紅堿淖沉積物重金屬分布特征及生態風險評價

＊梅小樂

（內蒙古農業大學水利與土木建筑工程學院 內蒙古 010018）

湖泊沉積物是湖泊水環境的重要組成部分之一，是湖泊系統中眾多營養物質與污染物遷移轉化的載體。隨著城市化進程加快，工業、農業、交通等產生的重金屬污染物隨徑流等進入河流，最后進入湖泊沉積物發生富集，當外界環境發生變化時，重金屬又從沉積物中釋放進入到水體中，對水環境造成一定的威脅[1-2]。紅堿淖位于陜北革命老區，為當地社會經濟發展作出了巨大貢獻，但紅堿淖屬于沙漠型湖泊，生態環境脆弱，氣候環境特殊敏感。近年來湖泊萎縮嚴重，水質惡化，引起了廣泛關注[3-4]。目前針對紅堿淖的研究主要集中在湖泊面積變化[5-6]、水質評價[7]、古湖泊學[8-10]等方面，對于沉積物重金屬污染現狀尚不明晰。因此本文分析紅堿淖沉積物重金屬表層及垂向分布特征，并對存在的生態風險進行評價，旨在了解紅堿淖沉積物重金屬污染現狀，為紅堿淖水資源合理開發利用及生態環境保護提供一定的理論依據。

1.材料與方法

(1)研究區概況

紅堿淖（38°13ˊ～39°27ˊN，109°42ˊ～110°54ˊE）位于陜西省神木縣，是全國最大的沙漠淡水湖。湖泊面積44.17km2，平均水深8.2m。紅堿淖屬溫帶半干旱大陸性季風氣候，多年均降雨量約400mm。湖面呈三角形狀，入湖河流主要有扎沙克河、壕賴河、松道河、東葫蘆素河、七卜素河、前爾林兔河和馬連河等七條季節性河流。

(2)樣品采集及處理

通過對紅堿淖實地考察，結合湖泊水域特征、水文條件等，2020年6月在湖面選取5個采樣點，基本覆蓋全湖，能夠反映整個湖泊沉積狀況。采樣點位置，如圖1所示。樣品采集時利用GPS定位，在每個采樣點利用彼得遜采泥器采集表層沉積物，清除碎石、動植物殘體等雜物，混勻后使用聚乙烯密封袋，低溫保存迅速移至實驗室分析重金屬等指標。并使用柱狀采泥器于采樣點HJ3、HJ5采集柱狀底泥，每5cm分層裝入自封袋密封保存備用。重金屬測試方法：樣品風干后去除雜質，混合均勻，研磨過120目篩。取0.1g樣品采用HCl-NHO3-HF-H2O2消解法進行消解，消解后趕酸，最后定容至100mL裝入樣品瓶中。利用原子吸收和原子熒光法分別測定銅（Cu）、鎘（Cd）、汞（Hg）、砷（As）4種重金屬元素含量，質量控制樣品標準誤差不超過5%。

圖1 采樣點位置

(3)重金屬污染評價方法

①地累積指數法。地累積指數法由德國德堡大學Muller提出，能定量反映土壤中重金屬的污染程度，現廣泛應用于土壤、沉積物等重金屬污染評價中[11-12]，計算式為：

式中：Cn為元素n的實測含量；Bn為所測元素的環境背景值，本文采用陜西省土壤元素背景值（Cd：0.09，Cu：21.40，Hg：0.03，As：11.10）；K為校正系數，一般取1.5。地累積指數Igeo分級標準與污染程度劃分，如表1所示。

表1 地累積指數Igeo分級標準與污染程度劃分

②潛在生態風險指數法。潛在生態風險指數法由瑞典科學家Hakanson提出的，是將沉積物中的重金屬背景值、性質及環境效應等各種因素綜合考慮在內的一種評價方法[13]，計算式如下：

式中：Cfi為某污染因子；Ci為某金屬的實測值；Cni為計算所需的參比值，采用陜西土壤背景值（Cd：0.09，Cu：21.40，Hg：0.03，As：11.10）；Tri為某污染物的毒性響應系數，Cd、Cu、Hg、As的毒性響應系數分別為30、5、40、10；Eri為某單個污染物的潛在生態風險指數；IR為多種重金屬綜合潛在生態風險指數，對應的污染級別，如表2所示。

表2 單個污染物潛在生態風險指數Eri和多種重金屬綜合潛在生態風險指數IR

2.結果與分析

(1)表層沉積物重金屬空間分布

紅堿淖表層沉積物重金屬空間分布，如圖2所示。Hg含量變化范圍為0.042～0.058mg/kg，平均值為0.051mg/kg。Hg含量呈現湖心區＞湖周的規律。As含量變化范圍為1.4～5.09mg/kg，平均值為3.10mg/kg，其空間分布特征與Hg相似，湖心區＞湖周。Cu的含量變化范圍為2～4mg/kg，平均值為3.5mg/kg，HJ1點位未檢出，HJ7點位含量較小，其余點位含量差異較小。Cd含量變化范圍為0.13～0.2mg/kg，平均值為0.16mg/kg，超出陜西省土壤環境背景值（0.0886 mg/kg）1.8倍，最高值位于HJ9點位，其余點位由HJ1到HJ7呈現逐漸減小的趨勢。

