微量元素浓度和物种形成在选定的柳树溪Mining-Contaminated土壤和水漫滩,科罗拉多

文摘

长期采矿活动周围的山脉被称为科罗拉多导致重大污染土壤和水的柳树溪泛滥平原。总主要和微量测定土壤、水和连续的化学萃取土壤。目标是确定微量元素浓度和潜在的反应性和与其他土壤和水属性之间的关系进行调查。水微量元素显示显著的变化在网站中,从347年到12108年不等μg / L。老相对趋势显示(锌> > Ba) > (Mn > W > Cd) > (Sn > V≈倪≈铜> Co) > (Ag)。土壤微量元素显示显著的短程空间变异性,从2819到19274毫克/公斤。相对趋势显示(Pb≈锌>锰>英航> P) >(如Cd >铜> V Sr > > >≈Ag) >(有限公司≈Cr >莫≈Sn≈> (Ni)≈W > Se≈Hg)。主要的分数被氧化,碳酸specifically-sorbed /绑定和残留。水溶性和可交换的分数显示(锌≈Cd) > Pb和Cd >锌> Pb,分别。流动性因素高度污染的土壤显示Cd≈锌>铅>铜>。

1。介绍

测量总可抽出的池的微量元素通常被用来评估环境水平或背景的微量元素在土壤和水1- - - - - -7]。选择性分离或“地球化学分区”被用来评估的潜在反应这些元素(8- - - - - -11),广泛应用于土壤污染的研究,提供关于微量元素反应的定性的证据和间接的生物利用度12- - - - - -15]。土壤中微量元素生物利用度是一个复杂的现象,受到很多因素的影响如总浓度、pH值、有机质、粘土、和氧化还原条件7,16- - - - - -20.]。微量元素的毒性强烈的水域受到特定站点水质pH值等因素的影响,硬度和其他溶解成分(21,22]。评估微量元素的命运,生物利用度和传输(例如,地表水和地下水)是必需的,为了预测潜在的污染和影响土壤和水质。

历史采矿活动被周围的山脉,科罗拉多州,1889年左右开始,一直持续到1985年。地下开采银和贱金属导致锌和Cd污染地面和地表水,沿着宽阔的泛滥平原的柳树溪下面被称为(23]。柳树溪、格兰德河的支流,是我从排水污染各种上游修筑和岩石堆被渗滤液从gravel-capped尾矿堆下面(23]。矿石普遍这个区域包含Cd主要发生在锌硫化物闪锌矿和纤锌矿恢复与锌通常从包含铅多金属矿石,铜(24]。

主要和微量元素浓度(Al、Cd、铜、铁、锰、铅、锌)在河流系统感兴趣的,因为他们的许多自然和说的来源及其对水生生物的影响通过多种机制,包括急性和慢性毒性作用的水性金属以及金属暴露在土壤和沉积物22,23,25- - - - - -37]。

评估、监控和振兴柳树溪分水岭,柳树溪复垦委员会(WCRC)与众多的州和联邦机构,包括美国环境保护署(构成);美国林务局(usf);美国地质调查局(USGS);科罗拉多州公共健康和环境(CDPHE);科罗拉多州的矿物质和地质学;美国农业部、自然资源保护服务(USDA-NRCS),等等。评估报告由WCRC和/或其合作伙伴包括(22,38- - - - - -43]。

USDA-NRCS设计抽样方案来帮助评估污染的柳树溪非点源的金属从历史矿业活动的来源。2005年8月,USDA-NRCS水土柳树溪样本收集和分析。抽样的最初的意图是提供背景调查水平来指导未来采样进行更多的调查,后来扩展到提供评论潜在土壤金属/非金属生物利用度。本文报道这次调查的结果。本研究的目的如下:(1)确定微量元素的浓度和潜在反应使用总量分析和连续的化学分馏,(a)确定微量元素分布的范围和变化沿着溪和(b)调查之间的关系与其他土壤微量元素浓度及其潜在的反应和水属性以及植被沿着河流或缺乏。知识和理解这些关系是重要的研究人员在评估微量元素数据用于预测模型对环境的目的。除了地球化学、详细的网站描述和其他基本水土特性被认为需要帮助的解释和应用这些基本数据。

2。材料和方法

2.1。研究区域

柳树溪流域面积103公里²矿物县科罗拉多北部圣胡安山脉。柳树溪是由东西方融合的柳树小溪里奥格兰德河的支流。城市被称为(图1)和大多数被称为矿区位于分水岭。被称为矿区在圣胡安火山的中心部分。主要生产金属被称为区包括Ag)、铅、锌、铜、和非盟。生产这些金属来自静脉沿断层形成期间被称为破火山口的沉降。

