2023, Vol. 44
2. 四川农业大学建筑与城乡规划学院, 成都 611830
2. College of Architecture and Urban-Rural Planning, Sichuan Agricultural University, Chengdu 611830, China
沉积物是湖泊生态系统的重要组成部分, 为底栖生物和水生植物提供重要物质基础的同时[1], 也承担着营养盐和重金属等污染物的“源”和“汇”[2~4].重金属具有富集性、隐蔽性、持久性和毒性等特点而受到普遍关注[5], 沉积物重金属含量在土壤母质和人为因素的共同影响下迁移和累积, 环境容量的提出可有效用于沉积物重金属污染的研究和控制[6].因此, 了解沉积物环境能容纳多少污染物, 如何科学地认识沉积物环境容量, 对于沉积物重金属污染的防治具有重要意义.
重金属环境容量是指一定的环境单位, 在一定时间内遵循环境质量标准, 保证农产品的产量和生物质量, 同时避免环境污染, 即代表沉积物所能承受的最大重金属污染物负荷[6~8].一旦超过这个最大负荷, 沉积物就会被重金属污染, 造成各种环境问题, 威胁人类健康.沉积物环境容量和风险预警是沉积物安全研究的核心内容.近年来, 国内外学者对环境容量开展了广泛的研究, 尤其在农田土壤重金属环境容量的评价方面, 取得了较多的研究成果[9~16].如吕悦风等[13]将重金属投入产出通量模型与土壤环境容量方法相结合, 预测了15 a(2030年)和35 a(2050年)后太湖附近农田土壤中砷、汞、铬、镉和铅等风险概率.Pan等[16]开展了中山市北部农用地重金属环境容量的评价, 为工业城市农用地重金属环境容量风险预警提供了理论依据.这些研究成果可以为土壤重金属环境容量评价提供强有力的支撑.然而, 湖泊和河流等表层沉积物重金属环境容量尚未得到有效探索.
城东湖和城西湖是安徽省霍邱县城内的两个典型湖泊, 位于淮河干流中游南岸, 是淮河水系中面积仅次于洪泽湖的大型天然淡水湖泊(图 1).近年来, 随着霍邱县经济的高速发展, 社会经济发展活动(肥料侵出、污水排放、工业废水和城市建设等)造成城东湖和城西湖受到不同程度的重金属污染.目前尚未有相关文献对霍邱县城西和城东湖重金属环境容量评价与预测方面的研究.鉴于此, 本文以城东湖和城西湖为研究对象, 通过采集湖泊域表层沉积物样品, 基于GIS技术与地统计学, 采用环境容量综合指数, 分析城东湖和城西湖表层沉积物重金属环境容量水平及空间分布特征, 估算城西湖和城东湖沉积物重金属元素的静态及动态环境容量, 并预测近百年环境容量的变化趋势, 以期为湖泊沉积物重金属的污染防治提供科学依据.
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图 1 研究地理位置及采样位置示意 Fig. 1 Location of the sampling sites in the study area |
研究区地处安徽省西北部, 大别山北麓, 淮河中游南岸.地势南高北低, 自西南向北东呈变低缓趋势.西部为丘陵, 中部为岗坳相间的浅丘状和波状平原, 北部和东部为河湖平原.区内年平均气温为14.6~15.6℃, 多年平均降水量为1 008.5~1 545.7 mm, 多年平均蒸发量1 395.0 mm.
城东湖位于淮河右岸支流汲河的下游, 城东湖地形狭长, 东西平均宽度5~6 km, 南北平均长度30 km, 湖底高程17.8 m, 面积约180 km2, 城东湖主要来水为汲河, 于三流集注入后, 穿湖而过, 河湖一体, 自南向北流, 至溜子口注入淮河.此外, 城东湖作为汲东灌区补给水源, 通过支渠与汲东干渠相连通.
城西湖位于淮河右岸沣河下游, 地处霍邱县城西侧, 南承沣河全部来水, 东西纳沿岗河全部来水及地面径流.城西湖正常水位在20.5 m左右, 高水位时达24.5 m.湖区汇水总面积1 750 km2, 是淮河中游最大的蓄洪区.洪水期受淮河顶托作用明显.湖区西北部为深水区, 目前湖区周边已建成了防洪堤.
城西湖和城东湖目前在沿湖低洼地建设水产品养殖带, 而在湖湾建设河虾围网养殖区, 湖区流域分布较多畜禽养殖场.城东湖和城西湖流域内大宗农业作物以水稻为主.
采用离子选择性电极法(ISE)测定pH, 用X射线荧光光谱法(XRF)测定Cr、Ni、Cu、Pb和Zn的元素含量, 电感耦合等离子体质谱法(ICP-MS)测定Cd元素, 原子荧光法(AFS)测定As、Hg等元素.为保证测定结果的准确性和精度, 测量过程中所有样品均平行试验3次, 并用国家一级标准物质(GBW07408)进行回收试验, 回收率的范围为90% ~110%, 所有样品分析误差均小于10%, 符合质量控制要求.
