高邮湖底泥对有机污染物吸附实验

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高邮湖水质分析与水污染状况评价

高邮湖水质分析与水污染状况评价
s h a l l o w wa t e r l a k e . Ga o y o u L a k e h a s b e a u t i f u l s c e n e r y a n d r i c h p r o d u c t s . I t a l s o s e r v e s a s t h e c h a n n e l o f t h e Ya n g t z e Ri v e r a n d h a s t h e f u n c t i o n o f l f o o d d i s c h a r g e . I t p l a y s a n i mp o r t a n t r o l e i n Ga o y o u , Ya n g z h o u a n d o t h e r p l a c e s . Ba s e d o n t h e a n a l y s i s o f t h e c o n t e n t o f wa t e r i n Ga o y o u L a k e i n r e c e n t y e a r s , t h e wa t e r q u a l i t y t y p e a n d wa t e r e n v i r o n me n t c h a r a c t e r i s t i c s o f Ga o y o u L a k e a r e o b t a i n e d . T h e s t u d y f o c u s e s o n t h e i n t e r a n n u a l a n d a n n u a l v a r i a t i o n t r e n d o f o r g a n i c c o mp o u n d s i n l a k e wa t e r , a n d c o mp r e h e n s i v e l y a n a l y z e s t h e t r o p h i c t y p e s o f w a t e r b o d i e s f r o m d i f f e r e n t i n d i c a t o r s , a n d a n a l y z e s t h e c a u s e s a n d p u t s f o r wa r d c o u n t e r me a s u r e s , S O a s t o p r o v i d e s c i e n t i f i c b a s i s f o r r e a s o n a b l e t r e a t me n t o f Ga o y o u L a k e . Ke y wo r d s : Ga o y o u L a k e; s u f r a c e w a t e r q u a l i t y c l a s s i i f c a t i o n; e u t r o p h i c a t i o n o f w a t e r b o d y

冬夏季高邮湖内源类有机物

冬夏季高邮湖内源类有机物

冬夏季高邮湖内源类有机物冬夏季高邮湖是我国江苏省扬州市的一座重要淡水湖泊。

湖泊水域广阔,湖岸线长,周边环境优美,素有“江南明珠”的美誉。

湖水清澈,水质良好,冬夏季湖内存在着丰富的源类有机物。

首先,冬夏季湖内源类有机物包括植物、浮游生物和底栖动物等。

湖水中的植物主要有浮叶植物和沉水植物。

浮叶植物如莲藕、草莓、莼菜等在湖面上生长,形成一个个绿色的浮岛,为鱼类和鸟类提供遮蔽和滋养。

沉水植物如水葱、茨藻等则栖息在湖底,通过光合作用吸收二氧化碳,释放氧气,维持水体的氧气平衡。

浮游生物如浮游藻类、桡足类、甲壳类等在湖水中繁衍生息,是湖泊生态系统中的重要组成部分。

底栖动物如蚯蚓、河豚、小虾等栖息在湖底泥沙中,通过分解有机物质,促进湖泊的有机循环。

其次,湖内源类有机物与湖岸的植被和土壤密切相关。

冬夏季高邮湖岸线长,周边植被茂盛,湖岸边生长着许多绿化植物如柳树、杨树、芦苇等。

这些植物的枯落叶、枝干等都会进入湖水,成为水域中的有机物源。

同时,湖岸附近的土壤富含有机质,也会通过水流的冲刷进入湖泊。

这些岸线植被和土壤的有机质,为湖泊提供了丰富的有机物来源。

再次,冬夏季湖内源类有机物与自然降解和人类活动密切相关。

湖水中的有机物主要来源于湖内植物的枯落物和底泥中的有机质。

这些有机物经过微生物和水中的溶解作用被降解成溶解有机物,最终成为湖泊生态系统的一个重要组成部分。

此外,人类活动也对湖内源类有机物的量和种类产生一定的影响。

如人类的农业生产、养殖业、旅游业等活动都会导致湖泊水质的变化,进而影响湖内的有机物质。

综上所述,冬夏季高邮湖内源类有机物主要包括植物、浮游生物和底栖动物等,与湖岸的植被和土壤、自然降解和人类活动密切相关。

这些有机物的存在,丰富了湖泊的生态系统,维持着湖泊水质的平衡。

保护冬夏季高邮湖的水体和生态环境,对于保护湖内源类有机物的存在和繁衍具有重要意义,同时也对维护湖泊生态平衡和水质稳定起到了积极的作用。

实验6底泥对苯酚的吸附作用

实验6底泥对苯酚的吸附作用

实验六底泥对苯酚的吸附作用底泥/悬浮颗粒物是水中污染物的源和汇。

水体中有机污染物的迁移转化途径很多,如挥发、扩散、化学或生物降解等,其中底泥/悬浮颗粒物的吸附作用对有机污染物的迁移、转化、归趋及生物效应有重要影响,在某种程度上起着决定作用。

