關(guān)昊鵬,謝筱婷,陳思睿,鄧 莎,陳小強**,金 業(yè),林 琳,汪天祥,許士國

(1:大連理工大學(xué)建設(shè)工程學(xué)院,大連 116024)(2:西安建筑科技大學(xué)資源工程學(xué)院,西安 710055)(3:遼寧省湯河水庫管理局有限責(zé)任公司,遼陽 111000)(4:大連理工大學(xué)海洋科學(xué)與技術(shù)學(xué)院,盤錦 124221)

湖庫沉積物在一定條件下會釋放大量的氮、磷、重金屬和硫化物等污染物到上覆水體中,并擴散遷移到整個湖庫水體,可引發(fā)嚴重的內(nèi)源性污染,從而影響整個湖庫的水環(huán)境質(zhì)量[1-3]。酸可揮發(fā)性硫化物(acid volatile sulfide, AVS)是指沉積物中可以被酸提取的硫化物,包括游離態(tài)硫化物、FeS、Fe3S4及其它二價金屬硫化物,其含量直接反映沉積物間隙水中硫化物向上覆水體擴散的風(fēng)險[4]。另外,AVS含量也控制著重金屬在沉積物和間隙水中的分配關(guān)系,從而影響沉積物中重金屬的生態(tài)風(fēng)險。在提取AVS的同時,一部分與硫化物結(jié)合的重金屬離子(如Cd2+、Cu2+、Ni2+、Pb2+、Zn2+)從沉積物釋放到提取液中,這類重金屬被稱之為同步提取重金屬(simultaneously extracted metals, SEM)[5]。AVS和SEM之間的關(guān)系被廣泛用于評價沉積物重金屬生態(tài)風(fēng)險[6-8],當(dāng)AVS濃度小于SEM濃度時,沉積物中重金屬的生物可利用性較高,且容易擴散至上覆水,使得沉積物中因重金屬污染誘發(fā)的生態(tài)風(fēng)險加大。反之,沉積物中大部分還原態(tài)金屬可以與AVS結(jié)合形成難溶性沉淀,使得沉積物因重金屬污染誘發(fā)生態(tài)風(fēng)險降低。

水庫又稱之為“人工湖泊”,但其在控制流域面積、水位變化及縱向生態(tài)分區(qū)等方面與天然湖泊有著明顯的差異性[19]。水庫“蓄濁排清”的運行方式使得來自流域內(nèi)的污染物在庫區(qū)內(nèi)呈現(xiàn)出明顯累積特征,壩前深水區(qū)累積了大量的顆粒污染物,成為誘發(fā)水庫內(nèi)源污染的主要原因[20-22]。我國東北地區(qū)四季分明,水庫在夏季因水體熱分層易導(dǎo)致底層水體出現(xiàn)缺氧狀態(tài)。另外,冬季低氣溫形成的冰蓋阻隔了氧氣的輸入,水體底層也容易出現(xiàn)缺氧狀態(tài)[23]。因此,我國東北地區(qū)水庫底層水體普遍會出現(xiàn)較長時間的缺氧狀態(tài),容易誘發(fā)沉積物中重金屬和硫化物釋放遷移到水體中。隨著水庫庫齡的增長,沉積物污染物的累積效應(yīng)在水庫中越來越突出。因此,沉積物污染狀況成為影響水庫水環(huán)境質(zhì)量安全的重大隱患。