1.2 研究方法 1.2.1 环境容量估算以江淮流域土壤背景值作为参比值[17], 基于环境容量综合指数(PI)对沉积物重金属环境容量进行评价.其计算公式如下：
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式中, Pi为重金属i的单项环境容量指数; Csp为某一重金属现存容量, kg·hm-2; Css为某一重金属静态总容量, kg·hm-2; M为单位面积沉积物重量, 取2.25×106kg·hm-2; Cic为重金属元素i的允许限值, mg·kg-1; Cip为沉积物重金属元素i的实测浓度, mg·kg-1; Cib为沉积物重金属元素i的背景值, mg·kg-1; PI为沉积物环境容量综合指数.重金属环境容量的分级标准[8]如表 1所示.
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表 1 沉积物重金属环境容量分级[8] Table 1 Classification standard of the sediment environmental capacity |
1.2.2 环境容量预测
分别采用静态总容量(Css)与动态容量(Qin) 进行了环境容量预测.其中静态容量未考虑到沉积物环境的自净作用能力[8].动态容量(Qin)是指一定的环境单元内, 假定污染物参与沉积物圈层物质循环时, 沉积物所容纳污染物的最大负荷量[8].重金属动态容量的计算公式如下：
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(5) |
式中, Cic为多年之后沉积物重金属元素i含量的允许限值, mg·kg-1; Cip为重金属元素i的实测浓度, mg·kg-1; Qin为沉积物中重金属元素i的年动态容量, kg·hm-2; m为控制年限, a; M为单位面积沉积物重量, 取2.25×106 kg·hm-2; K为重金属的残留率(常量), 取0.9[8, 18].
1.3 数据处理本研究采用Excel 2013对沉积物重金属数据处理和描述性统计; 基于ArcGIS 10.8绘制采样分布位置, 采用反距离权重插值方法绘制环境容量指数的空间分布图; 运用Origin 2021软件绘制数据关系图.
2 结果与讨论 2.1 沉积物重金属含量研究区湖泊表层沉积物ω(As)、ω(Cd)、ω(Cr)、ω(Cu)、ω(Hg)、ω(Ni)、ω(Pb)和ω(Zn)的均值为: 10.14、0.09、76.45、30.82、0.03、36.46、26.81和78.15 mg·kg-1(表 2).其中城西湖沉积物ω(As)、ω(Cd)、ω(Cr)、ω(Cu)、ω(Hg)、ω(Ni)、ω(Pb)和ω(Zn)的均值为: 10.37、0.11、81.06、33.62、0.03、39.50、28.21和86.08 mg·kg-1, 为研究区土壤背景值的1.10、1.04、1.17、1.35、0.73、1.58、1.09和1.62倍; 除Hg外, 其余重金属具有明显的富集.城东湖沉积物ω(As)、ω(Cd)、ω(Cr)、ω(Cu)、ω(Hg)、ω(Ni)、ω(Pb)和ω(Zn)的均值为：9.91、0.07、71.84、28.03、0.02、33.42、25.41和70.22 mg·kg-1, 为研究区土壤背景值的1.05、0.68、1.04、1.13、0.56、1.34、0.98和1.32倍; 除Cd、Hg和Pb外, 其余重金属具有明显的富集.另经T值检验, 除As外, 城西湖沉积物的其余重金属元素平均含量显著高于城东湖(P＜0.01).
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表 2 研究区湖泊沉积物重金属描述性统计结果1) Table 2 Descriptive statistics of heavy metals in the sediments of lakes in the study area |
与国内其他湖泊相比较, 除Cd和Hg外, 其他重金属元素含量均高于安徽省内的巢湖[20], 但城西湖和城东湖的各重金属平均含量绝大部分小于太湖[21]、阳澄湖[22]、青海湖[23]、汤逊湖[24]和东江湖[25]等湖泊.整体上, 城西湖和城东湖沉积物重金属的含量相对较低, 但城西湖和城东湖作为淮河中游最大的两个城中湖, 长期接纳沿湖流域矿山开采和工农业废水等排放, 再加上渔业养殖对城西湖和城东湖水质的影响[26], 将导致城西湖和城东湖沉积物重金属累积.
各重金属含量空间变异变化较大, 相关研究表明, 当CV超过20%时, 人类活动是导致重金属含量空间差异的主要驱动因素[26].城西湖沉积物重金属变异系数(CV)较大者为As(20.23%)、Cd(48.39%)和Hg(33.04%), 城东湖为As(22.99%)、Cd(32.10%)和Zn(23.07%).表明城西湖和城东湖沉积物重金属受人类活动影响.
从元素的主成分分析结果可知(表 3), 采用Kaiser标准化的正交旋转法, 城西湖和城东湖沉积物重金属均可提取2个主成分, 累计解释了总方差的83.26%(城西湖)和86.69%(城东湖), 可较好解释沉积物重金属的大部分信息.
