湘江湘潭段河岸沉积物重金属污染地球化学分析

杨 霞, 彭 渤,2*, 吴雅霁, 张 坤, 匡晓亮,吴蓓娟, 谭长银,2, 涂湘林



湘江湘潭段河岸沉积物重金属污染地球化学分析

杨 霞1, 彭 渤1,2*, 吴雅霁1, 张 坤1, 匡晓亮1,吴蓓娟1, 谭长银1,2, 涂湘林3

(1. 湖南师范大学 资源与环境科学学院, 湖南 长沙 410081; 2. 湖南师范大学 环境重金属污染机理与生态修复重点实验室, 湖南 长沙 410081; 3. 中国科学院 广州地球化学研究所, 广东 广州 510640)

本研究用X射线荧光(XRF)和电感耦合等离子质谱仪(ICP-MS)等对湘江湘潭段河岸沉积物进行了主元素、微量元素地球化学分析。结果表明, 河岸沉积物具明显贫Na2O、CaO、MgO等碱质, 而富Fe2O3、MnO等氧化物的化学组成特征。沉积物明显富集Cu、Pb、Zn、Mn、V、Cr、U、Th等多种重金属和Zr、Hf、Ta等高强场元素, 而亲石元素Cs、Ga、Ge、Rb、Sr等及稀土元素(REE + Y)在沉积物中富集不明显。地累积系数(geo)法评价显示, 河岸沉积物存在Cu、Zn、Pb等元素组成的潜在重金属污染。主元素与重金属元素相关性分析显示, Ba、Rb、Th、U、Sc、Cr、Ta、Nb、Zr、Hf、Ga、Ge、Y等主要赋存于石英等碎屑矿物中, 这些微量金属元素可能主要为自然来源, 在沉积物中化学性质相对稳定; 而Mn、V、Co、Cr、Cu、Pb、Zn等重金属元素则主要赋存于铁、锰氧化物矿物相中, 这些重金属元素可能以人为源为主, 在沉积物中有一定的化学活性, 可发生活化迁移。沉积物的Fe2O3、LOI、∑REE等的含量值及Eu/Eu*值可作为指示沉积物重金属污染的地球化学指标, 对沉积物重金属污染有一定的指示作用。

主元素; 微量元素; 重金属活性; 河岸沉积物; 湘江

0 引 言

湘江是我国重金属污染最严重的河流之一[1]。已有研究对湘江沉积物重金属污染从沉积物重金属元素(如Cu、Cd、Pb、Zn等)含量及空间分布特征[2‒4]、赋存状态[5‒9]、污染程度评价[1,8‒12]等很多方面进行了深入分析。近年来, 对沉积物重金属污染的生态环境效应[11‒13]、重金属污染源[1,14,15]、人为源重金属比例[1,16‒18]等重要问题又做了进一步的研究。但以往主要研究河床沉积物, 对长期暴露地表、堆积并分布在城市周围的河岸沉积物之重金属污染问题缺少关注。由于长期暴露地表的河岸沉积物与人们生产、生活关系密切(如种庄稼), 故对河岸沉积物进行重金属污染分析十分必要。本文以重金属污染较严重的湘潭段河岸沉积物为研究对象, 试图在分析河岸沉积物元素地球化学特征的基础上, 评价其重金属污染程度, 探讨重金属元素的活性, 探寻指示沉积物重金属污染的常规地球化学指标, 为重金属污染防治提供科学参考。

