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尼古拉Pallavicini,艾玛Engstrom,道格拉斯·c·巴克斯特Björn Öhlander,约翰Ingri,斯科特•Hawley凯瑟琳•赫斯特(Katerina Rodushkina,髂骨Rodushkin, ”B的范围、Cd、铬、铜、铁、铅、Sr、Tl、锌浓度和同位素比值从市区环境矩阵”,《光谱学, 卷。2018年, 文章的ID7408767, 17 页面, 2018年。 https://doi.org/10.1155/2018/7408767
B的范围、Cd、铬、铜、铁、铅、Sr、Tl、锌浓度和同位素比值从市区环境矩阵
尼古拉Pallavicini
,1,2
艾玛Engstrom,1,2
道格拉斯·c·巴克斯特,2
Björn Öhlander,1
约翰Ingri,1
斯科特Hawley,3
凯瑟琳·赫斯特,4
(Katerina Rodushkina,5
和
髂骨Rodushkin1,2
1地球科学与环境工程、吕勒奥理工大学,s - 971 87吕勒奥,瑞典
2ALS实验室组,肌萎缩性侧索硬化症斯堪的纳维亚AB, Aurorum 10 s - 977 75吕勒奥,瑞典
3杜伦大学地球科学系的英国达勒姆
4部地质、自然历史博物馆、瑞典斯德哥尔摩
5化学系,乌普萨拉大学瑞典乌普萨拉
文摘
同位素信息可以提供强大的洞察力的元素循环过程发生在自然的隔间。进一步实现同位素技术在自然科学需要更好的理解范围的元素和同位素组成变化环境矩阵。本研究评估当地范围内浓度和同位素组成变化的九个要素:硼(B),镉(Cd)、铬(Cr)、铜(铜)、铁(Fe)、铅(Pb)锶(Sr),铊(Tl)和锌(锌)lysimetric水域,蘑菇、垃圾、针,树叶和地衣。顺序抽取,也表现在土壤样本6深度资料提供更多详细信息的可变性元素浓度和同位素比值之间的元素池存在于土壤。对于大多数的样本类型研究的样本之间的同位素变化范围跨越了几乎整个自然样本的范围在文献中报道。这些结果代表作为讨论的起点自然变化的角色在同位素的研究(例如,作为限制因素的使用同位素混合模型)和一个基线为未来深入研究自然系统中的控制同位素分数。
1。介绍
isotope-based技术在环境科学的发展呈指数级增长在过去的几十年里1- - - - - -6]。最近的研究在这个领域越来越多地采用multielemental方法确定样本来源(7- - - - - -9],指纹污染源[10- - - - - -14和识别生化过程15,16]。最终,所有这类单一的有用性和multielemental同位素方法在生物学和环境科学的不确定性是有限的解释同位素比率的数据(17]。
从历史上看,分析(im)明确资料解释精度是一个重要障碍为稳定(18,19)甚至放射性同位素系统(20.]。的出现和持续发展多个收集器电感耦合等离子体质谱法(MC-ICP-MS)大大提高分析精度可达到的。如今,明确解释优质MC-ICP-MS数据的能力越来越有限,缺乏环境样品的同位素变化的数据,例如是确定两个样本之间的同位素组成差异范围内可以预料到的样本类型自然变化或不呢?
