會仙濕地典型河流重金屬污染分布特征及風險評價

張 軍, 李 軍, 覃海光, 馬冬冬, 王敦球

(桂林理工大學 a.環境科學與工程學院; b.廣西巖溶地區水污染控制與用水安全保障協同創新中心;c.廣西環境污染控制理論與技術重點實驗室, 廣西 桂林 541006)

0 引 言

重金屬是典型的非常規污染物, 具有潛伏期長、污染范圍廣、毒性大、隱蔽性強、難降解和持續時間久等特性[1]。濕地中重金屬來源廣泛, 巖石風化和火山活動等[2]自然因素以及各種工農業生產活動均可促成重金屬在濕地中賦存、遷移、轉化和累積。已有研究表明，重金屬可通過大氣沉降[3]、地表徑流[4]和廢水排放[5]等途徑進入濕地水環境中, 進入濕地后的重金屬一部分存在于水體中, 另一部分會被沉積物直接吸附或被懸浮顆粒物吸附后沉降到表層沉積物中[6], 還有少量會被水生植物富集(如耿俊杰等[7]研究發現,茅尾海紅樹林濕地植物對重金屬Cd有較好的富集作用)。

會仙濕地位于全球最典型的桂林喀斯特峰林地貌區, 為全球罕見的一塊喀斯特峰林濕地, 是中低海拔地區保存良好的天然濕地[8], 主要由河流、巖溶湖泊、沼澤、池塘和溝塘等組成, 經水系連接而成為密不可分的整體, 在水文調節和水資源補給等方面起著舉足輕重的作用[9]。隨著工農業廢水和生活污水的排放量逐年增加, 濕地水體環境質量逐漸下降, 李路祥等[10]采用綜合指數法對會仙濕地水體水質進行評價, 發現會仙濕地河流整體處于富營養化狀態。同時, 伴隨著重金屬污染物的大氣沉降、地表徑流的輸入和污廢水的排放, 河流濕地常成為環境中重金屬重要的匯和源[11-12]。徐莉等[13]的研究表明，會仙濕地土壤環境重金屬As、Hg、Cr、Ni、Cu、Zn 和Pb已經對土壤環境構成一定程度的威脅。黃宏偉等[14]調查發現，濕地淺層沉積物重金屬Hg和As可能對水體環境造成不利影響。

但是, 目前關于會仙濕地水體環境多介質中多種重金屬復合污染現狀的研究仍較缺乏, 限制了對其制定針對性的環境保護策略。因此, 針對會仙濕地水體環境重金屬復合污染的問題, 本研究選取典型河流, 在夏秋兩季開展地表水、沉積物和水生植物樣品的采集和多種重金屬環境生態風險調查，以期為會仙濕地水體環境的保護和重金屬污染防治提供科學依據。

1 材料與方法

1.1 研究區域概況

桂林會仙濕地位于漓江與柳江流域分水嶺地帶, 坐落在桂林市西南部的峰林平原地區, 是包括雁山區、會仙鎮及四塘鄉等地的濕地系統的統稱。會仙濕地地理坐標為N25° 5′20″—25° 6′46″, E110° 9′50″—110° 14′30″, 區域屬于中亞熱帶濕潤季風氣候, 年平均氣溫16.5～20.5 ℃, 降雨時空分布不均, 豐水期主要在4—9月, 年降雨量約1 890.4 mm。本研究所選河段涵蓋了會仙濕地主要河湖的上、中及下游, 包括古桂柳運河、睦洞湖和良豐河, 其中古桂柳運河和睦洞湖是濕地的核心區域[15]。濕地河湖中存在大量的水葫蘆。

1.2 樣點的布設

本研究所選河段主要分為3段：分水塘東流至良豐河附近河段、分水塘西流至會仙喀斯特國家濕地公園河段、睦洞河北流至會仙喀斯特國家濕地公園001號界碑河段。所選河段全長約13 km, 平均每間隔1 km左右布設1個采樣點, 共計布設12個取樣點(圖1)。各取樣點周圍約1 km范圍都或多或少有人類活動, 其中7號點位于濕地公園內, 其周圍1 km范圍內有多個村莊, 2和5號點周圍存在養殖場。

