烏梁素海沉積物重金屬生物活性及環境污染評估

趙勝男，李暢游*，史小紅，張漢蒙，王爽

1. 內蒙古農業大學水利與土木建筑工程學院，內蒙古 呼和浩特 010018；2. 內蒙古水利與水電勘測設計院，內蒙古 呼和浩特 010020；

3. 內蒙古自治區第一水文地質工程地勘察院，內蒙古 呼和浩特 010020

工業三廢、生活污水、垃圾、農田退水的不合理排放，導致湖泊濕地環境系統受到污染。重金屬因其在環境中的生物毒性、生物富集性、持久性以及高頻率的重金屬污染事件，使得重金屬污染成為湖泊濕地生態系統面臨的嚴重問題。通過各種途徑進入湖泊濕地系統中水體的重金屬絕大部分迅速由水相轉入沉積物相。呈懸浮物態遷移的重金屬經水流搬運，在其負荷量超過搬運能力時，大多進入沉積物相[1]。沉積物中重金屬污染程度不僅決定于其總體含量，更大程度上取決于其形態、遷移轉化能力以及生物可利用性[2]。沉積物中重金屬的生物活性包括遷移轉化能力以及生物可利用性，其直接反映沉積物中重金屬的污染程度及重金屬對湖泊生態系統和人體健康的潛在危害[3]。了解重金屬生物活性是衡量重金屬元素遷移性、生物可利用性和生態危害程度的關鍵參數，在污染沉積物風險評估、治理和修復中有著重要的作用。此外，湖泊環境條件的變化影響著沉積物中重金屬的遷移轉化、形態特征變化及其在固液兩相間的分配，進而對湖泊水體水質產生影響。目前大部分關于烏梁素海重金屬含量評估工作集中于重金屬總量的研究，因此，分析沉積物理化性質，水環境因素的變化與重金屬形態的相關性，并基于重金屬形態進行污染評估，以期為湖泊水質安全以及湖泊系統重金屬污染防治提供參考依據。

烏梁素海地處中國內蒙古北方的黃河河套平原末端，是當地農田退水、工業廢水和生活污水的唯一承泄渠道。每年大約有5×108m3農田退水、2×108m3工業廢水、生活污水攜帶著重金屬，如鉛、汞、砷、鉻、鎘等排入烏梁素海[4]，因此，多年來的工農業發展造成烏梁素海重金屬的富集與污染，而烏梁素海的這些污水，最終有一部分匯入黃河[5]，其水質關系到下游人民用水安全問題。烏梁素海是全球同緯度最大的濕地，其生態意義較大。因此，研究烏梁素海沉積物的重金屬形態及其生物活性，對于湖泊生態系統評價具有重要意義，也將為湖泊污染環境治理方案的有效性提供科學依據。

本文以烏梁素海為主要研究對象，測定沉積物的理化性質，采用修正的BCR法對沉積物重金屬賦存形態進行分析，進而分析它們的遷移轉化能力，生物可利用性。通過對重金屬形態分析并結合沉積物理化性質、水環境因素的變化特征，分析水體-沉積物重金屬遷移轉化特征及其對水體水質的影響。采用次生相與原生相比值法從重金屬形態學角度對沉積物重金屬狀況進行評估。

1 材料與方法

1.1 研究區概況

烏梁素海位于內蒙古自治區巴彥淖爾市烏拉特前旗境內，其地理坐標介于北緯40°36′～41°03′，東經108°43′～108°57′，現有水域面積293 km2，其中蘆葦區面積為118.97 km2，明水區面積111.13 km2，明水區中85.7 km2為沉水植物密集區。湖水于每年11月初結冰，翌年3月末到4月初開始融化，冰封期約為5個月。該區氣溫變化較大，多年平均氣溫為7.3 ℃，全年日照時數為3185.5 h，多年平均降雨量為224 mm，蒸發量為1502 mm[6-7]。由于河套灌區化肥和農藥的用量在不斷加大，與此同時，化肥利用率僅為30%左右，上游工業廢水、生活污水伴同大量流失化肥的農田排水經不同的排水溝進入烏梁素海，致使烏梁素海水生環境日益惡化。