1 研究区域概况

湘江流域内岀露的主要地层岩石有: 前寒武系变质砂板岩、古生代碳酸盐岩、中新生代红色砂砾系、第四系沉积物等, 并广泛分布有印支-燕山期花岗岩体[1]。流域上游(零陵以南)以泥盆系砂、页岩和泥盆-石炭系的石灰岩为主, 中下游地区(零陵至株洲)以广泛分布中新生代紫红色砂岩为特征, 下游入口湖河段 (株洲以北) 则主要为第四纪沉积物, 包括白砂井组砂砾层和网纹红土层等[9]。湘潭段河道及周边以第四系白砂井组砂砾层、网纹红土为主, 局部有白垩系红色砂岩(图1)。这些岀露的岩石中, 古生代碳酸盐岩和印支-燕山期花岗岩是地表条件下易于风化分解的岩石, 其化学风化作用可能对沉积物的元素地球化学组成有直接影响。湘潭是湖南重要的工业城市, 城区内钢铁厂、化工厂等厂矿企业主要沿湘江河岸分布(图1)。湘江在城区东部经湘潭县栗才坡南西向流入市区后, 于下摄司转向北西, 然后再转向北东, 于竹埠港流向北。这样, 湘江湘潭段河流在城区范围内形成一个完整的“U”形弯曲河段(图1)。弯曲河段流水动力条件变化明显, 导致沉积物大量沉积。历次沉积事件在该河段形成了巨厚的沉积层(下摄司处沉积厚度大于30 m)。河流改道、人为作用以及第四纪地壳运动等各种因素, 使得巨厚的沉积物暴露地表, 形成所谓的河岸沉积物。本文暂将常年露出河流水面、堆积地表的河流沉积物称之为河岸沉积物。湘潭段河岸沉积物主要分布于市区下摄司、竹埠港等地(图1)。

2 样品与方法

本次工作对湘潭下摄司、竹埠港两地分布的河岸沉积物进行地质调查和沉积剖面测量。根据野外调查结果, 得到湘潭城区河岸沉积物大致分布如图1所示。下摄司河岸沉积物主要沿湘江北岸呈带状分布, 带宽10~100 m之间, 东西延伸在1000 m以上, 出露厚度3~5 m。沉积物为水平层状产出的黑灰色淤泥, 间夹薄层(层厚小于5 cm)暗黄色或黄褐色粉砂质淤泥。单层厚度2~5 cm不等。由于该处沉积物人为扰动明显, 故在进行沉积剖面测量时, 选择位于扰动层下、第四系砾石层之上的沉积物(图2a)进行沉积物测量和取样。所测剖面沉积物垂直厚度2.5 m。野外按5 cm的间距、自上而下进行连续取样, 样品分布如图2b。竹埠港河岸沉积物呈面状展布(图1), 为水平层状产出的灰黄色或褐黄色含粉砂质淤泥(图2c)。沉积物出露厚度在2~5 m之间。本次工作对厚度为5 m的沉积剖面进行地质测量, 并按前述方法进行沉积物取样。野外取得单个样品质量为0.5 kg的沉积物样品, 装入干净的封口袋带回实验室。

室内样品自然风干后置入烘箱于40 ℃条件下烘干, 然后将样品捣碎、剔除植物残枝和砾石碎块, 过60目筛。再称取5.0 g样品于玛瑙研钵中研磨, 过200目筛, 得到粉末样品。在中国科学院广州地球化学研究所同位素地球化学国家重点实验室利用PW2404型X射线荧光分析仪(XRF)进行主元素分析, 利用Perkin-Elmer Elan 6000型等离子质谱仪(ICP-MS)测定沉积物微量元素含量。样品化学处理、仪器工作条件、分析精度、误差, 及标准样品等参见相关文献[1,17,18]。

