百花水库消落带及库岸土壤重金属空间分布和风险评价*

肖 晶 李秋华# 孙荣国 陈峰峰 刘送平 李小峰 邓 龙

(1.贵州师范大学贵州省山地环境信息系统与生态环境保护重点实验室,贵州 贵阳 550001;2.贵州师范大学化学与材料科学学院，贵州 贵阳 550001;3.贵州医科大学公共卫生学院，贵州 贵阳 550001)

消落带是指因人为调度使水库水位周期性涨落而在库区周围形成的特殊区域，包括周期性淹没的回水区(以下简称消落区)和长期淹没的回水区(以下简称淹没区)[1]。消落带作为水陆生态系统的过渡地带，存在水陆交叉污染问题[2]。由于水位周期性涨落使得消落带土壤既可能成为污染物的汇[3-5]，又可以通过溶解、离子交换、氧化还原等过程成为水体中污染物的源[6-7]。重金属是不可降解的持久性污染物，并且易在生物体内富集并产生毒害作用[8-10]，通过食物链富集会危及人体健康[11]。

据报道，百花水库沉积物中重金属浓度已经超出了贵州省土壤重金属背景值，Hg和Cd的污染尤其突出[12]。田林锋等[13]研究了百花水库水体中重金属的时空变化特征，发现其受人为因素的影响非常显著。但对于百花水库消落带这种生态系统脆弱的水陆过渡地带的重金属空间分布和风险评价研究很少。本研究以百花水库为研究对象，分析了其消落区、淹没区和库岸区土壤中Hg、As、Cd、Pb、Cr 5种重金属的空间分布特征，并且对重金属的潜在风险进行了评价，旨在为水库消落带土壤环境保护及重金属污染土壤修复提供基础数据。

1 材料与方法

1.1 研究区域概况

百花水库位于贵州省贵阳市西北郊区(106°27′～106°34′E，26°35′～26°42′N)，是1966年为建设猫跳河梯级电站而形成的人工水库，水域面积15.4 km2，蓄水量2.1×109m3，最大水深45.0 m，平均水深10.8 m，水库回水区长度为18 km。百花水库流域属于亚热带季风性气候区，四季温差小，年平均气温为14～15 ℃，年平均降雨量为1 226 mm，4—9月为集中降雨季，占全年降雨量的77.76%。通常，冬季人为蓄水使水库水位上升，夏季为防洪泄水使水库水位下降，因此出现了垂直高度约4.9 m的水位差，形成消落带，其土壤以黄壤和石灰土为主。

1.2 样品采集与分析

考虑百花水库的地貌特征、容量以及库区水来源等因素，设置6个采样点(见图1)，分别为酒厂(JC)、沙田坝(STB)、李家冲(LJC)、红卫桥(HWQ)、姜家铺(JJP)和大炉厂(DLC)。每个采样点设置3个采样区域，分别为库岸区、消落区和淹没区。2015年5月(丰水期)，每个采样区域采用多点混合取样法采集0～10 cm的土壤样品，装入自封袋中带回实验室，干燥、研磨、过100目筛，等待消解分析。

图1 百花水库采样点分布Fig.1 Distribution of sampling site around Baihua Reservoir

采用《土壤环境质量标准》(GB 15618—1995)规定的方法分析了As、Cr、Pb、Cd、Hg 5种重金属。其中，Cr、Pb、Cd采用原子吸收法测定，仪器为美国PE公司的AA800型原子吸收光谱仪；Hg采用冷原子吸收法测定，仪器为美国Brooks Rand公司的Model Ⅲ型冷原子荧光测汞仪；As采用原子荧光法测定，仪器为AF640型非色散原子荧光光谱仪。试剂空白和标准样品同时消解和测定，以进行质量控制。

1.3 风险评价方法

1.3.1 地质累积指数法

地质累积指数法不仅考虑了人为污染因素和背景值，还考虑了自然成岩作用引起的背景值变动[14]。其计算公式如下：

Igeo=log2(cn/(K×Bn))

(1)

