乐安江沉积物中金属污染的潜在生态风险评价

乐安江沉积物中金属污染的潜在生态风险评价（精选5篇）

篇1：乐安江沉积物中金属污染的潜在生态风险评价

乐安江沉积物中金属污染的潜在生态风险评价

选择污染严重的乐安江河流沉积物为对象,利用风险因子Eir和风险指数RI等定量诊断工具开展沉积物中重金属污染的潜在生态风险评价.根据风险指标体系和空间分异规律,将流域划分成不同特征的4种生态风险功能区.对比评价效果,潜在生态风险评价与地积累指数所反映的.情况大同小异,可以相互补充和借鉴.

作 者：刘文新 栾兆坤 汤鸿霄 LIU Wen-Xin LUAN Zhao-Kun TANG Hong-Xiao 作者单位：中国科学院生态环境研究中心环境水化学国家开放实验室,北京,100085刊 名：生态学报 ISTIC PKU英文刊名：ACTA ECOLOGICA SINICA年，卷(期)：“”(2)分类号：X8关键词：乐安江沉积物 重金属污染 生态风险评价

篇2：乐安江沉积物中金属污染的潜在生态风险评价

中国主要河口沉积物污染及潜在生态风险评价

采用单因子指数法和Hakanson生态风险指数法,通过分析长江口、珠江口、鸭绿江口和辽河口沉积物中典型污染要素PCB,Hg,Cd,Pb和As的`含量,评价了上述河口沉积物的质量现状,定量确定了诸河口的潜在生态风险程度,结果表明,综合污染程度,长江口＜鸭绿江口＜珠江口＜辽河口,长江口和鸭绿江口典型污染物的平均综合指数Cd分别为0.91和1.02,海域沉积物质量良好;而辽河口Cd污染程度较高(平均污染指数C if为3.38),珠江口As为中等污染参数(平均污染指数C if为1.57),潜在生态风险由低到高的排列顺序为鸭绿江口＜长江口＜珠江口＜辽河口,Cd在辽河口具有较高的潜在生态风险(平均潜在风险参数E ir达101.53),而Hg在珠江口的局部海域具有中等潜在生态风险(潜在风险参数E ir达51.20).

作 者：马德毅 王菊英  作者单位：国家海洋环境监测中心,国家海洋局海洋环境监测与保护技术重点实验室,辽宁,大连,116023 刊 名：中国环境科学  ISTIC PKU英文刊名：CHINA ENVIRONMENTAL SCIENCE 年，卷(期)： 23(5) 分类号：X820.4 关键词：沉积物   河口   生态风险   污染  

篇3：乐安江沉积物中金属污染的潜在生态风险评价

乐清湾位于浙江省南部沿海(27°27′55″N—28°24′16″N,120°57′55″E—121°17′09″E),隶属于温州市和台州市,海湾三面环陆,属半封闭性海湾,沿岸有瓯江、清江、白溪、灵溪等30余条大小河流注入湾内[1]。近年来,随着沿岸工业的发展,大量工业废水和生活污水排入湾内,致使湾内海洋环境受到很大的影响。

沉积物是海洋污染物的归宿,沉积环境作为海洋环境的重要组成部分越来越引起人们的重视。海洋污染物通过沉降以及沉积物吸附等方式可以使上层水体污染程度降低,但如果沉积环境发生变化,沉积物中的污染物又可能重新释放,对上层水体够成二次污染。近年来,随着社会经济的发展,海洋重金属污染逐渐引起人们的重视,而海洋沉积物中重金属是具有潜在风险的重要污染物,故本研究通过拟采用德国学者Müller提出的地积累指数法和瑞典学者Hakanson提出的潜在生态风险指数法,依据对2012年8月采集乐清湾表层沉积物重金属元素的监测结果,对乐清湾海域表层沉积物中汞、砷、铅、镉、铜、铬和锌7种重金属元素进行污染现状及其潜在生态风险的分析和评价,以期为该海域海洋经济的可持续发展提供科学依据。

2 材料与方法

2.1 样品采集

2012年8月笔者在乐清湾海域采用抓斗式采泥器采集沉积物样品20个,采样站位见图1。样品的采集、运输和贮存均按照《海洋监测规范》(GB17378.3-2007)中的相关规定进行[2]。