基岩地质是由火成岩与广泛的三次火山活动有关,与ashflow凝灰岩常见的岩石在上面的分水岭中被称为和矿区范围内的主要岩石矿藏在东部和西部柳树小溪[41]。下面的区域被称为南柳河的交汇处,格兰德河是主要被称为形成主要湖泊和河流沉积物的灰、砂和砾石,石灰华沉积从众多的矿物温泉火山喷发后形成的被称为破火山口(41]。老的岩石下方的分水岭,尤其是沿着水道,是由第四纪冲积层从柳树溪和格兰德河(44]。

柳树溪流域有1.6公里垂直救济和特点是陡峭的斜坡和不同营养的社区。由于大量的高程变化,流域内的气候是多样的,影响营养的社区,流量大小和时间、水温、地下水补给、和其他流域特征(41]。柳树溪流域跨越四个主要生活区域从高山到格兰德河山谷,高山地带的柳树溪的起源(簇绒hairgrass-sedge柳树),在亚高山地区(Engleman云杉、亚高山冷杉,瑟伯羊茅草原),在山地地区(阿斯彭、花旗松和狐尾松),而在山麓地带(亚利桑那州羊茅草原)41]。在被称为,年平均降水、温度、和降雪是335毫米,16°C, 122厘米,分别与最高及最低的降水和12月和8月的最高和最低温度7月和1月,分别为(41]。雪或雨最大的体积是海拔最高的。流域内的水生资源主要是流还包括湿地和沿岸地区。

2.2。抽样策略:土壤和水

土壤自然变量,它们的属性改变整个景观水平以及垂直土壤剖面。土壤地图单位来自地形的变化,基础地质、和主要植被类型可用于水平细分,与土壤的视野细分的垂直变化(45]。环境和/或人为干扰在自然景观中引入额外的变化。在这个领域,美国土壤调查经常使用单个土体取样获得代表性样本(46,47]。在土壤环境研究与调查,直观的抽样常常探索性的基础抽样可以用于定性评估的土壤,影响或损坏是可见的或预期的(45,47,48]。单个土体取样时被用于研究区域是已知的和/或通常可见的影响,以及污染物的类型是已知或未知的(11,49- - - - - -51]。复制抽样通常是包含在水质、抽样计划的主要目的是识别和/或量化的可变性全部或部分的采样和分析系统52]。水样的成分和数量变化与小位置沿水体的变化(53]。水的主要目标与土壤采样采样是一样的,也就是说,获得具有代表性。对于上述原因,USDA-NRCS探索土壤/水抽样方法在柳树溪(2005年8月,9 - 11)利用集合中的单个土体取样的土壤样品和水样复制在不同天相同(顺序)和(并发)实验室特征。

所有水和土壤样品采集地点位于下游的柳树溪泛滥平原被称为。水取样进行单向的方式与水流。柳树溪已经大幅背离其presettlement形式由于采矿活动43]。抽样时,柳树溪编织形式。水进行了抽样在低流量条件下当metal-loading模式不仅显示了金属资源进入流在持续的基础上还有那些在低流量来源导致高浓度冬天当我被其他水源和排水不稀释最有毒的条件下可能发生(22,35,38]。是观察到的流条件在一些地区的柳树溪自由流动,而在其他领域,身体流阻塞导致水池和停滞不前,表明流水域都氧化和减少采样时间的条件。

水样收集从七个网站超过三天。两个站点(Westfork和Eastfork)收集在更高海拔比其他网站和被称为“基线”或“参考”样本。一些水样本收集与单个土体取样(47)和土壤等承担相同的名称。表1提供了水样的名字和他们的土壤调查识别数字,表示并发使用嵌入式码和/或序贯抽样。例如溪水显示了土壤调查数字s05co通过s05co - 079 - 003 - 1 - 079 - 003 - C - 3,通过C代表序列的样本和1到3代表并发样品。

研究土壤aquic条件,进行饱和时间和减少54]。抽样在八月低流量条件提供了一个良好的表现更多的氧化条件在研究土壤相比,其他时期的高速流率(高降雨或融雪)。土壤表面材料的收集,从10个站点,包括两个站点(云杉和铁路),额外的基础材料收集。图2显示网站这些采样的土壤。表2为网站提供经度和纬度,也显示了土壤名称、土壤调查识别号码,和采样深度(cm)。

2.3。现场和实验室特征:土壤和水

2.3.1。土壤和水取样

土壤被描述、取样和分析使用标准USDA-NRCS土壤调查方法(47,55]。水样收集使用标准USDA-NRCS [47和美国地质调查局56- - - - - -58采样协议,加快运输到实验室,实验室使用标准USDA-NRCS土壤调查和分析方法(47]。

