摘要：了解漲渡湖重金屬污染狀況及對(duì)環(huán)境的影響，為長(zhǎng)江中下游湖泊重金屬風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)和污染防治提供基礎(chǔ)數(shù)據(jù)。2022年7月在漲渡湖水系設(shè)置11個(gè)采樣點(diǎn)采集沉積物樣品，并測(cè)定樣品中Cr、Mn、As、Ni、Cu、Zn、Cd和Pb共8種重金屬的含量，同時(shí)分析樣品沉積物中微塑料吸附重金屬的種類，并評(píng)估了重金屬生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)。結(jié)果顯示：漲渡湖水系不同研究區(qū)域沉積物中重金屬含量分布不同，表現(xiàn)為鄰近干支流gt;連通水道gt;阻隔湖泊；沉積物中微塑料表面吸附重金屬包括Zn、Ag和Sn，其中，Zn和Ag占微塑料表面吸附元素百分比較高，分別為20.01%和8.49%。生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估結(jié)果顯示，漲渡湖水系沉積物中重金屬污染負(fù)荷指數(shù)IPL平均值為1.15，處于中等污染水平；潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)IR平均值為78.96，處于低度污染水平。綜合結(jié)果表明，漲渡湖水系沉積物重金屬總體處于低-中等污染水平，其中長(zhǎng)江干支流江段重金屬污染程度和生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)高于連通水道和阻隔湖泊，這種重金屬分布和污染格局主要受研究區(qū)域周圍環(huán)境、人類活動(dòng)和水文條件的影響。

關(guān)鍵詞：沉積物；重金屬；微塑料；生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)；漲渡湖水系

中圖分類號(hào)：X522" " " " 文獻(xiàn)標(biāo)志碼：A" " " " 文章編號(hào)：1674-3075（2024）05-0178-08

重金屬是一種高毒性、可生物積累且不可降解的元素污染物，具有致畸性、致癌性和致死性（Vareda et al，2019）。湖泊環(huán)境比較封閉，水文條件緩和，重金屬污染物大多沉降蓄積在沉積物中，但當(dāng)外界環(huán)境條件適宜時(shí)，沉積物中的重金屬可發(fā)生解吸而被重新釋放到水體，對(duì)水體環(huán)境造成二次污染（王琳杰等，2020；董純等，2022）。微塑料是一種直徑小于5 mm的塑料顆粒，作為一種新型污染物，廣泛分布于水生態(tài)系統(tǒng)中。一般將微塑料分為初生微塑料和次生微塑料，初生微塑料是指為特殊目的而生產(chǎn)的工業(yè)產(chǎn)品（如牙膏、洗面奶、化妝品等）或作為工業(yè)原料的塑料顆粒；次生微塑料是指由較大的塑料經(jīng)過物理、化學(xué)或生物過程降解而形成的塑料顆粒（Atugoda et al，2021）。目前，關(guān)于重金屬的研究多集中于傳統(tǒng)水相和沉積相（Bravo et al，2014；Deng et al，2020；Wang et al，2022），而微塑料具備高豐度、高表面積和疏水性等特點(diǎn)，是重金屬的有效傳輸介質(zhì)。學(xué)者從世界各地微塑料中已經(jīng)檢測(cè)到重金屬49種，其中Mn、Cu、Pb、Ni、Zn、Co、Cd和Cr等重金屬被普遍檢測(cè)到，且Pb在微塑料表面的濃度可高達(dá)12 839 μg/g（Kutralam-Muniasamy et al，2021）。更有研究發(fā)現(xiàn)，重金屬在微塑料表面上的濃度甚至高于在水體和沉積物中的濃度（Binda et al，2021）。如Cu在水體中的濃度為1.56 μg/mL，而其吸附在微塑料聚氯乙烯（PVC）上的濃度高達(dá)1 320 μg/g（Brennecke et al，2016）。并且，重金屬吸附在微塑料表面可增強(qiáng)其生物利用度，對(duì)水生生物健康產(chǎn)生更大威脅（Naqash et al，2020；董純等，2023）。因此，需要更多關(guān)注重金屬在微塑料介質(zhì)中的吸附研究。

