云南陽宗海沉積物重金屬污染時空特征及潛在生態風險

蔡艷潔，張恩樓，劉恩峰，袁和忠，王 榮，孔德平，周起超,

(1：南京大學環境學院，南京 210023)(2：中國科學院南京地理與湖泊研究所湖泊與環境國家重點實驗室，南京 210008)(3：南京信息工程大學環境科學與工程學院，南京 210044)(4：云南省環境科學研究院高原湖泊流域污染過程與管理云南省重點實驗室，昆明 650034)

云南陽宗海沉積物重金屬污染時空特征及潛在生態風險

蔡艷潔1,2，張恩樓2，劉恩峰2，袁和忠3，王 榮2，孔德平4，周起超2,4

(1：南京大學環境學院，南京 210023)(2：中國科學院南京地理與湖泊研究所湖泊與環境國家重點實驗室，南京 210008)(3：南京信息工程大學環境科學與工程學院，南京 210044)(4：云南省環境科學研究院高原湖泊流域污染過程與管理云南省重點實驗室，昆明 650034)

分析了陽宗海柱狀及表層沉積物中Al、Fe、Mn、Zn、Cr、Co、Ni、Cu、As、Cd、Pb等金屬元素的含量，結合沉積年代學，研究了沉積物重金屬污染的時空變化和潛在生態風險特征. 結果表明，表層沉積物中重金屬含量具有一定的空間差異性， As、Cd、Cu、Pb和Zn在中東部湖區含量較高，而Cr、Co、Ni含量高值位于南、北湖區的近岸區域；柱狀沉積物中，1990s之前As、Cd、Cu、Pb和Zn含量較為穩定，1990s中后期以來，其含量逐漸增加，并在2009-2010年前后達到最大值，此后逐漸下降；而柱狀沉積物中Cr、Co、Ni含量變化趨勢與Al、Fe相似，總體上由下向上逐漸降低，這主要與沉積物質地(粒度)逐漸變粗有關. 重金屬富集系數表明，陽宗海沉積物中主要污染元素為As、Cd、Cu、Pb和Zn，1990s中后期污染程度快速增加，2009-2010年前后達到峰值，此后污染程度逐漸降低；表層沉積物中Cu為未污染至“弱”污染水平；Zn、Pb為“弱-中等”污染水平，As為“中等-強”污染水平，Cd為“弱-強”污染水平，中東部湖區污染程度高于其他湖區，這可能與該湖區缺少入湖徑流、自然碎屑物質沉積速率較低以及砷污染事件等人為源的重金屬貢獻影響更為顯著有關. 生態風險評價結果表明，在 2002-2010年前后沉積物重金屬達到“中等-強”潛在生態危害，主要貢獻因子是Cd和As，近年來其生態風險等級逐漸降低；表層沉積物中重金屬在中東部湖區具有“中等”程度潛在生態危害，而其他湖區表層沉積物重金屬具有較低程度的潛在生態風險.

陽宗海；沉積物；重金屬；污染；潛在生態風險；時空特征

沉積物是水生生態系統的重要組成部分，也是重金屬等污染物的重要匯[1]. 進入水體的重金屬絕大部分被懸浮顆粒物吸附，逐步沉降到底泥中[2-3]；當沉積物-水界面環境發生變化時，沉積物中的部分重金屬會釋放出來重新進入水體，造成二次污染[4]. 水體與沉積物中的重金屬具有不可降解和生物富集兩大特征[5-7]，對水生生物甚至可通過食物鏈對人體健康產生不利影響[8]. 研究沉積物中重金屬的含量與時空變化，對于了解湖泊污染現狀與歷史過程[9]、評價人類活動對湖泊環境質量的影響、湖泊生態安全保障都有非常重要的意義[10-12].

