剑湖流域土壤/沉积物重金属分布特征、来源解析及生态风险

李林; 苏奇倩; 丁豪杰; 马晟; 徐其静; 刘雪

doi:10.7524/j.issn.0254-6108.2020112101

剑湖流域土壤/沉积物重金属分布特征、来源解析及生态风险

1.
西南林业大学环境修复与健康研究院，昆明，650224
2.
西南林业大学生态与环境学院，昆明，650224

通讯作者: E–mail: liuxue20088002@126.com

基金项目:
国家重点研发计划项目（2018YFC1800504），国家自然科学基金（41867066，41907129），云南省自然科学基金（2019FB032）和云南省高端外国专家项目（YNQR-GDWG-2018-017）资助

Distribution, ecological risks and sources of heavy metals in soil/sediment of Jianhu basin

1.
Institute of Environment Remediation and Health, Southwest Forestry University, Kunming, 650224, China
2.
Institute of Ecology and Environment, Southwest Forestry University, Kunming, 650224, China

Corresponding author: LIU Xue, liuxue20088002@126.com

Fund Project: National Key Research and Development Program (2018YFC1800504), National Natural Science Foundation of China (41867066, 41907129), Natural Science Foundation of Yunnan Province (2019FB032) and Outstanding Foreign Experts of Yunnan Province (YNQR-GDWG-2018-017)．

摘要: 以剑湖流域为研究对象，通过系统采集流域内陆地土壤、河流和湖泊沉积物样品，利用电感耦合等离子体发射光谱仪（ICP-OES）测定72个采样点镉（Cd）、铬（Cr）、铜（Cu）、铅（Pb）、钒（V）和锌（Zn）等6种重金属含量，分析流域重金属分布特征，利用单因子污染指数法和内梅罗综合污染指数法、地累积指数法评估其污染程度，利用潜在生态风险评价法评估其生态风险，结合富集因子法、主成分分析和相关性分析探讨其重金属来源.结果表明，剑湖流域各重金属含量与云南省土壤重金属背景值顺序一致，除Pb外其余5种重金属平均含量均高于土壤背景值，且水平空间分布各异；单因子污染指数和内梅罗综合污染指数表明，剑湖流域Cd、Cr、V、Cu和Zn具有不同程度污染，Pb污染水平达到警戒线；6种重金属地积累指数均值均<0，表现为无污染；流域单项潜在生态风险指数 $E_r^i$ 为Cd＞Cu＞Pb＞Cr＞V＞Zn，重金属综合潜在生态风险指数RI为7.26–144，其中，Cd、Cu生态风险指数 $E_r^i$ 之和占综合指数RI的平均百分比为80.4%，表明Cd、Cu潜在生态风险极高；富集因子表明，6种重金属均以人为富集为主；主成分分析结果表明流域污染主要来自化石能源（V、Cd、Cu）、农业污染源（Cd、Cr）、居民生活污染源（Zn）和自然源（Pb）.
- 重金属 /
- 空间分布特征 /
- 生态风险 /
- 来源解析 /
- 剑湖
Abstract: The inland soil, river and lake sediment samples were systematically collected at 72 points in Jianhu basin, Yunnan. The concentration and distribution of six heavy metals including cadmium (Cd), chromium (Cr), copper (Cu), lead (Pb), vanadium (V) and zinc (Zn) were determined by inductively coupled plasma spectrometer (ICP-OES). The pollution level was evaluated by single factor pollution index, nemerow comprehensive pollution index, and geoaccumulation index methods. The ecological risk was evaluated by potential ecological risk assessment method. The heavy metals pollution sources were analyzed via enrichment factor and principal component and correlation analysis. The results show that the average total concentration of heavy metals in Jianhu basin was in consistent with the order of the background values in Yunnan soils. The concentrations of Cr, Cu, V, and Zn were higher than Yunnan soil background values and the spatial distribution was varied. The results of single factor pollution index and nemerow comprehensive pollution index show that the pollution levels of Cd, Cr, V, Cu and Zn were varied in Jianhu Basin, and Pb pollution is on the warning line. The average accumulation indexes of six heavy metals were all below 0, showing there is no potential pollution. The single potential ecological risk index $E_r^i$ was in order of Cd>Cu>Pb>Cr>V>Zn, and the comprehensive potential ecological risk index RI was 7.26–144, among which the sum of ecological risk index $E_r^i$ of Cd and Cu accounts for 80.4% of the RI, indicating Cd and Cu have high potential ecological risks. The enrichment factors indicate that six heavy metals were mainly artificial enrichments. The principal component analysis suggests that the heavy metals pollution sources include fossil energy (V, Cd, Cu), agriculture (Cd, Cr), domestic waste (Zn) and nature (Pb).
- heavy metals /
- spatial distribution /
- ecological risk /
- source analysis /
- Jianhu

药品和个人护理品类污染物(如内分泌干扰物、抗生素等)导致的水体污染问题是生态安全和人类身体健康的一大威胁^[1-3]。基于过硫酸盐的高级氧化技术可通过产生羟基自由基(OH^•)、硫酸根自由基(SO₄^•−)、单线态氧(¹O₂)等活性氧物种降解水中多种类型的有机污染物，在药、护品类污染物处理方面受到了广泛关注^[1]。与过一硫酸盐(peroxymonosulfate，PMS)相比，过二硫酸盐(peroxydisulfate，PDS)价格低廉、水溶性好、稳定性高便于储存和运输，已被广泛用于催化降解有机污染物^[1]。PDS可通过热活化、碱活化、金属离子催化、金属氧化物催化等多种方法活化，其中基于纳米金属氧化物(如Co₃O₄等)的异相催化由于催化剂价格低廉、反应条件温和、催化活性高等优点，是目前研究的一个重要方向^[2]。然而，纳米尺寸的金属氧化物分散于水中易团聚，导致催化剂活性位点暴露有限，并且分散于水中的纳米催化剂还存在难以分离和回收的问题，极大地限制了其应用。

