鄭莎莎，劉佳佳

（1.江蘇聯(lián)合職業(yè)技術(shù)學(xué)院南京分院，江蘇 南京 210019; 2.南京科技職業(yè)學(xué)院，江蘇 南京 210044）

0 引言

重金屬常伴隨著沉積物的再懸浮進入水體，當水體中的重金屬含量超過當前環(huán)境的自凈能力，就會改變水體的組成和性質(zhì)，使水生生物的生長環(huán)境發(fā)生惡化。 水體中的重金屬含量過高會導(dǎo)致水資源可利用性降低，進而可能導(dǎo)致水生態(tài)系統(tǒng)逐漸退化。重金屬不同于營養(yǎng)鹽，其多為非降解型有毒物質(zhì)，可被生物吸收并沿食物鏈傳遞、富集，并最終給人類健康帶來威脅。 因此，去除水體中重金屬，降低其危害性，一直為環(huán)境研究工作者所重視。 目前，國內(nèi)外已有的研究主要偏重于淺水湖泊沉積物重金屬的時空分布方面，對于沉積物再懸浮過程中重金屬對水環(huán)境的影響以及風擾動下水體中重金屬的濃度變化研究較少。

太湖流域地區(qū)工業(yè)發(fā)展迅速，產(chǎn)生的大量工業(yè)廢水導(dǎo)致水體中重金屬含量越來越高，其中伴隨著沉積物再懸浮釋放的重金屬是導(dǎo)致水體重金屬含量增加的主要途徑之一。梅梁灣的3 條主要入湖河道，武進港、直湖港和梁溪河污染較為嚴重，湖灣接收多樣污水，包括工業(yè)廢水、農(nóng)業(yè)面源污水以及無錫市生活污水。相關(guān)研究表明[1-2]，梅梁灣重金屬污染在整個太湖中處于較高的水平。近年來，由風擾動引起的水質(zhì)變化已經(jīng)引起了很多學(xué)者的注意[3-4]，淺水湖泊沉積物極易受到風擾動的影響而發(fā)生再懸浮，研究不同風擾動下沉積物再懸浮過程中水體中重金屬的分布是去除水體重金屬的前提，對開展水質(zhì)管理工作具有一定指導(dǎo)意義。

1 材料和方法

1.1 樣品采集與處理

2021年5月1日至10日9：00 ～10：00 于梅梁灣觀測點分別觀測風速、風向。風速和風向采用手持式風速風向儀（NZPH-1）測定，每2 min 記錄1 次。在觀測點使用自制的同步分層采水器進行水樣采集，在同一斷面下分別采集8 個深度的水樣，距沉積物表面分別為0.05，0.1，0.2，0.4，0.6，0.9，1.2 和1.8 m。 水樣采集后立即使用哈希pH/溶解氧/電導(dǎo)率自動監(jiān)測儀和FAJ-4 氧化還原電位自動監(jiān)測儀測定水體物理化學(xué)參數(shù)（pH 值、溶解氧（DO）、電導(dǎo)率（EC）和氧化還原電位（Eh））。 然后將水樣迅速送回實驗室進行處理和分析。 監(jiān)測及采樣點位見圖1。

圖1 太湖野外觀測采樣點位示意

1.2 樣品分析方法

水體懸浮物含量（SPM）采用重力法測定（GB11901—89）。 具體操作步驟為：將孔徑為0.45 μm，直徑為50 mm 的微孔濾膜在105 ℃條件下烘4 h 至恒重，稱重。 將待測水樣充分混合，取100 mL 水樣用真空抽濾法過已烘至恒重的微孔濾膜，于105 ℃烘8 h 至恒重，然后冷卻2 h 至室溫，稱重。 利用濾膜前后的質(zhì)量差，計算水體懸浮物濃度。

