盛維康,侯青葉*,楊忠芳,余 濤,袁嘉欣,戴高樂,唐志敏

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湘江水系沉積物重金屬元素分布特征及風險評價

盛維康1,侯青葉1*,楊忠芳1,余 濤1,袁嘉欣1,戴高樂1,唐志敏2

(1.中國地質(zhì)大學(北京)地球科學與資源學院,北京 100083；2.中國地質(zhì)調(diào)查局,南京地質(zhì)調(diào)查中心,江蘇 南京 210016)

對湘江流域水系沉積物中9種重金屬(As?Cd?Cr?Cu?Hg?Ni?Pb?Sb?Zn)含量進行統(tǒng)計分析,以地累積指數(shù)(geo)為參數(shù)分析了1982年以來湘江流域重金屬污染程度的變化趨勢,采用富集因子法和對數(shù)回歸模型評價了重金屬污染程度和潛在水生生物風險,并采用主成分分析法判別了重金屬的可能污染來源.結果表明:湘江流域水系沉積物中重金屬的空間分布極不均勻,近30a以來重金屬元素的geo大體呈緩慢上升的趨勢,長株潭地區(qū)和衡陽地區(qū)大部分重金屬元素的geo逐漸降低.湘江流域污染程度最高的重金屬元素為Cd,其次為As和Hg,郴州地區(qū)呈現(xiàn)出以Cd為主,多種重金屬復合污染特征,具有很強的潛在水生生物危害性,是湘江流域污染最嚴重的地區(qū).水系沉積物中重金屬可能的2個主要污染來源為采選?冶煉廢水的排放和尾礦庫的泄漏,巖石的化學風化和河流的搬運作用.

水系沉積物；重金屬；生態(tài)風險評價；湘江

湘江是洞庭湖水系最大的河流,長江第二大支流,徑流量占長江的7.5%[1],在湖南省境內(nèi)長670km,流域面積為9.466×104km-2[2],流經(jīng)永州、衡陽、株洲、長沙等8個城市.湖南作為我國著名的“有色金屬之鄉(xiāng)”,大多數(shù)有色金屬礦及其采選冶煉企業(yè)主要集中在湘江中下游,隨著湖南省有色金屬礦產(chǎn)資源的生產(chǎn)加工利用,大量工業(yè)廢棄物不斷排放到周圍環(huán)境中,對湘江水系及流域環(huán)境造成了嚴重污染[3].

重金屬由于其毒性?隱蔽性?難以被微生物降解及生物富集等特征,對生態(tài)環(huán)境及人體健康都具有潛在危害性.水系沉積物是水體重金屬的重要歸宿和主要儲存場所,也是潛在污染受體和污染源[4].進入水體的重金屬絕大部分會隨著懸浮物沉降而在沉積物中富集,使得其含量比水體中高出許多倍,甚至可高達幾個數(shù)量級,但當環(huán)境條件發(fā)生改變時,沉積物又可向水體中釋放重金屬,造成二次污染.

研究表明,湘江流域表層沉積物中,Cd、Cu、Pb、Zn主要以弱酸溶解態(tài)?可還原態(tài)和可氧化態(tài)三種可提取態(tài)為主,生物有效性的大小順序為:Cd>Pb> Zn>Cu,主要賦存于鐵-錳氧化物礦物相和碳酸鹽礦物中,其中Cu還以較大的比例賦存于有機質(zhì)中[5-6].對水系沉積物中重金屬元素進行生態(tài)風險評價對掌握流域重金屬的分布特征及污染程度,污染源示蹤和遷移轉(zhuǎn)化規(guī)律等研究都具有十分重要的意義.目前,大部分學者對重金屬元素的分布特征及生態(tài)風險評價等方面的研究局限于某些重點污染地區(qū),如長株潭地區(qū)[7-8]、衡陽地區(qū)[9-10]等,對整個湘江流域重金屬污染程度的變化趨勢,污染源解析及生態(tài)風險評價的研究相對較少.

本文通過采集整個湘江流域的水系沉積物樣品,對其氧化物、有機碳(Corg)、pH值、As、Cd、Cr、Cu、Hg、Ni、Pb、Sb、Zn等指標進行了分析測試,利用地累積指數(shù)法分析了湘江流域20世紀80年代以來污染程度的變化趨勢;采用富集因子法和對數(shù)回歸模型對湘江水系沉積物進行生態(tài)風險評價;并采用主成分分析探討了重金屬元素的可能污染源.

