滴水湖及其引水河道沉积物中重金属分布特征及风险评价

肖茗明,饶若宸,陈以芹,宣 李,张 晨,李娟英,尹 杰①

(1.上海海洋大学海洋生态与环境学院,上海 201306;2.上海中学东校,上海 201306)

重金属污染是环境研究者长期关注的问题之一。重金属进入水体后可通过絮凝或沉淀作用进入沉积物,并且随着pH、氧化还原电位(Eh)和有机质等水体环境因子和水文条件变化,会被重新释放到上覆水体中形成二次污染,不仅对生物体产生毒害作用,也对水生生态系统构成威胁,因此具有源和汇双重作用的沉积物在水体重金属污染研究中起着至关重要的作用[1]。

滴水湖位于上海市浦东新区临港新城主城区,是在潮滩围垦基础上开挖的大型人工湖泊,是目前国内最大的人工湖泊,其湖水主要引自大治河,背景底质是河口海滩滩涂。近年来,随着上海自贸区及洋山港航运中心的建设,临港新城的开发日益加剧,人类活动密度急剧加大,湖区城镇居民生活、农业废水以及降雨地表径流等大多仅经简单处理后就排入滴水湖引水河道,造成包括重金属在内的污染物排入湖区。由于滴水湖为较封闭的水体,水体流动性差,因此污染物极有可能在湖区富集并对生态系统形成威胁。目前,对滴水湖的研究主要集中在湖水水质[2]、浮游植物调查[3-4]、重金属和有机污染物空间分布特征[5-8]等,但对滴水湖沉积物中重金属污染特征鲜有报道。研究滴水湖及其引水河道重金属垂直沉积、污染现状和潜在生态风险对滴水湖环境管理具有重要现实意义。

以滴水湖水系为研究对象,在对柱状沉积物中Cu、Pb、Cd和Cr 4种重金属浓度进行调查的基础上,分析重金属垂直分布特征及来源,并运用地累积指数法和潜在生态风险指数法对沉积物中重金属污染水平和潜在生态风险进行评价,同时结合鱼体内重金属残留情况,深入讨论表层沉积物中重金属对滴水湖水域环境的影响,以期为滴水湖水生生物资源合理利用、滴水湖环境保护管理和生态修复提供数据支撑。

1 材料与方法

1.1 样品采集

于2017年7月—2018年7月,先后4次在滴水湖湖区(S1～S3)和引水河道(S4～S9)共9个采样点采集沉积物和鱼类样品(图1)。

图1 滴水湖及其引水河道采样点分布

采样方法参照GB/T 14581—1993《水质 湖泊和水库采样技术指导》，采用长度为100 cm、内径为5 cm的Kajak沉积物柱状取样器(丹麦KC-Denmark公司),在每个采样点随机采集2个20 cm长的沉积物柱状样品并按0～5、>5～10、>10～15和>15～20 cm进行现场分层,2个同层样品混匀后装入聚乙烯保鲜袋中,排出空气,封口并标记置于加入冰袋的保温箱中。鱼类样品随机从水中捕捞,选择大小基本一致的成年鱼类,采用铝箔包好,做好标记后置于加入冰袋的保温箱中。所有样品于采样当天运回实验室后,沉积物样品置于-20 ℃冰箱储存,鱼类样品去头去内脏、剔骨去皮,取其腹部、背部和尾部肌肉采用组织捣碎机绞碎后混匀,置于-80 ℃冰箱保存供后续分析使用。

1.2 样品处理与数据分析

采集的成年鱼类包括白鲢鱼(Hypophthalmichthysmolitrix)、翘嘴红鲌(Ergthroculterilishaeformis)、鲫鱼(Carassiusauratus)和花骨鱼(Hemibarbusmaculatus)。将沉积物和鱼类样品分别冷冻干燥后,采用研钵研磨并过0.075 mm孔径筛,除杂、混匀,于干燥器中储存备用。分别对沉积物和鱼类样品检测Cu、Pb、Cd和Cr 4项重金属指标,其中,沉积物样品分析方法参照GB 17378.5—2007《海洋监测规范 第5部分:沉积物分析》[9],鱼类样品分析方法参照实验室前期研究[10],采用石墨炉原子吸收分光光度法测定。各样品重金属分析结果标准工作曲线相关系数均大于0.999 5,平行样相对标准偏差均小于5%,回收率为97%～115%,方法性能参数符合质控要求。实验所用试剂均为优级纯,实验用水为超纯水。

