漳河上游流域沉积物中重金属生态风险评价

赵凤霞; 程瑶; 高朋阳; 穆征; 武金坤; 蒋小满

doi:10.7524/j.issn.0254-6108.2021052802

漳河上游流域沉积物中重金属生态风险评价

1.
河北工程大学水利水电学院，邯郸，056038
2.
河北省智慧水利重点实验室；邯郸，056038
3.
河北工程大学水生态文明与社会治理研究中心，邯郸，056038
4.
西北农林科技大学，咸阳，712100

通讯作者: Tel：13930012212, E-mail：chengyao1108@163.com;

基金项目:
国家自然科学基金（U1802241，U204021，92047204，11371117），河北省自然科学基金创新研究群体项目（E2020402074），河北省高等学校技术研究项目（ZD2019005）和河北省研究生创新基金（CXZZBS2020152，CXZZSS2021090）资助.

Ecological risk assessment of heavy metals in sediments of the upper reaches of Zhanghe River

1.
School of Water Conservancy and Hydroelectric Power, Hebei University of Engineering, Handan, 056038, China
2.
Hebei Key Laboratory of Intelligent Water Conservancy, Handan, 056038, China
3.
Research Center of Water Ecological Civilization and Social Governance, Hebei University of Engineering, Handan, 056038, China
4.
Northwest Sci-Tech University of Agriculture and Forestry, Xianyang, 712100, China

Corresponding author: CHENG Yao, chengyao1108@163.com ;

Fund Project: the National Natural Science Foundation of China (U1802241, U204021, 92047204, 11371117), Innovative Research Group of Hebei Natural Science Foundation (E2020402074), University Science and Technology Research Project of Hebei, China (ZD2019005) and Graduate Innovation Foundation of Hebei Province (CXZZBS2020152，CXZZSS2021090).

摘要: 海河流域人口密集，大中城市众多，在我国政治经济中具有重要地位。漳河，属海河流域漳卫南运河水系，是漳卫河的一大支流。本研究以漳河上游流域表层沉积物为研究对象，采用相对累积频率法和归一化法建立了4种重金属（Cr、Ni、Cu、Pb）的区域地球化学基线。根据区域地球化学基线值定量计算了漳河上游流域沉积物中重金属污染的人为贡献率。根据不同背景参考值（土壤背景值、重金属浓度中值和区域地球化学基线值）采用地质累积指数和潜在生态风险指数对沉积物中重金属的污染水平和生态风险进行评价。沉积物中Cr、Ni、Cu、Pb的平均含量分别为91.51、43.33、21.93、18.30 mg·kg⁻¹，接近中国土壤背景值。计算的区域地球化学基线值略低于沉积物中重金属的平均含量。Cr、Ni、Cu、Pb的平均人为贡献率为17.14%、11.16%、50.92%、29.35%，表明人为影响较小。此外，I_geo和EI结果表明，沉积物重金属处于无污染至轻度污染状态，具有较低的生态风险。
- 漳河 /
- 沉积物 /
- 重金属 /
- 地球化学基线 /
- 污染评价
Abstract: Haihe River Basin plays an important role in China's politics and economy. Zhanghe River is the largest tributary of Zhangwei River, which belongs to Zhangweinan Canal in Haihe River Basin. In this study, the regional geochemical baselines of four heavy metals (Cr, Ni, Cu, Pb) were established by relative cumulative frequency and normalization methods. The anthropogenic contribution rate of sediment in the upper reaches of Zhanghe River was quantitatively calculated by using the baseline value of regional geochemistry. The geological accumulation index (I_geo) and potential ecological risk index (EI) were used to evaluate the pollution level and ecological risk of heavy metals in sediments according to different background reference values (soil background value, median concentration of heavy metals and regional geochemical baseline value). The average contents of Cr, Ni, Cu and Pb in sediments are 91.51 mg·kg⁻¹, 43.33 mg·kg⁻¹, 21.93 mg·kg⁻¹ and 18.30 mg·kg⁻¹, respectively, which are close to the background values of soil in China. The calculated regional geochemical baseline value is slightly lower than the average content of heavy metals in sediments. The average anthropogenic contribution rates of Cr, Ni, Cu and Pb are 17.14%, 11.16%, 50.92% and 29.35%, indicating that the anthropogenic influence is relatively small. In addition, the results of I_geo and EI show that heavy metals in sediments are in a state of no pollution to slight pollution, and the ecological risk is low.
- Zhanghe River /
- sediments /
- heavy metals /
- regional geochemical baseline /
- pollution assessment