1 樣品的采集與分析方法

湘江流域水系沉積物采集于2015年10月,采樣點分布如圖1所示,其中干流采樣點23個,耒水采樣點7個,郴江采樣點2個,東河采樣點12個,均為單點采樣.大多數(shù)沉積物樣品以泥質(zhì)為主.采集過程盡量避免砂質(zhì)混入,取0~5cm的表層沉積物,裝入聚乙烯塑料袋中密封并進行編號.水系沉積物樣品經(jīng)過風干后,過10目尼龍篩,然后使用無污染球磨機研磨至200目進行分析測試.樣品測試由國土資源部安徽地質(zhì)實驗中心完成.將5.0g樣品裝入小紙袋中,在105℃恒溫干燥箱內(nèi)烘2h,放入干燥器中冷卻;將冷卻后的試料輕輕倒入塑料壓片環(huán)中,用樣品勺撥平稍壓實,然后用壓力機壓成平整光滑的圓片;直接用X熒光光譜儀(日本理學ZSX-primusⅡ)測定氧化物含量.稱取0.05g樣品用混合酸進行消解(5mL HCl、3mL HNO3、7mL HF、0.25mL HClO4),然后加王水將樣品全部溶解,用高純水定容至25mL,用等離子體質(zhì)譜法(賽默飛世爾X-SERIES Ⅱ)測定Cd、Cr、Cu、Ni、Pb和Zn元素含量;用原子熒光光譜法(AFS-3100)測定As、Hg和Sb含量.在加熱條件下,用過量的重鉻酸鉀-硫酸溶液氧化沉積物有機碳,多余的重鉻酸鉀用硫酸亞鐵標準溶液滴定,由消耗的重鉻酸鉀量按照氧化校正系數(shù)計算出有機碳量.稱取通過2mm孔徑篩的風干試樣10g(精確至0.01g)與50mL高型燒杯中,加入除去CO2的水25mL(樣液比為1:2.5),用攪拌器攪拌1min,使試樣顆粒充分分散,放置30min后以測定沉積物pH值.

分析測試的準確度和精密度分別采用GBW07458、GBW07459標準樣品和5個密碼樣進行檢驗.以每個標準物質(zhì)測量值與標準值的相對偏差(RE)代表準確度,合格率398%;以重復樣中各元素的相對雙差(RD)代表精密度,合格率390%,準確度和精密度均符合分析要求,測試數(shù)據(jù)可靠.

圖1 湘江流域水系沉積物采樣點分布

2 數(shù)據(jù)特征

2.1 理化性質(zhì)及氧化物組成特征

湘江流域水系沉積物Corg、pH值、SiO2、Al2O3、TFe2O3、MgO、CaO、Na2O、K2O統(tǒng)計結果如表1所示.湘江流域中水系沉積物的pH值為7.49~9.17,平均值為8.16,變異系數(shù)為0.05,根據(jù)Wilding[11]對變異系數(shù)的分類,屬于小變異,表明水系沉積物的pH值變化程度較小,呈弱堿性; Corg含量范圍為0.1%~3.92%,平均值為1.34%,變異系數(shù)為0.75,屬于高度變異,表明Corg在水系沉積物中的分布極不均勻.主量元素SiO2、Al2O3、Na2O、K2O的變異系數(shù)均小于0.35,變異程度不高,表明它們在水系沉積物中的含量相對穩(wěn)定,受空間影響較小;TFe2O3、MgO、CaO的變異系數(shù)均大于0.35,為高度變異,表明它們在水系沉積物中的含量變化較大,受空間影響較大.與上地殼元素豐度[12]相比,湘江流域水系沉積物中明顯虧損Na2O、K2O、MgO、CaO、Al2O3,而相對富集SiO2;相對于全國水系沉積物[13]而言,湘江流域水系沉積物明顯虧損Al2O3、MgO、CaO、Na2O,而相對富集SiO2,表明水系沉積物所受的化學風化作用較強,風化程度較高.