圖1 取樣點分布圖

1.3 樣品的采集與前處理

分別在夏季(2018年5月)和秋季(2018年9月)對12個點位進行采樣, 每個樣點周圍50 m范圍內采集3份水樣(1 L/份)、3份沉積物樣品。沉積物的采集、保存管理與前處理參考《海洋監測規范》(GB 17378—2007)進行。沉積物樣品在地表水采樣點附近0～0.5 m范圍內采集, 采用柱狀采樣器收集0～10 cm淺層沉積物, 避光保存帶回實驗室風干, 研磨，分別過10目(1.7 mm)、60目(0.25 mm)和100目(0.15 mm)尼龍篩, 測其pH值、有機質含量和目標重金屬含量。

在有水葫蘆生長的樣點0～0.5 m范圍內采集生長旺盛、病蟲害少的水葫蘆植株。樣品冷藏于冰盒中帶回實驗室, 儲存于4 ℃冷藏箱中。2 d內使用超純水沖洗植物的根、莖和葉部并置于電熱恒溫鼓風干燥箱中105 ℃殺青30 min, 而后于60 ℃下烘干至恒重, 粉碎并過10目的尼龍篩, 測定目標重金屬含量。

1.4 分析指標與方法

在采樣現場直接使用多參數手持監測儀測定水樣pH和溶解氧(DO), 水樣有機質(TOC)采用TOC分析儀在實驗室測定。地表水樣品中As和Hg參考《水質 汞、砷、硒、鉍和銻的測定 原子熒光法》(HJ 694—2014)使用原子熒光法檢測。As采用硝酸-高氯酸混合液消解, 待冷卻后定容, 過0.45 μm濾膜后使用原子熒光形態分析儀(SA-20, 吉天, 中國)檢測; Hg采用鹽酸-硝酸溶液消解, 置于水浴恒溫振蕩器沸水浴中消解1 h, 冷卻定容, 過0.45 μm濾膜后使用原子熒光形態分析儀檢測。Cr、Ni、Cu、Zn和Pb的檢測參考標準HJ 700—2014, 使用電感耦合等離子體質譜儀(Optima7000 DV, PerkinElmer, 美國)測定。

沉積物pH參考《土壤 pH 值的測定 電位法》(HJ 962—2018)采用酸度計測定, 沉積物TOC參考《土壤 有機碳的測定 重鉻酸鉀氧化-分光光度法》(HJ 615—2011)采用重鉻酸鉀氧化-分光光度法測定。沉積物樣品中As和Hg參考《土壤質量 總汞、總砷、總鉛的測定 原子熒光法》(GB/T 22105—2008)和《海洋監測規范》(GB 17378—2007)使用原子熒光法檢測: 采用王水(1+1)沸水浴消解1 h, 冷卻定容, 過0.45 μm濾膜后待測。沉積物與植物根莖葉樣品中Cr、Ni、Cu、Zn和Pb的檢測參考EPA推薦的HNO3-H2O2消解分析測試法, 使用電感耦合等離子體質譜儀檢測Cr、Ni、Cu和Zn, 使用火焰原子吸收光譜儀(PinAAcle 900T, PerkinElmer, 美國)檢測Pb。

在測定水樣、沉積物及植物重金屬含量時, 分別加入市售的標準物質(基準純, PerkinElmer, 美國)、廣西灰巖區水系沉積物標準物質(基準純GBW-07310, 中國地質科學院地球物理地球化學勘查研究所)和灌木枝葉成分分析標準物質(基準純GSV-2, 中國地質科學院地球物理地球化學勘查研究所)測定加標回收率。檢測As、Hg、Cr、Ni、Cu、Zn 和Pb的加標回收率范圍: 水樣中分別是100.12%～121.88%、100.25%～127.63%、74.65%～160.83%、97.90%～160.40%、90.49%～166.51%、57.70%～106.77%和73.71%～134.01%; 沉積物中分別是74.73%～88.33%、121.43%～139.11%、75.96%～93.35%、75.96%～96.00%、93.36%～104.42%和74.81%～91.85%; 植物樣品未檢測As和Hg, 其他重金屬加標回收率分別為52.08%～62.50%、44.12%～80.88%、66.29%～73.86%、212.17%和86.97%～109.04%。