1.2 取樣與分析

根據烏梁素海面積大小、水體流向等情況，共設置9個沉積物采樣點，具體布點見圖1。取樣時間為2011年1月，取樣點使用GPS定位，采集表層5 cm泥樣，編號，然后裝入密閉聚乙烯樣品袋，運回實驗室冷凍保存。將樣品自然風干后用玻璃棒壓散，剔除大小礫石、貝殼及動植物殘體等雜質，用研缽研磨后過0.15 mm篩，進行重金屬元素Cu、Fe、Mn、Zn、Pb、Cd、Cr、As及Hg的分析測定。所有玻璃儀器用1:5(體積比)的HNO3浸泡24 h，超純水沖洗干凈備用。每個樣品做2個平行樣，取其平均值，重金屬總量和各形態提取過程均做空白樣。其相對誤差小于10%，全過程帶3個標準樣品，試驗回收率為88.1%～117.3%。

Cu、Zn、Pb、Cd、Cr元素測定采用《現代實用儀器分析方法》；Hg元素測定：NY/T1121.10—2006；As元素測定：NY/T1121.11—2006[8-10]。不同形態重金屬含量先采用歐共體物質標準局提出的BCR逐級提取法進行分級提取后，其測定方法與總量測定相同[11-12]。

圖1 沉積物采樣點 Fig.1 Sampling sites of sediments

金屬各形態分級提取分析步驟：①(酸可提取態)B1: 取樣品0.5 g于聚乙烯離心管中，加入20 mL 0.11 mol·L-1CH3COOH，25 ℃下30 r/min振蕩16 h，然后在4000 r/min離心20 min，取上清液經0.45 m 微膜過濾，待測。殘留物加入10 mL去離子水清洗，離心20 min，洗滌液丟棄。②(Fe-Mn氧化物結合態)B2: 向上一步的殘渣中加入20 mL 0.1 mol·L-1NH2OH·HCl(用2 mol/L HNO3調至pH=2)，25 ℃下30 r/min振蕩16 h，4000 r/min離心20 min，取上清液經0.45 m濾膜過濾，待測。其他步驟同前。③(有機物和硫化物結合態)B3: 向上一步的殘渣中加入5 mL 8.8 mol·L-1的H2O2，25 ℃水浴l h間歇振蕩；拿去蓋子，85 ℃水浴1 h，再加5 mL 8.8 mol·L-1H2O2水浴，待溶液蒸至近干，加25 mL 1 mol·L-1NH4OAc(用2 mol/L HNO3調至pH=2)，25 ℃下30 r/min振蕩16 h，然后在4000 r/min離心20 min，取上清液經0.45 m微膜過濾，待測。其他步驟同前。④(殘渣態)B4: 向上一步的殘渣加入混酸，消解步驟同總量測定。

沉積物有機質含量(TOC)采用重鉻酸鉀容量法測定；沉積物粒度使用RISE-2008型激光粒度分析儀進行測定；沉積物電導率采用意大利米克Milwaukee-EC59進行測定；沉積物pH采用意大利Milwaukee-pH58進行測定。

1.3 數據分析

湖泊沉積物中重金屬的生物活性包括生物可利用性和遷移能力。

生物可利用性可以用活性系數MF (mobility factor) 來描述[13]，表示沉積物中不同重金屬元素被生物所利用，進而對生態環境構成潛在危害的能力：MF值越小表征重金屬在沉積物中的穩定性較高，不易被利用，危害性小；相反，MF值大，表現出較大的危害性與不穩定性。

遷移能力可通過遷移系數MJ來評價。MJ反映的是沉積物中不同重金屬的遷移能力[13]：通常情況下土壤的遷移能力是用可交換態與總量的比值來反映。結合研究區的實際情況分析，烏梁素海地處中國北方寒區，每年大概有4～6個月湖泊處于冰封期，冬季冰蓋形成，使得湖泊氧化還原條件發生較大的變化，從而與南方湖泊與其他土壤存在一定的區別。鑒于此種特殊情況，重金屬的鐵錳結合態會存在潛在的遷移能力，所以定義其遷移系數MJ為：