将金属氧化物纳米催化剂负载于活性炭、泡沫金属、矿物颗粒以及陶瓷膜等三维载体的表面，不仅可以有效缓解氧化物纳米颗粒的团聚问题，而且便于分离和回收，对纳米金属氧化物活化过硫酸盐降解有机物具有重要意义^[4]。现阶段，金属氧化物主要通过浆料涂覆的方式负载于载体表面，合成方法简单但稳定性较差^[5]。添加高分子粘结剂可增强其稳定性，但催化体系中引入导电性较差的高分子不利于过硫酸活化过程中电子的转移，同时添加粘结剂也可能会带来二次污染^[6]。因此，亟需发展一种可将金属氧化物原位负载于三维载体表面的绿色合成方法。植物多酚如单宁酸(tannic acid，TA)普遍存在于植物的根、茎、叶及果实中，是一种价格低廉的生物质^[7]。TA分子富含邻二酚羟基，具有较强的金属离子络合能力和优异的表面粘附性能，可与多种金属离子(Co²⁺、Fe²⁺、Cu²⁺等)在聚乙烯球、陶瓷、玻璃等不同载体表面配位形成金属-多酚配合物^[7]。作为由金属离子和有机配体组成的复合物，金属-多酚配合物可进一步热解制成不同种类的金属氧化物，并且研究表明有机配体TA分解还会产生多孔结构而形成多孔结构的金属氧化物^[8]。

基于TA分子的金属离子络合能力和表面粘附性能，本研究以具有稳定物理化学性质且价格低廉的气泡石为载体，通过在其表面包覆Co²⁺与TA的配合物，进一步热解将纳米尺寸的Co₃O₄原位负载于气泡石表面，制备易分离回收的负载型Co₃O₄催化剂，通过SEM、XRD、ICP等详细分析了负载型Co₃O₄的结构和组成。利用负载型Co₃O₄催化剂活化PDS降解水中的双酚A(bis-phenol A，BPA)、磺胺甲恶唑(sulfamethoxazole，SMX)等药、护品类有机污染物，分析了溶液初始pH、PDS浓度、催化剂投加量、共存化学组分等对有机物降解性能的影响，并通过电子顺磁共振分析、化学淬灭实验、光谱分析等手段深入分析了PDS的活化机制和有机物的降解机理。

1. 材料与方法

1.1 实验试剂

主要试剂包括六水合硝酸钴(Co(NO₃)₂·6H₂O)、单宁酸(tannic acid)、双酚A(bisphenol A)、盐酸(HCl，1 mol·L⁻¹)、过硫酸钠(sodium persulfate, Na₂S₂O₈)、氢氧化钠(NaOH，1 mol·L⁻¹)、叔丁醇(tert-butyl alcohol, TBA)、对苯醌(p-benzoquinone, BQ)、碳酸钠(Na₂CO₃)、氯化钠(NaCl)、硝酸钠(NaNO₃)、硫酸钠(Na₂SO₄)、腐殖酸(HA)、甲醇、乙腈、无水乙醇等，所有试剂均为分析纯，实验用水为超纯水。

1.2 实验方法

1)负载型Co₃O₄的制备：将尺寸0.5 cm×0.5 cm×0.5 cm的气泡石颗粒置于Co(NO₃)₂与TA的混合溶液中，利用TA分子的表面粘附特性及其与Co²⁺的配位反应，在气泡石颗粒表面形成Co-TA包覆层，进一步在空气气氛下焙烧制得负载于气泡石表面的Co₃O₄催化剂。具体步骤如下：将5 g Co(NO₃)₂和10 g TA依次溶解于250 mL纯水，然后加入30 g气泡石载体搅拌30 min，加入5 mL氨水后继续搅拌1 h，将修饰后的气泡石用纯水反复清洗。重复上述负载步骤4次后，制得负载有Co-TA配合物的气泡石颗粒，充分干燥后将其置于马弗炉中在400 °C下焙烧2 h (升温速率设置为2 ℃·min⁻¹)，即制得负载型Co₃O₄催化剂。

2)材料表征：通过场发射扫描电子显微镜(Hitachi, S-4800)分析负载型Co₃O₄的形貌与元素组成，利用Rigaku Ultimate IV型X射线衍射(XRD)表征其晶体结构，借助X射线光电子能谱(XPS)研究催化剂反应前后各元素的化学价态，采用电感耦合等离子体发射光谱仪(ICP, NexION 350D)测定浸出钴离子的浓度以及气泡石颗粒表面Co₃O₄的负载量。ATR-FTIR测试以超纯水为背景，将PDS与Co₃O₄纳米催化剂的混合物滴至ATR附件晶体表面，在400~3000 cm⁻¹内至少扫描3次，扫描分辨率为4 cm⁻¹。

3)BPA降解实验：本研究通过催化降解BPA评价负载型Co₃O₄活化PDS的性能。室温条件下，配制50 mL 0.04 mmol·L⁻¹的BPA溶液，加入3.0 g负载型Co₃O₄催化剂和0.5 mL 40 mmol·L⁻¹的PDS溶液，然后于特定时间取1 mL水样与0.5 mL甲醇混合以终止反应，进一步用0.22 μm微孔滤膜过滤后，通过高效液相色谱仪测定BPA的浓度，流动相为水和乙腈的混合溶液，两者的体积比为1:1，流速为1 mL·min⁻¹。

