霍邱县城湖泊沉积物重金属污染特征、潜在生态风险及来源

Pollution characteristics, potential ecological risks and sources of heavy metal pollution in lake sediments in Huoqiu County

摘要

为了解霍邱县城西湖和城东湖表层沉积物重金属的污染特征、空间分布、潜在来源和生态风险,对城西湖和城东湖表层沉积物重金属(As、Cd、Cr、Cu、Hg、Ni、Pb和Zn)含量进行了分析,采用地累积指数法、污染负荷指数法、潜在生态危害指数法和沉积物质量基准法对重金属污染程度及潜在生态危害进行了评价,并利用相关性分析、聚类分析及主成分解析了重金属来源。结果表明,除城东湖的Cd、Hg、Pb和城西湖的Hg外,其余元素均值超过背景值,重金属含量存在显著的空间变异性,大致呈北向南递减趋势。地累积指数表明城西湖沉积物中Ni和Zn处于未受污染-中度污染状态,污染负荷指数显示城西湖为中度污染状态,城西湖和城东湖处于轻度生态风险状态。重金属溯源分析结果显示城西湖和城东湖沉积物中Cr、Zn、Ni和Cu主要来源成土母质、矿产开采和水产养殖,As、Pb、Hg和Cd主要来源于农业污染和生活污水。研究结果可为城西湖和城东湖重金属污染防治提供科学依据。

关键词

城西湖 / 城东湖 / 表层沉积物 / 重金属 / 污染特征 / 潜在生态风险

Key words

Chengxi Lake / Chengdong Lake / surface sediments / heavy metal / pollution assessment / potential ecological risks

0 引言

沉积物是湖泊生态系统的重要组成部分,为底栖生物和水生植物提供重要物质基础的同时^[1],也担任着营养盐和重金属等污染物的“源”和“汇”^[2⇓-4]。随着工业、农业等社会经济飞速发展,人类活动强度加剧,有毒有害物质通过各种渠道汇入湖泊、河流、湿地等,导致其生态环境急剧恶化,污染频发,其中重金属是湖泊、河流、湿地等生态系统最为重要的污染种类之一^[5-6]。重金属因其富集性、隐蔽性、持久性和毒性等特点而受到普遍关注^[5],并且重金属可通过食物链传递并经过时间的积累产生富集,到达一定程度后会对生物的中枢神经系统和循环系统产生伤害,对人类健康和生态系统造成了潜在的威胁^[7]。因此,研究沉积物重金属污染情况及其污染来源对水环境的污染防治具有重要意义。

近年来的相关研究表明,受人类活动影响,河流、水库和湖泊等水环境重金属污染问题日益突出^[8-9],重金属污染呈明显的累积趋势^[9⇓⇓-12]。如湖南省的东江湖中Cd和As的平均值分别是湖南省背景值的21.2倍和5.5倍,Cd为偏重度污染,而且表层沉积物处于高风险水平^[12]。青海湖沉积物中As和Cd超出当地背景值的1.13倍和1.53倍,且各点位Cd的潜在生态危害水平及释放风险均高于其他金属元素^[13]。武汉市东南部的汤逊湖中沉积物除Cr外,其余重金属含量均高于其背景值,表层沉积物重金属整体表现为较重生态风险水平^[14]。由于湖泊等水环境沉积物重金属污染的日趋严重,亟需开展表层沉积物重金属污染及生态风险评价工作。目前,国内外提出了众多沉积物重金属污染及生态风险评价方法,如单因子质量指数法、内梅罗综合污染指数法和地累积指数法等^{[12⇓⇓-15]}。但污染评价方法不能客观反映重金属污染的生态环境效应,相关研究者在污染评价基础上开发潜在生态危害指数法、富集系数法和重金属质量基准法(SQG)等重金属生态风险评价模型^[16⇓-18]。由于地理环境及经济差异,不同地区的湖泊重金属含量及污染特征也不尽相同^[1,6,19]。综合考虑多种评价方法不仅可以有效弥补不同方法之间的缺陷,而且对准确客观评价湖泊沉积物污染特征、生态风险和污染防治具有重要指导意义。

