太湖沿岸区浅层底泥重金属污染分析及生态风险评价*

陆志华，蔡 梅，王元元，钱 旭，潘明祥

(太湖流域管理局水利发展研究中心，上海 200434)

湖泊底泥是重金属﹑营养盐等污染物质的蓄积地[1]. 来自河流输入、大气沉降等的污染物质与悬浮颗粒物结合进入湖泊中，通过沉降作用，蓄积于湖泊底泥的表层[2]. 重金属作为典型的累积性污染物，其显著的生物毒性和持久性，对生态环境构成潜在威胁[3]. 重金属通过吸附、络合、沉淀等作用而沉积到底泥中，同时与水相保持一定的动态平衡，当环境条件发生变化时，重金属极易被释放到间隙水中，在扩散作用下最终释放到湖泊水体中，引起“二次污染”[4]，成为湖泊水生生态系统的重要污染内源[5]. 底泥中重金属能够较好地反映水体污染状态以及水生态环境演变过程，一直以来都是科学研究的重点对象[6]，南四湖[1]、洞庭湖[7]、巢湖[8]、西氿[9]、太湖等湖泊底泥中重金属污染状况均备受关注. 因此，开展湖泊底泥重金属污染状况分析，对于湖泊生态环境质量研究、湖泊污染底泥生态清淤等具有重要意义.

太湖是我国第三大淡水湖，水域面积2338 km2，平均水深1.89 m，属典型的平原浅水湖泊. 太湖以其独特的优越自然条件在维系和支撑着自身及长三角生态平衡，其生态功能作用受损也将影响长三角可持续发展[10]. 从1980s开始，太湖周边区域的人口数量增加和经济快速发展，导致大量未经处理或部分处理的工农业和生活污水排放造成太湖重金属污染. 经过多年治理，流域污染有所好转，但底泥中重金属污染仍然是威胁太湖生态环境的主要问题之一[11]. 已有许多研究报道了太湖底泥重金属污染状况. 太湖底泥重金属污染的研究早期在1980s有所开展，2000年至今再次得到持续关注，部分研究主要关注梅梁湖[12-13]、竺山湖[2,14]、东太湖[3]、胥湖[15]等局部湖区，也有一些研究达到全湖尺度，但是普遍存在采样点稀疏的情况，且大部分研究并未进行分层研究；综合诸多研究[16-26]发现，梅梁湖、竺山湖、西部沿岸区、贡湖等湖区重金属污染较为严重，且Hg、Cd、As、Pb、Cu、Zn、Cr、Ni 8种重金属是太湖底泥最受关注的重金属元素，其中Cd是潜在生态风险的主要贡献者. 无锡市环境保护局和中国科学院南京地理与湖泊研究所[25]于1980-1981年组织开展了太湖环境质量调查研究，发现部分河口及梅梁湖地区有轻微的重金属污染. 中国科学院南京地理与湖泊研究所[26]于1988年再次对太湖底泥重金属污染进行了调查，发现无锡、苏州和长兴沿岸是重金属的主要污染区. Qu等[16]基于2000年2月全湖13个点位的底泥数据、王海等[22]基于2000年11月全湖12个点位数据、袁旭音等[23]基于2000年全湖44个点位数据，分析发现梅梁湖是太湖底泥重金属污染最严重的地区，As、Hg、Cu、Zn、Ni等重金属含量在太湖北部湖区较高. 尹洪斌等[27]基于全湖2007年8-9月206个点位数据，发现五里湖、贡湖、西部、南部湖区的底泥重金属污染程度较高，其他湖区污染程度中等. 陈春宵等[28]基于2009年5月全湖37个点位数据、袁和忠等[5]基于2009年11月全湖6个点位数据、刘恩峰等[29]基于全湖2009年37个点位数据，分析发现太湖浅层底泥中重金属含量高于背景值，北部湖区如竺山湖重金属污染程度显著高于其他湖区，北湖湖区的潜在生态风险也相对更高. 秦延文等[30]基于2011年8-9月全湖30个点位数据，发现太湖浅层底泥中Cd、Pb、Cu、Zn 4种重金属元素均有一定程度的富集，其中Cd的富集程度最为严重，且Cd为最主要的污染元素. Niu等[31]基于2013年8月全湖59个点位数据，发现重金属含量较高的分布区域主要集中在竺山湖、梅梁湖、贡湖. 任杰等[17]基于2015年10月全湖21个点位数据，发现Cd具有较重生态风险，竺山湖和梅梁湖的重金属污染情况最严重. 邓延慧等[20]基于2020年3月全湖20个点位数据，发现Cr、Pb、Cu、Zn平均含量均高于背景值，最高值均位于竺山湖心. 因此，总体来看，西部沿岸区、竺山湖、梅梁湖、贡湖等太湖沿岸区域重金属污染较为严重，这种空间分布特征主要与周边地区经济发展和人类生活关系密切，湖湾周边地区经济发展较快，居住人口众多，因而污染状况显得愈加明显.