式中：MJ，重金屬j的遷移系數；i，采樣點；n，沉積物采樣點的數量；F1，酸可提取態的含量；F2，Fe-Mn氧化物結合態含量；Ti，元素j在沉積物i中的全量。

2 結果與討論

2.1 沉積物理化性質分析

9個沉積物采樣點的含水率在32.63%～73.80%，均值為48.10%，變異系數為27.08%。沉積物容重均值為2.72。粒度組成分析在區分沉積環境、判定物質搬運方式、水動力條件等方面具有重要作用[14]。表層沉積物類型主要以砂壤土為主，粘粒占5.49%～14.98%，均值為10.42%；粉粒占23.24%～74.48%，均值為40.71%；砂粒占20.04%～69.94%，均值為48.86%。通過沉積物顆粒級配曲線獲取中值粒徑D50。在14.0～99.0 μm，平均值為30.92 μm。按國際土壤質地分類劃分標準與我國土壤顆粒分級標準(農業上)，烏梁素海表層沉積物絕大部分屬于砂粉土。

沉積物的pH是反映沉積環境的良好的綜合性指標，直接影響了沉積物中重金屬的形態分布、溶解性、生態環境效應[15]。研究區沉積物pH值在7.42～7.80，變異系數較小（僅為1.3%），總體上屬中性-弱堿性土壤環境。

沉積物的鹽度也對沉積物中重金屬的形態分布及其生物有效性產生影響[16]。以電導率EC間接說明湖泊鹽化現狀：EC值的變化在0.32～1.89 ms·cm-1，均值為1.069 ms·cm-1，變異系數為43.74%。烏梁素海地處中國北方地區，多年平均降雨量僅為224 mm，而蒸發量較大，平均為1502 mm，約為降雨量的10倍；隨著湖面的不斷縮小，伴隨著泥沙淤積嚴重，從而使得含鹽量逐年增大；加之烏梁素海所處河套流域每年秋季會進行秋澆作業，含有大量鹽份的農業退水過量排放入湖泊，故湖泊鹽化程度較高。

有機質通過吸附、絡合對沉積物中重金屬的生態毒性、環境遷移行為起決定性控制。表層沉積物的TOC含量為0.81%～3.67%，平均值為2. 13%，變異系數為42.93。其中，以靠近八排干與總排干入口處的蘆葦密集區K12點的含量最高，位于湖泊東北部明水區域的L15點的含量最低。表層沉積物中TN含量在0.16～3.92 g·kg-1，均值為1.27 g·kg-1，；TP的含量在0.54～2.06 mg·kg-1，均值為1.29 mg·kg-1。

2.2 沉積物中重金屬的生物可利用性分析

表1 沉積物中不同重金屬的總量與不同形態含量統計 Table 1 The total and speciation content statistics of heavy metals in the surface sediments of Wuliangsuhai Lake mg·kg-1, Cd: mg·g-1

烏梁素海沉積物中不同重金屬的總量與不同形態含量統計見表1。對酸可提取態而言，各元素以Cd最高（均值達36.21%），其他都較低（0.57%～6.15%），特別是Cr最低，不到全量的0.07%。Fe-Mn氧化物結合態表現為Hg高于其他元素，各元素均值大小順序為Hg＞Zn＞Cd＞Cu＞As＞Pb＞Cr；有機物和硫化物結合態以Cu最高（43.23%），Hg次之（30.71%）；Zn、Pb、Cd、Cr在10.5%～18.74%，As最低，僅為全量的2.91%。各元素的殘渣態含量都較高，幾乎全部在50%以上，其中殘渣態As的比例最高，均值約在95%，其他元素的也在44%～90.61%。從變異系數看，酸可提取態、Fe-Mn氧化物結合態、有機物和硫化物結合態的變異系數都較大，而殘渣態變異系數較小，說明重金屬次生相態含量受外界環境的影響比較顯著，具有較強的空間分異。

圖2 烏梁素海沉積物不同采樣點重金屬（Cu，Zn，Pb，Cr，Cd，Hg，As）總量，MF、MJ分布特征 Fig.2 The total content, MF and MJ distribution characteristics of heavy metals in the sediments of Wuliangsuhai Lake