2. 结果与讨论

2.1 负载型Co₃O₄催化剂的表征

图1为气泡石载体负载Co₃O₄前后的照片及其表面Co₃O₄纳米催化剂的微观结构。如图1(a)所示，气泡石表面粗糙呈白色，负载Co₃O₄后变为灰褐色(图1(b))，表明Co₃O₄纳米催化剂成功负载于其表面。通过SEM表征了气泡石表面Co₃O₄纳米催化剂的微观结构，如图1(c)所示，气泡石光滑的表面存在大量的纳米颗粒团簇，进一步表明Co₃O₄纳米催化剂的成功负载。纳米团簇的高倍SEM图表明Co₃O₄纳米催化剂呈多孔结构(图1(d))，这可能是Co-TA配合物中有机组分TA分解导致的。多孔结构利于催化位点的充分暴露，利于PDS的活化和有机污染物的降解^[9]。

图 1 气泡石与气泡石负载Co₃O₄的电子照片与SEM分析

Figure 1. Digital images of airstone with and without Co₃O₄ and their SEM analysis

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图2(a)为Co-TA焙烧衍生粉体Co₃O₄及气泡石负载Co₃O₄的XRD谱图。粉体催化剂在2θ为31.27°、36.85°、44.8°、59.35°、65.23°的衍射峰分别对应于立方相Co₃O₄的(220)、(311)、(400)、(511)和(440)晶面(JCPDS-no.42-1467)。气泡石的XRD图谱表明其主要成分为SiO₂ (JCPDS-no.78-2315)；SiO₂化学性质稳定，便于在复杂环境中使用。气泡石表面负载催化剂后，在2θ为31.27°、44.81°检测到了属于Co₃O₄的衍射峰，分别对应于立方相Co₃O₄的(220)和(400)晶面，进一步表明Co₃O₄成功负载于气泡石表面。通过热重分析研究了Co-TA配合物的热分解过程。如图2(b)所示，Co-TA配合物的残余质量在20~400 °C内持续降低，这主要归咎配合物表面水分子的脱附以及有机配体TA的氧化分解^[10]。DTA分析表明Co-TA分解过程中在380 °C出现了明显的吸热峰，表明Co-TA热解生成了新的固相。400 °C后配合物的质量损失保持不变，表明Co-TA中的有机配体在400 °C下完全分解，因此本研究将负载型Co₃O₄催化剂的合成温度设定为400 °C。通过ICP-MS分析了气泡石表面Co₃O₄的负载量，结果表明每克气泡石表面负载有1.25 mg的Co₃O₄纳米颗粒。

图 2 负载型Co₃O₄和粉体Co₃O₄的XRD以及Co-TA配合物的热解分析

Figure 2. XRD patterns for powdery Co₃O₄ and supported Co₃O₄ and TG curve for Co-TA polymer

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2.2 负载型Co₃O₄的催化性能研究

在反应温度为(25±1) °C、负载型Co₃O₄投加量60 g·L⁻¹(即0.075 g·L⁻¹ Co₃O₄纳米颗粒)、BPA初始浓度为0.04 mmol·L⁻¹、PDS初始浓度为0.4 mmol·L⁻¹和pH为7的条件下测试了负载型Co₃O₄活化PDS降解BPA的性能。如图3(a)所示，PDS氧化降解BPA的能力有限，120 min内BPA的去除率仅为9%，同时负载型Co₃O₄仅吸附了4.8%的BPA。负载型Co₃O₄活化PDS可有效降解BPA，120 min内BPA的去除率达到了100%。BPA的降解遵循拟一级反应动力学，反应动力学常数为0.04 min⁻¹ (图3(b))。ICP分析表明催化反应结束后溶液中Co²⁺的质量浓度为0.55 mg·L⁻¹，低于地表水环境质量标准(GB 3838-2002D)规定的标准(1.0 mg·L⁻¹)，表明负载型Co₃O₄具有良好的稳定性。溶出的Co²⁺在相同实验条件下催化PDS仅降解了11%的BPA，表明负载型Co₃O₄主要通过异相催化反应降解有机物^[10]。图3(b)反映了负载型Co₃O₄活化PDS降解不同类型有机物的性能，苯酚(Phenol)、对乙酰氨基酚(AAP)、磺胺甲恶唑(SMX)均可被有效去除，相同反应条件下120 min内的去除率分别为78.2%、93.6%、67.3%，对应的反应动力学常数分别为0.01、0.02、0.01 min⁻¹(图3(d))。以上结果表明负载型Co₃O₄活化PDS可催化降解不同类型的药、护品类有机污染物。

图 3 负载型Co₃O₄活化PDS降解不同有机物的性能

Figure 3. Degradation of different organic pollutants by PDS activated over supported Co₃O₄

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2.3 实验因素的影响

图4(a)反映了溶液初始pH分别为3、5、7、9、11时，负载型Co₃O₄活化PDS降解BPA的性能。在pH=3~9内，BPA均可得到有效去除，120 min内BPA的去除率均达到100%，同时反应速率也并未受到显著影响；然而，当pH提升至11时，BPA的降解受到抑制，120 min内BPA的去除率降低了24.4%，反应速率也由中性时的0.04 min⁻¹降至0.01 min⁻¹，这可能是由于碱性条件下OH^•的氧化还原电位降低所致^[11]。图4(b)为不同PDS投加量下，负载型Co₃O₄对BPA的催化降解性能。当PDS浓度由0.1 mmol·L⁻¹增加到0.4 mmol·L⁻¹时，BPA的去除率从20.9%增加到98.2%，反应速率也由0.002 min⁻¹提升至0.03 min⁻¹。增加PDS的浓度可增加活性氧物种的生成量，进而促进有机物的催化降解^[12]。然而，进一步增加PDS的浓度至0.8 mmol·L⁻¹和1.6 mmol·L⁻¹时，BPA的降解性能并未得到进一步提升。这可能是由于负载型Co₃O₄的催化位点有限，不能完全活化反应体系中的PDS^[13]。增加催化剂的投加量可提供更多的催化位点而充分活化PDS，进而产生更多的活性氧物种而显著提升有机物的降解效率^[14]。如图4(c)所示，在BPA溶液体积为50 mL的情况下，当负载型Co₃O₄催化剂的投加量由1.5 g增加至3.0 g时，BPA的降解速率由0.02 min⁻¹提高至0.037 min⁻¹，当催化剂的投加量进一步增加至6.0 g时，BPA在60 min即可被完全去除，降解速率达0.039 min⁻¹。这表明增加负载型Co₃O₄的剂量可显著提升PDS的有效利用率。