为掌握太湖沿岸区最新的底泥重金属污染状况及生态风险，本文基于水利部太湖流域管理局最新组织的太湖全湖污染底泥勘察项目中太湖沿岸区0～30 cm深度区间浅层底泥重金属(Hg、Cd、As、Pb、Cu、Zn、Cr、Ni)含量数据，分析太湖浅层底泥重金属含量分布特征，运用潜在生态风险指数法及空间插值分析方法对重金属污染生态风险进行评价，运用主成分分析法和相关性分析法对重金属来源进行初步分析，以期为太湖底泥重金属污染防治提供一定参考和基础数据支撑.

1 材料与方法

1.1 底泥样品数据基本情况

水利部太湖流域管理局于2018—2019年组织中水北方勘测设计研究有限责任公司和广东地质实验测试中心完成了太湖水下地形测量及污染底泥勘察项目. 本文采用该项目中0～30 cm深度区间底泥重金属含量数据开展分析. 该项目对太湖底泥污染较严重的重点区域(梅梁湖、竺山湖、西部沿岸区、南部沿岸区、东太湖、贡湖6个沿岸湖区)进行采样，对于东部沿岸区及湖心区基本未进行采样. 按照2 km×2 km正方形网格布设采样点，主要入湖河道河口在沿水流方向向湖区1 km处布设采样点，沿岸区一般沿距岸线50 m、1.5 km布设采样线，在采样线上间隔1.5 km布设采样点(图1). 调查取样时间为2018年10—11月，使用箱式采样器采集30 cm深度内的3层样品，0～10、10～20、20～30 cm深度区间分别布设采样点230、159、115个，将采集的底泥样品依次装入专用的容器中送至实验室进行分析，重金属测试指标包含Hg、Cd、As、Pb、Cu、Zn、Cr、Ni，其中Cd、Pb、Cu、Zn、Cr、Ni含量采用电感耦合等离子体质谱仪(ICP-MS)测定，Hg、As含量采用原子荧光光谱仪(AFS)测定. 采样测试过程严格实施“采样-保存-运输-测试”的全流程质量控制措施，使各项数据质量能够得到有效保证，满足《水环境监测规范》(SL219-2013)等相关要求.

1.2 空间插值方法

本文运用ArcGIS软件，采用GIS空间插值法对有限的离散的实测数据点进行插值，实现空间数据的连续化，分析太湖底泥重金属含量的空间分布特征. 空间插值法被广泛应用于气温、降雨、污染物浓度等方面，常用的空间插值法有反距离加权、全局多项式、局部多项式、普通克里金及径向基函数等. 本文采用径向基函数法进行空间插值(网格尺寸为200 m×200 m)，总体拟合度较高，在极值区没有明显偏差.

