湯向宸，林 陶**，夏品華，黃先飛，馬 莉，楊 羽

(1：貴州師范大學(xué)貴州省山地環(huán)境信息系統(tǒng)與生態(tài)環(huán)境保護重點實驗室,貴陽 550001) (2：貴州師范大學(xué)高原濕地生態(tài)與環(huán)境研究中心,貴陽 550001)

濕地是生物多樣性最豐富的生態(tài)系統(tǒng)，其面積雖僅占地球表面的1%，卻為地球上40%的物種提供了生存環(huán)境[1]. 然而，由于氣候變化和人類的影響，致使?jié)竦匚廴緡?yán)重、生態(tài)系統(tǒng)破壞且具有不可恢復(fù)的后果，其中重金屬污染是近幾十年來濕地出現(xiàn)的最復(fù)雜、最嚴(yán)峻的問題[2-3]. 由于環(huán)境中重金屬毒性、持久性、生物富集和難降解等被認(rèn)為是濕地生態(tài)和人體健康的一個重大威脅. 沉積物中的重金屬會通過浮游動物、底棲動物的攝食，植物的富集等途徑進入到食物鏈中[4]. 汞(Hg)、砷(As)在自然界廣泛存在，是兩種毒性較大的重金屬/類金屬元素. 食用Hg富集較高的動植物體會對鳥類等高等動物的繁殖造成危害[5]，對蛋殼結(jié)構(gòu)和功能造成潛在危險，致使蛋殼薄、孵化率低、死亡率高等[6]. 據(jù)研究As與Hg具有相似富集作用，無機As在鳥類食物源中如塊莖、水藻、昆蟲等的富集潛力較高，產(chǎn)生潛在威脅[7]. As在動物體內(nèi)會造成其蓄積性中毒，甚至導(dǎo)致死亡[8]. 研究濕地中Hg、As含量及形態(tài)分布，對于了解Hg、As的環(huán)境行為、生物有效性及生態(tài)危害具有重要意義，是濕地重金屬研究的一個熱點.

貴州草海國家級自然保護區(qū)是貴州省最大的天然湖泊濕地，是黑頸鶴(Grusnigricollis)等珍稀水鳥的越冬地，是一個完整典型的高原濕地生態(tài)系統(tǒng)，具有重要生態(tài)服務(wù)功能和研究價值[9]. 然而，由于特殊的地質(zhì)背景和人類活動的影響，草海濕地富營養(yǎng)化、濕地面積萎縮和重金屬污染等問題突出[10-12]. 中央及地方各級政府十分重視草海濕地的治理. 實施了一系列保護修復(fù)工程，如污水處理、入湖口濕地恢復(fù)、退耕還濕等. 但是一些規(guī)劃實施的項目如底泥疏浚對生物多樣性的影響，水位抬升淹沒農(nóng)田區(qū)后重金屬、氮磷等污染物釋放對水質(zhì)影響以及對黑頸鶴棲息空間影響等備受爭議[13]. 本文通過對濕地不同水位梯度下重金屬含量、形態(tài)組成及風(fēng)險評估的研究，為了解水位變化對重金屬環(huán)境行為的影響提供參考.

關(guān)于不同水位梯度下沉積物中重金屬的研究主要集中在水庫、潮間帶的遷移轉(zhuǎn)化、空間異質(zhì)性及生態(tài)風(fēng)險等方面[14-16]，水庫區(qū)水位變動造成的環(huán)境變化會導(dǎo)致重金屬沉降速率隨岸邊高度增加而下降，岸邊沉積物的重金屬富集量高于岸邊土壤[17]；而濕地水位變動對重金屬總量及形態(tài)制約影響關(guān)注較少[13].

