2020, Vol. 40
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2. 广东工业大学, 环境生态工程研究院, 广州 510006;
3. 西南林业大学, 林学院, 昆明 650224
2. Institute of Environmental and Ecological Engineering, Guangdong University of Technology, Guangzhou 510006;
3. College of Forestry, Southwest Forestry University, Kunming 650224
沉积物是湖泊生态系统内物质的重要宿体, 也是湖泊物质循环的中心环节, 记录了湖泊在不同时空环境下的演化过程, 一旦受到污染后会严重威胁水体生态系统健康(李卫平, 2012), 进而影响整个湖泊生态系统安全.在湖泊沉积物的众多污染物中, 重金属因具有难降解、可通过食物链富集、所处位置不易处理等特性, 使其潜在生态问题备受关注(霍素霞, 2011).沉积物中的重金属向外扩散时最先进入间隙水, 进而扩散到水环境, 并通过食物链在人体内传递与积累, 加上重金属经微生物转化为有机态后, 溶脂性增强, 与蛋白质、酶等有较强的亲和力, 如果通过鱼类进入人体, 会在终极消费者—人类体内富集(李小超等, 2018；Gallego Ríos Sara et al., 2018).砷(As)、汞(Hg)是具有环境-健康效应的重金属元素, 已被美国环境保护局列入环境优先污染物名单, 也被我国列入环境优先污染物名单(霍素霞, 2011).同时，As和Hg都是生物毒性显著的重金属, 而且价态不同, 呈现的活性和毒性差异也很大(李元等, 2016), As和Hg中毒都具有全身性, 严重威胁着人类的健康(张东杰, 2011).
目前对于沉积物、鱼体中As和Hg的相关研究主要集中于长江、黄淮海水系及沿海地区(祝云龙等, 2008；王瑞霖, 2015；秦鹤, 2017), 对于澜沧江水系滇西北段尚未见报道.据已有研究表明, 沉积物中As元素富集与生活排污和化肥农药流失密切相关, Hg元素富集多与工业污染有关(李凤英, 1980；陈宏, 2009；苏丹, 2012；Li et al., 2018).剑湖流域分布有大面积居民聚集地、农业耕种区、多种类型的工厂等, 在剑湖中汇聚了来自流域内的大部分污染物, 亟待开展As、Hg的研究, 但目前该区域此类研究较为缺乏.基于此, 本研究使用双道原子荧光光度计测定剑湖表层沉积物、间隙水、鱼体中As和Hg含量, 并利用潜在生态风险指数法、目标危险系数法、致癌风险指数等评价其风险状况.以期为剑湖流域As、Hg污染防治提供决策依据, 也为其他类似高原湖泊环境治理与保护提供参考.
2 材料与方法(Materials and methods) 2.1 研究区概况剑湖位于云南省大理白族自治州剑川县境内, 距县城约4.5 km, 属澜沧江水系, 具备典型高原湖泊湿地生态系统湖盆-湖滨-湖岸-面山的生态空间结构, 具有环保、灌溉、渔业、旅游等多方面功能(李佳钰, 2019).剑湖海拔2186 m, 湖泊面积6.4 km2, 入湖河流有金龙河、格美江、狮河、回龙河、黄龙河、新水河、永丰河等, 出湖河流仅有海尾河.剑川县经济结构以农业为主, 2016年农业人口占总人口的85.21%.剑湖地处滇西北生物多样性保护的关键区域, 物种丰富度较高、生活型较齐全(符文超等, 2014).据记载, 剑湖共记录鱼类24种(亚种)(陈国柱等, 2018), 湖内生长着海菜花(Ottelia acuminata)等数十种水生植物, 分布有黑鹳(Ciconia nigra)、黑颈鹤(Grus nigricollis)、中华秋沙鸭(Mergus squamatus)等多种国家Ⅰ级保护鸟类和后背鲈鲤(Percocypris pingi-retrodorslis)、剑川高原鳅(Triplophysa jianchuanensis)(陈国柱等, 2018)、云南裂腹鱼(S. yunnanensis)等珍稀物种, 生物多样性丰富.剑湖在剑湖流域内的位置如图 1所示.