取水樣50 mL，用HNO3調(diào)節(jié)pH 值小于2。另取50 mL 水樣采用抽真空過濾的方式得到濾后水樣，濾后水樣同樣用HNO3調(diào)節(jié)pH 值小于2。 水體濾前水樣和濾后水樣均采用微波消解法消解。 消解步驟為：取1 mL 水樣加入微波消解罐中，然后依次加入6 mL HNO3和1 mL H2O2，靜置片刻后蓋上封蓋，置于微波消解儀中進行3 步消解： 160 ℃時消解3 min，200 ℃時消解20 min，100 ℃時消解10 min。 消解完成后待消解液冷卻時，將消解液轉(zhuǎn)移到聚四氟乙烯坩堝中，加入0.5 mL HClO4，200 ℃蒸至近干，加入1 mL HNO3溶液溶解，用超純水定容至25 mL，于4 ℃保存，待測。 所有經(jīng)過前處理后得到的消解液均由ICP-MS（Agilent 7700）測定其重金屬（Cd，Pb，Cr，Ni，Cu 和Zn）濃度。 水體重金屬顆粒態(tài)濃度為重金屬總量與溶解態(tài)重金屬濃度之差。

1.3 質(zhì)量控制

實驗用HNO3為優(yōu)級純，其余的實驗藥品為分析純； 實驗過程中每個指標均設(shè)定空白樣和3 個平行樣；為了驗證實驗方法的準確性，在實驗過程中使用標準物質(zhì)（SRMs）；在水樣分析過程中，采用一系列的標準溶液（GSB），所用標準物質(zhì)均通過國家標準化管理委員會認證；經(jīng)過測定與計算，重金屬標準物質(zhì)的回收率范圍為87%～110%。

2 結(jié)果與討論

2.1 風況統(tǒng)計與分析

風況統(tǒng)計與分析結(jié)果見圖2。由圖2（a）可知，在觀測期間太湖的主導(dǎo)風向為ESE，SE 和SSE，占全部風向頻率的66%。 由圖2（b）可知，風速統(tǒng)計數(shù)據(jù)表明，觀測期間平均風速為1.18 ～6.98 m/s，瞬時風速記錄顯示最小值為0.3 m/s，最大值為8.7 m/s。 根據(jù)多年來對太湖的風情統(tǒng)計分析[3]，太湖在夏季的主導(dǎo)風向為東南風，主導(dǎo)風速為1.7 ～6.0 m/s。 此次野外觀測過程中的最大平均風速比常年統(tǒng)計風速略大。圖2（b）中的誤差線為觀測期間所有測量值的標準差。

圖2 風況統(tǒng)計與分析結(jié)果

2.2 水體物理化學(xué)參數(shù)變化特征

各工況條件下的瞬時風速及水體中其他基本物理、化學(xué)參數(shù)的變化情況見表1。 由表1 可知，溶解氧濃度隨著風速的增大而不斷增大，與ZHENG S S等[5]的研究成果類似；pH 值顯示水體呈弱堿性，不同風速擾動下水中pH 值變化較小，且波動范圍與柳后起等[6]在北太湖發(fā)現(xiàn)的情況類似；水體中氧化還原電位值隨著風擾動的增強而增大，但電導(dǎo)率的變化卻無明顯規(guī)律。 表中懸浮物濃度為不同水深的懸浮物濃度平均值，懸浮物濃度的變化說明沉積物再懸浮受風擾動影響顯著，當擾動風速大于6 m/s 時，懸浮物濃度增加尤其迅速。 有研究表明當擾動風速超過6.5 m/s 時，沉積物會發(fā)生大規(guī)模再懸浮[7]。