陽宗海位于昆明市東南，是云南省九大高原湖泊之一，是環湖地區及下游重要水源，并且具有工農業用水的功能[13]，對區域經濟發展起著重要的作用. 2008年陽宗海發生了嚴重的砷污染事件，使得陽宗海水環境質量下降，魚、蝦等水產品中砷的含量處于較高水平[14]，陽宗海砷污染受到廣泛關注. 已有學者對陽宗海水體中砷的濃度、形態分布特征開展了大量研究. 結果表明，2008年前后，湖水中砷濃度經歷了先升后降再到平穩的變化過程，2010年后穩定在0.05 mg/L左右[13-16]. 在沉積物重金屬研究方面，張玉璽等[17]對沉積物中As、Cu、Cr等重金屬污染特征、來源與潛在生態風險進行了研究，但由于樣品采集采用抓斗式采泥器(采樣厚度為0～5 cm)，無法獲取2008年砷污染事件前后及歷史時期重金屬污染變化的信息；同時研究中采用云南省土壤作為背景，由于不同地區土壤母質成分的差異，可能影響重金屬污染定量評價結果的準確性[18]. 雖然部分學者以歷史沉積物作為背景，研究了陽宗海沉積物砷的污染特征[17],按平均沉積速率為1.55 mm/a[17]，每個樣品分辨率為13年，在砷污染歷史變化過程方面仍有一定的不足. 總之，目前已有研究主要側重于陽宗海表層沉積物砷污染，受到背景值選取與樣品分辨率的局限性等因素的影響，對于沉積物不同重金屬污染歷史過程、2008年砷污染事件后采用絮凝劑吸附沉淀除砷對沉積物重金屬累積變化的影響、以及污染定量化方面還存在一定不足.

本文通過對陽宗海柱狀及表層沉積物中重金屬(As、Cd、Co、Cr、Cu、Ni、Pb、Zn)含量的分析，結合沉積年代學，利用富集系數法和H?kanson潛在生態風險評價法，并參考沉積物質量基準，對沉積物中重金屬的污染及其潛在生態風險現狀與歷史變化過程進行了研究，探討了2008年砷污染排放事件對沉積物重金屬富集的影響，以期為陽宗海環境保護提供參考.

1 材料與方法

1.1 研究區域介紹

陽宗海(24°51′～24°58′N,102°59′～103°02′E)屬于珠江流域南盤江水系，湖面呈紡錘形，南北向伸展，長12.7 km，寬2.5 km[11]；高水位(1769.9 m)時水面面積31.6 km2，蓄水量為6.17×108m3，最大水深30 m，平均水深20 m[19]. 流域經濟以工業、農業和旅游業為主. 冶金、火力發電在工業中占主導地位[15]，流域北部分布有火電廠、煤礦，三十畝南的鋁廠，南部談葛營附近分布有磷肥廠等[17]. 陽宗海水源補給主要來自湖面降雨、陽宗大河和七星河匯水、擺衣河人工補水及地下水. 湯池渠是唯一的出水口，河水最終匯入南盤江[11].

圖1 陽宗海采樣點位置Fig.1 Sampling sites of Lake Yangzonghai

1.2 樣品采集與處理

2014年10月利用UWITEC重力采樣器在陽宗海中心湖區采集了長40 cm的柱狀沉積物；同時在不同湖區采集了12個表層(0～1 cm)沉積物樣品. 采樣點采用全球定位系統(GPS)定位，分布如圖1所示. 柱狀沉積物頂部0～1 cm按0.5 cm間隔分樣，1 cm以下按1 cm間隔分樣，所有樣品均置于聚乙烯塑料袋中. 樣品冷凍干燥后用瑪瑙研缽研磨，過200目篩以備分析.

1.3 指標分析

1.3.1 金屬元素分析 沉積物采用HCl-HNO3-HF-HClO4四酸消解后用于金屬元素含量分析，即取0.125 g研磨后的干樣于聚四氟乙烯管中，加入HCl-HNO3-HF-HClO4，經自動消解儀消解，待消解液冷卻到室溫后定容至50 ml，混勻后即為待測消解液. 元素Al、Fe、Mn和Zn用電感耦合等離子體光譜儀(ICP-AES，Leeman Labs Profile，USA)測定. 將消解液再次稀釋3倍后利用電感耦合等離子體質譜儀(ICP-MS，Agilent 7700x，USA)測定金屬元素Cr、Co、Ni、Cu、As、Cd和Pb含量. 分析過程中采用中國地質科學院地球物理地球化學勘察研究所提供的沉積物標準物質GSD-9和GSD-11進行精度控制，測量誤差均小于10%. 分析過程中所用的試劑均為優級純，所用水均為超純水.