2.3.2。土壤分析

大部分土壤样本风干、均质和渗< 2毫米在实验室里删除的岩石碎片。样品收到标准实验室特征进行风干< 2毫米土壤烘干的基础上产生的数据报告。粒度分析是由筛和吸管方法,预处理后去除有机质(OM)和可溶性盐,和化学分散和六偏磷酸钠。总C、N和年代测定干燥燃烧。土壤pH值1:1土壤:水的决心。可交换阳离子(钙、镁、钾、钠)与缓冲(pH值7.0)NH提取₄OAc和以原子吸收光谱法(AAS)。阳离子交换能力(CEC-7)是由凯氏NH的滴定₄饱和土壤。基本饱和CEC-7决心除以NH的总和₄OAc CEC-7可抽出的基地,并乘以100。酸度是BaCl提取的₂茶,pH值8.2。可交换的Al氯化钾提取了1米,由电感对等离子体发射光谱法(icp - aes)和样品的pH值。如果电导率(EC) 1: 2土壤水提取物dS / m,饱和粘贴提取制备和分析阳离子(钙、镁、钠和K)由AAS和阴离子(F, Cl,阿宝₄、Br OAc,所以₄,没有₂,没有₃)通过离子色谱和碳酸盐,碳酸氢盐(有限公司₃和HCO₃通过酸滴定。Dithionite-citrate提取分析Fe,铝和锰(Fe_d,艾尔。_d、锰_d通过原子吸收光谱法、职责)。焦磷酸钠提取分析对铁、铝、硅、锰(Fe_p,艾尔。_p,如果_p、锰_p通过原子吸收光谱法、职责)。为铁、草酸酸提取物进行分析,和P (Fe_o艾尔_o和P_o通过icp - aes、职责)。进行了光学颗粒计数粗粉砂(0.02 - -0.05毫米),非常细沙(0.05 - -0.10毫米),或细沙(0.10 - -0.25毫米)分数。水晶粘土矿物(< 2μ米)被确定通过x射线衍射分析。

2.3.3。土壤元素分析

土壤样本的主要和微量元素分析准备不含金属的研磨大约10 g < 2毫米土壤的氮化硅球磨< 74μm。主要元素(铝、钙、铁、钾、镁、锰、钠、磷、硅、Sr、Ti、和Zr)测定土壤样品(0.25 g)微波消化(180°C 9.5分钟)结合4毫升HF + 9毫升HNO₃+ 3毫升盐酸。消化后,添加硼酸是为了消除高频(2.5%在100毫升最后的体积)和提取icp - aes分析了。总可榨出的(TE)微量元素(Ag),英航,Cd, Cr、有限公司铜、汞、锰、钼、镍、磷、铅、某人,,锡、Sr, V, W和锌)测定土壤样品(0.5 g)微波消化(7分钟180°C)用王水(9毫升HNO₃+ 3毫升盐酸)。元素提取,这种方法是指定为TE,和所有元素的和由该方法提取指定的总和_TE。为了简化研究结果的介绍,包括锰、磷、和Sr微量元素。

2.3.4。土壤连续分离

连续的化学分馏过程的基础上Tessier et al。10]和凯勒Vedy [8]。顺序分离测定在不同样品(0.1 g) 50毫升离心管。提取复制,平均值报告。残留物被80 - min脱离上层清液离心4000 rpm。土壤提取两次分数3和4指定的试剂(10毫升),和两个提取物结合。清洗步骤(10毫升H₂O,摇动15分钟)进行分馏2到5之间,与得到的上层清液分离残留到80 - min离心和解决方案结合最初的提取。集中(16米)HNO₃被添加到分数1和2酸化最终提取。微量元素浓度在所有提取分析电感耦合等离子体质谱法(icp)。复苏百分比由加法sequential-extraction过程(的微量元素_SEQ),除以数量由微波消化(总和的TE元素分析_TE),乘以100。

总可榨出的(TE)和连续分数1到6作为水溶性(WS),此处指定的交换(EX),具体地说,这些碳酸/绑定(SS /车),氧化(牛),有机硫化/绑定(OM / S)和残余(RES)。可推断出的总金额和顺序文中指定的分数总和_TE和金额_SEQ分别为(表3)。这指定化学微量元素的划分是基于顺序分段法的评估使用本应用于各种研究[6,8- - - - - -12,59]。在这项研究中,CH₃COONa / CH₃羧基试剂用于钙质和非钙质土壤和被指定为SS /车。Tessier et al。10]表明,pH值5.0用于SS /汽车部分溶解不仅carbonate-bound分数如果存在,而且很大一部分专门吸附微量元素从各种固体基质。同样,H₂O₂提取(分数5)被指定为OM / S,认识到不仅OM而且硫化矿物可能在很大程度上提取(10]。

2.3.5。水分析

阳离子的水样进行分析(钙、镁、钠和K)由AAS和阴离子(F, Cl,阿宝₄、Br OAc,所以₄,没有₂,没有₃)通过离子色谱和碳酸盐,碳酸氢盐(有限公司₃和HCO₃通过酸滴定。电导率、pH值测定水样。水样本过滤(0.45μ米),用盐酸酸化,分析了主要(铝、钙、铁、钾、镁、和Sr)和微量元素(Ag),英航,Cd,有限公司,铬、铜、锰、钼、镍、磷、铅、某人,Sn, Sr, V, W和锌)icp - aes。本研究的目的,Sr作为微量元素。