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表 3 研究区沉积物重金属元素旋转主成分矩阵1) Table 3 Rotated component matrix for principal component analysis loadings for heavy metals in sediment |
城西湖和城东湖沉积物重金属第1主成分(PC1)主要反映了Cr、Ni、Cu和Zn的组分信息, 说明它们具有一致的来源, 从元素的变异系数来看, 第一主成分的重金属元素变异系数相对较低, 受人为活动因素影响较小.相关研究表明Cr、Zn、Ni和Cu元素主要受母质和成土过程等控制[27], 尤其是沉积物Cr受成土母质的影响明显[28].另外, 研究区为安徽省重要的铁矿金属矿产地, 属于地质高背景区域[17].说明第一主成分主要受到成土母质的影响.故城西湖沉积物Cr、Ni、Cu和Zn等元素的环境容量及其空间分布格局主要受到自然因子(成土母质)的影响.
第2成分主要反映了As、Cd、Hg和Pb的组分信息.相关研究表明As、Cd和Pb等元素主要来自人类活动[28].城东湖和城西湖流域为霍邱县典型的水稻种植区, 化肥、农药施用量大, 肥料和农药中通常含有Cd、Pb和As等元素, 且Cd可指示农药和化肥等农药活动的影响[29], 农药和杀虫剂的施用也是农业耕作中Pb的主要来源之一[30].中国土壤中的Hg有45%来自有色金属冶炼[31], 煤炭燃烧和有色金属冶炼是我国大气Hg的主要污染源, 达90%以上[32], 并通过大气沉降后进入土壤或沉积物[29].城西湖流域为安徽省重要的铁矿矿产地, 矿产资源的开采、冶炼等也导致重金属的富集.城东湖和城西湖为水产养殖的主要区域, 在养殖过程中, 残存的饵料、鱼类的排泄物以及其他废物等也是重金属富集的主要原因[23, 33, 34].水动力特征是影响沉积物污染空间分布的驱动因子之一[35].城西湖北部湖区修建了防洪堤, 导致水动力交换较弱, 泥沙淤积的时间较长, 淤积较严重, 导致重金属富集严重[36].Cd和Hg的变异系数为所有重金属中的极大值(表 2), 说明其含量在空间上分布不均匀, 受到人为活动影响十分明显.说明第二成分主要代表了工农业活动等人为活动.因此推断城西湖沉积物As、Cd、Hg及Pb等元素环境容量水平与空间分布格局主要受到人为因子(工农业活动)的影响.整体上, 城西湖沉积物重金属污染较城东湖严重, 应该值得重视.
2.2 沉积物重金属环境容量估算城西湖和城东湖沉积物平均pH为6.70(表 2), 以国家现行标准(GB 15618-2018)[19]土壤污染风险筛选值(6.5＜pH≤7.5)作为风险基准值(表 2).从图 2可知, 城西湖沉积物中As、Cd、Cr、Cu、Hg、Ni、Pb和Zn的单项环境容量指数(Pi)变化范围分别为0.72~1.19、-0.10~1.35、0.82~1.00、0.80~0.97、0.99~1.01、0.71~0.91、0.89~1.02和0.76~0.93, 平均值从小到大依次为：Ni(0.81)＜Zn(0.83)＜Cu(0.88)＜Cr(0.91)＜As(0.95)＜Cd(0.98)=Pb(0.98)＜Hg(1.00) [图 2(a)], 根据Pi分级标准, 城西湖沉积物中重金属元素均处于中容量区, 但均接近高容量区.
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图 2 湖泊沉积物重金属环境容量状况 Fig. 2 Environmental capacities of heavy metals in sediments of lake in the study area |
城东湖沉积物中As、Cd、Cr、Cu、Hg、Ni、Pb和Zn的单项环境容量指数(Pi)变化范围分别为0.56~1.15、0.82~1.30、0.79~1.10、0.81~1.05、1.00~1.01、0.71~1.02、0.94~1.06和0.74~1.03, 其平均值从小到大依次为：Ni(0.89)＜Zn(0.91)＜Cu(0.96)＜Cr(0.98)=As(0.98)＜Hg(1.01)=Pb(1.01)＜Cd(1.17) [图 2(b)], 根据Pi分级标准, 除Hg、Pb和Cd处于高容量区外, 其余元素均为中容量区, 而且接近高容量区.
从各元素不同环境容量等级样点数占样点总数的比例来看(表 4), 城西湖沉积物中Cu、Ni和Zn均为中容量水平, As、Cr、Hg和Pb处于高容量水平和中容量水平的比例分别为23.33%和76.67%、3.33%和96.67%、90%和10%、26.67%和73.33%.Cd元素除没有警戒水平外, 高容量水平、中容量、低容量和超载水平的比例数为56.67%、30%、10%和3.33%(表 4).