根據重金屬各形態含量與公式（1）、（2）得銅、鉛、鎘、鉻、汞和砷的生物活性以及潛在遷移能力，計算結果分別如圖2所示：不同重金屬具有不同的生物活性與潛在遷移能力。從圖2（a）中可以看出，沉積物中重金屬活性系數的大小順序為：Cd＞Hg＞Zn＞Cu＞Pb＞As＞Cr；由于在計算重金屬的遷移系數MJ時，涉及了Fe-Mn氧化物結合態的含量，因此在數值大小上，MJ均大于其活性系數MF，但是在變化規律上兩者基本一致，僅有一點區別，大小順序為：Cd＞Hg＞Zn＞Cu＞As＞Pb＞Cr；MF與MJ共同說明Cd穩定性最差，容易被利用，在外界環境發生變化時，易于向湖泊水體中遷移，從而對湖泊生態環境造成的潛在危害也最大。Cr的穩定性最強，生物活性系數均值僅為0.57，不易被生物體所利用，對環境造成的潛在危害最小。

圖2 (b)～(h)表示烏梁素海沉積物中不同重金屬總量與生物活性的對比分析。沉積物中銅的總量最低點在湖泊東北部的明水區域L15點，而其生物活性MF與潛在遷移能力系數MJ最高，其穩定性最差，活性與遷移能力最高。M12、R7點的銅含量較高，但是其MF與MJ都較低，穩定性相對較高，遷移能力較低，不易被生物所利用，存在的風險較低。這主要是由于L15點所處區域水動力條件較差，易于使重金屬沉積，但是L15點的氧化還原性較特殊，使得其酸可提取態、Fe-Mn氧化物結合態含量較高；而M12、R7點處于蘆葦與水草較多區域，沉積物中有機質含量較高，加之Cu 和有機質有較強的結合能力，使沉積物中有機物結合態的銅含量較多，酸可提取態、Fe-Mn氧化物結合態較少，從而遷移能力較低。

沉積物中Zn、Pb的MF與MJ分布趨勢大體相似，最高值出現在K12點，說明其點的F1與F2的含量較高，易于向水體與生物體中遷移。W2點重金屬總量為最高點，但其MJ與MF最低，僅為2.2%，穩定性較強，風險較低。重金屬Cr與As的MF與MJ變化趨勢大體一致，最大值出現在湖泊中部的N13點，最小值在湖泊南部的R7點。Cr元素的MF值均最小，在沉積物中的遷移性最差，MJ值為0.45～0.94%。

7種重金屬中，鎘的生物有效性是最大的，Cd的MF值為18.14～52.24%，均值為36.21%，MJ值為12.32～59.00，均值為40.42%。從圖2a、e上可以看出，Cd的生物活性與潛在遷移能力大體為其他元素的4～50倍，其MF、MJ值較大，幾乎一半的含量為酸可提取態與Fe-Mn氧化物結合態，而且環境因素（如pH、氧化還原電位及共存離子等）對鎘的形態分布、遷移轉化和生物毒性均有很大的影響，當外界環境發生變化時，特別是水環境的pH與Eh發生改變時，這一部分物質極易釋放到水體中或被生物體

所利用，從而對湖泊生態環境構成嚴重威脅。烏梁素海夏季與冬季的溫差大，氧化還原電位也會發生巨大改變，所以此種情況下，沉積物中的Cd更有向水體釋放與遷移的可能性。鎘又是骨痛病的致病因素，因此應該對鎘給予特別關注，嚴格控制它在沉積物中的含量。

2.3 影響重金屬遷移累積的驅動因子分析

重金屬總量、土壤理化性質對重金屬形態分布的影響是通過重金屬在土壤內發生一系列物理化學反映（如吸附—解吸附、遷移—轉化、配位、螯合等）實現的[16-18]。烏梁素海位于中國北方河套灌區內，地處蒙新高原寒旱區，是農業灌溉排水及隨徑流流失的化肥和農藥的天然納污水體，湖泊環境具有一定的特殊性，湖泊有機化、鹽化、富營養化特征較為明顯。因此，結合烏梁素海自身特征，利用SPSS13.0進行相關性分析，反映重金屬化學形態與重金屬總量以及沉積物理化性質的關系（表2）。

