2019, Vol. 40
2. 中国科学院南京地理与湖泊研究所, 湖泊与环境国家重点实验室, 南京 210008;
3. 中国科学院地理科学与资源研究所, 北京 100101;
4. 中国科学院大学, 北京 100049
, LIU En-feng1,2
, YU Zhen-zhen2,3,4 , ZHANG En-lou2 , LIN Qi2,4 , WANG Rong2 , SHEN Ji2
2. State Key Laboratory of Lake Science and Environment, Nanjing Institute of Geography and Limnology, Chinese Academy of Sciences, Nanjing 210008, China;
3. Institute of Geographic Sciences and Natural Resources Research, Chinese Academy of Sciences, Beijing 100101, China;
4. University of Chinese Academy of Sciences, Beijing 100049, China
重金属因其来源广泛, 具有高毒性、难降解性、生物累积性和食物链放大等生态环境效应[1~4], 成为备受关注的污染物之一.人为排放的重金属在水环境中大部分通过吸附与络合等方式与黏土及有机质等结合、或以金属氧化物的形式埋藏于沉积物中[2, 5, 6]; 与自然来源的重金属相比, 沉积物中人为源的重金属具有较高的生物可给性, 对水体生态系统潜在危害更大[3, 6, 7].除了人为污染之外, 水体沉积物中细颗粒物质通常对重金属具有显著的“富集效应”[8, 9].物理筛分与惰性元素矫正技术为定量区分沉积物中重金属含量变化的影响因素, 量化人为贡献提供了良好的方法[6, 8, 9].沉积物中重金属的生物可给性和毒性以及它们在水环境中迁移转化潜力不仅与重金属含量有关, 更取决于其赋存形态[4, 10], 重金属形态连续提取技术在反映其可迁移性和潜在生态危害方面更具优势[4, 9~13].国内外学者提出了多种基于沉积物重金属含量与形态分析结果的污染与生态风险评价方法, 但基于不同方法得到的结论不尽相同[6, 7, 9], 这给科学评估沉积物重金属污染与生态风险带来了一定的不确定性; 部分研究对不同评价结果的可靠性与差异原因进行了初步分析[7, 9], 但还有待进一步深入, 需要更多的研究加以验证.
改革开放以来, 伴随着我国经济的快速发展, 各种污染物排放量不断增加, 重金属污染已经成为湖泊等水体突出的环境问题之一, 这在东部工业发达地区尤为突出, 同时也开展了较为深入和系统的研究[2, 3, 13~15].云贵高原是我国五大湖区之一, 经济相对欠发达; 该地区面积10 km2以上的湖泊有11个, 大部分湖泊面临水质下降、湖泊富营养化与水生生物多样性降低等问题[16, 17]; 同时, 有研究也发现滇池[7, 18]、程海[19]、洱海[20]等人类活动影响程度较高的大型湖泊存在不同程度的重金属污染, 而对其他中小型特别是农业区湖泊重金属污染的研究还较为薄弱, 这一定程度上影响了对区域湖泊环境质量的全面认识.异龙湖位于云南省东南部的石屏县, 流域经济以农业为主, 农业用地面积占流域总面积的40%左右[21], 近年来形成了以农副产品加工业为主的工业体系.调查研究表明, 异龙湖面临着水体污染、沼泽化、富营养化、生态系统退化和生物多样性锐减等诸多问题[22~24].异龙湖是石屏县重要的渔业基地, 重金属污染可能成为影响渔产品质量甚至危害人类健康的重要因子[25], 但目前对异龙湖重金属污染状况的研究还十分薄弱. Bai等[26]对异龙湖表层沉积物重金属的含量与潜在生态风险进行了初步分析, 认为重金属斑块状高值主要与人为污染有关, 但未考虑沉积物质地变化对重金属含量的影响, 关于重金属来源结果的可靠性有待进一步证实, 并且对沉积物重金属污染程度和赋存形态也缺乏必要的研究.
本文以异龙湖不同湖区4个沉积短岩芯为研究材料, 利用重金属含量与赋存形态分析结果, 采用富集系数法和潜在生态风险评价法[27], 并参考沉积物质量基准[28], 研究了沉积物重金属的污染程度及潜在生态风险特征, 并对不同污染与生态风险评价结果进行了对比分析, 以期为全面了解异龙湖环境质量状况、有针对性开展环境保护与污染治理提供科学依据, 也可为全面了解我国云贵高原不同人类活动影响下的湖泊重金属污染态势提供参考.
