蠡湖沉积物重金属形态及稳定性研究.pdf

第 34 卷第 9 期 2013 年 9 月 环境科学 ENVIＲONMENTAL SCIENCE Vol． 34， No． 9 Sep． ， 2013 蠡湖沉积物重金属形态及稳定性研究 王书航1， 王雯雯1， 姜霞1*， 宋倩文1， 2 1. 中国环境科学研究院环境基准与风险评估国家重点实验室， 北京100012; 2. 东北林业大学林学院，黑龙江150040 摘要以蠡湖及其入湖河口为研究对象， 采用连续分级提取法研究了表层沉积物中 Cr、Ni、Cu、Zn、As、Cd、Hg 和 Pb 形态的 空间赋存特征， 同时结合各金属在间隙水体中的空间分布， 探讨了各形态金属的稳定度及其生物有效性． 结果表明， 间隙水体 及表层沉积物可提取态金属分布都具有明显的空间异质性， Cr、Cu、Zn、Pb 的高值区沿宝界桥和蠡湖大桥呈“带状” 分布， Ni、As、Cd、Hg 的高值区沿河口向湖区扩展， 呈 “扇形” 分布， 并且含量都在退渔还湖区较低． 沉积物中 Cd、Cu、Ni 的可提取 态占总量的质量分数较高， 分别达到 71. 02、 54. 79和 50. 62， 其余金属则主要以残渣态为主． 8 种金属稳定性顺序为 Cr ＞ Pb ＞ Hg ＞ As ＞ Cu ＞ Ni ＞ Zn ＞ Cd，Cd 和 Zn 在大部分点位处于不稳定状态， 快速解吸释放的风险较大． 间隙水体毒性评估表 明， 各金属不会对水生生态系统产生急性毒性， 但部分区域尤其是入湖河口的 Hg 和 Pb 可能会对底栖生物产生慢性毒性． 关键词 蠡湖;沉积物;间隙水;重金属;形态;连续提取 中图分类号X524文献标识码A文章编号 0250-3301 2013 09-3562-10 收稿日期 2012-12-14;修订日期 2013-02-18 基金项目国家水体污染控制与治理科技重大专项 2012ZX07101- 013-01 作者简介王书航 1985 ～ ， 男， 硕士， 主要研究方向为湖泊水环境， E- mail shuhang125126163． com *通讯联系人， E- mail jiangxia craes． org． cn Heavy Metal Speciation and Stability in the Sediment of Lihu Lake WANG Shu- hang1，WANG Wen- wen1，JIANG Xia1，SONG Qian- wen1， 2 1. State Key Laboratory of Environmental Criteria and Ｒisk Assessment，Chinese Ｒesearch Academy of Environmental Sciences， Beijing 100012，China; 2. School of Forestry，Northeast Forestry University，Harbin 150040，China AbstractThe spatial occurrence characteristics of the speciation of Cr，Ni，Cu，Zn，As，Cd，Hg and Pb in sediments of the lake body and river mouths of Lihu Lake were studied． Meanwhile，combined with the spatial distribution of metals in interstitial water，the stability and bio- availability of various s of studied metals were discussed． The results showed that metals in interstitial water and extractable metals in surface sediments both had obvious spatial heterogeneity，and the metal contents in retreated fishery district were lower． High value areas of Cr， Cu and Zn distributed in belt along Baojie Bridge and Lihu Lake Bridge， and the high value areas of Ni， As，Cd，Hg distributed in sector extending from river mouths to the lake body． Most metals mainly existed in residue state except for Cd，Cu and Ni，the extractable content of which respectively accounted for 71. 