由相關性分析，7種監測的重金屬的殘渣態與重金屬總量均呈顯著正相關，且其相關系數達到了0.01置信水平以上的相關性，相關系數幾乎都在0.90以上，說明隨著重金屬總量的增加，一般都會轉化為殘渣態，使其穩定存在于沉積物中，使得重金屬遷移能力的變化較小。重金屬Zn總量與鐵錳氧化態Zn，有機物和硫化物結合態Zn具有一定的相關性，相關系數達到0.05的置信水平，相關系數為0.693與0.690，說明重金屬負荷水平對形態影響的顯著性程度不同，Zn污染加重的情況下，也會使得次生相中重金屬增加，增加其遷移能力與潛在風險。值得注意的是，重金屬Cd總量與酸可提取態Cd，鐵錳氧化物Cd相關性較高，相關系數達到0.05的置信水平，相關系數為0.678與0.702，暗示當污染外源輸入增加，對Cd的遷移影響較大，加之在對鎘的生物有效性分析中，鎘的穩定性最差，使得Cd受總量的影響較大。在外源Cd污染加重的情況下，一定要注意重金屬Cd形態的變化。

沉積物pH與酸可提取態Cu，酸可提取態Pb呈非顯著正相關，與酸可提取態As呈顯著正相關（相關系數達到0.05的置信水平）。酸可提取態金屬即為被吸附或沉淀于碳酸鹽表面的金屬離子[19]。對于Cu與Pb，隨著pH降低，H+濃度增加，從而OH中H+的離解受到抑制，所以沉積物中膠體所攜帶的負電荷造成膠體吸附陽離子Cu與Pb的量降低，吸附力降低，釋放量增加；此外，隨著pH的降低，重金屬Cu與Pb碳酸鹽沉淀易于溶解，pH的增加，有利于碳酸鹽生成。吸附能力下降，導致酸可提取態含量也隨之降低。沉積物pH與有機物和硫化物結合態Cu、As呈顯著負相關，相關系數達到0.05的置信水平，系數分別為-0.911與-0.854。金屬離子的絡合能力取決于離子的電荷、體積大小和電離勢。離子半徑越小，所形成的絡合物穩定性越強[20]。二價Cu離子、三價As與五價As的離子半徑分別為73、58、46，離子半徑都較小，其形成的絡合物穩定性都較強，不易被離解，隨著pH減小，H+濃度增加，金屬的氧化物和氫氧化物以及碳酸鹽分解，它們所吸附的重金屬釋放到溶液中。根據有機質與重金屬螯合的反應方程式（3）可知，重金屬離子濃度增加，反應向右進行，使得絡合物含量增加，即有機物和硫化物結合態的含量增加。雖然酸度增加，也可能會使反應向右進行，但由于Cu與As的絡合物穩定性都強，此時這2種反應中向左進行的反應強度更大一些。殘渣態作為最穩定的形態受pH的影響較小，相關性不明顯。

表2 沉積物理化性質與重金屬各形態相關性 Table 2 Correlations between various forms of heavy metals and sediments physical and chemical characteristics

就重金屬各形態與有機質的相關關系而言，酸可提取態Zn，As含量與有機質呈正相關，鐵錳氧化態重金屬與有機質無明顯相關性，說明有機質對鐵錳氧化態的影響較小。有機質含量與有機物和硫化物結合態Cu，As呈正相關，說明Cu離子易于與溶液中有機物相結合發生吸附、沉淀與絡合反應，腐殖質對環境中幾乎所有的金屬離子都有螯合作用，對于過渡金屬As也如此，特別是Cu，極易被腐殖質所吸附，形成不易移動的螯合物[21]。烏梁素海有機質的主要成分為腐殖質，占到70%～80%[22]，當外源有機質污染增加時，腐殖質含量增加，根據有機質與重金屬螯合的反應方程式（3）可知，反應向右進行，使得其吸附與絡合的Cu與As增加。

