环境条件变化下汾河水库沉积物中重_省略_属形态分布特征及潜在生态风险评价

JournalofAridLandResourcesandEnvironmentVo.l23 No.2

Feb.2009

文章编号:1003-7578(2009)02-034-07

环境条件变化下汾河水库沉积物中重金属形态分布特征及潜在生态风险评价

朱维晃,黄廷林,柴蓓蓓,张玉政,卢金锁

(西安建筑科技大学环境与市政工程学院,西安710055)

*

提 要:对汾河水库沉积物中重金属的污染特征和潜在生态风险评价结果表明:汾河水库沉积物中Cd含量为11.42?2.84mg/kg,高于中国湖泊底泥重金属含量背景值。沉积物中Cd的单项潜在生态风险系数远大于其它重金属,高达2346.57,具有极强的生态危害性;而Zn、Cr和Cu只显示出轻微的生态危害性,故Cd是导致汾河水库沉积物中重金属的潜在生态风险增强的主要贡献者。室内模拟沉积物经历好氧和厌氧等环境条件下,并用EDTA铵盐溶液单一提取法和BCR连续提取法分别研究了汾河水库沉积物中Cd、Zn、Cr和Cu等重金属的形态分布特征;结果表明:在好氧条件下,Cd的形态分布特征变化最为明显,具有潜在环境效应的Cd含量所占总量的比例上升至52.15%;用EDTA单一提取法测定结果表明:生物有效态Cd含量占总量的比例(B/T)在好氧处置后最高,达30.37%;上述试验结果进一步证明了沉积物中Cd具有强烈的潜在生态风险和较高的生物有效性。

关键词:沉积物;重金属;形态分布;潜在生态风险评价中图分类号:X524 文献标识码:A 在特定的环境地球化学条件下,加上物理、化学和生物作用等因素的共同胁迫作用下,湖泊/水库沉积物中重金属发生向上覆水体的释放的可能性将得到显著增强,并可造成所谓的\"二次污染\"问题,严重威胁到湖泊/水库的水质安全。环境条件的变化(尤其氧化还原状况)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-水界面间的迁移和转化,故弄清氧化还原条件变化情况对沉积物中重金属形态分布特征变化规律,对重金属在湖泊沉积物中\"源-汇\"关系转化过程中的机理认识有着非常重要的理论价值和现实意义,为以湖泊/水库为饮用水源的城市给水工程决策实施过程提供科学的理论依据。

33

汾河水库位于太原市娄烦县,设计库容7.2亿m,汾河水库流域面积5268km。2002年,\"引黄入晋\"一期工程竣工后,黄河水将被引至汾河水库,成为太原市重要的饮用水源。和其它众多饮用水源水库一样,汾河水库水质面临着重金属二次污染和氨氮超标等问题。如2005年冬春之交,汾河水库冰封期结束,出现水库水质下降,氨氮及铁锰等重金属超标等现象,太原市部分居民发现家中自来水发黄、且伴有腥味

[1-2]

与铁锈味。本课题组研发的扬水曝气国家专利技术应用于汾河水库后,水质氨氮超标问题已经解决。汾河水库水质的重金属二次污染问题则是在上述问题解决后,有待重点关注的新课题,故本文主要考察在不同湖泊水环境条件(好氧、厌氧)下,结合重金属的EDTA铵盐溶液单一提取法和BCR连续提取法,对汾河水库沉积物中重金属含量及分布特征研究,这对于避免汾河水库受到沉积物中重金属的二次污染,有着重要的现实意义。

*收稿日期:2007-12-24。

基金项目:国家自然基金(50778147);陕西省自然科学基金(2007E241);西建大人才基金(RC0613)资助。

作者简介:朱维晃(1977-),男,博士,讲师,主要研究方向为重金属污染控制,E-mai:lzhuweihuang@yahoo.com.cn通讯作者:E-mai:lHuangtinglin@xauat.edu.cn第2期

朱维晃等 环境条件变化下汾河水库沉积物中重金属形态分布特征及潜在生态风险评价

#35#

1 材料与方法

1.1 样品采集与实验装置

用彼得森取样器采集于汾河水库30cm以上表层新鲜沉积物泥样。在不同氧化还原条件下,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(图1)。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,pH和Eh等各理化参数的便携式电极通道。利用该装置已成功