城东湖和城西湖是安徽省霍邱县城内的两个典型湖泊,位于淮河干流中游南岸,是淮河水系中面积仅次于洪泽湖的大型天然淡水湖泊(图1)。近年来,随着霍邱县经济的高速发展,社会经济发展活动(肥料浸出、污水排放、工业废水和城市建设等)造成城东湖和城西湖受到不同程度营养盐和重金属的污染。目前尚未有相关文献对霍邱县城西湖和城东湖重金属含量、污染特征和生态风险进行系统的研究。鉴于此,采用地累积指数法、污染负荷指数法、潜在生态危害指数法和沉积物质量基准法等综合方法对重金属污染特征、潜在生态危害和生物毒性进行了评价,并利用相关性分析、聚类分析及主成分识别沉积物重金属来源。以期为霍邱县乃至安徽省湖泊表层沉积物重金属的污染防治工作和生态环境保护提供科学依据。

1 材料与方法

1.1 研究区概况

研究区地处安徽省西北部,大别山北麓,淮河中游南岸。地势南高北低,自西南向北东呈变低缓趋势。西部为丘陵,中部岗坳相间的浅丘状和波状平原,北部和东部为河湖平原。区内年平均气温为14.6~15.6 ℃,多年平均降水量为 1 008.5~1 545.7 mm,多年平均蒸发量1 395.0 mm。

城东湖位于淮河右岸支流汲河的下游,城东湖地形狭长,东西平均宽度5~6 km,南北平均长度30 km,湖底高程17.8 m,面积约180 km²,城东湖主要来水为汲河,于三流集注入后,穿湖而过,河湖一体,自南向北流,至溜子口注入淮河。此外,城东湖作为汲东灌区补给水源,通过支渠与汲东干渠相连通。城西湖位于淮河右岸沣河下游,地处霍邱县城西侧,南承沣河全部来水,东西纳沿岗河全部来水及地面径流。城西湖正常水位在20.5 m左右,高水位时达24.5 m。湖区汇水总面积 1 750 km²,是淮河中游最大的蓄洪区。洪水期受淮河顶托作用明显。湖区西部为深水区,目前湖区周边已建成了防洪堤。另外,城西湖流域内拥有丰富的矿产资源,霍邱县内铁矿、石灰石等20多个矿种储量巨大,其中铁矿探明储量25亿吨,远景储量35亿吨,位居全国第五、华东第一。

城西湖和城东湖目前在沿湖低洼地建设龙虾养殖带,而在湖湾建设河虾围网养殖区,湖区流域分布较多畜禽养殖场。城东湖和城西湖流域内大宗农业作物以水稻为主。

1.2 样品采集与测试

基于GPS定位采用网格化方式布点,采样密度为1个点/4 km²。利用重力式柱状采泥器采集湖底0~20 cm的连续土壤柱,共采集沉积物样品60件,其中城东湖30件,城西湖30件(图1)。沉积物样品自然阴干,用木锤加工后过20目筛,送检样品质量约200 g,平行样约350 g。然后送实验室测试。

以中华人民共和国地质矿产行业标准DZ/T 0279—2016为依据,选择使用离子选择性电极法(ISE)测定pH,使用X射线荧光光谱法(XRF)测定Cr、Ni、Cu、Pb、Zn的元素含量,电感耦合等离子体质谱法(ICP-MS)测定Cd元素,原子荧光法(AFS)测定As、Hg等元素。为保证测定结果的准确性和精度,测量过程中,所有样品均平行试验3次,并用国家一级标准物质(GBW07408)进行回收试验,回收率的范围为90%~110%,所有样品分析误差均小于10%,符合质量控制要求。所有测试均在安徽省地质实验研究所完成。

