賈冰嬋,張 鳴,武 娟,谷孝鴻,袁和忠,訾鑫源,李一凡,曾慶飛* (.中國科學(xué)院南京地理與湖泊研究所,湖泊與環(huán)境國家重點實驗室,江蘇 南京 0008；.南京信息工程大學(xué)環(huán)境科學(xué)與工程學(xué)院,大氣環(huán)境與裝備技術(shù)協(xié)同創(chuàng)新中心,江蘇省大氣環(huán)境監(jiān)測與污染控制高技術(shù)研究重點實驗室,江蘇 南京 0044；.南京市高淳區(qū)水務(wù)局,江蘇 南京 00)

自20世紀80年代前,我國長江流域許多湖泊實施了圍湖(圩)造田、圈圩墾殖、網(wǎng)圍養(yǎng)殖等工程.但隨著社會經(jīng)濟發(fā)展,湖泊及周邊的生態(tài)環(huán)境問題日益突出,不僅削弱了湖泊蓄洪泄洪功能,附近的農(nóng)業(yè)或養(yǎng)殖活動更加重了入湖負荷,水生態(tài)退化嚴重[1].因此,為提高區(qū)域防洪能力,改善湖泊水質(zhì)和生態(tài)環(huán)境,滿足區(qū)域供水和灌溉要求,促進地區(qū)可持續(xù)發(fā)展,國內(nèi)多個湖泊啟動退圩還湖工程.但退圩還湖后,由于退圩區(qū)長期受人類活動干擾,污染物的遷移轉(zhuǎn)化對湖泊生態(tài)環(huán)境的影響還鮮見報道[2].

長江中下游的退圩區(qū)內(nèi)自20世紀90年代開始從事水產(chǎn)養(yǎng)殖.養(yǎng)殖過程中產(chǎn)生的殘餌、糞便和藥物殘留是造成水體富營養(yǎng)化和重金屬富集的主要方式[3].作為一類具有潛在危害性的污染物,重金屬輸入池塘后被有機顆粒吸附,并大部分存在于沉積物中.Sutherland等[4]的研究指出,含水產(chǎn)養(yǎng)殖飼料的沉積物輸出后會給周邊濕地帶來明顯的Cu和Zn水平的提高.曹麗等[5]研究發(fā)現(xiàn),河蟹池塘沉積物中Cd處于輕度污染狀態(tài),Cu、Cr處于警戒線狀態(tài).可見,退圩區(qū)的水產(chǎn)養(yǎng)殖活動會引起Cd、Cu、Zn、Cr等重金屬富集.但退圩還湖后,有關(guān)退圩區(qū)富集的重金屬是否會對湖區(qū)水環(huán)境產(chǎn)生潛在風(fēng)險的研究還相對較少.

固城湖位于南京市高淳區(qū)西南部,是高淳區(qū)唯一備用的大型集中式飲用水源地,在徑流調(diào)蓄、農(nóng)業(yè)灌溉、城鄉(xiāng)供水、水產(chǎn)養(yǎng)殖以及維系生態(tài)平衡等方面發(fā)揮著重要作用[6].80年代的湖灘圍墾行為,造成固城湖水面面積由1949年前的約78km2縮小至現(xiàn)在的31.99km2.人類活動影響和湖蕩面積減小,水質(zhì)下降、生態(tài)退化等問題已嚴重影響湖泊生態(tài)服務(wù)功能的發(fā)揮.2018年,固城湖北岸的永聯(lián)圩和永兆圩實施退圩還湖工程,實施期限為2020年1月～2022年11月.該區(qū)域原為中華絨螯蟹、沙塘鱧和青蝦等特色水產(chǎn)養(yǎng)殖基地,退圩后將恢復(fù)自由水面6.41km2.本文通過對比固城湖和原退圩區(qū)表層沉積物重金屬含量和空間分布特征,采用地累積指數(shù)法(Igeo)和 Hakanson潛在生態(tài)風(fēng)險指數(shù)法(RI)評價其污染與生態(tài)風(fēng)險水平,探討湖區(qū)和原退圩區(qū)表層沉積物重金屬污染差異和潛在來源,以期為退圩還湖工程污染防控和固城湖水環(huán)境保護提供參考和理論依據(jù).