图 4 负载型Co₃O₄活化PDS降解BPA的影响因素

Figure 4. Effect of operation parameters on BPA removal in the supported Co₃O₄/PDS system

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为考察水中常见无机阴离子对负载型Co₃O₄活化PDS降解有机物性能的影响，研究了Cl⁻、NO₃⁻、CO₃²⁻对BPA去除效率和降解速率的影响。如图4(d)所示，在负载型Co₃O₄/PDS体系中加入10 mmol·L⁻¹ Cl⁻并未降低BPA的去除效率，同样加入10 mmol·L⁻¹的NO₃⁻也未影响BPA的去除。Co₃O₄活化PDS降解有机物主要有2种途径：一种是基于SO₄^•−和OH^•的自由基氧化；另一种是基于单线态氧(¹O₂)的非自由基氧化^[15]。在自由基途径中，Cl⁻、NO₃⁻等无机阴离子会竞争消耗强氧化性的SO₄^•−和OH^•，进而抑制有机污染物的降解^[16-18]。在本研究中，Cl⁻和NO₃⁻对BPA的去除影响较弱，表明自由基氧化不是Co₃O₄活化PDS降解有机物的主要途径。然而，向反应体系中添加10 mmol·L⁻¹的CO₃²⁻可显著抑制BPA的去除，同样反应条件下BPA仅去除了16.64%，同时反应速率由0.04 min⁻¹降低至了0.001 min⁻¹。CO₃²⁻是一种常用的¹O₂淬灭剂，其对BPA降解的显著抑制表明负载型Co₃O₄活化PDS降解有机物是¹O₂主导的非自由途径^[19]。除了无机阴离子，天然有机物如腐殖酸(HA)也是一种常见的水体背景成分^[6]。在10 mg·L⁻¹ HA存在的情况下，负载型Co₃O₄催化降解有机物的效率也未受到显著影响，进一步说明本反应体系中有机物的降解为非自由基途径^[20]。综上所述，负载型Co₃O₄/PDS体系不仅能够在较宽的pH范围内降解有机物，而且对无机阴离子和腐殖酸等常见的水体背景成分具有较强的抗干扰能力，因此，有着较强的应用潜力。

2.4 活性氧物种鉴定

为明确负载型Co₃O₄活化PDS降解有机物的机理，通过EPR鉴定分析了该体系产生的活性氧的种类。如图5(a)所示，当仅有PDS时，以DMPO为自旋捕获剂未检测到任何信号，而当加入负载型Co₃O₄催化剂后，EPR谱图观测到了峰强度为1: 2 : 2 : 1的特征峰，这是催化产生的OH^•被DMPO捕获所致，表明负载型Co₃O₄活化PDS产生了OH^•[21]。此外，以TEMP为¹O₂捕获剂还检测到了TEMP-¹O₂的特征峰，因此，负载型Co₃O₄活化PDS也产生了¹O₂^[22]。进一步通过化学淬灭实验判别了反应体系中OH^•和¹O₂对BPA降解的贡献。图5(b)反映了不同浓度MeOH的淬灭效果，可以看出MeOH对BPA的降解影响有限，在1 000 mmol·L⁻¹ MeOH存在的情况下，BPA的去除率仍高达94.7%。MeOH可与SO₄^•−和OH^•快速反应，反应速率常数分别为k 分别为 2.5×10⁷ (mol·s)⁻¹和9.7×10⁸ (mol·s)⁻¹，是常用的自由基淬灭剂；MeOH对负载型Co₃O₄/PDS有限的淬灭能力表明该体系降解有机物的过程中，自由基的氧化作用有限^[7]。然而，L-组氨酸可显著抑制BPA的降解，如图5(c)所示，1 mmol·L⁻¹的组氨酸使得BPA的降解率由100%降低至89%；当L-组氨酸的浓度增加至5 mmol·L⁻¹时，BPA的去除率进一步降低至21.98%，反应速率也由0.04 min⁻¹降低至0.002 min⁻¹。L-组氨酸具有一定的还原性，可能会消耗PDS而降低负载型Co₃O₄催化降解BPA的能力^[23]。为排除L-组氨酸消耗PDS对淬灭实验的干扰，研究了不同浓度L-组氨酸对PDS的降解效率。如图5(d)所示，L-组氨酸分解PDS的能力有限，例如5 mmol·L⁻¹的L-组氨酸在120 min内仅分解了5.8%的PDS。因此，L-组氨酸对负载型Co₃O₄/PDS降解BPA的抑制作用主要归咎于其对活性氧物种的淬灭，而L-组氨酸是常用的¹O₂淬灭剂，这表明负载型Co₃O₄活化PDS降解有机物是以¹O₂为主导的非自由基氧化途径。过渡金属氧化物活化PDS产生¹O₂已被广泛报道，有研究表明，O₂^•−是¹O₂生成的重要中间体( $2{\rm O}_{2}{{}^{·}}^{-}+2{\rm H}_{2}{\rm O}\to 2{}^{1}{\rm O}{}_{2}+2{\rm O{H}}^{-}+{\rm H}_{2}{\rm O}_{2}$ )^[24]。本研究中，化学淬灭实验结果表明BQ(一种常用的O₂^•−淬灭剂)^[25]可显著抑制BPA的降解。如图5(e)所示，加入5 mmol·L⁻¹ BQ后BPA的去除率由100%降低至48.4%，同时速率常数由0.04 min⁻¹降至0.008 min⁻¹(图5(f))，表明O₂^•−的淬灭可显著抑制BPA的降解。O₂^•−的氧化还原电位较低，本身不能氧化分解有机物^[24]，而¹O₂是本研究中BPA降解的主要活性物种，这说明O₂^•−是¹O₂形成的中间体，也就是说负载型Co₃O₄活化PDS先生成了O₂^•−，O₂^•−再进一步反应生成¹O₂。