底泥对有机物的吸附主要包括分配作用和表面吸附。

苯酚是化学工业的基本原料,也是水体中常见的有机污染物。

底泥对苯酚的吸附作用与其组成、结构等有关。

吸附作用的强弱可用吸附系数表示。

探讨底泥对苯酚的吸附作用对了解苯酚在水/沉积物多介质的环境化学行为,乃至水污染防治都具有重要的意义。

本实验以两种不同组成的底泥为吸附剂,吸附水中的苯酚,测出吸附等温线后,用回归法求出底泥对苯酚的吸附常数,比较它们对苯酚的吸附能力。

一、实验目的1、绘制两种底泥对苯酚的吸附等温线,求出吸附常数,比较它们对苯酚的吸附能力;2、了解水体中底泥的环境化学意义及其在水体自净中的作用。

二、实验原理试验底泥对一系列浓度苯酚的吸附情况,计算平衡浓度和相应的吸附量,通过绘制等温吸附曲线,分析底泥的吸附性能和机理。

本实验采用4-氨基安替比林法测定苯酚。

即在pH10.0±0.2介质中,在铁氰化钾存在下,苯酚与4-氨基安替比林法反应,生成的吲哚酚安替比林染料,其水溶液在波长510nm处有最大吸收。

用2cm比色皿测量时,苯酚的最低检出浓度为0.1mg/L。

三、仪器与试剂1、仪器(1)恒温调速振荡器(2)低速离心机(3)可见光分光光度计(4)碘量瓶:150mL(5)离心管:25mL(6)比色管:50mL(7)移液管:2mL,5mL,10mL,20mL2、试剂(1)无酚水:于1L水中加入0.2 g经200℃活化0.5 h的活性炭粉末,充分振荡后,放置过夜。

