2016, Vol. 37
2. 华北水利水电大学水利学院, 郑州 450011;
3. 北京师范大学环境学院, 北京 100875
2. School of Water Conservancy, North China University of Water Resources and Electric Power, Zhengzhou 450011, China;
3. School of Environment, Beijing Normal University, Beijing 100875, China
重金属一般是指比重大于5的金属(密度大于4.5 g ·cm-3)，包括金、 银、 铜、 铁等. 在环境污染方面所说的重金属主要是指铅、 铬、 镉、 汞(水银)、 以及类金属砷等生物毒性显著的重元素. 重金属不能被生物降解，相反却能通过食物链在生物作用下不断富集，最后进入人体造成慢性中毒[1]. 水体沉积物是水体中重金属的主要载体和重要归宿，当水环境条件(如DO、 pH、 温度等)发生改变时，沉积物又可向水体中释放金属元素，对河流造成二次污染[2]. 所以，沉积物不但是污染受体同时也是污染源[3]. 近年来，国内学者对辽河、 黄河、 长江、 海河、 淮河、 珠江、 太湖流域内水体沉积物中重金属展开了广泛的研究[4~11]，研究重点主要集中在重金属含量水平、 空间分布规律、 赋存形态及污染评价等方面. 到目前为止，针对三峡库区范围内水系沉积物中重金属研究较少，并且已有对重金属元素的研究也主要是针对铜、 铅、 锌、 镉、 镍、 铬、 砷、 汞等常规金属元素展开[12~15]，对三峡库区范围内非常规元素钒的研究较少. 钒元素的相关研究表明：不同地区土壤中钒的含量有所不同，我国西南、 中南地区(云南、 贵州、 广西、 四川、 湖北、 湖南)明显高于其他地区[16]； 环境中的钒主要来源有岩石风化、 化石燃烧、 矿业开采等[17]. 近些年，随着采矿业、 钢铁、 化学工业的不断发展和人为排放的原因，污染造成钒中毒的人数也在不断增加[18]. 钒中毒可以对人体健康构成严重的威胁，同时钒污染的水体对水生生物的毒性作用也 十分明显[18, 19].
三峡工程是我国重大水利工程，是治理和开发长江的重要骨干工程，兼顾防洪、 发电、 航运、 供水等多项功能[20]. 受三峡工程影响，库区人口、 经济以及城市得到了迅速发展，但同时也产生了一系列水环境问题[21]. 尤其是沿江城市经济不断发展，大量农业、 工业、 城市生活的污染物排入江中，水环境污染问题日益凸显. 本研究通过测定三峡库区(重庆—宜昌段)干支流共计67个点位的沉积物中钒元素的含量、 化学形态，并探讨库区沉积物中钒的空间分布特征，同时采用地积累指数法和潜在生态危害评价法对沉积物中钒的污染现状进行评价，以期为三峡库区水环境中钒的污染防治提供科学参考依据.
1 材料与方法 1.1 样品的采集与处理 1.1.1 断面与采样点的设置三峡库区是指长江流域内因三峡水电站的修建从而被淹没的地区，包含了重庆市江津区至湖北省宜昌市共20多个县(区). 库区属于亚热带湿润气候，地处四川盆地与长江中下游平原的结合部，跨越鄂中山区峡谷及川东岭谷地带，北靠大巴山、 南依川鄂高原，整体呈现西高东低[22]. 自三峡蓄水后，水域面积扩大，总面积约1 084 km2. 三峡水库正常蓄水位175 m，汛期防洪限制水位145 m，枯水期消落最低水位155 m[23]. 2009年三峡工程竣工后，水库实行水位调节管理方式：每年10月汛末开始蓄水，蓄水至175 m； 翌年5月水位开始下降，6~9月水库水位维持在汛期最低水位145 m[24]. 考虑到三峡库区处于低水位时水体沉积物中重金属元素含量高于库区高水位时含量[14]，所以本研究选择在三峡库区处于低水位时对库区干、 支流进行沉积物采样. 于2015年6月在三峡库区(重庆—宜昌段)干支流共采集水体表层沉积物样品67个. 其中，三峡库区干流共布设37个断面(其中上游段江北区—丰都县9个断面； 中游段丰都县—奉节县13个断面； 下游段奉节县—宜昌市15个断面)，干流部分断面采用左、 右岸分别采样； 选取典型支流包括：乌江、 渠溪河、 澎溪河、 磨刀溪、 梅溪河、 大宁河、 沿渡河、 青干河、 香溪河，分别在距离支流河口2~4 km断面进行沉积物采集，采样点如图 1所示.
|
图 1 三峡库区采样示意 Fig. 1 Sampling sites in the Three Gorges Reservoir region |
通过使用抓斗式底泥采样器提取底泥样品，样品用干净的聚乙烯样品袋包装，封口并标记后带回实验室进行冷干后，研磨过60目尼龙筛，混合均匀后用聚乙烯样品袋保存备用.
