重金属作为非生物降解型污染物，在自然环境中具有潜在生态风险. 经过污水排放、 大气沉降及地表径流等各种途径进入河口的重金属，会被吸附到颗粒物中，并随着颗粒物进入沉积物^{[1, 2, 3]}. 生产、 生活中大量污染物进入湖泊水体，经过吸附、 絮凝、 生物积累等过程，转移到湖泊沉积物，从而对生态环境产生影响^{[4, 5, 6]}. 沉积物在重金属的迁移转化过程中具有重要意义，是水环境中重金属的主要富集地，并可以通过生物富集和食物链放大等过程进一步影响人体健康^[7,8]. 因此，对沉积物中重金属来源、 污染状况进行研究，不仅能有效识别重金属的人为污染情况，而且能在一定程度上评估重金属的潜在生态风险^{[9, 10, 11]}.

艾比湖是准噶尔盆地西部的最低汇水中心(43°38′~45° 52′N; 79° 53′~85°02′E)，是典型的干旱区尾闾湖泊^[12,13]. 近50年来随着流域耕地面积的扩大，农业需水的不断增多，导致艾比湖的入湖水量不断减少，水域面积急剧缩小. 与此同时，流域工、 农业生产及城镇污染物的排放导致其主要补给河流——精河和博河受到污染，对艾比湖湖泊水质及沉积物重金属含量产生明显影响，导致流域生态环境恶化^[14,15]. 但是目前关于艾比湖表层沉积物中重金属的来源、 污染及生态风险方面的研究还未见相关报道. 基于此，本研究以艾比湖表层沉积物为研究对象，通过测定其中重金属的含量，然后采用多种方法揭示其来源、 污染状况和潜在生态风险，以期为艾比湖及干旱区尾闾湖泊生态环境保护提供科学依据，同时可以为流域经济发展政策的制定提供参考. 1 材料与方法 1.1 研究区概况

艾比湖是新疆最大咸水湖，由于地处荒漠带，气候干燥，年均降水仅100~200 mm，潜在蒸发量1 500~2 000 mm. 湖区景观类型多样，植物区系受中亚和蒙古植物区系的影响，植被过渡性明显，艾比湖流域共有各类植物385种，隶属53科191属^[16]. 艾比湖南北两侧山麓发育砾质、 石膏质荒漠土，植被为梭梭荒漠、 麻黄荒漠； 湖滨盐土上为汁盐柴类荒漠，由盐节木、 盐穗木组成，也发育较大面积的柽柳灌丛； 河流下游新老河道、 河叉处发育胡杨林、 芦苇和低地草甸，典型地带性土壤为灰漠土和灰棕漠土. 艾比湖的主要补给河流为博尔塔拉河、 精河和奎屯河等7条河流. 建国以来在流域工、 农业发展等综合因素驱动下，奎屯河、 四棵树河和古尔图河等补给河流河水被拦截，精河和博尔塔拉河的入湖量也急剧减少，目前仅有博尔塔拉河和精河注入，但水湖水量也大为减少，这导致艾比湖水域面积从建国初期1 000 km²急剧缩小为目前的550 km²左右，湖水平均深度仅1~2.5 m. 湖泊的干涸导致流域生态环境急剧恶化、 地下水位不断下降、 土壤含盐量不断上升、 原有的植被急剧衰败，并逐渐演变为盐漠景观^[17]. 与此同时，随着流域经济的发展，污染物的排放，尤其是农业生产中面源污染物导致其主要补给河流博河和精河均受到不同程度的污染，最终导致湖泊生态环境的污染. 1.2 样品采集与分析

在室内分析艾比湖(图 1)湖底地形分布的基础上，通过网格法并结合3S 技术进行采样点布设. 共设立43个样品采集点，采样间距为1.2 km×1.2 km，在实地采样过程中结合实际情况进行调整，最终生成采样点位置. 所有沉积物样品均采自干涸湖底0~20 cm处表层，每个样点均采集样品400 g，采样后放入聚乙烯样品袋，在采样同时记录样点的编号，沉积物颜色、 取样位置、 取样日期以及周围环境等状况以备分析.