表1 不同風擾動條件下太湖梅梁灣水體物理、化學(xué)參數(shù)變化

2.3 水體各重金屬總濃度變化

風是影響淺水湖泊沉積物再懸浮的主要因子，在此過程中，重金屬隨之釋放并進入水體。不同風擾動條件下太湖梅梁灣水體中各重金屬總質(zhì)量濃度變化見圖3。

圖3 不同風擾動下太湖梅梁灣水體中各重金屬總質(zhì)量濃度變化

水體重金屬濃度較其他污染比較嚴重的湖泊水體中的重金屬濃度低[8-9]，但較太湖大部分湖區(qū)水體中的重金屬濃度高[10]。 由于太湖梅梁灣接收來自無錫的工業(yè)廢水以及通過直湖港和武進港接收來自常州的大量工業(yè)廢水[11]，因此重金屬污染在全太湖處于較高水平。由圖3 可知，太湖梅梁灣水體重金屬濃度由高到低依次為：Zn ＞Ni ＞Cu ＞Cr ＞Pb ＞Cd，JIANG X 等[10]研究結(jié)論為：Zn ＞Pb ＞Cu ＞Ni ＞Cr ＞Cd，與以上結(jié)論略有不同。 在不同風擾動條件下，水中重金屬總濃度變化趨勢類似，均隨著擾動風速的增強而增大。水體中重金屬包括溶解態(tài)和顆粒態(tài)，進入水體主要通過2 種途徑： ①間隙水中的重金屬通過濃度差擴散進入水體； ②再懸浮過程中伴隨懸浮物直接進入水體。本次野外觀測過程中，水體中懸浮物濃度隨著擾動風速的增強而增大，這可能導(dǎo)致水中重金屬總濃度明顯上升。 當擾動風速增大至6 m/s 以上時，沉積物發(fā)生大規(guī)模的懸浮，水體中重金屬濃度增幅也尤為明顯。

2.4 溶解態(tài)重金屬濃度變化

水體中溶解態(tài)重金屬是易于被動植物吸收的形態(tài)，危害較大。不同風擾動下水體中溶解態(tài)重金屬的濃度變化見圖4。

圖4 不同風擾動下太湖梅梁灣水體中溶解態(tài)重金屬濃度

由圖4 可知，溶解態(tài)重金屬濃度由高到低為：Zn＞Ni ＞Cu ＞Cr ＞Pb ＞Cd，該結(jié)論高于YU T 等[12]的研究結(jié)果，低于李聰聰?shù)萚13]對太湖水體重金屬的研究結(jié)果，這可能與采樣點之間的差異有關(guān)。和重金屬總濃度變化不同，當擾動風速不斷增強時，水體溶解態(tài)重金屬濃度并不會一直增加，隨著擾動風速的增大，Cd，Pb 和Cr 溶解態(tài)濃度呈緩慢上升趨勢，而Ni，Cu和Zn 溶解態(tài)濃度則呈下降的趨勢。池悄悄等[14]研究太湖水體中重金屬的濃度分布，發(fā)現(xiàn)當擾動風速變大時，水體中Pb，Cr 和Ni 的溶解態(tài)濃度先降后升，而Cu 和Zn 的溶解態(tài)濃度呈下降趨勢，和本研究結(jié)果相似。

在風浪擾動條件下，大量重金屬從沉積物進入水體，一部分以離子形式存在于水體中，另一部分被懸浮物以及其他化合物吸附，因此風擾動增強時水體溶解態(tài)重金屬濃度未出現(xiàn)明顯的上升或下降規(guī)律。 對不同金屬而言，其性質(zhì)差異也較大，例如，Pb和Cr 由于能夠被懸浮物大量吸附[15]，故溶解態(tài)的濃度變化不大；沉積物中的Cd 具有很強的可交換性，向水體遷移的能力較強。 對于溶解態(tài)Ni，Cu 和Zn，當擾動風速較小時（＜4 m/s），重金屬的吸附和沉淀作用比釋放作用更明顯，因此這3 種金屬離子的濃度不斷下降；當擾動風速繼續(xù)增大時，沉積物再懸浮加劇，Ni，Cu，Zn 進入水體，離子能夠被膠體吸附，穩(wěn)定停留在水體中[5,15]，或者與溶解態(tài)有機質(zhì)結(jié)合形成絡(luò)合離子，絡(luò)合離子不僅能增大金屬離子的溶解度，同時也將改變離子的電荷，減弱懸浮物對金屬離子的吸附作用[16]。