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表 4 不同容量级别样本数占总样本数的比例/% Table 4 Percentage of sites at different capacity levels at all sampling sites/% |
城东湖与城西湖略有不同, 城东湖除Hg元素处于高容量外, 其余元素从高容量水平到中容量水平均有分布, 仅有As元素有3.33%的样品点处于低容量水平.As、Cd、Cr、Cu、Ni、Pb和Zn高容量水平与中容量水平的占比分别为43.33%和53.33%、93.33%和6.67%、46.67%和53.33%、30%和70%、6.67%和93.33%、56.67%和43.33%、20%和80%.统计数据表明, 城西湖和城东湖沉积物中As、Cr、Cu、Pb、Ni和Zn基本以中容量水平为主, 而Cd和Hg则以高容量水平为主.
城西湖沉积物重金属环境容量综合指数(PI)介于0.71~1.04, 平均值为0.92, 而城东湖的PI值在0.86~1.07, 均值为0.99(图 3).城西湖和城东湖基本上处于中容量区, 呈现轻度污染状态.双样本T值检验得出城东湖的PI均值显著高于城西湖(P＜0.01), 表明城东湖沉积物的重金属污染要显著低于城西湖.
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***表示0.01水平上显著 图 3 研究区沉积物重金属环境容量综合指数(PI) Fig. 3 Comprehensive index of heavy metal environmental capacity(PI) of sediments in the study area |
研究区沉积物重金属环境容量指数的空间分布特征如图 4所示.研究区As、Cd、Cr、Cu、Ni、Hg、Pb和Zn这8种重金属元素的环境容量空间分布各有不同, 不同重金属元素具有不同的空间异质性.大体上, Hg在城东湖和城西湖中的单项环境容量指数较大, 容量状况最好.研究区Hg元素环境包括2个等级, 其中城东湖全部为高容量区, 说明城东湖沉积物具有较高的重金属承载量, 沉积物环境质量整体较好; 而城西湖绝大部分为高容量区, 仅在湖区南部存在少量区域的中容量区, 城西湖湖区中下部沉积物受到轻度污染[图 4(e)].
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图 4 研究区沉积物重金属环境容量空间分布 Fig. 4 Spatial distribution of environmental capacities of sediment in the study area |
城西湖As元素环境容量包括两个等级[图 4(a)]：以中容量区为主, 中容量区覆盖城西湖绝大部分区域, 仅在湖区南部、西北部及东北部分布高容量区, 这些区域为区域河流入湖口及排水口位置, 水动力较好, 污染物不易沉淀和累积.城东湖As元素环境容量包括3个等级[图 4(a)]：以中容量区和高容量区为主, 高容量区分布在城东湖中部, 中容量区分布在湖区南部和北部, 仅有湖区东北部分布有低容量区, 该区域为城东湖的防洪闸处, 水动力交换弱, 泥沙淤积严重, 易积累重金属元素, 对于这部分区域As总量控制应引起注意.
城西湖Cd元素环境容量包括5个等级[图 4(b)]：绝大部分以中容量区和高容量区为主, 在湖区北部防洪堤内CX07采样点周边分布有低容量区、警戒区和超载区, 该区域靠近霍邱县城区, 存在城镇生活污水的无序排放问题, 从而增加重金属污染.另该区域为深水区域, 水动力缓慢而污染物易于沉积导致环境容量降低.城东湖Cd元素环境容量为高容量区和中容量区两个等级[图 4(b)], 主要以高容量区为主, 中容量区仅在城东湖东北部少量分布.整体上城西湖区域的Cd累积较城东湖更为严重, 这可能与城西湖靠近城西县城, 与城镇生活污水排放相关, 另外, 城西湖流域为安徽省重要的铁矿矿产地, 矿产资源的开发进一步导致重金属的累积.
城西湖和城东湖的Pb元素环境容量均包括中容量区和高容量区两个等级.其中城西湖的高容量区主要分布在南部, 北部零星分布, 中容量区主要分布在北部防洪堤内[图 4(g)].城东湖高容量区主要分布在湖区中部, 中容量区主要分布在北部和南部, 中部呈点状分布[图 4(g)].
城西湖Cr、Cu、Ni和Zn元素环境容量等级具有相同的空间分布特征, 全区均为中容量区[图 4(c)、图 4(d)、图 4(f)和图 4(h)].而城东湖Cr、Cu、Ni和Zn元素分布有高容量区和中容量区两个等级, 其空间分布略有差异, 其中Cr元素高容量区主要分布在城东湖中部至南部区域, 中容量区主要分布在北部和南部[图 4(c)].Cu元素高容量区主要分布在中部偏西区域, 中容量区分布全湖区[图 4(d)].Ni元素中容量区分布全区, 零星分布有高容量区[图 4(f)].Zn元素中容量区分布全区, 中南部零星分布有高容量区[图 4(h)].