图 1

Fig. 1

图 1 艾比湖位置 Fig. 1 Location of research area

沉积物样品带回实验室，经室温风干后、 剔除其中的植物残体和石块、 然后磨碎过 100 目筛，保存于塑料瓶中. 土壤样品中重金属含量的测试在中国科学院新疆生态与地理研究所中心实验室进行. 按照如下步骤进行测定：首先称取 0.5 g试样于Anton PVC 消解罐，消化后，封严置于消解仪中，升温170℃后维持30 min，待冷却取后取出并收集试样、 然后过滤定容. 为了避免样品测试中交叉污染，消解罐及所有玻璃器皿在使用之前均使用浓度为5%的硝酸浸泡 24 h，冲洗干净后烘干. 上述处理完成后测试沉积物中8种重金属元素(As、 Cd、 Cr、 Cu、 Hg、 Ni、 Pb、 Zn)的含量. 其中重金属As和Hg 的含量采用原子荧光光谱法(atomic fluorescence spectrometry,AFS)测定； 重金属Cu、 Zn、 Ni、 Pb、 Cr和Cd的含量采用等离子体质谱法(inductively coupled plasma-mass spectrometry,ICP-MS)测定. 测试仪器的检出限均低于0.01 mg ·kg^-1)，测试的准确度和精密度采用国家土壤标准物质(GBW系列) 进行控制，各重金属的回收率介于96.5%~101.9%之间，测试结果符合质量控制要求. 1.3 研究方法 1.3.1 描述性与多元统计分析

采用描述性统计分析重金属的范围、 均值、 中值、 标准差、 变异系数、 峰度和偏度. 采用多元统计方法解析沉积物中重金属的来源，分析过程均在Spss 19.0软件中实现. 采用的地累积指数法分析沉积物中重金属的污染状况，采用汉克森潜在生态风险法评估重金属的潜在生态危害，相关计算过程均在Matlab 7.0软件中实现. 1.3.2 地累积指数法

地积累指数法是一种研究沉积物中重金属污染程度的定量指标，该方法能够直观反映外源重金属在沉积物中的富集程度^[18,19]. 其公式如下：

表 1(Table 1)

表 1 重金属的污染程度与的Igeo等级划分 Table 1 The Igeo and contamination grades of heavy metals 项目 Igeo ≤0 0~1 1~2 2~3 3~4 4~5 >5 级数 0 1 2 3 4 5 6 污染程度 清洁 轻度 偏中度 中度 偏重度 重度 严重

表 1 重金属的污染程度与的Igeo等级划分 Table 1 The Igeo and contamination grades of heavy metals

潜在生态风险指数法是瑞典学者Hakanson于1980年提出的一种评价沉积物中重金属生态风险的方法^[21]，该方法同时考虑了沉积物中金属含量、 污染物的种类、 毒性水平和水体对金属污染的敏感性等4个影响因素，被国内外学者广泛用于评价沉积物中重金属的潜在生态风险^[22,23]. 潜在生态风险指数(RI)的计算方法如下：

式中，RI为沉积物中重金属的潜在生态风险指数； Eⁱ_r是潜在的生态风险系数； Cⁱ_r为污染因子； cⁱ为沉积物中重金属i的实测含量； cⁱ_n为重金属i的参比值； 为便于比较，本研究以新疆土壤重金属的背景值作为参比值； Tⁱ_r是单一污染物的毒性系数，可以综合反映重金属的毒性、 污染水平和污染的敏感程度. 参考文献^[22],重金属Pb、 Ni、 Cd、 Hg、 As、 Cu、 Zn和Cr的毒性系数分别为5、 5、 5、 40、 10、 5、 5和2.

沉积物中重金属的潜在生态风险评价采用如表 2^[22,23].

表 2(Table 2)

表 2 重金属的生态风险评价和潜在危害程度等级划分 Table 2 Grades of potential ecological risk coefficient (Eir) and risk index (RI) of heavy metals 单个重金属的潜在生态 风险系数(Eir)范围 风险等级 多个重金属的潜在生态 风险指数(RI)范围 潜在生态危害程度 Eir<40 较低 RI<150 较低 40≤Eir<80 中度 150≤RI<300 中度 80≤Eir<160 高 300≤RI<600 较高 160≤Eir<320 较重 RI≥600 较重 Eir≥320 重 / /

表 2 重金属的生态风险评价和潜在危害程度等级划分 Table 2 Grades of potential ecological risk coefficient (Eir) and risk index (RI) of heavy metals