草海濕地的研究主要集中在濕地植物及鳥類多樣性[18-19]、生態(tài)系統(tǒng)評價[20]，沉積物氮、磷含量及賦存形態(tài)[21-22]、沉積物胞外酶與有機碳的關(guān)系[23]等. 對重金屬的研究也有不少報道，包括湖區(qū)水體和沉積物中Hg、As總量和形態(tài)分布[24]以及甲基汞在草海地棲動物體內(nèi)的富集情況和食物鏈上的傳遞[25]. 關(guān)于草海黑頸鶴棲息地不同水位梯度下Hg、As賦存形態(tài)及生態(tài)風(fēng)險缺乏了解. 鑒于此，本文擬通過對草海黑頸鶴棲息地不同水位梯度上Hg、As形態(tài)分布和生態(tài)風(fēng)險的研究，探討草海水位抬升后對沉積物/土壤中重金屬/類金屬分布的影響，以期為草海水位抬升生態(tài)影響評估提供參考.

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)概況

貴州草海濕地國家自然保護區(qū)(26°49′～26°53′N，104°12′～104°18′E)位于貴州省西部威寧縣城西南面，是以黑頸鶴為代表的候鳥越冬地. 草海是一個典型、完整的高原濕地生態(tài)系統(tǒng)，屬亞熱帶季風(fēng)氣候區(qū)，海拔2170～2527 m；年平均溫度10.5℃，年降水量約為950 mm，水域面積20.98 km2，水深1～3 m. 西北方為草海濕地的出水方向. 東部為威寧縣城，常駐人口128萬人，距離草海濕地最近僅2 km，同時東部也是草海濕地入水口所處的位置.

圖1 貴州草海濕地采樣點分布Fig.1 Sampling sites in Lake Caohai wetland, Guizhou Province

1.2 樣品采集與測定

1.2.1 樣品采集 選取了草海濕地黑頸鶴過冬的3個主要棲息地. 劉家巷(A區(qū))、朱家灣(B區(qū))、胡葉林(C區(qū))3個區(qū)域分別位于草海濕地西、南、東3個方位(圖1). 3個區(qū)域的人口密度和人為活動情況有較大的差異，A區(qū)域為草海進水口坐落在城區(qū)，人口數(shù)量大，城市、農(nóng)業(yè)用水排放占多數(shù)；B區(qū)域遠離城市，農(nóng)田用地為主要占地類型；C區(qū)域靠近草海出水口. 草海常年水位高程2171.7 m，其中5-9月豐水期和10月至次年4月枯水期水位相差不超過0.8 m. 每個棲息地分為4個水位梯度，根據(jù)Wetzel[26]的湖沼學(xué)分類，分別是沉水植被區(qū)(Submerged plants，SP)、挺水植被區(qū)(Emergent aquatic plants，EP)、水位變幅區(qū)(Wet plants，WP)、農(nóng)田區(qū)(Cultivated plants，CP)，在圖1中分別用1、2、3、4來表示. 主要植被及水深情況見表1，區(qū)域分布情況見圖2. 每個水位梯度隨機選取3個1 m×1 m的樣方，每個樣方采集3個樣品，混合成一個復(fù)合樣品.

于2017年7月末采樣. 采集前去除沉積物表面亂石雜物，柱狀采樣器采集表層沉積物(0～10 cm)樣品，立即放入PE真空袋密封，置于冰盒中帶回實驗室. 去除植物殘體，礫石后，將樣品經(jīng)冷凍干燥之后研磨過100目篩，避光封袋保存，用于測定Hg、As總量及各形態(tài)含量. 收集樣品前，取樣裝置和工具皆經(jīng)過酸泡(K2Cr2O7)24 h后用超純水沖洗，確保因采樣引起的污染降低到最小.