1 材料与方法 1.1 区域概况异龙湖是云南省九大高原湖泊之一, 流域面积约360 km2, 流域内人口约13.2万, 占石屏县人口总数的44%[21].异龙湖具有提供工农业生产用水、水产养殖、防洪、调蓄等多种功能, 围湖造田等人类活动影响以及湖泊淤积等原因, 湖泊面积由上世纪50年代的53 km2缩减至目前的31 km2[24].异龙湖最大水深5.7 m, 多年平均水深3.9 m[22], 属于典型的浅水湖泊; 湖水主要依靠大气降水和地表径流补给, 其中湖面降水与地表径流占总集水量77%~89%[24]; 受降水波动等因素的影响, 湖泊面积与水位波动较大[29].据云南省水质监测资料显示, 20世纪50年代至20世纪末, 异龙湖水质以Ⅲ类为主; 近年来, 流域农业发展导致面源污染较为突出[24], 水体中总氮和总磷平均质量浓度为3.99 mg·L-1和0.11 mg·L-1, 湖水水质降为劣Ⅴ类[23]; 水生生态系统结构与功能也呈现明显的退化趋势[22].
1.2 样品采集2015年, 使用奥地利产UWTTEC重力采样器在异龙湖不同湖区采集了4根沉积短岩芯, 采样点位置与岩芯编号见图 1.沉积物样品现场以1 cm间隔分样, 样品编号按照岩芯号和深度模式, 如YLH3-17代表YLH3岩芯深度16~17 cm的样品.所有样品均装入聚乙烯袋中密封, 带回实验室低温保存.
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图 1 异龙湖及采样点位置示意 Fig. 1 Location of Yilong Lake and the sampling sites |
冷冻干燥后的沉积物样品经玛瑙研钵研磨后, 采用HCl-HNO3-HF-HClO4进行消解, 用于金属元素含量(总量)分析[30].沉积物样品中Cd、Cr、Cu、Ni、Pb和Zn赋存形态采用BCR(European Communities Bureau of Reference)方法进行连续提取[5], 主要包括F1(酸可提取态)、F2(可还原态)、F3(可氧化态)和F4(残渣态), 其中F1、F2和F3态称为可提取态或生物可利用态.残渣态金属含量采用其总量与可提取态差值表示.表层沉积物重金属含量反映了当前水环境的污染状况, 同时也是重金属在水体-沉积物之间交换的主要源或汇, 与底栖生物健康状况最为密切[1, 11].因此, 本文只对YLH3岩芯及其他岩芯表层(0~1 cm)沉积物中金属形态组成进行了分析.
上述消解与BCR方法连续提取后的溶液中As、Cd、Cr、Cu、Ni和Pb的质量浓度采用电感耦合等离子体质谱仪(ICP-MS, Agilent 7700)测定, Al、Ti、Zn质量浓度采用电感耦合等离子体原子发射光谱仪(ICP-AES, Leeman Labs, Profile DV)测定.沉积物样品中Hg含量采用美国Leeman Labs HydraⅡ C型全自动测汞仪测定.金属元素总量分析过程中采用标准参考物质GBW07309进行质量控制, 各金属元素含量回收率为92%~106%, 平行测量误差小于10%.连续提取过程中采用GBW07436标准物质进行质量控制, 各金属元素赋存形态提取结果均在标准值范围内.
取1 g左右的沉积物样品经5%的HCl和5%的H2O2处理后, 采用英国Malvern公司生产的Mastersizer-2000型激光粒度仪进行粒度分析.取0.5 g左右沉积物样品经5%的HCl去除碳酸盐并用蒸馏水洗至中性后进行冷冻干燥, 研磨后采用Flash EA 1112元素分析仪测定总有机碳(TOC)含量.沉积岩芯中210Pb、226Ra及137Cs活度采用美国EG & G Ortec公司生产的高纯锗井型探测器(HPGeGWL-120-15)测定, 本文主要对YLH3岩芯年代进行了分析.
