江 良 弓曉峰 袁少芬 章紹康

(南昌大學(xué)資源環(huán)境與化工學(xué)院，鄱陽(yáng)湖環(huán)境與資源利用教育部重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，江西 南昌 330031)

水體沉積物作為水環(huán)境中重金屬的主要蓄積庫(kù)，可以反映湖泊受重金屬污染的狀況，并且在一定條件下會(huì)成為水體的二次污染源。對(duì)于水生生物而言，沉積物中的污染物會(huì)對(duì)其生長(zhǎng)繁殖造成很大影響，并可能通過(guò)生物富集作用威脅到人體健康。沉積物質(zhì)量基準(zhǔn)是指特定化學(xué)物質(zhì)在沉積物中不對(duì)底棲水生生物或其他有關(guān)水體功能產(chǎn)生危害的實(shí)際允許數(shù)值，它既是對(duì)水質(zhì)基準(zhǔn)的補(bǔ)充和完善，也是評(píng)價(jià)沉積物污染和生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)的基礎(chǔ)，是環(huán)境管理部門(mén)確定沉積物污染狀況和修復(fù)目標(biāo)的重要依據(jù)。因此，建立沉積物質(zhì)量基準(zhǔn)對(duì)于保護(hù)流域水生生物乃至人體健康具有十分重要的意義[1]。

相平衡分配法(EqPA)以熱力學(xué)動(dòng)態(tài)平衡分配理論為基礎(chǔ)，通過(guò)確定污染物在沉積物和孔隙水間的分配關(guān)系，并結(jié)合水質(zhì)基準(zhǔn)，確定污染物的生物有效含量及由此產(chǎn)生的環(huán)境和生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)。該方法具有可靠的理論基礎(chǔ)，是建立數(shù)值型沉積物質(zhì)量基準(zhǔn)的首選方法，也是美國(guó)環(huán)境保護(hù)署(USEPA)于1985年提出的方法之一[2-6]，此后荷蘭和英國(guó)也利用該方法建立了沉積物重金屬質(zhì)量基準(zhǔn)[7-8]，我國(guó)也已經(jīng)通過(guò)EqPA對(duì)長(zhǎng)江、黃河、湘江、太湖等水體的沉積物質(zhì)量基準(zhǔn)進(jìn)行了初步研究[9-12]，但目前尚未對(duì)我國(guó)第一大淡水湖——鄱陽(yáng)湖制定沉積物重金屬質(zhì)量基準(zhǔn)。對(duì)鄱陽(yáng)湖沉積物重金屬的研究也多集中在對(duì)重金屬含量和賦存形態(tài)的研究上[13-14],[15]1133-1137,[16]。

鄱陽(yáng)湖是我國(guó)最大的淡水湖泊，也是我國(guó)首批列入《國(guó)際重要濕地名錄》的區(qū)域之一，是遷徙候鳥(niǎo)、洄游魚(yú)類(lèi)重要的棲息及繁殖場(chǎng)所，并且在保障長(zhǎng)江中下游水量平衡、涵養(yǎng)水源、保護(hù)生物多樣性和生態(tài)安全等方面發(fā)揮著巨大的作用，因此鄱陽(yáng)湖生態(tài)安全狀況對(duì)維系區(qū)域和國(guó)家生態(tài)安全具有重要的意義。同時(shí)，鄱陽(yáng)湖流域含有豐富的礦產(chǎn)資源，流域內(nèi)擁有諸多礦產(chǎn)開(kāi)采基地，礦產(chǎn)開(kāi)采與加工過(guò)程產(chǎn)生的重金屬離子通過(guò)水體徑流，最終匯入鄱陽(yáng)湖，從而使鄱陽(yáng)湖的生態(tài)環(huán)境受到一定影響。Cu、Pb、Zn、Cd是鄱陽(yáng)湖流域研究較多，也是污染較突出、排放量較大的典型優(yōu)先控制重金屬，因此本研究運(yùn)用EqPA，以Cu、Pb、Zn、Cd為代表重金屬，對(duì)鄱陽(yáng)湖沉積物重金屬質(zhì)量基準(zhǔn)進(jìn)行初步研究，并基于基準(zhǔn)值采用污染指數(shù)法對(duì)鄱陽(yáng)湖沉積物重金屬污染生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)進(jìn)行評(píng)價(jià)，為制訂符合鄱陽(yáng)湖實(shí)際的沉積物質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)奠定技術(shù)基礎(chǔ)，同時(shí)也為其他淡水湖泊沉積物質(zhì)量評(píng)價(jià)提供參考。