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| 图 1 剑湖在流域中的位置 Fig. 1 Location of Jianhu Lake in Jianhu Lake Basin |
① 采样点布设：2018年6月采用声呐探测技术与3S技术相结合的办法, 使用水下声呐探测器(BioSnics DT-X, 美国)探明剑湖湖底地形(平均水深为2.3 m, 最大水深为9.39 m), 于GIS系统中生成剑湖湖底地形数字等深线, 绘制剑湖湖底地形等深线图(图 2a).以2018年3月15日的Landsat 8 OLI影像图为底图, 根据剑湖形状、湖底地形等布设了剑湖沉积物31个采样点(图 2b), 每个采样点使用带有刻度和铅锤的测线测量水深值.由于外源污染物入湖途径复杂, 所以在剑湖沿岸浅水区布设样点较多, 分别是1、2、4、5、7、8、10~12、15、16、22、23、28~31号采样点, 其中, 1、2、7、15、16、23、12号采样点分别位于永丰河、新水河、黄龙河、回龙河、狮河、格美江、金龙河入湖口处, 8号点位于海尾河出湖口附近.3、6、20、21、24号采样点位于浅水区, 9、13、14、19、25~27位于浅水区与深水区的过渡区域(其中9号点位于泉眼附近), 17、18号采样点位于湖泊深水区(17号样点位于湖心).图 2b中金龙河入湖口东南侧区域是大理剑川剑湖湿地省级自然保护区管护局为了恢复湿地和扩大剑湖面积, 于2015年12月—2016年5月间疏挖金龙河入湖口陆域三角洲形成的湿地恢复区, 湿地恢复区的小岛是疏挖时为候鸟和水禽预留的栖息岛屿.为了更好地解释剑湖表层沉积物As、Hg分布情况, 根据剑湖流域实际情况, 对剑湖流域采石场、森林、农地、居民地、工厂、河流进行典型取样, 共布设71个采样点, 采样点布设情况详见表 1, 分布情况如图 3所示.剑湖流域采样点布设的整体原则是在考虑多种地类的前提下每种地类都选取典型地段布设采样点.由于剑湖周边海拔2500 m以下集水面对剑湖影响较大(田昆等, 2003), 并且这部分区域具有用地类型较多、人为干扰较强、潜在污染源较多的特点, 所以在剑湖周边低海拔区布设采样点较多；而在海拔较高的剑湖流域边缘地带, 具有用地类型较少、人为干扰较弱、潜在污染源较少的特点, 所以在剑湖流域高海拔边缘地带布设采样点较少.因鱼类具有游栖性, 按照沉积物采样点捕获鱼类难度大, 只能由剑湖渔民协助按全湖性捕获, 所以没有固定的采样点.
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| 图 2 剑湖湖底地形等深线图(a)及剑湖表层沉积物采样点(b) Fig. 2 Bathymetric contour map of Jianhu Lake bottom(a) and sampling points of Jianhu Lake surface sediment(b) |
| 表 1 剑湖流域土壤采样点布设情况 Table 1 Arrangement of sampling points from Jianhu Lake Basin soils |
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| 图 3 剑湖流域土壤采样点 Fig. 3 Sampling points of soils from Jianhu Lake Basin |
② 样品采集：2018年6月根据以上采样点采集相关样品, 使用定深泥炭钻(Eijkelkamp 0423SA, 荷兰)采集湖底表层10 cm的沉积物, 使用鹰嘴锄、不锈钢勺采集流域土壤样品.为避免1个采样点只采1个样品造成的随机误差, 每个采样点使用五点采样法, 在采样点及其周围采集5个重复样品, 充分混匀成一个混合样品, 并编号.鱼类样品为剑湖常见的6种鱼类(池沼公鱼、高体鳑鲏、鲫鱼、鲤鱼、麦穗鱼、泥鳅), 由剑湖当地渔民协助捕获, 反映的是整湖的情况, 没有特定采样点的种类和数量, 基本信息见表 2.
| 表 2 鱼类样品基本信息 Table 2 Basic information of fish samples |
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沉积物样品使用高速冷冻离心机(Centrifuge 5804 R, eppendorf)高速离心(5000 r·min-1, 20 min)出间隙水, 风干磨碎过160目筛, 装于自封袋中密封干燥保存, 并编号.沉积物、土壤样品使用水浴消解的方法(《土壤和沉积物中有机物和重金属监测新方法》编写组, 2011)进行前处理, 首先使用盐酸-硝酸混合液对样品水浴消解, 然后用硫脲、抗坏血酸、酒石酸预处理, 利用氢化物发生-原子荧光光谱法测定As含量；使用王水水浴消解样品, 用重铬酸钾预处理, 测定Hg含量.该方法假定As、Hg取样量分别为0.2 g和0.5 g时, 检出限分别为0.125 mg·kg-1和0.005 mg·kg-1.