1 材料與方法

1.1 采樣點設(shè)置與采集

于2021年6月采集固城湖和退圩區(qū)表層沉積物樣品(圖1),其中退圩區(qū)中:W2、W3和W5點為原養(yǎng)殖池塘,W1、W4和W6點為土壤表層;湖區(qū)中H1為西部小湖區(qū),H2為靠近蕪申航道,H3為湖心區(qū),H4為湖區(qū)南側(cè)靠近養(yǎng)殖尾水排放口,H5為湖區(qū)東部接近漆橋河口.采用彼得森采泥器采集表層(0～10cm)的沉積物樣品(去除垃圾雜物),置于聚乙烯袋中現(xiàn)場混勻.同時將高淳區(qū)內(nèi)受人類活動影響較小的青龍山上土壤樣品作為高淳區(qū)原始土壤,用于背景值參考.采用非均勻布點方法采集青龍山上表層(0～20cm)土壤樣品.所有樣品裝入聚乙烯自封袋密封,低溫保存至實驗室分析.

圖1 研究區(qū)域及采樣點分布Fig.1 Distribution of study area and sampling points

1.2 樣品處理及分析

表層沉積物樣品和青龍山表層土壤樣品均冷凍干燥,隨后用瑪瑙研缽充分研磨并過 100目尼龍篩(孔徑 0.165mm),儲存于牛皮紙袋中.取適量樣品用混合酸(HCl、HNO3和HClO4)消解后,提取液采用電感耦合等離子質(zhì)譜儀(ICP-MS 7900,安捷倫,美國)測定重金屬含量;目標元素為Fe、Mn、As、Zn、Cr、Co、Ni、Cu、Cd和Pb.質(zhì)量保證采用3平行樣和加標回收法,其中樣品分析數(shù)據(jù)的相對標準偏差(RSD)小于 3%.有機質(zhì)含量使用元素分析儀(Elementar Vario EL,德國)測定.實驗所用試劑均為優(yōu)級純,實驗用水均為超純水.

采用SPSS 26.0進行t檢驗、Pearson相關(guān)分析和聚類分析;ArcGIS 10.5繪制重金屬含量空間分布圖;Origin 2017繪制統(tǒng)計圖表.

1.3 評價分析方法

1.3.1 地積累指數(shù)法 地積累指數(shù)能夠充分反映自然條件和人類活動對沉積物及土壤的影響,可以直觀反映重金屬的累積程度[7].其計算公式如下:

式中:Igeo為地累積指數(shù);Ci為沉積物重金屬i含量的實際測量值;Bn為重金屬的地球化學(xué)背景值;k為由于各地區(qū)差異可能引起背景值波動引入的常數(shù),通常k=1.5.重金屬地積累指數(shù)分級見表1.

表1 地積累指數(shù)Igeo的污染分級Table 1 Pollution classification of geoaccumulation index

1.3.2 潛在生態(tài)風(fēng)險指數(shù)法 潛在生態(tài)風(fēng)險指數(shù)法能夠基于沉積物重金屬毒性、各污染物綜合生態(tài)效應(yīng)及區(qū)域環(huán)境金屬元素背景值差異,對單項和多種重金屬元素的生態(tài)危害做出評估[8].

單項重金屬潛在的生態(tài)風(fēng)險指數(shù)(Eri):

多個重金屬潛在的生態(tài)風(fēng)險指數(shù)(RI):

式中:Ci為重金屬i的含量實際測量值;CB為沉積物重金屬的參比值,采用江蘇省土壤重金屬背景[9]作為參比值;Ti為重金屬 i的生物毒性響應(yīng)因子,代表重金屬的毒性水平及生物對重金屬的敏感程度,其中 TCd=30,TAs=10,TPb=TCu=TNi=TFe=TCo=5,TCr=2,TZn=TMn=1.根據(jù)RI和Eri值的大小,潛在生態(tài)危害評價標準分級見表2.

表2 重金屬生態(tài)風(fēng)險分級Table 2 Ecological risk classification of heavy metals

1.3.3 有機質(zhì)含量分析 有機質(zhì)含量和組成不僅影響土壤重金屬的積累,而且能與重金屬元素形成絡(luò)合物,影響重金屬的形態(tài)與遷移轉(zhuǎn)化,土壤中有機質(zhì)含量與重金屬在土壤中的積累有著密切聯(lián)系.因此根據(jù)中國土壤普查技術(shù)標準對土壤有機質(zhì)含量進行分級研究,分級標準見表3[10].