1.2 主要仪器及试剂实验仪器：聚四氟乙烯消解罐、 CHRIST冷冻干燥机、 Milli-Q高纯水发生器、 超声波清洗器、 电热鼓风干燥箱、 电感耦合等离子体质谱仪(型号ELAN DRC-e)、 低速离心机(TD6M)、 全温振荡培养箱.
试剂：高纯水(由Milli-Q型高纯水发生器制备)、 过氧化氢(MOS级)、 硝酸(MOS级)和氢氟酸(MOS级)，冰醋酸(优级纯)，盐酸羟胺(优级纯)，醋酸铵(优级纯).
1.3 实验方法沉积物钒总量测定方法：实验前消解罐均采用HNO3(20%)浸泡过夜，并用高纯水冲洗干净后备用，称量40 mg样品放入消解罐中，随后加入2 mL HNO3和0.2 mL H2O2，放置电热盘上60℃保温12 h，再敞口120℃蒸干. 自然冷却后加入2 mL HNO3(50%,体积比)，放置电热盘上60℃保温2 h，加入2 mL HF后，将盛有样品的消解罐放入高压釜中190℃消解24 h(完全消解后的样品呈现澄清状态)，将消解罐放置电热盘上120℃蒸至近干. 自然冷却后，加入2 mL HNO3(50%,体积比)和2 mL纯水，电热盘60℃条件下保温1 h后进行超声15 min，最后加入纯水定容至80 g，加入内标后采用Elan DRC-e型ICP-MS(美国Perkin-Elmer公司)测定样品中钒的含量. 在分析沉积物样品的同时，采用相同的程序分析了空白样品、 平行样品以及国家土壤标准物质GSS-9(GBW07423，中国地质科学院地球物理地球化学勘查研究所)，测定结果在标样的保证值范围之内.
形态分析采用改进BCR逐级提取方法[25]：①酸提取态：精确称量0.5 g沉积物后，加入80 mL的离心分离管中，再加入20 mL醋酸. 拧紧盖子后放置在全温振荡培养箱(22℃±5℃)振荡16 h(振荡速率为40 r ·min-1). 振荡结束后进行离心(3 000 r ·min-1)10 min，分离上清液和残留物，将上清液缓缓倒入聚乙烯小瓶中，加入0.2 mL浓硝酸后保存在4℃冰箱中.
在残留物中加入20 mL蒸馏水，振荡约15 min后离心(3 000 r ·min-1)10 min. 缓缓将上清液倒出舍弃，同时尽量避免将固体残留物也倒出. ②可还原态：加入20 mL盐酸羟胺至上次离心分离管残留物中，重复上述振荡、 离心、 分离、 保存步骤. ③可氧化态：加入5 mL过氧化氢至含残留物的离心管中，将盖子轻轻盖住容器，在室温中消解，间歇振荡离心管. 在(85±2)℃水浴锅中消解1 h，前30 min间歇性振荡离心管. 揭开盖子使得溶液体积蒸发至2 mL左右，再加入5 mL过氧化氢，加热1 h，当体积减少至1 mL左右，进行冷却. 冷却后加入25 mL醋酸铵，重复振荡、 离心、 分离、 保存步骤. ④残渣态：将固体残留物参照总量的实验测定过程进行. 质量控制样品采用标准物质BCR-701，测定结果在标样的保证值范围之内.
在操作过程中，对实验涉及的每个环节(容器、 溶剂、 步骤)都要求做空白对照来控制可能的污染，确保重金属分析可靠. 相关分析采用SPSS 19.0软件.
