湖北長湖表層沉積物營養鹽和重金屬分布特征及污染評價

王 芳, 夏 偉, 孫 奧, 段碧輝, 鄒 輝, 趙 敏, 項劍橋, 楊 軍, 李春誠, 袁知洋

(湖北省地質科學研究院,湖北 武漢 430034)

作為生態系統的重要組成部分,湖泊底泥長時間接納并蓄積了大量的營養鹽和重金屬等物質[1],當環境條件發生變化時,營養鹽和重金屬會釋放到水體中,造成水環境的二次污染,嚴重影響湖泊水質[2-3]。氮(N)、磷(P)等營養性污染物的釋放會促進水體中藻類的大量繁殖,使水體呈現富營養化態勢;重金屬因其毒性強、易持久且難降解的特性,易通過水生食物鏈向上傳遞并逐級強化,從而對人類健康造成危害[4-6]。因此研究沉積物營養鹽及重金屬的分布特征,對湖泊沉積物的生態風險防控具有重要意義。

長湖位于湖北省中部,地處荊州、荊門和潛江三市交界處,是湖北省第三大天然淡水湖泊,是中國長江中下游流域和江漢平原地區重要的生態功能區。近年來,由于工業生產、農業施肥和水產養殖等人為因素影響,長湖的水質及生態平衡受到破壞,部分區域生態功能出現退化趨勢,生態調節功能變得較為脆弱。21世紀初以來,長湖的水質污染狀況才逐漸受到重視,關于長湖的研究報道大部分是關于水污染[7-10]和水生生物學方面[11-17],少量為底泥有機物污染方面[18],而關于表層沉積物重金屬分布特征及污染評價的文獻較缺乏。因此本文以長湖核心區域為研究對象,分別對表層沉積物營養鹽及重金屬分布特征及污染狀況進行評價,以期為長湖污染控制和生態修復提供科學依據。

1 材料和方法

1.1 研究區概況

長湖自西向東分為4個湖區:廟湖區、海子湖區、馬洪臺區和圓心湖區,其中馬洪臺區和圓心湖區水域開闊,有不同范圍的圍網養殖,圓心湖區圍網養殖面積更大且更密集,但2016年均已拆除。在空間分布上,長湖水質呈現較強異質性,不同區域水質差異較大。

研究區位于長湖馬洪臺區和圓心湖區的北部,水域開闊,沿岸主要有后港鎮和毛李鎮。后港鎮和毛李鎮近幾年經濟發展迅速,尤其是后港鎮已建成5 km2的后港工業園區,其中玻璃建材產業比重達70%。因此,根據湖泊地勢、周圍城鎮經濟發展狀況,并結合湖泊形狀,進一步將圓心湖區劃分為后港區、湖心區、毛李區(毛李1區、毛李2區)和出湖口區(圖1)。

圖1 長湖采樣點分布圖

1.2 樣品采集與分析

本次研究于2019年9月在長湖共布設25個采樣點(圖1),即馬洪臺區MH1-MH6、后港區HG1-HG4、湖心區HX1-HX6、毛李1區ML11-ML16、毛李2區ML21-Ml22和出湖口區CH1。利用彼得森采泥器,采集0～15 cm表層沉積物樣品,取中部樣品放入干凈的聚乙烯塑料袋內。采樣完畢后,將樣品運回實驗室,挑出雜物后將樣品分成2份,一份保留作備用,一份自然風干后研磨過100目篩,用于總氮(TN)、總磷(TP)、有機碳(Corg)和重金屬的測定。

沉積物營養鹽TN、TP和Corg分別采用半微量凱氏定氮法、電感耦合等離子體發射光譜法(ICP-OES)、重鉻酸鉀容量法測定。重金屬Cd、Pb、Cu、Zn、Mo采用電感耦合等離子體質譜法(ICP-MS)測定,Cr、Ni、Mn、V采用電感耦合等離子體發射光譜法(ICP-OES)測定,As和Hg采用原子熒光光譜法(AFS)測定,pH采用離子選擇性電極法pH計測定。測定時準確度采用國家一級標準物質進行監控,精密度控制采用4個兼顧大部分元素高中低含量的土壤一級標準物進行監控,樣品報出率為100%,準確度和精密度監控樣總體合格率100%,檢驗總體合格率100%。