表1 采樣區(qū)概況

圖2 水位梯度剖面示意圖Fig.2 Water level gradient profile schematic diagram

1.2.2 樣品測定與數(shù)據(jù)處理 沉積物Hg、As總量采用王水水浴消解法提取. 根據(jù)貴州省土壤分布特點，黔西、黔西北地區(qū)屬于北亞熱帶黃棕壤地帶，以土壤標(biāo)準(zhǔn)物質(zhì)GBW07408(GSS-8)為標(biāo)準(zhǔn). 測定Hg和As標(biāo)準(zhǔn)物質(zhì)平均濃度分別為0.0164±0.002和11.81±0.898 mg/kg. 回收率為88%～105%和88%～98%. 根據(jù)研究測定Hg、As形態(tài)采用改進Tessier連續(xù)法提取. 將重金屬形態(tài)分為可交換態(tài)(Exchangeable, Ex)、碳酸鹽結(jié)合態(tài)(Carbonates, Car)、鐵錳氧化態(tài)(Fe-Mn Oxides, FeO)、有機結(jié)合態(tài)(Organic Matter, Org)、殘渣態(tài)(Residual, Res). 采用GBW07443(GSF-3)對土壤形態(tài)進行質(zhì)量控制，測定Hg和As形態(tài)平均回收率分別為80%～118%和91%～111%. 5種形態(tài)之和略小于總Hg測定含量，連續(xù)提取過程會造成損失，具體步驟見表2. 樣品測定使用原子熒光光譜法(北京海光AFS-230E)進行測定. 本文采用 Origin 9.0制圖.

表2 改進Tessier重金屬形態(tài)提取方法[27]*

*加粗部分為改進處；Tessier最初提出的五步連續(xù)提取法不包括Hg、As元素，在此基礎(chǔ)上結(jié)合Hg、As元素的特殊性，通過參考文獻和實驗探究對方法進行部分改進，從而進行形態(tài)提取.

1.3 重金屬評價方法

1.3.1 地積累指數(shù)法 地積累指數(shù)法(Muller Index)是1960s由德國科學(xué)家Muller提出的用于探究沉積物中重金屬污染程度的評價方法[28]. 該評價方法考慮了自然成巖作用、重金屬絕對含量及背景值等. 計算方法如下：

Igeo=log2(Cn/k·Bn)

(1)

式中，Igeo為重金屬的地積累指數(shù)；Cn為該重金屬的含量(mg/kg)；k為修正常數(shù)，通常用來表征沉積特征、巖石地質(zhì)及其他影響，一般k取值1.5；Bn為沉積巖中該重金屬的地球環(huán)境背景值，采用貴州省土壤元素背景值Hg、As含量，分別為0.11和20.0 mg/kg.Igeo大小與污染程度關(guān)系為:Igeo<0，表示無污染；0～1之間，表示輕度污染；1～2之間，表示中度污染；2～3之間，表示偏重度污染；3～4之間，表示重度污染；4～5之間，表示嚴(yán)重污染；>5表示極嚴(yán)重污染.

1.3.2 潛在生態(tài)風(fēng)險指數(shù)法 選取Hakanson潛在生態(tài)風(fēng)險指數(shù)[29]，該方法考慮了重金屬在在沉積物中的轉(zhuǎn)化規(guī)律和評價區(qū)域性重金屬的敏感性，可以比較全面地表征沉積物中重金屬的潛在生態(tài)影響，公式如下：

(2)

(3)

1.3.3 風(fēng)險評價編碼法 采用風(fēng)險評價編碼法(risk assessment code, RAC)表征重金屬的可遷移性，根據(jù)生物可利用態(tài)(可交換態(tài)與碳酸鹽結(jié)合態(tài)之和)占總量的質(zhì)量分?jǐn)?shù)來評價重金屬的生物可利用性[30]. 其等級劃分為無風(fēng)險(<1%)、低風(fēng)險(1%～10%)、中等風(fēng)險(11%～30%)、高風(fēng)險(31%～50%)和極高風(fēng)險(>50%).

2 結(jié)果與分析

2.1 沉積物中Hg、As總量的分布情況

圖3 貴州草海沉積物Hg、As含量與其他湖泊沉積物的對比 (實線、虛線分別代表Hg、As土壤環(huán)境質(zhì)量農(nóng)用地土壤污染風(fēng)險管控標(biāo)準(zhǔn)(試行)(GB 15618-2018)中的篩選值)Fig.3 Mean concentrations of heavy metals in sediments of the Lake Caohai wetland compared with those in other sediments (The solid line and the dotted line in the figure represent the selected values in the Hg and As soil environmental quality risk control standard for soil contamination of agricultural land (trial) GB 15618-2018)