1.3.2 年代測試 柱狀沉積物中210Pbtot、226Ra和137Cs的活度采用美國EG & G Ortec公司生產的高純鍺井形探測器(HPGe GWL-120-15)測定，依據Appleby[20]的計算方法獲得210Pbex活度.137Cs和226Ra的標準樣品由中國原子能科學研究院提供，210Pb標準樣品由英國利物浦大學做比對標準，計數誤差小于10%.

1.4 重金屬污染與生態風險評價方法

1.4.1 重金屬污染評價 目前，國內外學者常用且具有代表性的沉積物中重金屬污染評價方法有富集系數法(Enrichment Factor，EF)、地積累指數法[21-22]等，其中，富集系數法可以有效校正沉積物粒度和礦物組成變化對重金屬含量的影響[23]，在重金屬污染定量化方面具有更高的可靠性. 富集系數EF的計算公式為[24]：

EF=(M/X)樣品/(M/X)背景

(1)

式中，(M/X)樣品是目標沉積物中金屬元素與參比元素含量比值，(M/X)背景是背景樣品中金屬元素與參比元素含量比值. 沉積物中Al、Fe等常量金屬元素以流域自然來源為主[25]，其含量指示了流域物源區土壤與巖石碎屑成分供給的變化，可作為參比元素用于沉積物與重金屬含量自然變化的矯正[26]. 為降低單一元素矯正的誤差，本文選取Al和Fe分別作為參比元素計算得到各重金屬元素的EF平均值[24].

沉積物背景值的選取直接影響到重金屬富集系數和綜合潛在生態風險指數的計算結果，許多研究者使用區域土壤或地殼中金屬元素平均值來作為背景值[11,15]. 研究表明，對湖泊等面積較小的水體單元進行沉積物重金屬污染評價時，采用上述背景值時往往由于區域母質成分的顯著差異，導致評價結果產生較大誤差[18,24]. 為更好地反映湖泊沉積物重金屬污染程度，采用歷史沉積物作為背景值進行沉積物重金屬污染評價更為合適[27-28]. 根據柱狀沉積物測年結果，本文采用柱狀沉積物底部樣品(工業革命前)中金屬元素含量作為背景值(表1).

1.4.2 潛在生態風險評價 潛在生態風險指數法和沉積物質量基準法是沉積物重金屬生態風險評價常用的方法. 潛在生態風險指數法由瑞典學者H?kanson于1980年提出[29]，該方法同時考慮了沉積物中金屬含量、污染物的種類與毒性水平3個因素[30]，不僅可以反映沉積物中單一重金屬污染的環境影響，也可以體現多種重金屬污染物的綜合生態危害[31]. 重金屬綜合潛在生態風險指數(RI)的計算公式為：

(2)

沉積物質量基準是沉積物環境質量的綜合評判標準，可以反映沉積物中重金屬對水體生物的潛在毒性[32-33]. 目前全球沉積物質量基準有10多種，不同質量基準中重金屬含量閾值存在一定差異[32]. 本文采用MacDonald等[34]建立的淡水水體沉積物重金屬質量基準(Consensus-Based SQGs，CBSQGs)，包括閾值效應含量(TEC)與可能效應含量(PEC)(表1). 若沉積物金屬含量低于TEC時，有害生物效應發生的可能性較??；若沉積物金屬含量高于PEC時，有害生物效應發生的可能性較大；若金屬含量介于TEC和PEC之間，則有害生物效應可能發生[32,34].

表1 金屬背景值、毒性響應系數及沉積物質量基準值*

*Al、Fe含量單位為g/kg；Zn、Cr、Co、Ni、Cu、As、Cd、Pb含量單位為mg/kg.