1.4 重金属污染与潜在生态风险评价方法除了人为污染之外, 沉积物中重金属含量还受到沉积物质地的影响, 对于粒度组成相对较粗的河口和海岸带沉积物, 通常采用物理筛分法分离出细颗粒(< 63 μm)组分用于重金属含量分析, 进而降低“粒度效应”对污染评价不确定性的影响[8].湖泊沉积物粒度组成一般以黏土和粉砂成分为主, 其粒度组成的变化也会对重金属含量产生一定的影响[9], 但对湖泊沉积物不同颗粒组分进行物理分离实验操作难度较大, 通常采用参比元素矫正减小“粒度效应”对重金属含量与污染评价不确定的影响[6, 9], 参考富集系数(EF)定量判识重金属的来源与污染程度[6, 9].异龙湖沉积物重金属富集系数计算过程中采用惰性元素Al作为参比元素, 计算公式见文献[9].重金属污染等级划分参考Sutherland[31]提出的标准: EF < 2, 无污染到弱污染; 2≤EF < 5, 中等污染; 5≤EF < 20, 重污染; EF≥20, 极重污染.
已有研究表明, 人为来源的重金属主要赋存于可提取态(次生相)中[9, 13], 采用样品YLH3-17中重金属的可提取态含量作为参考背景, 计算得到YLH3岩芯其余样品及表层沉积物中重金属的次生相富集系数.
潜在生态风险指数法和沉积物质量基准(SQGs)是两种具有代表性的重金属潜在生态风险评价方法[27, 28].潜在生态风险指数包括单因子潜在生态风险指数(Er)和潜在生态风险指数(RI), 该方法综合考虑了重金属的毒性、迁移和转化的能力, Er和RI的计算方法见文献[27].单因子潜在生态风险等级与重金属毒性系数参考Håkanson提出的标准[27]; 由于本文仅对RI标准中涉及的7种元素进行了分析, 采用原有的RI标准可能低估重金属的潜在生态风险; 采用加权平均法, 对RI风险阈值进行了修定[19], RI < 108, 低生态风险; 108≤RI < 216, 中等生态风险; 216≤RI < 432, 重生态风险; RI≥432, 严重生态风险.沉积物质量基准包括阈值效应含量(TEC)与可能效应含量(PEC)[28].当重金属的含量小于TEC时, 不会对底栖生物产生毒性效应; 若重金属含量大于PEC, 则会对底栖生物产生毒性; 若含量介于两者之间, 则可能会产生毒性效应[22].
2 结果与讨论 2.1 沉积岩芯年代YLH3岩芯底部210Pbtot与226Ra并未达到平衡, 根据210Pbtot与226Ra差值获得的过剩210Pbex活度波动较大, 因此210Pbex方法不适合进行沉积岩芯精确年代序列的建立[32]. YLH3岩芯10.5 cm处137Cs存在明显峰值, 对应于1963年全世界核爆炸实验大气沉降的峰值, 可作为年代时标[25].根据1963年以来的平均沉积速率, YLH3岩芯底部(17 cm)沉积年代约为1920年. YLH3岩芯沉积速率明显小于中部湖区[33], 这与浅水湖泊沉积环境空间差异性较大的特点吻合.
2.2 沉积物中重金属含量 2.2.1 沉积岩芯中重金属含量变化异龙湖4个沉积岩芯中各金属元素含量统计如表 1所示.除Cd之外, 其他元素的变异系数均小于0.3.各岩芯之间Cd的平均含量差异较大, 最大值为最小值的3.4倍; 各沉积岩芯间其余元素平均含量差异较小, 最大值为最小值的1.4~2.0倍.