Hg在草海3個棲息地表層沉積物的含量變化差異比較明顯，含量變化為0.45～1.51 mg/kg，總體平均含量為0.74 mg/kg. As的含量變化較小，在16.4～23.8 mg/kg之間，平均值為20.8 mg/kg. 參照《土壤環(huán)境質(zhì)量農(nóng)用地土壤污染風(fēng)險管控標(biāo)準(zhǔn)》(試行)(GB 15618-2018)中性土壤Hg和As篩選值對草海地區(qū)重金屬含量進行比對，篩選值分別為0.6和25 mg/kg. 超過該值則可能對農(nóng)作物生長或土壤生態(tài)環(huán)境存在風(fēng)險. 其中Hg含量高于篩選值，存在污染風(fēng)險，As低于篩選值. 由圖3可知相較于其他的水體[31-34]，Hg的含量相對較高，僅低于滇池，而As的含量僅高于太湖. 從空間分布上來看，A區(qū)域Hg的平均含量最高，達到了0.93 mg/kg(圖4)，各棲息地濃度大小為A>C>B. 其中Hg在A-SP含量達到最高，為1.51 mg/kg. 含量最低處出現(xiàn)在C-CP處，為0.45 mg/kg，樣點之間的規(guī)律性并不明顯. As整體上的空間分布平穩(wěn). 不同水位梯度之間的差值不超過2 mg/kg.

在水位梯度上，Hg平均含量的大小差異為沉水植被區(qū)(SP)>水位變幅區(qū)(WP)>農(nóng)田區(qū)(CP)>挺水植被區(qū)(EP). 三點由深到淺沒有明顯的規(guī)律性. As在水位梯度上的平均含量變化為水位變幅區(qū)(WP)>挺水植被區(qū)(EP)>農(nóng)田區(qū)(CP)>沉水植被區(qū)(SP). B區(qū)域As的平均含量隨著水位由深到淺逐漸升高，A、C區(qū)域在沉水植被區(qū)(SP)、挺水植被區(qū)(EP)、水位變幅區(qū)(WP)的梯度變化上As的平均含量是逐級升高的.

圖4 貴州草海水位梯度上Hg和As平均含量的分布Fig.4 Mean contents of Hg and As on water level gradient in Lake Caohai wetland, Guizhou Province

2.2 沉積物中Hg、As的形態(tài)分布

圖5為Hg、As在3個棲息地不同水位梯度的形態(tài)分布情況. Hg的形態(tài)分布以Res-Hg為主，平均含量占比為45.91% (23.58%～74.67%)，其次依次為Org-Hg>Car-Hg>FeO-Hg>Ex-Hg，比例分別為15.98%(7.85%～24.11%)、12.83%(6.20%～17.89%)、12.80%(5.20%～20.14%)、12.48%(6.07%～17.98%). Hg形態(tài)在B區(qū)域隨水位梯度有較為明顯的變化，隨水位梯度上升，非殘渣態(tài)占比逐漸增加，其中Ex-Hg和FeO-Hg占比都有規(guī)律性下降. A、C兩區(qū)域從總體水位梯度上看非殘渣態(tài)占比呈增加趨勢. As形態(tài)在B區(qū)域隨水位梯度的變化具有較明顯的規(guī)律性，隨水位梯度抬升非殘渣態(tài)占比逐漸降低. A區(qū)域形態(tài)分布沒有明顯規(guī)律，C區(qū)域非殘渣態(tài)在挺水植被區(qū)(EP)、水位變幅區(qū)(WP)、農(nóng)田區(qū)(CP)上占比逐漸降低. 形態(tài)分布為Res-As>Org-As>FeO-As>Car-As>Ex-As，所占比例分別為77.06%(50.34%～95.77%)、13.54%(1.11%～30.40%)、7.97%(2.30%～20.82%)、0.77%(0.28%～1.62%)和0.72%(0.26%～1.50%).