2.3.6。质量控制

质量控制(QC)包括空格、重复认证的参考材料(CRM),和标准国家标准与技术研究院(NIST)。土壤样品的参考材料包括CRM壤土土壤C、高纯度标准,查尔斯顿SC和NIST 2709圣华金土壤。高纯度标准CRM-TMDW用于水样。元素回收率和相对标准偏差(RSD)水土质量控制标准范围从90%到115%,≤11%,分别。百分比恢复对土壤质量控制标准,由分裂和_SEQ的总和_TE乘以100,从130%到124不等。

3所示。结果与讨论

3.1。水:化学性质

水样本少比大多数采样的土壤酸性,pH值从6.5到7.5(稍微略酸碱性)(表3)。采样的水域,通道和小溪的水样本通常比那些低酸性水取样结合土壤(Gravelbar、杨木和云杉)。水的pH值相对较低的采样的土壤和水溪第二天取样的部分可能是由于捕获更多的沉积物样品相比其他树苗。一般来说,网站内部有相对较小的水pH值的差异,也就是说,当天样品(并发)和不同的一天样品(顺序)。例如,水通道显示的平均值和标准偏差超过三天。这些数据显示小的日常波动流或通道pH值可能预期相对相似的环境条件下。缺乏高每日变化的时间框架内抽样也可能表明,水系统都有一个相当好的缓冲系统。差缓冲水域和高pH值的日常变化往往是归因于生物过程影响碳酸盐缓冲系统。

两个地点的水pH值在高海拔地区指定为“参考”或“基线”网站(Westfork和Eastfork)分别为7.3和7.4,分别。这些数据表明在高海拔地区水的pH值没有显著不同于水在低海拔地区(不包括那些与土壤采样)在采样的时间框架。水穿过土壤和岩石,pH值可能增加或减少额外的化学反应发生。流中的pH值会影响有毒物质,高酸度或碱度倾向于不溶性金属硫化物转化为可溶性形式,从而增加有毒金属的浓度。

其他数据(43]显示显著的整个柳树溪泛滥平原地下水pH值变化,从2.6到7.0不等。Yochum et al。43]表明,pH值可以为地下水污染是一个很好的指标,也就是说,低pH值之间的联系可以用于早期检测和地下水污染地下水污染羽流运动,减少为代价的水质分析。

电导率(EC)显示可变性在网站中,EC值最低的“参考”网站,与0.06和0.11 dS / m Eastfork Westfork水域,分别(表3)。最高EC值被发现在那些水域与土壤采样,从0.16到0.22 dS / m。在网站数据显示良好的协议,与英吉利海峡和河水域显示最大的一致性的均值和标准差和dS / m,分别超过三天。类似于pH值,这些数据显示小的EC流波动或渠道可能预期相对相似的环境条件下。此外,这些数据可能表明盐负荷可能会增加运输流水域从高海拔到谷底,这些盐会更重要的地区与土壤和沉积物水停滞或池。

主要离子在水样本₄> Ca > HCO₃(表3)。所有样品离子浓度显示良好的协议(和在站点之间),意味着和标准偏差,,更易/ L₄、钙、和HCO₃,分别。硫酸是黄铁矿氧化的产物以及其他含金属硫化矿物的氧化和解散。碳酸盐缓冲结果钙之间的化学平衡,碳酸盐,碳酸氢盐(HCO₃)、二氧化碳和氢离子的水和大气中二氧化碳。缓冲导致水域抵制pH值的变化(60]。缓冲量主要由碳酸盐和碳酸氢盐浓度引入了水溶解碳酸钙(即。、石灰石)和类似的矿物质在分水岭61年]。葡萄糖是主要的光合作用的产物,与醋酸(OAc)形成的葡萄糖作为植物分解。相比之下,金博et al。38)发现的溪水注入西方柳树溪CaHCO点₃卡索₄水型,反映了流域化学风化基岩(44]。金伯尔et al。38)进一步确定这些离子和pH值保持不变,直到流入的纳尔逊隧道,此时水的化学特性改变了卡索₄类型和pH值较低。纳尔逊隧道排放位于西柳树溪被称为上游约2.4公里,被认为是负责总数的75%无机物(重金属)污染的柳树溪[42]。东柳溪的流入,pH值再次成为更基本、Ca等₄稀释,几乎和碱度保持不变(38]。在这项研究中,土壤和水样本收集以下被称为南部柳树溪泛滥平原的一部分。