从研究区沉积物重金属元素环境容量综合指数(PI)空间分布格局来看[图 4(i)], 研究区沉积物重金属PI值包括两个等级, 以中容量区为主.其中城西湖绝大部分区域PI值为中容量水平, 仅有湖区北部偏西部分零星分布有高容量水平, 湖区整体上呈轻度污染水平.城东湖高容量区分布在湖区中南部, 北部偏西部分零星分布, 中容量区主要分布在北部和南部, 呈轻度污染水平.整体上, 城西湖的PI要低于城东湖, 其污染水平较城东湖更为严重, 这可能是城西湖受流域铁矿开采的影响, 另外, 湖区北部修建防洪堤导致水动力交换较弱也可能导致污染沉积与富集.
2.4 沉积物环境容量预测 2.4.1 沉积物静态总容量和现存容量城西湖和城东湖沉积物重金属静态总容量和现存容量如表 5.结果表明, 城西湖沉积物所有元素的静态总容量均小于城东湖, 静态总容量和现存容量的大小排序相同, 依次为：Zn＞Cr＞Pb＞Cu＞Ni＞As＞Hg＞Cd.沉积物对各元素存在的容纳具有一定程度的差异.Zn、Cr、Pb、Cu和Ni等5种元素的静态总容量远大于As、Cd和Hg等3种元素, 其中城西湖Zn元素静态总容量超出Cd元素近856倍, 城东湖Zn元素静态总容量也超出Cd元素达783倍.表明沉积物对Zn、Cr、Pb、Cu和Ni等元素原有的容量较大, 沉积物对这5种元素敏感程度相对较弱, 当Zn、Cr、Pb、Cu和Ni元素外源输入较大时, 沉积物仍保持未受污染的良好状态.
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表 5 沉积物重金属静态总容量和现存容量/kg·hm-2 Table 5 Static total capacities and existing capacities of sediments/kg·hm-2 |
城西湖和城东湖沉积物中As、Cr、Cu、Ni和Zn等元素的现存容量均大于静态总容量, 说明上述元素对沉积物环境可容纳污染物的容量较大, 但值得注意的是, 城东湖和城西湖的Hg元素、城东湖沉积物中的Cd和Pb元素中的静态总容量超过现存容量, 由于As、Cd和Pb为毒性较高的重金属元素[9], 沉积物环境对这3种元素原有的环境容量较少, 沉积物环境对这3种元素相对敏感, 当这些元素输入沉积物中量略变大时, 也可能破坏沉积物的现有状态, 出现不同程度的污染特征.
以5 a为周期, 100 a为控制年限, 得到研究区沉积物As、Cd、Cr、Cu、Ni、Pb、Hg和Zn等元素百年静态容量(图 5).结果表明, 研究区沉积物中8种元素在各年限的沉积物静态年容量从大到小依次为：Zn＞Cr＞Pb＞Cu＞Ni＞As＞Hg＞Cd.沉积物各重金属静态年容量随控制年限的增长而减小, 且在不同年限内变化幅度各不相同.其中Cr、Cu、Ni、Pb和Zn等元素在5~40 a之间静态容量变化趋势较大, 之后变化趋于平缓, 说明5~40 a期间沉积物输入的污染物较大而静态年容量减小的变幅较大.As元素在5~20 a期间静态容量变化趋势较大, 但远小于Cr、Cu、Ni、Pb和Zn等元素, 随后变化趋于平缓; Cd和Hg这2种元素的静态年容量变化趋势不明显.
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图 5 沉积物重金属静态年容量和动态年容量 Fig. 5 Static and dynamic annual capacities of heavy metals in sediments |
城西湖和城东湖动态年容量如图 5所示.城西湖和城东湖沉积物中As、Cd、Cr、Cu、Ni、Pb、Hg和Zn等元素的静态年容量和动态年容量大小排序相同, 依次为：Zn＞Cr＞Pb＞Cu＞Ni＞As＞Hg＞Cd.As、Cd和Hg元素动态容量各年内几乎保持不变, 其余5种元素在5~20 a内动态容量变化趋势较大, 之后的年限的各重金属动态容量区域平缓, 直至相互平行.
城西湖和城东湖沉积物中各重金属的不同年限内平均动态年容量均大于静态年容量, 说明沉积物在环境标准值范围内具有一定的容纳量.从图 5可看出, 随着年限的增加, 除了As、Cd和Hg元素之外, 其他重金属元素的静态年容量减少速度大于动态年容量减少速度.从图 5也可以看出, 20~100 a之间各重金属元素动态容量相互平衡趋势, 其年动态容量几乎保持不变, 说明城西湖和城东湖沉积物中污染物的输入、输出以及固定和溶解、累积和降解等过程以及在自净能力的作用下, 沉积物环境容量趋于好转.但随着霍邱县经济快速发展, 污染物的输入量是否维持在目前水平尚不确定, 因此在加强保护湖区环境意识的同时应开展沉积物重金属污染防治工作.