电絮凝法中，可溶性阳极在外加电场的作用下产生大量阳离子，进而发生水解、聚合，生成一系列氢氧化物、羟基络合物，这些物质能迅速聚结水中的胶态杂质并使其沉淀，最终实现污染物与水的分离。同时，阴、阳极产生的H₂、O₂等微气泡可吸附在污染物絮体表面，其产生的气浮作用能将悬浮物带到水面，从而去除废水中的污染物^[1-2]。电絮凝净水的主要机理包括电气浮作用、电氧化还原作用以及电絮凝作用^[3-4]。胡承志等^[5]发现，以铝为阳极的电化学方法合成高含量Al₁₃絮凝形态是提高水处理效果的关键。新型电极材料、电解质、反应器结构设计与藕合工艺开发是电絮凝水处理技术的研究趋势。然而，电絮凝中极板钝化问题一直制约着电絮凝技术的发展和应用，钝化膜的形成会增加电耗，降低阳极反应速率，减缓絮凝反应速率，进而影响絮凝效果。因此，研究倒极法控制极板钝化具有重要意义。

引起极板钝化的原因主要有2种^[6-7]：1)成相膜理论认为，在金属表面可以生成较薄的复合分子氧化膜，这层薄膜使溶液和金属表面之间有新电阻产生，导致阳极电势增大，电流主要在析氧、生成高价反应物等反应过程中消耗，使阳极板溶解速度下降，而且少量极板溶解产生的金属离子也会与溶液中其他物质反应，生成固态物质附着于极板表面；2)吸附理论认为，电极的钝化是由于氧、氧化剂等单分子在金属表面形成吸附层所引起的，致使溶液和金属界面结构发生变化，阳极反应活化能升高，减缓阳极反应速率。对于Al电极的电絮凝过程来说，在金属/氧化物界面，O^2-向内迁移与金属反应形成A1₂O₃；而在氧化物/电解液界面，Al³⁺向外迁移与水反应形成A1₂O₃，最终在Al阳极表面形成了致密的A1₂O₃钝化膜。目前，消除电极钝化的方法主要有电化学清洗法、机械去除法和倒极法^[8-10]。电化学清洗法是极板上的钝化膜在通入电流的情况下被酸、碱或盐溶液溶解的一种方法，操作复杂，消耗清洗药剂，增加去钝成本；机械去除法即在外力的作用下将钝化膜直接从极板上剥离，是一种可靠的去钝方法，但不适用于大规模的电絮凝设备；倒极法是在正常处理污水的同时，通过极板阴阳极的倒换来除钝，相对于电化学清洗法和机械去除法更加经济、有效且不影响装置运行。

极板钝化限制了电絮凝技术的工业现场应用，但目前对于电絮凝处理具体废水操作过程中如何经济、有效消除极板钝化的研究尚较少。本研究采用电絮凝法处理油田压裂废水，通过扫描电镜(SEM)和能谱(EDS)，定性、定量分析了倒极前后铝极板表面形态和元素的变化量，研究了极板钝化层成分及量变趋势，为倒极法控制极板钝化提供了理论支持和控制参数，对现场电絮凝反应器的设计及操作运行具有重要的参考意义。