1.4 评价方法 1.4.1 地积累指数法水体沉积物中重金属污染评价方法较多，德国学者Müller提出的地积累指数法(index of geoaccumulation，Igeo)是迄今为止应用最广泛的评价方法[12~14]. 利用水环境沉积物中某一种重金属的总含量与其地球化学背景值的关系来确定重金属污染程度的定量指标. 该方法仅需要获得重金属总的含量，所以简单易行，便于推广，同时能够较为直观地反映外源重金属在沉积物中的富集程度，数据具有较高的可比性，计算公式如下：
|
(1) |
式中，Igeo为地积累指数，Ci是指沉积物中某一重金属元素的实测含量； Bi为参比值是指全球沉积岩(页岩)中该元素的地球化学背景值[26]130 mg ·kg-1； 常数采用1.5，是考虑成岩作用可能会引起背景值变动而选用的系数. 地积累指数共分为7个等级(0~6级)，表示污染程度由无到极强，Igeo与污染程度关系详见表 1.
|
表 1 地累积指数与污染程度分级 Table 1 Index of geoaccumulation and classification of pollution degree |
1.4.2 潜在生态危害评价方法
采用瑞典学者Håkanson在1980年提出的潜在生态危害法进行定量计算[27]，利用沉积物中重金属相对于工业化以前沉积物的最高背景值的比值及重金属的生物毒性系数得到生态风险指数，并根据表 2评价生态危害指数等级，该方法考虑了重金属毒性和污染对评价区域的敏感度以及区域背景值差异，计算方法如下：
|
(2) |
式中，Cis为表层沉积物中重金属i的实测含量. Cin为参比值，在实际计算时学者们对参比值的选取各不相同，为更好地反映三峡库区水体沉积物钒污染的情况，本研究采用长江流域沉积物背景值(114.34 mg ·kg-1)[28]. Ti为毒性系数，由于目前还没有统一的钒的毒性系数，决定采用徐争启等[29]提出的钒的校正丰度数(T=2)，该计算方法综合考虑了钒元素丰度原则、 释放响应原理及钒在不同介质(火成岩、 土壤、 淡水、 陆生植物和动物)中的丰度值. Ei为潜在生态危害指数.
|
|
表 2 潜在生态危害指数及生态危害程度分级 Table 2 Potential ecological risk coefficient,risk index and classification of risk intensity |
|
图 2 三峡库区干、 支流表层沉积物中钒含量分布 Fig. 2 Distribution of vanadium concentrations in the surface sediments of mainstream and tributaries of Three Gorges Reservoir |
三峡库区干支流沉积物中钒元素含量范围为89.4~175.2 mg ·kg-1，平均值为123.7 mg ·kg-1，高于中国水系沉积物背景值(80 mg ·kg-1)、 中国土壤背景值(82 mg ·kg-1)及长江流域沉积物中钒背景值(114.34 mg ·kg-1)[28, 30, 31]. 与国内其它地区相比，三峡库区沉积物中钒含量高于黄河沉积物(90.4 mg ·kg-1)[32]、 渤海莱州湾(71.8 mg ·kg-1)[33]、 珠江流域北江支流(60.3 mg ·kg-1)[34]. 与国外其它地区相比，三峡库区沉积物中钒含量高于芬兰(44 mg ·kg-1)[35]，日本大阪湾、 东京湾、 广岛湾、 九州湾(66.9 mg ·kg-1)[36]、 巴基斯坦(98 mg ·kg-1)[37]，低于俄罗斯喀拉海(172 mg ·kg-1)[38].
三峡库区干流段的钒元素平均含量为123.3 mg ·kg-1. 其中，干流上游段(重庆江北区—丰都县)平均含量为97.8 mg ·kg-1，干流中游段(丰都县—奉节县)平均含量为116.6 mg ·kg-1，干流下游段(奉节县—宜昌市)平均含量为144.4 mg ·kg-1，自上游向下游呈现较为明显增长趋势(图 2). 另外，干流采样点钒含量最大值为175.2 mg ·kg-1，出现在距三峡大坝上游124 km处. 该采样点左岸为巫山县县城，其来源考虑是受到巫山县采矿工业以及冶炼工业的污染影响； 钒含量最小值为89.4 mg ·kg-1，出现在距三峡大坝上游312 km处. 本研究中干流断面采用左右岸分别采样，其中巫山县、 奉节县、 云阳县、 万州区、 忠县断面左岸沉积物中钒含量略大于右岸； 秭归县断面右岸钒含量大于左岸； 这可能是受到了近城镇支流人为钒排放的因素影响.