将鱼类样品刮除鱼鳞, 取出内脏, 洗去血污, 分离鱼头、鱼骨、鱼肉, 于牛皮纸上置于烘箱中(100 ℃)烘干, 研磨至粉末.鱼类使用湿消解法(Bennett et al., 2000；姚焕英等, 2009)处理, As、Hg元素的检出限为0.06 μg·L-1.分别称取磨碎后的鱼头、鱼肉、鱼骨、内脏, 置于50 mL锥形瓶中, 加入20 mL硝酸静置过夜.然后置于加热板上100 ℃加热, 若消解至10 mL时仍未消解完全, 再补加硝酸.重复两次后若仍未消解完全, 加入2 mL高氯酸, 继续加热至消解完全, 再赶酸至高氯酸白烟冒尽, 冷却后加入5%硫脲-抗坏血酸混合液, 蒸馏水定容.
沉积物、土壤、间隙水、鱼体中As和Hg均使用双道原子荧光光度计(AFS-8800, 北京海光)于前处理操作完成后24 h内完成测定.仪器在使用前静态、动态预热1.5 h, 增强仪器稳定性.实验所使用容器均使用硝酸浸泡24 h以上, 使用优级纯试剂, 所有溶液使用蒸馏水制备, 每一批样品设置空白、2个平行样、标准物质进行参照.样品回收率为95.7%~113.53%, 元素平均相对误差都在方法允许的误差范围内, 用来控制实验质量的标准样品结果与参考值较吻合, 表明数据是可靠的, 可以用于检测.
2.2.3 沉积物潜在生态风险评价方法沉积物潜在生态风险使用潜在生态风险指数法(Potential Ecological Risk Index, PERI)评价, 该方法是由瑞典科学家Hakanson于1980年提出的(Hakanson, 1980), 通过沉积物重金属实测含量和相应重金属元素毒性响应系数来评价潜在生态风险, 计算方法如式(1)所示(侯千等, 2011；李波等, 2019).
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(1) |
式中, RI为沉积物中多种重金属元素总潜在生态风险水平；Eri为重金属元素i的单项潜在生态风险指数；Tri为重金属毒性系数(As为10, Hg为40)(徐争启等, 2008)；Csi为样品重金属实测值(mg·kg-1)；Cni为重金属参照值, 使用云南省A层土壤元素算术平均值为参照值(As为18.4 mg·kg-1, Hg为0.06 mg·kg-1)(中国环境监测总站等, 1990).本研究仅涉及As、Hg两种元素, 直接使用Hakanson基于8种污染物产生的评价标准无法客观反映研究区As、Hg的潜在生态风险, 因此, 根据其他学者的研究(Fernandez et al., 2001；侯千等, 2011)对Eri和RI的分级标准进行调整, Eri最低级上限数值由Tri最大值(Hg为40)与Csi/Cni最低级上限(数值为1)相乘取得(40×1=40), 其余级别上限值根据Hakanson(1980)的研究依次加倍；RI最低级上限值由As、Hg毒性系数之和乘以Csi/Cni最低级上限(数值为1)得到, 其他级别依次加倍, 具体评价标准见表 3.
| 表 3 潜在生态风险指数法评价标准 Table 3 Potential ecological risk index method assessment criteria |
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据USEPA健康风险评价导则(https://www.epa.gov/risk/human-health-risk-assessment), 健康风险评价需要考虑致癌风险和非致癌风险.致癌风险指的是某种致癌元素终生暴露致癌的概率(江英辉等, 2018), 非致癌风险是指元素对人体来说不会致癌或者致癌证据尚且不足(曾颖等, 2015).As、Hg均具有慢性非致癌健康风险, 据世界卫生组织国际癌症研究机构(IARC)分类, As元素具有致癌风险.因此, 鱼体重金属健康风险非致癌评价方法使用美国国家环境保护局(USEPA)提出的目标危险系数法(Target Hazard Quotients, THQ), As元素致癌风险使用致癌风险指数(Carcinogenic Risk Indices, CRI)评价.
目标危险系数法假定人体对重金属的摄入量等于吸收剂量, 用吸收剂量与参考剂量比值来评价非致癌风险水平(Yi et al., 2011).若THQ比值小于1, 则认为无明显非致癌性健康风险；若大于1, 则认为有一定的非致癌性健康风险.THQ数值越大, 表明该重金属元素对人体健康的非致癌风险越严重, 具体算法如式(2)所示(张小磊等, 2018).
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(2) |
式中, EF为暴露频率(取365 d·a-1), ED为人群平均寿命(a), FIR为人群鱼类食用量(g·人-1·d-1), C 为鱼肉中As、Hg实测值(mg·kg-1), RFD为口服参考剂量, WAB为人群平均体重(取70 kg), TA为非致癌性平均暴露时间(由365 d·a-1×ED计算所得)(张继来, 2015).据USEPA标准(USEPA, 2009), As和Hg的RFD均取0.0003 mg·kg-1·d-1.基于云南省居民相关研究, 人均寿命为74.94 a(杨永芳等, 2018), 人群鱼类食用量为5.1 g·人-1·d-1(张强等, 2016).