漲渡湖地處長(zhǎng)江中下游北岸，位于湖北省武漢市新洲區(qū)境內(nèi)。20世紀(jì)50年代前，漲渡湖為典型的淺水通江湖泊，距離長(zhǎng)江約1 km，在挖溝閘處入江，河湖共同形成了獨(dú)特而完整的復(fù)合生態(tài)系統(tǒng)（常劍波和曹文宣，1999；王利民等，2005），但是為滿足防洪、航運(yùn)、供水、灌溉和生物資源利用等需求，在漲渡湖水系上建設(shè)了大量堤防和閘壩，河湖復(fù)合生態(tài)系統(tǒng)的完整性被割裂，原通江湖泊的“連接器”和“轉(zhuǎn)化器”功能喪失，水文情勢(shì)發(fā)生顯著變化，河湖水系自凈與污染輸移機(jī)制也隨之破壞，導(dǎo)致水體易發(fā)生污染（熊紹鈞，2006；張清慧等，2013）。此外，圍墾出的200 km2耕地以及40 km2高密度養(yǎng)殖水面，使大量的農(nóng)藥和化肥流入湖區(qū)，導(dǎo)致湖泊水質(zhì)下降，加速了湖泊水生態(tài)環(huán)境惡化和生態(tài)系統(tǒng)功能退化（朱江等，2005；陳建軍，2010）。丁琪琪等（2022）在漲渡湖水體中發(fā)現(xiàn)，與有機(jī)污染物、抗生素等污染物相比，重金屬的環(huán)境檢出濃度最高?？梢?，漲渡湖水環(huán)境重金屬污染情況不容忽視。

為此，本文對(duì)漲渡湖水系沉積物重金屬污染情況進(jìn)行調(diào)查，獲取不同研究區(qū)域沉積物重金屬含量和沉積物中微塑料吸附重金屬種類，并利用污染負(fù)荷指數(shù)和潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)等方法評(píng)估沉積物重金屬污染水平和生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)，以期為漲渡湖等長(zhǎng)江中下游湖泊重金屬風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估和污染防治提供基礎(chǔ)數(shù)據(jù)。

1" "材料與方法

1.1" "研究區(qū)域與采樣點(diǎn)分布

漲渡湖水系包括漲渡湖、七湖和陶家大湖等，涉及河流有長(zhǎng)江干流漲渡湖江段（倒水河口-舉水河口）及其支流倒水和舉水等。歷史上，漲渡湖與長(zhǎng)江、倒水、舉水連為一體，江湖水位齊平，與周圍的七湖和陶家大湖相通。然而，自20世紀(jì)50年代以來，大量的堤壩、控制閘、泵站和人工渠在河湖、湖湖之間建立，使?jié)q渡湖與長(zhǎng)江失去了自然聯(lián)系，成為阻隔湖泊（吳寒，2008；張清慧等，2013；鐘詩(shī)群等，2018）。

為研究漲渡湖水系沉積物重金屬空間分布及生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)，2022年7月在阻隔湖泊、連通水道和鄰近干支流區(qū)域，共設(shè)置11個(gè)采樣點(diǎn)（圖1），具體為：阻隔湖泊3個(gè)，即漲渡湖（S1）、七湖（S2）、陶家大湖（S3）；連通水道3個(gè)，即連通渠（S4）、長(zhǎng)江-漲渡湖通道挖溝閘內(nèi)湖側(cè)（S5）、長(zhǎng)江-漲渡湖通道挖溝閘外江側(cè)（S6）；長(zhǎng)江支流2個(gè)，即倒水（S7）、舉水（S8）；長(zhǎng)江干流3個(gè)，即長(zhǎng)江-倒水河口（S9）、長(zhǎng)江-漲渡湖口（S10）、長(zhǎng)江-舉水河口（S11）。

1.2" "樣品采集與分析

使用不銹鋼采集器在每個(gè)采樣水體中采集3個(gè)點(diǎn)的表層（0～5 cm）沉積物，其混合樣作為該采樣點(diǎn)的1個(gè)平行樣，每個(gè)采樣點(diǎn)采集2個(gè)平行樣，采集到的樣品裝入密封袋，記錄編號(hào)后陰暗處保存，待運(yùn)回實(shí)驗(yàn)室后，置于避光處自然風(fēng)干至恒重，剔除樣品中的動(dòng)植物殘?bào)w、碎石等雜物，經(jīng)研磨處理后過100目孔徑篩獲得樣品粉末，用于重金屬含量分析。

稱取樣品粉末0.1000 g，加入HNO3-HClO4-HF混合酸，置于微波消解儀上消解，采用電感耦合等離子體質(zhì)譜法（ICP-MS）測(cè)定樣品中的Cr、Mn、Ni、Cu、Zn、Cd和Pb含量。另稱取0.5000 g粉末，加入王水消解后，采用原子熒光光譜法（AFS）測(cè)定As含量。分析過程中采用國(guó)家一級(jí)標(biāo)準(zhǔn)物質(zhì)（GBW07441、GBW07442、GBW07443）、平行樣和空白樣進(jìn)行質(zhì)量控制，質(zhì)控樣回收率在90%～110%，符合質(zhì)控標(biāo)準(zhǔn)，各重金屬元素測(cè)量相對(duì)偏差均在±10%以內(nèi)。