1.3 重金属污染评价方法

底泥重金属污染评价方法主要有单因子评价法、内梅罗污染指数法、污染负荷指数法﹑地累积指数法、富集系数法、潜在生态风险指数法等. 潜在生态风险指数法是瑞典科学家Hakanson提出的一种综合考虑重金属毒性、评价区域对重金属污染的敏感性、重金属区域背景值差异，可以综合反映底泥中重金属潜在生态影响的评价方法[32]，在底泥重金属污染评价中广泛应用[33-34]，也是环境保护部制定的《湖泊河流环保疏浚工程技术指南(试行)》中推荐的重金属污染底泥鉴别评估标准的制定方法. 因此，本文采用潜在生态风险指数法对太湖底泥重金属污染进行评价. 计算公式如下：

图1 太湖湖区划分及不同深度底泥采样点分布Fig.1 Lake area division of Lake Taihu and distribution of sediment samples at different depths

1)单项重金属污染指数：

Cf=Ci/Cn

(1)

式中，Cf为重金属i的污染指数，Ci为重金属i的实测含量，Cn为重金属i的评价参比值，即为底泥重金属的背景值，本文选用文献[16,27,35]提出的太湖底泥重金属含量背景值，见表1.

2)单项重金属i的潜在生态风险指数：

Er=Tr·Cf

(2)

式中，Er为单项重金属i的潜在生态风险指数，Tr为重金属毒性响应系数，反映重金属的毒性水平及生物对重金属污染的敏感程度，各重金属的Tr见表1.

表1 太湖底泥重金属背景值及重金属毒性响应系数Tab.1 Background values and toxicity response coefficients of heavy metals in sediments of Lake Taihu

3)多项重金属的综合潜在生态风险指数RI为单项重金属潜在生态风险指数之和，即:

RI=∑Er

(3)

Er、RI和潜在生态风险等级划分见表2. 另《湖泊河流环保疏浚工程技术指南(试行)》提出，工程区重金属污染底泥的疏浚控制值RI≥300. 因此，本文以RI≥300作为底泥属于重金属严重污染的鉴别标准.

表2 重金属单项和综合潜在生态风险指数等级划分Tab.2 Classification of potential ecological risk index of heavy metals

1.4 重金属源解析方法

主成分分析法[34]、相关性分析法[36]是底泥重金属来源分析常用的方法. 主成分分析法采用数学降维或特征提取方法，将原来众多的且具有一定相关性的原始变量进行线性变换，提取出数目较少且彼此间互不相关的重要变量，使用较少的有代表性的因子来解释众多变量的主要信息，并推测有关污染源的信息[37]. 一般认为，底泥中重金属元素含量之间及其之间的比率具有相对的稳定性，当底泥的来源相似或相同时，其各元素之间具有显著的相关性，因此通过重金属元素之间的相关分析，可以确定重金属在底泥中的含量变化的控制因素，反映不同元素间沉积环境的相似性和受人为影响程度的强弱[38]. 本文使用SPSS 18软件进行主成分分析、相关性分析.

2 结果与讨论

2.1 重金属含量分布特征分析

图2 太湖沿岸区不同深度底泥重金属含量(图中误差线以标准差计)Fig.2 Contents of heavy metals in sediments at different depths in the coastal area of Lake Taihu