图 5 负载型Co₃O₄活化PDS的电子自旋共振测试和淬灭实验

Figure 5. EPR spectra and quenching experiments on BPA removal

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2.5 PDS活化机理研究

过渡金属氧化物主要通过金属离子的价态循环活化过硫酸盐^[26]。为解析负载型多孔Co₃O₄活化PDS的机理，通过XPS分析了Co₃O₄中Co元素的价态及其反应前后含量的变化。如图6(a)所示，Co2p在794.9 eV和779.7 eV的特征峰分别对应于Co2p_1/2和Co2p_3/2，而Co2p_3/2的高分辨XPS谱图拟合结果表明，781.2 eV和779.7 eV处的峰分别对应于Co²⁺和Co³⁺，所占比例分别为34.2%和54.5%。反应后，Co₃O₄表面Co²⁺、Co³⁺比例变化表明Co³⁺/Co²⁺的氧化还原参与了PDS的活化^[27]。进一步通过原位ATR-FTIR分析研究了PDS分子在负载型Co₃O₄表面的反应机理。如图6(b)所示，在1 050 cm⁻¹和1 272 cm⁻¹处检测到PDS振动峰，加入Co₃O₄催化剂后在其表面观测到了PDS的特征峰的位置并且未发生偏移，表明PDS吸附于Co₃O₄催化剂的表面。此外，在Co₃O₄/PDS体系中还观测到了SO₄^2‒的特征峰(1 107 cm⁻¹)，表明Co₃O₄活化PDS产生了SO₄^2‒；随着反应时间的增加PDS特征峰的强度逐渐降低，而SO₄^2‒特征峰的强度逐渐增加，表明PDS在Co₃O₄催化剂表面持续分解^[1]。

图 6 负载型Co₃O₄活化PDS的机理研究

Figure 6. Mechanism of PDS activated over the supported Co₃O₄ catalyst

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金属氧化物(MOx)活化过硫酸盐时，吸附于其表面的水分子会解离形成MOx-OH^[19]。因此，结合XPS和ATR-FTIR分析，提出了负载型Co₃O₄活化PDS降解BPA的可能反应机理(图7)。首先，PDS分子通过氢键与[≡Co³⁺—OH]²⁺结合形成[≡Co³⁺—O—O—SO₃]⁺络合物(式(1))，该络合物具有较高的氧化电势，还原PDS分子生成O₂^•−，同时Co³⁺被还原为Co²⁺形成中间态[≡Co²⁺—OH] (式(2))，随之生成的O₂^•−进一步反应生成¹O₂ (式(3))。中间态[≡Co²⁺—O—O—SO₃]通过内电子转移被氧化为≡Co³⁺—OH，同时生成少量的自由基(式(4))。如上所述，负载型Co₃O₄/PDS体系中自由基对有机物的降解贡献有限，因此¹O₂进一步氧化有机物将其分解为中间产物或者H₂O和CO₂ (式(5))。本研究中，负载型Co₃O₄有效活化PDS主要有2点原因，一是负载型Co₃O₄避免了纳米催化剂的团聚，可暴露更多的活性位点而提升催化效率；另一方面，Co-TA配合物热解会产生富含氧缺陷的Co₃O₄^[28]，而氧缺陷可有效提升PDS分子在Co₃O₄表面的吸附，也会提升内电子催化PDS的效能。

图 7 负载型Co₃O₄活化PDS降解BPA的机理示意图

Figure 7. Schema for BPA degradation by PDS activated over the supported Co₃O₄ catalyst

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$\begin{split} & 2{[ \equiv {\rm{C}}{{\rm{o}}^{3+}} - {\rm{OH}}]^{2+}}+{\rm{H}}{{\rm{S}}_2}{{\rm{O}}_8}^ - \to \\ & 2{[ \equiv {\rm{C}}{{\rm{o}}^{3+}} - {\rm{O}} - {\rm{O}} - {\rm{S}}{{\rm{O}}_3}]^+}+3{{\rm{H}}^+} \end{split}$

$(1)$

$\begin{split} & 2{[\equiv {\rm{C}}{{\rm{o}}}^{3+}-{\rm{O}}-{\rm{O}}-{\rm{S}}{{\rm{O}}}_{3}]}^++4{{\rm{H}}}_{2}{\rm{O}}+{{\rm{S}}}_{2}{{\rm{O}}}_{8}{{}^{2}}^-\to \\ & 2[\equiv {\rm{C}}{{\rm{o}}}^{2+}-{\rm{OH}}]+4{\rm{S}}{{\rm{O}}}_{4}{{}^{2}}^-+2{{\rm{O}}}_{2}{{}^{·}}^-+6{{\rm{H}}}^+ \end{split}$