问题的严重性在先前的研究中所强调的总浓度和同位素比值的元素数量的叶子,针,从瑞典北部和蘑菇测定(2]。即使删除一些已知的变异来源如抽样高度(叶子和针)和采样周期,非常广泛的范围发现了许多元素的同位素组成在样品收集在一个有限地理区域。变化是归因于积累途径的差异、土壤类型、地下地质、接近当地的污染来源,采样周期,和天气前取样一次21- - - - - -23]。如此大量的混杂因素可能导致环境样品的同位素组成,得出结论,而叶样品可以提供高度时空上解决快照的元素和同位素互动,更好的理解系统内的个体变量需要了解适合作为观察同位素变化。
因此,这项工作的目的是建立在以前的工作(2)和扩展综合数据集的浓度和同位素组成九个元素在各种环境样品(表层土,lysimetric水域、蘑菇、垃圾、木灰,针,叶子,和地衣)。随着土壤中元素的命运和行为是依赖于物理/化学形式的元素在土壤,即。溶解,可交换,包括在矿物晶格中,或不溶性24),区分子库是一个重要的补充体积浓度和同位素比值测量。顺序提取过程(9月)本研究使用允许的决心6功能定义元素从土壤6池从城市和郊区位置概要文件。
测量的元素在这项研究中目前广泛应用在许多环境领域(学科)研究范围广泛的过程。的几个元素(锌、铁、铜和B)对植物生长至关重要,可以在其他生物过程重要的代数余子式。此外,元素包含在环境问题的研究可以(Cd、铅、铬、铜、锌、和Tl)和/或来源研究中常用的示踪剂(Sr、B和Pb)。总的来说,放射性(Sr和Pb)和稳定同位素系统(B、Cd、铬、铜、铁、Sr、Tl,和锌)和一个包含多元素/多样化同位素分析方法(2)可以用来衡量他们所有人。
同位素组成的局部范围的变化而发布的全球同位素变化的评估。等元素的Tl,那里是有限的出版环境样品的同位素组成,数据所需的信息从而获得艾滋病获得知识更好地理解Tl系统误差。对于其他元素,如铁、信息之间的关系提供了一个框架来考虑仔细控制分离实验和实际样品。为了说明这种变化评估的意义,提出了一个案例研究使用multi-isotope数据两个垃圾填埋场污染由铁尾矿生产、铁和铜渣和粉煤灰。
2。材料和方法
2.1。研究网站
所有样品收集在这个项目在城市吕勒奥,一个中等规模的城市坐落在瑞典北部省的搏腾(图1)。最初的村庄吕勒奥可以追溯到1649年(25),最近已成为工业化包括一个大钢铁厂。样品收集在大约5公里直接距离当地钢铁厂和港口,在本研究的其余部分,被称为“城市”样本。更广泛的样本区域,大约10公里从当地的主要产业,被称为“郊区”样本。郊区的地方是最近一个海底(研究区,以及整个北欧地区北部上升是因为冰河期的改良几乎每年9毫米,由于均衡冰川调整(26]),参与城市化进程只从1980年代末。
当地土壤主要由粘土和粉砂壤土上覆1.9 Ga花岗质和小metasedimentary选民的基石。郊区的位置是专门以一个相当均匀的砂质土壤和排序与小粒径的变化。抽样地点在城市(市)区到土壤的特点是粗粒径在当时形成和异构土地出现在大约400年前。
2.2。样本收集和准备
生物学指标生物取样程序(蘑菇,n> 60岁;一个混合垃圾样品;叶子,n> 200;针,n> 40;地衣,n> 30)发表在Pallavicini et al。21和Rodushkin et al。2]。木灰(起源主要来自本地白桦木材)收集从几个专门的休闲壁炉吕勒奥附近,汇集成一个样本。个人收集土壤样本在2015年7月底遵循同样的计划(n> 150,大约10 g的土壤上,主要是有机的,2 - 3厘米层取样,酸洗塑料勺)。补充个人土壤,6个土壤样本资料、两个从城市中心和四个郊区以后称为“城市”和“郊区”分别,也收集。资料收集使用垂直土壤岩心取样器的最大采样深度60厘米(符合典型树种的深度采样(加油27]。一旦收集,每个土壤核心分为四等于15厘米水平次级样本并存储在50毫升聚丙烯螺旋帽管。土壤样本不直接对应于不同土壤的视野。为了赞美土壤样本,孔隙水的解决方案(约250毫升)收集从九个位置在使用drain-gauge passive-capillary浓度计(n= 15)安装在20厘米深度。两个严重污染土壤样本(垃圾场)从同一地区也被添加到这个研究。