式中：Igeo为地质累积指数；cn为重金属n在沉积物中的质量浓度，mg/kg；K为消除各地岩石差异可能引起的背景值变化系数，一般取1.5；Bn为重金属n在沉积物中的地球化学背景值，mg/kg，本研究采用贵阳市土壤重金属背景值[15]。

根据地质累积指数，将重金属污染程度分为7个等级：Igeo<0，无污染；0≤Igeo<1，无污染到中污染；1≤Igeo<2，中污染；2≤Igeo<3，中污染到重污染；3≤Igeo<4，重污染；4≤Igeo<5，重污染到极重污染；Igeo≥5，极重污染[16]。

1.3.2 潜在生态危害指数法

潜在生态危害指数法引入了毒性响应系数，将重金属的生态环境效应与毒理学相联系，不仅可以为生态环境的改善提供参考，还能为人体健康提供科学参照[17-18]，已在国内外得到广泛应用[19-22]。其计算公式如下：

RIn=Tn×cn/Cn

(2)

RI=∑RIn

(3)

式中：RIn为重金属n的潜在生态危害指数；Tn为重金属n的毒性响应系数，Cr、Pb、As、Cd、Hg的毒性响应系数分别为2、5、10、30、40；Cn为重金属n的参考质量浓度，本研究采用GB 15618—1995中的一级标准值，Cr、Pb、As、Cd、Hg的参考质量浓度分别为90、35、15、0.20、0.15 mg/kg；RI为多种重金属的潜在生态危害指数。

RI的评价标准见表1。

2 结果与讨论

2.1 重金属的空间分布特征

百花水库6个采样点的库岸区、消落区和淹没区中重金属浓度的空间分布如图2所示。由于不同采样点的污染源不同，因此不同重金属的污染程度空间分布差异较大，其中Hg平均浓度为LJC(0.540 mg/kg)>STB(0.511 mg/kg)>JJP(0.373 mg/kg)>HWQ(0.357 mg/kg)>DLC(0.321 mg/kg)>JC(0.126 mg/kg)，As为JJP(37.034 mg/kg)>STB(24.605 mg/kg)>LJC(23.018 mg/kg)>HWQ(21.058 mg/kg)>DLC(11.557 mg/kg)>JC(8.679mg/kg)，Cd为JC(0.655 mg/kg)>HWQ(0.642 mg/kg)>LJC(0.597 mg/kg)>STB(0.539 mg/kg)>DLC(0.323 mg/kg)>JJP(0.264 mg/kg)，Pb为DLC(14.982 mg/kg)>JJP(13.203 mg/kg)>STB(12.709 mg/kg)>JC(12.442 mg/kg)>HWQ(11.606 mg/kg)>LJC(3.808 mg/kg)，Cr为STB(133.667 mg/kg)>HWQ(106.840 mg/kg)>LJC(100.640 mg/kg)>JJP(92.967 mg/kg)>DLC(85.213 mg/kg)>JC(33.113 mg/kg)。与GB 15618—1995中的Ⅰ类标准值(见表2)相比，除所有采样点的Pb、JC的Hg以及DLC、JC的As和Cr平均浓度未超标外，其他采样点的其他重金属平均浓度均超标，Hg、As、Cd、Cr的最大值分别是GB 15618—1995中的一级标准值的3.600、2.469、3.275、1.485倍。Hg和As的贵阳市土壤重金属背景值(见表2)高于GB 15618—1995中的一级标准值，说明贵阳市受到了这两种重金属的污染。本研究结果与贵阳市土壤重金属背景值相比，所有采样点的Pb以及JC的Hg、As、Cr和DLC的As、Cr平均浓度小于贵阳市土壤重金属背景值，其他重金属平均浓度超过了贵阳市土壤重金属背景值，Hg、As、Cd、Cr的最大值分别是贵阳市土壤重金属背景值的3.418、1.789、5.504、1.638倍，说明百花水库消落带及库岸受到了Hg、As、Cd、Cr 4种重金属的污染。