致癌风险指数计算方法如式(3)所示(张敏等, 2018).
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(3) |
式中, CRIi为食用研究区鱼肉产生的污染物i的致癌效应, FIR为人群鱼类食用量(g·d-1), EF为人群暴露频率(取365 d·a-1), ED为暴露时间(取74.94 a), WAB为体重(取70 kg), TA为致癌性平均暴露时间(由365 d·a-1×ED计算所得), SFi为经口摄入致癌斜率因子(As为1.5 mg-1·kg·d)(USEPA, 2000；张敏等, 2018), Ci为鱼肉中As实测值(mg·kg-1).当CRIi值小于1×10-6时, 表明其致癌风险可以忽略；当其为1×10-6~1×10-4时, 表明具有潜在致癌风险, 但处于人体尚可接受的致癌风险水平；当其大于1×10-4时, 表明该元素有较大的致癌风险.
2.2.5 数据处理与图件制作实验结果使用SPSS 21软件进行统计分析, 使用SPSS 21的Pearson相关分析功能进行沉积物、间隙水中As和Hg含量及其与水深之间的相关分析, 使用Anova检验进行沉积物和鱼体之间的相关性分析.考虑到部分数据仅保留小数点后两位无法显示数值, 因此, 保留多位小数.
使用ArcGIS 10.4制作剑湖在流域中的位置图、剑湖湖底地形等深线图和采样点分布图, 使用Surfer 11制作剑湖表层沉积物、间隙水、流域中砷汞含量空间分布图和潜在生态风险空间分布图, 使用Origin 8制作不同鱼体组织器官内As、Hg含量分布图和6种鱼体THQ分布图, 使用SigmaPlot 10制作潜在生态风险指数法数值分布图.
3 结果与讨论(Results and discussion) 3.1 剑湖沉积物As、Hg元素含量与分布剑湖表层沉积物As平均含量为12.62 mg·kg-1, 最大值为21.63 mg·kg-1, 最小值为6.42 mg·kg-1, 分别有13个、2个样点含量超过了中国南方水系沉积物背景平均值(13.1 mg·kg-1)(程志中等, 2011)和云南省A层土壤算术平均值(18.4 mg·kg-1)(中国环境监测总站, 1990).Hg平均含量为0.05 mg·kg-1, 最大值为0.09 mg·kg-1, 最小值为0.03 mg·kg-1, 分别有1个、6个样点超过了中国南方水系沉积物背景平均值(0.08 mg·kg-1)、云南省A层土壤平均值(0.06 mg·kg-1), 这表明剑湖表层沉积物样点As和Hg含量已存在一定程度的富集.
剑湖表层沉积物As、Hg水平空间分布如图 4所示.由图可知, 剑湖表层沉积物中As含量分布大致呈现从格美江入湖口左侧至狮河入湖口区左侧一线以东湖区较高、以西湖区较低(简称东湖区较高、西湖区较低)的分布特征, 在格美江入湖口处存在最高值.As含量低值区域位于金龙河、新水河、回龙河入湖口出水口和海尾河出湖口附近, 含量在10 mg·kg-1以下；北部高值区和低值区之间的过渡区域面积狭小, 呈西北-东南走向.剑湖流域土壤As、Hg含量水平空间分布见图 5.由图可知, 农用地是剑湖流域土壤As含量平均值(12.6 mg·kg-1)最高的用地类型, 对剑湖As含量影响较大.剑湖流域的农业用地多属剑川县, 据剑川农业局所提供的数据, 2017年剑川县使用农药总计162 t, 其中, 除草剂、杀虫剂共占74.09%, 而除草剂、杀虫剂中往往As元素含量较高(李凤英, 1980), 因此, 在剑湖流域农用地利用类型下具有较高的As含量.在剑湖周边区域, 自格美江HL13点到格美江HL14样点土壤As含量增加较高, 由12.46 mg·kg-1增加为18.24 mg·kg-1, 这与格美江HL13~HL14段途经的格美江下游农用地As含量(ND08, 17.74 mg·kg-1)较高有关.成土母质作为湖泊沉积物的本底物质, 在很大程度上决定了区域沉积物格局(王伟伟等, 2013), 因此, 金龙河入湖前土壤As含量(HL14, 18.24 mg·kg-1)低于入湖口处含量(23号点, 数值为21.63 mg·kg-1), 除了格美江下游农用地(ND08)的影响外, 可能也与剑湖成土母质有关.
