的⽣物毒性进⾏判别:污染物浓度低于TEL 时,不利⽣物毒性效应很少发⽣;污染物浓度⾼于PEL 时,不利⽣物毒性效应将频繁发⽣,从⽽能够迅速辨别具有潜在⽣物毒性风险的重⾦属和污染区域.2 结果与讨论2.1 测量结果底泥基本性质如下:阳离⼦交换量为496 mmol/kg ;TOC 的质量分数为l7.8%;矿物油4.86%;全氮0.25%;pH 值为7.32.底泥中主要重⾦属总量及各种形态重⾦属含量见表2.表2 底泥中主要重⾦属总量及各形态重⾦属含量Tab.2 Total and different fraction concentrations of heavy metals in the sediments mg/kg存在形态 Pb 含量 Cd 含量 Ni 含量 Cu 含量 Zn 含量离⼦可交换态 0.02 1.88 8.44 4.13 102.50 碳酸盐结合态 15.50 1.94 50.84 1.20 1 743.75 铁锰氧化物结合态 53.83 0.76 62.88 2.72 2 435.00 有机结合态 35.92 0.47 50.87 60.07 1 087.50 残渣态 192.03 0.83 16.64 393.32 1 215.56 总量297.28 5.89 189.67 461.14 6 584.312.2 重⾦属污染程度及各形态分析重⾦属污染是相对于本底值也就是背景值⽽⾔的.由于全球地壳丰度或全国⼟壤背景值对特定区域⽽⾔可能并不合适,故本⽂采⽤研究区域附近流域——海滦河流域的背景值做对⽐,进⾏污染程度分析.⾼宏等[13]对全国主要⽔系沉积物中的元素背景值进⾏了统计研究,其中海滦河流域中Pb 、Cd 、Ni 、Cu 、Zn 的背景值分别为:48.20 mg/kg 、0.059 mg/kg 、16.79mg/kg 、15.81 mg/kg 、44.43 mg/kg .将所测得的重⾦属总量与背景值⽐较可明显看出,每种⾦属都呈现出不同程度的富集:Pb 富集了6.2倍,Cd 富集了99.8倍,Ni 富集了11.3倍,Cu 富集了26.2倍,Zn 富集了154.3倍.重⾦属Zn 的富集倍数最⾼,这可能与Zn 化合物的⼴泛应⽤有关;Cd 次之,尽管其总浓度最⼩,但由于其较低的背景浓度,导致了较⾼的富集倍数.各元素的污染程度按富集倍数⼤⼩排列依次为:Zn 、Cd 、Cu 、Ni 、Pb .根据底泥中重⾦属总量及各形态含量可得⾦属的质量分数(如图2所⽰).由图2可知,重⾦属Pb 的残渣态占其总量的60%以上,铁锰氧化物结合态和有机结合态含量适中,⽽以离⼦可交换态形式存在的Pb ⼏乎难以监测到.这种分配是由于富含Pb 的矿物⼤多抗风化能⼒较强,Pb 不易从中释放出来,⽽有限的可迁移部分⼜易与铁锰形成氧化物,被有机质所吸附,从⽽导致了较低的游离态.Cd 元素在不同结合态的分配是:碳酸盐结合态>离⼦可交换态>残渣态>铁锰氧化物结合态>有机结合态.可以看出Cd 易与碳酸盐发⽣交换反应,⽣成2009年12⽉董丽华等:沉积物中重⾦属的形态分析及风险评价 ·1115·碳酸盐沉淀,Cd在离⼦可交换态和铁锰氧化物结合态的浓度也较⾼,即Cd的迁移性和⽣物有效性较⾼,较低的pH值会加剧其离⼦可交换态含量的增加(pH值是控制Cd等重⾦属元素地球化学⾏为的重要因素[14]),从⽽产⽣严重的⽣态风险.这说明在沉积物中Cd是⼀种易释放的重⾦属,所以Cd的⼆次污染危害较⼤.对Ni来说,其铁锰氧化物结合态、有机结合态和碳酸盐结合态的含量占到了85%以上且含量相当,⽽离⼦可交换态和残渣态仅分别占4.45%和8.78%,这表明重⾦属Ni在⼀定条件下(缺氧、氧化等)很不稳定.pH值、氧化还原电位升⾼时,将有利于铁锰氧化物结合态的形成;⽽pH值降低时,将促使其碳酸盐结合态分解.Cu元素在不同结合态的分配是:残渣态>有机结合态>铁锰氧化物结合态>碳酸盐结合态>离⼦可交换态.从图中可以看出,85%以上的Cu以残渣态形式存在,⽽在离⼦可交换态、碳酸盐结合态、铁锰氧化物结合态中的百分⽐却很低,这是由重⾦属Cu在表⽣环境中的地球化学⾏为所决定的.在中、碱性条件下,⾦属Cu的活动性低,不易迁移[15],多以铜盐形式存在,这说明Cu在底泥中是⼀种较稳定的元素.