3 结论(1) 研究区城西湖和城东湖沉积物重金属含量平均值由高到低依次为：Zn＞Cr＞Ni＞Cu＞Pb＞As＞Cd＞Hg, 除As外, 城西湖沉积物的其余重金属元素平均含量显著高于城东湖.城西湖和城东湖沉积物重金属受人类活动影响较大.
(2) 城西湖沉积物中各元素单项环境容量指数平均值从小到大依次为：Ni(0.81)＜Zn(0.83)＜Cu(0.88)＜Cr(0.91)＜As(0.95)＜Cd(0.98)=Pb(0.98)＜Hg(1.00), 而城东湖则为：Ni(0.89)＜Zn(0.91)＜Cu(0.96)＜Cr(0.98)=As(0.98)＜Hg(1.01)=Pb(1.01)＜Cd(1.17).城西湖沉积物重金属环境容量综合指数(PI)平均值为0.92, 而城东湖的PI均值为0.99.城西湖和城东湖均属中容量区.城西湖Cr、Cu、Ni和Zn元素环境容量等级具有相同的空间分布特征, As、Cd、Pb和Hg元素单项环境容量分布格局各不同.
(3) 城西湖沉积物各重金属元素的静态总容量均小于城东湖, 静态总容量和现存容量的大小排序相同, 表现为：Zn＞Cr＞Pb＞Cu＞Ni＞As＞Hg＞Cd.城西湖和城东湖沉积物中各重金属元素的静态年容量和动态年容量大小排序相同, 表现为：Zn＞Cr＞Pb＞Cu＞Ni＞As＞Hg＞Cd. 5~20 a之内静态、动态年容量变化速度大于其他年限容量变化速度.除了As、Cd和Hg元素之外, 其他重金属元素的静态年容量减少速度大于动态年容量减少速度, 各年限动态年容量均大于静态年容量, 沉积物环境容量趋于好转.
| [1] |
王亚平, 黄廷林, 周子振, 等. 金盆水库表层沉积物中营养盐分布特征与污染评价[J]. 环境化学, 2017, 36(3): 659-665. Wang Y P, Huang T L, Zhou Z Z, et al. Distribution and pollution evaluation of nutrients in surface sediments of Jinpen reservoir[J]. Environmental Chemistry, 2017, 36(3): 659-665. |
| [2] | Li Y Y, Gao B, Xu D Y, et al. Hydrodynamic impact on trace metals in sediments in the cascade reservoirs, North China[J]. Science of the Total Environment, 2020, 716. DOI:10.1016/j.scitotenv.2020.136914 |
| [3] |
吴文星, 李开明, 汪光, 等. 沉积物重金属污染评价方法比较—以潭江为例[J]. 环境科学与技术, 2012, 35(9): 143-149. Wu W X, Li K M, Wang G, et al. Evaluation of heavy metal pollution in river sediment: a comparative case study in Tanjiang River[J]. Environmental Science & Technology, 2012, 35(9): 143-149. DOI:10.3969/j.issn.1003-6504.2012.09.030 |
| [4] |
包宇飞, 胡明明, 王殿常, 等. 黄柏河梯级水库沉积物营养盐与重金属分布特征及污染评价[J]. 生态环境学报, 2021, 30(5): 1005-1016. Bao Y F, Hu M M, Wang D C, et al. Distribution and pollution assessment of nutrients and heavy metals in sediments of the cascade reservoirs in Huangbai River[J]. Ecology and Environmental Sciences, 2021, 30(5): 1005-1016. DOI:10.16258/j.cnki.1674-5906.2021.05.013 |
| [5] | Li C, Song C W, Yin Y Y, et al. Spatial distribution and risk assessment of heavy metals in sediments of Shuangtaizi estuary, China[J]. Marine Pollution Bulletin, 2015, 98(1-2): 358-364. DOI:10.1016/j.marpolbul.2015.05.051 |
| [6] |
付传城, 王文勇, 潘剑君, 等. 南京市溧水区土壤重金属环境容量研究[J]. 土壤通报, 2014, 45(3): 734-742. Fu C C, Wang W Y, Pan J J, et al. Research of heavy metal environmental capacity in Lishui district, Nanjing[J]. Chinese Journal of Soil Science, 2014, 45(3): 734-742. DOI:10.19336/j.cnki.trtb.2014.03.037 |
| [7] | Li K Q, Wang X L. Calculation methodology of marine environmental capacity for heavy metal: A case study in Jiao Zhou Bay, China[J]. Chinese Science Bulletin, 2013, 58(2): 282-287. DOI:10.1007/s11434-012-5395-5 |
| [8] |
麦尔哈巴·图尔贡, 麦麦提吐尔逊·艾则孜, 阿依努尔·麦提努日, 等. 吐鲁番盆地葡萄园土壤重金属环境容量评价与预测[J]. 地球与环境, 2020, 48(5): 584-592. Turhun M, Eziz M, Matnuri A, et al. Evaluation and prediction of environmental capacities of heavy metals in vineyard soils in the Turpan basin[J]. Earth and Environment, 2020, 48(5): 584-592. DOI:10.14050/j.cnki.1672-9250.2020.48.078 |
| [9] |
安外尔·艾力, 麦麦提吐尔逊·艾则孜, 靳万贵, 等. 新疆焉耆盆地农田土壤重金属环境容量分析[J]. 环境工程, 2020, 38(3): 168-173. Eli A, Eziz M, Jin W G, et al. Environmental capacity of heavy metals in farmland Soils in Yanqi basin, XinJiang[J]. Environmental Engineering, 2020, 38(3): 168-173. |
| [10] |
陈江, 毕京博, 吴杰, 等. 湖州土壤重金属污染趋势预测及环境容量评价[J]. 地球与环境, 2011, 39(4): 531-535. Chen J, Bi J B, Wu J, et al. Prediction of the trend for soil pollution of heavy metals in soils at Huzhou and evaluation of the environmental capacity[J]. Earth and Environment, 2011, 39(4): 531-535. |