细节在样品制备过程包括化学药品和试剂使用,样品消化和顺序提取过程(SEP),分析物/矩阵分离、元素浓度和同位素分析ESI充分报道。9月之前方法涉及六个拔牙(28),一直在总结表1。
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2.3。分析性能
信息操作参数和测量条件MC-ICP-MS可以在表中找到2更详细的描述(见应急服务国际公司)。所有的稳定同位素系统报告标准δ(δ)符号而放射产生的系统报告为比例符合标准实践。稳定同位素差异报告样本作为资本δ(Δ)符号表示两个之间的区别δ值。
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一个一个元素作为第二个元素的内部标准,除了倪和Ag)只作为内部标准。b功率:1400 - 1450 W。冷却气体流量:15 L·分钟−1。辅助气体流量:1.4 L·分钟−1。样品气体流量:0.9 - -1.25 L·分钟−1。额外的气体流量(N2、Aridus和顶点)0.01 - -0.02 L·分钟−1。离子透镜设置:调整每日获得最大灵敏度和信号稳定。变焦光学设置:调整每日获得最大分辨率。数量:9。每个块的周期数:5。集成数量:3 - 5。放大器旋转:离开了。 |
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都在重复的解决方案进行了分析。信号强度被转移到商用电子表格软件进行进一步的离线计算,包括空白,等压干扰(s)以及仪器质量偏差修正。后者被修改后的修正指数修正模型(29日)使用内部标准(所有同位素的系统但B),和比率或纠正δ值计算与托架标准的解决方案。结果从两个测量被用来计算平均比率δ为每个样本值,在运行可重复性。
稳定同位素系统,许多个人的同位素测定(表2)来验证质量测量的相关性质,但简单的报告,只有一个δ值将被用于每个系统(表一致2)。
参考标准的分析结果(QC壤土土(湾)(土粉)(欧陆坊/ S丹麦、Vallensbæk链、丹麦),GBW 07410(土壤)(国家地学分析研究中心,北京,中国),和IRMM ERM-CC141(土壤粉))以及典型的可重复性和中间精密数字土壤,蘑菇,和树叶被发表在表3。参考标准都是并行处理和分析样本。应该注意,结果GBW 07410和ERM-CC141计算使用浓度和同位素比值为个人顺序提取分数,因此更加不确定。认证材料的完整列表用于评估性能的方法,适合作为应急服务国际公司是可用的。
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虽然质量平衡的浓度(%恢复和提取)和稳定同位素比值(比较的测量和计算大块样品δ值)对所有土壤样品9月可能援助准确性评估,这需要全面均匀化(例如,通过细磨)的土壤之前子样品批量分析引入污染的风险伴随和影响分布之间的阶段。
2.3.1。精度
中间浓度数据的精度,定义为从消化的再现性分析技术测量由不同的分析师,在多个场合的参考标准bcr - 146 r和CRM052对于大多数元素(表< 7%3)。同位素比例,实现精确同位素系统和矩阵研究之间的差异很大。应该强调,中间可重复性精度大约两倍(表3)由于不同元素的浓度,列产生的轻微变化,在列矩阵分离效率和污染化学、仪器优化,等中间精度,以这种方式定义的,因此被认为是提供一个有效的整体评估方法不确定性或分析的“决议”过程。例如,很大程度上归因于低绝对B的浓度,B同位素比值测量不确定度在蘑菇的意思,大约5‰如果表现在不同的场合,和同位素组成的自然变化低于这一水平不能分辨。
2.3.2。精度