图1 乐清湾采样站位

2.2 样品预处理与分析

沉积物样品风干后去除杂物及石块,经玛瑙研钵研磨后,过80目尼龙筛,贮存于塑料密封袋中待用。样品经微波仪消解后测定,微波消解方法按《海洋沉积物与海洋生物体中重金属分样前处理》(HY/T 132-2010)中相关方法对样品进行预处理[3]。预处理后的样品经赶酸后上机测定,其中铅、镉、铜、铬和锌重金属元素用原子吸收分光光度法测定,元素汞、砷用原子荧光光度法测定。

2.3 质量控制

所测样品在预处理和分析过程中加入质控样《近海海洋沉积物标准物质》(GBW07314)进行全程质控,测定分析结果均小于质控样品允许的测定偏差。

2.4 评价方法

2.4.1 地积累指数法

地积累指数法是德国学者Müller于1969年提出的一种关于沉积物重金属污染程度的评价方法[4]。其基本原理为通过比较测评海域沉积物重金属含量与其地球化学背景值的关系,从而反映外源重金属在沉积物中的富集程度。地积累指数法计算公式如下:

式中:Ci为测评海域沉积物样品中重金属含量;Bi为该重金属的地球化学背景值;1.5为由于各地岩石差异可能会引起背景值的变动系数。由式(1)可知,Bi的选择对地积累指数法的评价结果影响较大,由于考虑到本研究区域为海洋沉积物,本研究以中国大陆沉积物背景值作为参比值[5]。Igeo值与重金属污染水平的关系如表1所示。

表1 地累积指数与污染程度分级

2.4.2 潜在生态风险指数法

潜在生态风险指数法是瑞典学者Hakanson于1980年提出的一种表征沉积污染物对生态环境潜在危害的评价方法。潜在生态风险指数法基于元素丰度和释放能力的原则,假设了以下几个前提条件:①潜在生态风险指数与沉积物重金属污染程度正相关;②多种污染物的生态危害具有加和性;③各重金属元素的毒性响应具有差异性[6]。潜在生态风险指数法具体计算方法如下。

式中:Cfi为单一污染物污染指数;Ci为样品实测值;Cni为沉积物背景值;Cd为多种污染物综合污染指数;Tri为不同污染物生物毒性响应因子;Eri为不同污染物潜在生态风险因子;RI为多种污染物潜在生态风险指数。

由式(2)至式(5)可知,沉积物背景值(Cni)的选择对评价结果至关重要,不同背景值的选择可能会对评价结果造成很大的差异。通过表2中几种背景值的对比可以发现,除汞的含量相差比较大外,其他元素的中国大陆沉积物背景值与中国土壤背景值相近;同时可以发现基本上所有元素的中国大陆沉积物背景值与工业化前地球化学最高背景值相差比较大[7],考虑到本研究样品为海洋沉积物,本研究以中国大陆沉积物背景值作为参比值[8]。

表2 各重金属元素有关背景值的相关数据

由于笔者所研究的污染要素(汞、镉、砷、铅、铜、铬和锌)为7项,少于Hakanson提出生态风险指数法时的8项,故本研究对以Cd表征的综合污染程度进行了调整[11],调整结果具体见表3。本研究中汞、镉、砷、砷、铜、铬和锌的毒性响应因子(Tri)分别为40、30、10、5.0、5.0、2.0、1.0[6,12]。

同理本研究对以RI值对应的潜在生态风险程度也做出了相应的调整[13,14],RI的范围调整结果见表3。

表3 Cfi,Cd,Eri和RI值相对应的污染程度及潜在生态风险程度

3 结果与讨论

3.1 乐清湾表层沉积物重金属的含量

乐清湾海域表层沉积物中重金属含量测定结果见表4,各站位表层沉积物中铜、铅、锌、镉、铬、汞和砷的含量范围分别为16.5~44.0 mg/kg、17.1~29.3mg/kg、73.1~152.2 mg/kg、0.085~0.158 mg/kg、25.4~81.4 mg/kg、0.038~0.051mg/kg、9.2~11.0 mg/kg。铜、铅、锌、镉、铬、汞和砷的平均含量分别为37.3mg/kg、27.0mg/kg、127.2 mg/kg、0.130 mg/kg、64.4mg/kg、0.040mg/kg和9.9mg/kg。整体上乐清湾表层沉积物中汞、砷、铅、镉等元素含量分布比较均匀;其中元素铜、锌、铬表现为近岸略高,离岸较低,湾顶略高,湾口略低的分布规律。基本上各重金属元素的最低值均出现在Y15站。这是因为Y15位于瓯江口附近,此站位沉积物类型为沙质沉积物,而沙质沉积物不易对重金属产生吸附。各元素含量的最高值几乎都出现在Y6站,这可能是由于Y6站距岸较近,且靠近岸边一座煤运输码头,受此影响Y6站的重金属含量较其他站偏高。