表2 單因子生態風險系數與綜合潛在生態風險指數的分級標準

2 結果與討論

2.1 沉積巖芯年代

柱狀沉積物中210Pbex隨深度增加總體呈指數降低(R2=0.81), 柱狀沉積物14.5 cm處137Cs出現顯著的峰值，對應于1963年全球核爆試驗大氣沉降蓄積峰值[20]. 柱狀沉積物中137Cs和210Pb的變化特征指示了較為穩定的沉積序列，采用復合模式建立柱狀沉積物的年代[20，35]，年代結果見文獻[36].

2.2 沉積物中重金屬的含量與分布

陽宗海柱狀及表層沉積物中各金屬元素含量均表現出一定的變化，柱狀沉積物金屬元素含量變異系數大于表層沉積物. 柱狀沉積物與表層沉積物中Cd含量的變異系數最大，最高含量分別為最低含量的14.5和4.2倍；Ni含量的變異系數最小，其含量最大值分別為最小值的2.5和1.6倍(表3).

對柱狀沉積物的金屬元素進行R型聚類分析，金屬元素變化可分為兩組，第Ⅰ組元素包括Al、Fe、Cr、Co和Ni，其含量總體呈由下向上逐漸降低的趨勢，特別是在柱狀沉積物上部表現得較為明顯. 第Ⅱ組元素包括As、Cd、Cu、Pb和Zn，其含量呈現三段式變化規律：第一階段，柱狀沉積物下部(40～8 cm)，即在1998年之前，金屬元素含量較低且變化趨勢不明顯；第二階段，在柱狀沉積物中部(8～3 cm)，即1998-2010年之間，金屬元素含量急劇增加；第三階段，在柱狀沉積物上部(3～0 cm)，即2010年之后，金屬元素含量逐漸減小(圖2、圖3). 第Ⅰ組元素含量垂向波動程度較小，變異系數均小于0.5；第Ⅱ組元素中Cd和As具有較大的變異性，其變異系數分別為1.27和1.10；其次是Zn和Pb，變異系數分別為0.73和0.51(表3).

表層沉積物金屬元素R型聚類結果與柱狀沉積物類似，也可分為兩組(圖2)：As、Cd、Cu、Pb和Zn含量的空間變化相似，最高值都位于中東部湖區(采樣點S9)；Cr、Co和Ni含量最高值都位于南部與北部湖區的近岸區域(圖4). 表層沉積物中各金屬元素的變異系數相對較小，除了As平均含量高于柱狀沉積物均值之外，表層沉積物中其余金屬元素含量均低于柱狀沉積物中金屬元素平均含量.

沉積物中Al、Fe等硅酸鹽類元素以流域自然來源為主，陽宗海柱狀與表層沉積物中Cr、Co、Ni與Al、Fe呈現相似的變化規律，其含量變化可能是受到了沉積物質地(粒度)變化的影響[24]；而 As、Cd、Cu、Pb、Zn與Al、Fe呈現不同的組合特征，其含量除了自然來源之外，還可能受到人為活動的影響.

表3 陽宗海沉積物金屬元素含量及變異系數*

*Al、Fe含量單位為mg/g；Cr、Co、Ni、Zn、Cu、As、Cd、Pb含量單位為mg/kg.

圖2 陽宗海柱狀及表層沉積物金屬元素R型聚類分析結果Fig.2 Hierarchical analysis of metals in the core and surface sediments from Lake Yangzonghai