王水消化的元素浓度在90% - -110%范围内的认证的crm除了CRM052 Sr值(表3)。再分析消化的另一种技术(ICP-optical发射光谱法)证实了双聚焦行业领域icp (ICP-SFMS)结果和我们的报道Sr浓度高的原因仍不清楚。9月的总体精度计算加法的元素浓度在所有GBW 07410和ERM-CC141的分数。大多数的元素在认证值的10%,但铬浓度样品认证值的80%左右。
参考资料利用同位素组成在这项研究中没有认证,和作者的知识,没有其他同位素测量crm数据公布。因此,介绍了同位素比率的准确性的数据不能直接评估。crm在同位素信息表3有助于未来的新的参考标准等多个实验室的校准矩阵。
3所示。结果与讨论
3.1。在环境样品中元素浓度和同位素比值
为每个元素同位素组成和浓度数据研究提出了表4- - - - - -12。表的格式显示所有六个9月分数的土壤剖面信息在城市和郊区的位置(报道浓度代表平均个人档案)。对于一些分析物,只有汇集同位素比率数据可用(F1 + F2 + F3, F4 + F5 + F6)由于存在浓度不足单一提取同位素测量。浓度和同位素比率数据前土壤,lysimetric水域,蘑菇,针,叶子,地衣,和垃圾样品报告,相比之下,以下配置文件数据。
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一个值报告为空条目将池的几个分数。同位素值报告外部层顶部和底部的F1和F4分别对应的平均价值土壤概要文件F1 + F2 + F3, F4 + F5 + F6分数。 |
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在本节将讨论开始考试多元素模式帮助识别的主要流程影响所有的样品。多元素的模式,随之而来的将是一段集中在特定于元素的模式包括城市和郊区之间的相对差异样品和土壤深度的相对差异函数。比较城市和郊区之间的数据位置(上部和下部土壤层之间)给的同位素和人为活动的基本特征。Depth-related同位素比值的差异不稳定9月分数在土壤资料可能重申的潜在作用逐渐土壤解冻spring-early夏季在特定元素池的可用性变量同位素组成植物根系,建议在先前的研究[2,30.,31日]。重要的是要指出,土壤特性的差异/形态学差异中的每个位置可能发挥重要作用。最后将重点讨论一个案例研究领域涉及环境污染。
3.1.1。多元素模式
(1)定量型滤水和Lysimeritc水域。水渗滤液处理类型(分数F1)和lysimetric水域也有类似的元素浓度,除了铜、铅、锌,(假设平均水土壤质量比为1:10 F1的分数)。后者的分析物的浓度要低几个数量级的lysimetric水域比F1分数。大多数元素的同位素组成遵循类似的模式。放射元素的同位素比例(Pb和Sr)从土壤上F1分数层重叠lysimetric水域的成分。B的同位素组成差异,Cd,和这两个矩阵之间的铁也非常小。然而,lysimetric水域被发现是优先重同位素的富集铬、铜和锌相对于间歇式浸水域。
整个同位素和元素模式是最容易解释为在雨水和土壤颗粒之间交换的产物。在自然系统中,弱,这些元素如铜和铅可能进行可逆的吸附及其保留强烈依赖于大气渗流动力学。
至少在铜和锌,这种分配/吸附过程诱发稳定同位素分馏(32]。
(2)生物样本。比较生物样品的成分,即。,lichen, mushrooms, and vascular plant tissue, from the same location can help differentiate biochemical variability from geochemical variability. Lichens do not contain roots, and therefore, their composition is expected to provide information on aerial (precipitation, sea aerosols, and long range pollution) sources of elements [33]。与地衣、水果的蘑菇和维管植物组织不太受直接从空中来源的贡献,因为短时间的接触表面积/体积比明显降低。