圖5 貴州草海水位梯度上重金屬形態(tài)比例分布Fig.5 Distribution of heavy metal species on water level gradient along the Lake Caohai wetland, Guizhou Province

圖6 貴州草海棲息地中Hg在不同水位梯度上的地積累指數(shù)Igeo Fig.6 Index of geoaccumulation (Igeo) of Hg in different water level gradients in the Lake Caohai wetland, Guizhou Province

2.4 重金屬污染及風(fēng)險評價

2.4.1 地積累指數(shù)法 Hg在12個采樣點中地積累指數(shù)Igeo范圍為1.44～3.19(圖6). A區(qū)域的平均污染指數(shù)最高，為2.40. 其中A-SP處污染程度最大，達到了重度污染. B區(qū)域平均污染指數(shù)最小，屬于中度污染. C區(qū)域平均污染指數(shù)為2.06，屬于中度污染，C-SP為污染指數(shù)最低處. As平均含量與貴州省土壤背景值相近，As地積累指數(shù)均為負值，污染級數(shù)為無污染，說明草海棲息地未受As污染影響.

2.4.2 潛在生態(tài)風(fēng)險指數(shù)法 草海棲息地Hg、As潛在生態(tài)風(fēng)險指數(shù)見表3. Hg潛在生態(tài)風(fēng)險指數(shù)較高，在163.18～548.59之間，平均為269.20，整體屬于強潛在生態(tài)風(fēng)險，但也有一定空間差異. 劉家巷沉水植被區(qū)(SP)、水位變幅區(qū)(WP)和朱家灣水位變幅區(qū)(WP)屬于極強生態(tài)風(fēng)險，其他樣點均屬于強生態(tài)風(fēng)險. As潛在生態(tài)風(fēng)險指數(shù)較低，在8.19～11.91之間，平均為10.39，均小于40，屬于低生態(tài)風(fēng)險.

2.4.3 風(fēng)險評價編碼法 從圖7可以看出草海棲息地Hg的生物可利用率較高，在12.27%～34.07%之間，平均為25.31%，屬于中等風(fēng)險等級，在水平方向上波動，其中B-SP、B-EP、B-WP、C-CP占比都超過30%，較高的生物可利用性對生物體可能存在較大風(fēng)險. As的生物可利用率較低，處于0.53%～3.12%范圍內(nèi)，平均為1.49%. As的生物可利用態(tài)所占比例很低，對環(huán)境危害處于低風(fēng)險或是無風(fēng)險水平.

3 討論

3.1 沉積物Hg、As含量的分布特征及風(fēng)險評價

草海棲息地沉積物中Hg含量較高，主要來源可能是貴州省土壤背景值較高以及早期周邊大規(guī)模的土法煉鋅活動[35-36]. 貴州省位于揚子準(zhǔn)地臺中西部，所屬的上揚子成礦區(qū)是我國Hg礦最重要的成礦區(qū)，占全國Hg儲量的75%以上[37]. 其次，省內(nèi)赫章、威寧等地是我國最大的土法煉鋅區(qū)域，距離草海保護區(qū)最近僅數(shù)十千米. Hg作為鋅礦石中的一種伴生元素，含量可達到0.35～0.48 mg/kg[35]. 伴隨鋅礦開采等不合理開采，大量伴生Hg排入大氣進入物質(zhì)循環(huán)過程，長時間干濕沉降造成周邊地區(qū)Hg含量普遍處于較高水平. As含量與貴州省土壤背景值持平，說明草海棲息地As含量一定程度上依賴于背景中的含量，主要為巖石風(fēng)化、沉積物孔隙水釋放等自然來源[38-39].

表3 貴州草海棲息地Hg和As在不同水位梯度上的潛在生態(tài)風(fēng)險指數(shù)及污染等級*

圖7 草海棲息地沉積物Hg和As的生物可利用態(tài)含量及所占比例Fig.7 Bioavailable content and proportion of Hg and As in sediments of Caohai Habitat, Guizhou Province