表4 乐清湾表层沉积物重金属含量

mg/kg

3.2 乐清湾表层沉积物重金属的地累积污染指数评价

应用地累积污染指数法对乐清湾表层沉积物7种重金属元素污染程度评价结果如下(表5):7种重金属元素的污染程度由大到小依次排列为:铜、锌、汞、镉、砷、铅、铬。除Y15站处于无污染状态外,乐清湾几乎所有站位均处于“无-中”的污染水平。其中所有站位砷、铅和铬污染级别为0级,处于无污染状态;个别站位的汞、镉污染级别为1级;处于“无-中”的污染水平;基本上所有站位的铜和锌污染级别为1级,处于“无-中”的污染水平。由此可见,乐清湾海域表层沉积物整体处于清洁状态,外源输入的重金属污染对环境的影响较小。元素铜和锌比其他元素所受外源输入的影响较明显,高值多出现在乐清湾沿岸海域,这说明乐清湾外源输入的重金属元素主要为铜和锌。从评价结果来看,总体上乐清湾沉积物重金属污染情况现状良好。

表5 乐清湾海域沉积物中重金属元素地累积指数分级

3.3 乐清湾表层沉积物重金属的潜在生态风险评价

3.3.1 单因子污染指数与综合污染指数评价

乐清湾表层沉积物重金属的潜在生态风险指数计算结果列于表6。由沉积物单因子污染指数计算可知,各金属元素的污染程度由大到小排序依次排列为:锌、铜、镉、砷、铅、铬、汞。其中各站位汞的Cfi值均小于1,属于低度污染;其他各元素的Cfi值为0~3之间,属于中度污染。由表6可知,锌和铜元素的Cfi平均值分别为1.93和1.86,明显高于其他5种重金属元素,说明这两种元素是研究区的主要污染因子;这与地累积污染指数评价结果相一致。

Cd为各站位多种重金属元素的综合污染指数,由表6可知,Cd最低值为5.10,出现在Y15站,为污染程度为低级;最高值为9.47,出现在Y6站,污染程度为中级。这是因为Y15站位于瓯江口附近海域,由于该海域沉积物以沙质为主,且粒度较大,从而对重金属的吸附能力下降。而Y6站位于乐清湾湾中煤码头附近,受陆源影响该站位重金属含量较高。由综合污染指数可以看出,乐清湾各站位综合污染水平为低级到中级污染,其中仅Y15站为低级污染;乐清湾中部近岸海域污染程度相对偏高,整个海域综合污染指数平均为8.42,属中级污染水平。乐清湾沿岸人口密集,湾内海水养殖业、工业、港口运输业比较发达,河流入海口众多,这可能是导致乐清湾海域沉积物重金属含量相对较高的主要原因。

表6 乐清湾各站位沉积物单因子污染参数

3.3.2 乐清湾表层沉积物重金属的潜在生态风险评价

乐清湾表层沉积物重金属的潜在生态风险指数计算结果见表7。

由表7可知,乐清湾所有单个重金属元素潜在生态风险指数平均值均小于40,为低潜在生态风险。但应注意到,镉的潜在生态风险指数平均值为39.62,与指标上限非常接近;且个别站位镉的潜在生态风险指数大于40,属中等潜在生态风险。各重金属元素的潜在生态风险程度由高到低依次排列为:镉(39.62)、砷(11.60)、铜(9.32)、汞(5.90)、铅(5.41)、锌(1.93)、铬(1.84),其中镉的潜在生态风险指数明显高于其他元素,其对RI的贡献率为52%(图2),这表明镉为主要潜在生态风险因子。同时,元素砷和铜对RI的贡献率分别为15%和12%,这表明乐清湾表层沉积物中潜在重金属生态风险因子为镉、砷和铜。对通过潜在生态风险指数法计算得到的各重金属生态风险程度与通过单因子污染指数法计算得到的污染程度高低排序并不尽一致,这可能是由于某些重金属元素具有亲颗粒性,虽然其污染程度较高,但却容易被悬浮物迁移进入沉积物中矿化埋藏,从而降低了对生物的毒性;同时,各重金属元素本身对生物的毒性本不相同,单因子污染指数高的不一定对生态系统的潜在危害就高,这也是造成两种评价结果不一致的原因[14]。