描述性统计结果表明 (表 3)，艾比湖表层沉积物中重金属As、 Cd、 Cr、 Cu、 Hg、 Ni、 Pb和Zn 的平均值分别为15.57、 0.17、 51.49、 39.89、 0.033、 28.27、 39.57和114.59 mg ·kg^-1； 分析表明所测的8种重金属元素的平均值均未超过国家土壤质量二级标准的限值(pH>7.5，铜为农田标准)^[24]. 但其平均值和最大值均高于新疆土壤背景值^[20]； 其中重金属Cd、 Hg和Cr的最大值均超过国家土壤质量二级标准. 其中艾比湖表层沉积物中重金属Cd和Hg的平均值分别为0.17 mg ·kg^-1和0.033 mg ·kg^-1，为各自背景值的1.42倍和1.94倍，这说明在流域农业生产及其他人类活动的影响背景下，艾比湖表层沉积物中重金属的聚集趋势较为明显. 根据变异程度的分类^[25]，艾比湖表层沉积物中重金属Cu、 Ni、 As、 Cr和Zn (28.65%、 24.81%、 21.28%、 32.42%和31.79%)均为中等变异(15%36%). 从偏度来看，艾比湖表层沉积物中8种重金属元素的大小顺序依次为Hg>Cd>Pb>Zn>As>Cu>Cr>Ni.

表 3(Table 3)

表 3 重金属的描述性统计 Table 3 Descriptive statistics of heavy metals 元素 范围 /mg·kg-1 均值 /mg·kg-1 标准差 /% 变异系数 /% 超标率 /% 峰度 偏度 背景值 /mg·kg-1 国家二级标准 /mg·kg-1 Zn 88.27~217.27 114.59 31.79 72.87 22.51 22.5 19.4 68.8 300 Pb 16.29~175.81 39.57 5.18 85.84 28.28 25.4 22.4 19.4 350 Cu 32.29~95.84 39.89 3.54 28.65 15.27 19.6 15.4 26.7 100 Hg 0.01~1.94 0.033 2.27 95.49 24.41 43.8 37.3 0.017 1.0 Ni 11.81~58.18 28.27 4.28 24.81 18.27 22.2 14.6 26.6 60 As 6.84~18.58 15.57 1.89 21.28 27.18 13.7 17.1 11.2 25 Cd 0.01~0.72 0.17 0.46 101.51 15.64 33.4 29.6 0.12 0.6 Cr 45.41~262.81 51.49 2.95 32.42 14.19 20.2 14.7 49.3 250

表 3 重金属的描述性统计 Table 3 Descriptive statistics of heavy metals

相关分析表明(表 4)，8种重金属之间的相关关系较复杂，其中重金属Hg-Zn-Pb之间的相关性较强. 重金属组合Pb-Hg、 Pb-Zn、 Pb-Cd在P<0.01 水平上相关系数分别为 0.698、 0.782和0.771，为极显著相关； 重金属组合Zn-Hg、 Zn-Cu、 Zn-Cd 在 P<0.05 水平上相关系数为 0.759、 0.891、 0.598，为显著相关； 重金属组合Ni-As和Ni-Cr在P<0.01 水平上相关系数分别为 0.684、 0.797； 重金属组合As-Cu和As-Cr在P<0.05 水平上相关系数为0.557、 0.619，为极显著正相关.

表 4(Table 4)

表 4 重金属的相关关系矩阵 Table 4 Correlation matrix of heavy metals Zn Pb Cu Hg Ni As Cd Cr Zn 1.000 Pb 0.782** 1.000 Cu 0.891* 0. 27 2 1.000 Hg 0.759* 0.698** -0.272 1.000 Ni -0.327 -0.147 0.354 -0.213 1.000 As -0.411 -0.242 0.557* -0.145 0.684** 1.000 Cd 0.598* 0.771** -0.541 -0.414 -0.144 -0.114 1.000 Cr -0.122 -0.348 0.124 0.213 0.797** 0.619* 0.217 1.000 1)*为P<0.05显著; **为P<0.01显著

表 4 重金属的相关关系矩阵 Table 4 Correlation matrix of heavy metals

主成分分析是判别环境中重金属来源的有效方法^{[4, 8, 11]}. 主成分分析结果表明(表 5)，8种重金属元素可以辨识为2个主成分，分别解释总因子的57.65% 和29.38%，累计贡献率达到87.04%，可以解释8种元素来源的绝大部分信息. 在第1主成分上Cd、 Pb、 Hg和Zn具有较大载荷，这些元素的平均值均高于新疆土壤背景值同时元素之间的相关性也较强，结合采样点位置分析，4种重金属含量较高的样点主要分布于湖南部靠近城镇、 农田的沉积中. 结合相关文献分析^{[4, 10, 11, 15, 25, 26, 27]}其应来源于城镇生活以及农业生产中化肥、 农药的不合理使用，造成的重金属污染物排放进入湖泊并在沉积物中沉淀，该主成分主要受人为污染的控制； 在第2主成分上Cu、 Ni、 Cr和As具有较高的载荷，4种元素含量较高的样点主要分布于艾比湖的北部区域，该区域农业生产活动少，引水灌溉及城镇生活污染物的排放均较少. 结合相关文献分析^{[9, 11, 18, 26, 28]}沉积物中较高的重金属含量应主要来源于自然地质背景中较高的重金属含量，该主成分应主要受自然地质因素的控制. 于此同时，As在第1和第2主成分上均具有相当的载荷，应受人为污染和自然地质因素的共同控制.