对太湖沿岸区0～30 cm不同深度区间Hg、Cd、As、Pb、Cu、Zn、Cr、Ni 8种重金属含量进行统计(图2)，发现不同湖区不同重金属的含量分布情况不尽相同、具有明显的空间异质性. 从不同湖区来看，(1)竺山湖的Hg、As、Pb、Cu、Zn、Cr、Ni 7种重金属含量均高于其他湖区、Cd含量在各湖区中居第2位，且8种重金属含量均高于太湖平均背景值. 0～30 cm底泥内Hg含量在0.05～0.28 mg/kg范围内，平均含量为0.16 mg/kg, 超过背景值的42.4%; As含量在6.19～24.10 mg/kg范围内，平均含量为14.33 mg/kg, 超过背景值的52.5%; Pb含量在21.60～60.80 mg/kg范围内，平均含量为44.53 mg/kg, 超过背景值的1.8倍，Cu含量在27.90～211.00 mg/kg范围内，平均含量为101.23 mg/kg, 超过背景值的4.4倍; Zn含量在89.70～565.00 mg/kg范围内，平均含量为293.00 mg/kg, 超过背景值的4.0倍; Cr含量在65.10～412.00 mg/kg范围内，平均含量为193.67 mg/kg, 超过背景值的1.4倍; Ni含量在35.20～170.00 mg/kg范围内，平均含量为97.70 mg/kg, 超过背景值的4倍，Cd含量在0.17～1.55 mg/kg范围内，平均含量为0.84 mg/kg, 超过背景值的2.1倍.(2)梅梁湖主要表现为Ni含量在各湖区中居第2位，Pb、Cu、Zn、Cr含量在各湖区中居第3位，且Cd、Pb、Cu、Zn、Cr、Ni含量均高于背景值. 0～30 cm底泥内Cd含量在0.07～0.57 mg/kg范围内，平均含量为0.34 mg/kg, 超过背景值的24.7%; Pb含量在19.90～71.40 mg/kg范围内，平均含量为36.50 mg/kg, 超过背景值的1.3倍; Cu含量在20.60～68.20 mg/kg范围内，平均含量为40.90 mg/kg, 超过背景值的1.1倍; Zn含量在65.40～185.00 mg/kg范围内，平均含量为123.00 mg/kg, 超过背景值的1.1倍; Cr含量在54.50～145.00 mg/kg范围内，平均含量为95.03 mg/kg, 超过背景值的19.8%; Ni含量在27.80～79.90 mg/kg范围内，平均含量为51.00 mg/kg, 超过背景值的1.6倍.(3)贡湖主要表现为As、Pb、Cu、Zn、Cr含量在各湖区中居第2位，Cd、Ni含量在各湖区中居第3位，且Cd、As、Pb、Cu、Zn、Cr、Ni含量均高于背景值. 0～30 cm底泥内Cd含量在0.10～3.60 mg/kg范围内，平均含量为0.65 mg/kg, 超过背景值的1.4倍; As含量在4.13～41.50 mg/kg范围内，平均含量为11.73 mg/kg, 超过背景值的24.8%; Pb含量在24.00～50.90 mg/kg范围内，平均含量为37.00 mg/kg, 超过背景值的1.4倍; Cu含量在24.20～120.00 mg/kg范围内，平均含量为44.13 mg/kg, 超过背景值的1.3倍; Zn含量在71.10～337.00 mg/kg范围内，平均含量为138.00 mg/kg, 超过背景值的1.3倍; Cr含量在58.10～146.00 mg/kg范围内，平均含量为93.37 mg/kg, 超过背景值的17.7%; Ni含量在27.60～70.60 mg/kg范围内，平均含量为45.73 mg/kg, 超过背景值的1.3倍.(4)西部沿岸区主要表现为Cd含量在各湖区中居第1位，Hg含量居第2位(但未超过背景值)，Pb、Cu、Zn、Ni含量居第4位，Cr含量居第5位，且Cd、Pb、Cu、Zn、Ni含量均高于背景值. 0～30 cm底泥内Cd含量在0.52～13.90 mg/kg范围内，平均含量为2.45 mg/kg, 超过背景值的8.1倍; Pb含量在19.00～46.00 mg/kg范围内，平均含量为37.03 mg/kg, 超过背景值的1.4倍; Cu含量在17.20～45.60 mg/kg范围内，平均含量为32.23 mg/kg, 超过背景值的70.5%; Zn含量在64.10～160.00 mg/kg范围内，平均含量为116.33 mg/kg, 超过背景值的97.2%; Ni含量在17.90～58.30 mg/kg范围内，平均含量为39.10 mg/kg, 超过背景值的1倍.(5)南部沿岸区主要表现为As含量在各湖区中居第3位，Cd、Cr含量居第4位，Pb、Cu、Zn、Ni含量居第5位，且Cd、As、Pb、Cu、Zn、Ni含量均高于背景值.(6)东太湖主要表现为As含量在各湖区中居第5位，其余重金属含量均最低、居第6位，且Pb、Cu、Zn、Ni含量均高于背景值，Hg、As、Cr含量低于背景值，Cd含量略高于背景值、基本持平. 从0～30 cm不同深度区间来看，0～10、10～20 cm深度区间内不同湖区不同重金属的含量基本上均高于20～30 cm深度区间内重金属含量，但贡湖的Cd、Cu、Zn除外；0～10 cm与10～20 cm深度区间之间不同湖区不同重金属的含量无明显规律，部分湖区部分重金属表现为0～10 cm深度内含量高于10～20 cm深度内含量，也有表现为10～20 cm深度内含量高于0～10 cm深度内含量，如贡湖的0～10 cm深度内As含量明显高于10～20 cm深度内含量，竺山湖的0～10 cm深度内As、Pb、Cu、Zn、Cr、Ni含量低于10～20 cm深度内含量. 总体来看，竺山湖、西部沿岸区、贡湖、梅梁湖等湖区重金属含量较高，南部沿岸区、东太湖重金属含量相对较低；各个湖区的Cd、Pb、Cu、Zn、Ni含量, 竺山湖的Hg、As、Cr含量, 贡湖的As、Cr含量, 南部沿岸区的As含量和梅梁湖的Cr含量均高于背景值；0～30 cm不同深度区间内底泥重金属含量越往表层相对越高.