圖2 紅堿淖表層沉積物空間分布

(2)沉積物重金屬垂直分布特征

紅堿淖湖泊沉積物重金屬垂向分布特征，如圖3和圖4所示。對于HJ3點位，Hg元素含量變化范圍為0.04～0.06 mg/kg，平均值為0.05mg/kg，隨深度增加呈現先增大后減小的變化規律。As元素含量變化范圍為1.95～3.75mg/kg，平均值為3.08mg/kg，其垂向變化規律與Hg相似，隨著深度增加Hg含量先增加后減小。Cu元素含量的變化范圍為2～6mg/kg，平均值為3.71mg/kg，隨著深度的增加，Cu含量呈現先減小再增加再減小的變化趨勢。Cd元素含量的變化范圍為0.15～0.26mg/kg，平均值為0.21mg/kg，其垂向變化規律與Hg和As基本一致，隨著深度的增加，呈現先增大后減小的變化趨勢。

圖3 點位HJ3重金屬垂向分布

圖4 點位HJ5重金屬垂向分布

對于HJ5點位，Hg元素含量變化范圍為0.038～0.044 mg/kg，平均值為0.041mg/kg，隨深度增加呈現減小的變化趨勢，在5cm位置達到最大值0.044kg/kg，10cm處減小到最小值0.038mg/kg。As元素含量變化范圍為1.40～1.75mg/kg，平均值為1.55mg/kg，其垂向變化規律為隨著深度增加As含量逐漸增加。Cu元素含量的變化范圍為2.00～4.00mg/kg，平均值為3.00mg/kg，隨著深度的增加，Cu含量呈現先增大再減小的變化趨勢。Cd元素含量的變化范圍為0.13～0.24mg/kg，平均值為0.21mg/kg，隨著深度的增加，呈現先增大后減小的變化趨勢，在10cm處達到最大值0.24mg/kg。

(3)紅堿淖表層沉積物重金屬污染風險評價

利用地累積指數法和潛在生態風險評價法對紅堿淖表層沉積物重金屬進行污染風險評價。結果如表3和表4所示。地累積指數法評價結果表明，紅堿淖湖泊表層沉積物重金屬鎘處于輕度污染狀態，其余重金屬無污染，沉積物總體較為清潔。潛在生態風險的指數法評價結果中表明，在紅堿淖表層沉積物中重金屬污染的風險處于中等生態環境危害水平，有一定的污染風險。各點位污染風險程度強弱為：HJ9＞HJ1＞HJ3＞HJ5＞HJ7。紅堿淖重金屬污染水平較低，但是具有一定的生態危害，應加強保護，防患于未然。

表3 紅堿淖表層重金屬地累積指數法評價結果

表4 紅堿淖表層重金屬潛在生態風險指數法評價結果

3.結論

（1）紅堿淖表層沉積物重金屬Hg含量變化范圍為0.042～0.058mg/kg，平均值為0.051mg/kg，As含量變化范圍為1.4～5.09mg/kg，平均值為3.10mg/kg，Cu的含量變化范圍為2～4mg/kg，平均值為3.5mg/kg，Cd含量變化范圍為0.13～0.2mg/kg，平均值為0.16mg/kg，其中Cd超出陜西省土壤環境背景值（0.0886mg/kg）1.8倍，各重金屬空間分布規律總體呈現湖心區＞湖周區。

（2）柱狀沉積物HJ3點位，Hg元素含量變化范圍為0.04～0.06mg/kg，平均值為0.05mg/kg，As元素含量變化范圍為1.95～3.75mg/kg，平均值為3.08mg/kg，Cu元素含量的變化范圍為2～6mg/kg，平均值為3.71mg/kg，Cd元素含量的變化范圍為0.15～0.26mg/kg，平均值為0.21mg/kg，垂向變化規律整體隨著深度的增加，呈現出先增大后減小的變化趨勢。柱狀沉積物HJ5點位，Hg元素含量變化范圍為0.038～0.044mg/kg，平均值為0.041mg/kg，As元素含量變化范圍為1.40～1.75mg/kg，平均值為1.55mg/kg，Cu元素含量的變化范圍為2.00～4.00mg/kg，平均值為3.00mg/kg，Cd元素含量的變化范圍為0.13～0.24mg/kg，平均值為0.21mg/kg，As、Cu和Cd垂向變化規律柱狀沉積物HJ3變化基本一致，呈現隨著深度增加先增大后減小的變化規律，Hg與HJ3點位相反，有一定的波動，總體呈現減小的變化趨勢。

（3）利用地累積指數法和潛在生態風險評價法對紅堿淖表層沉積物重金屬進行污染風險評價，結果表明，重金屬Cd處于輕度污染水平，各重金屬元素均有中等生態危害。