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| 图 4 剑湖表层沉积物As、Hg空间分布 Fig. 4 Spatial distributions of As and Hg concentrations in surface sediments of Jianhu Lake |
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| 图 5 剑湖流域土壤As、Hg含量空间分布(灰底面状区域为剑湖；白色线状要素为剑湖内主要河流, 自流域最北部逆时针分别为金龙河、永丰河、新水河、黄龙河、回龙河、狮河、格美江) Fig. 5 Horizontal spatial distributions of As, Hg concentrations in soil from Jianhu Lake Basin |
剑湖表层沉积物中Hg含量分布大致呈现从湿地恢复区南部至剑湖东侧入湖小三角洲一线以北湖区较高、以南中南湖区较低(简称北湖区较高、中南湖区较低)的分布特征, 在金龙河入湖口含量最高, 而永丰河入湖口附近最低, 高值区、低值区所占区域较小, 过渡区域面积宽阔.Hg空间分布较为均匀, 离散性较小(变异系数为0.06%), 这是因为Hg在人为来源中迁移性较强(Mason et al., 2000；秦鹤, 2017).整体而言, 湖区北部As、Hg含量均较高, 西南部多为低值区域.在泉眼处(9号点附近), As、Hg都呈现为低值区域, 可能是因为泉眼处强烈扰动加速物质交换, 也可能是因为研究区地下水含水层较为清洁或者防污性能较好(缪玮, 2017).剑湖流域内工厂Hg含量平均值最高, 为0.1 mg·kg-1, 流域Hg含量最高值位于堆煤厂GC02, 为0.21 mg·kg-1；其次是煤炭开采区的GC03, 为0.2 mg·kg-1；再次是水泥加工厂(GC04), 为0.14 mg·kg-1.三者均位于金龙河干流或支流上, 对金龙河入湖口处Hg含量较高产生了重要影响.据已有研究, 在煤炭中普遍含有大量Hg元素, 以化石燃料为动力的水泥厂也是Hg元素的主要来源(陈宏, 2009；Li et al., 2018；Chen et al., 2019).因此, 金龙河流经双河煤矿、万达工贸有限公司煤厂、华新水泥(剑川)有限公司携带了大量Hg元素, 提高了金龙河入湖口处Hg含量值.
3.2 间隙水中As、Hg元素含量与分布沉积物间隙水是沉积物的一部分, 沉积物中的重金属首先会释放到间隙水中, 在浓度梯度作用下扩散至上覆水中, 因此, 间隙水在沉积物污染交换循环中起着重要作用(李晓晨等, 2008).剑湖表层沉积物间隙水中As平均含量为0.64 μg·L-1, 最大值为0.94 μg·L-1, 最小值为0.3 μg·L-1；Hg平均含量为0.02 μg·L-1, 最大值为0.04 μg·L-1, 最小值为0.02 μg·L-1.参照美国国家推荐水质基准表(USEPA, 2014), 剑湖表层沉积物间隙水中As、Hg含量均远低于美国国家推荐水质基准表(USEPA, 2014)中基准连续浓度、基准最大浓度值(分别为150 μg·L-1、0.77 μg·L-1), 表明其As、Hg含量目前不会对水生生态系统造成毒性威胁(黄莹等, 2015).
剑湖表层沉积物中间隙水As和Hg含量水平空间分布如图 6所示.由图可知, 间隙水中As含量总体呈现出从格美江入湖口区左侧至狮河入湖口区左侧一线以东湖区较高、以西湖区较低(简称东湖区较高、西湖区较低)的分布特征, 19、16(狮河入湖口处)、29、23(格美江入湖口处)号采样点附近存在高值, 在11号点附近存在最小值.间隙水中Hg含量在剑湖湖心区(17号采样点)附近存在最大值, 湿地恢复区中部(11号采样点附近)数值也较高, 其余地区含量偏低, 分布较为均匀.剑湖间隙水和沉积物砷汞分布有一些较为一致的地方, 如As在金龙河入湖口均存在低值、在格美江入湖口均存在高值, 如Hg元素在金龙河入湖口处均存在高值等.但在部分区域, 如狮河入湖口、剑湖东部湖区较深处等地区, 间隙水元素分布明显异于沉积物中, 这是因为除了沉积物与间隙水的相互作用外, 元素化学赋存形态、水环境pH值、氧化还原条件等其他因素也会对间隙水中元素含量产生影响(李晓晨等, 2008), 具体机理还有待进一步求证.间隙水中As、Hg含量明显低于沉积物中, 说明沉积物对重金属的吸附作用较强, 很少释放到间隙水中(Cooper et al., 2001).