表1 潜在生态危害指数法的评价标准

图2 重金属质量浓度的空间分布特征Fig.2 Spatial distribution characteristics of heavy metals’ mass concentrations

但从同一采样点的不同区域的浓度来看，重金属污染程度基本一致，所有采样点的最大值(除DLC的As外)均出现在淹没区，最小值(除CJ的Cd外)均出现在消落区，与胥焘等[23]对三峡库区香溪河消落带土壤重金属的研究结果一致。这可能是由于消落带受到冲刷使粒度小的土壤从消落区向淹没区转移，而粒度小的土壤比表面积大，对重金属的吸附能力强，从而使淹没区土壤中重金属含量更高。此外，淹水条件下土壤的物理、化学和生物学性质变化也会影响土壤中重金属的迁移、转化[24-25]，如淹没区土壤氧化还原电位较低，重金属离子易与土壤有机质厌氧分解产生的大量还原态硫形成沉淀，从而使重金属在淹没区累积[26]。库岸的重金属浓度相对较高主要是由于库岸植被丰富，植物根系对土壤的固定作用使得库岸土壤不易流失[27-28]，从而使库岸土壤中的重金属的迁移效率低。

变异系数(CV)作为反映统计数据波动大小的特征参数，在一定程度上可以描述重金属的空间分布差异性，因此表3分析了相同区域的不同采样点重金属CV和同一采样点的不同区域重金属CV。通常，当CV<15%时，为弱变异；当CV为15%～35%时，为中度变异；当CV>35%时，为高度变异[29]。从表3来看，库岸区、消落区、淹没区的不同采样点5种重金属CV分别是23.0%～50.4%、43.1%～64.8%、27.7%～53.9%，其中库岸区和淹没区处于中度或高度变异，而消落区全部处于高度变异，说明相同区域内重金属在不同采样点间的浓度差异显著。JC、STB、LJC、HWQ、JJP和DLC的不同区域5种重金属CV分别为28.0%～92.1%、18.1%～80.2%、14.6%～77.4%、6.9%～20.2%、9.9%～48.1%、9.4%～23.0%，可以看出5种重金属在同一采样点的库岸区、消落区、淹没区CV差异相当大，这可能与3个区域的重金属来源以及迁移转化机制不同有关。

2.2 百花水库消落带及库岸土壤重金属风险评价

用地质累积指数法对百花水库消落带及库岸土壤重金属进行风险评价，结果如图3所示。库岸区和消落区的Hg处于无污染或无污染到中污染水平，风险程度较低；但淹没区的Hg在JJP和LJC达到了中污染水平，在STB甚至达到了中污染到重污

表2 贵阳市土壤重金属背景值和GB 15618—1995中的一级标准值

表3 CV分析结果

图3 百花水库消落带及库岸土壤重金属的地质累积指数Fig.3 Geoaccumulation index of heavy metals in soil from water-level-fluctuating belt and bank around Baihua Reservoir

染的水平，风险程度较高。As除JJP的库岸区与淹没区为无污染到中污染水平外，其他都为无污染水平，因此目前来说，百花水库消落带及库岸As污染可以不必考虑。5种重金属中，Cd的风险程度最高，所有采样点的各个分区都存在Cd污染风险，JC和LJC的淹没区达到了中污染到重污染水平；JC、STB、HWQ、LJC的库岸区，JC、HWQ、LJC的消落区和STB、DLC、JJP、HWQ的淹没区均为中污染水平；其他为无污染到中污染水平。所有采样点的各个分区Pb都处于无污染水平。Cr的风险程度也较低，除STB的库岸区、STB和HWQ的淹没区为无污染到中污染水平外，其他都为无污染水平。