1.3 风险评价方法

1.3.1地累积指数法

地累积指数(Igeo)法[11]考虑了人为污染因素、环境地球化学背景值以及由于自然成岩作用可能会引起背景值变动的因素,能直观反映沉积物中重金属富集程度,其计算公式为

Igeo=log2(Ci/1.5Bi)。

(1)

式(1)中,Ci为沉积物样品中重金属i含量,mg·kg-1;Bi为研究区沉积物重金属i背景值,mg·kg-1,由于滴水湖底质为河口海滩滩涂,选取上海市潮滩背景值作为评价依据,Cu、Pb、Cd和Cr背景值分别为17.43、20.14、0.09和28.27 mg·kg-1[12];1.5为考虑到成岩作用可能引起背景值波动而设定的常数。

1.3.2潜在生态风险指数法

潜在生态风险指数(RI,IR)法[13]综合考虑了沉积物中重金属毒性、生态效应和环境效应,并采用具有可比性、等价属性的指数分级法进行评价,可定量区分重金属潜在生态危害程度,其计算公式为

IR=∑Er，i=∑(Tr，iCs，i/Cn，i)。

(2)

式(2)中,Er，i为重金属i的潜在生态风险系数;Tr，i为重金属i的毒性响应因子,主要反映重金属毒性水平和环境对重金属污染的敏感程度,Cu、Pb、Cd和Cr的Tr，i值分别为5、5、30和2[13];Cs，i为沉积物样品中重金属i含量,mg·kg-1;Cn，i为重金属i背景值,mg·kg-1。

1.3.3生物沉积物累积因子

沉积物中重金属对鱼类体内残留的影响通常采用生物沉积物累积因子(BSAF,FBSA)进行判断,其计算公式为

FBSA=Cb/Cs。

(3)

式(3)中,Cb和Cs分别为鱼类肌肉和表层沉积物中中重金属含量,mg·kg-1。

1.3.4食用健康风险评价

不同类型重金属通过摄食途径进入人体后所引起的健康风险包括致癌风险和非致癌风险[10]。其中,Cu和Pb产生的非致癌风险计算公式为

(4)

式(4)中,Rn，i为重金属i经食入所导致的非致癌年风险,a-1;Di为重金属i经食入后单位体重日均暴露剂量,mg·kg-1·d-1;Pi为重金属i经食入的调整剂量,mg·kg-1·d-1;70为人类平均寿命,a。

Cr和Cd所导致的致癌风险计算公式为

(5)

式(5)中,Rc，i为重金属i经食入所产生的平均个人致癌年风险,a-1;Di为重金属i经食入后的单位体重日均暴露剂量,mg·kg-1·d-1;qi为摄入重金属i的致癌强度系数,Cr和Cd分别为0.91和6.1 mg·kg-1·d-1;70为人类平均寿命,a。

经口摄入食物日均暴露量Di的计算公式[14]为

Di=miCi/70。

(6)

式(6)中,mi为成人平均每日水产品摄入量,kg·d-1,根据2016年《中国居民膳食指南》,以最大日摄入量0.075 kg·d-1计;Ci为水产品肌肉中重金属含量,mg·kg-1;70为成年人平均体重,kg。

调整剂量Pi的计算公式为

Pi=DRf，i/A。

(7)

式(7)中,DRf，i为水产品中重金属i经食入途径的参考剂量,mg·kg-1·d-1,Cu和Pb的参考剂量分别为0.005和0.001 4 mg·kg-1·d-1;A为安全因子,取10。

为比较不同种类水产品对人体健康风险的差异,假设各重金属对人体健康危害的毒性作用呈加和关系而不是协同或拮抗关系,则不同种类水产品总健康食用风险(R总)计算公式为

(8)

式(8)中,n为检测的重金属数,取值为4。

健康风险评价参照国际辐射防护委员会(ICRP)推荐的最大年接受风险水平5.0×10-5a-1[15]。

2 结果与讨论

2.1 滴水湖水系沉积物中重金属分布特征

2.1.1滴水湖水系沉积物中重金属表层分布特征

滴水湖湖区表层沉积物中Cu、Pb、Cd和Cr平均含量分别为22、2.7、1.2和1.4 mg·kg-1(表1),与背景值相比,湖区表层沉积物中Cu和Cd平均含量均超背景值,分别为1.3和13.0倍。张昕[16]和张明等[17]分别对长三角地区和华东沿海滩涂区表层沉积物中重金属含量进行研究发现,在上海和浙江的滩涂及沉积物中Cd含量超标是普遍现象,且其受人为活动影响严重;李娟英等[18]认为道路交通源是影响临港新城地区地表沉积物中Cu含量超标的最重要因素,笔者研究结果与之一致。