由7种重金属元素的综合潜在生态风险指数(RI)评价结果来看,乐清湾海域表层沉积物中重金属元素的RI值为51.4~83.1,平均值为71.62,整个乐清湾海域综合潜在生态风险程度为低级。其中Y15站RI值为51.4,远小于平均值,这与Y15站特殊的地理位置有关;其他站位RI值相差不大,均与平均值相近。

表7 乐清湾各站位沉积物潜在风险指数

图2 不同重金属元素对RI的贡献率

4 结论

(1)乐清湾表层沉积物中重金属元素铜、铅、锌、镉、铬、汞和砷的平均含量分别为37.3 mg/kg、27.0mg/kg、127.2mg/kg、0.130mg/kg、64.4mg/kg、0.040mg/kg、9.9mg/kg。总体上乐清湾表层沉积物中各重金属元素含量分布比较均匀,其中铜、锌、铬表现为近岸较高,离岸偏低的分布规律。

(2)乐清湾表层沉积物重金属地累积指数评价结果表明:7种重金属元素的污染程度由大到小依次排列为:铜、锌、汞、镉、砷、铅、铬。除Y15站为无污染状态外,其余所有站位均处于“无-中”的污染水平;乐清湾外源输入的重金属元素主要为铜和锌。

(3)乐清湾表层沉积物重金属单因子和综合污染指数评价结果表明:乐清湾沉积物各重金属元素污染程度由大到小依次排列为:锌、铜、镉、砷、铅、铬、汞。由综合污染指数可知,乐清湾海域沉积物中重金属综合污染指数平均为8.42,属中污染水平。

(4)乐清湾表层沉积物重金属潜在生态风险指数评价结果表明:各重金属元素的潜在生态风险程度由高到低依次排列为:镉、砷、铜、汞、铅、锌、铬;其中镉为主要潜在生态风险因子。乐清湾海域沉积物中7种重金属元素的综合潜在生态风险指数平均为71.62,潜在生态风险程度为低级。

摘要：笔者于2012年8月对乐清湾表层沉积物进行了采集,并测定了其中各重金属(汞、砷、铅、镉、铜、铬和锌)元素的含量。采用地累积指数法和潜在生态风险指数法对重金属污染情况进行了评价,结果表明:7种重金属元素的地累积污染指数由大到小依次排列为:铜、锌、汞、镉、砷、铅、铬,乐清湾海域基本上所有站位均处于“无-中”的污染水平;同时该海域沉积物重金属污染总体潜在生态风险程度低,各重金属元素潜在生态风险程度由高到低依次排列为:镉、砷、铜、汞、铅、锌、铬,其中镉为该海域主要潜在生态风险因子。

篇4：乐安江沉积物中金属污染的潜在生态风险评价

关键词：矿山、重金属污染、地累指数、潜在生态危害

沉积物是河流生态系统的重要组成部分，为底栖动植物生存发展提供了基础的外部环境；沉积物也是河流水环境体系中重要的“汇”和“源”，其环境质量常被视为可用于评价水体累积污染程度的指示指标。本文研究的矿山位于广东粤北山区，属特大型多金属矿山。经多年的开采，矿区附近已形成两个主要的尾矿堆积库。由于尾矿渣中硫含量较高[1]，其与空气接触后易被氧化，导致矿坑土壤酸化严重，加剧了尾矿中重金属的流失。本文以矿区下游主要水系沉积物重金属含量调查为基础，对矿山尾矿库及下游河流沉积物的污染水平及潜在的生态风险进行评价，为评估矿山废水环境影响及累积污染提供理论依据。