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| 图 6 剑湖表层沉积物间隙水中As、Hg分布 Fig. 6 Distributions of As and Hg in the interstitial water of surface sediments in Jianhu Lake |
如图 7所示, 在6种鱼体内, As含量平均值排序为泥鳅(0.37 mg·kg-1)＞高体鳑鲏(0.23 mg·kg-1)＞池沼公鱼(0.22 mg·kg-1)＞鲫鱼(0.19 mg·kg-1)＞麦穗鱼(0.15 mg·kg-1)＞鲤鱼(0.12 mg·kg-1).在鱼体不同器官中, As含量排序为内脏(0.33 mg·kg-1)＞鱼头(0.24 mg·kg-1)＞鱼肉(0.15 mg·kg-1)＞鱼骨(0.14 mg·kg-1).6种鱼体内, Hg含量均值为泥鳅(0.03 mg·kg-1)＞池沼公鱼(0.02 mg·kg-1)＞鲫鱼(0.02 mg·kg-1)＞高体鳑鲏(0.01 mg·kg-1)＞鲤鱼(0.01 mg·kg-1)＞麦穗鱼(0.01 mg·kg-1).不同器官组织中, Hg含量排序为内脏(0.02 mg·kg-1)＞鱼肉(0.02 mg·kg-1)＞鱼骨(0.01 mg·kg-1)＞鱼头(0.01 mg·kg-1).所选鱼体中As和Hg含量整体较低, 这是因为As、Hg并非鱼体生命必需元素, 相较于生命必须元素而言不易被生物主动吸收(Pandey et al., 2014；刘金苓等, 2017).鱼体中As、Hg分布总体呈现出杂食性＞草食性, 底栖＞中层＞上层的趋势, 这与秦鹤(2017)、王俊能等(2017)研究结果一致.杂食性＞草食性, 这是因为在食物链中高营养级生物对重金属的富集程度高于低营养级生物(刘金苓等, 2017)；底栖＞中层＞上层, 这是因为底栖鱼类更容易接触、吸收污染物(张小磊等, 2018).大部分鱼体内脏、鱼头中容易富集As元素, 这与刘晓伟等(2017)、Maiti等(1999)的研究结果一致.值得注意的是, 除了肝脏以外, Hg在鱼肉内积累最多, 这是因为鱼体肌肉会对甲基汞选择性吸收, 而且鱼肉对Hg元素的新陈代谢非常慢, 所以鱼肉中Hg含量较高(Maiti et al., 1999；秦鹤, 2017).重金属进入鱼体主要有3种方式(李小超等, 2018)：①食物消化的同时经肠道进入鱼体(主要途径)；②呼吸过程中经由鱼鳃进入鱼体；③皮肤渗透交换进入鱼体.其中, 肝脏和鳃部蓄积能力强, 肝脏饱和后才会向肌肉中转化(秦鹤, 2017).本研究中, As和Hg在鱼体内含量排序分别为内脏＞鱼头＞鱼肉＞鱼骨和内脏＞鱼肉＞鱼骨＞鱼头, 这与以往研究中的鳃＞肝脏＞肌肉(As)和肌肉＞鳃＞肝脏(Hg)(Samar Al Sayegh Petkovšek et al., 2012；秦鹤, 2017)的结果有所差别.根据已有数据可知, 剑湖鱼体中As、Hg在内脏中含量都很高, 可见食物链对于剑湖鱼体中As、Hg元素而言是一个重要的输入途径.
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| 图 7 不同鱼体组织器官内As、Hg含量 Fig. 7 Concentrations of As and Hg in organs of different fish bodies |
由表 4可见, 剑湖表层沉积物As含量与Hg含量之间相关性不显著, 这与秦鹤等(2017)的研究结果一致.间隙水As含量与表层沉积物As含量之间呈显著正相关(r=0.91, p＜0.01), 间隙水Hg含量与表层沉积物Hg含量之间亦呈显著正相关(r=0.71, p＜0.01), 表明剑湖沉积物间隙水中元素含量和表层沉积物元素含量相关性显著, 沉积物与间隙水两者之间存在着密切的元素和能量交换, 具有一定的同源特征.水深与表层沉积物Hg含量、间隙水As含量和间隙水Hg含量之间的相关系数均为负值, 与表层沉积物As含量之间呈显著负相关(p＜0.05), 说明水深对剑湖表层沉积物As含量的负面影响较大, 对其他指标影响较小.