表1 滴水湖水系表层沉积物中重金属浓度

Table 1 The content of heavy metals in the surface sediments of the Dishui lake and its diversion channels

重金属背景值w/(mg·kg-1)湖区引水河道w/(mg·kg-1)最大值最小值标准偏差平均值超标倍数w/(mg·kg-1)最大值最小值标准偏差平均值超标倍数 Cu17.4328.3611.529.1222.00 1.2625.297.476.3515.000.86 Pb20.143.631.351.032.700.133.461.510.922.500.12 Cd0.091.31ND0.151.2013.331.730.430.450.9710.74 Cr28.271.57ND0.021.400.051.81ND0.381.370.05

ND表示未检出。

随着上海自贸区及洋山港航运中心的建设,研究区周边车流量日益增加,降雨时陆源污染物会随雨水冲刷形成的径流进入湖区,造成湖区Cu含量超标。Pb和Cr含量均未超背景值,可能与其背景值较高有关。此外,与湖区相比,除引水河道表层沉积物中Cr平均含量基本一致外,引水河道表层沉积物中其他重金属平均含量均明显偏低,这与陶征楷等[12]研究结果一致。这是由于滴水湖湖区作为水流汇集区,且较为封闭,水体流动性及与外界水体交换性差,因此重金属更易富集于湖区。

与其他湖泊沉积物中重金属含量相比(表2[19-26]),笔者研究中除Cd含量处于中等外,其他重金属含量均较低。总体而言,滴水湖水系沉积物中重金属含量较低,但考虑到Cd超背景值倍数较大,因此有必要对研究区沉积物中重金属污染水平进行进一步分析和评价。

2.1.2滴水湖水系沉积物中重金属垂直分布特征

湖泊沉积物剖面特征可以记录湖泊流域地质环境演化以及人类活动变化,是获得湖泊流域历史信息和污染富集特征的重要来源[27]。滴水湖水系不同深度沉积物中各重金属含量差异较大(图2),但各重金属含量总体分布规律比较一致,即表层聚集现象较明显,并且含量随着沉积物深度加深而有所下降。与背景值相比,滴水湖水系沉积物Pb和Cr含量均未超背景值;湖区部分样点(S2和S3)Cu含量超背景值,而引水河道Cu含量均未超背景值。

表2 不同湖泊表层沉积物中重金属含量

Table 2 Heavy metal concentrations in lake surface sediment samples from different countries

湖泊w/(mg·kg-1) Cu Pb Cd CrHazar湖,土耳其[19]10～64ND—17～79 Laguna湖,菲律宾[20]9.7～1917～230.02～0.09— Balaton湖, 匈牙利[21]0.7～362.4～1600.1～0.75.7～66 Manzala湖,埃及[22]14～380.21～0.310.02～0.032— Texoma湖,美国[23]9.0～1365.0～151.0～3.012～51 Veeranam湖,印度[24]65～12520～410.20～3.940～150 太湖,中国[25]16～1355.5～690.03～3.39.4～465 南四湖,中国[26]21～4019～340.11～0.4538～86 该研究7.47～28.361.35～3.63ND～1.73ND～1.81

ND表示未检出。“—”表示无数据。

图2 滴水湖水系沉积物中重金属垂直分布规律

从样点地理位置来看,湖区样点S2和S3靠近滴水湖娱乐及商业活动中心,附近人流量、交通量相对较大,交通产生的陆源污染物很容易通过雨水径流进入湖区[18]。此外，有研究表明潮滩沉积物重金属分布与沉积动力密切相关[12],滴水湖湖区由于水动力条件弱于引水河道也可导致Cu元素更易富集于湖区。除个别样点Cd含量接近背景值外,平均超背景值倍数达7.9,这与长三角地区沉积物和土壤中Cd含量普遍较高的情况[16-17]一致,且在滴水湖水系沉积物垂直方向上呈明显污染累积特征。