1 材料與方法

1.1 樣品采集及預(yù)處理

于2018年7月及9月在鄱陽(yáng)湖流域三江口(P1、P2)、黃龍廟(P3、P4)、湖口(P5)，吳城(P6～P10)、柘林湖(P11、P12)、南磯山(P13～P16)、龍口(P17～P19)等區(qū)域共采集表層(0～10 cm)沉積物樣品19個(gè)，由全球定位系統(tǒng)(GPS)定位，采樣位置如圖1所示。樣品帶回實(shí)驗(yàn)室自然風(fēng)干、研磨過(guò)100目篩后進(jìn)行實(shí)驗(yàn)測(cè)定分析。

1.2 樣品分析測(cè)試

沉積物重金屬含量測(cè)定參考文獻(xiàn)[16]；孔隙水重金屬含量測(cè)定參考文獻(xiàn)[11]；重金屬形態(tài)測(cè)定采用改進(jìn)的BCR分級(jí)提取法，參考文獻(xiàn)[17]、[18]；酸可揮發(fā)性硫化物(AVS)及同步可提取重金屬(SEM)測(cè)定參考文獻(xiàn)[19]。

所有實(shí)驗(yàn)試劑均為優(yōu)級(jí)純或分析純，實(shí)驗(yàn)用水為超純水，每個(gè)樣品均做3個(gè)平行，取平均值作為分析結(jié)果，重金屬含量的相對(duì)標(biāo)準(zhǔn)偏差均小于5%，重金屬形態(tài)的相對(duì)標(biāo)準(zhǔn)偏差均小于7%。實(shí)驗(yàn)同步測(cè)定了黃紅壤土壤成分分析標(biāo)準(zhǔn)物質(zhì)(GBW07405),Cu、Pb、Zn、Cd回收率均在95.7%～103.6%，此結(jié)果證明了沉積物重金屬含量測(cè)定方法的可靠性。

圖1 鄱陽(yáng)湖沉積物采樣位置Fig.1 Locations of sediments sample sites of Poyang Lake

1.3 EqPA理論基礎(chǔ)

EqPA作為USEPA推薦的方法，是建立在3個(gè)重要的假設(shè)基礎(chǔ)之上[20-21]：(1)化學(xué)物質(zhì)在沉積物-孔隙水間進(jìn)行快速且可逆的交換，并最終處于熱力學(xué)平衡狀態(tài)；(2)沉積物中某種化學(xué)物質(zhì)的生物有效性與孔隙水中該化學(xué)物質(zhì)的游離態(tài)濃度(非絡(luò)合態(tài)的活性濃度)相關(guān)，而與總濃度不具有良好的相關(guān)性；(3)底棲和上覆水生物對(duì)某種化學(xué)物質(zhì)具有相近的敏感性，則當(dāng)孔隙水中該化學(xué)物質(zhì)的濃度達(dá)到水質(zhì)基準(zhǔn)時(shí)，同樣會(huì)對(duì)底棲生物產(chǎn)生相應(yīng)的毒性效應(yīng)。

根據(jù)此假設(shè)，當(dāng)某污染物在沉積物-孔隙水間處于平衡分配時(shí)，如果孔隙水中該污染物質(zhì)的濃度達(dá)到水質(zhì)基準(zhǔn)值時(shí)，則沉積物中該污染物濃度即可視為沉積物質(zhì)量基準(zhǔn)值。