鹽度與酸可提取態Cu呈顯著負相關，相關系數為-0.877，與有機物和硫化物結合態Cr、Zn、Cd有一定的相關性，與有機物和硫化物結合態Cr呈顯著正相關。湖泊沉積物電導率增大，鹽度含量，其K+，Ca2+，Na+、Mg2+等陽離子濃度增大，可以將吸附在固體顆粒上的金屬離子置換出來，降低酸可提取態的含量。同時，溶液中金屬離子含量增加，根據反應式（3）可知，反應向右進行，鹽度越高，離子濃度越高，導致有機物絡合金屬能力越強，使得有機態金屬含量越高。

總氮和總磷與重金屬形態具有相似的相關性。與有機物和硫化物結合態Cd、Cr、Pb呈顯著正相關，與酸可提取態Cu呈顯著負相關，與酸可提取態As呈顯著正相關。

2.4 沉積物重金屬形態的生態效應評價

從圖2中我們可以看出，沉積物中重金屬總量的高低并不能完全反映重金屬的遷移能力與污染風險，難以反映沉積物中重金屬的化學活性和生物利用性，結合重金屬形態的評價是對這一不足的彌補。根據沉積物地質學，將殘渣態金屬稱為原生地球化學相，其存在于原生的礦物晶格中幾乎不發生遷移。碳酸鹽態、水合鐵錳氧化物態和有機態金屬稱為次生地球化學相，其在一定的外界環境影響下，會發生轉化，通常人為源的重金屬主要在次生相中存在。因此，次生相和原生相中的分配比例可以在一定程度上反映沉積物中重金屬的形態轉化趨勢及污染物釋放到環境中的可能性[18]。

次生相與原生相分布比值法（Ratio of secondary phase to primary phase，簡稱RSP）公式為：KRSP=Msec/Mprim，式中，KRSP為重金屬在兩相中的分布比值；Msec為某沉積物樣品次生相中重金屬的含量；Mprim為某沉積物樣品原生相中重金屬的含量。比值越大，重金屬污染物釋放到環境中的可能性越大，對環境的潛在危害性也就越大，污染水平越高[23-24]。其污染等級分為4級（表3）。

表3 KRSP值與污染程度關系 Table 3 Relationship of degrees of pollution and the values of RSP

依據公式計算得出基于形態學評估烏梁素海沉積物重金屬的污染程度，從全湖平均值的角度進行評判，Cd（1.66）＞Cu（0.84）＞Hg（0.72）＞Zn（0.42）＞Cr（0.15）＞Pb（0.14）＞As（0.06）。評價的重金屬中，只有Cd的KRSP值大于1，屬于輕度污染，具有一定的生態危害；其他重金屬元素的值均小于1，反映其他6種重金屬生態危害性較低。但是，從全湖的各個采樣點分布來看，圖3（a）看出Zn、Cr、Pb的KRSP值都小于1，基本不會對湖泊產生危害。從圖3（b）得出M12、N13點重金屬Cu的KRSP值大于1，屬于輕度污染。值得注意的是，重金屬元素汞，其危害性最大，在總量分析中，汞的總量均值是湖泊背景值的5.4倍，具有較強的污染特征，但結合重金屬形態進行分析，其總量雖較高，但是其可發生移動與變化的含量較低，大部分都為殘渣態（殘渣態屬于原生相，一般不會發生遷移與轉化），殘渣態占48.08%～84.89%，所以結合總量與形態分析，對重金屬元素的危害性與污染程度進行鑒別，具有可靠的說服力。

圖3 烏梁素海沉積物不同采樣點重金屬KRSP值 Fig.3 The KRSP value of heavy metals in the different sampling sites of Wuliangsuhai Lake