2.3 沉積物中重金屬污染水平及來源分析

柱狀沉積物中Cr、Co、Ni的富集系數變化較為穩定，為0.7～1.1(圖5). As、Cd、Cu、Pb和Zn的富集系數變化較大，其中1998年之前較為穩定，為0.8～1.1；1998-2010年其富集系數明顯增加，分別達到了1.1～24.9、1.2～31.5、1.2～5.0、1.1～9.3、1.1～12.6；2010年后富集系數又明顯下降(圖5). 表層沉積物中Cr、Co、Ni的富集系數分別為0.6～0.8、0.7～1.0、0.8～1.2，其中Ni的富集系數在采樣點S4處略高，為1.2；Zn、Cu、As、Cd、Pb的富集系數分別為1.3～4.5、1.0～1.9、3.9～12.2、1.4～9.2、1.1～3.2，明顯高于其他金屬元素(圖6). 參考重金屬富集系數與污染等級劃分標準[37]，陽宗海柱狀沉積物中Cr、Co、Ni為無污染水平，Cu為“弱-中等”污染， Zn、Pb為“弱-強”污染，As、Cd為“弱-很強”污染；表層沉積物中Cr、Co、Ni、Cu為無污染水平，為“弱-中等”污染，As為“中等-強”污染，Cd為“弱-強”污染.

圖3 陽宗海柱狀沉積物金屬元素含量Fig.3 Vertical variations of metal concentrations in the core sediment from Lake Yangzonghai

圖4 陽宗海表層沉積物金屬元素含量Fig.4 Contents of the metals in the surface sediments from Lake Yangzonghai

圖5 陽宗海柱狀沉積物金屬元素富集系數Fig.5 Enrichment factor values of metals in the core sediment from Lake Yangzonghai

圖6 陽宗海表層沉積物金屬元素富集系數Fig.6 Enrichment factor values of metals in the surface sediments from Lake Yangzonghai

Zn、Pb早期成巖作用是沉積物中金屬元素變化的重要因素之一[38]，已有研究表明，早期成巖作用對淡水湖泊中沉積物重金屬垂向分布的影響可達幾厘米[39]. 氧化還原作用是影響沉積物中重金屬垂向遷移的主要因素，Fe、Mn在沉積物-水界面具有較強的氧化還原敏感性，受早期成巖作用影響易在表層沉積物中富集，對早期成巖作用具有一定的指示意義[40]. 陽宗海柱狀沉積物頂部Fe、Mn并未發現明顯的富集，As、Cd、Cu、Pb和Zn含量和富集系數的垂向變化與Fe、Mn無明顯對應關系，說明這幾種重金屬元素垂向變化受早期成巖作用影響較弱. 因此，陽宗海柱狀沉積物中重金屬富集系數的變化主要反映了人為污染的變化.

陽宗海柱狀沉積物中As、Cd、Cu、Pb和Zn的含量和富集系數具有相似的垂向變化規律，其最大值均出現于2009-2010年前后，此后逐漸降低，表明Zn、Cu、Cd、Pb污染與As污染具有同源性. Zhang等[27]于2007年對采集的柱狀沉積物研究發現，約2000年以來Pb、Zn污染逐漸加重，這與本次研究采集的柱狀沉積物中Pb、Zn的變化規律一致，說明在2008年砷污染事件之前，陽宗海已存在重金屬污染. 1998年以來，As、Cd、Cu、Pb和Zn污染程度快速加劇，并在2009-2010年左右達到峰值，之后逐漸下降(圖3)，這也與陽宗海流域人類活動強度及工業發展歷史較吻合[41]. 1990s中后期，隨著城市快速發展的需要，陽宗海沿岸興建了許多工礦企業及旅游度假村，尤其以火電廠、煤礦業及溫泉度假村等為主，大量的工業廢水不斷排入陽宗海，重金屬等污染物在沉積物中逐漸聚集，污染程度不斷上升. 2008年發生砷污染事件后，為了降低水體砷濃度及其生態環境危害，采用了絮凝劑吸附沉淀法，使水體中的砷及其他重金屬快速沉降至沉積物中，因此2009-2010年前后柱狀沉積物中As、Cu、Cd、Pb、Zn等重金屬含量與污染達到峰值可能與絮凝劑除砷導致的重金屬元素沉淀有關. 2008年后，有關部門出臺了一系列政策治理陽宗海流域水體污染[42]，這可能是沉積物中重金屬污染快速降低的主要原因. 燕婷等[28]對撫仙湖的研究表明，撫仙湖的污染始于1980s中期；而劉勇等[43]對滇池的研究表明，滇池沉積物重金屬從1950s開始變化明顯，近60年來重金屬污染急劇加重，重金屬污染時間點遠遠早于陽宗海，反映了云南地區不同湖泊重金屬污染歷史過程具有一定的差異性，這可能與流域內經濟發展歷史過程不同有關.