3 结 果

3.1 主元素

下摄司和竹埠港河岸沉积物主元素分析结果统计如表1。可见, 主元素SiO2、Al2O3、TiO2、Fe2O3、MgO、CaO和K2O等在沉积物中含量变化相对稳定(变异系数v< 0.20), 而MnO、Na2O、P2O5及LOI(烧失量)等的含量变化较大(v> 0.20)。这与湘阴段河床沉积物Fe2O3、MgO、CaO和P2O5等组分含量变化大的特点[18]有所不同。为表征沉积物主元素组成特征, 作主元素含量变化图(图3)。为便于对比, 将上地壳(UCC)[19]、长江沉积物(YZ)[20]、世界河流悬浮物(SPM)[21]、中国东部花岗岩(GR)[22], 以及湘江河床沉积物292件分析样品(XJR, 未发表资料)的主元素平均值投于图3。从图3可见: (1)下摄司(XS)和竹埠港(ZB)两地沉积物主元素组成无明显差别, 且总体与湘江沉积物平均值(XJR,= 292)相近。在A-CN-K投影图(图4)上, 所有沉积物投影点相互重叠, 位于靠近端点A的三角形上部, 并趋于向AK线靠近; (2)相对于上地壳(UCC)[19]和长江沉积物(YZ)[20], 河岸沉积物明显亏MgO、CaO和Na2O等碱质组分, 而相对富集Fe2O3和MnO(图3c、图3d、图3e、图3f、图3i), 其余主元素的含量基本与上地壳(UCC)[19]、长江沉积物(YZ)[20]可对比(图3); (3)与中国东部花岗岩(GR)[22]相比, 河岸沉积物明显富集Fe2O3、TiO2和MnO(图3b、图3c、图3d), 而明显亏损K2O和Na2O(图3h、图3i); (4)河岸沉积物Al2O3、MgO、P2O5、LOI等组分与SiO2之间明显线性负相关(图3a、图3c、图3i、图3j), 显示这些组分有明显的粒度效应, 即它们趋于在细粒沉积物中富集。而MnO、CaO、K2O和Na2O等组分则不然。另外, 下摄司沉积物SiO2与TiO2(2= 0.60)、竹埠港沉积物SiO2与Fe2O3(2= 0.75)明显线性负相关(图3b、图3c)。表明下摄司沉积物中的TiO2、竹埠港沉积物中的Fe2O3趋于在细粒沉积物中富集。

图1 湘江湘潭段河岸沉积物分布图示

1.第四系砾岩、砂岩或网纹红土; 2. 白垩系红色砂岩; 3. 三叠-侏罗系碎屑沉积岩; 4. 泥盆系砂岩; 5. 元古界变质板岩; 6. 实测及推测河岸沉积物界线; 7. 河道; 8. 河岸沉积物剖面位置; 9. 工厂(主要为化工厂、钢铁厂和电厂等)

图2 湘江湘潭段河岸沉积物剖面及样品分布

(a)下摄司河岸沉积物剖面位置; (b)下摄司河岸沉积物采样点; (c)竹埠港河岸沉积物剖面及采样点

表1 湘江湘潭段河岸沉积物主元素、微量元素含量分析统计结果

(续表1)

注: Eu/Eu*=lg[2EuN/(SmN+GdN)], Ce/Ce*=2Ce/(LaN+NdN), N表示球粒陨石标准化; CIA为沉积物化学风化指数, 计算公式: CIA=100×Al2O3/ (Al2O3+CaO+Na2O+K2O), 所有元素换算成摩尔质量, 其中CaO*为硅酸盐中CaO的含量, 校正方法为: 当CaO﹤Na2O时, CaO*=CaO, 当CaO>Na2O时, CaO*=Na2O; K=K2O

3.2 微量元素

沉积物微量元素含量分析结果统计见表1。总体看, 下摄司沉积物微量元素含量变化相对稳定(v< 0.20, 除Mn、Cu、Zn、Pb、Sr和Zr等元素外), 而竹埠港沉积物微量元素含量变化较大(v> 0.20)。但除元素Mn和Zr外, 其他微量元素在下摄司和竹埠港沉积物中的平均含量可对比(表1)。故以下从重金属元素、高场元素和稀土元素等方面, 来讨论湘潭段河岸沉积物微量元素地球化学特征。