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表 1 异龙湖沉积物与背景样品中金属元素含量统计分析 Table 1 Statistical descriptions of metal concentrations in the sediments from Yilong Lake and background materials |
垂向上, 每一种金属元素在4个沉积岩芯中的变化趋势差异较大(图 2).为进一步分析各金属元素在不同岩芯中的变化规律与相互关系, 对金属元素进行聚类分析. 10种金属元素在各沉积岩芯中的聚类结果与多岩芯综合聚类结果相似, 可划分为2组(图 3), 第Ⅰ组元素包括Hg、As、Cd和Pb, 第Ⅱ组元素包括Cr、Ni、Cu、Zn、Al和Ti.各岩芯中同一组元素呈相似的垂向变化趋势, 而各组元素在不同岩芯中变化趋势不尽相同(图 2).第Ⅰ组元素含量由YLH1岩芯底部至9 cm呈逐渐增加趋势, 在岩芯上部保持相对稳定的高值; 该组元素含量在YLH2岩芯7 cm深度以下含量较低, 在岩芯上部含量较高且较为稳定; YLH3和YLH4岩芯底部第Ⅰ组元素含量总体较低.第Ⅱ组元素含量在YLH1岩芯底部与顶部样品中含量较低, 在岩芯中部含量较高; YLH2岩芯中第Ⅱ组元素与第Ⅰ组元素的含量变化趋势相反; YLH3岩芯中第Ⅱ组元素含量由下向上呈低→高→低→平稳的变化趋势; YLH4岩芯底部第Ⅱ组元素含量较高.沉积岩芯中金属元素含量的变化反映了异龙湖较为复杂的沉积环境, 可能与频繁的风浪扰动以及人类活动影响下的流域侵蚀变化有关[33].沉积物中Al、Ti等铝硅酸盐类元素主要为流域自然来源, 因此Cr、Ni、Cu、Zn含量变化可能与沉积物粒度等因素有关[35]; 而Hg、As、Cd和Pb与其他重金属具有不同的组合特征, 说明除了流域自然来源之外, 还可能受到人为污染的影响.
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图 2 YLH1~YLH4岩芯中金属元素含量、富集系数(EF)及细颗粒组分(< 16 μm)质量分数 Fig. 2 Vertical variations in concentrations and enrichment factors (EF) of metals and fine-grained fraction (< 16 μm) percentage in cores YLH1-YLH4 from Yilong Lake |
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图 3 异龙湖YLH1~YLH4岩芯中金属元素聚类分析结果 Fig. 3 Cluster analysis of metals in cores YLH1-YLH4 from Yilong Lake |
4个岩芯中, YLH3岩芯底部样品(样号YLH3-17)重金属含量较低, 且低于云南省土壤背景值(表 1), 这可能与两者质地组成或碎屑物质母质成分差异有关[6, 8, 9].结合年代结果与区域经济发展历史特点, YLH3-17样品可作为准自然背景值用于异龙湖近现代沉积物重金属污染评价.
2.2.2 表层沉积物金属含量变化异龙湖表层沉积物金属元素平均含量依次为Al>Ti>Zn>Cr>Pb>Ni>Cu>As>Cd>Hg.表层沉积物中金属元素含量为沉积岩芯背景值的0.8~5.3倍.与Bai等[26]于2004年采集的表层沉积物相比, 本研究中表层沉积物重金属含量并未明显增加, 这与前文沉积岩芯重金属含量垂向变化分析结果吻合.
2.2.3 沉积物粒度组成、有机碳及其与金属含量的相关性分析异龙湖沉积物以粉砂和黏土为主, 其平均质量分数分别为54%和30%, 这与其他研究相似[21, 33]. 4个沉积岩芯中粒度组成并无明显的垂向变化规律, 但各沉积岩芯粒度组成存在较大差异(图 2). YLH1岩芯中细粉砂与黏土组分(< 16 μm)质量分数较低, 平均为31%, YLH2~YLH4岩芯中沉积物以细粉砂与黏土组分为主, 其质量分数分别为66%、67%和62%.异龙湖沉积物中TOC含量为35~133 g·kg-1, 均值为8.9 g·kg-1, 略低于异龙湖中部湖区沉积短岩芯研究结果[33].
粒度组成和有机质含量被认为是影响沉积物中重金属含量的重要因素[8, 10], 细粉砂与黏土等细颗粒组分以及有机质对重金属具有一定的富集效应[9].异龙湖沉积物中所有金属元素与细颗粒(< 16 μm)组分含量呈显著正相关(表 2); Al、Ti、Zn、Cu、Ni和Cr与TOC含量呈显著负相关, 而其余元素与TOC含量无显著相关关系(表 2).表明沉积物粒度组成对金属元素含量变化有较大影响, 而有机质含量对重金属的富集效应不明显, 这可能主要与异龙湖沉积物中有机质以流域外源输入为主有关[21].