用双层中速滤纸过滤,或加氢氧化钠使水呈碱性,并滴加高锰酸钾溶液至紫红色,移入蒸馏瓶中加热蒸馏,收集流出液备用。

本实验应使用无酚水。

注:无酚水应贮备于玻璃瓶中,取用时应避免与橡胶制品(橡皮塞或乳胶管)接触。

底泥疏浚对湖泊沉积物的生态毒性效应的影响

底泥疏浚对湖泊沉积物的生态毒性效应的影响

中国环境科学 2006,26(5):565~569 China Environmental Science 底泥疏浚对湖泊沉积物的生态毒性效应的影响刘爱菊1,2,孔繁翔1∗,史小丽1,于洋1,谭啸1 (1.中国科学院南京地理与湖泊研究所,江苏南京 210008;2.南京大学环境学院,污染控制与资源化研究国家重点实验室,江苏南京 210093)摘要:采用淡水沉积物质量基准和微生物毒性试验方法,对疏浚前后五里湖沉积物提取液和全底泥沉积物的生态毒性进行了研究与分析. 结果表明,疏浚后,沉积物中各重金属污染物的总体含量均显著降低,但是铬、铅和镍的含量仍然分布在阈值效应低值(TEL)和可能效应水平值(PEL)之间的灰色区域,仍可能对水体生态系统产生不良影响;疏浚后1个月,沉积物提取液中发光菌发光试验的EC50值降低约50%,毒性增加近1倍;与疏浚前相比,全底泥沉积物的细菌毒性试验的EC50值降低11%~30%;全底泥月芽藻毒性试验的EC50值也有显著降低.关键词:疏浚;沉积物质量基准;发光菌法;全底泥微生物试验;毒性中图分类号:X171.5文献标识码:A 文章编号:1000-6923(2006)05-0565-05Influence of sediment dredging on the ecotoxic effect of lake sediments. LIU Ai-ju1,2, KONG Fan-xiang1*, SHI Xiao-li1, YU Yang1, TAN Xiao1 (1.Nanjing Institute of Geography and Limnology, Chinese Academy of Sciences, Nanjing 210008, China;2.State Key Laboratory of Pollution Control and Resources Reuse, School of Environmental Science, Nanjing University, Nanjing 210093, China).China Environmental Science, 2006,26(5):565~569Abstract:The ecotoxicity of the extracted liquor and whole sediment in Wulihu Lake before and after dredging were studied and analyzed, adopting the freshwater sediment quality guidelines and the microbial toxicity test technique. The total content of each heavy metal pollutant in sediment was all reduced after dredging; but the contents of chromium, lead and nickel still distributed in the grey area between the threshold effect low value (TEL) and the possible effect level value (PEL); and still would produce bad effect on waters ecosystem; the EC50 value of luminescences test in the sediment extracted liquor was reduced about 50% at one month after dredging; toxicity increased near one time; the EC50 values of the whole sediment bacteria toxicity test were reduced 11%~30% compared with these before dredging; and there were also marked decrease of EC50 value of the toxicity test of the whole sediment crescent algae.Key words:dredging;sediment quality guidelines;luminescent bacteria method;whole sediment microbe test;toxicity对于自然生态系统,底泥疏浚是一种大规模的人为干扰行为.疏浚运作以及疏浚物处理过程对水体生态系统的健康和安全均存在潜在的威胁. 研究表明,对于污染严重的水体底泥,疏浚运作会促进底泥中的有毒物质,如重金属离子、PCB、PAHs、PTS等的释放[1],可使湖泊生态系统面临潜在的生态风险[2].五里湖是太湖水域污染最为严重的水域,底泥分布较厚,且积蓄有大量的氮、磷营养盐、有机质和重金属污染物[3,4].作为太湖内源治理的示范点,于2003年11月~2004年1月,在五里湖的示范区实施了底泥疏浚.为评价疏浚的生态风险,本研究利用微生物毒性试验方法,对疏浚前后五里湖底泥的生态毒性进行了分析与评价. 1 材料与方法1.1样品采集与理化性质分析疏浚前在五里湖疏浚示范区采集2次沉积物(0~5cm)样品,作为沉积物背景值;疏浚后每月采样1次,采样持续了1年.采样点的定位采用麦哲伦315型GPS定位系统,并配以人工标记,使定位精度保持在15m内.