本文以我國東北地區(qū)大型水源水庫——湯河水庫為研究對象,該水庫長期保持優(yōu)良水質(zhì),營養(yǎng)狀態(tài)為中營養(yǎng)型,但水庫曾經(jīng)遭受過酸性礦山廢水(acid mine drainage, AMD)排放影響,沉積物呈現(xiàn)出較為活躍的硫酸鹽還原過程,間隙水中AVS含量高,屬于富硫型水庫[9]。水庫所在湯河流域位于鞍山-本溪成礦帶區(qū)域,流域內(nèi)各類重金屬的土壤背景值較高,歷史上來自流域的外源性重金屬輸入對水庫水質(zhì)影響較大[24]。本研究的主要目的為:(1)揭示湯河水庫沉積物基本理化性質(zhì)及重金屬總量的分布狀況;(2)探究富硫型水庫沉積物中AVS及SEM的空間分布特征及其主要影響因素;(3)評價湯河水庫不同區(qū)域內(nèi)沉積物重金屬生態(tài)風(fēng)險。研究成果不僅可以為水源水庫內(nèi)源污染治理提供科學(xué)依據(jù),還豐富了我國關(guān)于湖庫沉積物中硫化物及重金屬生態(tài)風(fēng)險的研究成果。

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)域概況與采樣點位布置

圖1 湯河水庫沉積物采樣點分布Fig.1 Distribution of sediment sampling sites in Tanghe Reservoir

1.2 樣品采集與處理

使用箱式采泥器(Ekman-Birge,HYDRO-BIOS,德國)采集水庫沉積物樣品,并在現(xiàn)場按照2 cm間隔切割分層,每一層采集的沉積物迅速裝入聚乙烯自封袋里密封,避光低溫運輸,帶回實驗室后立刻充入高純氮氣(純度99.999%,大連大特氣體有限公司)預(yù)處理防止被空氣氧化,并于4℃下冷藏保存待測,并盡快完成相應(yīng)實驗。由于入庫口T4和T6點位淤積量較少,只采集到表層8 cm的樣品,其它采樣點沉積物采集深度均為16 cm。各采樣點水深(WD)使用便攜式聲吶測深儀(SM-5A,SPEEDTECH,美國)測定。

1.3 樣品分析方法

沉積物中重金屬總量的測量使用酸提取-電感耦合等離子體法[27],并使用電感耦合等離子體發(fā)射光譜儀(ICP-OES,Agilent 5110,美國)測定重金屬元素含量。沉積物中AVS采用“冷擴散法”提取[28],并采用亞甲基藍分光光度法測定吸收液中S2-含量(DR6000,HACH,美國)[29]。經(jīng)冷擴散法提取AVS后,將反應(yīng)裝置內(nèi)溶液經(jīng)離心過濾后,用 2% HNO3稀釋并測定SEM。SEM的測量方法與沉積物重金屬總量的測量方法一致。沉積物的ΣSEM值代表Cd2+、Cu2+、Ni2+、Pb2+、Zn2+這5種同步提取重金屬含量的總和,AVS和SEM含量以沉積物干重計。

1.4 沉積物重金屬生態(tài)風(fēng)險評價

1.4.1 沉積物基準法 沉積物基準法SQGs(sediment quality guidelines)是根據(jù)沉積物中重金屬含量來評估對底棲生物的毒性效應(yīng)[33]。沉積物中不同重金屬含量有兩個閾值,一般認為當(dāng)重金屬含量低于相應(yīng)的臨界效應(yīng)含量(threshold effects level, TEL)時,不會對生物產(chǎn)生毒性效應(yīng),若高于可能效應(yīng)含量(probable effect level, PEL)時,則具有顯著的毒性效應(yīng),介于兩者之間則有可能具有毒性效應(yīng)。重金屬Cd、Cu、Ni、Pb和Zn所對應(yīng)的TEL和PEL值如表1所示。為進一步評估湯河水庫沉積物中單個重金屬的生物毒性風(fēng)險,使用公式(1)計算PEL系數(shù)(probable effect level quotient, PELq)[34]。

表1 水體沉積物中重金屬元素對底棲生物產(chǎn)生毒性效應(yīng)閾值[34]Tab.1 Thresholds for heavy metal toxicity to benthic organisms in the freshwater sediment

PELq=C/PEL

(1)

式中,C為沉積物中重金屬含量(mg/kg)。當(dāng)PELq<0.1時,所評價的重金屬對底棲生物不產(chǎn)生毒性;0.15時,產(chǎn)生高風(fēng)險毒性。