$(2)$

$2{{\rm{O}}}_{2}{{}^{·}}^-+2{{\rm{H}}}_{2}{\rm{O}}\to 2{}^{1}{\rm{O}}{}_{2}+2{\rm{O}}{{\rm{H}}}^-+{{\rm{H}}}_{2}{{\rm{O}}}_{2}$

$(3)$

$\begin{split} & [\equiv {\rm{C}}{{\rm{o}}}^{2+}-{\rm{O}}-{\rm{O}}-{\rm{S}}{{\rm{O}}}_{3}]+{{\rm{H}}}_{2}{\rm{O}}\to \\& \equiv {\rm{C}}{{\rm{o}}}^{3+}-{\rm{OH}}+{\rm{S}}{{\rm{O}}}_{4}{{}^{·}}^-+{\rm{O}}{{\rm{H}}}^{·} \end{split}$

$(4)$

${}^{1}{\rm{O}}{}_{2}+有机物\to {{\rm{H}}}_{2}{\rm{O}}+{\rm{C}}{{\rm{O}}}_{2}+中间产物$

$(5)$

催化剂的稳定性是衡量其实际应用潜力的一个重要因素，本研究通过循环降解实验研究了负载型Co₃O₄的稳定性。如图8(a)所示，3次循环后负载型Co₃O₄对BPA的去除率仍保持在89%，表明负载型Co₃O₄具有良好的稳定性。循环降解过程中催化活性的轻微降低可能是BPA的降解产物堵塞活性位点导致的^[10]。此外，XRD分析表明循环使用后负载型Co₃O₄的晶相没有明显变化(图2(a))，进一步说明负载型Co₃O₄具有良好的稳定性。负载型Co₃O₄可有效矿化BPA(图8(b))，TOC去除率高达73%，而且3次循环后TOC的去除率仍高达63%，表明负载型Co₃O₄可持续稳定地处理水中酚类有机污染物。

图 8 循环降解过程中BPA的去除性能和TOC的去除效率

Figure 8. Removal of BPA and corresponding TOC during the consecutive runs over the supported Co₃O₄

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3. 结论

1)基于植物多酚的界面配位原理，通过在三维矿物载体表面原位负载Co₃O₄纳米颗粒制得了易分离回收的负载型Co₃O₄催化剂，比Co₃O₄粉体催化剂展现出更优异的催化活性和良好的稳定性。

2)负载型Co₃O₄催化剂活化PDS可高效降解BPA、SMX、AAP等多种类型的药、护品类有机污染物，中性条件下，负载型Co₃O₄投加量为60 g·L⁻¹(即0.075 g·L⁻¹ Co₃O₄纳米颗粒)，在BPA/PDS摩尔比为1:10的情况下可在120 min内将BPA完全降解。

3)负载型Co₃O₄主要通过内电子转移活化PDS，降解有机物时自由基氧化的作用有限，主要是¹O₂主导的非自由基氧化途径，对无机阴离子和腐殖酸等水体背景成分有着较强的抗干扰能力，在实际水体处理方面展现出广阔的应用前景。

图 1 2018年剑湖流域土地利用现状分布图（A）、剑湖流域总布点图（B）及平原区布点图（C）

Figure 1. Distribution of land types in Jianhu basin in 2018 (A), general sampling sites in Jianhu basin (B), and typical sampling sites in plains (C)

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图 2 微波消解仪温度控制程序

Figure 2. Temperature control program of microwave digestion system

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图 3 剑湖流域Cd、Cr、V、Cu、Pb、Zn水平空间分布

Figure 3. Horizontal distribution of Cd, Cr, V, Cu, Pb, Zn in Jianhu basin

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表 1 采样点来源

Table 1. Source of sampling points

采样点来源Sources of sampling points	样点号Sampling point number
河流（湖泊及水库）	47、1、5、14、16、20、23、22、25、27、28、31、32、35、42、41、44、53、50、51、49、52、56、57、58、59、63、64、65、68、72
工业用地及养殖场	11、21、30、9、15、18、19、26、33、38、48、62、66
居民地	8、13、36、40、55、61
农地	2、6、7、12、17、24、29、37、39、43、45、54、60、67、69、71
森林	3、4、10、34、46、70

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表 2 P_i的分级标准

Table 2. Grading standards of P_i

污染水平Pollution level	清洁Clean	轻污染Light pollution	中污染Medium pollution	重污染Heavy pollution
P_i	P_i <1	1≤P_i <2	2≤P_i <3	P_i≥3

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表 3 内梅罗污染指数（P）及风险分级

Table 3. Nemerow Pollution Index (P) and the associated risk classification

内梅罗污染指数（P）Nemerow Pollution Index	等级标准Risk levels
P ≤ 0.7	安全
0.7 < P ≤ 1.0	警戒
1.0 < P ≤ 2.0	轻度污染
2.0 < P ≤ 3.0	中度污染
P > 3.0	重度污染

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表 4 地累积指数与污染程度分级

Table 4. Index of geoaccumulation and classification of pollution degrees

I_geo	级数Pollution degree	污染程度Contamination level
<0	0	无污染
0—1	1	轻度
1—2	2	偏中度
2—3	3	中度
3—4	4	偏重度
4—5	5	重度
5—6	6	严重

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表 5 重金属毒性系数及参比值

Table 5. Heavy metals toxicity coefficients and reference values

	Cd	Cr	V	Cu	Pb	Zn
毒性系数	30	2	2	5	5	1
参比值/（mg·kg^-1）	0.218	65.2	155	46.3	40.6	89.7

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表 6 潜在生态风险评价分级标准

Table 6. Grading standards of potential ecological risk evaluation

风险程度Risk level	轻微Slight	中等Medium	强High	很强Extremely high
$E_r^i$	<30	30—60	60—120	>120
RI	<50	50—100	100—200	>200