对于许多元素(Cd,铜,铁,铅,锌),地衣显示明显窄范围的同位素变化比蘑菇、树叶和针。这可能是风成isotopically同质的本质的反映输入结合有限的生物内的稳定同位素分馏地衣(16,34,35]。地衣有更高浓度的铬、铅、Tl和低浓度的B Sr相对于树叶和针头。这表明大气污染是该地区重金属的重要来源相对于潜在地质来源。
蘑菇不仅积累Cd、铜、和相对于water-leachable锌元素的土壤,但是,除了Cd,这些金属的同位素组成也不同蘑菇和lysimeric水域和/或当地的土壤。同位素分馏的最有可能的解释是积极吸收重金属的siderophilic根渗出液。Lithophilic和chalcophilic元素(B、Cd、铅、锶和Tl)似乎没有明显分离的蘑菇。蘑菇的积累能力Cd没有诱导同位素比例可能表明另一种元素吸收在蘑菇的生化机制。
难以识别任何明确的模式叶和针数据(表4- - - - - -12)。这可能是由于更大的生化高等植物的复杂性导致更广泛的跨物种传播和intertree同位素的变化。枯枝落叶层是抽样研究潜在的同位素转变相关养分再吸收回树在后期的衰老36]。然而,铁和铅浓度数据的初步分析表明,垃圾已成为明显被土壤颗粒污染。树叶的同位素签名后期的发展因此重叠的同位素组成土壤。
3.1.2。单元素模式
(1)硼。总B的浓度随深度的土壤剖面减少城市样本,但不是在郊区的样品(表4)。总数的80%和95% B之间内容与耐火材料相关的阶段(F5-F6)符合矿产绑定B B在土壤的主要来源(37]。次生矿物形成相关的优惠的10B到次要矿物(38)导致重残B组成的解决方案。这个过程似乎是最好的解释的成分lysimetric水域在目前的研究(δ11B水土≈+ 11‰)。B同位素组成的移动部分趋势重签名在上层土壤层次,从植被可能反映输入与植物生物量有明显重值(δ11B叶子/ needles-soil≈+ 20‰)。
B有一个显著的趋势较重同位素签名的方向土壤< <地衣植物与土壤持续消极的特征δ总是有积极的价值观和植物材料δ11不认为是强烈分馏b硼生物活性(39];因此,这种趋势可以,至少在一定程度上,也是解释为混合来源。的同位素组成地衣(+ 32%的平均值δ11B)将受到空中海洋气溶胶的影响δ11B + 40% (40),从这个来源的影响也可以解释树叶的同位素组成和针在沿海地区。的总跨度δ11B值随我们的样品大约64‰(表4),相应的几乎一半的发表的δ11B值(41]。更有趣的是,我们的生物学指标样本的结果(蘑菇、针、树叶和地衣)显示类似的可变性咖啡豆来自完全不同的地理区域(8,42)(表4)。总的来说,B同位素系统似乎特点有利于其作为非生物示踪源混合使用。
(2)镉。土壤在城市的位置包含Cd明显多于郊区位置(表5)。这种浓度差是更明显的表层土壤层相比,更深层次的配置文件。例如,城市的最上部层土壤概要文件包含,平均大约10倍浓度中最深的无机层。乳糜泻的主要部分存在于相对移动阶段约占总数的70%土壤Cd在分数(F1-F2-F3-F4)被发现。可约分数(F3)包含特别是高浓度的Cd。这种模式表明Cd的人为来源的城市土壤样本,但Cd同位素不出现确定污染源的可靠手段。
发表的变化δ114年Cd在岩石和矿物样本值不超过1‰,排除极端分离值发表外层材料(43]。这个相对狭窄的分馏跨度(对应0.25‰/质量单位)是小而轻的元素,如李和B,反映相对Cd同位素质量差异较小。质量平衡土壤Cd池有一个平等的同位素组成在测量的不确定性δ114年Cd = 0‰和Cd浓度最高的分数没有一个明显的同位素签名。镉同位素做不过似乎受生物活动的影响。