图3 以SiO2含量为横坐标的沉积物主元素含量变化图

UCC为上地壳[19], YZ为长江沉积物[20], SPM为世界河流悬浮物[21], GR为花岗岩[22], XJR为湘江河床沉积物292件样品的平均值(未发表资料)

图4 沉积物主元素A-CN-K投影图

A=Al2O3; CN=CaO*+Na2O, 其中CaO*为硅酸盐中CaO的含量, 校正方法同表1注; K=K2O; XS、ZB为下摄司、竹埠港沉积物样品, 其他同图3中

3.2.1 重金属元素

这里讨论的重金属为广义的重金属[1], 包括Sc等12种金属(表1)。为定量表征河岸沉积物重金属元素的富集特征, 本文按下式计算元素的富集系数(EF)[1]。

EF=(X/M)sample/(X/M)background(1)

式中, (X/M)sample为样品中某重金属X对参照元素M的比值, (X/M)background为背景值中某重金属X对参考元素M的比值。

由于主元素中, Al2O3与SiO2的含量之间呈线性负相关关系(2= –0.77, 图3a), 且沉积物中Al2O3的含量可表征细粒黏土矿物的特征, 而SiO2的含量则与粗粒的碎屑矿物(如石英等)相对应[23‒24], 故选择Al为参照元素来消除沉积物的粒度效应, 以计算重金属等微量元素的EF值。又由于湘江属于长江水系, 湘江沉积物元素背景值尚较缺乏, 故本文以长江沉积物相应元素含量平均值[20]为参照, 来计算重金属等微量元素的EF值。河岸沉积物中Mn等重金属的EF值计算结果见箱型图5a。依据彭渤等[1]的评价标准, Cu、Pb和Zn等重金属元素在沉积物中为显著富集(EF平均值在6.5~9.4之间), 重金属Mn、V、Cr、Cu、U和Th等为中等富集(EF平均值在2.0 ~ 4.0之间)。Ba则无明显富集特征(EF平均值小于1)。总体上, 河岸沉积物富集Cu、Pb、Zn、Mn、V、Cr、Cu、U和Th等重金属元素。

3.2.2 高场强元素和稀土元素

高强场元素Zr和Hf在竹埠港沉积物中含量高, 如Zr最高达2800 μg/g, 平均达818 μg/g (= 37)。且竹埠港沉积物中Zr和Hf含量明显高于下摄司(如Zr最高为870 μg/g, 平均为523 μg/g,= 25)。但两剖面沉积物的Zr/Hf值十分接近(竹埠港平均为37.0,= 37, 下摄司平均为36.7,= 25), 且变化很小(v< 0.04)。而且, 沉积物的Zr/Hf值与湘江上游水口山花岗闪长岩的Zr/Hf值(平均36.1,=12)[25]十分接近。

其余微量元素在两剖面沉积物中的含量无明显区别, 一些化学性质相对稳定的元素对之比值如Ga/Ge(下摄司为8.5,= 37; 竹埠港为7.8,= 25)、Nb/Ta(依次为9.0, 8.3, 表1)等在两沉积剖面中基本一致。但沉积物的Nb/Ta值远低于水口山花岗闪长岩的Nb/Ta值(15.8 ~ 39.6,= 19)[25]。不过, 下摄司沉积物中的微量元素(特别是稀土元素)含量变化相对稳定(v< 0.20), 而竹埠港沉积物的微量元素含量变化较大(v> 0.20, 表1)。消除粒度效应的EF值计算结果(图5b)显示, 沉积物中除Ta富集十分明显外(EF平均值为7.95,= 62), 亲石元素Cs、Ga、Ge、Rb、Sr等以及稀土元素(REE+Y)并不明显富集(EF < 2.0), Sr甚至明显亏损(EF < 1.0, 图5b)。反映沉积物中这些微量元素与重金属元素有明显不同的富集特征。其中, Sr亏损可能因风化淋滤作用[24,26]所致。