风险程度Risk level	轻微Slight	中等Medium	强High	很强Extremely high
$E_r^i$	<30	30—60	60—120	>120
RI	<50	50—100	100—200	>200

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表 7 重金属含量、变异系数及云南省土壤背景值

Table 7. Descriptive statistical analysis results of heavy metals

元素Element	最大值/（mg·kg⁻¹）Maximum	最小值/（mg·kg⁻¹）Minimum	平均值/（mg·kg⁻¹）Average	标准差/（mg·kg⁻¹）Standard deviation	变异系数Variable coefficient	云南省土壤背景值/（mg·kg⁻¹）Background values in Yunnan soils
Cd	0.58	0.04	0.22	0.12	52%	0.22
Cr	221	5.0	81.5	45.4	56%	65.2
V	742	9.41	163	105	64%	155
Cu	161	4.7	47.1	22.6	48%	46.3
Pb	45.9	3.5	21.9	8.9	41%	40.6
Zn	2152	17.4	125	255	203%	89.7
注：云南省土壤背景值使用云南省A层土壤元素算术平均值含量^[16]，mg·kg⁻¹。

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表 8 剑湖流域重金属单因子和综合污染指数

Table 8. Single factor and comprehensive pollution index of heavy metals in Jianhu basin

		Cd	Cr	V	Cu	Pb	Zn
单因子污染指数P_i	最大值	2.68	3.39	4.80	3.48	1.14	24.0
	最小值	0.19	0.07	0.06	0.10	0.09	0.19
	平均值	1.02	1.25	1.05	1.02	0.54	1.40
综合污染指数P		2.03	2.55	3.47	2.56	0.89	17.0

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表 9 剑湖流域重金属地积累指数及污染等级

Table 9. Accumulation index and pollution grade of heavy metals in Jianhu basin

	Cd		Cr		V		Cu		Pb		Zn
	I_geo值	级数	I_geo值	级数	I_geo值	级数	I_geo值	级数	I_geo值	级数	I_geo值	级数
最大值	0.84	1	1.18	2	1.68	2	1.21	2	−0.41	0	4.00	4
最小值	−2.94	0	−4.29	0	−4.63	0	−3.88	0	−4.12	0	−2.95	0
均值	−0.77	0	−0.54	0	−0.77	0	−0.72	0	−1.62	0	−0.84	0

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表 10 剑湖流域重金属潜在生态风险评价结果

Table 10. Potential ecological risk assessment results of heavy metals in Jianhu Basin

	重金属潜在生态风险指数（ $E_r^i$ ）Potential ecological risk index of heavy metals						综合指数（RI）Composite index
	Cd	Cu	Cr	Pb	V	Zn	综合指数（RI）Composite index
最大值	80.3	17.4	6.78	5.66	9.58	24.0	144
最小值	5.86	0.51	0.15	0.43	0.12	0.19	7.26
平均值	30.6	5.09	2.50	2.69	2.10	1.40	44.4
贡献率^a	69%	11.5%	5.6%	6.1%	4.7%	3.2%	100%
注：^a单元素潜在生态风险指数值占综合生态风险指数值的百分比.

	重金属潜在生态风险指数（ $E_r^i$ ）Potential ecological risk index of heavy metals						综合指数（RI）Composite index
	Cd	Cu	Cr	Pb	V	Zn	综合指数（RI）Composite index
最大值	80.3	17.4	6.78	5.66	9.58	24.0	144
最小值	5.86	0.51	0.15	0.43	0.12	0.19	7.26
平均值	30.6	5.09	2.50	2.69	2.10	1.40	44.4
贡献率^a	69%	11.5%	5.6%	6.1%	4.7%	3.2%	100%
注：^a单元素潜在生态风险指数值占综合生态风险指数值的百分比.

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表 11 剑湖流域富集因子系数

Table 11. Enrichment factor coefficient in Jianhu basin

	富集因子 Enrichment factor
	Cd	Cr	V	Cu	Pb	Zn
最大值	30.8	9.80	8.05	24.9	12.8	74.2
最小值	0.44	1.06	0.92	1.60	0.18	0.64
平均值	4.03	3.85	3.12	3.45	2.36	4.84

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表 12 剑湖流域重金属相关性分析

Table 12. Correlation analysis of heavy metals in Jianhu basin

	Cd	Cr	Cu	Pb	Zn	V
Cd	1
Cr	0.615^**	1
Cu	0.427^**	0.548^**	1
Pb	0.614^**	0.242^*	0.096	1
Zn	0.223	0.180	0.077	0.330^**	1
V	0.472^**	0.769^**	0.668^**	0.122	0.308^**	1
注：P<0.05，相关性显著；*P<0.01，相关性显著。

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表 13 剑湖流域重金属主成分分析

Table 13. Principal component analysis of heavy metals in Jianhu basin

	因子载荷 Factor loading
	PC1	PC2
Cd	0.808	0.262
Cr	0.870	−0.303
Cu	0.822	−0.301
Pb	0.458	0.780
Zn	0.394	0.535
V	0.832	−0.322
特征值	3.14	1.25
累计贡献率	52.4%	73.2%

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1. 材料与方法
1.1 实验试剂
1.2 实验方法
2. 结果与讨论
2.1 负载型Co3O4催化剂的表征
2.2 负载型Co3O4的催化性能研究
2.3 实验因素的影响
2.4 活性氧物种鉴定
2.5 PDS活化机理研究
3. 结论