3.2。水:主要和微量元素

金属在自然水域发生不断的变化之间的溶解,沉淀,和sorbed-to-sediment形式,这些吸附的速率,解吸,和降水过程取决于pH值,氧化还原电位、水化学、和底部和悬浮沉积物的组成62年]。这些形式传统上分为两个分数,“溶解”和“微粒”,据一位操作定义的限制(0.45μ由过滤(m)和分离63年]。使用这个分区,用0.45 -研究水域被过滤μm过滤,滤液为主要和微量元素分析。在所有样本中,铁、铝浓度低于检测(表的限制4)。模式为锰浓度并不是类似于任何其他微量元素和显示空间变异性,从低于173.2检测极限g / L(表5)。其他水污染研究[37,38,63年,64年)检查额外的分数(溶解、胶体和颗粒),通常与溶解分数当作超滤器(< 10 kD)。使用这个分区,金博et al。38]同样发现铝和铁主要是附近检测的局限性和锰可测量在被附近的溪流。不同浓度的铁和铝锰研究水域可能部分是由于这些溶质的地球化学行为,也就是说,铁和铝是最活性成分可能诱发和形成胶体材料,减少锰活性和更有可能留在水相。

总浓度的主要元素显示网站中轻微的变化,从12毫克/ L在云杉Eastfork 35 mg / L (s05co - 079 - 004 b)。总的来说,Eastfork较低水平的所有主要元素相对于其他网站。总主要元素浓度在相对良好的协议在所有样本(在网站内),平均值和标准偏差的mg / L。主要元素之间的相对趋势显示钙>南>镁> K,良好的协议在所有样本(在网站中)的均值和标准差,,,分别mg / L。

总浓度的微量元素显示显著的变化在网站中,从345年到12108年不等g / L,许多这种差异解释为锌水平(表5)。总网站内微量元素浓度在相对良好的协议在8月抽样。预计这些浓度可能不同季节或全年。在研究一些与上游流域在科罗拉多州,受到酸性排水的影响,贝瑟et al。35]发现年度流放电(高径流在春天和冬天大大降低放电)驱动水体中的微量元素的浓度,导致附近的水溶解锌和铜的浓度通常每年在冬末的最小值一年一度夏季和达到最大值,当这些浓度可能是更大的三个或更多倍(65年]。

水地球化学表明一套广泛的微量元素在采样区域。微量元素之间的相对趋势显示。总体水成分,元素的潜在问题,是在良好的协议与柳树溪复垦委员会报告(39,40]。

锌浓度范围从98.1和142.3在Eastfork g / L, Westfork水域,分别为11088.3在杨木g / L, s05co - 079 - 002 - b,表明重大金属加载下游柳树的小溪。锌浓度最高的金属研究水域。金伯尔et al。38]同样发现东柳溪金属负载的一个无关紧要的来源和锌浓度最高的柳树溪所有金属的分水岭,其累计在流负载最高的落基山脉的分水岭(66年- - - - - -71年]。锌在氧化条件下和在缺乏其他阴离子反应往往是作为阳离子溶解,但在某些反应物的存在,锌可以形成硫酸盐、氧化物/氢氧化物、碳酸盐、磷酸盐的溶解性更依赖pH值比氧化还原电位(62年]。8月抽样的柳树溪显示₄从下面的检测极限1.7更易/ L和铁的缺乏和艾尔。研究水pH值范围从6.5到7.5,与水pH值(Gravelbar s05co - 079 - 001 - a - c和杨木,s05co - 079 - 002 - a - c)呈现锌值最高的4027.9和11088.3克/公斤。总浓度的胶体铁和Al西弗敦附近的河与科罗拉多,被认为是限制因素锌吸附在夏季期间,与锌吸附大下游与pH值增加,在春季铁和铝浓度高时(37]。研究表明显著锌吸附水列在一个狭窄的范围内对酸碱单位附近的7大过剩的吸收剂,通常铁或铝氢氧化物,相对于总锌浓度(37,72年,73年]。

铜含量从3.6到10.3不等g / L。通常存在于少量的镉锌矿石从1.0到77.2不等g / L。中检测出一些样品,最多(149.6g / L)在一个复制的抽样更小溪的水(s05co - 079 - 003 b - 2)。这个更高的Pb值可能是由于部分获取更多的沉积物样品相比其他样品和/或反射的时间或长度尺度的时间或流的横向变化。在一项研究中被附近的流金伯尔et al。38]发现胶体和溶解Pb相对较高而许多流影响矿山排水、胶体铅>溶解Pb和更高的浓度下游纳尔逊隧道与上游尽管没有伟大的pH值的变化或major-ion浓度。研究与观察到的pH值范围水域展示混合固体阶段(有机物和无机物)(39,40序列),优惠微量金属吸附在水系统可能是Pb >铜> Cd >锌(74年),解释在某种程度上缺乏一些样品的铅流水域相比,锌。

锶和Ba含量相对较高的水平,从112.7到283.1和107.6至414.0分别g / L。锶源与nonore矿物质与加载配置文件指示上游资源(38]。研究水域显示Ag)相对较低的水平,从跟踪到0.35g / L。砷,铬、P和某人没有水样中发现。