图1 试验装置

开展了土壤以及沉积物中重金属、有机污染物的释放、

Fig.1Schematicdiagramoftheexperimentalapparatus

迁移转化等方面的模拟研究。

将沉积物原样和经历好氧和厌氧环境条件下的沉积物样品分别于75e~80e烘箱烘干,并筛除泥样中碎沙、石块等颗粒物,粉碎至细,过1mm孔径尼龙筛,密封保存。1.2 重金属含量测定方法1.2.1 沉积物中生物有效态Cd含量的测定

EDTA的络合作用很强,能完全络合土壤溶液中的可交换态重金属,并能让沉积物和土壤中以松散有机结合态形式存在的重金属释放解离出来并与之络合,与DTPA相比,EDTA更适合作为沉积物和土壤中具有生物有效性的重金属提取剂。这种方法对评估沉积物和土壤中的生物有效态重金属含量时,应用十

[3-4<

分广泛。

提取液组成:0.5mol/LNH4AC+0.5mol/LHAC+0.02mol/LNa2EDTA,pH值:4.65。然后取过1mm孔径筛沉积物样1g,加10mL提取液,振荡1h,离心25min,取上清液,过滤,置于离心管中,待测。1.2.2 沉积物中重金属总量的测定

:1:1用混合酸消解样品,混合酸组成:HNO3/HClO4/HF,体积比为2。称取沉积物样品0.1g,向样品中加入5ml混合酸,然后将样品置于消解专用微波炉(美国CEM公司MDS-2000型)的内衬杯中消解

30分钟,蒸干剩余酸,再加1ml浓HNO3,继续蒸干,然后用0.02mol/LHNO3洗涤消解后的盐类,定容至25mL,待测。1.2.3 沉积物中不同赋存形态重金属含量测定

采用欧共体标准测量及检测委员会(BCR)推荐的三步提取法来分析沉积物中不同赋存形态的重金属含[5]

量。BCR提取法将土壤,沉积物等环境样品中的重金属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)、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。以上所有沉积物样品中重金属总量以及各形态含量均用原子吸收法测定。

2 结果与讨论

2.1 汾河水库重金属含量及潜在生态风险评价

汾河水库沉积物中Cu,Zn,Cd和Cr四种重金属含量如图2所示,Cd含量较高,为11.42?2.84mg/kg,是

[6]

中国湖泊底泥重金属含量背景值的12.15倍,除重金属污染严重的云兰内草海外,高于中国其它湖泊沉积物中Cd含量;而Cu、Cr和Zn的含量均较低,低于中国湖泊底泥重金属含量背景值,其中Cu的含量(15.?2.61mg/kg)仅为中国湖泊底泥Cu含量背景值的33%,上述数据表明汾河水库沉积物中Cd污染程度较为严重。

为进一步说明沉积物中重金属的污染程度和潜在

图2 汾河水库沉积物中重金属含量Fig.2TheconcentrationoftheheavymetalsinthesedimentoftheFenhereservoir

#36#干 旱 区 资 源 与 环 境

[7]

第23卷

生态危害性,本文引入Hakanson提出的评价沉积物中重金属的潜在生态风险指数法对Cu,Zn,Cd,Cr四种重金属进行潜在生态风险评价,该法从沉积学角度对沉积物中重金属污染进行评价,不仅考虑沉积物中重金属含量,而且将重金属的生态效应、环境效应与毒理系在一起,采用具有可比的、等价属性指数分级法进行评价,潜在生态危害指数涉及到单项污染系数、重金属毒性响应系数以及潜在生态危害单项系数,可用如下等式表示:

RI=EEr=ETrCf=ETri=1i=1i=1

in

i

n

i

i

n

iC

表层

i

/Cn

i

i

i

i

式中:Er为潜在生态危害单项系数,Tr为某一种金属的毒性响应系数。Cf为单项污染系数,C表层

i

为表层沉积物中重金属浓度实测值,Cn为参比值。考虑到汾河水库上游地区水土流失严重,汾河水库淤

[8]