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重金属作为环境重点监控污染物，其来源广、难去除、易富集，对动物和人体具有一定毒性。它广泛存在于各种环境介质中，具有持久性、致癌性、生物富集和生物放大等特点，极易对生态环境和人体健康造成不可逆损害^[1-3]。水体和土壤重金属污染已引起广泛关注。进入水体的重金属大部分被悬浮物吸附^[4]，当悬浮物负荷量超过其搬用能力时，将沉降、蓄积于沉积物中^[5]。在土壤中，重金属不断积累，当超过土壤自净能力时，将会导致土壤微生物活性、组成、结构和功能等发生改变^[6]。因此，研究水体沉积物和土壤重金属含量、分布特征，进而准确评估其生态风险并探明其污染源，对污染控制与防治具有重要的理论和现实意义。

剑湖流域包含了云南省剑川县主要饮用水水源地满贤林水库、玉华水库及格美江源头。流域内设有省级湿地自然保护区，是越冬候鸟的主要栖息地，是滇西北高原最具代表性的湿地类型之一^[7]。近年来，剑川县大力发展种植业，剑湖流域内分布大量农田，同时，各种工业活动（如木雕）日益频繁，导致流域污染加剧。流域内重金属通过地表河流、地下径流、壤中流等形式汇入湖泊；剑湖是流域内重金属重要的汇，但其自身环境容量小、敏感性强、稳定性差、抵抗外界干扰能力差，生态环境极其脆弱，在人为活动的强烈干扰下，湖泊功能衰减，生态环境已逐渐恶化^[8]，已严重影响剑川县的经济和社会发展。Cd、Cr、Cu、Zn、Pb是土壤重金属污染的主要元素^[9]，Cu、V、Zn、V等是人体健康必需的微量元素，其在人体中含量过多或缺乏时，会对人体健康产生威胁^[10-11]。此外，剑湖周边居民生活以煤炭为主要燃料，V是煤炭燃烧产生的主要重金属污染物^[12]。

本研究选取剑湖流域为研究区，通过测定流域土壤及河流与湖泊沉积物中Cd、Cr、Cu、Zn、Pb和V 等6种重金属含量，分析其空间分布特征，进行潜在生态风险评价，并探明其污染来源，为剑湖流域重金属污染防治提供基础数据和科学依据。

3. 结论(Conclusion)

（1）剑湖流域72个采样点土壤与河流、湖泊沉积物中Cd、Cr、Cu、V和Zn含量均高于云南省土壤背景值。

（2）土壤与河流、湖泊沉积物重金属水平空间分布各异：Cd、Cr、V、Cu表现为东高西低；Pb在整个流域内分布较均匀，Zn含量表现为除个别点含量较高外其他分布较均匀。6种金属水平空间变异系数均>40%，且Zn变异系数高达200%，属强变异，其他均为中等变异。

（3）单因子污染指数和内梅罗综合污染指数表明Cd、Cr、Cu为中度污染，V、Zn为重度污染，Pb达到警戒线。

（4）地累积指数结果表明，除Pb表现为无污染外，其余5种金属均有不同程度污染。

（5）重金属潜在生态风险指数顺序为Cd>Cu>Pb>Cr>V>Zn；重金属综合潜在生态风险指数RI结果表明，剑湖流域Cd、Cu生态风险最高。

（6）富集因子法结果表明，6种重金属均以人为富集为主。

（7）主成分分析和相关性分析表明，V、Cd、Cu源于化石能源；Cd、Cr源于农业活动；Zn源于居民生活；Pb源于自然活动。

参考文献 (46)

剑湖流域土壤/沉积物重金属分布特征、来源解析及生态风险

通讯作者: E–mail: liuxue20088002@126.com

Distribution, ecological risks and sources of heavy metals in soil/sediment of Jianhu basin

Corresponding author: LIU Xue, liuxue20088002@126.com

1. 材料与方法

1.1 实验试剂

1.2 实验方法

2. 结果与讨论

2.1 负载型Co3O4催化剂的表征

2.2 负载型Co3O4的催化性能研究

2.3 实验因素的影响

2.4 活性氧物种鉴定

2.5 PDS活化机理研究

3. 结论

计量

出版历程

剑湖流域土壤/沉积物重金属分布特征、来源解析及生态风险

通讯作者: E–mail: liuxue20088002@126.com

English Abstract

Distribution, ecological risks and sources of heavy metals in soil/sediment of Jianhu basin

Corresponding author: LIU Xue, liuxue20088002@126.com

全文HTML

1.1. 研究区概况

1.2. 采样点布设与样品采集

1.3. 样品分析与数据处理

1.4. 单因子污染指数和内梅罗综合污染指数法

1.5. 地累积指数法

1.6. 潜在生态风险评价法

1.7. 富集因子法

2.1. 剑湖流域土壤/沉积物重金属含量及分布特征

2.2. 剑湖流域土壤/沉积物重金属污染程度与生态风险评价

2.2.1. 单因子污染指数和内梅罗综合污染指数

2.2.2. 地累积指数法

2.2.3. 潜在生态风险评价

2.3. 剑湖流域土壤/沉积物重金属来源分析

2.3.1. 富集因子法

2.3.2. 主成分分析

目录

全文HTML

1.1. 研究区概况

1.2. 采样点布设与样品采集

1.3. 样品分析与数据处理

1.4. 单因子污染指数和内梅罗综合污染指数法

1.5. 地累积指数法

1.6. 潜在生态风险评价法

1.7. 富集因子法

2.1. 剑湖流域土壤/沉积物重金属含量及分布特征

2.2. 剑湖流域土壤/沉积物重金属污染程度与生态风险评价

2.2.1. 单因子污染指数和内梅罗综合污染指数

2.2.2. 地累积指数法

2.2.3. 潜在生态风险评价

2.3. 剑湖流域土壤/沉积物重金属来源分析

2.3.1. 富集因子法

2.3.2. 主成分分析

2.1 负载型Co₃O₄催化剂的表征

2.2 负载型Co₃O₄的催化性能研究