沉积物样品运至室内后, 立即进行pH值和氧化还原电位的测定[5],沉积物中TOC测定采用重铬酸钾硫酸氧化法[5].所有底泥样品经冷冻干燥后过100目筛,4℃保存,最终收稿日期:2006-01-16基金项目:国家“863”项目(2002AA601013);中国科学院南京地理与湖泊研究所所长基金;中国科学院百人计划项目* 责任作者, 教授, fxkong@566 中国环境科学26卷同时进行毒性分析.1.2 供试生物明亮发光杆菌T3(Photobacterium phospha- reum)由中国科学院南京土壤研究所提供.采用的培养基为酵母浸出液0.5g,胰蛋白胨0.5g, NaCl 3g,Na2HPO4 0.5g,KH2PO4 0.1g,甘油0.3g,蒸馏水100mL配制而成,用HCl调整pH值为6.8, 121℃下高压灭菌30min.月芽藻(Selenastrum capriconutum)由中国科学院武汉水生生物研究所淡水藻种库提供,采用SE培养基[6].1.3 底泥提取液的毒性测定1.3.1沉积物提取液制备按1:1比例将沉积物冷冻干燥样与蒸馏水磁力搅拌混合1h,置于4℃冰箱中静置过夜,取上清液经0.45μm膜过滤,即得1:1沉积物提取液[2],调整pH值至6.8,按3%的比例加入NaCl 进行生物毒性试验.1.3.2生物毒性测试每个样品设5个浓度处理,每处理设3个平行,各处理的沉积物提取液(1:1)含量依次为3%、5%、10%、30%、50%. 在发光菌暴露于不同浓度的沉积物提取液15min 后,用DXY-2生物毒性测试仪(中国科学院南京土壤研究所)测各处理组的发光菌的荧光强度;用3%NaCl溶液作为空白对照.1.4 细菌脱氢酶活性抑制试验1.4.1沉积物悬浮液的制备称取一定量的沉积物的冷冻干燥样品按1:1水土比例与3%NaCl 溶液于振荡器上充分混和1h,即得1:1(W/V)沉积物悬浮液的母液,并将其定义为100%;同样方法制备100%的石英砂悬着液.试验时用石英砂悬着液将100%沉积物悬浮母液依次稀释成所需浓度的测试液进行毒性测试[7].1.4.2脱氢酶活性抑制试验沉积物样品的浓度设为25.00%、12.50%、6.25%、3.20%、1.60% 5个浓度处理,每处理设3个平行,以石英砂作无毒参比对照;在发光菌暴露于各浓度处理的沉积物悬浮液2h后,加入10μmol/L刃天青混匀,置于28℃下培养10min后,用GENios Plus酶标仪(GENios Plus, TECAN Inc, Germany)测定各浓度处理的荧光强度;测定条件28,℃激发/发射波长为560nm/590nm.并对每个沉积物样品做标准曲线,用以计算刃天青的转化率.具体操作步骤见文献[7].1.5 淡水藻细胞酯酶活性抑制试验1.5.1沉积物悬浮液的制备称取5g沉积物冷冻干燥样品于三角瓶中,加入50mL的56.6mg/L NaHCO3溶液,充分振荡,即得含量为10%沉积物样品的测试母液,同样的方法配制10%石英砂56.6mg/L NaHCO3溶液.试验时,用石英砂NaHCO3溶液将沉积物样品的测试母液依次稀释成至所需浓度的测试液.1.5.2酯酶活性抑制试验沉积物样品的浓度设置为10.00%、5.00%、2.50%、1.25%、0.63%;以石英砂作无毒参比对照;每处理设3个平行.初始藻细胞密度为106细胞/mL,暴露培养24h后,藻细胞用FDA染色15min,用FACSVantage SE流式细胞仪(Becton Dickinson)测定各处理组中藻细胞的荧光强度,非藻类颗粒或聚集细胞可以通过自发荧光(FL3/FL4)的差异去除.仪器测定条件为激发波长488nm,荧光检测波长530nm(30nm带宽),样品的分析流速为1μL/s,单样耗时为20s.具体试验步骤见文献[6].1.6 沉积物中重金属污染物分析称取0.25g过100目筛的沉积物冷冻干燥样品于100mL烧杯中,加入HCl-HNO3于95℃下热处理一段时间后,然后加入HF、HClO4继续加热至干燥,用HCl溶解提取,提取液移至50mL容量瓶中,用去离子水定容至50mL,采用等离子质谱仪(ICP/MS,ELAN9000,美国Perkin-Elmer公司)测定铜、锌、铬、铅、镍等重金属污染物的含量[8].1.7 数据处理沉积物样品的毒性用EC25和EC50表示,单位为沉积物干重的百分含量(%).采用Probit模型计算底泥样品的EC50值及其95%置信区间.采用Sprague等[9]所描述的方法比较沉积物样品毒性(EC50值)之间的显著性差异.计算公式如下:5期刘爱菊等:底泥疏浚对湖泊沉积物的生态毒性效应的影响 567f1,2=antilog2221)(log)(log ff+式中:f1=EC50,1置信区较大值/EC50,1;f2=EC50,2置信区较大值/EC50,2,f=EC50较大值/EC50较小值.如果f >f1,2;则两组EC50具有显著性差异.2 结果与讨论2.1 疏浚前后沉积物中重金属的生态风险评价利用淡水沉积物质量基准TEL/PEL[10]对疏浚前后五里湖沉积物中重金属的生态风险进行分析.由图1可见,疏浚前,五里湖沉积物中重金属污染物具有较高的积累.其中,铬和镍的含量超过了淡水沉积物环境质量基准的可能效应水平(PEL),并且其余重金属污染物的含量均分布在阈值效应低值(TEL)和PEL之间的灰色区域[11].这表明,疏浚前五里湖沉积物对水生生物存在较高的生态毒性风险.疏浚后,铜、锌含量降至以下;铬、铅和镍的含量虽有显著的降低,但仍然维持在TEL和PEL之间的灰色区域,表明对湖泊的水生生物仍然存在一定的生态毒性风险.图1 疏浚前后沉积物中重金属的平均含量Fig.1 Content of heavy metals in pre- and post-dredgingsediments of Wulihu Lake由表1可见,疏浚前后,沉积物的pH值变化较小,在 6.81~7.05之间.疏浚后沉积物的氧化还原电位显著增加,有机质含量显著减少.氧化还原电位的提高易引发沉积物中重金属主要结合相[酸可挥发性硫化物(A VS)和颗粒性有机碳(POC)]的氧化.