2.5 顆粒態(tài)重金屬濃度變化

水體中顆粒態(tài)重金屬和懸浮物緊密相連，因此受風擾動影響較大。 不同風擾動下太湖梅梁灣水體中顆粒態(tài)重金屬的濃度變化見圖5。由圖5 可知，顆粒態(tài)重金屬濃度由高到低為：Zn ＞Ni ＞Cu ＞Cr ＞Pb＞Cd。隨著風擾動的增強，水體顆粒態(tài)重金屬呈先升再降趨勢。 當擾動風速大于6 m/s 時，顆粒態(tài)重金屬濃度變化出現(xiàn)拐點（Pb 除外），該現(xiàn)象與水體中懸浮物濃度變化密切相關(guān)。 秦伯強等[7]研究發(fā)現(xiàn)，當擾動風速為5 ～6.5 m/s 時，沉積物發(fā)生大規(guī)模懸浮，沉積物再懸浮引起的重金屬釋放是水體顆粒態(tài)重金屬增加的主要原因。 細顆粒物（粘土和粉砂，粒徑＜63 μm）擁有更大的比表面積，比粗顆粒物（砂，粒徑＞63 μm）更容易吸附重金屬。 隨著擾動風速的增大，懸浮顆粒物不斷進入水體，吸附大量的重金屬。當擾動風速大于6 m/s 時，大量的懸浮粗粒徑顆粒物（砂）進入水體，導(dǎo)致懸浮物吸附重金屬的能力減弱。也有研究表明，水體中懸浮物濃度的增加將導(dǎo)致顆粒物富集重金屬的能力下降，這是由“顆粒物濃度效應(yīng)”[17]造成。 Pb 具有親固體性，因而更容易被懸浮顆粒物吸附[15]，因此，水體中顆粒態(tài)Pb 濃度隨擾動風速的增大而明顯升高。

圖5 不同風擾動下太湖梅梁灣水體中顆粒態(tài)重金屬的濃度變化

2.6 重金屬濃度變化影響因素

2.6.1 重金屬總量濃度變化影響因素

重金屬總濃度與溶解氧（DO）、pH 值、氧化還原電位（Eh）、電導(dǎo)率（EC）和懸浮物（SPM）濃度之間的主成分分析結(jié)果見圖6。 由圖6 可知，第一主成分占81.6%，第二主成分占7.7%，表明各重金屬總濃度均與溶解氧、懸浮物濃度、pH 值關(guān)系密切；氧化還原電位與電導(dǎo)率對重金屬總量濃度的影響較小。 沉積物再懸浮過程中，大量重金屬隨懸浮物進入水體，已有研究表明懸浮物濃度對重金屬總濃度的影響較大[18]。除懸浮物濃度之外，隨著擾動風速的增加，水體溶解氧濃度也逐漸升高。 高溶解氧水體可顯著提高沉積物重金屬的釋放量，這是由于水體中豐富的氧氣能夠促進Fe/Mn 氫氧化物釋放Fe，Mn 以及吸附在其表面上的其他重金屬進入水體。除懸浮物和溶解氧外，pH 值也是影響沉積物中重金屬釋放的重要因素[19]。