02， 54. 79 and 50. 62 of the total content． The stability of eight studied metals was in the order of Cr ＞ Pb ＞ Hg ＞ As ＞ Cu ＞ Ni ＞ Zn ＞ Cd． Cd and Zn were unstable in most studied sites，so there was higher risk of quick desorption and release． Toxicity assessment of interstitial water showed that the tested metals would not pose acute toxicity for aquatic ecosystem， but Hg and Pb in some districts， especially in the river mouths， might pose chronic toxicity for the benthonic organisms． Key words Lihu Lake;sediment;interstitial water;heavy metal;speciation;sequential extraction 重金属是对生态环境造成极大危害的污染物， 其进入环境后很难被微生物降解， 往往会随食物链 循环最终在生物体内累积， 破坏生物体正常生理代 谢活动 ［1 ～3 ］． 沉积物是重金属重要的蓄积场所， 但 在条件适宜的情况下重金属还会再次释放进入间隙 水以及上覆水体， 造成“二次污染” ［4 ～8 ］． 然而并不 是所有形态的重金属都能被生物吸收或对生物产生 毒性效应， 同一重金属因其存在形态不同， 其生物化 学、环境化学行为及其在环境中的迁移转化规律也 不同 ［9， 10 ］． 研究表明［11， 12 ］， 在受人为污染的沉积物 中， 重金属有效态的含量及释放风险明显增加． 因 此， 对沉积物中重金属形态组成的分析， 不仅能有效 识别重金属的人为污染情况， 而且能在一定程度上 评估重金属的潜在生态风险． 蠡湖又称五里湖， 作为城市湖泊， 长期以来接纳 了工业化、城市化进程所带来的各种点、面源污染 物． 但目前对蠡湖沉积物重金属污染的详细研究较 少， 并且对于重金属形态的研究还鲜见报道［13， 14 ］． 本文以蠡湖及其入湖河口为研究对象， 采用基于 BCＲ［15 ］连续提取法分析了 64 个蠡湖表层沉积物中 金属 Cr、Ni、Cu、Zn、As、Cd、Hg、Pb 不同形态 含量的空间分布特征， 同时结合各金属在间隙水体 中的空间分布， 探讨了各形态金属的稳定度及其生 物有效性， 以期为城市湖泊的环境管理提供依据和 建议． 9 期 王书航等蠡湖沉积物重金属形态及稳定性研究 1材料与方法 1. 1研究区域 蠡湖位于太湖北部 120. 22 E ～ 120. 29 E， 31. 48N ～31. 55N ， 东西长约 6 km， 南北宽 0. 3 ～ 1. 8 km， 面积约 8. 6 km2. 经梁溪河闸、五里湖闸与 梅梁湖相通， 通过曹王泾、长广溪等分别与京杭大 运河、贡湖相连接， 湖周围还有一些小河及断头浜， 是一个既相对独立又与太湖相通的水体， 换水周期 约 400 d． 为方便讨论， 以蠡堤、宝界桥和蠡湖大桥为边 界将蠡湖划分为4 个区域 图1 ， 分别为 A 区， 即退 渔还湖区， 原有大量鱼塘， 污染严重， 采用干湖清淤 的方式去除底泥;B 区为综合整治前的“西蠡湖” ， 在 B 区的西北部开展了环保疏浚， 在两边沿岸开展 了水生植被重建工程;C 区以宝界桥和蠡湖大桥为 界， 实施了沿岸整治工程， 并建有长广溪湿地;D 区 为蠡湖 “东出口区” ， 沿岸居民区较多． 