1. 材料与方法

2012年8月，对矿山拦泥坝和尾矿库及其下游受纳河流沉积物进行采样。使用重力底泥采样器采集各采样点表层沉积物样品，用双层聚乙烯袋密封保存带回实验室处理；样品自然风干后，剔除残留枝叶，砾石等杂物，研磨过筛（100目）；采用四分法取样分析各指标。所有实验用器皿均在10%的硝酸溶液浸泡1天后洗净使用；使用等离子光谱法测定表层沉积物中Pb、Cd、Hg和As含量进行测定。

2. 结果与分析

2.1 重金属含量及空间分布特征

沉积物重金属含量显示：除汞元素以外，各采样点的各金属指标浓度均处于较高水平。其中拦泥坝和尾矿库污染程度最为严重，均远远超出土壤环境质量Ⅲ级标准，其中铅、砷浓度最高，超Ⅲ级标准9.8和31.2倍，超广东省背景值167.8和131.5倍。而尾矿库坝前的镉浓度最高，超土壤环境质量Ⅲ级标准13.9倍，超全省背景值572.1倍。矿下纳污支流河流沉积物环境质量整体超Ⅲ级标准，其中镉超标0.7-1.3倍，砷超标2.8-5.8倍之间。

2.2重金属污染程度评价

采用地累积指数法（Forstner，1989）评价各金属指标相对富集程度，结果如表2所示。结果可见，矿下下游河流沉积物中镉的累积程度最高，各监测点评价级数在5-6级之间，为强-极强或极强污染程度；汞累积程度最低基本处于无污染（0级）或无-中度（1级）污染。铅、砷累积较为严重的区域主要在拦泥坝（6级）及其直接纳污支流（4级）；下游河流累积影响相对较轻，处于无污染或重度污染。采用均方根指数综合各重金属指标地累积指数[2]评价矿下河流沉积物中重金属的污染程度由强至弱依次为：Cd>As≈Pb>Hg。

表1 沉积物重金属污染地累指数Igeo与分级

2.3 重金属潜在生态危害评价

采用重金属潜在生态危害指数法（Risk index，RI）评价矿下水体重金属生态危害，结果显示（见表2）：Hg的生态危害系数Ei在各点均处于轻微级别；拦泥坝Cd、Pb和As的生态危害程度系数都超过320，达到极强程度；尾矿库Cd的生态危害系数最高，也达极强程度。尾矿废水的直接受纳小溪沉积物中Cd、Pb和As的生态危害系数大多处于强水平；而支流与干流生态危害指数在3.2～66之间，处于轻微危害至中等危害之间。根据各重金属元素生态危害系数均由强至若排序，则有：Cd>Pb>As>>Hg。从综合危害指数RI上看，矿山拦泥坝及尾矿库的生态危害程度最高，都已超过极强程度，是下游水体重金属水质的主要风险源。

表3 沉积物重金属生态危害评价

3. 结论

（1） 通过对广东粤北某重金属矿尾矿库与拦泥坝沉积物重金属含量的分析表明，Cd、Pb和As浓度已经达到相当高的水平，成为污染下游河流的主要污染来源。矿下直接纳污小溪的沉积物环境质量已劣于土壤环境质量三级标准，超过农林业生产和植物正常生长的土壤临界值；下游支流与干流水体沉积物质量基本满足三级标准。

（2） 地累积指数评价结果发现各重金属指标在受影响水系中的富集程度由强至弱的顺序依次为：Cd>As≈Pb>Hg；潜在生态危害程度由强至弱的顺序依次为：Cd>Pb>As>>Hg，并且Cd也是主要影响因子。

（3） 矿山下游各河流沉积物综合生态危害指数沿程逐渐降低趋势，但受矿山长期累积污染的趋势已经有所显现。

参考文献：

[1]柬文圣，张志权，蓝崇钰.广东乐昌铅锌尾矿的酸化潜力[J].环境科学，2001，22（3）：113-117.