沉積物與孔隙水中的重金屬并非均處于平衡分配，沉積物原生礦物中含有的重金屬(即殘?jiān)鼞B(tài)重金屬)非常穩(wěn)定，通常不具有生物有效性，因而不參與平衡分配[22]。此外，當(dāng)沉積物中AVS含量較高時(shí)，二價(jià)重金屬離子易與沉積物中S2-結(jié)合形成不具有生物有效性的硫化物沉淀，因而這一部分重金屬一般也不參與平衡分配過(guò)程。據(jù)此，經(jīng)修正后，適用于建立沉積物重金屬質(zhì)量基準(zhǔn)的公式見(jiàn)式(1)：

表1 生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)分級(jí)標(biāo)準(zhǔn)1)

注：1)Cf為單因子污染指數(shù)；Er為單項(xiàng)潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)；RI為綜合潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)。

cS=KP×cW+cR+cAVS

(1)

式中：cS為沉積物重金屬質(zhì)量基準(zhǔn)值，mg/kg；KP為重金屬在沉積物、孔隙水兩相的平衡分配系數(shù)，L/kg；cW為水體重金屬質(zhì)量基準(zhǔn)值，mg/L；cR為沉積物中殘?jiān)鼞B(tài)重金屬質(zhì)量濃度，mg/kg；cAVS為沉積物中與AVS相結(jié)合的重金屬質(zhì)量濃度，mg/kg。

1.4 生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估方法

本研究采用HAKANSON[23]提出的潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)法進(jìn)行生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估，該方法是從重金屬的生物毒性角度出發(fā)，綜合考慮了重金屬的含量、種類(lèi)、污染的敏感性等，定量劃分和評(píng)價(jià)單個(gè)和多種重金屬污染物的潛在生態(tài)危害程度，其污染程度分級(jí)標(biāo)準(zhǔn)[24]116如表1所示。

2 結(jié)果與討論

2.1 重金屬形態(tài)分析

鄱陽(yáng)湖19個(gè)沉積物樣品中Cu、Pb、Zn、Cd分別為19.42～91.98、26.78～49.87、58.27～142.00、0.40～2.38 mg/kg，平均值分別為30.99、37.72、88.28、0.86 mg/kg，分別是鄱陽(yáng)湖實(shí)際地球化學(xué)背景值(Cu、Pb、Zn、Cd分別為23.07、25.41、69.59、0.08 mg/kg)[25]的1.34、1.48、1.27、10.75倍，說(shuō)明鄱陽(yáng)湖受到了一定程度的重金屬污染，這可能是由于湖體周邊礦區(qū)含重金屬的廢水排入所致。

鄱陽(yáng)湖Cu、Pb、Zn、Cd的形態(tài)分布如圖2所示。Cu形態(tài)分布為：殘?jiān)鼞B(tài)(63%)>可還原態(tài)(19%)>醋酸可提取態(tài)(10%)>可氧化態(tài)(8%)。Pb形態(tài)分布為：殘?jiān)鼞B(tài)(50%)>可還原態(tài)(40%)>可氧化態(tài)(8%)>醋酸可提取態(tài)(2%)。Zn形態(tài)分布為：殘?jiān)鼞B(tài)(71%)>可氧化態(tài)(11%)>可還原態(tài)(10%)>醋酸可提取態(tài)(8%)。Cd形態(tài)分布為：殘?jiān)鼞B(tài)(52%)>醋酸可提取態(tài)(29%)>可還原態(tài)(13%)>可氧化態(tài)(6%)。這與張大文等[15]1134對(duì)鄱陽(yáng)湖沉積物中Cu、Pb、Zn、Cd的形態(tài)分布特征研究結(jié)果基本類(lèi)似。