1. 2样品采集及处理 图 1蠡湖采样点分布示意 Fig． 1Sampling sites and location of Lihu Lake 于 2012 年 6 月， 在蠡湖及其出/入湖河口共布 置 64 个采样点， 其中 40 个位于蠡湖内， 其余 24 个 点位布设在入湖河流或者断头浜的河口处． 用柱状 采样器 04. 23 BEEKEＲ， Eijkelkamp，NL 采集表层 2 cm 的沉积物样品， 每个采样点采集 4 个平行样现 场混匀，装入自封袋， 并用 GPS 进行定位导航， 采样 点位置见图 1. 取约 250 g 混合均匀的新鲜沉积物 样品 分 装 于 几 个 100 mL 离 心 管 中，于 10 000 r min －1离心 10 min， 滤液混合后过 0. 45 μm 混纤 膜， 获得的间隙水冷藏保存， 待测;离心后的沉积物 经 －40℃冷冻干燥、研磨、过 100 目筛后保存于封 口袋中备用． 1. 3样品分析 根据沉积物表面各形态金属结合程度的强弱， 金属形态分为 可交换态及碳酸盐结合态、铁锰氧 化物结合态、有机物及硫化物结合态和残渣态， 沉 积物中金属总量为以上 4 种形态重金属含量之和， BCＲ 形态分级提取步骤参见文献［ 15］ ． 沉积物和 间隙 水 各 形 态 金 属 含 量 利 用 ICP- MS Agilent 7500a 进行测定;有机质和 pH 测定方法详见文献 ［ 16］ ． 1. 4数据处理 As 为类金属， 本研究为了便于叙述， 将 As 归类 为重金属一并讨论． 所有样品分析均做 3 次平行， 试验结果均以 3 次样品分析的平均值表示 3 次分 析结果的误差范围 ＜5 ． 采用水系底泥标准参考 样品 GBW-07307 GSD7 作为质量控制样品，对沉 积物样品前处理过程和形态测定过程进行质量控 制． 结果显示， Cu、Zn、Pb、Ni、Cr、Cd、Hg 和 As 这 8 种重金属的回收率均处在 85 ～ 110， 见表 1. 试验数据采用 Excel 2007、Origine 8、ArcGIS 9. 3、Surfer 8 以及 SPSS 17 软件进行统计检验、绘 图和分析． 表 1沉积物标准样品 GSD7 回收率试验结果 Table 1Ｒesults of the recovery test of standard samples GSD7 元素 测定值 /mg kg －1 标准值 /mg kg －1 回收率/ Cr110. 75122 790. 78 Ni48. 7953 492. 06 Cu33. 6238 288. 47 Zn258. 51238 12108. 62 As83. 2184 699. 06 Cd1. 001. 05 0. 0695. 24 Hg0. 0490. 053 0. 01392. 45 Pb345. 48350 1798. 71 2结果与分析 2. 1沉积物间隙水体中重金属空间分布 沉积物- 上覆水界面间的物质交换主要是通过 间隙水来实现的， 并且底栖生物的生长环境及其生 物毒性效应都与间隙水体息息相关， 因此， 沉积物间 隙水在湖泊体系中金属的地球化学循环过程中起重 要作用 ［17， 18 ］． 本研究对蠡湖湖体及入湖河口表层沉 积物间隙水中 Cr、Ni、Cu、Zn、As、Cd、Hg、Pb 的 质量浓度进行了调查分析， 其水平空间分布特征如 图 2、图 3 所示． 3653 环境科学34 卷 图 2湖区和河口表层沉积物间隙水中 Cr、Ni、Cu 和 Zn 的空间分布 Fig． 2Spatial distribution of Cr，Ni，Cu，and Zn in interstitial water of surface sediments from the lake body and river mouths 由图 2 和图 3 可知， 蠡湖表层沉积物间隙水体 中各金属空间分布差异较大， 重金属质量浓度在 C 区和 D 区普遍高于 A 区和 B 区， 入湖河口普遍高于 湖区， 并且 8 种重金属高值区分布趋势可大致归纳 为两种类型 第一种为高值区沿宝界桥和蠡湖大桥 呈 “带状” 分布， 此类型重金属包括 Cr、Cu、Zn 和 Pb;第二种为高值区沿河口向湖区扩展， 呈“扇形” 分布， 包括 Ni、As、Cd 和 Hg． 