河岸沉积物稀土元素分布模式为页岩型REE分布模式, 模式曲线总体变化协调一致, 为右倾型, 弱Eu负异常明显, Eu/Eu*值在‒0.32 ~ ‒0.18之间。但Ce异常不明显, Ce/Ce*值平均在0.85左右(表1, 图6)。稀土元素特征参数(La/Yb)N、(La/Gd)N平均值均大于7.0, 而(Gd/Yb)N值接近1.0(表1)。显示轻稀土相对富集、而重稀土相对亏缺的特征。此外, 下摄司沉积物稀土元素含量变化较小(图6a), 而竹埠港沉积物的稀土元素含量总体变化较大(图6b)。且下摄司沉积物中样品 XS2-9明显相对亏损重稀土元素(图6a), 而竹埠港沉积物中样品ZB5-3、ZB5-12、ZB5-13、ZB5-15、ZB5-28、ZB5-36和ZB5-37等具有明显突出的Eu负异常, Eu/Eu*值趋于更小(在‒0.67 ~ ‒0.19之间), 明显小于沉积物的Eu/Eu*值平均值(图6b, 表1)。

图5 河岸沉积物重金属等微量元素富集系数(EF值)箱型图

(a)、(b)分别为湘潭河岸沉积物重金属元素、高场强元素的EF值; 箱型中的小方框为均值, “工”为最小值、最大值的变化范围, 下、中、上线条依次分别为沉积物样品数中的下四分位数(25%)、中位数(50%)、上四分位数(75%), *为奇异值

与上地壳[19]、长江沉积物[20]、长江悬浮物[21]等参照体相比, 河岸沉积物的REE分布模式曲线及其特征参数都趋于与花岗岩[22,25]更相似(图6)。表明流域上游花岗岩的风化可能提供了沉积物的主要物源。

4 讨 论

4.1 重金属污染特征

本文利用地累积指数[26]来评价河岸沉积物重金属潜在污染程度, 计算公式如下。

geo= log2[i/(·B)] (2)

式中,geo为地累积指数,为评价元素在沉积物中的含量,为该评价元素的环境背景值。为便于对比, 本文仍采用已有研究[1]所采用的背景值。为考虑成岩作用引起背景值的变动确定的系数, 一般取值1.5。

沉积物重金属污染地累积指数评价结果如图7。依重金属污染程度评价标准[1], 可见, 湘潭段河岸沉积物明显存在Cu、Pb、Zn和Mn等重金属污染, 其中Pb和Zn达重度污染水平(2

图6 河岸沉积物稀土元素分布模式

4.2 重金属活性分析

沉积物重金属活性分析是预测重金属污染环境效应及其变化趋势的基础[1,4‒10]。以往很多研究多基于续级化学分离的方法[5,9,10]来探究沉积物等环境介质中重金属的活性。但续级化学分离法[5,9,10]不但工作量大, 而且得到的结果也有不确定性。故本研究试图利用沉积物元素地球化学分析结果来进行探讨。

沉积物中重金属的活性与重金属赋存的矿物相, 次生矿物、有机质等对重金属的吸持性, 环境介质的酸碱条件等多种因素有关[7‒9, 12‒15]。对于暴露地表、处于氧化环境的河岸沉积物而言, 重金属在沉积物中的赋存矿物相, 可能是决定其活性的主要因子。前述分析表明, 相对上地壳[19]和长江沉积物[20], 湘潭段河岸沉积物明显亏损Na、Ca和Mg等碱质组分, 而富集Fe和Mn等氧化物(图3c、图3d、图3e、图3f、图3i)。Al、Ti和K等组分及烧失量(LOI)等的富集亏损特征不明显(图3a、图3b、图3h、图3j), 故Fe和Mn氧化物可能对沉积物中重金属的赋存起重要作用。为获取沉积物中重金属赋存特征信息, 这里先将主元素与微量元素的分析结果用Al进行标准化, 以消除粒度效应。然后, 对标准化后的主元素与微量元素(包括重金属和以Y为代表的稀土元素)进行主成分(PCA)分析。由于XS、ZB两地沉积环境相似, 且沉积物主元素及微量元素含量(表1)与分布(图3)特征以及风化程度(CIA值平均依次为72、76, 表1)等差别不大, 两者的重金属污染特征(图7)也相似, 故在进行主成分分析时, 将两地沉积物分析结果放在一起进行。沉积物样品(表1,= 62)的主元素与微量元素主成分分析结果如图8a。PCA分析显示各元素之间有很好的相关性, 且Bartlett球度检验相伴概率为0, 小于显著性水平0.05, KMO测度值为0.875, 故本研究中得到的分析数据适合因子分析处理[27]。33种元素可以由4个主成分反映所有信息的76.6% (38.1% + 20.3% + 10.3% + 7.9%), 有很高的代表水平。