积了大量来自汾河流域的泥沙,故在本文研究中,参比值采用的是汾河流域土壤中重金属元素背景值。 重金属污染系数和生态危害指数分级标准见表1,根据此标准对汾河沉积物中重金属的潜在生态风险进行评价(表2),结果表明:Cu和Cr的单项污染系数均小于1,属轻度污染,但Cd的单项污染系数为78.22,显示出很强的污染程度;对四种重金属的潜在生态风险程度评价得知,由于Cd的单项污染系数很高,其单项潜在生态风险系数也相应远大于其它三种重金属,高达2346.57,具有极强的生态危害性,而其它三种重金属只显示出轻微的生态危害性。沉积物中四种重金属的累积潜在生态风险指数为2352.29,说明汾河沉积物中重金属的生态危害性极强,表明了沉积物中重金属,特别是Cd,可能发生的二次污染对汾河水库的水质安全存在严重的安全隐患,故对汾河水库沉积物中重金属,尤其Cd的环境治理力度和关注程度应得到高度加强。

表1 重金属潜在生态风险等级划分标准

Tab.1Gradestandardofthepotentialecologicalriskoftheheavymetal

单项污染系数Cf

ii

污染程度轻度污染中等污染强污染很强污染

单项潜在生态风险系数Eri<4040[Eri<8080[Eri<160160[Er<320Eri\\320

i

潜在生态风险指数RI

RI<150150[RI<300300[RI<600RI\\600

潜在生态风险程度轻微生态危害中等生态危害强生态危害很强生态危害极强生态危害

Cf<11[Cfi<33[Cf<6Cf\\6

ii

表2 汾河水库沉积物中重金属单项污染系数、单项污染潜在生态风险系数和潜在生态危害程度

Tab.2Thecoefficientsofmonomialcontamination,potentialecologicalriskand

thepotentialecologicalriskindexoftheheavymetalsinthesedimentoftheFenhereservoir

元素CuZnCdCr

实测值(mg/kg)15.?2.61129.11?7.9011.42?2.8435.50?1.58

参比值(mg/kg)

29.3867.20.146.3

单项污染系数

0.541.9278.220.55

污染程度轻度污染中等污染很强污染轻度污染

毒性响应系数[7]

5

1302

单项潜在生

潜在生态

态风险系数风险程度

2.70轻微生态危害

1.922346.571.10

轻微生态危害极强生态危害轻微生态危害

2.2 不同环境条件下汾河水库沉积物中重金属形态分布特征

已有大量的研究报道表明:湖泊/水库在经历过较强烈的环境地球化学条件(如水体的氧化还原状况等)变化后,使得沉积物中重金属污染物大量进入上覆水体,向湖泊水体快速扩散,从而造成对湖泊水质

[9]

的二次污染;在此过程中,沉积物中不同赋存形态的重金属由沉积物向水体扩散能力存在着一定的差异,如水溶态和离子交换态的重金属扩散能力较强,而以残渣态形式存在的重金属环境效应很弱,能稳定

[10]

的存在于沉积物中。湖泊水质的重金属二次污染问题一般都是随着湖泊水体中氧化还原边界层的生成及其在水体垂直剖面上的迁移扩散而产生的,而氧化还原边界层的生成和迁移都是湖泊水体特别是沉

[11]

积物-水界面的氧化还原条件变化的结果。

由此可见研究湖泊沉积物-水界面处的氧化还原条件的变化对沉积物中重金属各形态分布特征的影响

[12]

是必要的,这也是为防治湖泊水质避免受到沉积物中重金属的二次污染解决途径提供理论依据。考察在

[13]

不同的氧化还原条件下,有学者研究了城市水厂污泥以及施用污泥后的农田土壤中的重金属释放和形态

[14][15]

分布情况、好氧和缺氧等环境条件下沉积物-水界面上覆水体中重金属离子浓度的变化以及湖泊沉积

[16]

物采样后在空气中自然氧化干燥后,沉积物中重金属形态分布变化情况。但室内模拟湖泊沉积物-水界第2期

朱维晃等 环境条件变化下汾河水库沉积物中重金属形态分布特征及潜在生态风险评价

#37#

面处氧化还原条件的变化,对沉积物中重金属各形态分布特征变化的影响,还鲜见相关报道。2.2.1 室内模拟试验过程中沉积物-水界面处上覆水体理化条件的变化

[17]