三峡库区支流段钒含量平均值为128.8 mg ·kg-1； 其中，最小值出现在磨刀溪(115.5 mg ·kg-1)和乌江(115.6 mg ·kg-1)； 最大值出现在大宁河(145.9 mg ·kg-1)，大宁河与长江干流汇合处是巫山县县城所在地，考虑干流最大值也出于此处，验证了此处确实有外源汇入. 库区干流上游段支流河口处对应的干流沉积物中钒含量小于支流含量，中游段和下游段则正相反. 这是可能是由于三峡库区蓄水后，库区水面变宽、 流速变缓，大量悬浮颗粒物开始在干流下游段近三峡大坝处沉降下来并发生吸附和积累，使得库区下游段钒的含量明显高于上游； 同时库区干流中下游段多为发达城镇，城市工业及生活垃圾等污染物排入江中也增加了沉积物中钒含量.
2.2 污染程度评价采用两种不同方法(地积累指数法与潜在生态危害指数法)对三峡库区干支流沉积物中钒的污染水平进行了评价，评价结果见表 3. 评价结果显示：①各采样点的钒的地累积指数(Igeo)均小于0,说明库区目前整体呈现无污染状态，但是干流段钒元素存在一定富集趋势. 由于参比值使用的是钒元素在全球页岩中的平均值，选取页岩是因为页岩的形成环境更接近于现代河流水体沉积物的形成环境，钒在页岩中的平均值普遍是高于其他岩石，较大的背景值可能会造成Igeo偏小； ②各采样点钒的潜在生态危害系数(Ei)均小于40，生态危害程度评价为轻微等级. 其中参比值选取长江水体沉积物背景值.
|
|
表 3 三峡库区沉积物中钒污染等级及潜在生态风险评价 Table 3 Pollution levels and potential ecological risk assessment of vanadium in the sediments of Three Gorges Reservoir |
地积累指数法侧重于进行钒实测值与背景值的对比，重在反映沉积物中钒的富集程度及外源汇入情况； 而潜在生态危害评价方法除了考虑沉积物中钒的含量，同时考虑了钒的生物毒性影响因素. 综上所述，三峡库区目前整体基本不存在钒的环境污染及潜在生态危害，但是干流段钒的沿程富集会使库区下游段存在一定的潜在生态危害，应当加强监测与防治.
2.3 形态分布特征库区干(支)流沉积物中钒的不同赋存形态含量如下：酸提取态含量范围为：干流0.21~0.25 mg ·kg-1、 支流0.08~0.17 mg ·kg-1； 可还原态含量范围：干流16.4~21.6 mg ·kg-1、 支流13.2~19.5 mg ·kg-1； 可氧化态含量范围为：干流2.86~5.11 mg ·kg-1、 支流0.57~3.48 mg ·kg-1； 残渣态含量范围为：干流82.3~152.8 mg ·kg-1、 支流95.1~116.8 mg ·kg-1. 干流生物可利用态(酸提取态、 可还原态、 可氧化态)钒含量普遍高于支流，并沿程呈现富集趋势； 从图 3可以看出：沉积物中的钒主要以残渣态形式存在，所占质量分数为80%~89%. 干流残渣态钒的含量变化与总量变化趋势基本相同，当总量增加时残渣态含量也增加，两者呈现显著性正相关(R=0.956，P<0.01)； 沉积物中酸提取态钒含量极少，所占质量分数为0.06%~0.25%，当沉积物中钒总量增加时酸提取态钒含量呈现减少趋势； 可氧化态钒所占质量分数为10.6%~16.1%； 可还原态钒所占质量分数为0.45%~3.43%.
|
图 3 三峡库区沉积物中钒的化学形态 Fig. 3 Chemical forms of vanadium in sediments of Three Gorges Reservoir |
虽然当水环境化学条件发生变化时，酸可提取态、 可还原态、 可氧化态的钒都可能转化成易于被生物吸收利用的形态，将对水生生物造成威胁，但因为其含量较低，基本无生态危险； 而残渣态钒一般不具有生物可利用性，对环境影响甚微.
3 结论(1) 三峡库区水体沉积物中钒含量高于长江流域沉积物中钒的背景值以及中国水系沉积物和土壤的背景值，并高于国内其他地区，与国外其他水系相比，三峡库区水体沉积物钒含量处于中等水平.
(2) 三峡库区干游及主要支流中沉积物的钒金属含量在89.4~175.2 mg ·kg-1之间，平均值为123.7 mg ·kg-1，略高于长江水体沉积物背景值. 钒金属含量分布特征主要呈现：干流下游段＞支流＞干流中游段＞干流上游段，支流中大宁河沉积物中钒含量最高.