对Zn来说,其铁锰氧化物结合态含量最⾼达36.98%,离⼦可交换态的含量最低仅占 1.56%,这主要是因为铁锰氧化物絮凝时通过吸附、共沉淀过程将游离态的Zn载带下来的缘故;其碳酸盐结合态的含量与底泥的pH值密切相关,随着pH值的增⼤Zn矿物的溶解度会下降,即离⼦可交换态含量会降低;在偏碱性环境中,Zn易被碳酸盐所吸附,从⽽形成Zn(OH)2或ZnCO3沉淀.图2沉积物中重⾦属元素形态分析Fig.2Speciation of heavy metals in the sediments2.3 重⾦属污染评价2.3.1风险评价准则重⾦属在环境中的富集与环境的理化性质有关,在长期的表⽣物理、化学、⽣物作⽤下,化学元素经过活化转移、分散富集、吸附沉淀等作⽤,得到了再分配和分异.然⽽重⾦属元素能否被⽣物吸收利⽤,主要取决于该元素的有效态(离⼦可交换态和碳酸盐结合态)含量.5种重⾦属元素的有效态含量如图3所⽰.不难看出,根据风险评价准则(RAC),重⾦属Pb、Cd、Ni、Cu、Zn的有效态含量分别为 5.2%、64.9%、31.3%、1.2%、28.0%.重⾦属Cd的有效态含量最⾼达65%,⼤于50%,对环境构成⾮常⾼的风险;重⾦属Ni 次之,超过30%,对环境构成了⾼风险;重⾦属Zn的有效态含量处于10%~30%之间,对环境构成中等程度的风险,但已接近⾼风险的边缘,应引起⾜够的重视;重⾦属Pb和Cu的有效态含量较低,均处于1%~10%之间,对环境的危害处于低风险状态,其中Pb对环境的风险程度要⾼于Cu,这与Cu主要以残渣态存在有关.按该准则,⼏种重⾦属对环境的风险程度由⾼到低依次为:Cd、Ni、Zn、Pb、Cu.图3沉积物中重⾦属离⼦可交换态和碳酸盐结合态的质量分数Fig.3Mass fraction of the exchangeable and bound to carbonate of heavy metals in the sediments在⼏种重⾦属中,Zn的总含量最⾼,但对环境的风险却处于中等⽔平;Cd的总含量最低,却对环境构成了⾮常⾼的风险;Ni 也呈现同样的趋势;重⾦属Cu、Pb总含量虽然较⾼,但绝⼤部分是以稳定的残渣态存在,故对环境呈现了较低的风险.由此可见,在⼀定程度上重⾦属的存在形态对其环境风险起决定性作⽤.重⾦属元素在环境中所呈现的形态与pH值、氧化还原电位、⽆机物组分、有机质含量等多种因素有关.当上述条件发⽣改变时,重⾦属就会发⽣形态的转化,各形态所占⽐例也会发⽣变化.也就是说,可以根据这些影响因素提出控制措施,改变重⾦属的有效性,从⽽减⼩其对环境的危害.2.3.2 平均沉积物质量基准系数法(SQG-Q)采⽤可能效应浓度(PEL)基准值来计算SQG-Q 系数,⼏种重⾦属的PEL/TEL基准值如表3所⽰.由·1116· 天津⼤学学报第42卷第12期式(2)可得Cd 、Ni 、Cu 、Zn 、Pb 的可能效应⽔平系数Cd PEL-Q 、Ni PEL-Q 、Cu PEL-Q 、Zn PEL-Q 、Pb PEL-Q 分别为1.40、4.43、4.26、24.30、2.65.再由式(1)可得沉积物平均质量基准系数SQG -Q 为Pb Cd Ni Cu ZnPEL-Q +PEL-Q +PEL-Q +PEL-Q +PEL-Q SQG-Q 7.415==可见,SQG-Q >1,表明该区域受到了严重污染,并呈现⾮常⾼的潜在不利⽣物毒性效应.表3 PEL/TEL 重⾦属基准值Tab.3 PEL/TEL guideline values for heavy metalsmg/kg项⽬ Pb 含量 Cd 含量 Ni 含量 Cu 含量 Zn 含量PEL 112.2 4.20 42.8 108.2 271 TEL 30.2 0.68 15.9 18.7 124应⽤PEL/TEL 基准,还可以判别单⼀重⾦属的⽣物毒性.将测量结果(见表2)与表3进⾏对⽐,可以看出重⾦属Pb 、Cd 、Ni 、Cu 、Zn 的浓度均⾼于PEL ⽔平,更远⾼于TEL ⽔平,其平均含量分别为PEL 值的2.65、1.40、4.43、4.26和24.30倍,即这5种重⾦属的潜在⽣物毒性很⼤,不利⽣物效应将频繁发⽣.由此可见,对该河道底泥进⾏治理已刻不容缓.⽬前,对重⾦属污染的治理技术主要有物理、化学和⽣物3类⽅法.其中物理⽅法投⼊相对较⼤;化学⽅法易产⽣⼆次污染;相对⽽⾔,采⽤⽣物⽅法⽐较合理,尤其是植物修复技术以其廉价、⾼效、安全等特点,已经成为重⾦属污染修复领域的⼀项新兴技术[16].