表3 有機質(zhì)含量分級標準Table 3 Classification standard for contents of organic matter

2 結(jié)果與討論

2.1 表層重金屬含量及空間分布特征

由表4可見,以高淳區(qū)受人類活動影響較小的山間林地土壤作為背景值參考,除了As、Fe、Cr和Pb元素略高于江蘇省土壤背景值,其它元素均較低.總體來說,退圩區(qū)與湖區(qū)重金屬含量平均值均高于高淳區(qū)土壤背景值和江蘇省土壤背景值.退圩區(qū)各重金屬平均含量與江蘇省土壤背景值比值為Cd(2.45)＞ As(1.73)＞ Zn(1.36)＞ Pb(1.32)＞ Fe(1.29)＞Mn(1.26) ＞ Co(1.18)≈ Ni(1.18)＞ Cu (1.14)＞ Cr(1.09),退圩區(qū)Cd、As、Zn和Pb含量均值分別為高淳區(qū)土壤背景值的2.82、1.24、1.47和1.10倍;湖區(qū)各重金屬平均含量與江蘇背景值比值為Cd(6.55)＞Zn(2.24)＞ Pb(1.87) ＞ As(1.73)＞ Cu(1.69) ＞ Ni(1.25)＞Fe(1.23)＞ Mn(1.18)＞ Co(1.15)＞ Cr(1.10),湖區(qū) Cd、Zn、Pb和As含量均值分別為高淳區(qū)土壤背景值的7.56、2.44、1.56和1.24倍.

表4 固城湖退圩區(qū)與湖區(qū)各重金屬含量統(tǒng)計Table 4 Statistics of heavy metal content in Guchenghu Lake polder and lake area

續(xù)表4

利用t檢驗研究退圩區(qū)與湖區(qū)不同重金屬含量的顯著性差異.結(jié)果表明,湖區(qū)Cd、Cu、Zn和Pb這4種重金屬濃度顯著高于退圩區(qū)(P＜0.05)并分別為退圩區(qū)含量的2.68、1.48、1.65和1.42倍,其它重金屬元素在退圩區(qū)部分區(qū)域含量分布較高,達到湖區(qū)水平.Zn和 Cu在空間分布上呈現(xiàn)規(guī)律較為一致,高濃度區(qū)域為小湖區(qū)(H1);Cd和Pb的最高值均出現(xiàn)在湖區(qū)南部(H4)(圖2).

圖2 固城湖退圩區(qū)及湖區(qū)表層沉積物各重金屬空間分布Fig 2 Spatial distribution of heavy metals in surface sediments of Guchenghu Lake polder area and lake area

2.2 重金屬污染程度與生態(tài)風(fēng)險

2.2.1 重金屬地累積指數(shù) 由圖3可見,根據(jù)Igeo分級標準,退圩區(qū)中Cd處于輕度污染狀態(tài),As和 Zn處于清潔-輕度污染狀態(tài),其它元素均處于清潔狀態(tài).湖區(qū)中Zn、As、Cu和Pb處于輕度污染狀態(tài),Cd達到中度污染水平,其它元素均處于清潔狀態(tài).

圖3 表層沉積物IgeoFig.3 Igeo in the surface sediments

2.2.2 重金屬潛在生態(tài)風(fēng)險評價 各重金屬單項潛在生態(tài)風(fēng)險指數(shù)顯示,除了Cd存在潛在生態(tài)風(fēng)險,其它元素在采樣區(qū)域內(nèi)均屬于輕微生態(tài)危害范疇(Eri＜40)(表5).重金屬的 Cd潛在生態(tài)風(fēng)險指數(shù)在退圩區(qū)的均值為73.47,達到中等生態(tài)危害(40≤Eri＜80),其中W5點位Cd處于重度生態(tài)危害;在湖區(qū)的均值為196.55,屬于重度生態(tài)危害(160≤Eri＜320).

表5 單項潛在生態(tài)風(fēng)險指數(shù)EriTable 5 The single potential ecological risk index (Eri)

如圖4所示,退圩區(qū)各采樣點的 RI值為92.91～208.05,除W5號點因Cd污染貢獻處于中度生態(tài)風(fēng)險水平以外,其它各點均表現(xiàn)為低生態(tài)風(fēng)險水平.湖區(qū)各采樣點RI值為204.75～336.60,除了H4號點處于較重生態(tài)風(fēng)險,其它各點均表現(xiàn)為中度生態(tài)風(fēng)險水平.