1. 材料与方法

1.1 实验原料

水样为某油田现场的压裂废水，其离子组成及水质分析结果如下：K⁺ 2 101.36 mg·L⁻¹，Na⁺ 1 501.35 mg·L⁻¹，Ca²⁺ 423.70 mg·L⁻¹，Mg²⁺ 51.63 mg·L⁻¹，Cl⁻ 5 102.35 mg·L⁻¹， ${\rm{SO}}_4^{2-}$ 24.00 mg·L⁻¹， ${\rm{HCO}}_3^{-}$ 922.35 mg·L⁻¹， ${\rm{CO}}_3^{2-}$ 14.53 mg·L⁻¹。

根据废水离子含量的分析结果，按照Stiff-Davis稳定指数结垢理论方法^[11]计算结垢指数，计算方法如式(1)所示。

${I_{{\rm{SI}}}} =S_ {\rm{pH}} - S_{\rm{pHs}}。$

$(1)$

式中：I_SI为结垢指数，若I_SI <0，CaCO₃未饱和不结垢，I_SI >0，可能结垢；S_pH为系统中实际的pH；S_pHs为系统中CaCO₃达饱和时的pH。压裂废水CaCO₃结垢趋势理论预测I_SI = 6.6 − 6.931 = − 0.331，压裂废水本身无结垢倾向。

1.2 实验装置

ICS2100离子色谱仪(ICS2100，美国Dionex公司)；扫描电镜(MIRA3，捷克TESCAN公司)；能谱仪(XFlash Detector 630M，德国Bruker公司)；稳流自动倒极直流电源(WYK-60V30A，上海意泽电气公司)，电流调节为3～30 A。

PFR电絮凝反应器(自制)：由透明有机玻璃制成，尺寸为260 mm×216 mm×242 mm，有效容积为3.9 L，极板间距可调为40～60 mm，极板为Al板。实验装置流程结构见图1。

图 1 电絮凝反应装置流程结构示意图

Figure 1. Structure diagram of the flow structure electroflocculation reactor

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1.3 实验方法

1)设置电絮凝反应器极板间距44 mm，电流控制为6～10 A，电流密度为130 A·m⁻²。启动泵连续向反应器中输入污水，总时间为20 h，在不同时间段(0、4、12、20 h)，从阴、阳极板上取小块极板进行SEM和EDS分析。

2)通过EDS定性、定量分析阴、阳极板表面各种元素的含量，进而得出极板表面Al₂O₃和CaCO₃的含量，考察含量(钝化程度)随电絮凝时间的变化规律。

3)处理废水20 h后，自动倒极同以上操作，考察倒极对极板钝化的缓解效果，取样通过EDS定性分析来确定钝化物的含量。

4)极板取样：按照不同时间(0、4、12、20 h)，取极板样品(大小约8 mm×8 mm)进行SEM和EDS分析。

1.4 分析方法

废水离子含量通过离子色谱仪按照《油田水分析方法》(SY/T 5523-2016)^[12]测定；极板表面形貌采用SEM分析，加强电压为30.0 kV；电极表面原子含量采用EDS分析测定。

2. 结果与讨论

2.1 倒极前后极板表面形态的变化

在电絮凝处理中，阳极是牺牲性电极，变化最为明显，实验中不同时段的阳极板表面形态如图2所示。从图2(a)可以看出，反应开始前，阳极表面较为致密，电絮凝反应4 h后(图2(b))，阳极表面发生电化学溶解，有明显开裂；电絮凝处理20 h后(图2(c))，阳极表面出现致密的蚀坑，蚀坑周围有一些沉积物。阳极倒极20 h后(图2(d))，极板表面蚀坑周围的沉积物减少，变得凹凸不平，致密的蚀坑消失。

图 2 不同反应时间段阳极板表面SEM图

Figure 2. SEM images of anode electrode surface during different reaction time intervals

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2.2 极板表面EDS分析

电絮凝反应进行时，在电极板表面发生溶解反应，不同时段表面成分含量会发生变化，取不同反应时段极板进行EDS分析。图3和表1分别是反应12 h时段阴极板EDS图和各种元素的含量结果。可以看出，O、Al、C原子比例较高，C含量属于极板自身特征且对后续分析基本没有影响。Fe、Ar含量较小，应是极板本身组成的微量杂质元素，Ca来源于废水电絮凝处理过程中吸附于极板表面的钙垢，因此，确定由O、Al、Ca元素来分析极板表面沉积物的摩尔百分含量。