利⽤植物修复技术对底泥进⾏治理不仅效果好,投资少,运⾏费⽤低,且杜绝了⼆次污染,还有利于⽣态环境的改善.3 结论(1)以研究区域附近——海滦河流域背景值为参照,对重⾦属污染状况进⾏了评价.各元素的污染程度按富集倍数⼤⼩排列依次为:Zn 、Cd 、Cu 、Ni 、Pb .(2)根据风险评价准则(RAC ),重⾦属Pb 、Cd 、Ni 、Cu 、Zn 的有效态含量分别为5.2%、64.9%、31.3%、1.2%、28.0%.(3)依据其有效性(可利⽤性),重⾦属对环境的风险程度由⾼到低依次为:Cd 、Ni 、Zn 、Pb 、Cu ,这表明在⼀定程度上重⾦属的存在形态对其环境风险起决定性作⽤.(4)按照平均沉积物质量基准系数法,该区域的SQG-Q 为7.41,远⼤于1,表明该区域受到严重的重⾦属污染,呈现出⾮常⾼的潜在不利⽣物毒性效应.(5)按照PEL/TEL 基准,5种重⾦属的浓度均⾼于PEL ⽔平,5种重⾦属的潜在⽣物毒性很⼤,不利⽣物效应将频繁发⽣.参考⽂献:[1] M ohammed M H ,M arkert B. Toxicity of heavy metalson Scenedesmus quadricauda (Turp.)de Brebisson in batch cultures [J ]. Environmental Science and Pollution Research,2006,13(2):98-104.[2] Singh K P ,M ohan D ,Singh V K ,et al. Studies ondistribution and fractionation of heavy metals in Gomtiriver sediments —a tributary of the Ganges ,India [J ]. Journal of Hydrology ,2005,312(1/2/3/4):14-27.[3] Billon G ,Ouddane B ,Recourt P ,et al. Depth variabilityand some geochemical characteristics of Fe ,Mn ,Ca ,Mg ,Sr ,S ,P ,Cd and Zn in anoxic sediments from Authie Bay (Northern France)[J ]. Estuarine C astal and Shelf Science ,2002,55(2): 167-181.[4] Liu H L ,Li L Q ,Yin C Q ,et al. Fraction distribution and risk assessment of heavy metals in sediments of Moshui Lake [J ]. Jo urnal o f Enviro nmental Sciences ,2008,20(4):390-397.[5] Johnson R A, Wichern D W. Applied MultivariateStatistical Analysis [M ]. Beijing: Tsinghua University Press ,2008.[6] Tessier A, Campbell P G C, Bisson M . Sequentialextraction procedure for the speciation of particulate trace metals[J]. Anal Chem ,1979,52 (7):544-551.[7] Caeiro S ,Costa M H ,Ramos T B ,et al. Assessing heavymetal contamination in Sado Estuary sediment :An index analysis approach [J ]. Ecological Indicators ,2005,5(2):151-169.[8] Ruiz F. Trace metals in estuarine sediments from theSouthwestern Spanish Coast [J ]. Mar Po llut Bull ,2001,42(6):482-490.