2 結果與討論

2.1 表層沉積物中營養鹽分布特征及污染評價

2.1.1表層沉積物中營養鹽分布特征

長湖表層沉積物營養鹽含量分布特征見圖2。Corg、TN和TP含量分別為0.18%～2.16%、324～1 991 mg/kg和303～3 897 mg/kg,平均值分別為0.92%、947 mg/kg和1 217 mg/kg,空間分布差異較大。通過對不同區域表層沉積物營養鹽含量的比較分析,可知Corg和TN在空間分布上具有一致性,含量高值區基本位于馬洪臺區,其次為毛李區,含量低值區基本位于后港區、湖心區和出湖口區;TP含量表現為后港區和湖心區最高,其次為馬洪臺區,毛李區和出湖口區最低。Corg、TN和TP在湖心區的變化趨勢與余祺等[17]的研究結果較吻合。值得注意的是,毛李1區Corg、TN和TP有極高值點,ML11和ML16樣點Corg與TN含量較高,排污口附近ML12樣點TP含量較高,達到3 897 mg/kg。Corg、TN、TP的不均勻分布可能與人為活動有關。

圖2 長湖表層沉積物營養鹽含量變化

近幾年來,長湖流域開展了一系列水污染防治工作,本次調查與2005年[18]和2012—2013年[8]調查結果相比較(表1),湖心區和后港區Corg含量降低,TP含量增加,而湖心區TN含量先增加后降低,可能因為2012—2013年左右,長湖區域有大規模圍網養殖,導致湖心區TN含量大幅度上升;2016年圍網養殖基本拆除,TN含量慢慢降低。有研究認為長湖水體富營養化狀態具有時空差異性[8],所以采樣季節也是影響TN和TP含量變化的一個因素。總之,研究區TN和TP有大幅增長的趨勢,這與滆湖和鄱陽湖的變化趨勢一致[19-20],特別是TP含量已高于長江中下游地區的洪湖、梁子湖、洞庭湖、太湖、巢湖沉積物[21-25]和中國東部典型湖泊沉積物的TP參考閾值(455～459 mg/kg)[26];TN含量均值雖相對較低,但馬洪臺區等局部區域也已超過洞庭湖、太湖、巢湖和中國東部典型湖泊沉積物的TN參考閾值(1 106～1 115 mg/kg)[26],可能會對湖泊生態系統構成威脅。

表1 長湖不同年度表層沉積物營養鹽含量對比

2.1.2營養鹽污染評價

目前缺乏統一的標準評價湖泊沉積物中營養鹽的污染狀況,考慮到研究區Corg含量較低,所以本文采用綜合污染指數法評價長湖表層沉積物中營養鹽的污染狀況,單項污染指數和綜合污染指數計算方法[28]如下:

Si=Ci/Cs

(1)

(2)

式中:Si為評價因子i的單項污染指數,其分級標準見表2;Ci為評價因子i的實測值(mg/kg);Cs為評價因子i的評價標準值,TN和TP的評價標準值分別為670、440 mg/kg[27];FF為綜合污染指數,其分級標準見表2;Fave為n項污染物污染指數平均值(STN和STP的平均值);Fmax為最大單項污染指數(STN和STP的最大值)。

表2 表層沉積物營養鹽污染程度分級

污染指數計算結果(表3)表明,長湖處于輕度—重度污染。其中,后港區、湖心區、馬洪臺區處于重度污染,毛李區處于中度污染,出湖口區處于輕度污染,這與空間分布上長湖西北部入湖地區的水質差于湖心及東南部出湖地區的結論基本一致[9]。對比分析,研究區TP污染程度明顯高于TN污染程度,TP污染是造成長湖水體富營養化的主要因素[8]。

表3 長湖表層沉積物營養鹽污染評價結果

沉積物中的N、P一部分來源于水生生物殘體,另一部分來源于外源性輸入[29]。前人研究認為,長湖的污染物主要來源于西北部地區的入湖河流[9],其水體富營養化主要由農業活動造成,其中水產養殖所產生的TN和TP最高[8]。也有研究認為,鰱、鳙過高的放養密度所造成的負面影響是長湖營養鹽的主要來源[7]。1985—2011年,長湖水生植物覆蓋率下降了約86.7%,現存水生植被主要集中于東部、東北部及中段沿岸[15],因此研究區表層沉積物中N和P含量的增加可能一部分來源于水生生物殘體。另外,近幾年長湖圍網養殖情況雖已得到改善,但長湖周邊工業發展迅速,對長湖的影響不可忽視。根據相關性分析,Corg和TN有顯著的正相關性(R=0.981,P<0.05),說明N主要以有機氮形式存在[30],可能是長湖流域TN含量分布格局與Corg一致的原因造成。TP與Corg基本無相關性,說明沉積物中P以無機磷為主[31]。同時湖心區和后港區TP含量較高,且N/P和C/P比值較低,說明該區域受到無機磷或農業磷的污染[32-33],與后港區工農業廢水的排放密切相關。后港區P較高的增長趨勢對湖心區有較大影響,湖心區處于眾水匯入的區域,水流從后港區流入時,湖面突然拓寬,流速減慢,水中污染物在此沉積,且湖心區水體較深,水體交替演變較慢,導致湖心區污染程度較嚴重。此外,點源仍是影響流域(特別是長湖湖汊)水質變化的主要因素之一[9],造成了研究區部分采樣點營養鹽含量異常,特別是毛李區。