1.4.2 AVS與SEM關(guān)系評價法 沉積物中重金屬的存在形式?jīng)Q定著其可移動性和生物活性,當(dāng)沉積物中重金屬多以硫化物的形式存在時,其生物毒性有所降低[7]。因此,采用ΣSEM/AVS比值法結(jié)合ΣSEM-AVS差值法來判斷重金屬是否存在潛在生物毒性。當(dāng)ΣSEM/AVS<1或ΣSEM-AVS<0時,則沉積物中的重金屬不產(chǎn)生毒性風(fēng)險;當(dāng)ΣSEM/AVS>1或0<ΣSEM-AVS<5時,說明沉積物中可能存在游離態(tài)的重金屬對底棲生物產(chǎn)生潛在的生理毒性,沉積物中的重金屬毒性為中等風(fēng)險。當(dāng)ΣSEM/AVS>2或ΣSEM-AVS>5時,表明沉積物中的重金屬具有高等生物毒性風(fēng)險。

1.5 數(shù)據(jù)處理與分析

數(shù)據(jù)錄入及整理采用Excel 2019完成。運用Origin 2021完成沉積物粒度分布、AVS及SEM垂向分布及生態(tài)風(fēng)險評估等圖形繪制;使用SPSS 22.0軟件,利用Shapro-WiiK(S-W)方法對數(shù)據(jù)進行正態(tài)分布檢驗,并對數(shù)據(jù)進行單因素方差分析(ANOVA)和Pearson相關(guān)性分析。

2 結(jié)果與討論

2.1 沉積物間隙水污染特征及基本理化性質(zhì)

表2 湯河水庫沉積物基本特征*Tab.2 Primary properties of sediments in Tanghe Reservoir

圖2 沉積物間隙水中和S2-濃度的空間分布Fig.2 Spatial distribution of and S2- concentration in the sediment porewater

湯河水庫沉積物(0～2 cm)粒度分布具備一定的空間差異性(圖3)。應(yīng)用謝帕德法進行粒度分類結(jié)果顯示,沉積物樣品為黏土質(zhì)粉砂和砂質(zhì)粉砂,沉積物中黏土含量為9.97%～24.15%,粉砂含量為64.95%～73.38%,砂含量為8.82%～20.49%。沉積物黏土成分沿水庫上游至下游方向呈逐漸增加趨勢,壩前深水區(qū)T1點的黏土含量最高,可達24.15%。水庫中值粒徑范圍為13.7～23.9 μm,其中水庫東西支流入庫口(T4、T6)的中值粒徑顯著高于其它區(qū)域(P<0.05),這表明入庫徑流裹挾的大部分粗顆粒懸浮物首先在入庫口區(qū)沉降,粒徑較小的細顆粒隨著水流推動流入到深水區(qū)并緩慢沉降下來。

圖3 湯河水庫沉積物(0～2 cm)粒度空間分布Fig.3 Spatial distribution of grain size in Tanghe Reservoir sediments (0-2 cm)

2.2 沉積物重金屬含量空間分布特征

湯河水庫各分區(qū)內(nèi)沉積物中重金屬的空間分布特征有顯著差異(附圖Ⅰ)。湯河水庫沉積物重金屬總量平均值大小排序為Fe ((44704.1±4110.4) mg/kg)>Mn ((1599.0±722.7) mg/kg)>Zn ((137.8±16.9) mg/kg)>Cu ((62.4±10.2) mg/kg)>Pb ((55.2±8.3) mg/kg)>Ni ((49.6±7.5) mg/kg)>Cd ((0.83±0.14) mg/kg),沉積物中各類重金屬含量均大于流域土壤重金屬的背景值[35],表明重金屬在湯河水庫沉積物中出現(xiàn)累積。沉積物中Cd、Ni、Zn含量均呈現(xiàn)出入庫口區(qū)(T4、T6)顯著低于水庫中部區(qū)域(T3、T5)的特征(P<0.05),Mn含量呈現(xiàn)出入庫口區(qū)顯著低于壩前深水區(qū)(T1、T2)的特征(P<0.05)。西支流庫區(qū)沉積物Cd、Ni、Pb、Zn、Fe、Mn含量顯著低于壩前深水區(qū)和東支流庫區(qū)(P<0.05)。Cu含量呈現(xiàn)出東支流庫區(qū)>壩前深水區(qū)>西支流庫區(qū)的特征。重金屬易吸附在細顆粒中并隨著水流向水庫內(nèi)部運移,因而壩前深水區(qū)的沉積物重金屬含量相對較高[36]。東支流庫區(qū)歷史上由于受酸性礦山廢水排放影響,導(dǎo)致重金屬在該區(qū)域沉積物中被富集,這是造成東支流庫區(qū)沉積物中重金屬含量較高的主要原因。