[9] Shin P K S ,Lam W K C. Development of a marine sediment pollution index [J ]. Enviro n Po llut ,2001,113(3):281-291.[10] Wilson J G ,Jeffrey D W. Europe-wide indices formonitoring estuarine quality [C ]// Kramer K J M . Biological Indicators of Pollution. Dublin, Ireland: Royal Irish Academy, 1987: 225-242.2009年12⽉董丽华等:沉积物中重⾦属的形态分析及风险评价 ·1117·[11]Long E R,Macdonald D D,Smith S L,et al. Incidence of adverse biological effects within ranges of chemical concentrations in marine and estuarine sediments [J].Environmental Management,1995,19(1):8l-97. [12]范⽂宏,张博,陈静⽣,等. 锦州湾沉积物中重⾦属污染的潜在⽣物毒性风险评价[J]. 环境科学学报,2006,26(6):1000-1005.Fan Wenhong,Zhang Bo,Chen Jingsheng,et al. Pollutionand potential biological toxicity assessment using heavymetals from surface sediments of Jinzhou Bay[J]. ActaScientiae Circumstantia e,2006,26(6):1000-1005(inChinese).[13]⾼宏,暴维英,张曙光,等. 多沙河流污染化学与⽣态毒理研究[M]. 郑州:黄河⽔利出版社,2001.Gao Hong,Bao Weiying,Zhang Shuguang,et al. Study onChemical Pollution and Ecological Toxicology in Rivers[M]. Zhengzhou:Yellow River Water ConservancyPress,2001(in Chinese).[14]余涛,杨忠芳,钟坚,等. ⼟壤中重⾦属元素Pb、Cd地球化学⾏为影响因素研究[J]. 地学前缘(中国地质⼤学(北京):北京⼤学),2008,15(5):67-73.Yu Tao,Yang Zhongfang,Zhong Jian,et al. Factorsaffecting the geochemical behavior of heavy metalelements Pb and Cd in soil [J]. Earth Science Frontiers(China University o f Geo sciences,Beijing:Peking Uni-versity),2008,15(5):67-73(in Chinese).[15]樊建强,吴⾦凤,吴晓峰,等. 地球化学异常评价中的⼏个问题[J]. 矿产与地质,2005,19(3):306-309.Fan Jianqiang,Wu Jinfeng,Wu Xiaofeng,et al. Someproblems in geochemical anomaly evaluation [J].Mineral Reso urces and Geo lo gy,2005,19(3):306-309(in Chinese).[16]Mertens J,Vervaeke P,Schrijver A D,et al. Metal uptake by young trees from dredged brackish sediment:Limitations and possibilities for phytoextraction andphytostabilisation [J]. Science of the Total Environment,2004,326(1/2/3):209-215.。