1.5 重金屬污染風險評價方法

參考《地表水環境質量標準》(GB 3838—2002)和《土壤環境質量 農用地土壤污染風險管控標準(試行)》(GB 15618—2018), 采用單因子污染指數法和內梅羅綜合污染指數法(P綜)[16]評價會仙濕地典型河流地表水以及沉積物污染程度。單因子指數是重金屬實際含量與評價標準值的比值, 內梅羅綜合指數法則加大了高濃度重金屬對環境質量影響的權重(式(1))。以桂林市土壤重金屬背景值為參考值, 采用地累積指數(Igeo)法和潛在生態風險指數(RI值)法[17]研究沉積物重金屬生態風險, 地累積指數法能夠反映沉積物重金屬的分布變化特征(式(2)), 潛在風險指數能夠反映沉積物重金屬潛在風險指數(式(5))。植物富集系數(bioaccumulation factor, BAF)是植物體內的重金屬含量與環境介質中相應重金屬的比值[18], 其反映植物富集環境介質重金屬的能力, 本文分析水葫蘆根部從地表水和沉積物中富集重金屬的能力。

(1)

Igeo=log2(Ci/(kBi)),

(2)

式中:k用于校正區域背景值差異(一般取常數1.5, 無量綱);Bi為重金屬元素i的地球化學背景值, mg/kg。

(3)

(4)

(5)

2 結果與討論

2.1 地表水中重金屬的分布特征、污染風險評價與相關性分析

2.1.1 分布特征 重金屬含量在夏秋兩季差異較明顯(圖2)。兩季12個樣點As、Hg、Cr、Ni、Cu、Zn和Pb含量范圍分別在0.8～4.8、ND(未檢出)～0.68、2.84～110.66、0.19～24.55、0.41～178.62、0.93～58.28和0.31～15.98 μg/L。夏季含量均值的高低順序為Cu>Cr>Zn>Pb>As>Ni>Hg, 而秋季時為Cr>Zn>Ni>Pb>Cu>As>Hg, 兩季總體重金屬含量均值的高低順序為Cu>Cr>Zn>Ni>Pb>As>Hg。夏季重金屬含量均值分別約是秋季的2.62(As)、7.00(Hg)、2.69(Cr)、45.81(Cu)、1.01(Zn)和2.62(Pb)倍, Cu的季節差異最大, Zn則最小。重金屬As、Hg、Cr、Cu、Zn和Pb夏多秋少的季節性差異可能是地表徑流與干濕沉降共同作用的結果, 冬春旱季重金屬元素發生干(濕)沉降, 且冬春季地表水少, 導致重金屬元素在地表有一定積累, 夏季時, 地表徑流將其帶入到河流中。夏季時Cu的含量較其他重金屬要高, 這可能與濕地周圍存在的養殖場廢水及糞便沒有得到合理有效地收集與處理有關。盧信等[19]指出，在禽畜養殖過程中常添加適量Cu以提高禽畜的生產性能及維護機體健康。但對于Ni, 秋季含量均值約是夏季的3.02倍, 在樣點1、2、3、4、5、6和7處秋季Ni的含量高于夏季, 其他樣點夏季高于秋季，說明在大部分樣點由夏季到秋季的過程中地表水中Ni的輸入量高于輸出量。

圖2 會仙濕地典型河流夏秋兩季地表水中重金屬含量

2.1.2 污染風險評價 對比Ⅲ類地表水, 會仙濕地地表水重金屬污染等級呈現出明顯的季節性(圖3)。夏季時, 樣點1、2、7、8和10為重污染等級, 樣點3、4、6、9和11為中污染等級, 樣點12為輕污染等級, 樣點5為清潔等級(圖3a)。夏季地表水為重污染等級(圖3b), 主要受重金屬Hg為重污染等級這一特征影響, 而秋季Hg為輕度污染, 兩季重金屬As、Cu、Zn和Pb均為清潔等級。秋季地表水為輕污染等級, 同樣有Hg污染的情況, As、Cu、Zn和Pb均為清潔等級。兩季Hg含量與Ⅲ類地表水中Hg的限值相比發現, 會仙河流濕地地表水水質為Ⅳ類。