不同水位梯度Hg含量變化幅度較大，但沒有明顯的分布規(guī)律. 與三峽水庫汛水沉積物重金屬研究結(jié)果存在差異，原因是水庫高水位的蓄水會引起懸浮顆粒物的沉降，造成重金屬在底部沉積物累積，會產(chǎn)生比較明顯的分布規(guī)律[17]，而濕地水位變化幅度明顯小于水庫消落帶水位變動. 其中A、C區(qū)域Hg在沉水植被區(qū)(SP)和水位變幅區(qū)(WP)含量屬于較高水平. 因為A、C區(qū)域分別位于草海濕地入水和出水口，水流流速變化導(dǎo)致水體顆粒、懸浮物沉降在沉積物中造成Hg的積累[40]，且水位變幅區(qū)(WP)大量雀稗、蘆葦?shù)葷裆参飳g的遷移有一定吸附攔截作用[41]，造成Hg含量積累增高. B點隨水位梯度增加整體呈上升趨勢，從挺水植被區(qū)(EP)到農(nóng)田區(qū)(CP)含量逐漸增加. As含量整體在水位抬升梯度上呈遞增趨勢，整體含量變化平緩. 其中A、C兩處在農(nóng)田區(qū)(CP)處含量偏低，農(nóng)田區(qū)較高生物量的農(nóng)作物對As進行富集和積累，導(dǎo)致沉積物As含量降低[42]. 水位變幅區(qū)(WP)同Hg一樣受植被攔截造成 As在A、C區(qū)域水位變幅區(qū)(WP)處積累. As在水位變幅區(qū)(WP)處含量大于沉水植被區(qū)(SP)處，與Ikem等[43]對美國Hough湖岸邊與深水沉積物重金屬分布的研究結(jié)果一致.

3.2 沉積物Hg、As形態(tài)的分布特征及風(fēng)險評價

由圖5可見，黑頸鶴棲息地3個區(qū)域Hg的活性較高，容易發(fā)生遷移轉(zhuǎn)化. 在整體水位梯度上非殘渣態(tài)同時存在上升與下降趨勢，說明水位變化對Hg形態(tài)變化的影響并不明確，還可能受其他環(huán)境因子影響. A、C區(qū)域的非殘渣態(tài)在水位梯度抬升上整體呈現(xiàn)增加趨勢. 其中沉水植被區(qū)(SP)處殘渣態(tài)占比相對較高，在挺水植被區(qū)(EP)和水位變幅區(qū)(WP)存在不同程度的比例波動，內(nèi)部形態(tài)占比高低不一，最后在農(nóng)田區(qū)(CP)處非殘渣態(tài)占比平均達到57.93%. 水位變幅區(qū)(WP)受到水面不斷的沖刷，沿岸干濕交替會促進沉積物中生物可利用態(tài)Hg(如甲基汞)的生成和釋放[44]，對水環(huán)境食物鏈生物放大的影響加劇. 且造成水位變幅區(qū)(WP)沉積物中Hg殘渣態(tài)占比較高，平均達到62.68%. 水體覆蓋沉積物對土壤微生物的豐度和活性是有影響的，干涸沉積物與水體面接觸過久會造成微生物生物量(soil microbial biomass, SMB)分解土壤有機質(zhì)(SOM)的速率下降[45]，且沉積物中的黏土(Clay, <2 μm)是微生物生長的基質(zhì)，也具有截留有機物的能力，導(dǎo)致土壤有機質(zhì)累積含量增高. 土壤有機質(zhì)含量的增高，會造成氧化還原電位的降低，有利于重金屬向殘渣態(tài)(Res-)的轉(zhuǎn)變. 這可能是導(dǎo)致A、C區(qū)域沉水植被區(qū)(SP)沉積物中Hg殘渣態(tài)(Res-)占比相對較高的原因. B區(qū)域與A、C區(qū)域形態(tài)分布不同，沿水位梯度抬升非殘渣態(tài)占比呈降低趨勢. 草海濕地沉積物是Hg重要的甲基化場所[46]，草海南部地區(qū)(即B區(qū)域)中產(chǎn)甲烷菌是絕對優(yōu)勢種群[47]，加之岸邊緩沖帶淹水處于厭氧環(huán)境進而促進甲基汞等生物可利用態(tài)汞含量的增加[48]，造成B區(qū)域整體非殘渣態(tài)較高平均達到66%. 數(shù)據(jù)表明B處變化趨勢沿深水至農(nóng)田非殘渣態(tài)占比逐漸減少. 其中Ex-Hg、FeO-Hg沿水位梯度抬升呈規(guī)律性降低，可能原因是可交換態(tài)本身對環(huán)境變化較為敏感，在中性條件下即可釋放；其次在水體缺氧時，F(xiàn)eO-Hg則容易被還原釋放，造成二次污染，增加沉積物Hg的潛在生態(tài)風(fēng)險.