海河流域沉积物重金属形态分布特征及生态风险评估

海河流域沉积物重金属形态分布特征及生态风险评估

海河流域沉积物重金属形态分布特征及生态风险评估
李生清
【期刊名称】《物探与化探》
【年(卷),期】2022(46)3
【摘要】海河流域中含有重金属的生活、工业污水排入量较大,致使重金属大量进入水环境并聚集在沉积物中。

传统的生态风险评估方法忽略了重金属形态分布特征因素,造成生态风险评估可靠性较低的问题。

本文以海河流域平原段河流为研究对象,提出了海河流域沉积物重金属形态分布特征及生态风险评估研究,在海河流域设置采集点,采集沉积物样品,并在实验室中使用混合酸处理样品,采用原子吸收法测定样品中重金属含量,分析沉积物重金属形态分布特征。

在生态风险评估中,借助丰度计算完善生态风险评估指数,设计重金属生态风险评估标准。

实验结果表明,设计方法得到的各个采样点和各类重金属评价与实际情况更加接近,可靠性更高,评估性能更好。

【总页数】6页(P781-786)
【作者】李生清
【作者单位】山东省地质矿产勘查开发局八〇一水文地质工程地质大队
【正文语种】中文
【中图分类】P692
【相关文献】
1.清潩河流域沉积物重金属形态分布特征及风险评价
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5.洞庭湖流域沉积物重金属分布特征及其生态风险
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泗河水质评价与污染源分析

泗河水质评价与污染源分析

泗河水质评价与污染源分析张承德;方娇慧;孙晓琦;赵金凤;刘萌萌;舒凤月【摘要】利用2013年10月泗河流域21个断面的水质监测数据,采用平均综合污染指数法,进行河流水质评价、重污染监测点的筛选和污染源的分析.结果表明,泗河所有监测断面平均综合污染指数P,的平均值为2.9(>2),其中P,>2的重污染监测断面占76.2%,这些断面TN和TP的单项污染贡献率分别为97.4%和65.8%,说明泗河总体上污染严重,TN和TP主要来自重污染断面;CODMn、TP、TN的单项污染分担率依次为13.1%、18.8%、68.1%,说明泗河首要污染物是TN,其次为TP 和CODMn.综合分析表明,流域附近城镇未经处理的生活污水以及工业废水的排放等点源污染是造成流域水质污染的主要原因,农业面源污染应引起重视.【期刊名称】《安徽农业科学》【年(卷),期】2015(000)029【总页数】3页(P255-257)【关键词】泗河;河流污染;重污染筛选;水质评价【作者】张承德;方娇慧;孙晓琦;赵金凤;刘萌萌;舒凤月【作者单位】曲阜师范大学生命科学学院,山东曲阜273165;曲阜师范大学生命科学学院,山东曲阜273165;曲阜师范大学生命科学学院,山东曲阜273165;曲阜师范大学生命科学学院,山东曲阜273165;曲阜师范大学生命科学学院,山东曲阜273165;曲阜师范大学生命科学学院,山东曲阜273165【正文语种】中文【中图分类】S181.3;X522泗河发源于鲁中山地新泰市南部太平顶西麓,西南流入泗水县境后改向西行,至曲阜和兖州市边境复折西南,于济宁东南鲁桥镇入南四湖之南阳湖。

泗河为山洪性河流,干流长159 km,流域面积2 361 km2[1]。

泗河位于南水北调东线工程山东段汇水区内,是南水北调东线工程最大调蓄湖南四湖的重要入湖河流,其水质应达到《地表水环境质量标准》(GB3838-2002)中Ⅲ类标准。

但研究表明,泗河的水质污染污染严重,成为南四湖10条主要排污河流之一[2]83-84。

隋唐大运河泗县段近50年沉积物中重金属含量与污染评价

隋唐大运河泗县段近50年沉积物中重金属含量与污染评价

隋唐大运河泗县段近50年沉积物中重金属含量与污染评价彭位华;张满贤;李俊;林曼利;井红波
【期刊名称】《河北环境工程学院学报》
【年(卷),期】2024(34)1
【摘要】为探究隋唐大运河泗县段柱状沉积物中典型重金属含量与污染水平,测试分析了柱状沉积物中Zn、As、Cd、Pb、Cr、Ni和Cu7种重金属的含量特征,并采用地累积指数法和潜在生态风险指数法分别评价了重金属污染程度及生态风险。

结果表明,所测7种重金属均值都超过了安徽省土壤背景值,其中As在分层沉积物中的含量变异程度高于其他重金属;研究河段重金属整体污染水平低,其中Cd的富集程度最大且波动较大;以土壤重金属风险筛选值和背景值为评价标准计算得到的研究河段生态风险程度分别为轻微风险和中等风险。