從圖3（b）可以得出，Cd的污染比較嚴重：位于湖泊西北部的M12點KRSP值最大為4.45，屬于重度污染區域；湖泊入水口處的I12點值為2.52，屬于中度污染區；K12、L15、P9、R7點的值為1～2，屬于輕度污染。總體上分析，湖泊Cd的人為源的污染較為嚴重，酸可提取態、水合鐵錳氧化物態和有機態金屬態的鎘含量較高，當外界環境發生改變，特別是水體pH、氧化還原電位發生變化時，重金屬Cd極易從沉積物向水體釋放，造成二次污染，烏梁素海處于中國北方地區，有4～6個月的冰封期，冬季來臨時由于冰體的遮蔽效應形成了還原環境，春至冬末湖水結冰期結束時，冰體的遮蔽效應消失，從還原環境再變為氧化環境。這種變化使得鎘的酸可提取態、水合鐵錳氧化物態和有機態金屬態發生遷移，造成水體污染。鎘（Cd）易蓄積于體內，對人體危害極大，是環境和食品中最危險的重金屬元素之一，位于全球意義上的12種危險物質的首位。烏梁素海是內蒙古的淡水漁業基地，現產魚類700多萬噸，其還是黃河水質“晴雨表”，烏梁素海退水入黃河只有20 km的河道，退水口到黃河包頭引用水取水口的距離較近，平水與枯水季節水量較少，期間黃河自身自凈能力較弱，因此，烏梁素海退水水質直接影響包頭市引用水的安全與自身湖泊魚類食用安全。必須對烏梁素海沉積物中鎘的存在予以重視。

3 結論

（1）以活性系數和遷移能力來綜合評價重金屬的生物活性，沉積物中重金屬活性系數的大小順序為：Cd＞Hg＞Zn＞Cu＞Pb＞As＞Cr；重金屬的遷移系數均大于其活性系數，但是在變化規律上兩者基本一致，大小順序為:Cd＞Hg＞Zn＞Cu＞As＞Pb＞Cr；重金屬Cd的生物活性與潛在遷移能力大體為其他元素的4～50倍，酸可提取態與Fe-Mn氧化物結合態含量較大，具有較大的遷移性，對外界環境變化較為敏感，應該對Cd給予特別關注，嚴格控制它在沉積物中的含量。

（2）烏梁素海沉積物中重金屬不同化學形態含量受全量和沉積物理化性質影響的顯著性程度不同。重金屬總量與重金屬的殘渣態均呈顯著正相關（P＜0.01），重金屬Zn總量與鐵錳氧化態Zn、有機物和硫化物結合態Zn具有一定的相關性（P＜0.05），重金屬Cd總量與酸可提取態Cd、鐵錳氧化物Cd相關性較高（P＜0.05）。沉積物pH與酸可提取態Cu、Pb、As呈顯著正相關，與有機物和硫化物結合態Cu、As呈顯著負相關（P＜0.05）。殘渣態作為最穩定的形態受pH的影響較小，相關性不明顯。有機質與酸可提取態Zn、As、有機物和硫化物結合態Cu、As呈正相關。鹽度與酸可提取態Cu呈顯著負相關，與有機物和硫化物結合態Cr、Zn、Cd有一定的相關性。總氮，總磷與有機物和硫化物結合態Cd、Cr、Pb呈顯著正相關。

（3）基于形態學的評價方法中次生相與原生相比值法得到：這7種重金屬除Cd外，污染程度并不大，全湖KRSP的平均值大小順序為Cd（1.66）＞Cu（0.84）＞Hg（0.72）＞Zn（0.42）＞Cr（0.15）＞Pb（0.14）＞As（0.06）。其他學者基于總量評價的烏梁素海重金屬污染為[25]：Hg>Cd>As>Cu>Pb>Cr>Zn。結合總量、生物可利用性與形態學評價，烏梁素海重金屬Cd屬于污染最嚴重的金屬，Hg污染次之。由此可知，沉積物中重金屬總量超標不一定對湖泊生態環境產生危害，需要從總量和形態學兩方面對沉積物中的重金屬現狀進行評估，才能更加全面地反映重金屬對湖泊生態環境的污染和潛在風險狀況。

[1] WANG L, WANG Y P, XU C X, et al. Analysis and evaluation of the source of heavy metals in water of the River Changjiang [J]. Environmental Monitoring and Assessment, 2011,173：301-313.

[2] 劉曉光,董濱,戴翎翎,等.剩余污泥厭氧消化過程重金屬形態轉化及生物有效性分析[J].農業環境科學學報,2012,31(8):1630-1638.