理论上,纯水中pH值和氧化还原电位(Eh)之间的关系可表示为:Eh(mV)=-59.16pH(好氧条件下);Eh(mV)=-59.16pH+1229(厌氧条件下),即pH每上升1单位,Eh下降约59.16mV。

室内模拟试验过程中,上覆水体的Eh和pH之间的关系分别为:Eh(mV)=-35.848pH+528.8422(R=0.7149,好氧条件下);Eh(mV)=-251.43pH+2140.5(R=0.8023,厌氧条件下)。由此可见,厌氧条件下上覆水体pH变化对氧化还原电位的影响更加明显,pH每上升1单位,Eh下降约251.43mV。这主要是沉积物-水界面间的微生物活动以及有机物降解矿化过程中消耗了大量上覆水体中的溶解氧,上覆水体中的溶解氧得不到有效补充而急剧下降,使得上覆水体处在明显的还原条件下,故上覆水体pH在改变相同单位的情况下,在厌氧环境下,相应的氧化还原电位的改变值要显著的多。

图3 室内模拟试验过程中沉积物-水界面处上覆水体pH和氧化还原电位(Eh)之间的关系Fig.3TherelationshipbetweenpHandEhofthewaterinthesediment-waterinterfaceinthesimulatedexperiment图4 室内模拟试验过程中沉积物-水界面处溶解氧(DO)的含量

Fig.4theconcentrationoftheDOinthewaterofthesediment-waterinterfaceinthesimulatedexperiment

图4中的A区表示在好氧条件下,上覆水体中DO含量很快达到一稳定值,维持在9mg/L左右。随

后向反应装置内通入高纯氮气,为厌氧条件,上覆水体中DO含量变化可分为两个阶段:1)DO含量从6.47mg/L下降到第40天的0.76mg/L(B区);2)随着缺氧阶段的持续,DO含量均维持在0.6mg/L以下,上覆水体的氧化还原电位也随之降至-200mV左右(C区)。2.2.2 环境条件变化下汾河水库沉积物中重金属形态分布特征变化

沉积物以及土壤中重金属的环境效应与其赋存形态有关,残渣态重金属在通常情况下难于释放出来。进一步的研究表明,化学溶剂提取法得到的形态分析结果与重金属的环境和生物效应之间存在着某种程度的相关性,因此一般认为能被溶剂提取出的重金属各形态,均具有不同程度的潜在环境效应。对湖泊水环境体系来说,当沉积物-水界面所处环境化学条件(氧化还原状况、pH、Eh等)发生变化时,沉积物中水溶态、可交换态与碳酸盐结合态(F1,酸提取)、铁锰氧化物结合态(F2,盐酸羟胺提取)和有机物与硫化物结合态(F3,双氧水提取),这三种不同赋存形态的重金属的环境效应和迁移转化能力均随之发生改变,并可能带来潜在的二次污染湖泊水质的危害性。

环境条件变化下汾河水库沉积物中重金属形态分布特征变化见图5。在好氧条件下,沉积物中Cd的各赋存形态的含量,占总量的比例均高于原样和厌氧条件下,其中以F1结合态所占总量的比例升高最为明显,达21.5%;而厌氧条件下沉积物中Cd的F1结合态所占总量的比例仅为9.3%,略低于原样的11.5%;沉积物原样以及好氧和厌氧条件下,具有潜在环境效应Cd的三种赋存形态含量(F1,F2和F3)所占总量的比例均大于30%,其中在好氧条件下,其比例高达52.15%。

沉积物中Zn的各形态分布类似于Cd,经过好氧和缺氧处理后,Zn的三种赋存形态(F1,F2和F3)的含量之和占总量的比例分别由原样的5.7%上升至14.1%和11.4%,其潜在环境效应得到进一步增强。在好氧条件下,锌的铁锰氧化物结合态含量为6.87%,较原样1.39%增加了约5倍,表明在好氧条件下形成的铁锰氧化物,对锌有较强的吸附作用,使锌在沉积物中的形态分布也发生了相应的变化。