这有助于沉积物中重金属污染物的溶解,并为其由沉积物向间隙水中释放提供了有利条件[12],使得其生物可利用性增加.表1沉积物的理化性质Table 1 Some selected physic-chemical propertiesof sediments(X±SD, n=3)采样时间 pH值Eh (mV) TOC(g/kg)中值粒径(μm)疏浚前 6.81±1.15-151±11 16.1±2.61 10~12疏浚后1个月 6.78±0.54-95±5 8.9±0.66疏浚后3个月 6.91±0.16-118±8 6.8±1.24疏浚后5个月 6.88 ±0.09-108±12 9.0±1.40疏浚后7个月 6.90±0.32-102±6 8.4±0.89疏浚后12个月7.05±0.07-108±4 10.0±3.8213~152.2 沉积物对发光杆菌T3的发光抑制效应由图2a可见,疏浚前后,沉积物提取液对发光菌发光抑制的EC25值(15min)在0.51%~7.47%之间.据欧共体废水的生态毒性风险评价标准[13],在发光菌毒性测试试验中,如果对发光菌的发光强度的抑制率>20%,通常认为测试样品在该浓度下对发光菌具有毒性抑制作用.由此可知,疏浚前后五里湖沉积物对发光杆菌T3均存在较高的毒性抑制作用.图2 沉积物提取液对发光杆菌(Photobacteriumphosphareum)T3的发光抑制毒性效应Fig.2 The toxicity inhibition of sediments on biolumine-scence of Photobacterium phosphareum T3B为疏浚前沉积物样品;A1~A12分别为疏浚后1~12月的沉积物样品a.EC25b.EC50568 中国环境科学26卷由图2b可知,疏浚前,沉积物对发光菌发光抑制的EC50值为18.64%;疏浚后1个月沉积物的毒性显著增加[10],对发光菌发光抑制15min的EC50值仅为9.16%,与疏浚前相比,毒性增加了近1倍;随着季节的更替,沉积物对发光菌的毒性抑制效应有减轻的趋势,但是,除疏浚后3个月的沉积物样品外,其余沉积物样品的毒性仍然显著高于疏浚前沉积物样品的毒性.这与疏浚前后沉积物中重金属污染物的含量变化并不一致,分析其原因可能是污染沉积物的生物毒性与重金属总量并无相关性,而是主要受重金属的理化形态分布和生物可利用性影响[14].2.3 疏浚前后全底泥沉积物的微生物毒性分析细菌的脱氢酶和藻类的酯酶是环境样品生态毒性分析和研究的重要生物标志物,已被用于污染沉积物的生态修复评价[15].选用明亮发光杆菌T3的脱氢酶和月芽藻的酯酶为生物标志,对疏浚前后五里湖底泥的整体毒性进行了分析.由图3可见,疏浚前后,所有沉积物对发光菌的脱氢酶活性均有较高的毒性抑制作用,其EC50值分布在7.94%~11.45%之间.疏浚前,沉积物对发光菌脱氢酶的EC50值为11.45%;疏浚后1个月,其EC50值降至8.97%;之后1年内,其EC50值分布在7.94%~10.10%之间,仍然明显低于疏浚前的EC50值.这说明底泥疏浚对沉积物的整体毒性存在较大的影响,具有导致毒性增加的风险.图3 全底泥沉积物对发光菌的毒性效应Fig.3 Toxicity of the whole sediments onPhotobacterium phosphareum T3由图4可见,疏浚前后,所有沉积物样品对月芽藻24h的EC50值均在2.19%~4.13%之间,显著低于10%;说明疏浚前后所有沉积物样品均对月芽藻的酯酶活性存在较高的毒性抑制效应[7].疏浚前,沉积物对月芽藻24h的EC50值为4.13%,疏浚后1个月,EC50迅速降至2.42%;之后1年内,各沉积物样品对月芽藻的毒性虽有较大的波动,但其24h的EC50值始终显著低于疏浚前样品的EC50值(图4)[10].这表明疏浚后沉积物样品对月芽藻的毒性抑制作用明显增加,且在较长时间内难以恢复.由图4可见,疏浚前后,所有沉积物样品对月芽藻24h的EC50值均在2.19%~4.13%之间,均显著低于10%;说明疏浚前后所有的沉积物样品均对月芽藻的酯酶活性存在较高的毒性抑制效应[7].疏浚前,沉积物对月芽藻的24h的EC50值为4.13%,疏浚后1个月,EC50迅速降至2.42%;之后1年的时间内,各沉积物样品对月芽藻的毒性虽有较大的波动,但其24h的EC50值始终显著低于疏浚前样品的EC50值(图4)[10].这表明疏浚后沉积物样品对月芽藻的毒性抑制作用明显增加,且在较长时间内难以恢复.图4 全底泥沉积物对月芽藻的毒性效应Fig.4 Toxicity of the whole sediment on the freshwater green algae Selenastrum capriconutum全底泥微生物毒性试验表明,疏浚前后沉积物中重金属污染物的总体含量与沉积物的生物毒性之间不存在明显的相关性.尽管疏浚后沉积物中各重金属污染物的总体含量均显著减少,但5期刘爱菊等:底泥疏浚对湖泊沉积物的生态毒性效应的影响 569其生物毒性表现为显著的增加.其原因在于沉积物重金属的总浓度与其生态效应之间没有相关性,而是与其生物有效性相联系[14].因此,对评价污染水体底泥疏浚存在的生态毒性风险而言,生物毒理学实验是更加可靠的方法.3 结论3.1 疏浚后,尽管五里湖沉积物中重金属污染物的含量有显著降低,但铬、铅和镍的含量处在淡水质量基准值TEL-PEL之间的灰色区域,沉积物仍然可能会产生不良的生物效应.3.2 底泥疏浚具有导致五里湖沉积物生物毒性增加的风险,尤其是整体沉积物毒性.3.3 以化学分析和生态毒理学指标结合的方法,可以对底泥疏浚产生的沉积物生态毒性风险给予科学的评价,以避免单纯化学分析对其生态风险和危害的片面分析.参考文献:[1] Murphy T P, Lawson A, Kumagai M, et al. 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污染底泥及其间隙水分层特性的模拟实验研究