2.2 重金属潜在生态风险指数评价

本文采用Hg、Cd、As、Pb、Cu、Zn、Cr、Ni 8种重金属计算潜在生态风险指数. 经空间插值分析(图3)，太湖沿岸区0～30 cm不同深度区间浅层底泥重金属低风险(RI<150)的区域主要分布在东太湖、南部沿岸区、梅梁湖绝大部分湖区、贡湖，中风险(150≤RI<300)的区域主要分布在竺山湖、贡湖北部、西部沿岸区北部与南部、南部沿岸区的西北角沿岸侧，较高风险(300≤RI<600)的区域主要分布在西部沿岸区中部、贡湖北部、竺山湖北部，很高风险及以上(RI≥600)的区域主要分布在西部沿岸区的城东港至洑西河之间近岸侧，其中0～10 cm深度内存在部分极高风险(RI≥1200)的区域，10～20 cm和20～30 cm深度内无极高风险区域. 从不同深度区间来看，0～10 cm深度内，低风险、中风险、较高风险、很高风险、极高风险区域面积分别为773.67、256.78、67.54、11.00、0.96 km2，其中较高风险以上区域面积为79.50 km2，占太湖沿岸区总面积的7.16%；10～20 cm深度内，低风险、中风险、较高风险、很高风险区域面积分别为790.39、224.54、90.83、4.19 km2，无极高风险区域，其中较高风险以上区域面积为95.02 km2，占太湖沿岸区总面积的8.56%；20～30 cm深度内，低风险、中风险、较高风险、很高风险区域面积分别为810.86、216.35、75.87、6.87 km2，无极高风险区域，其中较高风险以上区域面积为82.74 km2，占太湖沿岸区总面积的7.45%. 综上，西部沿岸区中部、竺山湖北部、贡湖北部不同深度底泥内均存在重金属严重污染区域(重金属综合潜在生态风险指数RI≥300的区域). 通过GIS叠加分析得到0～30 cm深度区间内重金属严重污染区域主要分布在西部沿岸区中部(茭渎港至乌溪港近岸侧)，面积为104.54 km2，占该湖区的51.33%；竺山湖北部，面积为10.80 km2，占该湖区的16.62%；贡湖北部(望虞河入河口附近)，面积为6.89 km2，占该湖区的4.21%；合计面积为122.23 km2.