圖4 表層沉積物綜合潛在生態(tài)風(fēng)險指數(shù)Fig.4 Comprehensive potential ecological risk index of surface sediments

2.3 沉積物中重金屬相關(guān)性及來源分析

固城湖退圩區(qū)表層沉積物中重金屬Cu、Cd和Zn兩兩之間存在極顯著的正相關(guān)關(guān)系(P＜0.01).Fe與As;Co與Mn、Pb之間存在著極顯著的正相關(guān)關(guān)系(P ＜0.01),指示這些元素在退圩區(qū)中的地球化學(xué)性質(zhì)相似,具有相同來源或者產(chǎn)生了復(fù)合污染.Cr與Zn、Ni和Cu;Pb與Mn在0.05水平相關(guān)性顯著,相關(guān)系數(shù)均大于0.5(表6).

固城湖湖區(qū)表層沉積重金屬中Cd與Pb,Cr與Co,Ni之間在0.05水平上相關(guān)性顯著,相關(guān)系數(shù)均大于0.5(表6).

表6 表層沉積物重金屬元素間的相關(guān)分析Table 6 Correlation analysis among heavy metal elements in surface sediments

聚類分析顯示,將退圩區(qū)與湖區(qū)的10種重金屬元素分為4類,在退圩區(qū)中 Zn和Cd聚為一類,Mn和Pb聚為一類,As和Ni、Cu聚為一類,Cr和Co、Fe聚為一類;在湖區(qū)中Cr單獨聚為一類,As和Cd聚為一類、Ni、Pb和Co聚為一類,Fe、Cu、Mn和Zn聚為一類(圖5).

圖5 表層沉積物重金屬系統(tǒng)聚類譜系圖Fig.5 Clustering tree of hierarchical cluster analysis of heavy metals in surface sediments

2.4 沉積物中有機質(zhì)含量分析

如圖6所示,退圩區(qū)表層沉積物中有機質(zhì)含量均值(10.14g/kg)處于第 4級(較適中),湖區(qū)表層沉積物中有機質(zhì)含量均值(38.12g/kg)處于第2級(豐富).t檢驗研究退圩區(qū)與湖區(qū)有機質(zhì)含量的顯著性差異表明,湖區(qū)表層沉積物中有機質(zhì)含量顯著高于退圩區(qū)(P ＜0.05).

圖6 表層沉積物有機質(zhì)含量Fig.6 Organic matter content in surface sediments

2.5 討論

2.5.1 固城湖湖區(qū)與退圩區(qū)重金屬含量及空間分布特征 固城湖湖區(qū)和退圩區(qū)表層沉積物重金屬含量分別對應(yīng)江蘇省土壤背景值的1.09～ 6.55倍.其中湖區(qū)Cd、Cu、Zn和Pb含量顯著高于退圩區(qū).對比長江中下游典型湖泊表層沉積物重金屬含量,湖區(qū)表層沉積物中重金屬Cd、Cu和Zn含量均值分別為0.56,39.60,145.33mg/kg,高于太湖(0.55,32.80,109.00mg/kg)、巢湖(0.42,27.67,142.04mg/kg)和洪澤湖(0.23,25.35,74.77mg/kg)對應(yīng)重金屬含量均值;Pb含量均值 41.17mg/kg,介于太湖(35.10mg/kg)、洪澤湖(27.28mg/kg)和巢湖(56.00mg/kg)之間;As含量均值 17.80mg/kg,介于洪澤湖(16.55mg/kg)和巢湖(21.08mg/kg)之間(表7).退圩區(qū)中Pb和As含量均值分別為28.98,17.13mg/kg,略高于長江三角洲(13.90,13.60mg/kg)和興化市典型蟹塘(12.96,7.42mg/kg)對應(yīng)重金屬含量均值,Cd含量為0.21mg/kg,低于長江三角洲(0.70mg/kg)和興化市典型蟹塘(0.63mg/kg);Cu和Zn含量均值(26.68,87.90mg/kg)高于興化市典型蟹塘(24.78,68.40mg/kg),低于長江三角洲典型蟹塘(29.10,89.60mg/kg)對應(yīng)重金屬含量均值(表7).整體來看,固城湖及退圩區(qū)表層沉積物Cd、Cu、Zn和Pb含量在全國處于中等水平.