表 5(Table 5)

表 5 重金属的主成分因子载荷 Table 5 Factors matrix of heavy metals 元素 主成分因子 1 2 As 0.518 0.772 Cd 0.838 0.042 Cr 0.165 0.824 Cu 0.267 0.697 Hg 0.756 0.087 Ni 0.215 0.757 Pb 0.758 0.365 Zn 0.695 0.235 贡献率/% 57.65 29.38 累积贡献率/% 47.45 87.04

表 5 重金属的主成分因子载荷 Table 5 Factors matrix of heavy metals

聚类分析结果(图 2)和主成分分析结果相对应，进一步验证主成分分析的结果：第一类(Cd、 Pb、 Hg、 Zn)主要来源于人为源； 第二类(Cu、 Ni、 Cr、 As)主要来源于自然地质背景.

图 2

Fig. 2

图 2 重金属聚类分析结果 Fig. 2 Clustering tree of heavy metals

地累积评价表明^{[18, 19, 23, 30]}[公式(1)、 表(6)]. 在所有采样点中，重金属Cd,Hg和Pb的I_geo值均大于0，为轻度和偏中度污染； 重金属Cd、 Hg、 Pb的I_geo值均介于0~3之间，其中Cd 有72.1%的采样点为轻度污染，16.7%的采样点为偏中度污染，11.2%采样点为中度污染，污染程度最高； Hg有76.1%的采样点为轻度污染，15.6%的采样点为偏中度污染，8.3%的采样点为中度污染； Pb有77.4%的采样点 为低度污染，18.2%的采样点为偏中度污染，4.4% 的采样点为中度污染； 在所有采样点中重金属Zn、 As、 Cr、 Ni和Cu的I_geo值均小于1，均属于无污染和轻度污染水平. 从各种污染水平所占的百分比来看，在所有采样点中重金属Zn、 As、 Cr、 Ni和Cu的无污染程度所占比例最高，均大于60%； 其中在所有污染组成中重金属Zn、 As、 Cr、 Ni和Cu的轻度污染程度所的比例分别为37.5%、 11.4%、 14.7%、 11.8%和18.3%. 从8种重金属的平均污染程度来看，在43个采样点中所测重金属的平均污染级别由高到低依次为：Cd>Hg>Pb>Zn>Cu>Cr>Ni>As. 其中重金属Cd、 Hg和Pb的I_geo值分别有27.9%、 23.9%和22.6%的样点均大于1，其余元素的I_geo值均小于1.

表 6(Table 6)

表 6 艾比湖表层沉积物重金属地累积指数污染评价结果 Table 6 Pollution assessment of heavy metals in surface sediments of Aibi Lake 地累积指数 污染等级 污染程度 所占比例/% Cd Hgtd> Pb Zn As Cr Ni Cu Igeo≤0 0 无污染 — — — 60.3 88.6 85.3 88.2 81.7 0<Igeo≤1 1 轻度污染 72.1 76.1 77.4 37.5 11.4 14.7 11.8 18.3 1<Igeo≤2 2 偏中度污染 16.7 15.6 18.2 — — — — — 2<Igeo≤3 3 中度污染 11.2 8.3 4.4 — — — — — 3<Igeo≤4 4 偏重污染 — — — — — 4<Igeo≤5 5 重污染 — — — — — — — — Igeo>5 6 严重污染 — — — — — — — —

表 6 艾比湖表层沉积物重金属地累积指数污染评价结果 Table 6 Pollution assessment of heavy metals in surface sediments of Aibi Lake

潜在生态风险系数和生态危害指数计算^{[28, 29, 31]}表明 [公式(2)、 表 7、 图 3]，艾比湖表层沉积物中重金属的潜在生态风险主要由Cd、 Hg和Pb引起，三者的生态风险系数对总的潜在风险指数的贡献率分别为42.6%、 28.6%和24.0%，而其余5种重金属对艾比湖表层沉积物中重金属的潜在生态风险指数的贡献率仅为4.8%. 从数值计算角度看艾比湖表层沉积物中8种重金属的潜在生态风险的贡献率大小依次为为Cd>Hg>Pb>Zn>Cu>As>Ni>Cr.