污染底泥及其间隙水分层特性的模拟实验研究

污染底泥及其间隙水分层特性的模拟实验
研究
污染底泥及其间隙水分层特性的模拟实验研究
底泥污染是潮汐湖、河流和海湾中持续存在的问题,可以在海湾和潮汐湖中带来水环境的恶化,淤积和可溶性污染物的残留。

为了理解底泥受污染时的分层特征,开展污染底泥及其间隙水分层特性的模拟实验研究,对污染处理及水质调节具有重要意义。

本研究是采用模拟实验的方法,开展污染底泥及其间隙水分层特性研究,该实验模拟的环境模型是一个开放系统,其分层是在受污染的底泥和其表面水层中形成的,模拟研究以地下水从污染源中受污染为主题,并考察了污染底泥中污染物的分层特性和累积趋势。

实验中,以壳聚糖和石灰粉混合制作的原料,采用湿式压实法和湿式冷压结构制作了受污染的底泥模型。

实验采用含有典型污染物的模拟污染源对模型底泥进行污染,并研究底泥中污染物的整体和分层分布(下方、中心和上方)。

实验结果显示,经模拟污染源入射污染后,底泥中污染物的整体
分布均在较高水平上,其中有机物的分布比无机物的分布更为集中。

此外,污染物在底泥中的分层状况也得到了确认:污染底泥表层部位
的污染物浓度更高,逐渐随着深度增加而降低;中间层污染物浓度低
于表层,但高于底层,表明污染物在受污染底泥中存在分层分布特征。

综上所述,本研究采用模拟实验研究了受污染底泥及其间隙水分
层特性,发现了其污染物分布特征,为淤泥处理及水质调节提供了有
益的参考。

湖泊底泥中多环芳烃的分析

湖泊底泥中多环芳烃的分析

湖泊底泥中多环芳烃的分析多环芳烃是指具有多个环状结构的芳香化合物,它们是一类具有重要潜在影响的有机物质,可以在环境中发现,主要来源于基于石油的化学品,如石油燃料和润滑油,以及人类的活动,如农业和工业活动;引起人类健康问题。

因此,多环芳烃在环境中的分布和迁移路径的研究变得越来越重要。

湖泊底泥是一种重要的成分,它可能会作为污染物的积累地,也可能与污染源头有关,因此需要对湖泊底泥中多环芳烃的分布进行分析,以了解芳烃在环境中的迁移过程。

在过去的研究中,研究人员采用了不同的分析方法来研究湖泊底泥中的多环芳烃的分布。

其中,一种常用的分析方法是使用液相色谱(HPLC)来测定多环芳烃的含量。

这种方法可以分离多环芳烃,并用比较可靠的手段来测定它们的含量。

此外,还有一些新型技术,如气相色谱-质谱联用(GC-MS),这种方法可以帮助研究人员确定多环芳烃的种类和含量。

多环芳烃在湖泊底泥中的分布和迁移受到多种因素的影响,包括水体的混合作用,营养高和环境温度等环境因素的影响,以及社会经济因素的影响,如污染物的源头。

因此,为了研究湖泊底泥中多环芳烃的分布和迁移,需要采用多种研究方法来考虑上述影响因素,如采样、分析和数据分析等。

首先,在进行采样之前,需要对湖泊底泥进行研究,以了解其粒径组成、悬浮物的性质以及水的情况等,从而确定合适的采样方法。

其次,在进行分析之前,需要选择合适的分析方法,以及足够的检测灵敏度,才能得到准确的测量结果。

此外,采样和分析后,还需要对数据进行多元统计分析,如回归分析,以更好地了解多环芳烃在湖泊底泥中的分布和迁移特性。

总而言之,对多环芳烃在湖泊底泥中的分布和迁移路径的研究,必须采用包括采样、分析和数据分析等多种研究方法,并考虑社会经济和环境因素的影响,才能更准确地研究多环芳烃在湖泊底泥中的污染状况,以及与污染源头及潜在影响之间的关系,有助于研究人员开展更全面的研究工作。