| 表 4 剑湖表层沉积物、间隙水As\\Hg含量及水深之间的相关分析 Table 4 Correlation analysis of surface sediments, interstitial water and water depth in Jianhu Lake |
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鱼整体As含量与Hg含量之间呈显著正相关, 相关系数为0.92(p＜0.05), 说明6种鱼体As、Hg来源大致相同, 并没有出现对某种元素明显富集或排斥的情况.使用Anova检验发现, 剑湖表层沉积物As含量与鱼体As含量, 以及表层沉积物Hg含量与鱼体Hg含量之间不存在显著相关性.可能是因为：①剑湖本身As、Hg含量低, 进入鱼体的含量少之又少, 统计性较低；②生物体对于不同元素的富集程度、排出方式不同, 本研究采集的是剑湖常见的、数量较多的鱼体, 可能所选鱼类本身对于As、Hg的富集性不强, 具体机理有待进一步考证.
3.5 风险评价 3.5.1 沉积物潜在生态风险评价剑湖表层沉积物单项潜在生态风险值和分布情况分别如图 8和图 9所示.由图 8可知, 剑湖表层沉积物中As元素的Eri值均处于轻微风险等级, 受人为污染影响较小.Hg多数样点(80.65%)处于轻微风险等级, 少数样点(19.35%)处于中度风险等级.结合图 9可知, As元素Eri值总体呈现从格美江入湖口区左侧至狮河入湖口区左侧一线以东湖区较高、以西湖区较低(简称东湖区较高、西湖区较低)的生态风险特征, 格美江入湖口处风险最高, 金龙河入湖口处存在最低值.Hg元素Eri值呈现从湿地恢复区南部至剑湖东侧入湖小三角洲一线以北湖区较高、以南中南湖区较低(简称北湖区较高、中南湖区较低)的生态风险特征, 在湿地恢复区、格美江入湖口以东湖区、回龙河入湖口区为中度风险等级, 其他湖区均为轻微风险等级.As、Hg在部分入湖口处潜在生态风险指数偏高, 主要是因为污染物通过地表径流的输送, 在河流入湖口处潜在生态风险升高(李波等, 2019).整体而言, 剑湖表层沉积物As、Hg不足以构成明显的潜在生态风险, 但东部湖区As、Hg的潜在生态风险相对均较高.
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| 图 8 剑湖表层沉积物潜在生态风险指数值分布 Fig. 8 Numerical distribution of potential ecological risk index method in Jianhu Lake′s surface sediments |
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| 图 9 剑湖表层沉积物Eri值水平空间分布 Fig. 9 Horizontal spatial distribution of Eri values in surface sediments of Jianhu Lake |
剑湖表层沉积物总潜在生态风险值见图 8, 空间分布情况见图 10.由图 8可知, 16.13%的采样点RI值超过了50, 即进入中度风险等级；83.87%的采样点处于轻微风险等级.其中, Hg元素Eri值对RI的贡献率均高于74%, 部分样点贡献率超过90%, 可见, 剑湖表层沉积物RI值主体为Hg元素Eri值.就分布而言, RI值分布类似于其主体构成—Hg元素Eri值的分布情况：RI值总体呈现从湿地恢复区南部至剑湖东侧入湖小三角洲一线以北湖区较高、以南中南湖区较低(简称北湖区较高、中南湖区较低)的生态风险特征, 中度风险等级集中在剑湖北部湖区, 其他湖区处于轻微风险等级.
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| 图 10 剑湖表层沉积物RI值水平空间分布 Fig. 10 Horizontal spatial distribution of RI values in surface sediments of Jianhu Lake |
如图 11所示, 在6种鱼类中, As元素THQ值排序为泥鳅(0.09)＞高体鳑鲏(0.06)＞池沼公鱼(0.05)＞鲫鱼(0.05)＞麦穗鱼(0.04)＞鲤鱼(0.03), Hg元素THQ值排序为泥鳅(0.010)＞池沼公鱼(0.010)＞鲫鱼(0.004)＞高体鳑鲏(0.003)＞鲤鱼(0.002)＞麦穗鱼(0.002).泥鳅的THQ值在两种元素中均排于首位, 这是因为泥鳅作为典型杂食性、底栖鱼类, 更容易接触到污染物, 加上食物链的延长、营养级增加(刘金苓等, 2017；张小磊等, 2018), 体内更容易富集重金属, 健康风险更大.鱼体中As、Hg元素的THQ值均小于1, 若不考虑两种元素之间的拮抗、协同等作用将两者加和, 最大值为0.1, 亦远低于1, 属于无明显非致癌性健康风险水平, 即摄入这些鱼体不足以对当地居民产生As、Hg食用非致癌潜在风险.就CRIi值而言, As元素的CRIi最大值为4.05×10-5(泥鳅), 最小值为1.28×10-5(鲤鱼), 平均值为2.32×10-5, 鱼体CRIi值从大到小排序为泥鳅＞高体鳑鲏＞池沼公鱼＞鲫鱼＞麦穗鱼＞鲤鱼, 所有数值均处于1×10-6~1×10-4, 表明剑湖鱼体中As元素存在一定的潜在致癌风险, 但尚在人体可接受范围内, 建议对剑湖鱼体加强定期监测, 尤其对于泥鳅这种食用潜在风险相对较高的鱼体, 在食用中应加强注意.