用潜在生态危害指数法对百花水库消落带及库岸土壤重金属进行风险评价，结果如图4所示。由图4可见，百花水库消落带及库岸的重金属潜在生态危害主要由Hg、As、Cd引起，特别是Hg和Cd；Pb和Cr对潜在生态危害指数的贡献非常小。根据2.1节同一采样点的不同区域重金属浓度不难理解各个分区的RI平均值为淹没区>库岸区>消落区。分析多种重金属的潜在生态危害指数发现，JC的库岸区和JC、STB、DLC、JJP的消落区均处于低危害等级；STB、DLC、JJP、HWQ、LJC的库岸区，HWQ、LJC的消落区和JC、DLC、JJP、HWQ的淹没区处于中等危害等级；STB、LJC的淹没区达到了较高危害等级。比较所有采样点的各个分区的RIn发现，5种重金属的潜在生态危害指数大体为Hg>Cd>As>Cr>Pb。

比较地质累积指数法和潜在生态危害指数法的评价结果可以发现，潜在生态危害指数法得出Hg为污染风险最大的重金属，而地质累积指数法得出Cd为污染风险最大的重金属，两种方法的结果存在一定偏差，这是由于两种评价方法考虑因素的侧重点不同所致，但可以确定Hg和Cd为百花水库消落带及库岸的主要风险重金属。

3 结 论

(1) 百花水库不同采样点的Hg平均浓度为LJC(0.540 mg/kg)>STB(0.511 mg/kg)>JJP(0.373 mg/kg)>HWQ(0.357 mg/kg)>DLC(0.321 mg/kg)>JC(0.126 mg/kg)，As为JJP(37.034 mg/kg)>STB(24.605 mg/kg)>LJC(23.018 mg/kg)>HWQ(21.058 mg/kg)>DLC(11.557 mg/kg)>JC(8.679 mg/kg)，Cd为JC(0.655 mg/kg)>HWQ(0.642 mg/kg)>LJC(0.597 mg/kg)>STB(0.539 mg/kg)>DLC(0.323 mg/kg)>JJP(0.264 mg/kg)，Pb为DLC(14.982 mg/kg)>JJP(13.203 mg/kg)>STB(12.709 mg/kg)>JC(12.442 mg/kg)>HWQ(11.606 mg/kg)>LJC(3.808 mg/kg)，Cr为STB(133.667 mg/kg)>HWQ(106.840 mg/kg)>LJC(100.640 mg/kg)>JJP(92.967 mg/kg)>DLC(85.213 mg/kg)>JC(33.113 mg/kg)。

图4 百花水库消落带及库岸土壤重金属的潜在生态危害指数Fig.4 Potential ecological risk index of heavy metals in soil from water-level-fluctuating belt and bank around Baihua Reservoir

(2) 从同一采样点的不同区域分析，5种重金属的各个分区平均浓度均表现为淹没区>库岸区>消落区，因此各个分区的RI平均值也表现出同样的规律。

(3) 尽管地质累积指数法和潜在生态危害指数法的评价结果有一定的偏差，但可以确定Hg和Cd为百花水库消落带及库岸的主要风险重金属。

[1] 裴廷权，王里奥，韩勇，等.三峡库区消落带土壤剖面中重金属分布特征[J].环境科学研究，2008,21(5):72-78.

[2] 韩勇.三峡库区消落带污染特性及水环境影响研究[D].重庆：重庆大学，2007.

[3] 王图锦，胡学斌，吉方英，等.三峡库区淹没区土壤重金属形态分布及其对水质影响[J].环境科学研究，2010,23(2):158-164.

[4] LIU Shiliang,WANG Cong,YANG Juejie,et al.Assessing the heavy metal contamination of soils in the water-level fluctuation zone upstream and downstream of the Manwan Dam,Lancang River[J].Journal of Soils & Sediments,2014,14(6):1147-1157.

[5] GRATCHEV I,TOWHATA I.Geotechnical characteristics of volcanic soil from seismically induced Aratozawa landslide,Japan[J].Landslides,2010,7(4):503-510.

[7] FERNANDES H M.Heavy metal distribution in sediments and ecological risk assessment:the role of diagenetic processes in reducing metal toxicity in bottom sediments[J].Environmental Pollution,1997,97(3):317-325.