雖然近年來陽宗海沉積物重金屬污染程度快速降低，但表層沉積物中As、Cd、Pb、Zn等重金屬含量仍高于歷史背景值，污染程度為“弱”至“強”，說明目前仍有人為源重金屬的輸入. 人為活動釋放到水體中的重金屬吸附在懸浮顆粒物中快速沉降到湖泊底泥中，因此沉積物中重金屬污染空間變化可以間接反映污染源分布[44]. 張玉璽等[11]和王振華等[14]研究表明，工業廢水排放是陽宗海沉積物重金屬污染的主要來源，陽宗海主要重金屬潛在污染源(工業)主要分布于其西部、北部與南部，而東部較少[17]. 從表層沉積物重金屬富集系數分布來看， As、Cd、Pb、Zn等重金屬元素污染程度由北部湖區向中部湖區逐漸增加(采樣點S1～S9)，而南部湖區(采樣點S10～S12)沉積物中重金屬污染程度相對較弱(圖6)，這說明上述重金屬主要污染源位于陽宗海流域中部地區. 陽宗海中東部湖區(采樣點S9)沉積物中As、Cd、Zn、Pb、Cu等重金屬污染相對較重，這可能是由于陽宗海東岸缺少徑流帶來的泥沙補給，沉積速率較慢，自然來源顆粒物在沉積物中所占比重較低，對沉積物中重金屬的稀釋作用小于其他湖區，因此中東部湖區沉積物表現為相對較重的人為污染. 由于本次研究只采集了12個表層樣品，在今后的研究中還需加密表層沉積物采樣點分布，進一步研究陽宗海東部湖區S9采樣點附近重金屬含量與風險較高是區域性現象、還是與局地沉積環境有關.

云貴高原地區是我國重要的有色金屬產區，已有研究表明，西南地區湖泊沉積物中Pb、Zn等重金屬普遍受到大氣沉降的影響[45]. 因此，除了流域內人為源重金屬的直接輸入之外，大氣沉降也可能是陽宗海表層沉積物重金屬污染的重要來源之一.

2.4 沉積物中重金屬的生態風險評價

柱狀沉積物中Cr、Co、Ni、Zn、Cu、Pb的生態風險系數均小于40，屬于“輕微”潛在生態風險；As的潛在生態風險系數從1998年開始急劇上升，在2009-2010年左右達到最大值，達“強”潛在生態風險，之后逐漸下降至“輕微”潛在生態風險等級；Cd的潛在生態風險系數從1998年開始逐漸上升，并在2009-2010年左右達到最大值，具有“極強”的潛在生態風險，之后快速下降至“中等”潛在生態風險等級. 各金屬的生態風險依次為Cd>As?Pb≈Cu>Ni≈Co≈Cr≈Zn. 柱狀沉積物中8種重金屬元素的RI值范圍為53～493，屬于“低-強”潛在生態危害，其中2009-2010年前后沉積物中重金屬潛在生態風險程度最高，Cd和As對綜合潛在生態危害指數的貢獻率超過80%，為主要生態風險因子(圖7). 以上分析結果表明，2009-2010年前后沉積物中重金屬潛在生態風險經歷了“低-高-低”的變化規律，隨著2009-2010年以來流域工業污染治理與減排措施的實施，陽宗海沉積物重金屬潛在生態風險明顯降低.