圖3 地表水樣點(a)及重金屬(b)內梅羅綜合污染指數

與其他標準限值比較(表1), 部分樣點As、Hg、Cu和Zn的含量處于較低水平, 水質等級評價較高, 達到Ⅰ、Ⅱ類。其中, 夏季時所有樣點處的As含量和部分樣點處的Zn含量滿足Ⅰ類水質限值要求, 秋季時所有樣點處的As、Cu含量和部分樣點處的Hg、Zn含量滿足Ⅰ類水質要求。與生活飲用水水質限值相比, 兩季中部分樣點處的Ni和Pb含量高于限值, 樣點1、3、4、5、7、8和12處不適宜用作生活飲用水水源地。與農田灌溉(水作)水質限值相比, 各樣點處的水質均滿足農田灌溉用水要求。

表1 評價標準中重金屬濃度限值

2.1.3 相關性分析 3項理化指標和7種重金屬的漸近顯著性(雙側)值均大于一般的顯著水平0.05, 理化指標和重金屬值之間符合正態分布。夏季理化指標和重金屬之間進行Pearson相關性分析(表2)發現,pH和Pb不相關, 并且與其他重金屬的相關程度均較弱。DO、TOC與重金屬的相關程度均較弱, 僅DO和Zn的負相關程度為中度。重金屬之間的相關系數均低于0.8, 相關程度主要介于極弱—強。其中, As和Zn的正相關系數較高, 為0.620。Hg和Zn的負相關系數較高, 為-0.529。Cr和Cu的相關系數最高, 為顯著正相關(P<0.01), 這說明它們可能有相同的來源。秋季時, pH和Cr, DO和Cr、Ni、Cu、Zn、Pb的負相關程度均為中度。TOC和As、Hg、Cr的相關程度較強, 而TOC和Hg之間為顯著正相關(P<0.01)。重金屬之間相關程度主要介于極弱—強，Cr和Ni相關程度最強(P=0.01), Cr和Zn、Pb和Zn、Ni和Cu之間相關程度均為中度。

表2 夏、秋季地表水中理化指標和重金屬相關性

2.2 沉積物中重金屬的分布特征、污染風險評價與相關性分析

2.2.1 分布特征 夏秋兩季總體上Cr和Zn含量均值較高, Ni、Pb、Cu和As次之, Hg含量均值則最低。兩季As、Hg、Cr、Ni、Cu、Zn和Pb的含量范圍分別是: 12.33～22.39、0.28～0.77、57.78～269.27、26.31～52.24、21.17～61.80、120.86～454.50和19.07～54.14 mg/kg, 其含量均值為19.31、0.50、115.40、42.05、34.96、193.65和34.10 mg/kg。夏季含量均值的順序為Zn>Cr>Ni>Cu>Pb>As>Hg, 秋季含量均值的順序為Zn>Cr>Ni>Pb>Cu>As>Hg。

沉積物中不同重金屬之間夏秋含量變化有差異(圖4)。對于Hg、Cr、Ni和Zn而言, 夏季時含量均值比秋季時高, 分別高約0.34、0.37、0.05和0.01倍, 這說明從夏季到秋季, 會仙濕地沉積物中Hg、Cr、Ni和Zn重金屬的輸出量大于輸入量。對于As、Cu和Pb, 秋季時含量均值比夏季時高, 分別高約0.04、0.09和0.36倍, 這表明會仙濕地由夏季轉秋季時, As、Cu和Pb在沉積物中的輸入量大于輸出量。

研究表明，水體中的Hg主要存在于沉積物中[21], Hg的化合物(除Hg(NO3)2外)溶解度很小。夏季會仙濕地沉積物重金屬Hg含量高于秋季, 可能是因為水體中的Hg發生沉降, 同時沉積物也在向水體釋放Hg, 但釋放量小于沉降量。研究區域夏季地表水與沉積物Hg含量高于秋季(圖2b、圖4b), 表明濕地水生態環境Hg有外來輸入, 會仙濕地是桂林旅游景點之一, 進出濕地的車輛向大氣環境中釋放含Hg的尾氣, 尾氣中的Hg發生干濕沉降，經地表徑流攜帶進入濕地水環境中[22]。

圖4 會仙濕地典型河流沉積物中重金屬含量

沉積物和底泥對Pb有較強的吸附性, Pb在水環境中的遷移形式主要是隨懸浮物被水流搬運和遷移, 吸附過程是Pb在水體環境中主要的凈化過程[23]。從夏季到秋季, 會仙濕地地表水中Pb逐漸被懸浮物吸附沉降, 導致沉積物中Pb的含量增加；重金屬Cr在沉積物中的含量減小, 可能是沉積物中有部分Cr重新溶解于水中。