湯河水庫各點位沉積物重金屬含量的垂向變化不顯著(附圖Ⅰ)(P>0.05)。T1和T2點位0～2 cm沉積物中Fe和Mn含量略高于下層,T3和T5點位上層Fe和Mn含量略高于中層和底層,這是由于Fe、Mn屬于氧化還原敏感元素,在缺氧條件下容易被還原釋放至上覆水,擴散遷移至含氧區(qū)域后又被氧化,重新沉淀下來,導(dǎo)致表層沉積物的Fe、Mn含量相對較高。T1和T2點位Fe、Mn最高含量出現(xiàn)在沉積物中部,這是由于酸性礦山廢水中含有較高濃度的Fe和Mn,東支流庫區(qū)歷史上雖然存在酸性礦山廢水排放的影響,但在設(shè)置飲用水源地保護區(qū)后,流域內(nèi)關(guān)停尾礦庫和礦產(chǎn)加工企業(yè),有效控制了點源污染入庫,隨著入庫酸性礦山廢水排放的大量減少,壩前沉積物中Fe和Mn的累積量也逐漸降低。

2.3 沉積物AVS空間分布特征及影響因素

湯河水庫沉積物AVS分布具有顯著的空間差異性(圖4)。AVS平均含量的最大值出現(xiàn)在T1點位((20.26±21.34) μmol/g),壩前深水區(qū)(T1和T2)沉積物AVS平均含量顯著高于其它區(qū)域(P<0.05)。東支流庫區(qū)(T3和T4)沉積物AVS平均含量((2.85±0.93) μmol/g)也顯著高于西支流庫區(qū)(T5和T6)((0.84±0.82) μmol/g)(P<0.05)。另外,壩前深水區(qū)(T1和T2)和東支流庫區(qū)中部區(qū)域(T3)沉積物AVS含量同時還呈現(xiàn)顯著的垂向分布差異性(P<0.05)。壩前深水區(qū)分層沉積物AVS含量呈現(xiàn)先增加后減少的趨勢,T1和T2點位分層沉積物AVS最大值分別為51.75和38.33 μmol/g,并分別出現(xiàn)在沉積物深度為4～6 cm和6～8 cm處,其它區(qū)域沉積物AVS含量垂向分布均無顯著差異性(P>0.05)。

圖4 湯河水庫沉積物AVS垂向分布Fig.4 Vertical distribution of AVS in Tanghe Reservoir sediments

表3 湯河水庫沉積物理化參數(shù)與AVS間相關(guān)性分析結(jié)果Tab.3 Correlation analysis between the primary properties of sediments and AVS in Tanghe Reservoir