1.3 沉积物重金属污染评估方法

1.3.1 地累积指数法

地累积指数(I_geo)由德国学者Muller提出,该指数考虑了重金属污染的人为因素、环境的地球化学背景值和自然成岩引起背景值变化的因素^[20],其计算公式^[15]如下:

(1)

I_geo=log₂[C_n/(k×B_n)]

式中:C_n为沉积物中某重金属元素的含量,mg·kg^-1;B_n为当地沉积物中某重金属元素的背景值,mg·kg^-1,其值取自于安徽省江淮流域背景值^[12],即As、Cd、Cr、Cu、Hg、Ni、Pb和Zn的背景值分别为9.40、0.104、69.4、24.9、0.041、25.0、25.9和53.2 mg·kg^-1;k为成岩过程中重金属含量自然波动的校正系数,通常取1.5。其污染程度分级如表1所示。

1.3.2 污染负荷指数法

污染负荷指数法由Tomlinsoh等^[21]提出,该方法能体现重金属污染的空间变化及各种重金属对污染的贡献^[22]。其计算公式如下:

(2)

P_ij=C_ij/B_i

(3)PLI_j= \sqrt[m]{P_{1j}\times P_{2j}\times \dots \times P_{mj}}

(4)PLI_zone= \sqrt[m]{\mathrm{P}\mathrm{L}{\mathrm{I}}_1\times \mathrm{P}\mathrm{L}{\mathrm{I}}_2\times \dots \times \mathrm{P}\mathrm{L}{\mathrm{I}}_n}

式中:P_ij为第i个重金属在j点的污染系数;C_ij为重金属在j点的实测含量,mg·kg^-1;B_i为第i个重金属的地球化学背景值,mg·kg^-1;PLI_j为j点的污染负荷指数;PLI_zone为某一区域(流域)的污染负荷指数;m为参与评价的重金属总数目;n为采样点个数。污染及危害程度分级如表1所示。

1.3.3 潜在生态风险指数法

潜在生态风险指数法从重金属的生物毒性角度出发,用于评价重金属对生态环境的潜在危害,定量划分潜在生态风险等级^[16]。计算公式如下:

(5)RI= {\sum }_{i=1}^n {\mathrm{E}}_{\mathrm{r}}^i= {\sum }_{i=1}^n \left(T_r^i\times \frac{W_i}{B_i}\right)

式中:RI为综合生态风险指数,无量纲; {E^i}_{\mathrm{r}}为第i个重金属的潜在生态风险指数,无量纲; {T^i}_{\mathrm{r}}为第i个重金属的毒性响应系数;W_i为第i个重金属的含量实测值,mg·kg^-1;B_i为第i个重金属的背景值,mg·kg^-1。已有研究表明重金属As、Cd、Cr、Cu、Hg、Ni、Pb和Zn的毒性响应系数分别为10、30、2、5、40、5、5和1^[23]。表1给出了沉积物表层重金属潜在生态风险的分级标准。

1.3.4 沉积物质量基准法(SQG)和毒性

沉积物质量基准法(SQG)由Macdonald等^[24]提出,沉积物基准是指与沉积物接触的底栖生物或上覆水生生物不受重金属危害的临界水平或效应。沉积物质量基准系数的计算公式如下:

(6)

(PEL-Q)_i=C_i/PEL_i

(7)SQG-Q= {\sum }_{i=1}^n(PEL-Q)/n

式中:(PEL-Q)_i为第i个重金属可能效应浓度系数;n为重金属元素个数;C_i为第i个重金属的实测浓度,mg·kg^-1;PEL_i为第i个重金属的可能效应浓度,mg·kg^-1。根据计算得到的沉积物质量基准系数(SQG-Q),可以对沉积物的重金属污染进行生态毒性评估。一般情况下,当SQG-Q<0.1时,表明沉积物无重金属生态毒性风险;0.1≤SQG-Q<1,表明沉积物重金属存在较低的生态毒性风险;1≤SQG-Q<10,表明沉积物重金属存在中等生态毒性风险;SQG-Q≥10,表明沉积物重金属存在很高的生态毒性风险^[25-26]。