Cd对综合潜在生态风险指数起关键作用,应加强对Cd的监测与控制。

【总页数】8页(P64-70)
【作者】彭位华;张满贤;李俊;林曼利;井红波
【作者单位】宿州学院资源与土木工程学院
【正文语种】中文
【中图分类】X522
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1.京杭大运河(徐州段)沉积物重金属的分布与污染评价
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金属污染现状及分布特征4.秦皇岛近岸海域沉积物重金属含量及污染评价5.龙江河近岸沉积物重金属含量与污染评价
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泗河表层沉积物重金属污染特征及潜在生态危害评价

泗河表层沉积物重金属污染特征及潜在生态危害评价

泗河表层沉积物重金属污染特征及潜在生态危害评价孔令昊;杨丽原【期刊名称】《中国农村水利水电》【年(卷),期】2013()3【摘要】为研究泗河表层沉积物中重金属含量及其潜在生态危害程度,在泗河干流及支流共采集了7个底泥样品,分析测试了Hg、As、Cd、Pb、Cr、Ni、Cu、Zn、Mn共9种重金属元素,采用地累积指数法和潜在生态危害指数法对泗河表层沉积物中重金属的污染进行了分析和评价。

结果表明,泗河表层沉积物中重金属污染主要以Hg和Cd为主。

各种重金属的污染程度由强至弱依次为:Hg>Cd>Mn>Zn>Ni≈Pb≈Cu>Cr>As;各种重金属污染对泗河流域构成的潜在生态危害程度由强至弱的次序为:Hg>Cd>As>Pb≈Cu>Cr≈Zn。

【总页数】4页(P41-44)【关键词】泗河;表层沉积物;重金属污染;地累积指数;潜在生态危害指数【作者】孔令昊;杨丽原【作者单位】济南大学资源与环境学院【正文语种】中文【中图分类】X53【相关文献】1.广西合浦儒艮国家级自然保护区表层沉积物重金属污染及其潜在生态危害评价[J], 吴祥庆;黎小正;兰柳春;廖永志2.飞云江入海口表层沉积物中重金属污染及潜在生态危害评价 [J], 陈星星;黄振华;潘齐存;陆荣茂;曾国权;柯爱英;黄志行;叶深3.派河干流表层沉积物重金属分布特征及潜在生态风险评价 [J], 夏兆昌;张金流;匡武;王蕾;蔡敬民4.珠江口伶仃洋海底表层沉积物重金属污染及潜在生态危害评价 [J], 石要红;梁开;夏真5.格尔木河表层沉积物重金属污染现状及潜在生态风险评价 [J], 相江芸;王建萍;何袖辉;韩进军;王二龙因版权原因,仅展示原文概要,查看原文内容请购买。

江苏典型地区河流沉积物重金属元素分布特征及其污染来源

江苏典型地区河流沉积物重金属元素分布特征及其污染来源

江苏典型地区河流沉积物重金属元素分布特征及其污染来源廖启林;任静华;姜丽;张珣;范健;朱伯万;李文博;汪子意【期刊名称】《地质学刊》【年(卷),期】2018(42)4【摘要】通过对河流沉积物等地表沉积物中重金属元素分布等环境地球化学调查数据的统计分析,总结了江苏典型地区河流沉积物中重金属元素的分布特点与规律:江苏局部地区河流沉积物中,Cd、Pb、Zn、Cr、Cu、Ni、Hg等相对富集趋势明显,Cd最大富集倍数>100;不同河流沉积物的重金属元素分布存在差异,与其污染来源密切相关;工业排放是导致河流重金属污染的主要原因,使用含Cd的颜料作为调色剂导致部分河流出现严重Cd污染;与土壤等其他地表沉积物相比,河流沉积物中重金属元素的分布更不均衡.查明河流沉积物的重金属元素分布可为相关农产品安全性预测、确定重金属污染来源、追踪涉重产业的发展历程、防治局部耕地重金属污染等提供科学依据.【总页数】11页(P651-661)【作者】廖启林;任静华;姜丽;张珣;范健;朱伯万;李文博;汪子意【作者单位】江苏省地质调查研究院,江苏南京210018;江苏省地质调查研究院,江苏南京210018;江苏省地质调查研究院,江苏南京210018;江苏省地质勘查技术院,江苏南京210049;江苏省地质调查研究院,江苏南京210018;江苏省地质调查研究院,江苏南京210018;江苏省地质调查研究院,江苏南京210018;江苏省地质调查研究院,江苏南京210018【正文语种】中文【中图分类】P595;X501【相关文献】1.西江上游有色金属产业集聚区河流沉积物重金属空间分布特征与来源解析 [J], 邓渠成;王晓飞;尹娟;邓超冰2.辽宁省典型地区大气颗粒物重金属元素分布特征及对土地质量影响研究 [J], 余涛;程新彬;杨忠芳;段鸿飞;张兵兵;杨晓波3.鄱阳湖流域赣江水系溶解态金属元素空间分布特征及污染来源 [J], 李传琼;王鹏;陈波;李燕4.白音诺尔铅锌矿区河流沉积物重金属的形态分布特征 [J], 余楚;张翼龙;李剑锋;吕敦玉5.长江水系河流沉积物重金属元素含量的计算方法研究 [J], 张朝生;章申;张立成;王立军因版权原因,仅展示原文概要,查看原文内容请购买。