而Cr在经过好氧处理后,具有潜在环境效应的各赋存形态含量占总量的比例与原样相比,变化较小,均保持在4%左右,但经过缺氧处理后,上升为7.4%。无论是好氧还是缺氧处理后,沉积物中Cu其三种赋存形态(F1,F2和F3)的含量之和占总量的比例均小于2%,表现出较弱的环境效应。#38#干 旱 区 资 源 与 环 境第23卷

图5 沉积物中不同赋存形态的重金属百分含量

Fig.5Thepercentagesofthedifferentspeciationoftheheavymetals

沉积物中重金属在经历不同的环境条件变化下各形态分布特征变化表明,沉积物中Cd和Zn的氧化

还原敏感性程度较高,其形态分布特征变化以Cd最为明显,其环境效应在好氧条件下得到显著增强,这

[16][18]

与K.Saeki以及M.Kersten等众多学者的研究结论类似。而Cr和Cu则较稳定,特别是Cu,在经历好氧和缺氧条件下,具有潜在环境效应的赋存形态所占总量的比例不超过2%。

除残渣态外,锰的F1结合态含量所占总量比例高于其它赋存形态含量,这种现象主要与锰的地球化

2+2+2+

学性质有关,Mn的离子半径(0.91pm)同Ca和Mg的离子半径(分别为1.08pm和0.8pm)接近,在

2+2+2+

碳酸盐矿物形成过程中,Mn易与Ca和Mg发生类质同相替代,由此造成沉积物中含较高的水溶态、可交换态及碳酸盐结合态锰。

在好氧和厌氧条件下,以F1结合态形式存在的铁占总量的比例由9.08%降低至5.1%,这主要是沉积物中以F1结合态存在的铁主要是以无定形胶体铁的水合物形式存在,在好氧条件下,沉积物中无定形胶体铁的水合物经脱水老化,转化成高价态铁的氧化物,形成针铁矿、赤铁矿、磁铁矿等稳定的难溶于水的

[18]

铁氧化物形式存在。

综上所述可知,汾河水库一旦经历湖泊典型的氧化还原等环境条件变化事件后,沉积物中重金属Cd极易发生二次污染,这和对汾河水库重金属潜在生态风险评价得到的结果一致。相对于Zn和Cd,沉积物第2期

朱维晃等 环境条件变化下汾河水库沉积物中重金属形态分布特征及潜在生态风险评价

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中Cr和Cu比较稳定,发生二次污染的可能性较低。值得注意的是,具有可变价态的铁锰在好氧和缺氧处理后,它们在沉积物中各赋存形态含量占总量的比例变化并不十分明显,但具有潜在环境效应的各形态(F1,F2和F3结合态)的铁锰含量占总量的比例都高于其它重金属(除Cd外),故沉积物中具有可变价态

[19-21]

的铁锰及其氧化物,在积极参与其它重金属和有机污染物的迁移、转化等生物环境地球化学过程中,从沉积物-水界面向上覆水体不断迁移扩散,故铁锰也是对水质造成威胁的潜在金属离子污染源。2.2.3 沉积物中生物有效态Cd含量

对汾河沉积物中重金属的连续提取法实验结果表明:Cd的潜在环境效应最为活泼,且其毒性响应系数为30,毒性远大于Zn、Cr、Cu、Fe、Mn,故对沉积物中Cd的生物有效性进行进一步的研究是必要的。ED-TA单一提取法表征的生物有效态Cd含量主要包括水溶态、可交换态和有机结合态等存在形式的重金属

[4]

含量。如前所述,EDTA能完全络合土壤溶液中的可交换态重金属,并能让沉积物和土壤中特别是以松散有机结合态形式存在的重金属释放解离出来并与之络合。

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有效性时,B/T值一般不超过

[4]5%,但对于汾河沉积物中生物有效态Cd的EDTA单一提取法测定结果(图6)表明:生物有效态Cd含量占总量的比例(B/T)在好氧条件下最高,达30.37%,在厌氧条件下,B/T值约减小至15%左右。即无论是沉积物原样还是在厌氧和好氧条件下,B/T值均大于5%,与前人的研究结论显著不同,这也进一步说明汾河沉积物中Cd的生物可利用性程度较高,具有很强的潜在环境危害性。