毒性单位(TU)是对各重金属毒性进行标准化,从而来确定重金属总毒性状态^[26],在缺乏生物暴露剂量情况下TU根据总含量计算,定义为测定含量(C_i)与沉积物质量基准中PEL(P_i)的比值^[27-28]。总毒性计算公式如下:

(8)STU= {\sum }_{i=1}^nC_i/PEL_i

式中:STU为重金属总毒性单位;C_i为第i个重金属的实测浓度,mg·kg^-1;PEL_i为第i个重金属的可能效应浓度,mg·kg^-1。毒性单位可划分为3级:STU<4为低毒性,4≤STU≤6为中等毒性, STU>6为高毒性^[26]。当重金属元素含量低于临界效应浓度(TEL)时,毒性效应很少发生;当重金属元素含量高于可能效应浓度(PEL)时,毒性效应将频繁发生;当重金属元素的含量介于二者之间时,毒性效应会偶尔发生。

1.4 数据处理

本次研究采用Excel 2013开展对沉积物重金属数据处理和描述性统计,运用SPSS 26.0进行相关性分析、聚类分析和主成分分析法分析。基于ArcGIS 10.8平台绘制采样分布图及相关污染特征图,Origin 2021软件绘制数据关系图。

2 结果与分析

2.1 沉积物重金属含量及空间分布

研究区湖泊沉积物重金属含量如图2所示。城西湖沉积物w(As)、w(Cd)、w(Cr)、w(Cu)、w(Hg)、w(Ni)、w(Pb)和w(Zn)的均值10.37、0.108、81.06、33.62、0.03、39.50、28.21和86.08 mg·kg^-1,为背景值的1.10、1.04、1.17、1.35、0.73、1.58、1.09和1.62倍,除Hg外,其余重金属具有明显的富集。城东湖沉积物w(As)、w(Cd)、w(Cr)、w(Cu)、w(Hg)、w(Ni)、w(Pb)和w(Zn)的均值9.91、0.07、71.84、28.03、0.02、33.42、25.42和70.22 mg·kg^-1,为背景值的1.05、0.68、1.04、1.13、0.56、1.34、0.98和1.32倍,除Cd、Hg和Pb外,其余重金属具有明显的富集。除As外,城西湖沉积物的其余重金属元素平均含量显著高于城东湖(P<0.01)。各重金属浓度空间变异变化较大,其中城西湖沉积物重金属变异系数较大者为As(20.23%)、Cd(48.39%)和Hg(33.04%),城东湖为As(22.99%)、Cd(32.10%)和Zn(23.07%),表明人类活动对重金属空间差异分布具有一定的影响^[29]。

与国内其他湖泊相比较,除Cd和Hg外,其他重金属元素含量均高于安徽省内的巢湖^[30],但城西湖和城东湖的重金属平均含量小于太湖^[22]、阳澄湖^[31]、青海湖^[13]和汤逊湖^[14]等湖泊。城西湖和城东湖沉积物中As和Ni元素含量高于TEL值,城西湖沉积物中Ni元素含量高于PEL值,城西湖和城东湖的Cr元素含量处于PEL和TEL之间,其余元素的平均含量均在其对应的TEL值之下。指示着沉积物中As、Ni和Cr元素具有一定的生物毒性效应。

城西湖和城东湖沉积物中重金属的含量分布具有明显的空间异质性(图3)。Cr、Cu、Ni和Zn 4种元素在空间分布上具有一致性,高值区位于城西湖的北部和城东湖的东北角位置,呈由北到南递减趋势;As和Pb两元素在空间分上具有相对的一致性,城西湖的高值区主要位于北部偏东北方向,城东湖的高值区主要位于东北角和西南角,由北到南呈高—低—高趋势;Cd和Hg的含量空间分布表现出相对的独特性,Cd元素在城西湖的高值区主要位于湖中心偏北方向上,在城东湖主要位于东北角,呈相对均匀分布;Hg元素在城西湖的高值区主要位于北部偏东南方向,在城东湖主要位于正北方向,呈相对均匀分布。