| [11] |
马辉英, 杨晓东, 吕光辉. 精河县重金属土壤环境容量及近百年趋势预测[J]. 新疆农业科学, 2016, 53(8): 1521-1532. Ma H Y, Yang X D, Lv G H. Tendency prediction about soil environmental capacity of heavy metals in Jinghe County in recent 100 Years[J]. Xinjiang Agricultural Sciences, 2016, 53(8): 1521-1532. |
| [12] |
吕悦风, 谢丽, 孙华, 等. 县域尺度耕地土壤重金属污染评价中的标准选择研究[J]. 中国环境科学, 2019, 39(11): 4743-4751. Lv Y F, Xie L, Sun H, et al. Criterion selection in assessment of soil heavy metal pollution in farmland on county scale[J]. China Environmental Science, 2019, 39(11): 4743-4751. DOI:10.3969/j.issn.1000-6923.2019.11.033 |
| [13] |
吕悦风, 谢丽, 朱文娟, 等. 基于环境容量的县域农用地土壤重金属风险概率预警研究[J]. 长江流域资源与环境, 2020, 29(1): 253-264. Lv Y F, Xie L, Zhu W J, et al. Risk prediction of heavy metals in farmland soil based on environmental capacity: case study of the county scale in northern Zhejiang Province[J]. Resources and Environment in the Yangtze Basin, 2020, 29(1): 253-264. |
| [14] | Zhang K, Yang J J, Ji Y N, et al. Spatiotemporal simulation and predication of heavy metal(loid) concentrations in coal chemical industrial areas with a soil environmental capacity model[J]. International Journal of Coal Science & Technology, 2018, 5(4): 508-518. |
| [15] | Tian K, Li M, Hu W Y, et al. Environmental capacity of heavy metals in intensive agricultural soils: insights from geochemical baselines and source apportionment[J]. Science of the Total Environment, 2022, 819. DOI:10.1016/j.scitotenv.2022.153078 |
| [16] | Pan Y J, Ding L, Xie S Y, et al. Spatiotemporal simulation, early warning, and policy recommendations of the soil heavy metal environmental capacity of the agricultural land in a typical industrial city in China: case of Zhongshan City[J]. Journal of Cleaner Production, 2021, 285. DOI:10.1016/j.jclepro.2020.124849 |
| [17] |
陈兴仁, 陈富荣, 贾十军, 等. 安徽省江淮流域土壤地球化学基准值与背景值研究[J]. 中国地质, 2012, 39(2): 302-310. Chen X R, Chen F R, Jia S J, et al. Soil geochemical baseline and background in Yangtze River-Huaihe River basin of Anhui province[J]. Geology in China, 2012, 39(2): 302-310. |
| [18] |
于光金, 成杰民, 王忠训, 等. 山东省不同植被类型土壤重金属环境容量研究[J]. 土壤通报, 2009, 40(2): 366-368. Yu G J, Cheng J M, Wang Z X, et al. Soil-environmental capacity in different vegetative types in Shandong Province[J]. Chinese Journal of Soil Science, 2009, 40(2): 366-368. |
| [19] | GB 15618-2018, 土壤环境质量农用地土壤污染风险管控标准(试行)[S]. |
| [20] |
杨辉, 陈国光, 刘红樱, 等. 长江下游主要湖泊沉积物重金属污染及潜在生态风险评价[J]. 地球与环境, 2013, 41(2): 160-165. Yang H, Chen G G, Liu H Y, et al. Pollution of heavy metals in the sediments from the Lower reaches of the Yangtze River and Its potential ecological risk assessment[J]. Earth and Environment, 2013, 41(2): 160-165. |
| [21] |
张杰, 郭西亚, 曾野, 等. 太湖流域河流沉积物重金属分布及污染评估[J]. 环境科学, 2019, 40(5): 2202-2210. Zhang J, Guo X Y, Zeng Y, et al. Spatial distribution and pollution assessment of heavy metals in river sediments from Lake Taihu Basin[J]. Environmental Science, 2019, 40(5): 2202-2210. |
| [22] |
郭西亚, 高敏, 张杰, 等. 阳澄湖沉积物重金属空间分布及生物毒害特征[J]. 中国环境科学, 2019, 39(2): 802-811. Guo X Y, Gao M, Zhang J, et al. Characteristics of spatial distribution and biological toxicity for heavy metals in sediments of the Yangcheng Lake[J]. China Environmental Science, 2019, 39(2): 802-811. |
| [23] |