總體來(lái)說(shuō)，鄱陽(yáng)湖沉積物中Cu、Zn以殘?jiān)鼞B(tài)為主要賦存形態(tài)，該形態(tài)比較穩(wěn)定，通常賦存在原生礦物和次生硅酸鹽礦物晶格中，一般不具有生物有效性，因此Cu、Zn兩種重金屬的生態(tài)危害較小。Pb的可還原態(tài)占比較高，在還原條件下容易釋放到水體，造成二次污染；但其醋酸可提取態(tài)占比較低，該形態(tài)為生物可利用態(tài)，其生物有效性和毒性最高，因此Pb的生態(tài)危害也不明顯。部分采樣點(diǎn)Cd的醋酸可提取態(tài)占比較高，P1、P2、P8的醋酸可提取態(tài)質(zhì)量分?jǐn)?shù)超過(guò)50%，P6、P17的醋酸可提取態(tài)質(zhì)量分?jǐn)?shù)接近50%，且這些采樣點(diǎn)的Cd總量較高，因此醋酸可提取態(tài)含量較高，Cd具有一定的生態(tài)危害。

2.2 重金屬的平衡分配系數(shù)分析

利用鄱陽(yáng)湖沉積物中Cu、Pb、Zn、Cd的有效態(tài)含量及孔隙水重金屬含量，計(jì)算得到其平衡分配系數(shù)分別為4 060.93、5 250.53、943.22、1 387.80 L/kg。由表2可知，鄱陽(yáng)湖沉積物中Cu、Pb的平衡分配系數(shù)高于滇池、太湖、遼河及黃河中游，低于洞庭湖及長(zhǎng)江下游。Zn、Cd的平衡分配系數(shù)高于滇池，低于洞庭湖、太湖、遼河及長(zhǎng)江下游。各流域重金屬平衡分配系數(shù)存在差異的原因可能是沉積物自身性質(zhì)(如粒度分布、有機(jī)質(zhì)含量等)及界面環(huán)境條件(如溫度、pH、氧化還原電位等)不同。

2.3 AVS與SEM分析

AVS是指能被1 mol/L酸度的冷鹽酸所提取的硫化物，SEM是提取AVS時(shí)同時(shí)釋放出的重金屬。研究表明，SEM/AVS(摩爾比)與沉積物中重金屬毒性有關(guān)。當(dāng)SEM/AVS<1時(shí)，重金屬離子都與沉積物中S2-結(jié)合形成不具有生物有效性的硫化物沉淀，沉積物重金屬生物毒性效應(yīng)不顯著；反之，未與AVS結(jié)合的重金屬會(huì)釋放到孔隙水和上覆水中，可能對(duì)生物產(chǎn)生毒害作用[28-29]。表3為鄱陽(yáng)湖沉積物中AVS和SEM的測(cè)定結(jié)果。

由表3可知，19個(gè)采樣點(diǎn)的AVS為0.101～0.887 μmol/g，均值為0.265 μmol/g，最大值出現(xiàn)在P8，最小值出現(xiàn)在P5，總體上鄱陽(yáng)湖沉積物中AVS濃度較低。SEM不僅包含以硫化物形態(tài)存在的重金屬，還包括因pH的變化而釋放出的重金屬[30]，19個(gè)采樣點(diǎn)的SEM為0.281～2.170 μmol/g，均值為0.751 μmol/g，最大值出現(xiàn)在P3，最小值出現(xiàn)在P5。AVS和SEM最小值均出現(xiàn)在P5處的原因可能是由于湖口水流湍急，導(dǎo)致沉積物氧化還原電位較高，處于氧化環(huán)境。19個(gè)采樣點(diǎn)的SEM/AVS均大于1，說(shuō)明沉積物重金屬會(huì)對(duì)生物產(chǎn)生毒害作用。

注：B1、B2、B3、B4分別為醋酸可提取態(tài)、可還原態(tài)、可氧化態(tài)、殘?jiān)鼞B(tài)。圖2 鄱陽(yáng)湖沉積物重金屬形態(tài)分布Fig.2 Proportion of heavy metals in sediments of Poyang Lake