图 3 反应12 h阴极板的EDS图谱

Figure 3. EDS spectrum of the cathode electrode after12 hours of reaction

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表 1 反应12 h阴极板的EDS分析结果

Table 1. Analysis of EDS results of cathode electrode after 12 hours of reaction %

元素	质量百分比	原子百分比
C	20.39	32.43
O	23.32	27.85
Al	55.77	39.49
S	0.12	0.07
Ar	0.14	0.06
K	0.02	0.01
Ca	0.05	0.02
Fe	0.19	0.07

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按照上述分析方法，取不同时段的极板样品，在每个样品表面选不同位置的3个点进行EDS分析。取3个点的平均值作为该时段极板表面的元素含量值(主要为O、Al和Ca含量)，将原子含量转换为相应沉积物(Al、Al₂O₃、CaCO₃)分子摩尔百分含量，其变化趋势如图4和图5所示。可以看出，倒极前阳极板溶解较快，阳极板的快速溶解使吸附在阴极板表面的CaCO₃吸附量迅速上升，在4 h时，其相对摩尔百分含量达到最高值，为0.44%。此后，随着阳极板的溶解呈快速下降，导致与之对应的是阳极板表面上Al₂O₃含量上升，这表明阳极板表面吸附有新生成的Al₂O₃氧化膜，同时阴极板上CaCO₃的摩尔百分含量较初期0.03%有所增长，二者含量的增加导致Al阳极溶解速度变慢，引起电絮凝效率下降，即引起极板钝化。在倒极后阳极板上Al₂O₃含量变化幅度较小，由11.87%下降到9.28%，阴极板表面CaCO₃吸附量的变化为0.01%~0.34%，控制在较小的范围内。

图 4 倒极前阴-阳极板表面钝化层成分随电絮凝时间的变化趋势

Figure 4. Variation trends of composition of surface passivation layer in the cathode-anode electrodes withelectricflocculation time before reversing electrodes

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图 5 倒极后阴-阳极板表面钝化层成分随电絮凝时间的变化趋势

Figure 5. Variation trends of composition of surface passivation layer in the cathode-anode electrodes withelectricflocculation time after reversing electrodes

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2.3 阳极的钝化过程

在Al阳极溶解的同时，其表面亦发生反应，反应式见式(2)和式(3)。

${\rm{A}}{{\rm{l}}^{3 + }} + 3{{\rm{O}}^{2 - }} = {\rm{A}}{{\rm{l}}_2}{{\rm{O}}_3}$

$(2)$

$2{\rm{Al}} + 3{\rm{O}} = {\rm{A}}{{\rm{l}}_2}{{\rm{O}}_3}$

$(3)$

反应所产生的Al₂O₃逐渐覆盖在Al阳极表面而形成致密的绝缘氧化膜，氧化膜会一直生长到该膜的电阻能够阻止电流通过阳极时才停止，这一过程称为Al阳极的“钝化”^[8]。所用阴阳极板放置在空气中，因空气氧化形成了部分Al₂O₃，其含量为30.53%。由图4(a)可知，电絮凝开始时，Al阳极表面的Al₂O₃迅速溶解，4 h后，阳极板表面的Al₂O₃含量随时间的延长而增大，经过20 h，增加了18.41%，这表明阳极板表面由于Al₂O₃的覆盖发生钝化，Al₂O₃含量与反应时间呈线性关系，线性方程如式(4)所示。

$y=0.915\;1t+30.423,\;\;R^2=0.999\;2$

$(4)$

根据上述实验数据结果，电絮凝过程每反应1 h，电极表面Al₂O₃含量增大1%。

2.4 阴极的钝化过程

电絮凝过程中阴极发生析氢反应，阴极区域会有大量的OH⁻富集，当废水中的阳离子经过该区域时，会析出相应的氢氧化物沉淀。此外，废水中的 ${\rm{CO}}_3^{2-}$ / ${\rm{HCO}}_3^{-}$ 与阳离子反应产生的碳酸盐沉淀吸附在阴极板上，也会引起阴极板钝化，见式（5）和式（6）。