2.2 滴水湖水系沉积物重金属风险评价

滴水湖水系沉积物中Cu、Pb、Cd和Cr的Igeo值见图3。随着沉积物深度的加深,4种重金属Igeo值均呈下降趋势。Pb和Cr的Igeo值虽在垂直剖面上均小于0,处于清洁程度[12],但由底层到表层呈逐渐上升趋势,说明存在一定风险潜力。Cu除样点S2表层015～20 cm处,说明近期污染负荷较大。

图3 滴水湖水系重金属地累积指数垂直分布特征

Cu、Pb和Cr 3种重金属平均Er,i值分别为3.5、0.39和0.03,远远低于40,生态风险极低[12];Cd的Er,i介于94～569之间,平均值为212,生态风险较高[12]。研究区平均潜在生态风险指数(RI)为216,属于中等生态风险[12],其中Cu、Pb、Cr和Cd对RI的平均贡献率分别为1.64%、0.18%、0.01%和98.17%。这表明Cd为滴水湖水系沉积物重金属潜在生态风险的主要贡献元素。

2.3 滴水湖水系沉积物中重金属生物累积特征

滴水湖水系沉积物中重金属对鱼类体内污染物残留的影响见图4。图4显示,不同重金属BSAF值存在差异,其中Cu和Cd的BSAF值分别达到1.840和1.269,均大于1,说明鱼类对Cu和Cd具有明显生物富集性。鱼类体内Cu、Pb、Cr和Cd含量范围分别为18～31、0.10～2.32、0.66～1.13和0.52～1.7 mg·kg-1,与GB 2762—2017《食品安全国家标准 食品中污染物限量》[26]中Pb、Cr和Cd标准值以及NY 5073—2006《无公害食品 水产品中有毒有害物质限量》[29]中Cu标准值相比,翘嘴红鲌和花骨鱼体内重金属存在部分单体超标现象,但鱼类总的食用健康风险值为1.88×10-5～4.69×10-5a-1,未超过国际辐射防护委员会(ICRP)推荐的最大可接受风险水平5.0×10-5a-1,这表明滴水湖鱼类体内Cu、Pb、Cr和Cd并未表现出食用风险,但由于Cu和Cd已经表现出生物富集特征,须引起关注。

箱图上下横线分别表示最大值和最小值,方框表示50%变异区间,方框中横线表示对应指标的中值。

2.4 滴水湖水系沉积物中重金属来源分析

若重金属间显著相关,说明他们之间来源途径可能相似。表3显示,除Cu与Pb呈显著相关(P<0.05),Pb与Cr呈极显著相关(P<0.01)外,其他重金属之间相关不显著(P>0.05),这表明滴水湖水系沉积物中Cu、Pb和Cr的来源具有一定相似性,Cd具有单独来源。Cu[18]和Pb[30]是交通运输活动的标志元素,Cd一般作为施用农药和化肥等农业活动的标志元素[31],因此,滴水湖水系沉积物中重金属Cu、Pb和Cr可能来源于交通活动,Cd可能来源于农业活动。综合沉积物中Cd和Cu污染较重可以得出,滴水湖水系沉积物中重金属可能主要受周边地区交通运输及农业活动等人为因素的影响,重金属通过降水地表径流途径汇入引水河道并最终进入滴水湖湖区。

表3 滴水湖水系沉积物中各重金属间相关系数

Table 3 Pearson correlation matrix of determined heavy metal contents in sediments

重金属CuPbCd Pb0.741∗ Cd0.253-0.251 Cr0.7320.997∗∗-0.224

*表示P<0.05,**表示P<0.01。

3 结论

(1)与上海潮滩重金属元素背景值相比,滴水湖湖区表层沉积物中Cu和Cd均超背景值。但与其他湖泊沉积物中重金属含量相比,研究区重金属含量较低。沉积物中重金属垂直分布整体表现为表层含量高于下层含量,且Cd在垂直方向上呈较强累积特征,Cu次之。

(2)地累积指数和潜在生态风险评价结果均表明,Cd是滴水湖水系沉积物重金属污染的主要贡献元素。尽管鱼类体内重金属未引起食用风险,但Cu和Cd已在生物体内富集,须引起关注。

(3)滴水湖水系沉积物中Cu、Pb和Cr来源相似,可能来源于交通活动;Cd来源相对独立,可能来源于农业活动。Cu、Pb、Cr和Cd均通过降水等地表径流汇入引水河道中并最终流入滴水湖区。