水样化学与采样的土壤表现出更高水平的微量元素与流采样相比,例如,杨木水(s05co - 079 - 002 - a)与锌、Cd和Mn水平为11088.3,77.2和173.2分别g / L。杨木有最低的pH值最高(6.5 - 6.6)和EC(0.20到0.2 dS / m)值比其他网站。在某些情况下,比如在盐度增加,减少氧化还原电位(缺氧),或者在pH值降低,金属可能被而眠沉积物和溶解在水中75年]。这种情况下水流时可能包括物理阻塞导致水池和停滞不前。流系统可能有相当良好的缓冲系统,每日的可变性较低pH值和电子商务。能够抵抗突然pH值的变化往往会防止或减缓金属转化为可溶性形式,这会增加潜在的有毒微量元素的浓度。

“参考”或“基线”Westfork Eastfork场所水域的水平相对较低与锌微量元素相对于其他网站(98.1和142.3g / L, resp)和Cd(1.0和2.6g / L,职责)。总的来说,Eastfork Westfork相比表现出低水平的微量元素。这些数据表明微量元素浓度明显不同海拔越高,相对于采样站点在低海拔。

3.3。土壤:物理、矿物学和化学性质

研究土壤被列为Aquic Cryofluvents,显示浓度较低的氧化还原消逝在表面上50厘米,和在正常年份[Aquic条件一段时间54]。土壤质地主要是粗切(粗砂壤土)> 2毫米分数从1到73%(表6)。土壤矿物学喜忧参半(高岭石、蒙脱石和hydroxyl-interlayer蒙脱石)(表6)。设置不同粘土通常表现最好的天然粘土矿物的粒度分布(粒子< 0.05μ米)和带电表面,允许水和其他物质的吸附和吸收,而粘土的高岭土集团包括粒子尺寸相对较大和中性电荷导致不可能持续的悬架和浊度。设置不同粘土与持久的浊度的主要原因(细无机和有机粒子悬浮在水中列)在喀斯喀特山脉,北Santiam河,威拉米特河国家森林(76年]。8月和7月表面和矿井水采样、总悬浮物(TSS)范围的15.4,18.1,和12.8 mg / L在主频道网站在东,西,分别和主流柳树溪[39]。

土壤采样,pH值(1:1水)表面材料的范围从5.4到6.8(强烈酸中性),除了强烈的剥蚀丘土壤酸性pH值4.6(表6)。莎草丘土在靠近剥蚀丘土壤pH值为5.6。

酸性条件和低生育率可以解释部分植物植被的差异在莎草丘(100%由CEC-7基本饱和,pH值5.6)相比剥蚀丘(34%基本饱和和pH值4.6)。总C和N也在剥蚀低丘(0.185%和1.33,分别地)相比,莎草丘(0.246%和2.43,分别地)(表6)。此外,莎草丘比其他土壤显示最高的粘土含量最高(19.2%),P(26.3毫克/公斤)的数量以布雷P - 1(表6)。

相对较高的含盐土壤pH值5.7饱和粘贴EC (dS / 8.00米)(表6),水溶性阴离子硫酸(168.1更易(−)/ L)的最大数量(数据没有显示)。通常,这些水溶性阳离子和阴离子可能显示更多的离子平衡,暗示一些阳离子存在于大量并不以这种方法来衡量,与潜在候选人的铁、铜、锌硫酸盐。水绿矾(水合硫酸Fe)是仅有的几个wate-soluble硫酸盐矿物,形成白色绿色所和晶体聚集。铁的主要来源为水绿矾是铁硫酸盐如黄铁矿、白铁矿、黄铜矿。矿业所涉及的化学过程,导致普遍的酸化水体和沉积的重金属已经被广泛的研究,有些研究人员(77年]发现微生物外套黄铁矿表面渗出液,大大加速氧化的硫酸和生产而不是保护表面免受氧化先前预期。

3.4。土壤:总可抽出的主要和微量元素

总浓度土壤中主要元素显示良好的协议。主要元素之间的相对趋势显示,具有良好的土壤(表之间的协议7)。这一趋势也在相对良好的协议与数据集486单个土体来自美国,包括人为和nonanthropogenic土壤如受到采矿活动影响,数据显示(6]。

相对较高的K在这些粗切土壤自然与高水平的钾长石组成。光学分析显示相同的趋势主要矿物在所有土壤如下:燧石>斜长石石英长石> >钾长石。

总铁和铝范围从25到38岁,52到74克/公斤,分别。这些值超过几何意味着对铝和铁(和克/公斤,resp)由伯特(6]。Dithionite-citrate和草酸铵萃取78年- - - - - -82年显示“活跃”铁,铝,铁和锰组件,_d1.0%至1.6%,_o0.03%到0.09%,锰_d跟踪到0.2%(表6)。的铁_d和艾尔_o通常被认为是好总土壤成土的铁和铝的措施,分别是(79年]。的铁_d/铁_t比率在土壤显示自由铁氧化物组成38%到46%的总铁池。数据显示,研究土壤作为季节性含有如此丰富铝铁的来源和胶体流水域。土壤表面的视野和流之间的界面变得紧密联系在高速流事件,导致流浓度的增加与消逝的土壤成分(83年]。