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| 图 11 剑湖6种鱼体THQ值分布 Fig. 11 THQ distributions of six fish bodies in Jianhu Lake |
1) 剑湖表层沉积物As平均含量为12.62 mg·kg-1, 整体呈现东湖区较高、西湖区较低的分布特征, 在格美江入湖口处数值最高；Hg平均含量为0.05 mg·kg-1, 整体呈北湖区较高、中南湖区较低的分布特征, 在金龙河入湖口附近含量最高, 其他湖区分布较为均匀.剑湖流域内农地对剑湖As含量分布有较大影响, 流域内堆煤厂、采煤区、水泥厂等对剑湖Hg含量分布影响较大.
2) 剑湖表层沉积物间隙水中As平均含量为0.64 μg·L-1, Hg平均含量为0.02 μg·L-1, As含量总体呈现出东湖区较高、西湖区较低的分布特征, Hg含量除在剑湖湖心区和湿地恢复区中部较高外, 其余地区含量偏低, 分布较为均匀.
3) 6种鱼体中As含量平均值为0.12~0.37 mg·kg-1, Hg含量平均值为0.01~0.03 mg·kg-1.6种鱼体中As含量平均值排序为泥鳅＞高体鳑鲏＞池沼公鱼＞鲫鱼＞麦穗鱼＞鲤鱼, 器官排序为内脏＞鱼头＞鱼肉＞鱼骨；Hg含量平均值排序为泥鳅＞池沼公鱼＞鲫鱼＞高体鳑鲏＞鲤鱼＞麦穗鱼, 器官排序为内脏＞鱼肉＞鱼骨＞鱼头.从食性看, 6种鱼体中As和Hg含量排序为杂食性＞草食性；就主要活动范围而言, 6种鱼体中As和Hg含量排序为底栖＞中层＞上层.食物链是剑湖鱼体中As、Hg重要的输入途径.
4) 根据相关性结果分析, 剑湖表层沉积物中As、Hg含量呈现不显著相关的特征, 但间隙水As含量与表层沉积物As含量之间呈现显著正相关(r=0.91, p＜0.01), 间隙水Hg含量与表层沉积物Hg含量之间呈现显著正相关(r=0.71, p＜0.01).水深对表层沉积物中As含量影响较大, 对其他指标影响较小.6种鱼体As、Hg具有同源性, 但剑湖表层沉积物元素含量和鱼体元素含量之间不存在显著相关性.
5) 沉积物采样点As均处于轻微风险等级, 总体呈现东湖区较高、西湖区较低的生态风险特征；Hg元素多数样点(80.65%)为轻微风险等级, 部分样点(19.35%)处于中度风险等级, 总体呈现北湖区较高、中南湖区较低的生态风险特征.总体而言, 东部湖区沉积物Eri值高于西部湖区, 潜在生态风险程度更为严重.83.87%采样点的RI值处于轻微风险等级, 16.13%采样点的RI值处于中度风险等级, 剑湖表层沉积物综合潜在生态风险总体呈现北湖区较高、中南湖区较低的生态风险特征, 中度风险等级集中在剑湖北部湖区, 其他湖区处于轻微风险等级.
6) 鱼体中As、Hg元素的THQ值均小于1, 属于无明显非致癌性健康风险.As元素THQ值排序为泥鳅＞高体鳑鲏＞池沼公鱼＞鲫鱼＞麦穗鱼＞鲤鱼, Hg元素THQ值排序为泥鳅＞池沼公鱼＞鲫鱼＞高体鳑鲏＞鲤鱼＞麦穗鱼.As元素CRIi值均处于1×10-6~1×10-4, 表明剑湖鱼体中As元素存在潜在致癌健康风险, 但尚处于人体可耐受水平.建议定期对鱼体重金属含量进行持续监测.
致谢: 感谢西南林业大学国家高原湿地研究中心王行副教授对论文英文摘要的修改！
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