张雅然, 车霏霏, 付正辉, 等. 青海湖沉积物重金属分布及其潜在生态风险分析[J]. 环境科学, 2022, 43(6): 3037-3047. Zhang Y R, Che F F, Fu Z H, et al. Distribution and potential ecological risk assessment of heavy metals in sediments of Lake Qinghai[J]. Environmental Science, 2022, 43(6): 3037-3047. |
| [24] |
李星谕, 李朋, 苏业旺, 等. 汤逊湖表层沉积物重金属污染与潜在生态风险评价[J]. 环境科学, 2022, 43(2): 859-866. Li X Y, Li P, Su Y W, et al. Pollution and potential ecological risk assessment of heavy metals in surface sediments of Tangxun Lake[J]. Environmental Science, 2022, 43(2): 859-866. |
| [25] |
赵晓亮, 李响, 卢洪斌, 等. 东江湖表层沉积物重金属污染特征与潜在生态风险评价[J]. 环境科学, 2022, 43(6): 3048-3057. Zhao X L, Li X, Lu H B, et al. Analysis of heavy metal pollution characteristics and potential ecological risks of surface sediments in Dongjiang Lake[J]. Environmental Science, 2022, 43(6): 3048-3057. |
| [26] |
訾鑫源, 张鸣, 谷孝鸿, 等. 洪泽湖围栏养殖对表层沉积物重金属含量影响与生态风险评价[J]. 环境科学, 2021, 42(11): 5355-5363. Zi X Y, Zhang M, Gu X H, et al. Impact of enclosure culture on heavy metal content in surface sediments of Hongze Lake and ecological risk assessment[J]. Environmental Science, 2021, 42(11): 5355-5363. |
| [27] | Lin C Y, Xue Y M, Zhang X, et al. Distribution of cadmium among multimedia in Lake Qinghai, China[J]. Environmental Earth Sciences, 2018, 77. DOI:10.1007/s12665-018-7332-7 |
| [28] | Šajn R, Halamić J, Peh Z, et al. Assessment of the natural and anthropogenic sources of chemical elements in alluvial soils from the Drava River using multivariate statistical methods[J]. Journal of Geochemical Exploration, 2011, 110(3): 278-289. |
| [29] | Li S Y, Jia Z M. Heavy metals in soils from a representative rapidly developing megacity(SW China): levels, source identification and apportionment[J]. CATENA, 2018, 163: 414-423. |
| [30] | Cai L M, Xu Z C, Ren M Z, et al. Source identification of eight hazardous heavy metals in agricultural soils of Huizhou, Guangdong Province, China[J]. Ecotoxicology and Environmental Safety, 2012, 78: 2-8. |
| [31] | Lv J S, Liu Y, Zhang Z L, et al. Factorial kriging and stepwise regression approach to identify environmental factors influencing spatial multi-scale variability of heavy metals in soils[J]. Journal of Hazardous Materials, 2013, 261: 387-397. |
| [32] | Streets D G, Hao J M, Ye W, et al. Anthropogenic mercury emissions in China[J]. Atmospheric Environment, 2005, 39(40): 7789-7806. |
| [33] | Li Y, Zhou S L, Zhu Q, et al. One-century sedimentary record of heavy metal pollution in western Taihu Lake, China[J]. Environmental Pollution, 2018, 240: 709-716. |
| [34] | Dong B, Zhang R Z, Gan Y D, et al. Multiple methods for the identification of heavy metal sources in cropland soils from a resource-based region[J]. Science of the Total Environment, 2019, 651: 3127-3138. |
| [35] |
甘树, 卢少勇, 秦普丰, 等. 太湖西岸湖滨带沉积物氮磷有机质分布及评价[J]. 环境科学, 2012, 33(9): 3064-3069. Gan S, Lu S Y, Qin P F, et al. Spatial distribution and evaluation of nitrogen, phosphorus and organic matter in surface sediments from western lakeside belt of lake Taihu[J]. Environmental Science, 2012, 33(9): 3064-3069. |
| [36] |
黎静, 孙志高, 孙万龙, 等. 黄河尾闾河段和河口区沉积物中重金属污染及潜在生态毒性风险评价[J]. 湿地科学, 2018, 16(3): 407-416. Li J, Sun Z G, Sun W L, et al. Assessment of pollution and potential ecotoxicity risk for heavy metals in sediments in the tail reach and estuary of the Yellow River[J]. Wetland Science, 2018, 16(3): 407-416. |