(3) 地积累指数法和潜在生态危害指数法综合评价结果显示：目前三峡库区沉积物中钒具有轻微的生态风险，基本不存在环境危害影响，值得注意的是干流段钒元素存在一定富集趋势.
(4) 沉积物中钒主要以残渣态存在(约占总量的80%~89%)，不同形态所占质量分数呈现残渣态钒＞可氧化态钒＞可还原钒态＞酸可提取态钒. 生物可利用部分(氧化态、 可还原态、 酸可提取态)钒含量较低，不易对库区流域水环境中水生生物构成危害.
| [1] | Burton Jr G A. Metal bioavailability and toxicity in sediments[J]. Critical Reviews in Environmental Science and Technology , 2010, 40 (9-10) : 852–907. DOI:10.1080/10643380802501567 |
| [2] | 张超莹, 郑西来, 陈蕾. 水库沉积物中铁、锰季节性释放的实验研究[J]. 水资源保护 , 2013, 29 (3) : 79–82. |
| [3] | 吕书丛, 张洪, 单保庆, 等. 海河流域主要河口区域沉积物中重金属空间分异及生态风险评价[J]. 环境科学 , 2013, 34 (11) : 4204–4210. |
| [4] | 刘强, 梁雷, 王峰源, 等. 辽河干流消落区沉积物重金属污染特征研究[J]. 中国环境科学 , 2013, 33 (12) : 2220–2227. |
| [5] | 冯精兰, 栗笑迎, 刘群, 等. 淮河上游沉积物中重金属分布特征及污染评价[J]. 人民黄河 , 2015, 37 (10) : 81–85. |
| [6] | 郭晶, 李利强, 黄代中, 等. 洞庭湖表层水和底泥中重金属污染状况及其变化趋势[J]. 环境科学研究 , 2016, 29 (1) : 44–51. |
| [7] | 冯精兰, 胡鹏抟, 刘群, 等. 黄河中下游干流沉积物中重金属的赋存形态及其生态风险[J]. 环境化学 , 2015, 34 (1) : 178–185. |
| [8] | 王瑞霖, 程先, 孙然好. 海河流域中南部河流沉积物的重金属生态风险评价[J]. 环境科学 , 2014, 35 (10) : 3740–3747. |
| [9] | 牛勇, 余辉, 牛远, 等. 太湖流域殷村港沉积物中营养元素及重金属污染特征研究[J]. 农业环境科学学报 , 2015, 34 (8) : 1557–1562. |
| [10] | 孔明, 彭福全, 张毅敏, 等. 环巢湖流域表层沉积物重金属赋存特征及潜在生态风险评价[J]. 中国环境科学 , 2015, 35 (6) : 1863–1871. |
| [11] | 谢文平, 王少冰, 朱新平, 等. 珠江下游河段沉积物中重金属含量及污染评价[J]. 环境科学 , 2012, 33 (6) : 1808–1815. |
| [12] | 王健康, 高博, 周怀东, 等. 三峡库区蓄水运用期表层沉积物重金属污染及其潜在生态风险评价[J]. 环境科学 , 2012, 33 (5) : 1693–1699. |
| [13] | Gao B, Zhou H D, Yu Y, et al. Occurrence,distribution,and risk assessment of the metals in sediments and fish from the largest reservoir in China[J]. RSC Advances , 2015, 5 (74) : 60322–60329. DOI:10.1039/C5RA09220E |
| [14] | Wei X, Han L F, Gao B, et al. Distribution,bioavailability,and potential risk assessment of the metals in tributary sediments of Three Gorges Reservoir:the impact of water impoundment[J]. Ecological Indicators , 2016, 61 : 667–675. DOI:10.1016/j.ecolind.2015.10.018 |
| [15] | Gao L, Gao B, Wei X, et al. Assessment of metal toxicity and development of sediment quality guidelines using the equilibrium partitioning model for the Three Gorges Reservoir,China[J]. Environmental Science and Pollution Research , 2015, 22 (22) : 17577–17585. DOI:10.1007/s11356-015-4959-8 |
| [16] | 王云, 魏复盛. 土壤环境元素化学[M]. 北京: 中国环境科学出版社, 1995 . |
| [17] | 滕彦国, 矫旭东, 左锐, 等. 攀枝花矿区表层土壤中钒的环境地球化学研究[J]. 吉林大学学报(地球科学版) , 2007, 37 (2) : 278–283. |
| [18] | World Health Organization (WHO).Vanadium pentoxide and other inorganic vanadium compounds[R].Concise International Chemical Assessment Document 29.Geneva:World Health Organization,2001:1-53. |