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表 2 异龙湖YLH1~YLH4岩芯中金属元素含量及其与细颗粒组分(< 16 μm)、TOC含量间相关系数1) Table 2 Correlation coefficients of metal concentrations and fine-grained fractions (< 16 μm) percentage and TOC concentrations in cores YLH1-YLH4 from Yilong Lake |
2.3 重金属形态组成
YHL3沉积岩芯中各金属元素形态组成如图 4所示. Cr、Cu、Zn和Ni主要赋存于残渣态中, 平均质量分数分别为80%、70%、71%和82%. Cd和Pb以可还原态为主, 平均质量分数均为48%.垂向上, Cr和Ni的形态组成变化较小; 而Zn的可提取态质量分数在岩芯下部(13~17 cm)较低(22%), 仅为岩芯上部的2/3; Cu的可提取态含量变化较小, 但其质量分数由下向上总体呈减小趋势; Cd和Pb的可提取态含量在岩芯下部(13~17 cm)较低, 岩芯上部含量增加, Cd和Pb可提取态质量分数垂向变化趋势总体相似, 在岩芯下部较低, 岩芯中部较高.
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图 4 异龙湖YLH3沉积岩芯中金属元素形态分布特征 Fig. 4 Chemical speciation of metals in core YLH3 from Yilong Lake |
表层沉积物中Cr、Cu、Zn和Ni的形态组成与背景沉积物(YLH3-17)相似(图 5), 主要赋存于残渣态, 其平均质量分数分别为82%、68%、69%和82%.表层沉积物中Cd和Pb以可还原态为主, 其平均质量分数分别为46%和37%, 这与YLH3岩芯上部样品相似.除了YLH1岩芯表层沉积物中Cr、Ni和Cu的可提取态含量与背景样品相似之外, 其余表层沉积物中各金属元素(尤其是Cd、Pb和Zn)可提取态含量均显著高于背景沉积物(为3.0~7.1倍).
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图 5 异龙湖表层沉积物(YLH1-1、YLH2-1、YLH3-1、YLH4-1)与背景样品(YLH3-17)中重金属形态分布特征 Fig. 5 Chemical speciation of heavy metals in surface sediments (YLH1-1, YLH2-1, YLH3-1 and YLH4-1) and background sediment (YLH3-17) from Yilong Lake |
以酸可提取态存在的重金属被认为具有较高的可迁移性和生物可给性[12, 13].异龙湖沉积物中Cr、Cu、Ni、Pb和Zn的酸可提取态含量较低, 其平均质量分数最高为2%; Cd的酸可提取态质量分数较高, 平均为23%, 这一特征与其他研究一致[13, 14, 36], 一方面与Cd的地球化学性质有关, 即Cd在沉积物中易吸附在细颗粒表面, 在碳酸盐矿物形成的过程中易与Ca2+发生替代反应[36]; 除此之外还可能与人为污染程度较重有关[13, 14, 36].
2.4 重金属污染评价 2.4.1 基于重金属总量的污染评价异龙湖沉积物中Al含量与细颗粒组分(< 16 μm)质量分数呈显著正相关(表 2), 因此, 可作为参比元素对重金属变化的“粒度效应”进行矫正[8, 20]. 4个沉积岩芯中各金属元素富集系数平均值依次为: Cd(2.7)>Pb(1.4)>Zn(1.2)>As(1.0)≈Cu(1.0)≈Ni(1.0)≈Cr(1.0)≈Hg(1.0), 其变化范围分别为: 0.7~4.3、0.8~2.0、1.0~1.4、0.7~1.6、0.7~1.5、1.0~1.1、0.9~1.1、0.9~1.1和0.5~1.1. Cd的EF值明显高于其他金属元素, Cd平均达到了中等污染程度; As、Pb和Zn的富集系数在岩芯顶部略高(图 2), 但总体为弱污染水平; 而Cr、Cu、Ni和Hg的EF值接近于1, 主要为自然来源, 这与聚类分析结果(图 3)基本一致.结合YLH3岩芯1963年时标, Cd污染开始于20世纪60年代左右, 但近年来其污染程度并无明显的增加趋势; 这与异龙湖流域经济发展历史过程以及洱海、抚仙湖、程海以及泸沽湖等近年来重金属污染逐渐加重的规律不同[19, 20, 30, 37], 可能是与浅水湖泊风浪及较强人为活动导致的表层沉积物扰动及其层序破坏有关[38].