${\rm{CO}}_3^{2 - } + {\rm{C}}{{\rm{a}}^{2 + }} = {\rm{CaC}}{{\rm{O}}_3}$

$(5)$

${\rm{C}}{{\rm{a}}^{2 + }} + {\rm{HC}}{{\rm{O}}_3^ -} + {\rm{O}}{{\rm{H}}^ - } = {\rm{CaC}}{{\rm{O}}_3} + {{\rm{H}}_2}{\rm{O}}$

$(6)$

电絮凝处理Ca²⁺含量较低的水样时，少量的CaCO₃会沉积在阴极板表面，并不会迅速造成电极的快速钝化，但当电絮凝装置运行时间足够长时，CaCO₃沉淀可成为电极钝化的主要因素。由图5(b)可知，经过20 h后，倒极后的阴极板CaCO₃的含量增长了0.33%。CaCO₃分子的面积约为Al原子的2.5倍，当极板表面CaCO₃所覆盖面积占到10%以上，即CaCO₃含量约为4%时，就可能会对电极造成较为明显的影响，在运行约200 h后，才能达到这一覆盖率，此时，极板须清洗去除CaCO₃。

2.5 倒极消除极板钝化

倒极后，原来的阳极变为阴极，在阴极板表面发生还原反应，使Al₂O₃含量随电絮凝时间的延长而减小。如图5(a)所示，倒极后的阴极板表面Al₂O₃含量在20 h内由48.94%下降到18.73%，倒极不仅溶解了该电极作为阳极板时因钝化产生的Al₂O₃，同时也溶解了极板本身因空气氧化形成的Al₂O₃。以上结果表明倒极对消除Al₂O₃引起的极板钝化效果良好。

如图4(a)所示，电絮凝20 h，阴极板Al₂O₃含量由30.53%下降到11.87%，表明Al极板作阴极时发生还原反应，难以生成Al₂O₃钝化膜。倒极使原来的阴极变为阳极，在前期4 h，倒极后的阳极板的溶解较快，极板表面吸附的Al₂O₃含量降低。当电极表面的钝化速率小于阳极电化学溶解速率时，钝化膜难以形成^[13]，倒极后阳极表面Al₂O₃含量随电絮凝时间的延长而减小，在运行20 h之内，由11.87%降低至9.28%，表明倒极对原阴极表面Al₂O₃同样具有溶解性，不会引起极板的钝化。倒极后，极板表面CaCO₃的吸附量变化较小，由于水样中Ca²⁺含量较低，倒极使CaCO₃的吸附量控制为0.01%~0.34%，可有效控制极板钝化。

3. 结论

1)在电絮凝处理油田压裂废水过程中，阳极钝化层的主要成分是Al₂O₃，阴极钝化层的主要成分是CaCO₃。

2)铝电极表面本身有较为致密的氧化膜，电絮凝反应4 h后，铝阳极表面有明显的溶解反应发生；电絮凝反应20 h后，铝阳极表面出现致密蚀坑，溶解速度变慢；阳极倒极20 h后，极板表面变得凹凸不平，致密的蚀坑消失，表明倒极对消除阳极板钝化层具有一定的作用。

3)倒极对极板表面吸附的Al₂O₃有溶解性，倒极后的阴极板表面Al₂O₃含量在20 h内由48.94%下降到18.73%，阳极板Al₂O₃含量由11.87%降低到9.28%，这表明倒极可以有效消除Al₂O₃氧化膜对极板钝化的影响；对于Ca²⁺含量较低的压裂废水，倒极使CaCO₃的吸附量控制为0.01%~0.34%，其可有效控制极板的钝化发生。

图 1 研究区域及采样点

Figure 1. Study area and sampling points

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图 2 河流沉积物重金属含量分布

Figure 2. Distribution of heavy metals contents in river sediments

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图 3 漳河上游流域沉积物中重金属的浓度分布直方图及箱线图（n=32）