表1 湘江水系沉積物pH值?有機碳及氧化物含量統(tǒng)計

注:pH值無量綱;其他元素:%

2.2 重金屬含量分布特征

湘江流域水系沉積物中重金屬元素含量的統(tǒng)計結果如表2所示,水系沉積物中As、Cd、Cr、Cu、Hg、Ni、Pb、Sb和Zn含量平均值分別為163.9, 9.6, 107, 72, 0.714, 30, 270, 9.07, 507mg/kg;分別是全國水系沉積物背景值[13]的20.48, 87.26, 1.99, 3.58, 26.43, 1.36, 12.27, 15.12, 7.80倍.Cr的最小值出現(xiàn)在東河上游,在湘江干流湘潭地區(qū)達到最大值; As、Cd、Cu、Hg、Ni、Pb、Sb和Zn的最低值都出現(xiàn)在下游的長株潭地區(qū),Ni的最大值出現(xiàn)在湘江干流上游,Cd的最大值出現(xiàn)在東河與耒水交匯處, As、Cu、Hg、Pb、Sb和Zn均在東河中游處達到最大值.湘江流域水系沉積物中重金屬元素含量變異系數(shù)的大小順序為Hg>As>Zn>Pb>Cu>Cd>Sb> Ni>Cr>0.36,都屬于高度變異.As(1.22)、Hg(2.20)、Pb(1.17)、Zn(1.21)變異系數(shù)相對其他重金屬元素變異系數(shù)較大,表明這些重金屬元素的空間分布極不均勻.

表2 湘江水系沉積物重金屬含量統(tǒng)計

注:Hg:μg/kg;其他元素:mg/kg.

根據(jù)湘江流域背景值[14],對湘江流域水系沉積物重金屬含量進行分級(圖2),直觀地顯示出各重金屬元素的富集程度及其空間分布特征.As、Cu、Hg、Pb、Sb和Zn分布特征較為類似,東河段絕大多數(shù)采樣點中,含量均高于背景值5倍以上;湘江干流段從上游到下游呈現(xiàn)出逐漸降低的趨勢,在干流流經(jīng)衡陽(S27~S25)及長株潭地區(qū)(S09~S08)后,含量急劇增加.大部分采樣點Cd元素含量都高于背景值5倍以上.Cr元素含量波動較小,總體變化不大,相對富集于長株潭地區(qū),其含量為背景值5倍以上,在其他地區(qū)采樣點中Cr含量為背景值的3~5倍;Ni相對富集于湘江中上游和郴江,其含量為背景值的3~5倍,而長株潭地區(qū)和東河段水系沉積物中含量低于其背景值.

3 討論

3.1 重金屬污染時間變化趨勢

為了研究湘江流域重金屬污染程度變化趨勢,本文選擇地累積指數(shù)geo[15]為參數(shù):

式中:geo為地累積指數(shù);C代表重金屬元素的含量;B代表重金屬元素的地球化學背景值,本文采用湘江流域背景值[14]作為參考值.分別計算1982年[16]和2015年湘江流域,1982[16]年?2006年[7]和2015年長株潭地區(qū),1982年[16]、2007年[17]和2015年衡陽地區(qū)水系沉積物中各重金屬的平均地累積指數(shù)并進行對比(圖3).

在過去的30a間,從整個湘江流域來看(圖3a), Cu和Zn元素的geo基本沒有發(fā)生改變,As、Cd、Cr、Hg和Pb元素的geo具有較大的增幅,分別增長了92.16%、45.82%、116.39%、79.04%和44.28%.從長株潭地區(qū)來看(圖3b),As和Cr元素的geo分別增長了32.67%和618.01%,其他重金屬元素的降幅都極高.從衡陽地區(qū)來看(圖3c),As?Hg和Cd的geo基本沒有發(fā)生改變,Cr元素的geo增長了118.40%,Cu、Ni、Pb和Zn元素的geo分別下降了58.28%、280.82%、70.05%和61.26%.

可以看出,長株潭地區(qū)和衡陽地區(qū)除了As?Cd和Cr之外,其他重金屬元素的geo明顯降低,而在整個湘江流域中,大部分重金屬元素的geo呈逐漸上升的趨勢,表明在湘江流域中一定存在一個重金屬污染程度較高的區(qū)域,并且人為活動對環(huán)境的影響逐漸加劇.

此外,值得關注的是Sb和Cr元素,Sb與As,具有相似的地球化學性質(zhì),并存在潛在的致癌性[18].湘江流域Sb元素背景值為3.93mg/kg,高于土壤中Sb的最大允許濃度3.5mg/kg[19],湘江干流段、耒水段?郴江段和東河段Sb的geo分別為-0.21, -0.08,0.67, 1.66,說明郴江段和東河段Sb元素達到中度污染. Cr元素的geo在湘江流域?長株潭地區(qū)和衡陽地區(qū)的增幅分別為116.39%、618.01%、118.40%,污染程度均為無污染到重度污染.