图3 太湖沿岸区不同深度底泥重金属污染(潜在生态风险)分类评价Fig.3 Evaluation diagram of heavy metal pollution (potential ecological risk) in sediments at different depths in the coastal area of Lake Taihu

进一步分析西部沿岸区、竺山湖、贡湖3个湖区中重金属严重污染区域(重金属综合潜在生态风险指数RI≥300的区域)中不同重金属的生态风险贡献(图4)，发现西部沿岸区中重金属严重污染区域主要表现为Cd处于很高污染(Er≥320)，0～30 cm不同深度内Cd的Er为411.67～485.32，贡献率达84.15%～86.36%，其他重金属均处于低风险(Er<40)；竺山湖中重金属严重污染区域表现为Cd、Hg处于较高风险(80≤Er<160)，0～30 cm不同深度内Cd的Er为107.22～127.50，贡献率为32.47%～38.75%，Hg的Er为80.00～85.94，贡献率为24.22%～25.05%；贡湖中重金属严重污染区域表现为Cd处于很高污染(Er≥320)，0～30 cm不同深度内Cd的Er为201.11～400.00，贡献率为64.34%～77.37%. 因此，西部沿岸区、贡湖主要表现为Cd污染，竺山湖主要表现为Cd、Hg复合污染，且西部沿岸区的Cd污染最为严重.

图4 太湖沿岸区重金属严重污染区域(RI≥300)中不同重金属潜在生态风险指数情况Fig.4 Potential ecological risk index of different heavy metals in the seriously polluted area of heavy metals (RI ≥300) in the coastal area of Lake Taihu

表3 太湖沿岸区浅层底泥重金属主成分分析Tab.3 Principal component analysis of heavy metals in shallow sediments in the coastal area of Lake Taihu

2.3 重金属来源探讨分析

图5 太湖沿岸区浅层底泥重金属主成分1 和2解释重金属的载荷Fig.5 Loads of the explanation of principal components 1 and 2 of heavy metals in shallow sediments in the coastal area of Lake Taihu

主成分分析(表3、图5)表明，太湖沿岸区浅层底泥中8种重金属所代表的全部信息可以由F1和F22个主成分表达，其特征值分别为5.356、1.103，累积贡献率为80.74%，通过对这两个主成分的分析基本上能够反映数据所代表的大部分信息. 第一主成分的贡献率为66.95%，其中Zn、Cu、Cr、Ni、Hg表现出较高的载荷(>0.8)，Pearson相关分析(表4)表明Zn、Cu、Cr、Ni、Hg之间相关性显著，具有相似的来源，Zn、Cu、Cr、Ni主要来源于电镀、机械制造、金属冶炼、皮革生产等工业产业[14,39]，Hg主要来源于电镀、化工、造纸、医院等行业排放的废水以及含Hg农药[40]，所以第一主成分主要代表着工业废水对浅层底泥的重金属污染. 此外，Pb、As在第一个主成分上也表现出中等载荷(分别为0.717、0.555)，且与Cu、Zn、Cr、Ni相关性显著，可知第一主成分也部分支配着Pb、As的来源，Pb除了来自电镀等工业废水外，合成橡胶和PVC工厂在生产过程中会使用含Pb的添加剂，河湖行船含Pb汽油的使用引起的大气沉降也是Pb的来源[14,30,39-40]，As主要来源于医药、化肥、纺织、印染等行业排放的废水以及燃煤[14,40]. 第二主成分的贡献率为13.79%，Cd表现为较高的载荷(0.910)，而其在第一主成分载荷较低(0.057)，且Cd与其他重金属的相关性均不显著或很低，说明Cd的污染源与其他元素不同，Cd主要来自于传统农业生产中长期使用农药和化肥[14,39]，因此第二主成分主要表征了农业面源对浅层底泥中Cd含量的影响.