表7 長江下游典型湖泊表層沉積物與典型蟹塘表層沉積物中重金屬含量(mg/kg)Table 7 Heavy metal content in surface sediments of typical lakes and typical crab ponds in the lower reaches of the Yangtze River(mg/kg)

固城湖是水產(chǎn)養(yǎng)殖的水源,也是養(yǎng)殖尾水的最終排放水域[11].固城湖水環(huán)境受水產(chǎn)養(yǎng)殖的影響較大.同時,作為高淳區(qū)的重要湖泊,固城湖長期受高淳區(qū)生活污水、工業(yè)廢水和航運影響,重金屬持續(xù)蓄積高于僅受水產(chǎn)養(yǎng)殖影響的退圩區(qū).對比 2007年和2011～2012年有關(guān)固城湖重金屬元素的調(diào)查發(fā)現(xiàn),Cu和Zn含量呈上升趨勢,As和Cd含量略低于2011～2012年但相比于 2007年調(diào)查含量顯著上升,可見湖區(qū)周圍水產(chǎn)養(yǎng)殖活動以及生活污水和工業(yè)廢水的排放對固城湖表層沉積物重金屬的影響[6,12].

退圩區(qū)和湖區(qū)不同點位重金屬含量差異明顯.退圩區(qū)內(nèi)Cd、Zn、Cu和Pb在W5處明顯高于其它點位,As含量在 W3處高于其他點位.W5和 W3位于退圩區(qū)內(nèi)原養(yǎng)殖池塘,Cd為高度變異(CV＞36%),Zn和 As屬于中等變異(15%＜CV＜36%)[13],表明Zn和As的含量具有一定的空間異構(gòu)性,而人類活動對退圩區(qū)中Cd的含量有直接影響[14].這可能由于退圩區(qū)在農(nóng)業(yè)和養(yǎng)殖中使用的農(nóng)藥、殺蟲劑、化肥和餌料等的種類、配比和用量不同,過量的餌料和農(nóng)藥等在表層沉積物中的富集量存在差異.

湖區(qū)Cd和Pb含量在湖區(qū)南部(H4)和漆橋河口(H5)較高;Zn和Cu則在西部小湖區(qū)(H1)和湖區(qū)南部(H3和 H4)較高.湖區(qū)南側(cè)(H3和 H4)靠近西側(cè)圍墾養(yǎng)殖區(qū)排污口,受養(yǎng)殖池塘尾水排放影響較大[15];歷史上湖區(qū)西南水域存在的圍網(wǎng)養(yǎng)殖活動,多余的餌料和代謝產(chǎn)物增加沉積物中有機質(zhì)含量和重金屬輸入,使沉積物與重金屬結(jié)合能力增強[16-17].不同的重金屬元素遷移能力存在差異.Cd、Pb遷移能力強,表現(xiàn)為明顯的外源輸入特征,Cu、Zn遷移能力較強,而Cr、Ni遷移能力較弱[18].湖區(qū)東側(cè)靠近漆橋河與胥河,南側(cè)靠近港口河,三者均為固城湖入湖河流[15].遷移能力強的金屬元素隨河道進入湖區(qū)堆積,造成湖區(qū)南部和東部方向Cd和Pb含量較高.

2.5.2 固城湖湖區(qū)與退圩區(qū)主要污染物來源 固城湖退圩區(qū)與湖區(qū)表層沉積物的主要污染物是 Cd,其次是 Zn、Pb、As和 Cu.相關(guān)和聚類分析表明退圩區(qū)Cd、Zn和Cu可能來自同一污染源;湖區(qū)中Pb與Cd,As與Cd的來源具有相似性.