研究区是霍邱地区高度集约化的农业生产区,城西湖流域更是华东最大的铁矿资源地。农业生产活动中农药、化肥的施用和矿产资源开发产生的废渣、废水等对湖泊沉积物重金属的富集具有重要的影响;城西湖和城东湖位于霍邱县城城中,接纳城镇的生活污水,生活污水对沉积物重金属的累积也具有一定的贡献,另外,湖区建设为河虾围网养殖区,在养殖过程中,残存的饵料、鱼类的排泄物以及其他废物等也是重金属富集的主要原因^[32],表明人类活动是造成研究区湖泊沉积物重金属富集的主要驱动力之一^[33]。

2.2 沉积物重金属污染评价

2.2.1 地累积指数(I_geo)

城西湖沉积物中w(As)、w(Cd)、w(Cr)、w(Cu)、w(Hg)、w(Ni)、w(Pb)和w(Zn)的地累积指数(I_geo)均值依次为-0.48、-0.66、-0.37、-0.16、-1.12、0.07、-0.47和0.10,城东湖为-0.54、-1.21、-0.55、-0.44、-1.45、-0.19、-0.62和-0.22(图4)。除As外,城西湖沉积物重金属的I_geo显著高于城东湖(P<0.01)。从均值来看,除城西湖沉积物中Ni和Zn为未受污染-中度污染外,其余元素大体上处于未受污染状态。

但部分重金属元素仍有不同比例样品点处于未受污染-中度污染状态,其中城西湖沉积物中处于未受污染-中度污染状态主要有Cd(13.33%)、Cu(16.67%)、Ni(76.67%)和Zn(73.33%)等重金属元素;而城东湖主要是Ni(26.67%)和Zn(26.67%)。Cd、Cu、Zn和Ni等元素是金属矿山的特征污染物^[35]。城西湖流域为华东地区重要的铁矿资源区,推测上述重金属元素的富集受矿山开采影响。另外,受污染的样品点主要位于城西湖的CX07和CX08点周边,即位于城西湖中北部中心区域,目前城西湖北部周边已建成防洪堤,与外界水动力联系不足,导致水交换能力下降,致使重金属元素容易沉降并富集^[35]。

2.2.2 污染负荷指数(PLI)

城西湖沉积物中w(As)、w(Cd)、w(Cr)、w(Cu)、w(Hg)、w(Ni)、w(Pb)和w(Zn)的污染系数(P_ij)均值依次为1.10、-1.04、1.17、1.35、0.73、1.58、1.09和1.62,城东湖为1.05、0.68、1.04、1.13、0.56、1.34、0.98和1.32(图5)。除As外,城西湖沉积物重金属的P_ij显著高于城东湖(P<0.01)。除城东湖沉积物中Hg均为无污染状态外,其余元素均有不同程度的污染。

污染系数(P_ij)显示城西湖沉积物中Cu、Ni和Zn均处于中等污染状态,Cr除有一个样品为无污染外,其余均为中等污染状态,而As、Cd、Hg和Pb处于中等污染状态的比例依次为76.67%、40%、10%和73.33%,值得注意的是城西湖中有一个样品(CX07)的Cd处于极强污染。城东湖沉积物中As、Cd、Cr、Cu、Ni、Pb和Zn处于中等污染状态的比例依次为56.67%、6.67%、53.33%、70%、93.33%、43.33%和80%。

城西湖和城东湖沉积物的各采样点平均污染负荷指数PLI分别为1.06和0.97(图6a),城西湖的PLI明显高于城东湖(P<0.01)。根据污染负荷指数分级,城西湖仅有4个样品点处于无污染状态,而中度污染占样品数的86.67%,城东湖有19个样品点处中度污染状态,占总数36.67%。总体上城西湖(PLI_zone=1.15)污染程度要高于城东湖(PLI_zone=0.95)。其污染关键因子主要为Cu、Ni、Cr和Zn。