总在土壤微量元素的浓度明显大于水样本。河黑金属的浓度相对较低,中国尽管污染土壤和沉积物与水流速足够高的稀释流银行释放土壤和沉积物(84年]。总研究土壤中微量元素含量(TE)显示显著的短程空间变异性,从2819年的莎草丘到19274毫克/公斤咸,沿着溪流似乎遵循不定向模式(表8)。大部分的变化取决于土壤中锌和铅水平的差异,分别不同因素的近20和30。

微量元素人为来源被发现更移动比原生起源85年- - - - - -87年]。一个共同的方法来量化surface-contaminated土壤中金属的释放和运输这些污染物在土壤剖面的分布88年]。总浓度更高研究土壤表层与底层材料相比,云杉显示10991和9925毫克/公斤,分别和铁路11117和7893毫克/公斤,分别。这些数据与伯特(协议6]发现大多数微量元素的中值(Cd,铜、镍、铅、锌、和Hg)明显高于在人为土壤表面的视野()与nonanthropogenic土壤表面的视野。

类似于水的数据,有一个广泛的套件的微量元素在土壤取样面积。微量元素之间的相对趋势显示在土壤中,具有良好的协议。地球化学土壤不平行流水域的地球化学。Pb含量相对较高的土壤相比,水样可能反映其相对较低的水溶性和低流动性的土壤,积累主要在表面的增加存在可以影响土壤微生物区系(89年]。

剥蚀丘和莎草丘土壤营养差异沿流银行的示范。剥蚀丘和莎草丘总微量元素浓度显示显著差异(15317和2819)。土壤剥蚀丘和莎草丘pH值为4.6和5.6,分别。这些结果初步表明,金属含量和土壤pH值之间可能存在相关性和植被沿着河流或缺乏。smelter-contaminated土壤的研究(铜、锌、铅、和Cd)在蟒蛇和鹿洛奇山谷,蒙大拿州,伯特et al。49]发现低pH值,改变在植物群落物种组成和减少植物生长和活力经常发生结合土壤污染,但这些容易可测量的和可观察到的属性单独不能作为领域总微量元素浓度的指标。可见这些蒙大拿植物群落的差异决定服务更适当的标准来确定影响类(如严重的、温和的、轻微的)对土壤受污染但不相关的总微量元素含量(49]。土壤pH值是有用的信息的微量元素的生物利用度90年- - - - - -92年]。

3.5。土壤:化学分馏

回收率从140%到104不等,表明相对良好之间的协议_SEQ和金额_TE。之间也有良好的再现性的两个复制顺序分离(数据没有显示)。精密度和准确度的顺序提取过程通常被认为是天生的好,与限制因素固有的非均质性标本(10]。研究土壤和塌积和冲积矿床位于泛滥平原土壤发展创造一个更多的非均匀介质(如horizonation,形态和纹理)(93年]。更多细节,请参阅表9。

土壤总的来说,研究表明牛(15 - 68%),SS /车(23日至47%),和RES(7 - 25%)作为主要的分数在例(3 - 22%),OM / S(5 - 14%),和WS(1 - 16%)分数。特定于元素生物有效性分数(WS和前女友)显示Pb(0.29%到4.60%和0.94%到24.27%,分别地。,见表10),Cd(0.99%到23.37%和5.28%到40.18%,分别地。,见表11)、锌(0.77%到24.39%和4.14%到32.67%,分别见表12),(0.09%到2.15%和0.39%到2.73%,分别地。,见表14)。相比之下,蒙大拿冶炼厂土壤(11)总金属含量较低(1836至3605毫克/公斤),较小的WS(0.02%到1.0%)和例(0.2%对9.3%)分数,大RES(14.3%对70.1%)分数,和较小的潜在可利用分数(铅,镉和锌),异常在蒙大拿土壤铜交货分数越大(4.67%到30%),而柳溪(1.01%至5.32%,表13)。同样,蒙大拿冶炼厂土壤显示牛分数(29.7%到39.8%)作为主要的分数,这个分数超过了RES分数在表面层次的研究。这些数据表明,添加了一些人为输入,以及后来改变了,牛形式。人为金属,最初呈现结晶阶段的那么糟糕,可能在土壤表面氧化的视野。氧化物对微量元素比例的清除行动自己的浓度,因此构成潜在的生物微量元素的重要来源(10]。总的来说,结果表明柳树溪土壤比蒙大拿冶炼厂污染土壤,不仅显示出更大的总金属含量但也全面大池的潜在生物微量元素,特别的关注(如Cd,铅,锌)。