以上就是关于湖泊底泥中多环芳烃分析的研究内容。

西湖底泥对水中苯胺_苯酚的吸附性能及机理

西湖底泥对水中苯胺_苯酚的吸附性能及机理

碳标化过的分配系数 (K OC) 表示, 即
K OC = K f OC
(2)
式中, K OC为底泥有机碳标化过的分配系数, f OC
为底泥中有机碳的百分含量. 5 种西湖底泥对
苯胺、苯酚吸附的 K OC值见表 4.
表 4 底泥吸附苯胺、苯酚的吸附常数
底 泥
湖 心 少年宫 三公园 里西湖 岳 庙
苯 酚
为证实底泥对苯胺、苯酚吸附作用的机理, 利用 1100g 不同底泥分别处理 200m g L 的苯 胺或苯酚水溶液, 计算有机物的去除率, 并将底 泥对苯胺、苯酚的去除率分别对 f OC、SA 作回 归分析. 图 6 表明, 底泥对水中苯胺的去除率与 其有机碳含量 (f OC) 成正相关 (r= 996) , 即底泥 有机碳含量越高, 对苯胺的去除率越高. 图 7 则 表明, 底泥对苯酚的去除率与其比表面积成正 相关 ( r= 01959). 这进一步说明, 底泥对水中苯 胺的吸附以分配作用为主, 而对苯酚的吸附可 能以表面吸附为主.
61% ) , 其次为胡敏酸 (9%~ 20% ). 结果还表 即有机碳含量较高的底泥对苯胺有较强的吸附
明, 从底泥 1 号到 5 号, 有机碳含量逐渐降低, 能力和吸附容量. 而底泥对苯酚的等温吸附曲
但其比表面积 (SA ) 逐渐上升, 即底泥中有机碳 线也呈线性 (相关系数大于 0198) , 直线的斜率
r 01995 01989 01990 01994 01992
苯 胺 线性方程 Q = 11395ce+ 01042 Q = 11294ce- 01042 Q = 11162ce+ 01095 Q = 01894ce- 01161 Q = 01779ce+ 01524

基于水量水质模型的高邮湖控制断面污染源解析

基于水量水质模型的高邮湖控制断面污染源解析
Scienceꎬ Nanjing 210036ꎬ Chinaꎻ 2 Hohai Universityꎬ Nanjing 210024ꎬ China)
Abstract: The sections of Huxin and the Jindashan backwater are key control sections for Gaoyou Lakeꎬ and the water
of Gaoyou Lake were obtained by means of the construction and simulation of water quantity and water quality model. This paper
provides a scientific basis for locking key reduction targetsꎬ improving the water quality of Gaoyou Lake and formulating a standard
环境保护科学
Environmental Protection Science
第 45 卷 第 5 期 2019 年 10 月
Vol. 45 No. 5 Oct. 2019
基于水量水质模型的高邮湖控制断面污染源解析
孙卫红1 ꎬ韩龙喜2
(1 江苏省环境科学研究院江苏省环境工程重点实验室ꎬ江苏 南京 210036ꎻ
纵向、横向流速ꎻE X 为纵向分散系数ꎻE Y 为横向分
散系数ꎻK 为自净系数ꎻS 为污染物源强ꎮ
②求解方法ꎮ 将上述方程变换为 ξ - η 正交
曲线坐标系下的对流分散方程ꎮ 采用有限体积法
离散控制方程ꎬ并进行数值求解ꎬ得到各个控制节
点的浓度数值ꎮ
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1 研 究 湖 泊 底 泥 吸 附 的 意 义
随着有机合成品在人们 生产和生 活 中的广泛应 用 , 量 的 大
有 机 污 染 物 如 农 药 、 料 、 药 等 对 水 环 境 的 污 染 日益 加 剧 。有 染 医
机 污 染 物 一般 都 表 现 出 较 强 的 疏 水 性 , 们 进 入 水 体 以后 倾 向 它
染 物 吸 附方 式 的不 同是 决 定 内 源 污 染 程 度 、 染 物 重 新 释 放 的 污
四氯 苯 的 S 为 5 8 . 9×1 m l L 2 6一二 氯 苯 腈 的 S 为 0 o / ;,
关键 因素 。 国 内 已 有 一 些 学 者 对 长 江 、 河 、 湖 、 庭 湖 、 辽 太 洞
物 的 源 和 汇 。研 究 有 机 污染 物 在 湖 泊 底 泥 上 的 吸 附 对 预 测 和 控 制 湖 泊有 机 污 染具 有 现 实 意 义 。
2 国 内 外 湖 泊底 泥 吸 附 研 究 进 展
近 年 来许 多研 究 工 作 都 已 证 实 , 泥 对 非 离 子 型 有 机 化 合 底
的标准溶液。室温下旋转 平衡 , 附达 到平衡后 , 置 离心 , 吸 静 取 上 清 液 , 析 化 合 物 水 相 平 衡 浓 度 。 实 验 的 每 个 浓 度 点 均 采 用 分
而针 对高 邮湖 底 泥 的性 质 及 吸 附性 能 还鲜 有 报 道 。
( .2 C 0 0 M Na 1和 2 0 mg LNa 浸 润一 段 时 间后 , 入 吸 附 质 0 / N ), 加
3 高邮湖底泥有机物 污染现状
随着 工 农 业 污 染 的加 剧 、 业 养 殖 等 因 素 的 影 响 , 邮湖 水 渔 高 质 不 断恶 化 。尤 其 是 近 年 来 周 边 助 剂 厂 、 化 厂 的 出 现 以及 有 染 机合 成 农 药 、 虫 剂 的 广 泛 使 用 , 邮湖 正 面临 着 复 合 污 染 的 潜 杀 高
《 资源研 究》 3 水 第 1卷 第 3期 ( 总第 1 6期 ) 0 0年 9月 1 21
高 邮湖 底 泥 对有 机 污染 物 吸 附实 验
吴 小 伟
( 苏 省 水 文 水 资 源 勘 测 局 扬 州 分 局 , 苏 扬 州 25 0 ) 江 江 2 0 2