表2 中國(guó)部分流域重金屬平衡分配系數(shù)

2.4 水質(zhì)基準(zhǔn)分析

研究中一般采用USEPA頒布的、基于水生生物對(duì)重金屬的最終慢性毒性水平和水質(zhì)硬度制定的水質(zhì)基準(zhǔn)，但在缺乏水質(zhì)硬度數(shù)據(jù)時(shí)，不能使用該基準(zhǔn)，可考慮采用《地表水環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)》(GB 3838—2002)及部分學(xué)者提出的水質(zhì)基準(zhǔn)。本研究鄱陽(yáng)湖水質(zhì)基準(zhǔn)采用GB 3838—2002的Ⅰ類(lèi)限值，吳豐昌等[31-33]基于物種敏感度分布(SSD)法確立的Cu、Zn、Cd水質(zhì)基準(zhǔn)及何麗等[34]基于SSD法確立的Pb水質(zhì)基準(zhǔn)?；赟SD法確立的水質(zhì)基準(zhǔn)包括短期危險(xiǎn)濃度(CMC)及長(zhǎng)期危險(xiǎn)濃度(CCC)，該基準(zhǔn)旨在使95%以上的水生生物物種得到有效保護(hù)。本研究參考的重金屬水質(zhì)基準(zhǔn)如表4所示(基準(zhǔn)值均以質(zhì)量濃度計(jì))。

表3 鄱陽(yáng)湖沉積物中AVS及SEM

表4 鄱陽(yáng)湖重金屬水質(zhì)基準(zhǔn)

2.5 沉積物質(zhì)量基準(zhǔn)分析

結(jié)合表4和式(1)建立鄱陽(yáng)湖沉積物重金屬質(zhì)量基準(zhǔn)(基準(zhǔn)值均以質(zhì)量濃度計(jì))，并與其他研究進(jìn)行對(duì)比，結(jié)果如表5所示。

鄱陽(yáng)湖SQC-H和SQC-L分別高于和略低于SQC，其原因是不同方法確定的水質(zhì)基準(zhǔn)值存在差異。本研究結(jié)果與霍文毅等[26]在20世紀(jì)90年代建立的鄱陽(yáng)湖沉積物質(zhì)量基準(zhǔn)相比，除Pb的SQC-H較大外，其余均較小。其原因是前人選取的水質(zhì)基準(zhǔn)值依據(jù)美國(guó)慢性毒理實(shí)驗(yàn)獲得，數(shù)值較高；且兩次研究采樣時(shí)間相隔較長(zhǎng)，采樣點(diǎn)不同，環(huán)境和沉積物自身性質(zhì)發(fā)生變化，造成平衡分配系數(shù)不同，從而導(dǎo)致基于相似方法求得的沉積物重金屬質(zhì)量基準(zhǔn)相差較大。

Cu的SQC、SQC-L與滇池、太湖、遼河及湘江衡陽(yáng)段等流域基準(zhǔn)值均相差不大。Pb的SQC略高于滇池及湘江衡陽(yáng)段基準(zhǔn)值；SQC-L略低于滇池及湘江衡陽(yáng)段基準(zhǔn)值，但高于太湖及遼河基準(zhǔn)值。Zn的SQC和SQC-L均與滇池基準(zhǔn)值相差不大，但都低于太湖、遼河及湘江衡陽(yáng)段基準(zhǔn)值；其中，湘江衡陽(yáng)段Zn基準(zhǔn)值遠(yuǎn)高于鄱陽(yáng)湖SQC-H，其原因是前者選取的Zn水質(zhì)基準(zhǔn)值較高。Cd的SQC及SQC-L與大多數(shù)流域基準(zhǔn)值相比偏低，其原因是鄱陽(yáng)湖沉積物中Cd含量相對(duì)于其他流域都較低，且Cd的平衡分配系數(shù)較低。本研究推算的SQC-L和SQC-H與香港ISQV-L和ISQV-H、七大水系TEL和PEL及NOAA發(fā)布的ERL和ERM總體上具有可比性。綜合考慮，選取SQC-L和SQC-H建立鄱陽(yáng)湖沉積物重金屬質(zhì)量基準(zhǔn)，該基準(zhǔn)能使鄱陽(yáng)湖流域絕大多數(shù)底棲生物得到有效保護(hù)。