退圩區(qū)中重金屬 Cd、Zn和Cu等的主要來源為水產(chǎn)養(yǎng)殖活動.隨養(yǎng)殖規(guī)模與密度持續(xù)增大引發(fā)的含金屬元素飼料、藥物的過度投放、或部分飼料重金屬元素超標導(dǎo)致Cd、Zn和Cu等元素的污染[22].研究表明,水產(chǎn)養(yǎng)殖中主要超標的元素有 Zn、Cu、Cd、Pb[23].魚粉是水產(chǎn)飼料Cd的主要來源,在魷魚、烏賊內(nèi)臟加工后產(chǎn)生的內(nèi)臟粉中 Cd超標比較嚴重[3].但在養(yǎng)殖過程中,魚粉作為優(yōu)質(zhì)蛋白源,為蝦蟹和魚類提供養(yǎng)分并產(chǎn)生誘食效果使之無法被完全取代.Zn、Cu是養(yǎng)殖生物生存生產(chǎn)的必需元素,在飼料中適量添加這些元素能促進養(yǎng)殖動物的生長發(fā)育[24],此外在養(yǎng)殖過程中廣泛使用的水產(chǎn)消毒劑、除藻劑也含有大量的 Cu、Zn等重金屬[25].并且 Cu、Zn與有機物結(jié)合能力較強且具有生物累積效應(yīng),這可能是造成退圩區(qū)Cu、Zn污染的重要原因[12].

固城湖地處長江三角洲,工農(nóng)業(yè)發(fā)達.2012年固城湖污染源及污染負荷調(diào)查顯示,固城湖主要污染源為水產(chǎn)養(yǎng)殖、工業(yè)廢水、生活污水、種植業(yè)和畜禽養(yǎng)殖,水產(chǎn)養(yǎng)殖為固城湖首要污染來源[15].湖區(qū)北側(cè)與西側(cè)的水產(chǎn)養(yǎng)殖區(qū)中養(yǎng)殖廢水的排放以及歷史上的圍網(wǎng)養(yǎng)殖活動是湖區(qū)中 Cd、Zn和 Cu的主要來源.As、Cd和Pb還可能來源于湖區(qū)北側(cè)機械制造、新型材料制備和醫(yī)療器械制造等工業(yè)活動排放的含重金屬廢水[3].蕪申線航道沿官溪河而來,穿越固城湖.Pb作為化石燃料的標志物[26],湖區(qū)中Pb也可能與蕪申航道中含Pb燃油的燃燒或泄漏有關(guān).固城湖流域農(nóng)業(yè)比較發(fā)達,農(nóng)業(yè)生產(chǎn)中使用的含As農(nóng)藥會隨降雨徑流等進入湖中,加重湖泊污染.

固城湖退圩還湖后應(yīng)著重關(guān)注 Cd、Zn、As、Pb和 Cu的治理,推廣生態(tài)健康養(yǎng)殖模式,加強養(yǎng)殖尾水生態(tài)凈化,減少水產(chǎn)養(yǎng)殖活動對固城湖重金屬富集壓力,優(yōu)化蕪申線航運路線減少航運對固城湖生態(tài)環(huán)境的直接影響,以及強化工業(yè)廢水和生活污水處置與達標排放,減少流域水體、底泥環(huán)境中的Cd、Pb和As的輸入風(fēng)險.

2.5.3 固城湖退圩還湖重金屬生態(tài)風(fēng)險分析 潛在生態(tài)風(fēng)險指數(shù)評價結(jié)果顯示,Cd是潛在風(fēng)險較高的污染物;湖區(qū)表層沉積物整體處于偏中度-中度生態(tài)風(fēng)險,退圩區(qū)表層沉積物整體處于輕度生態(tài)風(fēng)險,湖區(qū)表層沉積物污染程度高于退圩區(qū).地累積指數(shù)評價結(jié)果表明,湖區(qū)中 Cd處于偏中度-中度污染狀態(tài),Zn、As、Cu和Pb均處于輕度污染狀態(tài),均高于對應(yīng)退圩區(qū)重金屬元素污染程度.