保持沉积物-水界面不受外界扰动的情况下,在好氧 图6 沉积物中TOC(总有机碳)质量百分含量和阶段过渡到厌氧阶段后,室内模拟试验可观察到上覆水体 重金属Cd的生物有效态含量占总量的比例(B/T)表观由清澈逐渐变为浑浊,这主要是色度高的有机质从沉 Fig.6TheconcentrationoftheTOCandratioof

bioavailabletothetotalconcentrationofCd积物向上覆水体快速扩散的结果,沉积物中TOC(总有机

碳)质量百分含量也相应由2.5%减小至1.9%(图6)。

Cd与沉积物中有机质的结合能力要比其它重金属(如Cu和Zn等)要弱得多,与有机质形成络合物的稳

[22]

定常数大小顺序如下:Cd(logK=5.45)3 结论

(1)汾河水库沉积物中Cd含量较高,为11.42?2.84mg/kg,是中国湖泊底泥重金属含量背景值的12.15倍。

(2)对汾河沉积物中重金属的潜在生态风险评价表明:沉积物中Cd单项潜在生态风险系数远大于其它重金属,为2346.57,具有极强的生态危害性,而其它三种重金属只显示出轻微的生态危害性。Cd是导致汾河水库沉积物中重金属的潜在生态风险增强的主要贡献者。

(3)室内模拟不同环境条件变化下(好氧和厌氧),对沉积物中重金属的形态分布特征研究表明:Cd和Zn的形态分布特征变化对沉积物-水界面的氧化还原状况改变较为敏感。沉积物在好氧处理后,具有潜在环境效应的Cd含量所占总量的比例上升至52.15%。

(4)进一步用EDTA单一提取法讨论了Cd的生物有效性,结果表明:沉积物中Cd不论是经历好氧还是厌氧处理后,生物有效态含量占总量的比例(B/T)均大于10%,以沉积物在好氧处置后B/T值最高,达30.37%。结论(3)和(4)都进一步验证了对Cd的潜在生态风险评价结论。

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参考文献

第23卷

[1]黄廷林,缪晶广,丛海兵.扬水曝气条件下生物接触氧化处理微污染源水[J].水处理术,2005,31(12):46~48.

[2]丛海兵,黄廷林,缪晶广,等.水体修复装置-扬水曝气器的开发[J].中国给水排水,2005,21,(3):41~45.[3]QuevauvillerPh,LachicaM,BarahonaE,eta.lCertifiedreferencematerialforthequalitycontrolofEDTA-andDTPA-extractabletracemetal

contentsincalcareoussoil(CRM600)[J].FreseniusJAnalChem,1998,360(5):505~511.[4]TarvainenT,KallioE.BaselinesofcertainbioavailableandtotalheavymetalconcentrationsinFinland[J].AppliedGeochemisrty,2002,17(8):975~980.[5]RauretG,L󰀁pez-S󰀂nchezJF,SahuquilloA,eta.lImprovementoftheBCRthreestepsequentialextractionprocedurepriortothecertificationofnewsedimentandsoilreferencematerials[J].JEnvironMonit.,1999,1(1):57~61.[6]滑丽萍,华珞,高娟,等.中国湖泊底泥的重金属污染评价研究[J].土壤,2006,38(4):366~373.[7]LarsHakanson.Anecologicalrishindexforaquaticpollutioncontro:lasedimentologicalapproach[J].WaterResearch,1980,14(8):975~1001.

[8]白增森,吴家华.山西汾河流域盆地土壤八种元素分布特征的研究[J].土壤肥料,1999,(3):15~17.[9]白占国,吴丰昌.百花湖季节性水质恶化机理研究[J].重庆环境科学,1995,17(3):10~14.

[10]廖自基.环境中微量重金属元素的污染危害与迁移转化[M].北京:科学出版社,19.

[11]马英军,万国江.泸沽湖氧化还原边界层的季节性迁移及其对水质的影响[J].环境科学学报.2000,20(1):27~32.[12]金相灿.沉积物污染化学[M].北京:中国环境科学出版社,1992.