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子法f 和风 险评价指数 法( R a 0对 重金属 的环境风 险进行定 量评价。结果表 明, 泗河表层 沉积物 中
汞、 镉 和 锰 的平 均 含 量 均 高 于 环 境 背 景 值 , 表 现 出 明显 的 累积 效 应 。 沉 积 物 中铬 和 镍 以残 渣 态 为 主 ,
除残 渣态外 . 镉、 锰 和铜 可提 取态 比例较高 , 铁 锰氧化物结合 态铅 比例较 大 , 汞则 以腐殖酸结合 态为 主. 而砷和锌 的铁锰氧化 物结合态及腐殖 酸结合态均 占有 一定 比例 。重金属在沉积物 中滞 留时间 由
长至短依次 为: 铬 >镍 >锌 >铅 > 砷 > 铜 > 汞 > 锰 > 镉 。镉 、 锰 和 汞在 沉 积 物 中滞 留时 间 较 短 。各 种 重金属 R A C值 依 次 为 : 镉 > 锰 > 铜 >锌 > 铅 > 汞 >砷 >镍 > 铬 。 镉 和 锰 表 现 出高 风 险 水 平 , 铜为 中 等 风 险水 平 , 而汞 、 砷、 铅、 铬、 镍 和 锌 除 了个 别 点位 为 中等风 险 外 , 大 多 为低 风 险水 平 。 关键词 : 风 险评 价 ; 重金 属 ; 污染 因子; 表 层沉积物 ; 形 态; 泗河 中图分类号 : X5 2 2 文 献标 志码 : A 文章编号 : 2 0 9 5 — 1 7 4 4 ( 2 0 1 3 ) 0 5 — 0 0 4 5 — 0 5
污染治理和生态环境 改善提供 参考 信息。
有色金属工程 2 0 1 3 年 第 3卷第 5 期
4 5
NONF E RROUS ME T AL S E NGI NEE Rl NG
2 . 4和 1 . 4 , 其中 S 4点 污 染 尤 为 严 重 , 汞、 镉、 锰分 别超 出 了环 境 背 景 值 3 5 , 2 . 7和 2 . 9 倍, s 4点临 近 古 城 煤矿 , 煤 矿 中 富含 多 种 重 金 属 尤 其 是 汞 ,煤 矿 的开 采 可 能对 周 边 环 境 造成 污 染 。同 时 , 铅、 镍、 铜 和 锌 的某 些 样 点 也超 出 了 环 境 背景 值 。 分析表 明, 泗 河 表 层 沉 积 物 已受 多 种 重 金属 污 染, 极 有 可 能 对 周 边 生态 环 境 造 成 影 响 。 重 金属 总 量 虽 能 确 定 重 金 属 的 富 集 程 度 ,但 在 对 重 金属进行评估时往往高估其污染程度 。重金属赋存形 态 不同, 各 形 态 的活 性 及 生物 可利 用性 也 有 较 大 差 异 , 只 有 活 性较 高 的形 态 才 能 对 生 态 环 境 造 成危 害 。因此 , 对 沉 积 物 中 重 金 属 形 态 的研 究 能 确 定 重 金 属 真 实 污 染 状 况 及 生 态 危 害 水平 。
髓 孔令昊资 源 与 环境 学 院 济 南 2 5 0 0 2 2
摘要 : 采 用 改进 的 T e s s i e r 连 续 提 取 法分 析 泗 河 干流 及 支流 7个 采 样 点表 层 沉 积 物 中 的汞 、 砷、 镉、 铅、 铬、 镍、 铜、 锌和锰 共 9 种 重 金 属 不 同赋 存 形 态 含 量 , 阐述 不 同 重 金 属 的 形 态 分 布 特 征 , 并运 用 污 染 因