草海地區(qū)As沒有受到人為等外源污染的影響，以環(huán)境背景值為主，以殘渣態(tài)形式存在，并且占據(jù)較大比例. A、C區(qū)域沿挺水植被區(qū)(EP)、水位變幅區(qū)(WP)、農(nóng)田區(qū)(CP)殘渣態(tài)占比逐漸增加，而沉水植被區(qū)(SP)非殘渣態(tài)占比平均只有22.99%，非殘渣態(tài)組分較少. 這是因為草海屬于弱堿性湖泊[18]，Ex-As與Car-As 不易被釋放出來，活性組分含量偏低. 但As在A區(qū)生物可利用態(tài)占比呈上升趨勢. 需要注意，A區(qū)靠近城鎮(zhèn)，伴隨高活性有機含量生活污水的排放，沉積物表層活性As會被吸附致沉降，造成A區(qū)As有機結(jié)合態(tài)占比逐漸增加. 隨之在湖水入湖口伴隨水流沖刷降解，結(jié)合態(tài)As被釋放成易于生物利用的As，水位的持續(xù)抬升可能會面臨此類問題，提升了該區(qū)域潛在生態(tài)風(fēng)險. B區(qū)域內(nèi)部各形態(tài)則沿水位梯度抬升逐漸下降，呈現(xiàn)出良好的規(guī)律性. 而水位抬升對重金屬釋放并影響水質(zhì)及生物利用的情況需要進一步的研究.

從RAC風(fēng)險評價來看(圖7)，Hg平均生物可利用率屬于中等風(fēng)險，在水位梯度上沒有明顯規(guī)律，說明水位變化后Hg的可遷移性是一個波動狀態(tài)，風(fēng)險同時存在增加和降低的可能性. 這可能是空間差異導(dǎo)致A、C兩區(qū)域的生物可利用性隨水位梯度整體呈上升趨勢，B區(qū)域為下降趨勢. 但Hg整體較高的生物可利用性使得水位抬升后風(fēng)險變化值得關(guān)注，在同等因素下，重金屬生物有效態(tài)比例越高則對應(yīng)的生態(tài)環(huán)境危害風(fēng)險就越高. 其較高的生物可利用性對棲息地黑頸鶴等珍惜鳥類的繁衍等行為可能產(chǎn)生影響，主要表現(xiàn)在重金屬的生物富集和放大作用，活性態(tài)Hg(MeHg)在鳥類肝臟中達到一定含量的積累時，孵化率會顯著降低；雛鳥警戒反應(yīng)降低，導(dǎo)致幼鳥更容易被捕食[8]. As形態(tài)組成以最不活潑的殘渣態(tài)為主，為77.06%，生物可利用率最大不超過4%. 所以在水位抬升后As可遷移性還是非常低，對生物不會造成較大影響. 但隨水位梯度上升生物可利用態(tài)占比的增加是需要注意的潛在風(fēng)險問題.

4 結(jié)論

1)貴州草海黑頸鶴棲息地沉積物受到一定程度的Hg污染，含量超過土壤環(huán)境質(zhì)量農(nóng)用地土壤污染風(fēng)險管控標(biāo)準(zhǔn)(試行)(GB 15618-2018)，超過貴州省土壤背景值7倍左右，不同水位梯度上分布規(guī)律不明顯；As含量低于標(biāo)準(zhǔn)GB 15618-2018，與貴州省土壤背景值持平，農(nóng)田區(qū)As含量低于其他區(qū)域.

2)黑頸鶴3個棲息地水位變化對沉積物形態(tài)的影響不明確，非殘渣態(tài)同時存在上升和下降趨勢，可能還受其他環(huán)境因子驅(qū)動；As殘渣態(tài)占比逐漸增加，伴隨水位梯度有較好的規(guī)律性變化；而水位抬升對重金屬釋放并影響水質(zhì)及生物利用的情況需要進一步的研究.