沉積物中重金屬的吸附遷移與其所處的水環(huán)境化學(xué)條件、水文條件以及沉積物本身的理化性質(zhì)等密切相關(guān).退圩還湖在短時間內(nèi)造成湖區(qū)與退圩區(qū)環(huán)境的急劇變化.湖水的覆蓋導(dǎo)致退圩區(qū)土壤空隙減小,土壤Eh降低[27].Cd作為氧化還原敏感元素,其溶解度與氧化還原條件的變化有關(guān)[22].在退圩區(qū)淹水后,Cd形成氧化物、硫化物或有機絡(luò)合物并在沉積物中富集[28].退圩還湖不會引起水體中 Cd含量的大幅度上升.固城湖湖區(qū)水體pH值常處于堿性狀態(tài)(8.25～9.81)[6],土壤中 Pb、Cd、Cu和 Zn的釋放量與上覆水pH值具有負相關(guān)性[29],較高的pH值使沉積物對金屬陽離子吸附型增強.還湖后,較高的上覆水pH值有利于退圩區(qū)沉積物對上覆水重金屬離子的吸附.湖區(qū)表層沉積物有機質(zhì)含量處于適中至豐富級別,研究表明,隨有機質(zhì)含量的增加,有機物結(jié)合態(tài)重金屬含量也會增加,鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)和土壤交換態(tài)重金屬含量明顯減少,使湖區(qū)表層沉積物中重金屬離子的生物有效性及移動性降低[30].

研究發(fā)現(xiàn),在淹水導(dǎo)致的還原條件下,土壤中的As易轉(zhuǎn)變?yōu)楦顫娗腋子谶w移轉(zhuǎn)化的價態(tài),增加As在水中溶解的可能[31];當水流切應(yīng)力增大懸浮顆粒越來越細,對重金屬的吸附能力也增強[32];水力擾動能使沉積物理化性質(zhì)發(fā)生改變,進而促進重金屬的釋放[33].由于退圩區(qū)重金屬濃度和生態(tài)風(fēng)險均低于湖區(qū),退圩還湖有助于稀釋湖泊重金屬濃度.因此,退圩區(qū)環(huán)境變化造成的重金屬釋放并不會增加重金屬生態(tài)風(fēng)險.

二維非穩(wěn)態(tài)水環(huán)境數(shù)學(xué)模型模擬后發(fā)現(xiàn),退圩還湖后固城湖湖區(qū)COD、TN、TP年均水質(zhì)濃度均得到改善[34].整體而言,退圩還湖后原退圩區(qū)養(yǎng)殖塘污染源消失,極大降低了入湖重金屬負荷;湖區(qū)自由水面面積增加,大小湖區(qū)連接處水流更加順暢,不易產(chǎn)生淤積.本研究表明,退圩還湖有利于恢復(fù)湖泊生態(tài)空間并對降低固城湖湖區(qū)重金屬生態(tài)風(fēng)險有著積極的作用.在后續(xù)研究中應(yīng)進一步探討沉積物中重金屬的不同賦存形態(tài),以分析固城湖退圩還湖后表層沉積物中重金屬在環(huán)境中的遷移轉(zhuǎn)化行為.

3 結(jié)論

3.1 固城湖退圩區(qū)和湖區(qū)不同點位重金屬含量差異明顯.湖區(qū)中Cd、Cu、Zn和Pb含量分別在0.42～0.72,36.48～42.14,23.12～125.16,37.18～48.63mg/kg,均顯著高于退圩區(qū).Cu、Zn在湖區(qū)南部與西側(cè)小湖區(qū)含量較高;Cd、Pb在湖區(qū)南部與湖區(qū)東側(cè)含量較高.

3.2 固城湖退圩區(qū)表層沉積物中Cd處于輕度污染狀態(tài),As和Zn處于清潔-輕度污染狀態(tài),其它元素均處于清潔狀態(tài),各點位綜合潛在生態(tài)風(fēng)險指數(shù)均值處于低生態(tài)風(fēng)險水平.固城湖湖區(qū)表層沉積物中 Cd處于中度污染狀態(tài),Zn、As、Cu和 Pb處于輕度污染狀態(tài);其余元素均處于無污染狀態(tài),湖區(qū)各點位綜合潛在生態(tài)風(fēng)險指數(shù)均值處于中度生態(tài)風(fēng)險水平.

3.3 固城湖退圩區(qū)和湖區(qū)主要的污染因子是Cd,其次是 Zn、As、Pb和 Cu,其來源主要與水產(chǎn)養(yǎng)殖活動、航道航運和工業(yè)廢水的排放有關(guān).

3.4 退圩還湖不僅消除了原退圩區(qū)因水產(chǎn)養(yǎng)殖活動可能帶來的重金屬富集及對固城湖的外源輸入壓力,同時通過地形重塑和水面面積擴大稀釋湖區(qū)重金屬濃度,對于改善湖泊生態(tài)、降低固城湖沉積物重金屬生態(tài)風(fēng)險有著積極作用.