重金属是一种持久性污染物, 由于 其 在 沉积 物 中 极 强 的蓄 积 和 毒 害 作 用 , 沉 积 物 中 的重 金 属 被 视 为水 环境 污 染 的 重要 指 示 物 _ l _ 。重 金属 总量 可 以反 映 出水 体 沉 积物 的 污 染状况 , 但 并 不 能有 效 地 反 映 出重 金 属 的 潜 在 环 境风 险 。 水 体 环 境 中 重 金 属 的 毒 性 主 要 取 决 于其 赋 存 形 态 , 因此 对 重 金 属 赋 存 形 态 的研 究 可 加 深 了解 重 金 属 的 活 性 、 迁 移转化规律 。 泗 河 发 源 于 沂 蒙 山 区 新 泰 市 太 平 顶 西 麓 , 向西 南 流 入 泗 水 县 境 后 改 向西 行 , 至 曲阜 市 和 兖 州 县 边 境 复 折 西 南, 于 济 宁 市 东 南 鲁 桥 镇 入 南 阳湖 。干 流 长 1 5 9 k m, 流域 面积 2 3 6 1 k m , 多年平均流量 为 1 2 . 2 m3 / s 。 流域 内煤 炭 资
源丰 富, 工矿 企业排污严重 , 生 态 环 境 恶 劣 。 以泗 河 表 层
1 实验 方 法
1 . 1 样 品 采 集 与 制备
2 0 1 2 年 3月 , 在 泗河 干 流 采集 了 6件 样 品( S 1 ~S 6 ) , 在 济 河入 泗河 河 口采集 了 1 个样 品( Z 1 ) , 详见图 1 。 表层 沉积 物 的采集 通过 无 干扰 重力采 样器 采 集表 层 0 ~ 1 0 c m 的沉积 物 , 用 聚 乙烯密 封 袋密 封保 存 , 带 回实验 室 自然 风干 , 剔 除石 块 、
沉 积 物 为 研 究 对 象 ,选 择 泗 河 干 流 上 的 6个 断 面 及 支 流
上的 1 个 断面,采用连续提取 法对沉积物 中 9种重金属 进行形态分析 , 并运用污 染因子法( C 和 风 险 评 价 指 数 法
0 对 重 金 属 的环 境 风 险 进 行 定 量 评 价 , 为 泗 河 重 金 属
N O NF E RR 0U S ME T AL S E NGI NE ERI NG
d o i : 1 0 . 3 9 6 9 d . i s s n . 2 0 9 5 — 1 7 4 4 . 2 0 1 3 . 0 5 . 0 1 1
泗河表层沉积物 重金 属形态 分布特征及风险分析
贝壳、 塑料等杂物, 用研钵磨碎过 1 5 0 i x m筛 , 保存备用 。
基 金项 目: 国家 自然 科 学 基金 资 助 项 目( 4 0 6 7 2 0 7 6 , 4 0 7 0 2 0 5 8 1 ; 山东 省 自然 科 学 基 金( Z R 2 0 1 2 DL 0 9 ) ; 山东 省 东 部 地 区 农 业 生 态 地 球 化 学 调 查 项 目f 鲁 国土 资 字 『 2 0 0 6 ] 7 0 9号 ) 收 稿 日期 : 2 0 1 2 — 1 1 — 1 8 作者简 介 : 孔令 昊 ( 1 9 9 0 一 ) , 男, 山东 菏 泽 市 人 , 硕 士研 究 生 , 主 要 从 事 环 境 地 球 化 学 等 方 面 的 研 究 联 系 人: 杨 丽源( 1 9 7 0 一 ) , 男, 山东滕州 市人 , 教授 , 博 士, 主 要 从 事 环 境 地 球 化 学 等 方 面 的研 究 。
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