2.4 重金属含量及生态风险评价已有成果对比分析

进一步基于已有文献成果，分析太湖不同湖区浅层底泥的重金属含量变化情况(表5)以及潜在生态风险指数变化状况(表6). 分析发现，较2007年各湖区重金属含量[27]，梅梁湖的Hg、Cd、As、Pb、Cu含量有所减少，Cr含量有所增加；较2007年，竺山湖的Hg含量保持不变，Pb含量略有增加，Cd、Cu、Cr含量有所增加且增幅较大，As含量有所减少，较2014年，竺山湖的Cd、As、Pb、Cu、Zn含量有所减少，Cr含量有所增加，Ni含量基本保持不变；较2007年，贡湖的Hg、Cd、As、Pb、Cu、Cr含量均有所减少，东太湖的Hg、As、Cr含量有所增加、Cd、Pb、Cu含量有所减少，西部与南部沿岸区的Hg、Cd、Cu、Cr含量有所增加、As、Pb含量有所减少. 由于不同学者的采样时间、采样点数量、计算重金属生态风险时关注的重金属元素、采用的背景值不一样等诸多原因，不同研究得出的太湖重金属综合潜在生态风险指数(RI)不宜直接开展对比分析，但是从总体规律上来看，2000年以来，相较于其他元素，Cd元素的生态风险最为严重，Hg元素的生态风险次之；较2007年各重金属的潜在生态风险指数[27]，Hg、Cd、As、Pb的潜在生态风险指数有所下降，Cu、Cr的潜在生态风险指数略有增加. 出现这种现象，除了与不同学者的采样条件、采样环境、样品数量、浅层底泥的深度等不同有关之外，也可能与不同年份的水雨情、入湖污染变化情况、蓝藻暴发情况[41-42]、不同湖区开展的局部底泥疏浚情况[3,43]、不同湖区沉积物沉积速率不同[44]等诸多因素有关，这也说明了太湖浅层底泥重金属分布的复杂性，不同湖区不同重金属元素的空间分布差异性较大.

表4 太湖沿岸区浅层底泥重金属元素之间的Pearson相关系数Tab.4 Pearson correlation coefficients of the heavy metal elements in shallow sediments in the coastal area of Lake Taihu

表5 不同年份太湖不同湖区浅层底泥重金属含量(mg/kg)*Tab.5 Contents of heavy metals in shallow sediments in different parts of Lake Taihu in different years

表6 太湖浅层底泥重金属生态风险指数历史数据对比*Tab.6 Comparison of historical datas of heavy metal ecological risk index in shallow sediments in Lake Taihu

3 结论

1)太湖沿岸区浅层底泥中重金属分布具有明显的空间异质性，竺山湖、西部沿岸区、贡湖、梅梁湖等湖区重金属含量较高，南部沿岸区、东太湖重金属含量相对较低；各个湖区的Cd、Pb、Cu、Zn、Ni含量，竺山湖的Hg、As、Cr含量，贡湖的As、Cr含量，南部沿岸区的As含量和梅梁湖的Cr含量均高于背景值.

2)潜在生态风险指数法评价结果显示，太湖沿岸区浅层底泥中重金属严重污染区域(重金属综合潜在生态风险指数RI≥300的区域)主要分布在西部沿岸区中部(茭渎港至乌溪港近岸侧)、竺山湖北部、贡湖北部(望虞河入河口附近)，面积分别约为104.54、10.80、6.89 km2；Cd和Hg是主要的重金属生态风险贡献因子、且毒性较强，西部沿岸区、贡湖主要表现为Cd处于很高污染程度，竺山湖主要表现为Cd、Hg处于较高风险程度.

3)重金属源分析结果表明，太湖沿岸区浅层底泥中Zn、Cu、Cr、Ni、Hg、Pb、As具有相似的来源，可能主要来自于工业污染；Cd可能主要来自于农业污染.

4)太湖浅层底泥重金属分布及变化过程较为复杂，建议持续开展底泥重金属污染监测与评价工作；对于重金属生态风险较高的区域，特别是西部沿岸区，建议加强Cd的污染防控，在控制好外源污染的前提下可开展局部生态清淤试点；建议在今后的工作中，开展太湖底泥沉积物—水界面重金属迁移转化、底泥重金属释放机理、底泥重金属与太湖水环境质量之间的关系等研究.

致谢：感谢水利部太湖流域管理局提供的太湖水下地形测量及污染底泥勘察项目中关于太湖沿岸区浅层底泥重金属的监测化验数据，感谢中水北方勘测设计研究有限责任公司和广东地质实验测试中心在现场采样与监测化验等过程中付出的辛劳.