2.2.3 潜在生态风险指数(RI)

城西湖沉积物中w(As)、w(Cd)、w(Cr)、w(Cu)、w(Hg)、w(Ni)、w(Pb)和w(Zn)的潜在生态风险指数(E_r)均值依次为11.04、31.28、2.34、6.75、29.07、7.90、5.45和1.62,城东湖为10.54、20.33、2.07、5.63、22.27、6.68、4.91和1.32(图7)。除As外,城西湖沉积物重金属的E_r显著高于城东湖(P<0.01)。城东湖沉积物所有重金属的潜在生态风险指数均小于40,表明城东湖生态风险处于低风险状态。城西湖沉积物中Cr、Ni、Cu、Zn、Pb及As的生态风险指数均小于40,表明上述元素处于低风险状态。而Cd有5个样品点(CX01、CX02、CX03、CX04和CX08)位于中风险,1个样品点(CX07)处于较重风险(图7a);Hg有3个样品点(CX12、CX20和CX28)处于中度风险(图7e),表明城西湖沉积物中Cd和Hg具有一定的潜在生态风险。说明研究区湖泊沉积物潜在生态风险指数(E_r)的贡献主要来源于Cd、Hg元素。

城西湖和城东湖沉积物综合生态风险指数(RI)分别为95.43和73.76(图6b)。整体表现为轻度危害程度。但值得关注的是城西湖有一个样品点(CX07)处于中等危害程度,该样品点位于城西湖的北部中心深水位置,处于水动力交换较弱的地段,重金属易于沉降富集。

2.2.4 沉积物质量基准及毒性评价

城西湖和城东湖的平均沉积物质量基准系数(SQG-Q)分别为0.43和0.38,且城西湖的SQG-Q显著高于城东湖(P<0.01),城西湖和城东湖沉积物均存在较低的生态毒性风险(图8a)。与沉积物质量基准相比,城西湖和城东湖所有沉积物样点中的Cd、Hg、Pb和Zn含量基本未超过临界效应浓度(TEL)和可能效应浓度(PEL),而Cu未超过TEL和PEL的比例为70%和90%(图2),说明这5种重金属元素的毒性效应较小。城西湖和城东湖沉积物中As均有96.67%样品点均介于TEL和PEL之间,而Cr介于TEL和PEL之间样品点占93.33%和96.67%(图2),表明城西湖和城东湖中As和Cr这2种重金属元素毒性效应会偶尔发生。城西湖和城东湖沉积物中Ni含量均超过临界效应浓度,城西湖和城东湖中有80%和33.33%的样品点大于PEL,其余介于TEL和PEL之间,表明城西湖和城东湖中Ni元素毒性效应将频繁发生。这也说明研究区湖泊沉积物中As、Cr和Ni是毒性效应较强的元素,对沉积物的平均毒性单位贡献率相对较高。毒性评价(STU)显示城西湖和城东湖沉积物重金属几乎全部处于低毒性状态(图8b),仅城西湖中CX07样点和城东湖中的CD01样点存在中等毒性。

地累积指数、污染负荷指数和沉积物质量基准法的评价结果较为一致,Cd、Cu、Zn和Ni是城西湖和城东湖沉积物中主要的重金属污染物。在污染负荷指数评价法中,Cu、Zn和Ni均处于低污染状态,而在沉积物基准评价中,Ni在多数样点会频繁发生生物毒性效应,推测可能主要是受高地质背景值影响^[20]。而As和Cr在多数样点对底栖生物的生物毒性效应偶有发生。由于潜在生态风险指数考虑了重金属的毒性效应指数,且Cd和Hg的毒性指数较高,因此,Cd和Hg部分样点处于中等潜在生态风险,而其余元素基本处于低生态风险。应该重点关注毒性指数高和地质背景值高的重金属元素,如Cd、Ni等。