公布的数据有限的Cd同位素比值nongeologic材料,而地质矩阵显示窄范围的同位素组成。的范围δ114年Cd值中发现树叶从研究区(近2‰,表5),远远超过地质样品和土壤的可变性和lysimetric水域。因此,重要的分离发生在Cd吸收或并入树叶。生物介导分馏似乎是最好的解释重Cd的同位素组成在适合作为2,21]。它提出了44]carrier-mediated运输过程中起着重要作用的根吸收过程锌、等过程中,还定义的高亲和性交通,有关优惠易位的重同位素。优惠的重同位素之间也可以解释观察到的转变(平均土壤和离开同位素签名δ114年Cdsoil-leaves≈−0.4‰),证实了最近的研究(45),以及负面的δ114年Cd的残留在土壤/固定Cd池。
(3)铬。土壤中铬浓度存在轻微差异(表样本之间的位置6)。土壤铬含量略低,这可能是由于Cr-poor稀释有机物质(内脏)。移动分数只包含一个小的总份额Cr池无论位置或深度;平均占总数的83 - 88% Cr与残余阶段。Cr同位素组成非常均匀土壤中几乎所有的比率是相同的(表内的不确定性方法3)。
蘑菇的Cr含量、针头和叶子太低对准确同位素比值测量。δ53Cr值增加从地衣soil-to-soil解决方案。湿沉积可以解释发现的重签名δ53Cr在地衣(46]。之间存在着正相关Cr浓度和增加接近铬处理钢铁厂和之间的负相关δ53Cr值越来越接近钢铁厂暗示冶炼厂作为主要机载Cr贡献者。
(4)铜。最高浓度的铜被发现在土壤上层的视野从城市的位置和深度(表浓度降低7)。类似于Cd土壤分布、分层在郊区土壤铜显著低于城市土壤中。然而,铜是绑定在土壤不同的池比Cd。大部分的铜表层土壤驻留在可氧化的分数(F4),通常与有机物质有关。最小的铜池被发现在F3分数在所有的深度和样本的位置。因此,铜不是与锰和Fe-oxides土壤中的配置文件。
铜同位素比率没有显著的变化与土壤深度。城市土壤中的铜重同位素签名,而郊区的土壤δ65年铜的价值大约−0.1‰。这与之前报道的发现是一致的对土壤系统的影响铜的人为来源(47,确认可以使用铜同位素的指标人为污染。
生物样本轻铜同位素组成相对于土壤和lysimetric水域(表7)。转向更轻δ65年铜铜的植被和先前的报道是一致的植物中分离(例如,48报道]),类似的一般模式对其他营养物质21,49]。然而,分馏可能不是一个独家biomediated反应的结果。而减少有机的根际分泌物的分离与生物可利用的铁和铜对池轻值,减少生物具有相同的效应至少在菲(50]。
(5)铁。城市土壤样品中的总铁浓度大约两倍比郊区(表8)。但是,与铜和Cd、铁浓度不随深度变化显著,和大多数铁注定F5、F6分数从而与主矿物基础阶段。菲是一个至少移动元素在化学风化作用创造潜在的土壤铁浓度增加与风化强度增加。这是符合城市土壤中的铁浓度升高可能反映了更高程度的化学风化作用,引起的长曝光,比郊区的土壤。城市的铁同位素组成土壤平均δ56Fe值= 0.16‰范围内值报告花岗岩参考资料(0.13±0.12‰,51])。
土壤内清楚铁同位素变化分数符合化学风化作用是土壤中的铁循环的主要驱动。铁同位素组成的F3, F4分数像发现先前的研究[52,53]这种差异归因于动力学分馏化学风化作用的结果。这里使用的成分浸出的解决方案为F1和F2土壤分数不同于那些用于分离方案专门为Fe (54),这使得它难以比较的模式。然而,正如在前一节中提到的,氧化还原过程可能强烈分离铁(δ56菲ii iii=−3‰(55])。可能之间的铁同位素分馏F1和F2分数上30厘米和低30厘米反映了土壤氧化还原变化与较低的土壤是富含铁(更深层次的?)2 +。
(6)领导。铅浓度显示人为污染物在土壤的经典模式预期。在深层土壤层(深度> 30厘米),铅浓度不断在两个地点。在城市的位置,有一个在上层土壤铅浓度显著增加层surburb位置同时铅浓度不变。多余的铅在土壤上大多数城市也有一个明显不同的铅同位素组成比地质Pb在该地区。
铅的同位素组成池在郊区的样本是在瑞典北部的农业土壤报告范围(56]。上层土壤的视野从城市土壤含有铅,大大减少放射产生的价值。重新计算这个多余的铅的同位素组成(假设包体混合)提供了一个值附近,发现在现代地衣206年Pb /207年Pb = 1.14,208年Pb /207年Pb = 2.38(表9)[57]。这里所有的适合作为研究放射性同位素组成有显著低于假定自然Pb基线在深层土壤的视野。