图7 湘潭河岸沉积物重金属地累积指数(Igeo)箱型图

(a)、(b)分别为下摄司、竹埠港沉积物重金属地累积指数箱型图, 箱型中的小方框为均值, “工”为最小值、最大值的变化范围, 下、中、上线条依次分别为沉积物样品数中的下四分位数(25%)、中位数(50%)、上四分位数(75%), *为奇异值

结合主元素与微量元素的Pearson相关性分析结果(表2), 可将河岸沉积物元素组成分为如下3类(图8b、图8c): 第1类(Ⅰ)为在第1主成分上为正载荷因子(> 0.0)的元素, 包括主元素SiO2、大离子亲石元素Ba、Rb、Th、U和Pb, 及高强场元素Sc、Ta、Nb、Zr、Hf、Ga、Ge和Y等; 第2类(Ⅱ)为在第2主成分上具高正载荷(> 0.20)而在第1主成分上为负载荷的元素, 包括主元素Al2O3、MnO、P2O5、K2O和LOI, 及微量元素V、Mn、Co和Cr等; 第3类(Ⅲ)为在第3主成分上具较高正载荷(> 0.50)的元素,包括主元素Fe2O3、重金属元素Ba、Mn、Pb、Th和U, 及亲石元素Sr等。一般沉积物的Al2O3含量可代表细粒的黏土矿, 而SiO2则代表粗粒的碎屑矿物[23,24,28]。河岸沉积物Al2O3、K2O、MgO、P2O5等与SiO2呈明显负相关关系(<‒0.43, 图3), 说明沉积物的Al2O3含量表征细粒黏土矿物, 而SiO2表征粗粒碎屑矿物的特征也很明显。上述PCA元素分类可以看出, 河岸沉积物中, 属于第1类的大离子亲石元素Ba、Rb、Th、U、P和高强场元素Sc、Cr、Ta、Nb、Zr、Hf、Ga、Ge、Y等, 与SiO2正相关关系明显, 而这些元素与表征细粒黏土矿物Al2O3和反映有机质的LOI呈较明显的负相关关系(表2)。说明这些微量元素趋于赋存于粗粒的碎屑矿物(如石英、长石等)中, 并可能主要为自然源[23,28‒30]。属于第2类的Mn、V、Co、Cr和属于第3类的Cu、Pb、Zn等重金属, 分别明显与MnO (> 0.64)、Fe2O3(> 0.39)呈正相关关系(表2), 说明这些重金属主要赋存于锰、铁氧化物或氢氧化物等矿物(如软锰矿矿、赤铁矿等)中。其中赋存于铁(氢)氧化物矿物的Cu、Pb、Zn等重金属在沉积物中富集明显, 并构成潜在的污染。这些主要赋存于铁、锰(氢)氧化物矿物中的重金属与表征细粒黏土矿物的Al2O3和反映有机质含量的LOI之间无明显的相关性, 这可能暗示, 沉积物中铁、锰(氢)氧化物矿物是这些重金属最主要的赋存矿物, 且这些重金属可能主要为人为来源[29‒30]。