[2]许振成，杨晓云，温勇 等. 北江中上游底泥重金属污染及其潜在生态危害评价[J].环境科学，2009，30（11）：3262-3268

[3]中国环境监测总站.中国土壤元素背景值[M].北京：中国环境科学出版社，1990

篇5：乐安江沉积物中金属污染的潜在生态风险评价

兴仁县是典型的地方性砷中毒地区[1], 因煤含砷量较高[2,3], 大多数高砷煤矿已关闭, 但在闭矿后矿区附近未及时进行生态恢复, 大量的矸石、围岩直接暴露于环境中, 矿物在一定的物理化学条件下氧化产生含有重金属和有毒有害物质的酸性矿山废水 (AMD) , 这些重金属和有毒有害物质在水体悬浮物、各种物理化学条件下, 能被悬浮物吸附或沉淀进入沉积物。沉积物作为水环境的基本组成部分, 它既是底栖生物的栖息地, 又是重金属等有毒有害物质的贮藏库[4,5]。在环境条件发生变化时, 如pH值、流速、氧化还原电位和溶解氧等因素变化时, 沉积物中的重金属等有害物质会被释放到上覆水体中[6~8]。同时底栖动物的扰动也会加剧沉积物有害物质的释放[9~11]。沉积物作为污染物的源和汇, 在污染物的迁移及转化方面有重要作用, 所以研究煤矿区水体沉积物污染特征及生态风险具有重要意义。以兴仁县交乐、小尖山、潘家庄煤矿区水体沉积物为研究对象, 在污染分析的基础上, 采用潜在生态风险指数法对其重金属污染及潜在生态风险进行定量评价, 以期为煤矿区水体沉积物的治理提供可靠依据。

2 材料与方法

2.1 样品采集及分析方法

从交乐、小尖山和潘家庄煤矿区采集水体表层沉积物 (0~10cm) 样品22个, 其中交乐煤矿区12个, 小尖山煤矿区4个, 潘家庄煤矿区6个。采样区相对位置见图1。沉积物样品测定参照土壤测定方法。pH值用玻璃电极法测定。硫酸根的测定用比浊法。氟化物的测定用离子选择电极法。沉积物Fe、Mn用原子吸收 (AAS) 测定;Zn、Cu、Pb、Ni、Cr、Cd、Tl等用ICP-MS测定;As、Hg用双道原子荧光光度仪测定。

2.2 评价方法

采用Hakanson潜在生态风险指数法[12], 分析矿区沉积物中Cd、Cr、Cu、Pb、Zn、Hg和As的污染程度及生态风险。潜在生态风险指数 (RI) 的计算公式如下:

式中:Cfi为单个污染物污染系数, 计算公式为Cfi=Ci/CB。Ci为沉积物污染物含量实测值, Cb为沉积物背景参考值, 本文参考贵州表生沉积物地球化学背景值[13], 相关元素值见表1。Tri为各污染物的毒性响应系数, 反映污染元素的毒性水平和生物对污染物元素的敏感程度。Tri参考Hakanson研究成果, 具体数值见表1。Eri为第i种污染物潜在生态风险系数, Eri=Cfi×Tri。Cfi、Eri和RI值相对应的污染程度和潜在生态风险程度见表2。

3 结果与分析

3.1 煤矿区沉积物的污染特征

从表3可知, 交乐、潘家庄和小尖山煤矿区水体沉积物pH值较低, SO42-、Fe、As较高。交乐、潘家庄和小尖山水体沉积物pH值均值分别为2.91、2.89和2.84, 小尖山的pH值最低。交乐沉积物中SO42-含量为0.46~8.81g·kg-1, 均值为4.82g·kg-1;潘家庄SO42-含量为2.05~23.33g·kg-1, 均值为7.92g·kg-1;小尖山SO42-含量为7.14~23.06g·kg-1, 均值为17.70g·kg-1。与贵州表生沉积物背景值相比, 小尖山煤矿区沉积物中氟化物均值均未超过背景值, 交乐和潘家庄氟化物均值分别超过背景值0.01倍和0.26倍。三个煤矿区沉积物中的氟化物均有部分点位超过背景值, 其中交乐最大超过背景值2.7倍, 潘家庄最大超过背景值4.5倍, 小尖山最大超过背景值0.05倍。交乐沉积物Fe含量为112.70~181.75g·kg-1, 超过背景值2889~4659倍;潘家庄含量为70.46~184.06g·kg-1, 超过背景值1806~4718倍;小尖山含量为22.39~168.55g·kg-1, 超过背景值573~4321倍。交乐煤矿区沉积物中As高达47124.10g·kg-1, As超过背景值33.2~3164倍, 平均超过背景值358.8倍;潘家庄超过背景值1.1~13.6倍, 平均超过背景值8.3倍:小尖山超过背景值2.2~10.1倍, 平均超过背景值5.6倍。交乐和小尖山沉积物中的Hg全部点位超过背景值, 潘家庄部分点位超过背景值;交乐、潘家庄、小尖山均值分别超过背景值19.3倍、0.55倍和0.65倍。三个煤矿区沉积物中的Cd均较接近背景值, 交乐、潘家庄和小尖山Cd均值分别超过背景值0.02倍、0.25倍和0.31倍。交乐和潘家庄沉积物中Ni未超过背景值;小尖山煤矿区部分点位Ni超过背景值, 最大超过背景值2.9倍。三个煤矿区沉积物中的Cu和Zn部分点位超过背景值, 但和背景值较为接近;Mn、Co、Cr、Pb均值未超过背景值。