Figure 3. Histogram and box diagram of heavy metal concentration distribution in sediments of upper reaches of Zhanghe River

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图 4 表层沉积物重金属的人为贡献率

Figure 4. Anthropogenic contribution rate of heavy metals in surface sediments

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图 5 基于不同参考背景值的沉积物中重金属的地质累积指数(I_geo)和潜在生态风险指数(EI)结果热图

Figure 5. The hotmaps of the results of Müller accumulation index (I_geo) and potential ecological risk index (EI) of heavy metals in the sediment based on different reference background values

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图 6 沉积物重金属地质累积指数(I_geo)

Figure 6. Accumulation pollution indexes of heavy metals in sediments

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图 7 河流沉积物重金属的潜在风险评价（EI）

Figure 7. Potential risk assessment of heavy metals in river sediments (EI)

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表 1 表层沉积物重金属浓度汇总统计

Table 1. Summary statistics of the heavy metal concentrations of the surface sediments

	Cr	Ni	Cu	Pb
最小值/（mg·kg⁻¹）	44.23	35.78	12.49	10.00
最大值/（mg·kg⁻¹）	175.57	53.62	63.41	35.77
均值/（mg·kg⁻¹）	91.51	43.33	21.93	18.30
中值（mg·kg⁻¹）	88.43	43.08	18.64	18.47
标准偏差/（mg·kg⁻¹）	24.30	4.64	10.48	5.43
相对标准偏差/%	0.27	0.11	0.48	0.30

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表 2 其他区域沉积物重金属含量的比较（mg·kg⁻¹）

Table 2. Comparison of heavy metal content in sediments of other regions (mg·kg⁻¹)

位置Location	Cr	Cu	Ni	Pb	参考文献References
漳河上游流域 The upper reaches of Zhanghe River	91.51	21.93	43.33	18.30	本研究
中国淮河流域Huaihe River, Anhui, China	—	31.30	32.79	53.43	[6]
中国白洋淀Baiyangdian Lake,china	62.50	26.50	29.10	23.10	[23]
长江和淮河流域中下游浅水湖泊Freshwater lakes in the middle and lower reaches of the Yangtze and Huai River Basins	74.60	47.60	38.30	37.7	[3]
中国胶州湾Jiaozhou Bay, China	86.17	27.31	32.35	38.54	[7]
东阳江Dongyang River	71.90	86.20	28.10	79.10	[24]
三峡库区支流汝溪河Ruxi Tributary of the Three Gorges Reservoir	79.60	32.69	41.34	29.12	[25]
宝鸡市渭河Weihe River in Baoji City	57.57	48.89	31.80	15.70	[26]
长江中下游底泥Middle and lower reaches of the Yangtze River	77.20	46.47	—	37.75	[27]
柳江中下游流域The middle and lower reaches of Liujiang River	53.70	21.60	22.50	32.70	[28]
印度喀拉拉邦Kerala, India	—	18.20	50.40	21.60	[29]
埃及红海海岸Coastal sediments, Red Sea, Egypt	—	9.43	17.52	11.43	[30]
越南西贡河 Saigon River, Vietnam	—	—	4.02	1.27	[31]
沙特阿拉伯红海Red Sea, Saudi Arabia	—	2.10	2.16	2.75	[32]
韩国西南沿海河流River sediments of southwestern coastal Korea	62.20	29.70	26.10	32.10	[33]
山西省土壤背景值Soil background value ,Shanxi Province	61.8	32.0	26.9	15.8	[34]
中国土壤背景值Soil background value,china	66.8	25.5	33.8	21.9	[34]