2.2 表層沉積物中重金屬分布特征及污染評價

2.2.1表層沉積物中重金屬分布特征

長湖表層沉積物重金屬含量分布特征見圖3。各重金屬含量平均值由大到小排序為Cr>Pb>Zn>As>Ni>Cu>Cd>Hg,其含量平均值(區間值)分別為190.83(54.4～444)、81.21(25.9～214)、73.63(37.3～87.0)、72.64(6.61～185)、51.96(17.9～101)、37.92(19.9～58.7)、0.20(0.06～0.41)、0.04(0.02～0.10) mg/kg。通過對不同區域表層沉積物重金屬含量的比較分析,可知As、Pb、Cr、Cu、Ni在空間分布上具有一致性,含量高值區主要集中在后港區和湖心區,其中As含量顯著高于江漢流域土壤背景值(表4),為土壤背景值的6.20～16.52倍,而Pb、Cr、Cu、Ni含量分別為土壤背景值的2.96～7.26、2.12～5.44、1.22～1.86、1.52～2.84倍;其次為毛李區,As含量為土壤背景值的0.59～5.29倍,毛李1區因樣點ML12和ML13附近有排污口導致其As、Cr、Cu、Ni含量增加,毛李2區也可能存在點源污染,導致As、Cr、Cu、Ni、Pb含量較高;馬洪臺區和出湖口區As、Pb、Cr、Cu、Ni含量最低。Cd在馬洪臺區含量最高,略高于土壤背景值;其次為后港區、湖心區、毛李區和出湖口區,含量均低于土壤背景值。Hg在馬洪臺區含量最高,其次為毛李1區的2個樣點(ML11、ML16),略高于土壤背景值,其他樣點含量均低于土壤背景值。Zn含量在各區域變化不明顯,整體上低于或接近于土壤背景值。

表4 江漢流域土壤背景值[34]

圖3 長湖表層沉積物重金屬含量的變化

2.2.2重金屬污染及生態風險評價

采用瑞典科學家Hakanson[35]提出的潛在生態風險指數法進行風險評價。潛在生態風險指數法綜合考慮了重金屬的毒性、評價區域對重金屬污染的敏感性以及重金屬區域背景值的差異,可以綜合反映沉積物中重金屬的潛在生態影響[36]。計算公式如下:

Cf=Ci/Cn

(3)

式中:Cf為重金屬i的污染指數;Ci為重金屬i的實測含量(mg/kg);Cn為重金屬i的評價參比值,選用江漢流域土壤背景值(表4)。

Er=Tr·Cf

(4)

式中:Er為重金屬i的單項潛在生態風險指數,其分級標準見表5;Tr為重金屬i的毒性響應系數,反映重金屬的毒性水平及生物對重金屬污染的敏感程度,各重金屬的Tr分別為:Hg=40、Cd=30、As=10、Cu=Pb=Ni=5、Cr=2、Zn=1[37]。

表5 表層沉積物單項及綜合潛在生態風險分級標準

RI=∑Er

(5)

式中:RI為多個重金屬的綜合潛在生態風險指數,其分級標準見表5。

重金屬單項潛在生態風險評價結果(圖4)顯示,除As、Cd、Hg外,其他重金屬均處于低生態風險水平。As在后港區和湖心區處于較重生態風險水平,在毛李2區處于中等生態風險水平;Cd與Hg在馬洪臺區的潛在生態風險指數略>40,處于中等生態風險水平。因此As是主要的生態風險貢獻因子,其生態風險水平高于巢湖[38]、鄱陽湖[39]、洞庭湖[31]和江蘇西部湖泊[40],需要格外關注;其次為Hg和Cd,這與滆湖相似[19],但是污染程度均低于滆湖。綜合潛在生態風險等級(圖5)表明,后港區和湖心區處于中等生態風險水平,這與長湖流域的地勢及經濟發展格局相符。雖然目前長湖沒達到重—嚴重生態風險水平,但是As造成的生態危害需要引起重視。