由于不同流域的情況各異，環(huán)境和沉積物性質(zhì)不斷變化，所制定的沉積物重金屬質(zhì)量基準(zhǔn)可能并不能精確反映當(dāng)?shù)亓饔虻氖芪廴緺顩r，但可為我國(guó)流域水環(huán)境質(zhì)量基準(zhǔn)、標(biāo)準(zhǔn)管理工作提供相對(duì)可靠的理論數(shù)據(jù)，具有較強(qiáng)的參考性，后續(xù)可通過(guò)底棲生物的毒性效應(yīng)對(duì)推算出的基準(zhǔn)值進(jìn)行驗(yàn)證。

表5鄱陽(yáng)湖沉積物重金屬質(zhì)量基準(zhǔn)與其他基準(zhǔn)對(duì)比

Table 5 The comparison of sediment quality criteria for heavy metals between Poyang Lake and others mg/kg

指標(biāo)1)CuPbZnCd數(shù)據(jù)來(lái)源鄱陽(yáng)湖SQC59.9376.13109.323.50本研究鄱陽(yáng)湖SQC-L57.3749.4098.512.74本研究鄱陽(yáng)湖SQC-H140.86710.45189.0647.20本研究滇池基準(zhǔn)值54.967.8106.45.56文獻(xiàn)[4]鄱陽(yáng)湖基準(zhǔn)值37236857264文獻(xiàn)[26]太湖基準(zhǔn)值55.320.6201.56.42文獻(xiàn)[27]遼河基準(zhǔn)值52.818.9177.75.42文獻(xiàn)[27]湘江衡陽(yáng)段基準(zhǔn)值64.6255.571 360.402.34文獻(xiàn)[11]七大水系TEL56.247.379.92.58文獻(xiàn)[35]七大水系PEL14120046119.6文獻(xiàn)[35]香港ISQV-L65752001.5文獻(xiàn)[36]香港ISQV-H2702184109.6文獻(xiàn)[36]ERL34.046.7150.01.2文獻(xiàn)[37]ERM270.0218.0410.09.6文獻(xiàn)[37]

注：1)鄱陽(yáng)湖SQC基于GB 3838—2002的Ⅰ類(lèi)限值計(jì)算；鄱陽(yáng)湖SQC-L和SQC-H基于CCC和CMC計(jì)算；七大水系包括長(zhǎng)江水系、黃河水系、遼河水系、松花江水系、海河水系、淮河水系和珠江水系，TEL為臨界效應(yīng)濃度，PEL為可能臨界濃度；香港ISQV-L和ISQV-H分別為模型本地化校正后計(jì)算出的香港沉積物重金屬基準(zhǔn)高值和低值；ERL和ERM分別為效應(yīng)范圍低值和中值，均由美國(guó)國(guó)家海洋與大氣管理局(NOAA)發(fā)布。

2.6 鄱陽(yáng)湖沉積物重金屬生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估

選擇SQC-L為評(píng)價(jià)標(biāo)準(zhǔn)進(jìn)行生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估，結(jié)果如圖3所示。研究區(qū)Cu、Pb、Zn、Cd的平均Cf分別為0.54、0.76、0.90、0.31，污染程度均為輕微。但P2、P3的Cu及P1、P2、P4、P8、P17的Zn，其Cf大于1，說(shuō)明部分區(qū)域的Cu、Zn存在一定的風(fēng)險(xiǎn)性，且Zn相對(duì)于其他3種重金屬污染更重。Cu、Pb、Zn、Cd的平均Er分別是2.70、3.82、0.90、9.41，均小于40，污染程度為輕微，風(fēng)險(xiǎn)排序?yàn)镃d>Pb>Cu>Zn。與Cf相比，Er考慮到了重金屬毒性，即使Zn的平均Cf最高，但其毒性最低，因此其Er最低，風(fēng)險(xiǎn)相對(duì)較低；而Cd的Cf最低，但其毒性最高，因此其Er最高，風(fēng)險(xiǎn)程度相對(duì)較高。研究區(qū)RI介于10.36～33.80，平均值為16.83，屬于輕微污染。