圖6 重金屬總濃度與理化參數(shù)主成分分析

2.6.2 溶解態(tài)重金屬濃度影響因素

溶解態(tài)重金屬濃度與理化參數(shù)主成分分析結(jié)果見圖7。 由圖7 可知，第一主成分占55.3%，第二主成分占19.1%，說明溶解態(tài)Cr，Pb 和Cd 的濃度與懸浮物和溶解氧的濃度關(guān)系密切。 溶解態(tài)Pb，Cr 容易被懸浮物吸附，相反，在水流紊動劇烈時Pb，Cr 也容易從顆粒物上解吸附進入水體。 溶解氧濃度對于重金屬從硫化物和有機質(zhì)中釋放至關(guān)重要，一定量的氧氣可以促進重金屬的解吸附過程[5]。隨著擾動風速的增大，水體中氧氣濃度逐漸升高，進而導(dǎo)致Fe（II）和Mn（II）氧化形成Fe（III）和Mn（IV）氧化物和氫氧化物沉淀物，水體中金屬離子被沉淀物吸附，使溶解態(tài)重金屬濃度下降。 氧化還原電位被認為是影響重金屬溶解度的重要因素，它主要通過影響Fe，Mn 氧化物的溶解性來影響其他金屬離子的溶解性。

圖7 溶解態(tài)重金屬濃度與理化參數(shù)主成分分析

2.6.3 顆粒態(tài)重金屬濃度影響因素

顆粒態(tài)重金屬濃度與理化參數(shù)主成分分析結(jié)果見圖8。 由圖8 可知，第一主成分占55.9%，第二主成分占24.0%，說明顆粒態(tài)Pb 濃度與懸浮物聯(lián)系非常緊密。由于Pb 的親固體性，當風擾動逐漸增大時，顆粒態(tài)Pb 濃度顯示出明顯的上升趨勢，WANG J 等[15]研究發(fā)現(xiàn)Pb 易被懸浮物吸附。顆粒態(tài)重金屬濃度與其他理化參數(shù)之間的直接相關(guān)性不密切，這是由于影響顆粒態(tài)重金屬濃度的因素比較復(fù)雜。 當擾動風速不斷增強時，不同類型的顆粒物懸浮進入水體，這些懸浮物吸附重金屬的能力不同，因此顆粒態(tài)重金屬濃度并未隨著懸浮物濃度的升高而持續(xù)升高。 除此之外，溶解氧、pH 值、電導(dǎo)率和氧化還原電位也可通過控制溶解態(tài)金屬離子的行為來影響顆粒態(tài)重金屬的濃度。 水體各理化參數(shù)影響重金屬的行為是一個復(fù)雜的過程，盡管如此，在不同風擾動條件下，懸浮物和溶解氧是影響淺水湖泊重金屬遷移的最重要因子。

圖8 顆粒態(tài)重金屬含量與理化參數(shù)主成分分析

3 結(jié)論

（1）太湖梅梁灣水體重金屬總濃度總體分布為：Zn ＞Ni ＞Cu ＞Cr ＞Pb ＞Cd。 重金屬總濃度隨著風擾動的不斷增強而增大，當擾動風速大于6 m/s 時，增幅尤其顯著。 主成分分析結(jié)果顯示，水體6 種重金屬總量均與溶解氧、懸浮物濃度以及pH 值關(guān)系密切。

（2）太湖梅梁灣水體溶解態(tài)重金屬濃度總體分布為：Zn ＞Ni ＞Cu ＞Cr ＞Pb ＞Cd，當擾動風速不斷增強時，水體溶解態(tài)重金屬濃度并不會持續(xù)增加。 主成分分析結(jié)果顯示溶解態(tài)Cr，Pb 和Cd 的濃度與溶解氧、懸浮物濃度關(guān)系密切。 溶解氧濃度對于重金屬從硫化物和有機質(zhì)中釋放至關(guān)重要，懸浮物也可通過吸附金屬離子影響溶解態(tài)重金屬濃度。

（3）太湖梅梁灣水體顆粒態(tài)重金屬濃度總體分布為：Zn ＞Ni ＞Cu ＞Cr ＞Pb ＞Cd。 當擾動風速逐漸增大時，顆粒態(tài)重金屬呈現(xiàn)出現(xiàn)先上升再下降的趨勢，該現(xiàn)象與懸浮物濃度以及懸浮物組成的變化密切相關(guān)。 當水體受到較大的風擾動時（風速＞6 m/s），大量的粗粒徑顆粒物（砂）懸浮進入水體，導(dǎo)致單位質(zhì)量懸浮物吸附重金屬的能力減弱。