2.2.2 污染風險評價 夏秋兩季沉積物較農用地土壤污染程度有明顯的差異(圖5), 在研究的12個樣點中夏季清潔率(包括清潔與尚清潔)為41.6%, 而秋季高達75%。夏季時，As、Hg、Cr和Zn為輕污染等級；樣點1、2、3、4、5和11為輕污染等級, 樣點6、7、8、10和12為尚清潔等級, 樣點9為清潔等級。秋季時，As、Hg、Cu和Zn為輕污染等級, Cr為尚清潔等級；Ni和Pb為清潔等級, 各樣點處多為尚清潔等級, 僅有樣點2、4和5為輕污染等級。夏秋兩季樣點2、4和5都為輕度污染狀態, 可能與周圍存在的養殖場和魚塘有關, 而養殖場和魚塘[24]是重金屬污染的來源。兩季均有部分樣點處的As、Hg、Cr、Cu和Zn的檢出值超過農用地土壤污染風險篩選值, 但對于有風險管控要求的As、Hg、Cr和Pb而言, 兩季的檢出值均低于風險管控值。

圖5 沉積物樣點(a)和重金屬(b)較農用土壤重金屬污染風險

采用地累積指數法, 對比沉積物重金屬含量與相應的土壤重金屬背景值[25], 發現重金屬污染程度存在較大的差異(表3)。As在夏秋兩季均為清潔程度, 清潔率高達100%, 基本不受季節影響；而Hg和Zn均為輕度或偏中度污染, 污染率高達100%。綜合兩季, Cr為清潔(71%)或輕度污染, Ni在兩季為輕度污染(95.8%), Cu在兩季主要為清潔程度(71%)。Pb在夏季時主要為清潔程度(91.6%),秋季時主要為輕度污染(83.3%), Pb污染程度受季節影響較其他6種重金屬強, 但總體的污染程度比Hg、Zn和Ni弱。綜合兩季, 大部分樣點處As、Cr、Cu和Pb含量超過桂林市土壤背景值, 徐莉等[13]研究也發現桂林會仙濕地土壤表層重金屬平均含量均高于廣西土壤背景值。

表3 夏秋季沉積物重金屬不同污染等級樣點數

夏季沉積物重金屬生態風險等級高于秋季(圖6)。夏季12個樣點中11個樣點屬于中等生態風險等級, 1個樣點(樣點9)屬于輕微, 中等生態風險率高達91.6%; 秋季6個樣點屬于中等, 中等風險率為50%, 6個(樣點1、3、9、10、11和12)屬于輕微。夏秋兩季重金屬As、Cr、Ni、Cu、Zn和Pb的單項生態風險指數Er均小于40, 均為輕微生態風險, 而Hg在兩季24個樣品中有95.8%達到強風險(除秋季時的9樣點屬于中等)。在5種重金屬中Hg的生態風險最高, 這可能是因為Hg的相對含量較其他重金屬高。會仙濕地典型河流沉積物重金屬Hg的平均含量為0.50 mg/kg, 高出桂林市土壤Hg背景值的2.30倍, 兩季As、Cr、Ni、Cu、Zn和Pb的含量均值分別高于背景值的0.14、0.41、1.01、0.34、1.71和0.54倍。李發文等[26]在研究漓江水源地沉積物的生態風險也發現Hg較其他重金屬的生態風險等級高。

圖6 不同重金屬的單項生態風險指數累積圖

2.2.3 相關性分析 2項理化指標(pH和TOC)和7種重金屬(As、Hg、Cr、Ni、Cu、Zn和Pb)符合正態分布, 理化指標和重金屬值之間進行Pearson相關性分析(表4)。秋季時pH和Pb中等程度相關, 而在夏季時呈現極弱相關, 這說明pH與重金屬的作用機制較為復雜, 需要考慮很多因素[28]。夏季時, 除Pb和Cr外，其他重金屬之間的相關系數均低于0.8, 相關程度主要介于極弱和強之間，其中, Hg和Cu的正相關系數較高, 為0.660；Pb和Zn的負相關系數較高, 為-0.239；Cr和Pb的相關系數最高, 為顯著正相關(P<0.01), 這說明它們可能有相同的來源。秋季時pH和除Cr外的其余6種重金屬的負相關程度介于極弱—中等程度, TOC和Cu、Zn的相關系數較高, 相關程度為中等程度；As和Cr、Cr和Pb、Ni和Pb、Cu和Zn的相關系數較高, 分別達0.688、0.539、0.893和0.747, 且Ni和Pb, Cu和Zn均呈顯著正相關(P<0.01)。綜合分析, 沉積物中重金屬As和Cr、Cu和Zn、Ni和Pb可能同源, 說明這些重金屬有著共同的自然源或人為污染源。