2.3 基于多元统计的重金属来源分析

2.3.1 重金属相关系数

研究区沉积物重金属的相关性如图9所示。城西湖沉积物中As与Cd、Cr、Cu、Hg、Ni、Pb和Zn均具有显著的正相关性(r>0.60,P<0.01)(图9a)。Pb与As、Cd、Cr、Cu、Hg、Ni和Zn均具有显著的正相关性(r>0.60,P<0.01)。Cr、Zn、Ni和Cu这4种元素两两之间具有极显著的相关性(P<0.01),其相关系数高达0.94(Cr-Ni),表明这4种重金属元素具有相对一致的来源。Pb、Cd和As这3种元素两两之间具有显著的正相关关系(r>0.60,P<0.01),Hg、As和Pb这3种元素具有显著的正相关关系(r>0.60,P<0.01),元素彼此间的相关性较为复杂,表明Pb、Cd、As和Hg这4种来源更为复杂。

城东湖沉积物中Cr、Cu、Ni和Zn这4种元素两两之间均具有显著的正相关性(P<0.01)(图9b),其相关系数达0.97,表明这4种元素具有相同的来源。Pb与As、Cr、Ni和Cd与Hg、Zn呈显著的正相关性(r>0.70,P<0.01),元素彼此间的相关性较为复杂,表明来源更为复杂。

2.3.2 聚类分析

采用War’s方法,按照欧几里德距离对城西湖和城东湖沉积物中8种重金属元素进行聚类。城西湖中8种重金属元素可划分为3类:(1)Zn-Cu-Ni-Cr,(2)Hg,(3)Pb-Cd-As(图10a),其中2和3类在较高的层次上连接在一起,表明其来源具有一定的相似性。城东湖中8种重金属元素可划分为3类:(1)Zn-Cu-Ni-Cr,(2)Hg-Cd,(3)As-Pb(图10b)。其中2和3类在一个相对较高的层次上连接在一起,推测其来源具有一定的相似性。聚类分析结果与相关性分析结果具有相似性。

2.3.3 主成分分析

主成分分析(PCA)能够得到一些有关污染源信息的因素组合^[22]。城西湖和城东湖沉积物重金属元素的因子分析检验结果中KMO值分别为0.71和0.82,大于0.5;Bartlett 的球形度检验相伴概率均小于显著水平0. 05,表明样品数据适合进行因子分析。

城西湖沉积物中8种重金属元素提取了2个主成分,其解释了83.3%的信息。其中PC1贡献率为71.2%,Cr、Cu、Zn和Ni的载荷最高。PC2贡献率为12.1%,Hg、Pb、As和Cd的载荷最高(图11a)。城东湖沉积物中8种重金属元素提取了2个主成分,其解释了89.4%的信息,其中PC1贡献率为75.2%,Ni、Cr、Cu、Zn、Hg和Cd的载荷最高。PC2贡献率为14.2%,As和Pb载荷最高(图11b)。主成分分析结果与相关性分析和聚类分析结果相似。

2.3.4 重金属溯源分析

城西湖和城东湖沉积物中Hg和Cd与其他元素均具有相关性,但基于主成分分析(PCA)和聚类分析(CA),Hg和Cd与其他元素明显不同,表明Hg的来源与其他元素不同,这与变异系数的分析具有一致性。统计分析表明沉积物中Cr、Zn、Ni和Cu以及As和Pb均具有显著的相关性。考虑到研究区为典型的农业区,工业生产较少,仅有城西湖流域存在矿产资源。基于上述分析将8种元素的来源分为两类:

第一类为Cr、Zn、Ni和Cu。该类重金属元素的变异系数相对较低,受到人为活动影响较小。研究表明Cr、Zn、Ni、Cu元素主要受母质和成土过程等控制^[34],尤其是沉积物Cr受成土母质的影响明显^[31]。也有研究表明Cd、Cu、Zn和Ni等元素是金属矿山的特征污染物^[34]。水产养殖过程中投加的饵料、鱼药和鱼类的排泄物等也可能会引起Zn、Cu等重金属的富集^[14,36]。城西湖流域为华东地区最大的铁矿产区,矿产资源开采导致重金属的富集。另外城西湖和城东湖流域均在湖湾建设河虾围网养殖区,畜禽养殖场也分布全流域。综上分析,城西湖沉积物中Cr、Zn、Ni和Cu主要来源成土母质,即自然源,同时叠加了矿产开采和水产养殖等因素,而城东湖则为成土母质叠加水产养殖。

第二类为As、Pb、Hg和Cd。该类元素的变异系数相对较高,受人类活动影响较大。相关研究表明As、Cd、Pb等元素主要来自人为活动^[34]。肥料和农药中通常含有Cd、Pb、As等元素,且Cd可指示农药和化肥等农业活动的影响^[37]。Hg的主要来源包括含Hg废水的排放、大气中含Hg颗粒物的大气沉降和地表径流,大部分Hg被保留在沉积物中^[14,38]。湖区流域为典型的水稻种植区,农业种植中化肥、农药施用量大,由于施用不合理农药、化肥造成大量流失导致重金属富集。城西湖和城东湖是霍邱县城镇生活、工业和农业灌溉的主要取水源,城西湖及其主要支流沣河、沿岗河上现状共有 12 处入河湖排污口。城东湖上有8处入河湖排污口。污水的无序排放将进一步加剧重金属的富集。综合分析,城西湖和城东湖中As、Pb、Hg和Cd主要来源于农业污染叠加生活污水排放。

城西湖和城东湖污染程度不一,而污染产生的原因各异。整体上城西湖污染要高于城东湖。因此,需要采取不同污染治理措施减轻重金属污染。就城西湖而言,应该加强矿产资源开发利用、农业面源污染、养殖和城镇生活污染的无序排放的管理,建立长效机制,增强全区人民的生态环保意识,同时加强湖区大畜禽养殖场和散养户的管控,尽量做到污染用水有序排水,减少对湖区污水排放。考虑到城西湖水深,防洪堤修建导致湖区水动力不足问题,建议采取合理措施加快湖区的换水周期,适当对湖区污染底泥进行疏浚,消除重金属污染。就城东湖而言,主要是加强对农业面源污染、养殖和城镇生活污染排放的管控。

3 结论

(1)城西湖沉积物w(As)、w(Cd)、w(Cr)、w(Cu)、w(Ni)、w(Pb)和w(Zn)与城东湖沉积物w(As)、w(Cr)、w(Cu)、w(Ni)和w(Zn)的平均值均超过背景值。除As外,城西湖沉积物的其余重金属元素平均值显著高于城东湖。Cr、Cu、Ni和Zn这4种元素呈由北到南递减趋势,As和Pb由北到南呈高—低—高趋势,Cd和Hg分布差异较大。

(2)地累积指数评价显示城西湖污染程度要高于城东湖,城西湖和城东湖沉积物中Ni、Zn、Cu和Cd处于未受污染-中度污染,污染负荷指数评价表明城西湖沉积物中Cu、Ni和Zn均处于中等污染状态,城东湖沉积物中As、Cd、Cr、Cu、Ni、Pb和Zn处于中等污染状态。潜在生态风险评价显示沉积物中部分Cd和Hg处于中等潜在生态风险,其余重金属元素为低潜在风险。沉积物基准评价表明Ni在多数样点会频繁发生生物毒性效应,As和Cr在多数样点对底栖生物的生物毒性效应偶有发生。

(3)城西湖沉积物中Cr、Zn、Ni和Cu主要来源成土母质、矿产开采和水产养殖等,城东湖主要为成土母质和水产养殖。城西湖和城东湖沉积物中As、Pb、Hg和Cd主要来源于农业污染和生活污水。

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基金资助

安徽省自然资源厅公益性项目(2018-g-1)