2.4.2 基于重金属形态组成的污染评价YLH3岩芯及表层沉积物中金属元素的次生相富集系数如图 6所示. YLH2~YLH4岩芯表层沉积物中Cd和Pb的次生相富集系数相对较高, 平均分别为6.9和3.5;高值出现在0~9 cm, 平均分别为7.6和4.0.表层沉积物与YLH3岩芯0~9 cm沉积物中Zn的次生相富集系数平均分别为2.9和3.3;其余金属次生相富集系数较低(≤2.0).根据次生相富集系数结果, Cd、Pb和Zn明显受到人为污染的影响, 而Cr、Ni和Cu人为污染较弱, 这与基于总量的富集系数评价结果基本一致.
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图 6 异龙湖表层沉积物及YLH3岩芯中金属元素次生相富集系数 Fig. 6 Enrichment coefficient of the secondary phases for heavy metals in surface sediments and core YLH3 from Yilong Lake |
为了进一步分析人为重金属的赋存形态以及沉积物质地变化对重金属污染评价的影响, 选取污染相对较重的Cd、Pb和Zn为代表, 根据重金属总量与形态分析结果, 基于富集系数[20]、次生相富集系数[3]、以及未进行粒度效应矫正的污染系数方法[6, 8], 分别估算了表层沉积物中重金属人为贡献量(图 7).结果表明, 基于富集系数得到的人为重金属含量仅略高于基于形态组成的估算值, 表明人为重金属主要以可提取态赋存于沉积物中, 这与其它研究一致[9, 36].
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图 7 表层沉积物中重金属人为贡献量 Fig. 7 Concentrations of anthropogenic metals in the surface sediments from Yilong Lake |
而基于污染系数得到的人为重金属的含量显著高于另外两种估算结果(尤其是Zn), 说明若不考虑沉积物质地变化对重金属含量的影响, 可能导致重金属人为污染程度与人为贡献量估算结果的较大偏差.空间上, 除了YLH1岩芯之外, 其余岩芯表层沉积物中重金属的人为贡献量差异不大, 反映了面源污染输入的特征[19]; 而YLH1岩芯表层沉积物中人为重金属含量较低与其沉积物质地较粗有关(图 2).
2.4.3 云贵高原湖泊重金属污染对比及异龙湖沉积物人为重金属来源比较异龙湖与云贵高原湖泊研究结果可以发现, Cd、Pb和Zn为典型的污染元素[18~20, 30, 37].在污染水平上, 滇池沉积物中Zn、Pb为中度污染程度, Cd属严重污染[18], 其污染程度明显高于异龙湖.抚仙湖表层沉积物中Cd达到重度污染水平, Pb和Zn为中等污染[37], 其污染程度也高于异龙湖.异龙湖沉积物中Pb、Zn污染水平与洱海相当, 但Cd污染程度明显低于洱海(EF=7.3)[20]. Hg被认为是典型的污染元素, 异龙湖表层沉积物中Hg的含量(平均63 μg·kg-1)与程海(平均42 μg·kg-1)相当[19], 为无污染-弱污染水平, 这与洱海Hg的重度污染(EF=6.7)明显不同[20].对比可以发现, 云贵高原不同湖泊重金属污染程度存在明显差异性, 这可能与其来源不同有关.
湖泊等水体沉积物中重金属污染来源十分广泛, 主要包括工业来源和农业来源, 大气沉降和地表径流是主要的输入途径.化肥的施用对农业区湖泊Cd、Pb、Zn等污染具有较大贡献[39]; 有色金属冶炼释放及大气沉降是云贵高原湖泊重金属污染的主要来源之一, 云贵高原湖泊沉积物中Cd、Pb、Zn等普遍受到大气沉降的影响[30, 37].异龙湖流域以农业经济为主, 其沉积物中重金属污染可能主要来源于农业源和大气沉降, 其污染程度较低与流域内及周边地区经济发展较为落后的特点吻合.
2.5 重金属潜在生态风险评价表层沉积物中重金属可直接或间接地对底栖生物产生危害, 还可通过生物富集和生物放大作用影响到水体多营养级生态安全[1, 25].因此, 本文重点对表层沉积物重金属潜在生态风险状况进行了探讨.异龙湖表层沉积物中As、Cr、Cu、Pb和Zn的Er值均小于40(图 8), 具有较低的潜在危害; Cd和Hg的Er值分别为79~192和34~70, 均值分别为158和59, 分别具有较重、中等潜在生态风险. 7种重金属的RI值为138~305(图 8), 均值为259, 属于重度生态风险等级.其中Cd贡献最大, 占到了61%, 这与其较高的毒性系数和污染程度有关.