由于国内暂时没有水体重金属对水生生态系统 的毒性标准， 本研究参照美国 EPA 公布的“国家推 荐水质标准 National Ｒecommended Water Quality Criteria ” ［19 ］对蠡湖表层沉积物间隙水中重金属可 能对水生生态系统带来的毒性水平进行评估． 该标 准包 括 一 个 标 准 连 续 浓 度 criterion continuous concentration，CCC 和一个标准最大浓度 criterion maximum concentration，CMC ， 如果水体中某金属 的浓度超过其相应的 CCC 值， 则可能会对水生生态 系统产生慢性毒性;如果超过其相应的 CMC 值， 则 会对水生生态系统产生急性毒性． 蠡湖表层沉积物 间隙水中重金属浓度与 EPA 水质标准如表 2 所示． 将全部点位间隙水中的金属浓度与标准对比， 结果发现， 仅在极少数河口采样点 Zn 和 Hg 含量超 过其 CMC 值， 表明蠡湖表层沉积物间隙水中重金属 不会对水生生态系统产生急性毒性． Cr、Ni、Cu 和 As 的浓度几乎均小于相应的 CCC 值， 即不会对水 生态系统产生毒性;河口和湖区采样点的 Zn 和 Cd 平均浓度也都小于相应的 CCC 值， 仅在部分入湖河 口处的少数点位超过其 CCC 值， 但总体看来也不会 对水生态系统产生毒性;Hg 浓度在湖区的值均小 于 CCC- Hg 值， 但在入湖河口处的平均浓度大于 4653 9 期 王书航等蠡湖沉积物重金属形态及稳定性研究 图 3湖区和河口表层沉积物间隙水中 As、Cd、Hg 和 Pb 的空间分布 Fig． 3Spatial distribution of As，Cd，Hg，and Pb in interstitial water of surface sediments from the lake body and river mouths 表 2蠡湖表层沉积物间隙水中重金属浓度与 EPA 水质标准/μg L －1 Table 2Heavy metal concentrations of the interstitial water in surface sediments of Lihu Lake and EPA water quality criteria/μg L －1 项目指标CrNiCuZnAsCdHgPb 最小值0. 234. 881. 4813. 30. 750. 150. 132. 05 湖区 最大值5. 4820. 609. 8101. 4859. 730. 400. 6810. 08 平均值2. 097. 644. 9353. 683. 520. 230. 464. 72 标准方差1. 322. 952. 0721. 699. 680. 080. 282. 25 最小值0. 375. 03123. 051. 10. 10. 651. 58 河口 最大值5. 8511. 858. 55167. 2816. 280. 732. 8526. 55 平均值2. 757. 283. 4463. 46. 170. 231. 347. 56 标准方差1. 441. 811. 9833. 224. 120. 160. 615. 35 评估标准 CMC134701312034021. 465 CCC95291201500. 250. 772. 5 CCC- Hg 值， 可能对底栖生物产生慢性毒性;湖区和 河口处 Pb 平均浓度均大于 CCC- Pb 值， 表明间隙水 中的 Pb 可能会对底栖生物产生慢性毒性， 应引起重 视， 尤其是沿宝界桥、蠡湖大桥两边水域以及蠡溪 河、威尼斯花园河和蠡湖大桥公园河等入湖河 口处． 5653 环境科学34 卷 2. 2蠡湖表层沉积物中金属形态分布特征 水体沉积物中的重金属以不同结合态存在， 主 要包括可交换态及碳酸盐结合态 弱酸溶解态 、 Fe/Mn 氧化物结合态 可还原态 、有机物及硫化 物结合态 可氧化态以及存在于矿物晶格中的残 渣态 ［20 ］， 其中前 3 种形态统称为可提取态［15， 21 ］． 蠡 湖表层沉积物中可提取态重金属含量的空间分布如 图 4、图 5 所示． 图 4湖区和河口表层沉积物中可提取态 Cr、Ni、Cu 和 Zn 的空间分布 Fig． 4Spatial distribution of extractable Cr，Ni，Cu and Zn in surface sediments of the lake body and river mouths 湖体及入湖河口表层沉积物中可提取态 Cr、 Ni、Cu、Zn、As、Cd、Hg 和 Pb 的平均含量分别为 14. 