3.2 污染程度及生態(tài)風險評價

3.2.1 富集因子法 富集因子是由Zoller等[20]首次提出----,用于研究南極上空大氣顆粒物的來源.在環(huán)境地球化學中,富集因子是用以定量評價污染程度和污染來源的重要指標,常采用Al、Fe、Zr等元素作為參考元素進行計算[21-22].本文選取Al(Al2O3)作為參考元素,計算公式為:

式中:Ci代表重金屬元素i的含量,sample和standard分別代表樣品和參比值,本文采用湘江流域背景值 [14]作為參比值.Sutherland等[23]根據(jù)富集因子的大小,將元素的污染程度分成5個級別:EF<2代表無及輕微污染,2~5代表中度污染,5~20代表重度污染,20~40代表嚴重污染,>40代表極重污染.

從圖4可以看出:水系沉積物重金屬富集因子中位線都高于2,整體污染程度較高,屬于復合污染,重金屬污染程度高低順序為Cd>Pb>As>Hg>Zn> Cu>Sb>Cr>Ni.Cr和Hg的富集因子箱線圖為對稱尾重分布,Cr元素污染程度變化不大,基本為中度污染,較高異常值出現(xiàn)在長沙和湘潭地區(qū),為重度污染;Hg元素污染程度差異較大,在衡陽地區(qū)為重度及嚴重污染,郴州地區(qū)為極重污染.As、Cu、Ni、Pb、Sb和Zn的富集因子箱線圖均為左偏態(tài)分布.Ni元素污染程度整體較低,大部分地區(qū)都為中度污染;Cu和Zn在大部分地區(qū)分別為重度污染和中度污染,兩者的較大異常值均出現(xiàn)在郴州地區(qū),分別為極重污染和嚴重污染;As和Pb具有相似的富集因子箱線圖,平均污染程度均為重度污染,但是Pb元素在株洲和長株潭地區(qū)污染程度最高,而As元素污染程度最高的地區(qū)為郴州和衡陽地區(qū);Cd的富集因子箱線圖為右偏態(tài)分布,絕大部分采樣點的富集因子都大于40,表明流域內(nèi)絕大多數(shù)地區(qū)都為Cd極重污染.由此可見,在湘江流域中Cd是污染最為嚴重的元素;長株潭地區(qū)、衡陽和郴州是污染最嚴重的地區(qū).其中長株潭地區(qū)主要為Cd-Cr-Pb-Zn元素復合污染,衡陽地區(qū)主要為As-Cd-Hg-Pb-Zn復合污染,郴洲地區(qū)主要為As-Cd-Cu-Hg-Pb-Sb-Zn復合污染.

3.2.2 對數(shù)回歸模型 對數(shù)回歸模型是美國學者Field于1999年首次提出的一個經(jīng)驗模型,用于評估沉積物中相匹配的化學數(shù)據(jù)和毒性數(shù)據(jù)[24]及利用沉積物中的化學數(shù)據(jù)預測海洋端足類生物的毒性[25].對數(shù)回歸模型的公式為:

式中:為觀察到毒性影響的可能性,<0.2代表低毒性影響,>0.8代表高毒性影響[25];B0為截距參數(shù),1斜率參數(shù),兩者的取值如表3所示[25];為沉積物中重金屬元素含量;max為單個樣品中毒性影響的最大可能性;為預測的毒性比值,分級關系為:￡0.25代表不會對水生生物造成危害;0.25~0.5代表可能對水生生物造成危害;30.5代表極有可能對水生生物造成危害[25].

表3 對數(shù)回歸模型重金屬元素的B-0?B-1值[25]

對于可能存在復合污染區(qū)域的樣品,重金屬具有良好的生物毒性預測性[25].研究區(qū)重金屬元素的富集因子計算結果表明,湘江流域復合污染程度較高,因此本文利用對數(shù)回歸模型評價預測湘江流域沉積物中重金屬元素的生物風險性.湘江干流和各支流重金屬元素觀察到毒性影響的可能性和預測的毒性比值如圖5和表4所示.