表2 湘潭河岸沉积物主元素和微量元素Pearson相关性分析结果

注: 样本数= 62; 黑体为< 0.05, 双侧检验; 其余> 0.05

图8 湘潭河岸沉积物主元素、微量元素的三维和二维因子载荷图

上述分析可知, 河岸沉积物中, Ba、Rb、Th、U、Sc、Cr、Ta、Nb、Zr、Hf、Ga、Ge、Y等微量元素主要赋存于石英、长石等碎屑矿物之中。这些赋存于碎屑矿物中的微量元素, 可能化学性质相对稳定, 难以自沉积物中迁移释出。而Mn、V、Co、Cr、Cu、Pb、Zn等主要赋存于诸如赤铁矿、软锰矿等铁锰氧化物矿物中的重金属, 则可能有较强的活性。特别是构成潜在污染的Cu、Pb、Zn等重金属元素, 由于环境条件的变化, 可产生释出迁移, 进入其他环境介质, 从而对环境产生危害, 值得引起注意。

4.3 指示重金属污染的地球化学指标

对河岸沉积物进行系统元素地球化学分析的目的之一, 是探寻指示沉积物重金属污染的常规地球化学指标。这需要建立在大量数据统计分析的基础之上, 本文仅做粗浅探讨。为此, 将重金属的地累积指数计算结果(geo值)与一些典型地球化学指标如Fe2O3、Al2O3、MnO、∑REE等进行相关性分析, 得到相关性较明显的参数(表3)。由表3可见, Fe2O3与Cu、Pb、Zn的地累积指数明显正相关(> 0.45); Al2O3与Sc、V、Cr、Mn、Co、Ni、Pb等重金属的地累积指数明显正相关(> 0.35); MnO与Ba、V、Cr、Mn、Co、Th、U等的地累积指数明显正相关(> 0.36); 反映有机质含量的LOI与Sc、V、Cu、Zn、Pb等的地累积指数明显正相关(> 0.33); 稀土元素总量∑REE与除Th、U外的其他重金属元素的地累积指数明显正相关(> 0.48); Eu/Eu*值则与V、Cu、Zn等重金属的地累积指数明显正相关。故对于河岸沉积物而言, Fe2O3、LOI、∑REE等的含量值及Eu/Eu*值似可能对河岸沉积物重金属污染有指示作用。建立常规元素地球化学指标来指示沉积物的重金属污染, 对于重金属污染防治有实际应用价值, 值得进一步探讨。

表3 重金属地累积指数(IgeoM值)与部分地球化学参数的Pearson相关性分析结果

注:= 62; 黑体为< 0.05, 双侧检验; 其余> 0.05; Eu/Eu*计算公式同表1

5 结 论

(1) 湘潭段河岸沉积物具明显贫Na2O、CaO、MgO等碱质, 而富Fe2O3、MnO等氧化物的化学组成特征。沉积物中Al2O3、MgO、K2O、P2O5等具明显的粒度效应, 可表征细粒黏土矿物的特征, 而Fe2O3、MnO等化学组分的粒度效应不明显。

(2) 河岸沉积物明显富集Cu、Pb、Zn、Mn、V、Cr、U、Th等多种重金属和Zr、Hf、Ta等高强场元素, 而亲石元素Cs、Ga、Ge、Rb、Sr等及稀土元素(REE + Y)在沉积物中不明显富集。

(3) 地累积系数法评价结果显示, 河岸沉积物存在Mn、Cu、Zn、Pb等元素组成的潜在重金属污染, 而其余重金属如Ba、Sc、V、Cr、Co、Ni、Th、U等则不构成重金属污染。