表 7(Table 7)

表 7 艾比湖表层沉积中重金属潜在生态风险评价结果 Table 7 Potential ecological risk assessment of heavy metals in surface sediments of Aibi Lake 参数 重金属 潜在生态风险 指数 (RI) 风险分级 Pb Ni Cd Hg As Cu Zn Cr 潜在生态风险系数(Eir) 66 35 78 57 31 28 24 19 138 低 所占比例/% 32.6 100 45.7 36.4 100 100 100 100 98.6

表 7 艾比湖表层沉积中重金属潜在生态风险评价结果 Table 7 Potential ecological risk assessment of heavy metals in surface sediments of Aibi Lake

图 3

Fig. 3

图 3 艾比湖表层沉积物中不同重金属对潜在生态风险指数的贡献 Fig. 3 Contribution ratios of different heavy metals to potential ecological risk indices in surface sediments of Aibi Lake

潜在生态风险系数Eⁱ_r值计算表明，在所有样点中艾比湖表层沉积物中重金属Cu、 Ni、 Cr、 Zn和As的Eⁱ_r值均小于40，均属于较低的生态风险； 其中Cd的潜在生态风险Eⁱ_r平均值为78，有45.7%的采样点有中度的生态风险； Hg的潜在生态风险Eⁱ_r的平均值为57，有36.4%的采样点有中度的生态风险； Pb的Eⁱ_r的平均值为66，有32.6%的采样点有中等的生态风险. 其他重金属的潜在生态风险均较小. 这也与罗燕等^[32]对大伙房水库沉积物，王书航等^[33]对蠡湖沉积物，袁浩等^[34]对黄河水系沉积物的研究结果类似，表明沉积物中较高的Cd、 Pb和Hg的含量与较高的污染指数和潜在生态风险指数均与流域工、 农业生产中人为污染物的排放密切相关.

从总的生态危害程度来看，艾比湖表层沉积物中8种重金属的RI平均值为138，在所有样点中低于此值所占的比例为98.6%，均属于较低的生态风险范畴. 总体来看，艾比湖表层沉积物中重金属含量较低，其污染及生态风险状况均轻微. 但研究表明近年来绿洲经济发展已经对环境中重金属含量造成负面影响，导致该流域河流及湖泊水体重金属含量增高和受到污染^{[10, 14, 15]}，这又最终导致重金属元素在表层沉积物的积累，尤其是Cd,Pb,Hg. 从生态环境保护和可持续发展角度，应对艾比湖流域含 重金属的人为污染排放引起足够的重视. 具体来 看，发展清洁能源技术，控制工、 农业生产及道路交通中含重金属污染物的排放； 减少流域城镇生活、 冬季燃煤等污染物的直接排放； 促进绿州农业生产中化肥、 农药的合理使用，提高绿洲农业生产效率，发展绿色生态农业及和特色农业，减少农业生产导致的点源和面源污染物排放对湖泊及流域生态环境的影响应是需努力的方向. 3 结论

(1)描述性统计分析表明，艾比湖表层沉积物中8种重金属的含量均未超过国家二级标准值，但其平均值和最大值均高于新疆土壤背景值. 从偏度上看8种重金属大小顺序依次为： Hg>Cd>Ni>Cr>Pb>Cu>Zn>As.

(2)多元统计分析表明，影响艾比湖表层沉积物中8 种重金属含量因素主要有两类：PC1(Cd、 Pb、 Hg和Zn)主要受人为污染的控制； PC2(Cu、 Ni、 Cr和As)主要受自然地质背景的影响； As同时受两种因素的共同控制； 相关分析、 主成分分析和聚类分析具有较好的一致性.

(3)地积累指数评价表明艾比湖表层沉积物中重金属Cd、 Hg和Pb为轻度和偏中度污染； Zn、 As、 Cr、 Ni和Cu大多为无污染，轻度污染也占有一定比例. 8种重金属的污染程度大小顺序依次为：Cd>Hg>Pb>Zn>Cu>Cr>Ni>As； Cd、 Hg和Pb分别有27.9%、 23.9%和22.6%样点的I_geo值大于1，其余5种重金属的I_geo值均小于1.

(4)潜在生态风险评估表明，艾比湖表层沉积物中 8种重金属的潜在生态风险系数大小为：Cd>Hg>Pb>Zn>Cu>As>Ni>Cr； Cd、 Hg和Pb为主要的潜在生态风险因子，贡献率分别为42.6%、 28.6%和24.0%，Cd是最主要的生态风险因子，其次是Hg、 Pb； 所有采样点中所测8种重金属含量属于较低的生态风险.