從觀察到毒性影響的可能性大小(值)來看,湘江干流高毒性影響的元素為Cd(值為0.86);耒水高毒性影響的元素為As和Cd(值分別為0.87,0.89);郴江高毒性影響的元素為As、Cd和Sb(值分別為0.95,0.90,0.81);東河高毒性影響的元素為As、Cd、Hg、Pb、Sb、Zn(值分別為0.99, 0.93, 0.83, 0.91, 0.90, 0.91).這表明As和Cd是湘江流域可能引起生物毒性的主要元素.

圖5 湘江流域水系沉積物中Y值分級

湘江流域中大多數(shù)水系沉積物的值均大于0.5,表明極有可能對水生生物造成危害(圖5和表4),其中,東河水系沉積物的值高達0.82,應予以高度重視.郴州地區(qū)(郴江=0.79、東江=0.82)的水系沉積物不僅極有可能對水生生物造成危害,而且多種重金屬元素都具有較高的毒性影響發(fā)生率,是湘江流域污染最嚴重的地區(qū).

表4 湘江流域重金屬元素的P值和Y值

采樣點S24和S15位于衡陽地區(qū),分別是耒水匯入湘江干流的前后采樣點,通過對比這2個采樣點元素的值可以判斷耒水支流對湘江干流的影響.耒水中毒性影響可能性較大的元素為As、Cd和Sb,但是在耒水支流匯入湘江干流前后,As和Sb的值減小,Cd的值僅增長了4.18%,而Ni、Hg和Zn的值變化較大,分別增長了35.27%、13.71%和26.61%;這表明耒水的自凈作用使得耒水支流對湘江干流的影響較小,衡陽地區(qū)采砂活動、工礦企業(yè)廢水排放是可能造成重金屬元素值增大的主要原因[26].

3.3 重金屬來源分析

通過對湘江流域水系沉積物中pH值、Corg、SiO2、Al2O3等氧化物和As、Cd、Cr等重金屬元素進行主成分分析(圖6),提取出前3個主成分因子,解釋了總方差的81.14%,表明這3個主成分因子已經(jīng)能夠反映數(shù)據(jù)的絕大部分信息.

從圖6中可以看出,湘江流域水系沉積物第一主成分(PC1)包含了絕大部分的元素:氧化物CaO、MgO和TFe2O3與重金屬元素As、Cd、Cu、Hg、Pb、Sb和Zn在該因子中具有較高的載荷,結合相關性分析(表5)可以看出,這些重金屬元素之間具有極強的相關性,表明這些重金屬元素可能具有相同的來源,Ca、Mg和Fe的氧化物或其氫氧化物可能是這些重金屬元素的主要載體.從前面的研究可以看出,As、Cd、Cu、Hg、Pb、Sb和Zn元素主要富集于郴州地區(qū).郴州柿竹園礦區(qū)是我國最大的有色金屬礦床,主要伴生礦種包括As、Cd、Cu和Ag等[27-28].湖南省內(nèi)銻礦床主要分布在湘中地區(qū),湘江干流附近銻礦床的分布較少[29].何衛(wèi)平等[30]對柿竹園礦區(qū)尾礦庫的重金屬含量特征的研究表明,尾礦中Cd、As、Cu和Zn的含量較高,一旦尾礦發(fā)生泄漏,將導致尾礦進入水系沉積物中累積,造成嚴重的重金屬污染.通過表1可以看出,東河地區(qū)的MgO、CaO和TFe2O3的平均含量在湘江流域也相對較高.因此,郴州礦區(qū)企業(yè)工廠內(nèi)巖礦石的采選,冶煉廢水的排放和尾礦庫的泄漏是As、Cd、Cu、Hg、Pb、Sb、Zn高度富集的主要原因,且可能主要賦存于Ca、Mg和Fe的氧化物或氫氧化物中.

在第二主成分(PC2)中,常量元素Al和重金屬元素Ni具有較高的載荷.巖石在化學風化作用的影響下會形成含Al的黏土次生礦物,并且在次生礦物形成的過程中,Al的含量幾乎不發(fā)生改變[31].因此,沉積物中Al2O3的含量可以代表化學風化作用形成的次生黏土礦物.Ni與Al2O3正相關關系顯著,表明Ni主要賦存于黏土礦物中.湘江流域主要由石灰?guī)r?花崗巖及紫色砂巖組成[16],在化學風化,河流搬運沉積作用下,Ni隨著黏土礦物發(fā)生遷移與再分配,造成湘江流域沉積物中Ni的背景值高于全國水系沉積物背景值(表2),即第二主成分主要代表了巖石的化學風化和河流的搬運作用.