湯河水庫沉積物AVS含量的空間差異性還與水庫沉積物遭受的厭氧程度相關(guān)。水庫沉積物AVS含量與水深呈現(xiàn)顯著的正相關(guān)關(guān)系(r=0.785,P<0.01)。這是因為深水環(huán)境會加劇水體表、底層水溫的差異性,也會增加水體熱分層的持續(xù)時間,這使得底層的沉積物-水界面呈現(xiàn)出較長時間厭氧狀態(tài),從而驅(qū)動了AVS的生產(chǎn)[40]。此外,沉積物中AVS含量與沉積物中值粒徑呈顯著負相關(guān)關(guān)系(r=-0.189,P<0.05)。這是因為較小的粒徑意味著沉積物中空隙率較低,不利于上覆水體中溶解氧向沉積物中傳輸,使得沉積物形成更大程度的厭氧環(huán)境[41]。湯河水庫壩前深水區(qū)底部等溫層呈現(xiàn)出長時期的厭氧狀態(tài),這是造成該區(qū)域沉積物中分布著全庫區(qū)最高AVS含量的重要環(huán)境因素。

湯河水庫沉積物AVS含量與pH值呈顯著的負相關(guān)(r=-0.675,P<0.05),研究表明適宜SRB生長的最優(yōu)pH值范圍為6～7[37, 46],湯河水庫壩前深水區(qū)沉積物pH更接近這一范圍(表2),有利于AVS產(chǎn)生。湯河水庫沉積物AVS含量與含水率ω呈顯著正相關(guān)(r=0.551,P<0.05),這是因為沉積物AVS中S2-比例較高,而S2-以H2S形式存在時,由于H2S具有較高溶解度(在20℃條件下H2S亨利系數(shù)為0.115 mol/(L·atm),是同溫度下O2亨利系數(shù)0.00138 mol/(L·atm)的83倍[47]),則在沉積物中產(chǎn)生的H2S可以快速溶解到間隙水中,使得反應(yīng)平衡向更有利于AVS方向發(fā)生。因此,沉積物的高含水率環(huán)境條件可以促進沉積物中AVS的產(chǎn)生。

2.4 沉積物SEM空間分布特征

圖5分析了湯河水庫沉積物SEM含量和單一重金屬對ΣSEM貢獻率,結(jié)果表明ΣSEM變化范圍為1.94～2.75 μmol/g,平均含量為(2.36±0.25) μmol/g,與AVS變化趨勢相比,ΣSEM總量波動較小,且較為恒定,ΣSEM含量的垂向差異性不明顯(P>0.05)。整體來看,水庫ΣSEM含量呈現(xiàn)出東支流庫區(qū)>壩前深水區(qū)>西支流庫區(qū)的特征(P<0.05)的區(qū)域性差異性規(guī)律,這表明來自東支流庫區(qū)的重金屬污染高于西支流庫區(qū),還影響到了壩前深水區(qū)。5種SEM含量順序為SEMZn>SEMCu>SEMNi>SEMPb>SEMCd,其中SEMZn和SEMCu的含量較高,這是由于重金屬元素自然背景值的差異。SEMCu和SEMNi含量在東支流庫區(qū)T3點位要顯著高于西支流庫區(qū)T5點位(P<0.05),這表明曾因酸性礦山廢水排放影響的東支流庫區(qū)沉積物重金屬出現(xiàn)累積現(xiàn)象。沉積物中不同種類SEM對ΣSEM貢獻率大小的順序與SEM含量基本一致,在5種SEM中,Zn與S2-的結(jié)合度最高,貢獻可占45%以上,而Cd的貢獻率最低,小于0.5%。此外,沉積物中SEM與AVS不存在相關(guān)性(圖4),這是由于與S2-結(jié)合的重金屬離子中,Fe和Mn的占比大于90%,SEM僅占一小部分[37]。湯河水庫全庫區(qū)沉積物中Fe和Mn含量均較高(附圖Ⅰ),弱化了其它重金屬對AVS空間分布差異的貢獻。

圖5 湯河水庫沉積物ΣSEM垂向分布及單組分貢獻率分布Fig.5 Vertical distribution of ΣSEM and contribution of each SEM to ΣSEM of sediments in Tanghe Reservoir