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表 3 表层沉积物的区域地球化学基线

Table 3. Regional geochemical baseline of surface sediments

重金属Heavy metal	地球化学基线函数 Geochemical baseline functions	地球化学基线值/（mg·kg⁻¹）Geochemical baseline value	R²
Cr	Cr（mg·kg^-1）=60.75+6.69 $\times$ Al（%）	85.56	0.89
Ni	Ni（mg·kg^-1）=35.29+1.62 $\times$ Al（%）	41.46	0.98
Cu	Cu（mg·kg^-1）=16.76+0.47 $\times$ Al（%）	18.39	0.84
Pb	Pb（mg·kg^-1）=11.95+1.28 $\times$ Al（%）	16.33	0.96

重金属Heavy metal	地球化学基线函数 Geochemical baseline functions	地球化学基线值/（mg·kg⁻¹）Geochemical baseline value	R²
Cr	Cr（mg·kg^-1）=60.75+6.69 $\times$ Al（%）	85.56	0.89
Ni	Ni（mg·kg^-1）=35.29+1.62 $\times$ Al（%）	41.46	0.98
Cu	Cu（mg·kg^-1）=16.76+0.47 $\times$ Al（%）	18.39	0.84
Pb	Pb（mg·kg^-1）=11.95+1.28 $\times$ Al（%）	16.33	0.96

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表 4 淡水沉积物质量指南的汇总统计

Table 4. Summary statistics of the and guideline freshwater sediment quality values

重金属 Heavy metal	Cr	Ni	Cu	Pb
TEL/（mg·kg⁻¹，干重）	43.3	22.7	31.6	35.8
PEL/（mg·kg⁻¹，干重)	111.0	48.6	149.0	128.0
<TEL/%	0	0	87.50	100
TEL – PEL/%	84.37	81.25	12.50	0
>PEL/%	15.63	18.75	0	0
TEL：阈值效应水平Threshold effects level；PEL：可能影响水平Probable effects level^[39].

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[3]	XU M, WANG R, YANG X D, et al. Spatial distribution and ecological risk assessment of heavy metal pollution in surface sediments from shallow lakes in East China [J]. Journal of Geochemical Exploration, 2020, 213: 106490. doi: 10.1016/j.gexplo.2020.106490
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图( 7) 表( 4)

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1. 材料与方法
1.1 实验原料
1.2 实验装置
1.3 实验方法
1.4 分析方法
2. 结果与讨论
2.1 倒极前后极板表面形态的变化
2.2 极板表面EDS分析
2.3 阳极的钝化过程
2.4 阴极的钝化过程
2.5 倒极消除极板钝化
3. 结论

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随着城市化和工业化的快速发展，大量来自人为来源的重金属被排放到水生环境中^[1-5]。水生环境中的金属是不可生物降解的。而重金属可以通过物理、化学和生物过程在沉积物和悬浮颗粒中积累^[6]。然而，当沉积物中的环境条件发生变化时，化学和生物过程可能会使累积的重金属再循环回水柱，从而将沉积物变成内部污染源^[7]。因此，研究沉积物重金属对评价人类活动对水环境的影响具有重要意义。重金属主要来源于自然输入或人为活动。通过多元统计分析，可以追踪这些重金属的来源。地质累积指数和潜在生态风险指数被广泛用于评估它们所构成的风险^[8]。然而，以往的研究表明，不同评估方法的结果有时并不一致^[9]。因此，采用多种方法对沉积物质量进行评价，以获得更全面、更准确的信息是十分必要的。

海河流域是一个农业、工业和城市化迅速发展的流域，在我国的国民经济发展中占有举足轻重的地位。其水生态环境受到广泛的关注^[10-11]。漳卫河水系多年平均水资源总量为5.36×10⁹ m³，是海河流域水资源量最大的子流域，主要由漳河、卫河两大支流组成。其水环境和水生态安全对海河具有重要影响。近年来，河流沉积物中的重金属污染已得到广泛研究^[12]。Tang等对海河流域的滦河等9个主要子流域的表层沉积物的重金属污染、风险、毒性进行了综合评价^[13]，Cao等也对海河干流的有毒金属污染进行评价^[14]，结果均表明，人为输入是金属富集的一个重要贡献者，其中沉积物中Cd的污染程度较高。Zhang等对海河流域的大中型城市河流沉积物中的重金属（Cr、Cu、Ni、Pb、Zn）污染及其危害进行了评价，表明城市化水平的提高会导致城市河流沉积物中Cr、Zn的污染加剧^[15]。赵海萍等对漳河上游水质及污染进行分析，浊漳南源的有机污染物污染程度远大其他河段^[16]。郝红等对海河流域的漳河、卫河、卫运河、南运河及漳卫新河的表层沉积物中的 As、Hg、Cd、Cu、Cr、Pb、Zn 等重金属进行了评价，结果表明多数河段都具有较高的生态风险^[17]。多数学者主要以海河及其流域内主要河流为研究对象开展重金属分析及污染评价的相关研究，但是针对漳河上游流域的重金属相关研究较少。