[8] QIN Yanyuan,LEUNG C K M,LEUNG A O W,et al.Persistent organic pollutants and heavy metals in adipose tissues of patients with uterine leiomyomas and the association of these pollutants with seafood diet,BMI,and age[J].Environmental Science and Pollution Research,2010,17(1):229-240.

[9] SHARMA R K,AGRAWAL M,MARSHALL F.Heavy metal contamination of soil and vegetables in suburban areas of Varanasi,India[J].Ecotoxicology and Environmental Safety,2007,66(2):258-266.

[10] ZHANG Weiguo,FENG Huan,CHANG Jinna,et al.Heavy metal contamination in surface sediments of Yangtze River intertidal zone:an assessment from different indexes[J].Environmental Pollution,2009,157(5):1533-1543.

[11] 王晓阳.三峡库区小江流域消落带土壤重金属环境质量评价[D].重庆：西南大学，2011.

[12] 田林锋，胡继伟，罗桂林，等.贵州百花湖沉积物重金属稳定性及潜在生态风险性研究[J].环境科学学报，2012,32(4):885-894.

[13] 田林锋，胡继伟，黄先飞，等.基于统计的百花湖表层水中重金属分布特征[J].环境科学研究，2011,24(3):259-267.

[14] MULLER G.Index of geoaccumulation in sediments of the Rhine River[J].GeoJournal,1969,2(3):108-118.

[15] 邓秋静，宋春然.贵阳市耕地土壤重金属分布特征及评价[J].土壤，2006,38(1):53-60.

[16] FORSTNER U,AHLF W,CALMANO W,et al.Sediment quality objectives and criteria development in Germany[J].Water Science and Technology,1993,28(8):307-314.

[17] HAKANSON L.An ecological risk index for aquatic pollution control:a sedimentological approach[J].Water Research,1980,14(8):975-1001.

[18] 郭平，谢忠雷，李军，等.长春市土壤重金属污染特征及其潜在生态风险评价[J].地理科学，2005,25(1):108-112.

[19] QU Mingkai,LI Weidong,ZHANG Chuanrong,et al.Spatial distribution and uncertainty assessment of potential ecological risks of heavy metals in soil using sequential Gaussian simulation[J].Human and Ecological Risk Assessment:An International Jounal,2014,20(3):764-778.

[20] YE Chen,LI Siyue,ZHANG Yulong,et al.Assessing heavy metal pollution in the water level fluctuation zone of China’s Three Gorges Reservoir using geochemical and soil microbial approaches[J].Environmental Monitoring and Assessment,2013,185(1):231-240.

[21] RA K,KIM J K,HONG S H,et al.Assessment of pollution and ecological risk of heavy metals in the surface sediments of Ulsan Bay,Korea[J].Ocean Science Journal,2014,49(3):279-289.

[22] LIN Junjie,FU Chuan,ZHANG Xudong,et al.Heavy metals contamination in the water-level fluctuating zone of the Yangtze River within Wanzhou Section,China[J].Biological Trace Element Research,2012,145(2):268-272.

[23] 胥焘，王飞，郭强，等.三峡库区香溪河消落带及库岸土壤重金属迁移特征及来源分析[J].环境科学，2014,35(4):1502-1508.

[24] 胡枭，樊耀波，王敏健.影响有机污染物在土壤中的迁移、转化行为的因素[J].环境科学进展，1998,7(5):14-22.

[25] 郭沛，朱强，王素梅，等.模拟淹水条件下三峡库区消落带土壤重金属形态变化[J].华中农业大学学报，2013,32(6):70-74.

[26] 陈新才.重金属在土壤/微生物界面相互作用的分子机制[D].杭州：浙江大学, 2006.

[27] 弓晓峰，黄志中，张静，等.鄱阳湖湿地重金属形态分布及植物富集研究[J].环境科学研究，2006,19(3):34-40.

[28] 韦朝阳，陈同斌.重金属超富集植物及植物修复技术研究进展[J].生态学报，2001,21(7):1196-1203.

[29] WILDING L P.Spatial variability:its documentation,accommodation and implication to soils surveys[R].Wageningen:Soils Spatial Variability，1985.