圖4 長湖表層沉積物重金屬單項潛在生態風險等級分布圖

圖5 長湖表層沉積物重金屬綜合潛在生態風險等級分布圖

湖泊重金屬污染來源主要為人為污染排放,其次為流域母質[19]。從總體上看,長湖西北部重金屬含量相對較高,污染相對嚴重,不僅與長湖上游西北部的入湖河流有關,而且與后港鎮經濟的快速發展及人類活動排入湖泊的污染物有關。根據相關性分析(表6),重金屬As、Cr、Cu、Ni和Pb之間相關性顯著,可能具有相似的來源。As主要存在于農藥和工業廢水中[41],作為農藥、肥料、玻璃等工業的原材料,均增加了環境中的As污染量[42-43]。后港鎮農業和工業發展較發達,湖心區處于眾水匯入的區域,與后港區距離較近,且重金屬As、Cr、Cu、Ni和Pb在后港區和湖心區含量較高,因此研究區域As、Cr、Cu、Ni和Pb可能主要來源于后港鎮工農業廢水,通過后港區向湖心區遷移沉淀富集,與TP來源具有一定的相似性,而毛李區部分樣點重金屬含量異常與點源污染有關。冶煉工業、電鍍、合金制造和原油燃燒會產生大量的Cd[44],Hg主要來源于化石燃料和石油產品的燃燒[45],馬洪臺區作為船只航道,其Cd和Hg含量最高,因此推斷Cd和Hg主要來源于船只燃油排放;長湖西北部荊州市排放的生活污水和工業廢水量較大[9],且通過拾橋河可直接排入長湖馬洪臺區,也是污染源之一;毛李區部分采樣點Hg含量較高,可能與點源污染有關;而湖心區離污染源較遠,所以暫未受到明顯影響。Zn含量低于或接近于土壤背景值且變異系數低,因此其主要來源于流域母質。此外,As、Cr、Cu、Ni、Pb、Zn、Cd與pH顯著正相關,表明隨著pH值的升高,可能會增加表層沉積物對重金屬離子的吸附作用;而Hg與pH無相關性,可能因為Hg受點源影響較大。同時As、Cr、Cu、Ni、Pb與Mn、Mo、V等氧化還原敏感微量元素具有顯著的正相關性,說明水體氧化還原條件也是影響長湖沉積物重金屬分布的因素之一。還有研究表明沉積物粒徑對沉積物吸附和釋放營養鹽的能力有重要影響[46],但長湖重金屬含量分布與沉積物粒徑的關系有待進一步研究。

表6 長湖表層沉積物重金屬、理化性狀之間的相關系數

3 結論

(1) 長湖表層沉積物營養鹽空間分布差異較大。Corg和TN在空間分布上具有一致性,含量高值區基本位于馬洪臺區,其次為毛李區,含量低值區基本位于后港區、湖心區和出湖口區;TP含量表現為后港區和湖心區最高,馬洪臺區次之,毛李區和出湖口區最低。

(2) 長湖表層沉積物重金屬空間分布差異也較大。As、Pb、Cr、Cu、Ni在空間分布上具有一致性,含量高值區主要集中在后港區和湖心區,毛李區次之,馬洪臺區和出湖口區含量最低;Cd在馬洪臺區含量最高(略高于土壤背景值),其次為后港區、湖心區、毛李區和出湖口區(含量均低于土壤背景值);Hg在馬洪臺區含量最高,其次是毛李1區的2個樣點(ML11、ML16)(略高于土壤背景值),其他樣點含量均低于土壤背景值;Zn含量在各區域變化不明顯,整體上低于或接近于土壤背景值。

(3) 長湖表層沉積物中營養鹽總體處于輕度—重度污染。后港區、湖心區、馬洪臺區處于重度污染,毛李區處于中度污染,出湖口區處于輕度污染。TP污染是造成長湖水體富營養化的主要因素。

(4) 長湖表層沉積物重金屬中,除As、Cd、Hg外,均處于低生態風險水平,其中As是主要的生態風險貢獻因子,在后港區和湖心區處于較重生態風險水平,在毛李2區處于中等生態風險水平;Cd與Hg在馬洪臺區處于中等生態風險水平。后港區和湖心區綜合潛在生態風險處于中等水平,這與長湖流域的地勢及經濟發展格局相符。雖然目前長湖沒達到重—嚴重生態風險水平,但是As造成的生態危害需要引起重視。