[3] 趙曉光.金屬礦區土壤重金屬污染現狀及歷史評價與生物有效性分析[D].西安：西安科技大學,2011.

[4] LI X, LI C Y,. Influence on emerged plant in the process of numerical simulation about lake water quality[J]. Environmental Science,2010, 31(12): 2890-2895.

[5] 付新峰,谷曉偉,劉曉巖,等.烏梁素海生態功能定位初步分析[J].人民黃河, 2008,30(10):61-62.

[6] REN C T, LI C Y, JIA K L, et al. Water quality assessment for Ulansuhai Lake using fuzzy clustering and pattern recognition. Chinese Journal of Oceanology and Limnology [J]. 2008, 26 (3), 339-344.

[7] Zhang, Y., Li, C.Y., Shi X.H. The migration of total dissolved solids during natural freezing process in Ulansuhai Lake[J]. Journal of Arid Land, 2012, 4(1): 85-94.

[8] 中國林業科學研究院分析中心. 現代實用儀器分析方法[M]. 北京:中國林業出版社, 1993.

[9] 中華人民共和國農業部. NY/T 1121.10—2006 土壤檢測 第11部分:土壤總砷的測定[S]. 北京：中國標準出版社, 2006.

[10] 中華人民共和國農業部. NY/T 1121.10—2006土壤檢測 第10部分：土壤總汞的測定[S]. 北京：中國標準出版社, 2006.

[11] 王爽. 烏梁素海冰封期重金屬元素分布規律及其室內模擬試驗研究[D]. 呼和浩特：內蒙古農業大學, 2012.

[12] 高彥鑫,馮金國,唐磊,等. 密云水庫上游金屬礦區土壤中重金屬形態分布及風險評價[J]. 環境科學, 2012, 33(5):1707-1717.

[13] 胡文. 土壤-植物系統中重金屬的生物有效性及其影響因素的研究[D]. 北京：北京林業大學, 2008.

[14] 李開封,穆桂金,徐立帥,等. 塔里木河干流古河道表層沉積物粒度特征及其意義[J]. 水土保持通報, 2012, 32 (1):161-164.

[15] 張曉晶,李暢游,賈克力,等. 烏梁素海表層沉積物重金屬與營養元素含量的統計分析[J]. 環境工程學報, 2011,5 (9):1955-1960.

[16] 李曉晨. 城市污水處理過程中重金屬形態分布及潛在遷移性研究[D]. 常州：河海大學, 2006.

[17] 朱維晃,黃廷林,柴蓓蓓,等. 水源水庫沉積物中重金屬形態分布特征及其影響因素[J]. 環境化學, 2010,29(4):629-635.

[18] 王曉陽,傅瓦利,張蕾,等. 三峽庫區消落帶土壤重金屬Zn的形態分布特征[J]. 地球與環境, 2011, 39(1):3481-3487.

[19] WIESE S B O, MACLEOD C L, LESTER J N. A recent history of metal accumulation in the sediments of the Thames Estuary, United Kingdom[J]. Estuaries, 1997, 20(3):483-493.

[20] 路永正. 自然水體多相介質中重金屬的分布及遷移轉化特征[D]. 吉林：吉林大學, 2006.

[21] 吳吉春，張景飛，孫媛媛. 水環境化學[M]. 北京：中國水利水電出版社，2009.

[22] 毛海芳,何江,呂昌偉,等. 烏梁素海和岱海沉積物有機碳的形態特征[J]. 環境科學, 2011,32(3):658-666.

[23] 王鵬,賈學秀,涂明,等. 北京某道路外側土壤重金屬形態特征與污染評價[J]. 環境科學與技術, 2012,35(6):165-172.

[24] 劉峰,胡繼偉,吳迪,等. 基于形態學分析紅楓湖沉積物中重金屬的分布特征及污染評價[J]. 環境化學, 2011, 30(2):440-446.

[25] 高敏,張生. 基于三角模糊數的烏梁素海沉積物污染生態風險評價[J]. 節水灌溉, 2011(3): 62-66.