77 7. 40 、 15. 47 7. 16 、 19. 34 13. 57 、 45. 09 34. 02 、 1. 88 1. 22 、 0. 24 0. 13 、 0. 040 0. 029 、 25. 12 27. 86 mg kg －1， 整体分布趋势与间隙水相似， 且具有明显 的空间差异性． 可提取态金属含量在 A 区和 B 区较 其它区域含量小， 且在入湖河口处平均含量普遍高 于湖区， 说明入湖河口是城市湖泊外源输入潜在生 物可利用性重金属最严重的区域． 可交换态及碳酸盐结合态 F1 金属在中性和 弱酸条件下即可释放出来， 容易被生物吸收利用， 毒 性也最强 ［22 ］． 蠡湖表层沉积物中可交换态及碳酸 盐结合态重金属占总量的质量分数以 Cd、Zn 和 Ni 为较高， 分别为 44. 03、25. 03 和 21. 29， 而 Cr 最小， 仅为 1. 65， 这与卢少勇等 ［23 ］对太湖沉积物 中重金属形态分析结果相一致． 本次调查中， 蠡湖 沉积物的 pH 在 6. 21 ～ 8. 24 之间， 平均为 7. 65， 呈 中性至弱碱性， 在正常环境条件下并不利于碳酸盐 结合态金属的释放， 但在酸雨、水生植物腐烂等环 6653 9 期 王书航等蠡湖沉积物重金属形态及稳定性研究 图 5湖区和河口表层沉积物中可提取态 As、Cd、Hg 和 Pb 的空间分布 Fig． 5Spatial distribution of extractable As，Cd，Hg and Pb in surface sediments of the lake body and river mouths 境条件下， 沉积物中可交换态及碳酸盐结合态重金 属具有二次释放的风险． Fe/Mn 氧化物结合态 F2 通过吸附作用或共 沉淀作用而积累， 当水体中氧化还原电位降低或水 体缺氧时， Fe/Mn 氧化物会被还原， 重金属释放， 从 而可能造成对水体的污染 ［24 ］． 本研究的 8 种金属 中，Pb 的 F2 态占总 Pb 的质量分数最高，为 24. 5;F2 态 Cr、Cu、Hg 占总量的质量分数较小， 仅为 4. 35、 7. 03和 7. 65， 其余 4 种金属都在 10 ～17之间． 入湖河口由于有富含耗氧有机物 的污水汇入， 导致水体氧化还原电位的降低， 因此， 蠡湖入湖河口沉积物在还原条件下具有释放 Pb 的 风险． 有机物及硫化物结合态 F3 是以重金属离子 为中心离子， 以有机质活性基团为配位体的结合或 是硫离子与重金属生成难溶于水的物质． 蠡湖沉积 物有机质含量在 3. 21 ～ 67. 65 g kg －1 之间， 平均为 16. 47 g kg －1． 就 F3 态占总量的质量分数而言， Zn、 As 和 Pb 的比例较低， 分别为 4. 68、5. 64 和 5. 94， Cr 和 Cu 较高， 达到 25. 35和 31. 03;其 余重金属都在 10 ～20 之间． 由于 F3 态在强氧 化条件下才可以分解， 因此这部分重金属在蠡湖沉 积物正常的中度还原至弱氧化环境下不易释放． 可 提取态的 Cu 和 Cr 主要以 F3 态存在， 反映这两种元 素与有机质以及硫化物具有高度亲合特性， 此研究 结果与文献［ 25， 26］ 报道结果相同． 残渣态 F4 指主要赋存于原生矿和次生矿的 矿物晶格中的重金属形态， 具有极高的稳定性， 几乎 7653 环境科学34 卷 不被生物利用 ［22 ］． 蠡湖表层沉积物中 Cr、Ni、Cu、 Zn、As、Cd、Hg、Pb 残渣态含量占其总量的质量分 数分别为 68. 64、49. 38、45. 21、58. 21、 74. 32、 29. 88、67. 75 和 65. 38． 与残渣态 相反， 金属可提取态含量占总量的质量分数越高， 越 易释放出来造成二次污染， 其生物有效性就越大． 根据重金属总量与形态分布特征， 本研究的 8 种重 金属的潜在生物有效性顺序为 Cd ＞ Cu ＞ Ni ＞ Zn ＞ Pb ＞ Hg ＞ Cr ＞ As． 图 6蠡湖表层沉积物中 Cr、Ni、Cu 和 Zn 稳定性累积频率 Fig． 