| [19] | Crans D C, Smee J J, Gaidamauskas E, et al. The chemistry and biochemistry of vanadium and the biological activities exerted by vanadium compounds[J]. Chemical Reviews , 2004, 104 (2) : 849–902. DOI:10.1021/cr020607t |
| [20] | 王儒述. 三峡工程的环境影响及其对策[J]. 长江流域资源与环境 , 2002, 11 (4) : 317–322. |
| [21] | 王健康, 周怀东, 陆瑾, 等. 三峡库区水环境中重金属污染研究进展[J]. 中国水利水电科学研究院学报 , 2014, 12 (1) : 49–53. |
| [22] | 黄真理, 李玉樑, 陈永灿, 等. 三峡水库水质预测和环境容量计算[M]. 北京: 中国水利水电出版社, 2006 . |
| [23] | 刘会. 三峡库区水位变化对库岸影响的探讨[J]. 人民长江 , 2008, 39 (16) : 91–93. |
| [24] | 雷明, 李昌晓, 陈伟, 等. 三峡水库岸坡系统不同用地类型对土壤酶活性和土壤化学性质的影响[J]. 林业科学 , 2013, 48 (11) : 15–22. |
| [25] | Pueyo M, Mateu J, Rigol A, et al. Use of the modified BCR three-step sequential extraction procedure for the study of trace element dynamics in contaminated soils[J]. Environmental Pollution , 2008, 152 (2) : 330–341. DOI:10.1016/j.envpol.2007.06.020 |
| [26] | 黎彤, 倪守斌. 地球和地壳的化学元素丰度[M]. 北京: 地质出版社, 1990 . |
| [27] | Håkanson L. .An ecological risk index for aquatic pollution control.A sedimentological approach[J]. Water Research , 1980, 14 (8) : 975–1001. DOI:10.1016/0043-1354(80)90143-8 |
| [28] | 张立城, 佘中盛, 章申. 水环境化学元素研究[M].版本. 北京: 中国环境科学出版社, 1996 . |
| [29] | 徐争启, 倪师军, 庹先国, 等. 潜在生态危害指数法评价中重金属毒性系数计算[J]. 环境科学与技术 , 2008, 31 (2) : 112–115. |
| [30] | 中国环境监测总站. 中国土壤元素背景值[M]. 北京: 中国环境科学出版社, 1990 . |
| [31] | 迟清华, 鄢明才. 应用地球化学元素丰度数据手册[M]. 北京: 地质出版社, 2007 . |
| [32] | 刘明, 范德江. 长江、黄河入海沉积物中元素组成的对比[J]. 海洋科学进展 , 2009, 27 (1) : 42–50. |
| [33] | 胡宁静, 刘季花, 黄朋, 等. 渤海莱州湾表层沉积物中金属元素分布及环境质量[J]. 海洋学报 , 2012, 34 (2) : 92–100. |
| [34] | Gao B, Lu J, Zhou H D, et al. The distribution,accumulation and potential source of seldom monitored trace elements in sediments of Beijiang River,South China[J]. Wateogy , 2012, 65 (12) : 2118–2124. |
| [35] | Loahmann E, Munari S, Amicarelli V, et al. Heavy metal:identification of air quality and environmental problems in the European Community (environment and quality of life)[M]. Luxembourg: Office for Official Publications of the European Communities, 1987 . |
| [36] | Fukue M, Nakamura T, Kato Y, et al. Degree of pollution for marine sediments[J]. Engineering Geology , 1999, 53 (2) : 131–137. DOI:10.1016/S0013-7952(99)00026-5 |
| [37] | Naseem S, Sheikh S A, Qadeeruddin M, et al. Geochemical stream sediment survey in Winder Valley,Balochistan,Pakistan[J]. Journal of Geochemical Exploration , 2002, 76 (1) : 1–12. DOI:10.1016/S0375-6742(02)00201-7 |
| [38] | Santos I R, Silva-Filho E V, Schaefer C E G R, et al. Heavy metal contamination in coastal sediments and soils near the Brazilian Antarctic Station,King George Island[J]. Marine Pollution Bulletin , 2005, 50 (2) : 185–194. DOI:10.1016/j.marpolbul.2004.10.009 |