表層沉積物各采樣點的重金屬潛在生態風險系數和綜合潛在生態風險指數的空間變化如圖8所示. Cd在采樣點S7、S8、S9、S10具于“強”潛在生態風險，在采樣點S1、S3、S5、S6、S11為“中等”潛在生態風險，在其他區域為“輕微”潛在生態風險；As在采樣點S6、S7、S8、S9、S10、S11處于“中等”潛在生態風險，在其他區域為“輕微”潛在生態風險；Cr、Co、Ni、Zn、Cu和Pb在所有表層沉積物中的潛在生態風險等級均為“輕微”. 綜合潛在生態風險指數結果顯示，采樣點S9沉積物中重金屬達到“中等”以上潛在生態危害程度，其他區域沉積物重金屬均處于“較低”潛在生態危害等級.

參考沉積物質量基準法，陽宗海表層沉積物所有采樣點中Cr、Ni、Cu含量均介于TEC和PEC值之間，說明這幾種重金屬在整個湖區有可能發生生態毒性效應. Zn、Cd、Pb含量介于TEC和PEC值之間的百分比均為75%，說明這幾種重金屬在絕大部分湖區有可能發生生態毒性效應. 而As含量在全湖區都高于PEC值，說明As發生生態毒性效應的概率較高.

潛在生態風險指數法和沉積物質量基準法對Cr、Co、Ni、Cu、Pb和Zn的評價結果具有明顯的差異. 質量基準法主要考慮了重金屬的含量[36]，而生態風險指數法不僅考慮了重金屬含量和毒性效應，還受到重金屬背景值的影響[34]. 有研究表明，由于不同地區背景值差異較大，TEC-PEC標準對Cr、Ni的評價存在一定的局限性[17]. 質量基準法對Cr、Co、Ni、Cu、Pb和Zn生態風險評價結果高于重金屬單項生態風險，可能與陽宗海較高的重金屬背景值有關. 潛在生態風險指數法和沉積物質量基準法對As和Cd的評價結果基本一致，都指出As和Cd具有一定程度的潛在生態風險并且有可能發生生態毒性效應. 結合重金屬污染程度結果，認為陽宗海表層沉積物中Cr、Co、Ni、Cu潛在生態風險較低；Zn、Pb 雖然污染程度相對較高，但由于其生態毒性較低，因而其潛在生態風險相對較低；As和Cd是陽宗海沉積物重金屬污染的主要貢獻因子，并且具有一定程度的潛在生態風險.

圖7 陽宗海柱狀沉積物金屬潛在生態風險系數及綜合潛在生態風險指數Fig.7 Vertical variations of the metal-specific potential ecological risk factor and the potential ecological risk index of metals in the core sediment from Lake Yangzonghai

圖8 陽宗海表層沉積物金屬潛在生態風險系數及綜合潛在生態風險指數Fig.8 Spatial variations of the metal-specific potential ecological risk factor and the potential ecological risk index of metals in the surface sediments from Lake Yangzonghai

3 結論

近150年來陽宗海柱狀沉積物中金屬(Cr、Co、Ni、Zn、Cu、As、Cd、Pb)的垂向變化趨勢存在明顯差異，受沉積物質地的影響，Cr、Co、Ni含量總體上逐漸降低，而As、Cu、Cd、Pb、Zn含量則表現為由穩定轉向急劇增長的趨勢，并在2009-2010年左右出現轉折點，之后其含量逐年下降. 表層沉積物中重金屬含量的分布呈現兩種不同的組合特征：Cr、Co、Ni分布較相似，最高值出現于陽宗海南、北湖區的近岸區域；而As、Cu、Cd、Pb、Zn的最高濃度出現在陽宗海中東部湖區.

重金屬富集系數結果表明，1990s中后期開始陽宗海沉積物重金屬明顯受到人為污染的影響，主要污染元素為As、Cu、Cd、Pb、Zn，其污染程度在2009-2010年前后達到峰值，之后逐漸下降，反映了與陽宗海流域工業發展有關的污染物的排放以及2008年砷污染事件后采用的絮凝劑吸附沉淀除砷對沉積物重金屬富集的影響. 表層沉積物中Zn、Pb為“弱-中等”污染，As為“中等-強”污染，Cd為“弱-強”污染，說明目前陽宗海仍然受到人為源重金屬輸入的影響.