值得注意的是,Corg與Cd和Ni都具有極強的正相關性(表5),表明有一部分的Cd和Ni可能吸附于有機質(zhì)中.Cr在3個主成分上的載荷都不高,但是與pH值和SiO2具有較強的正相關性,與CaO、MgO和TFe2O3具有較強的負相關性,表明Cr元素的來源比較復雜,值得更深入的研究.

綜上所述,湘江流域重金屬可能來源于2個方面.As、Cd、Cu、Hg、Pb、Sb、Zn可能主要賦存于Ca、Mg、Fe的氧化物或氫氧化物中,來源于郴州地區(qū)企業(yè)工廠的廢水排放和尾礦庫的泄露;Ni可能主要賦存于次生黏土礦物Al氧化物中,主要來源于巖石的化學風化和河流的搬運作用;Cd和Ni還有可能吸附于有機質(zhì)中.

表5 重金屬元素之間的皮爾遜(Pearson)相關系數(shù)

注:**表示在0.01水平下相關性顯著,*表示在0.05水平下相關性顯著.

4 結論

4.1 重金屬元素的空間分布極不均勻.Cr、Ni含量的最大值位于湘江支流,As、Cd、Cu、Hg、Pb、Sb、Zn含量的最大值位于東河,湘江干流在流經(jīng)湘潭地區(qū)和長株潭地區(qū)時,大部分重金屬含量都明顯增高.

4.2 在長株潭地區(qū)和衡陽地區(qū),除了As、Cd和Cr之外,其他重金屬元素的geo明顯降低;而在整個湘江流域中,除了Ni之外,其他重金屬元素的geo緩慢增長.

4.3 富集因子法和對數(shù)回歸模型的結果表明,湘江流域中最主要的污染元素為Cd,其次為As和Hg.郴州地區(qū)是湘江流域污染最嚴重的地區(qū),呈現(xiàn)出以Cd為主,多種重金屬復合污染的特征,具有很強的潛在水生生物危害性.

4.4 主成分分析結果顯示了湘江流域重金屬的2個可能污染來源為:采選、冶煉廢水的排放和尾礦庫的泄漏,巖石的化學風化和河流的搬運作用.

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Distribution characteristics and ecological risk assessment of heavy metals in sediments from Xiang River.

SHENG Wei-kang1, HOU Qing-ye1*, YANG Zhong-fang1, YU Tao1, YUAN Jia-xin1, DAI Gao-le1, TANG Zhi-min2

(1.School of Earth Sciences and Resources, China University of Geosciences, Beijing 100083, China；2.Nanjing Center of Geological Survey, China Geological Survey, Nanjing, Jiangsu 210016, China)., 2019,39(5)：2230~2240

The total contents of nine heavy metals (As、Cd、Cr、Cu、Hg、Ni、Pb、Sb、Zn)in sediments from Xiang River were analyzed. Geoaccumulation index (geo) was used to analyze the trend of pollution since 1982. The degrees of heavy metals pollution and potential aquatic organism risk were evaluated by using enrichment factor (EF) and logarithm regression models, respectively. Possible pollution source of heavy metals were deduced according to the results of principal component analysis (PCA). The results showed that the spatial distribution of these heavy metals in sediments in Xiang River were highly heterogeneous. In general, thegeoof most heavy metals from whole Xiang River had increased slowly in the past 30 years with the exception that it decreased in the Changsha-Zhuzhou-Xiangtan section and Hengyang section. In Xiang River, the most polluted heavy metal was Cd, followed by As and Hg. ChenZhou was the most polluted area and its pollution could be characterized as the combined pollution dominated by Cd. There were two possible pollution sources of heavy metals in sediments. One source was the discharge of industrial wastewater including selecting and smelting wastewater, as well as the leakage of tailings ponds. The other source was the chemical weathering of rocks and river transportation.

sediment；heavy metal；ecological risk assessment；Xiang River

X820.4

A

1000-6923(2019)05-2230-11

盛維康(1995-),男,安徽黃山人,中國地質(zhì)大學(北京)碩士研究生,主要從事環(huán)境地球化學研究工作.

2018-10-31

中國地質(zhì)調(diào)查局地質(zhì)調(diào)查項目(DD20160323);國家自然科學基金資助項目(41773019)

*責任作者, 副教授, qingyehou@cugb.edu.cn