三个煤矿区SO42-、Fe、As等含量较高, 可能与煤矿开采活动和当地地质环境有关。煤矿中As、Fe、S等含量较高[14,15], 在一定的物理化学条件下, 黄铁矿氧化而产酸加剧了煤矿中As、Fe、S等污染物的溶出, 溶出的As、Fe、S等污染物通过吸附或沉淀等作用进入到沉积物中[16], 所以煤矿区pH值较低, SO42-、Fe、As等含量较高。

注:“-”表示无相应背景值

3.2 沉积物中重金属的潜在生态危害评价

根据Hakanson潜在生态风险指数法, 对交乐、潘家庄和小尖山煤矿区水体沉积物的生态危害性进行评价。以三个煤矿区水体沉积物各重金属的均值计算相应的Cfi、Eir和RI值, 计算结果见表4。单因子污染系数分析表明, 交乐煤矿区水体沉积物中As、Hg的Cfi>6, 污染程度为严重污染;Cd介于1≤Cfi<3, 为中度污染;Cr、Cu、Zn和Pb为低度污染。单因子生态风险分析显示, As和Hg为极强风险, Cd、Cr、Cu、Zn为轻微风险;沉积物中各重金属的潜在生态风险系数 (Eri) 从高到低依次为As>Hg>Cd>Cu>Pb>Cr>Zn。生态风险指数 (RI) 值为4448.86>600, 生态风险程度为很强风险。

潘家庄煤矿区水体沉积物As、Hg、Cd、Cu和Zn的Cfi大于1。As污染程度为严重污染, Hg、Cd、Cu和Zn污染程度为中度污染, Cr和Pb为低度污染。单因子生态风险分析表明, As为强度风险, Hg为中等风险, Cd、Cr、Cu等为轻微风险;生态风险系数 (Eri) 从高到低依次为As>Hg>Cd>Cu>Pb>Zn>Cr。生态风险指数 (RI) 值为202.54介于150≤RI<300, 生态风险程度为中等风险。

小尖山煤矿区水体沉积物As为严重污染, Hg和Cd为中度污染, Cr、Cu、Zn和Pb为低度污染。As和Hg为中等风险, Cd、Cr、Cu、Zn等为轻微风险;生态风险系数 (Eri) 从高到低依次为As=Hg>Cd>Cu>Pb>Cr>Zn。生态风险指数 (RI) 值为180.73介于150≤RI<300, 生态风险程度为中等风险。

交乐、潘家庄和小尖山煤矿区水体沉积物中重金属的潜在生态风险指数 (RI) 大小顺序为交乐>小尖山>潘家庄。三个煤矿区水体沉积物受到不同程度的重金属污染, 其中交乐煤矿区水体沉积物污染最为严重, 生态风险也最强。

4 结论

(1) 交乐、潘家庄和小尖山煤矿区水体沉积物均表现出低pH值、高SO42-、As、Fe等特征, 不同程度地受到As、Hg、Fe等重金属污染。与贵州表生沉积物背景值相比, 交乐煤矿区水体沉积物中Fe、As和Hg平均值分别超过背景值4082倍、358.8倍和19.3倍;潘家庄煤矿区水体沉积物中Fe、As和Hg平均值分别超过背景值3478倍、8.3倍和0.55倍;小尖山煤矿区水体沉积物中Fe、As和Hg平均超过背景值2457倍、5.6倍和0.65倍。