[13]沈晓南,谢经良.厌氧消化后污泥中的重金属形态分布[J].中国给水排水.2002,18(11):51~52.

[14]BrownG.A.Theinfluenceofredoxpotentialonspeciationofmetalsandnutrientsincompost-amendeduplandandwetlandsoils[D].Mich-i

gan:ABel&lHowwellInformationCompany,1997,36-51.[15]汪福顺,刘丛强,梁小兵,等.湖泊沉积物中微量金属二次迁移过程中微生物作用的实验研究[J].湖泊科学,2006,18(1):49-56.[16]SaekiK,OkazakiM,MatsuivlotoS.Thechemicalphasechangesinheavymetalswithdryingandoxidationofthelakesediments[J].War.

Res.,1993,27(7):1243-1251.[17]王基镕.水的电势-pH图的绘制[J].化学通报,1999,(4):57~59.

[18]KerstenM,ForstnerU.Chemicalfractionationofheavymetalsinanoxicestnarineandcoertalsediments[J].WaterSc.iTechno.l,1986,18:

121~130.[19]LovelyDR,PhillipsEJP.RequirementforamicrobialconsortiumtocompletelyoxidizeglucoseinFe(Ó)reducingsediments[J].App.lEn-viron.Microbio.l,19,55(12):3234~3236.[20]CooperDC,PicaralF,COBYAJ.Interactionsbetweenmicrobialironreductionandmetalgeochemistry:effectofredoxcyclingontransition

metalspeciationinironbearingsediments[J].Environ.Sc.iTechno.l,2006,40(6):1884~11.[21]万国江,胡其乐,曹龙,等.资源开发环境灾害地球化学-以贵州阿哈湖铁、锰污染为例[J].地学前缘,2001,4(8):353~358.[22]TakenagaH,AsoS.Studiesonthephysiologicaleffectofhumicacid(Part9).Stabilityconstantsofcation-nitrohumicacidchelates[J].Jap.

J.SoilSc.iPlantNutr.,1975,46:349-354.

TheImpactoftheRedoxConditionsontheSpeciationoftheHeavyMetalsintheSedimentoftheFenheReservoirandTheirAssessmentsofthePotentialEcologicalRisk

ZHUWei-huang,HUANGTing-lin,CHAIBei-be,iZHANGYu-zheng,LUJin-suo

(SchoolofEnvironmentalandMunicipalEngineering,Xia'nUniversityofArchitectureandTechnology,Xia'n710055,China)

Abstract

TheresearchonthepollutioncharacteristicsandtheassessmentsofthepotentialecologicalriskoftheheavymetalsinthesuperficialsedimentoftheFenhereservoirshowedthattheconcentrationsofCdis11.42?2.84mg/kg,higherthanthatofthebackgroundvalueinlakesedimentinChina;thepotentialecologicalriskindex(RI)ofCdinthesuperficialsedimentreachedto2346.57,whichwashigherthanotherheavymetalssuchasCr,CuandZn.ThehighcontentofCdimplieditsseriousecologicalrisk.TheinfluenceoftheredoxconditionsonthespeciationandbioavailabilityoftheheavymetalswereinvestigatedbytheBCRsequentialextractionandEDTAsingleextractionrespectively.Theresultsoftheexperimentshowedthatthespeciationandbioavailabilityoftheheavymetalsinthesuperficialsedimentwerechangedafterhavingbeenunderwentreductiveoroxidativecondition.ThechangeofthespeciationofthedifferentfractionofCdwasthemostobviousthanotherheavyme-tals,andthepercentageofitsfractionswhichhavepotentialenvironmentaleffecthadbeenincreasedto52.15%.TheEDTAsingleextractionexperimentshowedthatthepercentageofthebioavailablefractionofCdinsedimentwasthehighest(30.37%),whenthesedimentwasinoxidativeconditions.TheaboveextractionexperimentalresultscouldfurtherprovethefactthattheCdshowedveryhighecologicalrisk.

Keywords:sedimen;theavymeta;lspeciation;assessmentofthepotentialecologicalrisk