以TEL為評(píng)價(jià)標(biāo)準(zhǔn)，Cu、Pb、Zn、Cd平均Cf分別為0.55、0.80、1.10、0.33，平均Er分別為2.76、3.99、1.10、10.00，平均RI為17.85；以ERL為評(píng)價(jià)標(biāo)準(zhǔn)，Cu、Pb、Zn、Cd平均Cf分別為0.91、0.81、0.59、0.72，平均Er分別為4.56、4.04、0.59、21.49，平均RI為30.68。以TEL為評(píng)價(jià)標(biāo)準(zhǔn)時(shí)，Zn的平均Cf大于1，污染程度為中等，其原因是Zn的TEL低于鄱陽(yáng)湖SQC-L，且低于大部分樣采樣點(diǎn)Zn的實(shí)測(cè)值；其余結(jié)果與以鄱陽(yáng)湖SQC-L為評(píng)價(jià)標(biāo)準(zhǔn)的結(jié)果大致相同。伍恒赟等[24]118對(duì)鄱陽(yáng)湖的評(píng)價(jià)結(jié)果顯示，Cu、Pb、Zn、Cd的平均Er分別為51.2、28.8、2.42、22.6，除Cu污染程度為中等外，其余均為輕微，原因是其選取的評(píng)價(jià)標(biāo)準(zhǔn)為20世紀(jì)80年代的鄱陽(yáng)湖沉積物重金屬背景值(Cu、Pb、Zn、Cd分別為4.75、12.50、45.75、0.75 mg/kg)，該值均遠(yuǎn)低于鄱陽(yáng)湖SQC-L，因此造成其平均Er高于本研究。

總體來(lái)說(shuō)，以本研究推算的鄱陽(yáng)湖SQC-L為評(píng)價(jià)標(biāo)準(zhǔn)，從單一重金屬角度分析，鄱陽(yáng)湖流域某些地區(qū)受到了一定程度的重金屬污染，且集中在南部湖區(qū)，具有一定的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)性，這可能與周邊礦區(qū)排放的富含重金屬的廢水有關(guān)。對(duì)達(dá)到或接近中等污染的湖區(qū)，有關(guān)部門(mén)應(yīng)引起重視，加強(qiáng)監(jiān)測(cè)，對(duì)確定的污染源應(yīng)及時(shí)采取治理措施，以免污染進(jìn)一步擴(kuò)大從而對(duì)鄱陽(yáng)湖生態(tài)環(huán)境造成更大的影響。

圖3 鄱陽(yáng)湖沉積物重金屬潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估Fig.3 Potential ecological risk assessment for heavy metals in sediments of Poyang Lake

3 結(jié) 論

(1) 基于EqPA，采用Cu、Pb、Zn、Cd的CCC和CMC為水質(zhì)基準(zhǔn)，推算了SQC-L(Cu、Pb、Zn、Cd的SQC-L分別為57.37、49.40、98.51、2.74 mg/kg)和SQC-H(Cu、Pb、Zn、Cd的SQC-H分別為140.86、710.45、189.06、47.20 mg/kg)。SQC-L和SQC-H適合作為鄱陽(yáng)湖沉積物重金屬質(zhì)量基準(zhǔn)。

(2) 采用潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)法，以SQC-L為評(píng)價(jià)標(biāo)準(zhǔn)進(jìn)行生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)，表明鄱陽(yáng)湖沉積物受到了重金屬污染，且集中在南部湖區(qū)，具有一定的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)性。