表4 夏、秋季沉積物中理化指標和重金屬相關性分析結果

2.3 水葫蘆重金屬的分布特征和富集情況

夏季水葫蘆在樣點1、4、5、6、7、10和11處進行采集, 但樣點1處根部組織較少, 未檢測此處根部的重金屬含量。秋季水葫蘆在樣點1、4、5、6、7、10和11共7處進行采集。由于As和Hg的數據出現異常, 故只對水葫蘆根、莖和葉中Cr、Ni、Cu、Zn和Pb共5種重金屬進行測定分析, 并選取夏秋季共有的點位4、5、6、7、10和11探究水葫蘆根部從地表水(根-地表水)和沉積物(根-沉積物)兩個體系中富集重金屬Cr、Ni、Cu、Zn和Pb的情況。這些點位處所采樣的水葫蘆根系比較發達，且采樣點位靠近河岸，水深較淺，水葫蘆根系與沉積物直接接觸。

2.3.1 分布特征 水葫蘆根、莖和葉部的重金屬含量差異明顯(圖7), 除未檢測根部的樣品, 水葫蘆根部重金屬含量普遍大于莖部和葉部。統計兩季水葫蘆重金屬含量均值發現, 夏季水葫蘆樣品根部的Cr、Ni、Cu、Zn和Pb含量均值分別高出莖部的2.28、4.86、1.88、3.15和0.46倍, 高于葉部的4.00、4.89、1.76、3.65和0.24倍; 秋季時根部的Cr、Ni、Cu、Zn和Pb含量均值分別高出莖部的11.77、-0.55(低)、2.87、2.62和0.54倍, 高于葉部的11.29、3.07、1.54、5.87和0.48倍。不管在水葫蘆的任何部位, 重金屬Zn的含量總是最高, 這可能與水葫蘆對Zn有較好的富集作用有關。

圖7 水葫蘆根莖葉重金屬含量

2.3.2 富集情況 Cr、Ni、Cu、Zn和Pb重金屬在兩個體系中有相似的富集系數大小順序, 水葫蘆根對Zn的富集能力在研究的5種重金屬中最強(圖8)。水葫蘆根-地表水體系Cr、Ni、Cu、Zn和Pb重金屬的富集系數均值分別是1 016.48、14 576.65、3 463.42、26 948.06和15 036.39 L/kg, 大小順序為Zn>Pb>Ni>Cu>Cr。水葫蘆根-沉積物體系5種重金屬的富集系數均值是0.12、0.24、0.28、0.71和0.47, 5種重金屬的富集系數均值大小排序為Zn>Pb>Cu>Ni>Cr。水葫蘆根部對地表水和沉積物中5種重金屬富集能力大小順序相似, 這說明水葫蘆根部從水環境介質中(不論是地表水，還是沉積物)吸附這5種重金屬的能力不同, 吸附能力大小順序為Zn>Pb>Cu(Ni)>Cr。

圖8 水葫蘆富集系數

3 結 論

1)兩季地表水水質均為Ⅳ類地表水, 夏季時為重污染狀態, 秋季時為輕污染狀態, 污染程度主要受Hg含量特征的影響; 部分樣點不宜作飲用水水源地, 各樣點處的水質均滿足農田灌溉用水要求。

2)以農用土壤的污染風險篩選值為依據, 兩季沉積物重金屬污染程度均為輕污染, 兩季均有部分樣點處As、Hg、Cr、Cu和Zn的檢出值超過風險篩選值, 但均低于風險管控值; 參考桂林土壤背景值發現, 研究區域主要受重金屬Hg和Zn污染, 且Hg有強生態風險。

3)會仙濕地水葫蘆根部重金屬含量高于葉部和莖部, 其根部富集地表水與沉積物Cr、Ni、Cu、Zn和Pb重金屬能力的大小順序相似, 為Zn>Pb>Cu(Ni)>Cr。