6Cumulative frequency of stability of Cr，Ni，Cu，and Zn in surface sediments of Lihu Lake 3讨论 3. 1蠡湖沉积物重金属稳定度分析 作为沉积物中对环境条件改变最敏感的重金属 形态， 可交换态及碳酸盐结合态重金属由于其键合 力微弱， 在中性和酸性条件下极易释放， 因而具有快 速解吸释放的能力和生物可利用性［22 ］． 本研究利 用 Singh 等 ［27 ］提出的重金属稳定度风险评估标准 risk assessment code， ＲAC 来评估蠡湖表层沉积物 中重金属的二次释放风险． 当稳定度 SAC SAC ce/ct， 式中 ce为可交换态及碳酸盐结合态金属的含 量， ct为金属总量 ≤1 时， 为“极稳定” ;1 ＜ SAC≤10时， 为“稳定” ;10 ＜ SAC≤30 时， 为 “中等稳定” ;30 ＜ SAC≤50 时， 为“不稳定” ; SAC ＞50时， 为“极不稳定” ． 蠡湖表层沉积物中 重金属稳定性的累积概率分布规律见图 6、图 7. 由图 6、图7 可以看出， 本次调查的 8 种重金属 稳定性差异较大， 且每一种重金属其稳定性的空间 差异也较大． 总体看来， 表层沉积物 8 种重金属的 稳定性可分为 4 组 元素 Cr 和 Pb 的稳定性最好， SAC 值均小于 10， 处于极稳定和稳定状态;元素 Hg 和 As 的 SAC 分别在0. 09 ～35. 66和2. 36 ～44. 23之间， 平均为 8. 01 和 9. 09， 整体处于 稳定状态， 少数点位处于中等稳定状态;元素 Cu 和 Ni 的 SAC 分别在 1. 69 ～ 27. 04 和 6. 7 ～ 38. 62之间， 平均为 15. 37 和 19. 79， 处于稳定 状态和不稳定状态之间;Zn 和 Cd 的 SAC 分别在 9. 89 ～ 39. 9 和 9. 09 ～ 62. 99 之间， 平均为 24. 79和 44. 71， 基本上都处于不稳定状态， 尤 8653 9 期 王书航等蠡湖沉积物重金属形态及稳定性研究 图 7蠡湖表层沉积物中 As、Cd、Hg 和 Pb 稳定性累积频率 Fig． 7Cumulative frequency of stability of As，Cd，Hg，and Pb in surface sediments of Lihu Lake 其是 Cd， 在约90的点位处于不稳定和极不稳定状 态， 表明 Cd 在水体沉积物中有相当高的比例是以 活性吸附形态存在的． 3. 2蠡湖表层沉积物重金属生物有效性分析 水体沉积物重金属的生物有效性指重金属能对 水生生物产生毒性效应或被生物吸收的性质， 主要 涉及两个明显不同的阶段 一个是物理化学解吸过 程， 另一个是生理摄取过程 ［28 ］． 由于水环境系统的 复杂性和多变性， 重金属生物有效性的影响因素也 很复杂， 其主要因素有 温度、氧化还原电位、溶解 氧、pH、有机质和微生物， 除此之外， 重金属的种 类、浓度、形态比例等也影响着重金属的生物有效 性 ［29 ］． 具体的生物有效性和生物可利用的监测方 法， 主要包括 3 个方面 ［30 ］ 间隙水体中重金属含量、 单独或者连续形态萃取方法和水生生物培养试验， 而本研究主要采取间隙水和沉积物化学形态测定来 评估蠡湖表层沉积物重金属的生物有效性． 间隙水化学评估能为沉积物重金属污染物的潜 在生态影响， 尤其是对底栖生物的影响提供重要的 信息， 更重要的是沉积物对水生生物的毒性与间隙 水体重金属的浓度直接相关， 并且间隙水中的重金 属可通过化学分配、扩散、生物扰动、吸附或解吸 过程进入上覆水体． 为了探讨蠡湖间隙水重金属与 可提取态重金属含量之间是否存在联系， 采用多元 逐步回归分析法分析了表层沉积物中各形态重金属 对间隙水体中重金属的“最优” 回归方程， 结果见 表 3. 可以看出， 除 Zn 和 Pb 外， 间隙水体中重金属 浓度主要由可交换态及碳酸盐结合态 F1 含量决 定． 可交换态及碳酸盐结合态重金属以活性吸附形 态存在， 通过吸附、解吸、沉淀、溶解、离子交换等 过程与水相重金属进行平衡分配． 间隙水中 Pb 的 浓度主要由 Fe/Mn 氧化物结合态 F2 和有机物及 硫化物结合态 F3 决定． Pb 的高值主要分布在入 湖河口和大桥附近， 入湖河流中生活污水和工业废 水带入大量的有机质及含硫污染物， 导致沉积物呈 厌氧还原状态．间隙水体 Pb 的最大值 26. 