2.5 沉積物重金屬生態(tài)風(fēng)險評價

2.5.1 沉積物基準法(SQGs) 圖6揭示了沉積物中各種重金屬元素對底棲生物產(chǎn)生的毒性效應(yīng),結(jié)果發(fā)現(xiàn)湯河水庫所有區(qū)域沉積物中,重金屬Cd含量全部低于其TEL值;東支流庫區(qū)入庫口T4點位沉積物中Pb含量低于其TEL值,西支流庫區(qū)入庫口T6點位沉積物中Pb和Cu含量也都低于其TEL值。由此可見,重金屬Cd、Pb和Cu在該區(qū)域不會產(chǎn)生生物毒性。水庫其它區(qū)域分層沉積物中Cu、Ni、Pb和Zn含量均介于相對應(yīng)的TEL值和PEL值之間,可能會產(chǎn)生毒性效應(yīng)。

圖6 沉積物重金屬的毒性效應(yīng)評價Fig.6 Evaluation of toxic effects of heavy metals in sediments

湯河水庫6個點位分層沉積物中Cd的PELq值范圍為0.02～0.05,均小于0.1,因此重金屬Cd對水庫底棲生物不產(chǎn)生毒性。Cu、Ni、Pb和Zn的PELq值介于0.1和1之間,具有較低的毒性風(fēng)險。這4種重金屬元素所產(chǎn)生的風(fēng)險大小排序為Ni>Cu>Pb>Zn。水庫各分區(qū)分層沉積物PELq值的空間變化與重金屬含量的空間變化趨勢基本一致。在T1～T3點位10 cm以下沉積物中重金屬Ni的PELq值介于0.72～0.80之間,接近于中度毒性風(fēng)險的閾值。由此可見,需要重點關(guān)注湯河水庫壩前深水區(qū)和東支流中部區(qū)域10 cm以下沉積物中由重金屬Ni所誘發(fā)的生物毒性風(fēng)險。

2.5.2 AVS與SEM關(guān)系評價法 根據(jù)ΣSEM/AVS比值法和ΣSEM-AVS差值法的分析結(jié)果(圖7)可知,壩前深水區(qū)(T1和T2)0～10 cm的沉積物中不僅ΣSEM/AVS<1且ΣSEM-AVS<0,表明該區(qū)域沉積物中重金屬沒有生態(tài)風(fēng)險,但是當(dāng)該區(qū)域沉積物深度超過10 cm后,T1和T2點位在深度10～16和12～16 cm處的ΣSEM/AVS>2,出現(xiàn)了較高的生態(tài)風(fēng)險。分析其原因,雖然壩前深水區(qū)沉積物ΣSEM垂向變化特征不明顯,但10 cm以下深度沉積物中AVS含量較低,從而導(dǎo)致沉積物中重金屬離子沒有足夠的AVS與其結(jié)合,可以游離出更多的重金屬離子,進而誘發(fā)一定的生態(tài)風(fēng)險。在東支流庫區(qū)中部區(qū)域T3點位,沉積物深度在8、12和16 cm時,1<ΣSEM/AVS<2且0<ΣSEM-AVS<1,沉積物可能具有中等生態(tài)風(fēng)險。在西支流庫區(qū)中部區(qū)域T5點位,僅在沉積物深度14～16 cm處的ΣSEM/AVS<1且ΣSEM-AVS<0,其它深度沉積物的ΣSEM/AVS均大于1,特別在深度為0～2和8～12 cm的沉積物中ΣSEM/AVS>2,具有較高的生態(tài)風(fēng)險。這是因為西支流庫區(qū)沉積物AVS含量要顯著低于東支流庫區(qū)沉積物AVS含量,與重金屬離子結(jié)合能力變?nèi)?更多的游離態(tài)重金屬離子被釋放出來,容易產(chǎn)生一定的生態(tài)風(fēng)險。

圖7 湯河水庫沉積物ΣSEM/AVS、ΣSEM-AVS值Fig.7 The values of ΣSEM/AVS and ΣSEM-AVS of sediments in Tanghe Reservoir