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图 8 异龙湖表层沉积物重金属单因子潜在生态风险系数(Er)和潜在生态风险指数(RI) Fig. 8 Ecological risk factor (Er) and ecological risk index (RI) of heavy metals in surface sediments from Yilong Lake |
异龙湖表层沉积物中Cd、Cu、Hg和Zn的含量均低于SQGs中的TEC阈值[28]; As和Cr的含量介于TEC和PEC阈值之间[28]; Ni和Pb的含量均低于PEC阈值[28], 但其最高含量大于TEC阈值.根据SQGs生态风险等级标准[28], Cd、Cu、Hg和Zn不会对底栖生物产生毒性效应, As、Cr、Ni和Pb可能会对底栖生物产生毒性效应.
基于潜在生态风险指数法和沉积物质量基准法得到的As、Cd、Cr、Pb和Hg的生态风险等级具有明显的差异.沉积物质量基准法主要考虑了重金属的含量与毒性效应, 但并未考虑重金属形态组成的差异[28], 并且不同水体沉积物物理化学性质的差异也会造成其生态风险阈值的波动[10, 40]; 生态风险指数法考虑了重金属含量和毒性效应, 但未考虑沉积物中重金属形态组成的变化[27].异龙湖表层沉积物中Hg含量均低于TEC阈值, 且仅为无污染至弱污染水平, 因此, 笔者认为Hg产生生态风险的可能性较低.表层沉积物中Cr、Cu、Ni和Zn均以残渣态为主(图 5), 为污染物-弱污染水平; As的含量虽然高于TEC值, 但属于污染物-弱污染等级, 因此它们具有较低的潜在生态风险.表层沉积物中Pb主要赋存于可提取态中(图 5), 但Pb的毒性系数较低, 可能具有一定的潜在生态风险, 但生态风险较低.表层沉积物中Cd的含量略低于TEC值, 但具有中等程度的污染, 并且Cd主要赋存于可提取态中(图 5), 因此, Cd产生生态风险的可能性较大.根据沉积物质量基准法和潜在生态风险指数法评价结果, 并结合重金属赋存形态和污染程度评价结果进行综合分析, 笔者认为异龙湖表层沉积物中As、Ni、Cu、Hg、Zn和Pb潜在生态风险较低, Cd是异龙湖沉积物的主要污染物, 并且具有较高的潜在生态风险.
3 结论异龙湖沉积物中所分析的10种金属元素含量变化较大, 其中Cd具有较高的时空变异性.除了人为污染之外, 沉积物重金属含量显著受粒度组成等沉积物质地变化的影响.沉积岩芯及表层沉积物中, Cd和Pb以可还原态为主, Cr、Cu、Zn和Ni主要赋存于残渣态中.根据重金属富集系数和形态组成, Cd为主要的污染元素, 平均达到了中等污染程度, 人为重金属主要赋存于可提取态中; 沉积岩芯上部As、Pb和Zn存在较弱的人为污染, 而其他元素主要为自然来源.基于沉积物总量和富集系数得到的人为重金属含量与赋存形态分析结果具有较好的一致性; 若未考虑沉积物质地变化, 基于污染系数评价方法估算的人为重金属含量结果可能具有较大偏差.相比云南地区其他大型湖泊而言, 异龙湖沉积物重金属污染程度相对较轻, 与其流域经济不发达的特点一致.综合生态风险指数与沉积物质量基准评价结果、以及重金属污染水平与赋存形态, 异龙湖表层沉积物中As、Cu、Hg、Ni、Pb和Zn具有低水平的潜在生态风险, Cd具有较高的潜在生态风险.
致谢: 袁和忠、罗文磊、宁栋梁等参加野外采样, 蒋庆丰副教授、朱育新副研究员、夏威岚高级工程师、蔡艳杰、刘一兰协助完成室内实验分析, 在此深表感谢.| [1] | Zuo J X, Fan W H, Wang X L, et al. Trophic transfer of Cu, Zn, Cd, and Cr, and biomarker response for food webs in Taihu Lake, China[J]. RSC Advances, 2018, 8(7): 3410-3417. DOI:10.1039/C7RA11677B |
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