没有郊区的样本表明,增加铅的污染比什么地方可能会基于其他地点在瑞典北部[58],它可能解释为该地区相对较短的时间间隔,因为来自大海。各种本地污染源的存在似乎也在明显的广泛Pb同位素比例中发现白桦树叶和松针吕勒奥。
远离使用Pb作为污染示踪剂,选择性拔牙还强调,影响优惠矿物风化对铅的同位素组成池内的土壤。消化剩余分数F6 (HF) 9月在目前的研究中使用包含一个统一的铅浓度在所有位置和深度与放射成因铅同位素组成明显低于其他分数(表9)。同样,从31日在瑞典湖泊沉积物的研究(59),低206年Pb /207年Pb比率被发现在样品准备使用高频使用HNO消化相比治疗3+ HClO4(10:1 v / v)。这是归因于Pb的贡献从长石组成,更耐化学风化作用比大多数其他矿物质。在目前的研究中,钾长石是主要的Pb载体的硅酸盐土壤分数(60]。大多数放射成因铅、形成的硅酸盐238年U,235年U,或232年Th腐烂,可能会有效地淋滤前五9月分数。这使得最后高频分馏少用放射性同位素组成反映的矿物形成的时间大约2 Ga年前。
(7)锶。老总浓度显示整个数据集(表小变化10)。老最高土壤稍低浓度,至于Cr最有可能反映了有机质稀释效果。大多数老在剩余分数(F5-F6),建议的大部分元素绑定耐火矿物阶段内的土壤。
的意思是87年Sr /86年Sr比率在所有环境矩阵吕勒奥落入一个相对狭窄的区间(0.729 - -0.734),适合作为土壤和同位素组成差异不大。因此,与B Sr在针头,叶子,和地衣似乎是陆地比海洋起源;海水气溶胶放射性锶同位素比值(少了61年]。很大程度上的同质性87年Sr /86年Sr比率预计给当地的构成基础(60,62年]。
锶同位素比率,主要在放射产生的变化87年丰富,被广泛用于身份验证和起源研究[4]。水域,作物、牲畜,各种各样的食品,最终人已知典型反映了Sr同位素比例的地质背景发生(63年]。锶同位素分类学也使用,与其他系统相结合,跟踪环境的人为来源(10,11,64年]。
(8)铊。总Tl浓度土壤中从城市和郊区地区不同在一个非常有限的范围约为0.4 - -0.6µg·g−1深度(表11)。铊主要驻留在剩余分数(98%的Tl恢复在渗滤液F5-F6)最有可能在硅酸盐矿物的晶体结构,如钾长石和石英(65年]。浓度的Tl分数,可约和可氧化的阶段,从城市表层土壤的明显高于郊区。我们的研究结果再次重申之前报道为根际的土壤(Tl物种形成数据66年]。
有非常有限的数据在环境样品Tl同位素如果比其他更多的“传统”同位素的系统研究。Tl同位素比率数据从污染土壤已报告在文学δ205年Tl值≈−0.3‰相对于自然背景,平均0.75 Tl的浓度µg·g−1(67年]。同一项研究报道较轻的Tl签名随着土壤深度可榨出的和剩余分数这是类似于我们的发现(表11)。
F1和F2土壤分数有积极的δ205年Tl值。这个重签名然后可以追溯到更高δ205年Tl lysimetric水域中发现,进而可能导致较重的Tl比率在蘑菇,发现针,和树叶(表11)。
(9)锌。锌浓度对Pb遵循类似的模式。这座城市表层土壤的层显著富集锌而深层土壤的视野具有更均匀的浓度(表12)。大多数的锌被发现前四分数(80 - 90%的淋溶F1−F4),表明人为排放源锌、Pb、包含元素容易移动的形式。锌和铅同位素组成模式没有相似之处。
深层土壤层次(46-60厘米)锌同位素组成符合当地的基岩(−0.05 - -1.5‰;从“里昂”江铃汽车3 - 0749 L标准)47]。土壤中锌浓度最高的视野似乎略轻同位素的富集锌,但这种趋势并不过分令人信服。以前的研究报道,外生沉积灰尘会导致可衡量的变化土壤锌同位素组成(68年),否则是相对稳定30.少受污染的土壤。这表明,人为排放源锌有锌同位素成分非常接近当地的基石。以前,土壤中锌分馏视野是由于吸附在铁氢氧化物(47]。