55 μg L －1 的采样点 H6， 其上覆水体溶解氧含量仅为 9653 环境科学34 卷 2. 9 mg L －1． 因此， 在还原条件下沉积物释放出较 多的 Pb， 此结果正好与可提取态 Pb 以 F2 态含量最 高相符合． Zn 情况较为复杂， 间隙水体 Zn 的浓度 与 F3 态最为密切相关， 可能是 Zn 更容易与间隙水 体中溶解性有机碳 DOC 及硫化物等形成络合物． 相关性分析表明， 间隙水体中 Zn 与 F1 态也显著相 关 r 0. 61，P ＜0. 01， n 64 ， 只是 F3 态更能反映 间隙水体 Zn 的变化趋势， 今后会继续加强溶解性有 机碳 DOC 及硫化物与重金属形态及生物有效性 的响应关系研究． 表 3蠡湖表层沉积物中不同形态重金属与间隙水体中重金属的多元逐步回归方程 n 64 Table 3Multiple stepwise regression between different s of heavy metals in surface sediments and metals in interstitial water of Lihu Lake 元素逐步回归方程1决定系数 r显著性检验 Cry 0. 81 F1 1. 790. 47P ＜0. 01 Niy 0. 56 F1 3. 850. 65P ＜0. 01 Cuy 0. 59 F1 1. 780. 70P ＜0. 01 Zny 4. 36 F3 31. 950. 67P ＜0. 01 Asy 2. 84 F1 1. 330. 66P ＜0. 01 Cdy 0. 89 F1 0. 10. 60P ＜0. 01 Hgy 19. 86 F1 13. 55 F3 0. 340. 47， 0. 53P ＜0. 01，P ＜0. 01 Pby 0. 14 F2 0. 16 F3 2. 80. 84， 0. 80P ＜0. 01，P ＜0. 01 1 y 为间隙水体中各重金属的浓度，μg L －1;F1、F2 和 F3 分别为沉积物中重金属各形态的含量，mg kg－1 自 20 世纪 90 年代开始， 蠡湖水体中污染物浓 度上升加剧， 湖体及其周边入湖河流水质迅速恶化 至劣 V 类， 成为太湖水环境恶化的重灾区． 为防止 水体恶化程度进一步加深， 2003 年以来对蠡湖实施 了 “重污染水体底泥环保疏浚与生态重建工程” ， 包 括退渔还湖、环保疏浚、植被重建以及对周边污染 河道进行闸控或封堵， 使得蠡湖水质有了大幅度的 改善 ［31 ］． 本研究结果与沈亦龙等［14 ］在 2003 年调查 结果相比， Cr、Cu、As、Cd、Hg 和 Pb 的总量分别降 低 了44. 13、 66. 63、 58. 54、 34. 64、 76. 53和 24. 78， 同时可以看出， 在污染治理工 程实施较多的区域 A 区和 B 区 沉积物重金属含 量较低， 稳定度很高， 而且各重金属之间没有显著的 差别， 而污染治理工程实施较少的 C 区和 D 区及其 河口， 沉积物潜在生物可利用重金属及其间隙水中 重金属含量较高， 而且重金属的稳定性也较低， 值得 重视． 因此， 今后将深入讨论不同工程治理措施对 蠡湖沉积物重金属的含量和分布的影响， 尤其加强 各治理工程对重金属形态及稳定性影响的研究． 4结论 1蠡湖表层沉积物间隙水中各重金属分布空 间差异较大， 以 Cr、Cu、Zn 和 Pb 为代表的重金属 的高值区沿宝界桥和蠡湖大桥成“带状” 分布， 以 Ni、As、Cd 和 Hg 为代表的重金属的高值区沿河口 向湖区扩展， 呈 “扇形” 分布． 生态风险评估结果表 明， 间隙水体中各重金属不会对水生生态系统产生 急性毒性， 但部分区域尤其是入湖河口的 Hg 和 Pb 可能会对底栖生物产生慢性毒性， 应引起重视． 2 表层沉积物中 Cd、Cu 和 Ni 的可提取态金 属所占质量分数较高， 分别达到 71. 02、54. 79 和 50. 62， 而稳定性评估表明 Cd 和 Zn 基本上都 处于不稳定状态， 快速解吸释放的风险较大． 3 多元回归统计表明， 除 Pb 和 Zn 外， 间隙水 中各金属浓度与可交换态及碳酸盐结合态 F1 含 量最为密切相关． 参考文献 ［1］Ajmal M，Ｒaziuddin，Khan A U．Heavy 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