要 : 究 了环 境 中 常见 的 三 类有 机 污 染物 ( 研 多环 芳 烃 类 菲 、 苯 类 12 4 5一四 氯 苯 、 机 农 药 类 2 6一二 氯 ,,, 有 ,
药) 。这 些 化 合 物 虽 然 浓 度 低 , 是 毒 性 大 且质 中。 被 底 泥 吸 附 而 固 定 下 来 的有 机 污 染 物 ,
在适 当 的 条 件 下 又 会 释 放 到 环 境 中 , 为 二 次 污 染 源 。 湖 泊 底 成 泥 是 众 多 污染 物 在 环境 中 迁 移 转 化 的 载 体 , 水 体 中 多 种 污 染 是
行 了普 查 , 邮 湖 生 态 养 殖 区 ( 首 取 样 点 ) 高 邮 湖 生 态 恢 复 高 界 ,
区( 马棚 取样 点 ) 高 邮 湖 资 源 保 留 区 ( 邮 湖 水 位 站 ) 高 邮 湖 , 高 ,
资 源 保 留 区 ( 集 取样 点 ) 分 析 结 果 发 现 , 高 邮 湖 底 泥 中存 郭 。 在 在 不 同程 度 的 难 降 解 有 机 污 染 物 ( 环 芳 烃 类 、 苯 、 机 农 多 氯 有
苏 州 河 等水 体 的底 泥有 机 污 染 进 行 了研 究 , 计 发 现 这 些 水 体 统
1 0 一 t o 05 X 1 o !/L。
42 .
实 验 方 法
( )吸 附 实 验 方 法 。称 取 适 量 的 底 泥 样 品 , 入 背 景 液 1 加
的底 泥 中 多环 芳 烃 类 、 氯 联 苯 类 、 机 农 药类 污染 物 较 多 。 然 多 有
氯苯 腈 ) 高 邮 湖 底 泥 上 的 吸 附行 为 , 高 邮 湖底 泥 有机 碳 含 量 、 面 形 态及 粒 径 分 布 等 理 化 性 质 上 分 析 了底 在 从 表
泥异 质性 对吸 附 的 影 响 。针 对 高 邮 湖 底 泥 污 染 现 状 及 底 泥 吸 附特 性提 出有 效 控 制 措 施 。 关 键 词 : 机 污染 物 ;高 邮 湖底 泥 ;吸 附 有
物 的 吸 附 主要 是 这 些 化 合物 在底 泥 有 机 质 中 的 分 配 。 。 由 于 底 泥 有机 质结 构上 的差 异 性 , 便 是 同 一 种 有 机 物 在 不 同来 源 即
烃 选 取 菲 、 苯 类 选 取 1 2 4 5一四 氯 苯 、 机 农 药 选 取 2 6一 氯 ,, , 有 ,
二氯苯腈。其中菲的溶解度 s 为 6 3 0 m l L 12 4 5 . 1x1 o / ; , , ,

湖 泊 底 泥 上 的 吸 附 强 度 也会 有 很 大 偏 差
, 泥有机质含量 、 底
底泥 外 表 面性 质 是 控 制 有 机 污染 物 吸 附 的 主要 因 素 。底 泥对 污
4 高 邮 湖 底 泥 常 见 有 机 污 染 物 的吸 附 实 验
4 1 实 验 材 料 .
( )吸 附 剂 ( 邮 湖底 泥 ) 本 研 究 采 集 了 高 邮 湖 湖 区 底 1 高 。 泥 样 品 , 样 点 为 高 邮 湖 水 位 站 。底 泥 采 集 回后 , 采 自然 风 干 、 轻 打 拍 碎 , 2m 筛 去 除 杂 物 , 存 备 用 。 过 m 保 ( )吸 附 质 。根 据 高 邮 湖 周 边 潜 在 的工 农 业 污 染 及 四周 大 2 面 积 农 田使 用 农 药 、 虫 剂 的现 状 , 附 质 选 取 了 3类 有 机 污 染 杀 吸 物 , 别 是 多 环 芳 烃 类 、 苯 类 和 有 机 农 药 类 。本 研 究 中多 环 芳 分 氯
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