的意思是δ66年锌的土壤和水域lysimetric大约为+ 0.2‰,而明显高于+ 0.6‰的价值被发现在蘑菇指示优先吸收较重的同位素。吸收的机制(s)重金属离子通过真菌可以通过主动或被动(69年],普遍重土壤锌签名相比,蘑菇池表明积极吸收战略。相反,锌在针头和树叶是isotopically轻最有可能由于分馏过程中锌通过拍摄[易位70年),有利于较轻的同位素。
3.2。垃圾填埋场和工业废物
污染源追踪使用同位素数据可能是一个挑战的原因:(我)潜在来源的成分很少由isotopically良好定义的成员(2)潜在来源的同位素签名可能重叠天然同位素变化(3)即使在包体成分不同和well-constrained,可能有大量的潜在来源(iv)为稳定的同位素,无数postdeposition分馏过程可能改变原来的比率(见,例如,4])
为了演示这些复杂因素的严重程度,为当地工业废物样本浓度和同位素数据(铜渣、铁渣和粉煤灰)和两个严重污染土壤(垃圾场)(表获得13)。这些浪费样品很可能是一个主要贡献者垃圾填埋场,和练习的目的是试图识别存在的工业废料垃圾填埋场使用集中模式和同位素指纹。
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垃圾填埋场都高在Cd光盘浓度至少10倍高于郊区的土壤中找到位置。Cd在垃圾填埋场是相对未分离可能指向铜渣作为最可能的源元素铜渣中Cd的同位素组成无特征的意思的土壤。相反,粉煤灰是显著富集重Cd同位素。铜渣也大大丰富了铜、锌、铁相对于其他污染源,所以这些元素将被浓缩在垃圾填埋场如果铜渣的确是Cd的来源。这非常适合于浓度测量的填埋场(表13)。这就提出了一个问题:为什么垃圾填埋场的锌和铜同位素组成并不像铜渣的锌和铜同位素组成。
基于整体的元素浓度的锌和铜在垃圾填埋场,很难想象源混合可以占之间的同位素抵消渣和垃圾填埋场。这是因为它需要一个巨大的数量的这些元素从一个高度分离源获得的同位素组成垃圾填埋场如果有真的渣在垃圾填埋场。或者,后沉积过程可能大大改变垃圾填埋场的同位素组成,尽管这与观察到的缺乏铁同位素分馏的垃圾填埋场的铁同位素组成和铜渣是相同的,和大多数过程严重分离铜和锌同位素也会将铁同位素分馏。
这张照片不是澄清垃圾填埋场填埋B的评价有很多特征指向铁渣与粉煤灰污染的主要来源是第二个污染物的重要来源。的铁、锌、铜、铬、镉浓度和铬、铁、锌填埋场B的同位素成分符合铁渣与粉煤灰混合。与此同时,垃圾填埋场B的铜和Cd同位素组成需要另一种解释。铜同位素可能只是不可靠的污染源示踪剂在这些垃圾填埋场,但很难占铬和锌同位素。系统出现在垃圾填埋场的但不可靠。
总的来说这个案例研究强调污染源混合可以挑战,但困难的是元素和同位素测量的数量成正比。我们不能轻易占所有的系统我们测量的行为,但是证据的效力的方法允许潜在污染源识别一些确定性。而任意数量的因素可能使源跟踪,他们不呈现过程完全无效。
4所示。结论
不仅在技术上是可行的快速分析广泛的微量金属组成的环境样品的同位素组成也所有的金属。扩展元素的数量用于同位素跟踪提供了一种强大的方法来解读源和环境暴露的命运通过增加自由度的过程。然而,它也变得越来越复杂,解释大型多元素数据集。在这项研究中收集的所有的样本空间面积有限,但许多分析物仍然显示显著的浓度和同位素值。正如预期的那样,不同的元素似乎也应对不同的驱动程序,对于任何给定的问题,测量更多的元素不会导致更好/更清晰的答案。这凸显了需要同时推进我们对单个元素的理解系统而发展所需的技术能力测量矩阵元素更多。自然变化,往往远远超过中间的精度分析方法,解释时需要考虑环境研究的结果。
数据可用性
使用的数据来支持本研究的结果包括在本文中。
信息披露
这个手稿是基于尼古拉Pallavicini博士的博士论文题为“同位素分析方法开发的跟踪和Ultra-trace元素环境矩阵”。
的利益冲突
作者宣称没有利益冲突有关的出版。
补充材料
补充材料连接作为一个详细的和技术的解释数据背后的分析工作提供的手稿。(补充材料)
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