在研究土壤受到100多年的人为输入,与矿业和蒙大拿的柳树溪土壤研究土壤从冶炼矿石,主要是铜。虽然网站很多年来一直无所作为,地球化学过程更活跃和影响正在进行的柳树溪蒙大拿研究土壤相比,与特定场地差异有关,例如,地形、地质、气候、土壤性质和污染物类型。泛滥平原的柳树溪土壤所在而蒙大拿土壤与陡峭的山坡高地(例如,30%),表明更活跃金属运输过程和潜在的柳树溪土壤中积累。Smelter-derived粒子将会快速改变沉积后不久通过风化过程,导致释放金属在土壤94年]。aquic条件下土壤的柳树溪提供更多的动态系统的金属释放和进一步运输到工程水土环境相比,干燥的土壤在蒙大拿。土壤pH值越高蒙大拿(来自钙质冲积层)提供更大的缓冲对酸化,导致微量元素缺乏可溶,因此流动性分数相比强烈酸中性pH柳树溪土壤(来自ashflow凝灰岩)。土壤酸碱度和氧化还原条件被认为是重要的因素影响土壤中金属的化学和生物吸收,与交替的有氧和无氧条件下导致这两个因素的变化从而影响大多数的过程调节金属物种形成土壤(95年- - - - - -99年]。

所有土壤的研究显示高水平的污染,咸和剥蚀丘土壤被污染最严重显示最大的总和_TE(19274和15317毫克/公斤,resp)和一些最伟大的WS(16和8%,分别地。)和例(16和22%,分别地。)分数。咸土壤pH值5.7和8.00 EC dS / m Cd的总水平最高,WS,和前女友分数,84,19.4,和21.1毫克/公斤。一般来说,可溶性Cd水平在中等酸,氧化条件下,增加10倍相比,在这些条件下减少条件所有pH值(75年]。镉也被证明是受盐度的影响,盐度增加支持增加Cd在溶液中浓度(75年]。咸土壤也有锌与12134年的最高水平,2959.0,和2850.1毫克/公斤,WS和分数,分别。

金属流动是评估使用流动性因素(MF) [59,One hundred.代表的比例),金属的水溶性和可交换的分数计算如下: 在x =元素。

高度污染的MF评估咸和贫瘠的土壤如下:。Cd值范围如下:48.7 - 55.3%;44.7 - 47.9%锌;1.4 Pb的27.6%;1.9 - 2.8%铜;和0.5至0.6%。这些MFs相对良好的协议与其他研究[101年,102年),Cd和锌显示最高的流动性。低CEC,桑迪自然,和高渗透率的研究表明土壤固有的低吸附镉和锌的能力,和如此高的流动性。一般来说,在所有研究土壤、Cd主要出现在SS /车形式,而锌在SS /车,牛,OM / S形式。相对较高的曼氏金融_Pb在裸露的土壤可能是由于部分有牛最低分数(15%)与其他研究土壤相比,同样的OM分数较低(9%)。这两个分数(Fe-Mn氧化物和有机)已被证明吸附或复杂的铅在土壤中可用的形式(103年- - - - - -105年]。一般来说,在所有研究土壤、Pb主要出现在SS /车和牛形式。MF低_作为咸和裸露的土壤可能是由于部分与牛的大协会和RES分数分数更容易溶解。这些结果显示良好的协议与其他研究调查形式和分布在土壤106年- - - - - -109年]。

4所示。结论

历史采矿活动,从这些活动导致了重大影响河流污染采样的土壤和水的柳树溪泛滥平原。彻底的理解影响因素这一污染需要熟悉当地的地质、地貌、水文、气候、土壤性质、污染物的数量,类型和形式。有一个广泛的微量元素存在于土壤和水域。微量元素在水中形成强烈受到特定站点水质pH值等因素的影响,电子商务和其他溶解成分。总浓度的微量元素在水中显示站点之间的显著差异,这种差异的解释为锌水平。土壤属性如酸碱度和氧化还原条件影响化学形式和潜在的反应性。总在研究土壤微量元素浓度显示显著的短程空间变异性,沿着溪流似乎遵循不定向模式。一般来说,研究土壤显示牛,SS /车,和RES主要分数前,OM / S和WS。微量元素的相对分布在更多的可溶性部分(例如,WS和交货)的土壤类似于各自的总浓度,表明之间的关系总微量元素和可溶性的浓度,移动部分。特定于元素的最大可利用分数(WS和前女友)被发现在Cd,锌和铅。

柳树溪研究的预期结果和类似人为土壤的研究由美国农业部土壤调查(例如,6,7,11,49- - - - - -51,110年])是更好地描述重要的特定项目地区的土壤,和更广泛的建立重要关系与其他土壤特性以及与其他土壤和未被污染的污染。我们的知识的各种土壤过程影响美国土壤元素含量和分布及其关系与其他土壤属性将加强对命运的理解,人为元素的运输,从而扩大土壤调查知识的实用程序和应用程序区域的环境问题(如城市、矿山破坏开垦,弹药,冶炼厂排放,和农业废弃物应用程序)。

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