東支流庫區(qū)入庫口區(qū)域T4點位分層沉積物中AVS含量較高,沉積物中ΣSEM/AVS<1且ΣSEM-AVS<0,表明該區(qū)域沉積物不具有生態(tài)風(fēng)險。值得注意的是,西支流庫區(qū)入庫口區(qū)域T6點位分層沉積物中ΣSEM/AVS值的范圍在10.68～22.73之間,都遠高于高生態(tài)風(fēng)險的閾值,故該區(qū)域沉積物具有較高生態(tài)風(fēng)險。雖然流入西支流庫區(qū)的下達河流域并未受到過采礦活動的影響,但該流域土壤中重金屬元素背景值濃度較高[25],同時沉積物中AVS含量較低,與重金屬結(jié)合能力較弱。因此,西支流庫區(qū)沉積物重金屬具有高生態(tài)風(fēng)險。由此可見,湯河水庫壩前深水區(qū)大于10 cm深度的沉積物和整個西支流庫區(qū)各分層沉積物中,需重點關(guān)注由SEM誘發(fā)的生態(tài)風(fēng)險。

2.6 國內(nèi)其它湖庫沉積物AVS和ΣSEM含量比較

表4 國內(nèi)部分湖泊水庫沉積物中AVS和ΣSEM含量比較Tab.4 Comparison of AVS and ΣSEM contents in sediments of various lakes and reservoirs in China

國內(nèi)湖庫沉積物中SEM的生態(tài)風(fēng)險也表現(xiàn)出一定的差異性。富營養(yǎng)型湖庫如東湖、巢湖、白洋淀和洋河水庫沉積物中ΣSEM含量要高于中、貧營養(yǎng)型湖庫,比如紅楓湖、博斯騰湖和撫仙湖。這是由于上述富營養(yǎng)型湖庫所在流域人類活動頻繁,工業(yè)或者采礦業(yè)發(fā)達,湖庫不僅面臨著過量營養(yǎng)鹽輸入的問題,還遭受了重金屬濃度超標的工業(yè)廢水和采礦廢水排放的影響,從而造成了這些湖庫沉積物中重金屬含量較高[14-15,54]。中營養(yǎng)型陽宗海沉積物中ΣSEM含量是11.28 μmol/g, 為所有分析湖庫沉積物中ΣSEM含量最大值。這是因為在陽宗海沉積物ΣSEM含量的研究中,根據(jù)流域污染源特征,增加了重金屬As含量。陽宗海曾在2008年遭受過嚴重的As污染事件,水庫水體中As濃度超標嚴重,從而造成了沉積物中ΣSEM含量較高,其中As所占比例較高[52]。相比國內(nèi)其它湖庫,湯河水庫沉積物中首次出現(xiàn)了Ni誘發(fā)的潛在生態(tài)風(fēng)險,這與湯河流域土壤中Ni具有較高背景值和流域內(nèi)鎳黃鐵礦開采產(chǎn)生的酸性礦山廢水排放有關(guān)。由此可見,湖庫沉積物重金屬生態(tài)風(fēng)險與流域內(nèi)土壤重金屬背景值和工礦企業(yè)廢水排放特征緊密關(guān)聯(lián)。

3 結(jié)論

2)湯河水庫壩前深水區(qū)分層沉積物中AVS含量顯著高于其它區(qū)域。水庫沉積物中ΣSEM含量的縱向和垂向空間分布差異不顯著,其中Zn對ΣSEM的貢獻率最大,占到了45%以上。壩前深水區(qū)10 cm以下沉積物和西支流庫區(qū)沉積物中SEM可誘發(fā)中等以上重金屬生態(tài)風(fēng)險,其中Cu、Ni、Pb和Zn均可能對底棲生物產(chǎn)生潛在毒性效應(yīng)。水庫沉積物中Ni含量有接近中等毒性效應(yīng)風(fēng)險的趨勢,需重點關(guān)注。

4 附錄

附圖Ⅰ見電子版(DOI: 10.18307/2024.0223)。