认识沉积物重金属的污染特征和潜在生态风险，以及确定可能的来源和控制因素，对于污染预防和生物多样性保护管理至关重要。因此，研究漳河沉积物中重金属的污染水平对保障海河流域水资源安全具有重要影响。Cr、Cu、Ni在人体代谢过程中发挥着重要作用，过度接触这些金属会对人体健康产生有害影响，并增加慢性中毒的可能性。Pb虽然不参与人体代谢，但在非常低的水平上具有毒性作用。本研究选取这4种常见的重金属对地球化学基线及其生态风险进行评价。

3. 结论（Conclusion）

（1）漳河上游流域表层沉积物中Cr、Ni、Cu、Pb的浓度范围分别为44.13—175.57、35.78—53.6、12.49—63.41、10.00—35.77 mg·kg⁻¹，平均值为91.51、43.33、21.93、18.30 mg·kg⁻¹。重金属浓度空间分布差异较大，人类活动影响大多集中在浊漳源头和清漳源头的位置。

（2）用相对累积频率法和归一化法计算了重金属的区域地球化学基线值。结果表明，区域地球化学基线值不仅考虑了每个采样点的特性，而且消除了粒度的影响。区域地球化学基线值被认为是沉积物风险评估的合理区域背景值。

（3）应用I_geo和EI对漳河上游底泥重金属污染程度进行了评价。污染程度和风险评价显示，漳河上游沉积物中重金属处于轻度累积轻微污染状态，具有低生态风险。

参考文献 (39)

漳河上游流域沉积物中重金属生态风险评价

通讯作者: Tel：13930012212, E-mail：chengyao1108@163.com;

Ecological risk assessment of heavy metals in sediments of the upper reaches of Zhanghe River

Corresponding author: CHENG Yao, chengyao1108@163.com ;

1. 材料与方法

1.1 实验原料

1.2 实验装置

1.3 实验方法

1.4 分析方法

2. 结果与讨论

2.1 倒极前后极板表面形态的变化

2.2 极板表面EDS分析

2.3 阳极的钝化过程

2.4 阴极的钝化过程

2.5 倒极消除极板钝化

3. 结论

计量

出版历程

漳河上游流域沉积物中重金属生态风险评价

通讯作者: Tel：13930012212, E-mail：chengyao1108@163.com;

English Abstract

Ecological risk assessment of heavy metals in sediments of the upper reaches of Zhanghe River

Corresponding author: CHENG Yao, chengyao1108@163.com ;

全文HTML

1.1. 研究区域及采样点

1.2. 样品分析

1.3. 重金属地球化学基线的计算

1.4. 沉积物重金属评价方法

1.4.1. 地质累积指数

1.4.2. 潜在生态风险指数

2.1. 表层沉积物金属浓度分布特征

2.2. 沉积物中重金属的地球化学基线

2.3. 重金属污染水平评价

目录

全文HTML

1.1. 研究区域及采样点

1.2. 样品分析

1.3. 重金属地球化学基线的计算

1.4. 沉积物重金属评价方法

1.4.1. 地质累积指数

1.4.2. 潜在生态风险指数

2.1. 表层沉积物金属浓度分布特征

2.2. 沉积物中重金属的地球化学基线

2.3. 重金属污染水平评价