(4) 河岸沉积物中, Ba、Rb、Th、U、Sc、Cr、Ta、Nb、Zr、Hf、Ga、Ge、Y等主要赋存于石英、长石等碎屑矿物中的微量元素, 具有较好的化学稳定性。而Mn、V、Co、Cr、Cu、Pb、Zn等主要赋存于铁-锰氧化物矿物中的重金属, 则具较强的化学活性, 可发生活化迁移。使暴露地表的沉积物成为潜在的重金属污染源, 值得引起注意。

(5) 河岸沉积物的Fe2O3、LOI、∑REE等的含量值及Eu/Eu*值可用作指示沉积物重金属污染的地球化学指标。

研究生鲍志诚、徐婧喆、肖敏和全美杰参加了野外工作; 两位匿名审稿人对稿件提出了建设性修改意见。特此致谢。

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Geochemical study on heavy-metal contamination developed in river-bank sedimentsat the Xiangtan section of the Xiangjiang River, Hunan Province, China

YANG Xia1, PENG Bo1,2*, WU Ya-ji1, ZHANG Kun1, KUANG Xiao-liang1,WU Bei-juan1, TAN Chang-yin1,2and TU Xiang-lin3

1. Faculty of Resource and Environmental Science, Hunan Normal University, Changsha 410081, China; 2. Key Laboratory of Environmental Heavy-Metal Contamination and Ecological Remediation, Hunan Normal University, Changsha 410081, China; 3. Guangzhou Institute of Geochemistry, Chinese Academy of Sciences, Guangzhou 510640, China

Concentrations of major and trace elements in the river-bank sediments at Xiangtan section of the Xiangjiang River were analyzed using the XRF and ICP-MS techniques in this study. The results show that the sediments are characterized by depletion in alkali elements including Na2O, CaO, and MgO, and by significant enrichment in Fe2O3and MnO. The river-bank sediments are also significantly enriched in heavy metals Cu, Pb, Zn, Mn, V, Cr, U and Th, and high strength field elements Zr, Hf and Ta. However, the enrichment in lithophile elements Cs, Ga, Ge, Rb and Sr, and rare earth elements (REEs + Y) in the sediments is found to be insignificant. The potential heavy metal contamination developed in the sediments is evaluated using the geo-accumulation index (geo) method, and the results suggest that the river-bank sediments were potentially contaminated by heavy metals Cu, Pb, and Zn. The PCA analysis and Pearson correlation analysis are used to get information on the possible host mineral phases for heavy metals in the sediments, and the results show that metals Ba, Rb, Th, U, Sc, Cr, Ta, Nb, Zr, Hf, Ga, Ge, and Y may be mostly hosted in detrital minerals (e.g., quartz, and feldspar), and heavy metals Mn, V, Co, Cr, Cu, Pb, and Zn in Fe-Mn (hydro)-oxides (e.g., hematite, and pyrolusite). The elements hosted in detrital minerals are mostly immobile, and mainly of natural sources, while those heavy metals Mn, V, Co, Cr, Cu, Pb, and Zn are the mobile elements in the sediments, which may be mobilized to migrate due to change of oxidation and reduction conditions. This may enable the river-bank sediments to be a possible source of heavy metal contamination. The element contents of Fe2O3, LOI, ∑REEs and the Eu/Eu*ratio can be used as geographic indictors for heavy metal contamination and these elements may offer information indicating heavy metal contamination in river-bank sediments.

major element; trace element; mobility of heavy metal; river-bank sediment; the Xiangjiang River

P595

A

0379-1726(2016)01-0062-15

2015-03-09;

2015-05-20;

2015-05-25

湖南省高校科技创新团队支持计划项目; 国家自然科学基金(41073095); 湖南省高校创新实验平台项目(12K034); 湖南省教育厅研究生创新项目(CX2014B225)

杨霞(1989–), 女, 硕士研究生, 从事环境地球化学研究。E-mail: 18373183354@163.com

PENG Bo, E-mail: pengbo@hunnu.edu.cn; Tel: +86-731-88872535