生態風險評價結果表明，歷史上重金屬污染較強的時段(2002-2010年)沉積物中重金屬達到“中等-強”潛在生態危害，其生態風險依次為Cd>As?Pb≈Cu>Ni≈Co≈Zn≈Cr. 表層沉積物中Cr、Co、Ni、Zn、Cu和Pb屬于“較低”生態風險程度；部分采樣點Cd和As仍具有“中等-強”潛在生態風險，主要分布在陽宗海中東部湖區.

致謝：羅文磊、林琪、寧棟梁等協助完成野外采樣，朱育新副研究員協助完成金屬元素測定，夏威嵐高級工程師負責完成沉積巖芯年代測定，在此深表感謝.

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Spatio-temporal characteristics of heavy metal pollution and potential ecological risk in the sediments of Lake Yangzonghai, Yunnan Province

CAI Yanjie1,2, ZHANG Enlou2, LIU Enfeng2, YUAN Hezhong3, WANG Rong2, KONG Deping4& ZHOU Qichao2,4

(1:SchooloftheEnvironment,NanjingUniversity,Nanjing210023,P.R.China)(2:StateKeyLaboratoryofLakeScienceandEnvironment,NanjingInstituteofGeographyandLimnology,ChineseAcademyofSciences,Nanjing210008,P.R.China)(3:SchoolofEnvironmentalScienceandEngineering,NanjingUniversityofInformationScience&Technology,Nanjing210044,P.R.China)(4:YunnanKeyLaboratoryofPollutionProcessandManagementofPlateauLake-watershed,YunnanInstituteofEnvironmentalScience,Kunming650034,P.R.China)

Contents of Al, Fe, Mn, Zn, Cr, Co, Ni, Cu, As, Cd and Pb in the surface and core sediments of Lake Yangzonghai were determined. Combined with geochronology, the heavy metal spatio-temporal characteristics, the status relative to the pre-industrial levels, and potential ecological risk of the pollution were evaluated by the surface and core sediments from Lake Yangzonghai. The results showed that metal contents exhibited obviously spatial variations in the surface sediments. Contents of As, Cd, Cu, Pb and Zn were generally higher in the middle-east lake area than those in other areas. In contrast, contents of Cr, Co and Ni showed higher values in the south lake area. Contents of As, Cd, Cu, Pb and Zn in the core sediment had increased gradually since the mid-1990s and reached the maximum values around the year of 2009-2010, followed by a gradual decline in recent years. Contents of Cr, Co and Ni showed similar temporal variations to the trends of detrital metals (such as Al and Fe), and they decreased generally in recent hundred years. As, Cd, Cu, Pb and Zn in sediments of Lake Yangzonghai were contaminated as indicated by the enrichment coefficients, showing that metal contaminations began at the mid-1990s and reached the maximum values around the year of 2009-2010, but it declined gradually in recent years with the implementation of industrial discharge control. In the surface sediments, Cu was at unpolluted to minimal contamination levels, while Zn and Pb displayed minimal to moderate contamination levels. Metal As had moderate to strong contamination levels, and Cd showed minimal to strong contamination levels. The pollution levels of the metals in the eastern lake were higher than those in other lake areas, these are because of a relatively rare runoff, low deposition of detrital materials and high anthropogenic/detrital metal sedimentation. The metals in sediment of Lake Yangzonghai may pose a medium to strong potential ecological risk when compared with a historical pollution peak around 2002-2010. The main contribution factors were Cd and As. Potential eco-risks of the metals decreased in recent years and reduced to the low level except in the east lake area, where the metals may be of a moderate potential ecological risk.

Lake Yangzonghai; sediment; heavy metals; pollution; potential ecological risk; spatio-temporal characteristics

科技基礎性工作專項(2014FY110400)、國家自然科學基金項目(41572337, 41271214)和云南省科技計劃項目(2015RA084)聯合資助. 2016-07-18收稿； 2016-11-29收修改稿. 蔡艷潔(1985～), 女,工程師; E-mail: yjcai@niglas.ac.cn.

DOI 10.18307/2017.0510