前期項(xiàng)目組在漲渡湖水系沉積物中檢測(cè)到微塑料，為研究重金屬在微塑料介質(zhì)中的吸附情況，將從沉積物中浮選分離出的微塑料樣品置于掃描電子顯微鏡-能譜儀（SEM-EDS，賽默飛Apreo 2 C）上進(jìn)行監(jiān)測(cè)，加速電壓為2 kV，束流為50 pA，T1探測(cè)器，掃描時(shí)間40 s。

1.3" "重金屬生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)

1.3.1" "改良危險(xiǎn)系數(shù)法" "改良危險(xiǎn)系數(shù)是一種通過沉積物重金屬閾值效應(yīng)水平值（threshold effect level，LTE）、可能效應(yīng)水平值（probable effects level，LPE）和嚴(yán)重效應(yīng)水平值（severe effect level，LSE）評(píng)估重金屬污染風(fēng)險(xiǎn)的新指標(biāo)（Macdonald et al，2000；董純等，2022）。其計(jì)算公式如下：

[mHQ=Ci1LTE，i+1LPE，i+1LSE，i12]" " ①

式①中：mHQ為改良危險(xiǎn)系數(shù)；Ci為沉積物樣品第i種重金屬的實(shí)測(cè)濃度，單位為mg/kg；LTE， i、LPE， i、LSE， i分別為第i種重金屬的閾值效應(yīng)水平值、可能效應(yīng)水平值和嚴(yán)重效應(yīng)水平值。依據(jù)mHQ值將重金屬污染程度劃分為8個(gè)等級(jí)（Macdonald et al，2000）：mHQlt;0.5，沒有受到污染；0.5≤mHQlt;1.0，低等污染；1.0≤mHQlt;1.5，輕微污染；1.5≤mHQlt;2.0，中等污染；2.0≤mHQlt;2.5，強(qiáng)污染；2.5≤mHQlt;3.0，很強(qiáng)污染；3.0≤mHQlt;3.5，嚴(yán)重污染；mHQ≥3.5，極嚴(yán)重污染。

1.3.2" "污染負(fù)荷指數(shù)法" "污染負(fù)荷指數(shù)法能夠直觀反映研究區(qū)域重金屬污染程度。計(jì)算公式如下：

CF=[Ci0]/[Cin]" " " " " " " " " " " " " " " " " " " " " " " " " " " "②

[IPL=（CF1×CF2×CF3×…CFn）1/n]" " " " ③

式②中：CF為單因子污染系數(shù)，其值可以反映一段時(shí)間內(nèi)某種重金屬在沉積物中的富集情況；[Ci0]為第i種重金屬實(shí)測(cè)濃度，[Cin]為長(zhǎng)江流域該重金屬的背景值，單位均為mg/kg（趙一陽(yáng)和鄢明才，1992）。重金屬污染水平分為4個(gè)等級(jí)：CFlt;1，低等污染；1≤CFlt;3，中等污染；3≤CFlt;6，強(qiáng)污染；CF≥6，極強(qiáng)污染（Islam et al，2015）。

式③中：IPL為污染負(fù)荷指數(shù)，CF1、CF2、CFn分別為第1種、第2種和第n種重金屬的單因子污染系數(shù)，重金屬污染程度分4個(gè)等級(jí)：IPLlt;1，無污染；1≤IPLlt;2，中等污染；2≤IPLlt;3，強(qiáng)污染；IPL≥3，極強(qiáng)污染（Suresh et al，2011；趙玉庭等，2019）。

1.3.3" "潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)法" "潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)法綜合考慮了重金屬含量、生態(tài)、環(huán)境與毒理，引入了毒性響應(yīng)系數(shù)，能反映每種重金屬的潛在危害程度，也能反映沉積物中測(cè)得所有重金屬的潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)（Hakanson，1980）。具體計(jì)算公式如下：

[IR=i=1nEir=i=1nTir×CiF=i=1nTir×Ci0/Cin]" "④

式④中：IR為綜合潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)，代表沉積物中測(cè)得所有重金屬的潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)和污染水平；[Eir]為單因子（第i種重金屬）潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)；[Tir]為第i種重金屬的毒性響應(yīng)系數(shù)，其中Cr=2，Mn=Zn=1，As=10，Ni=Cu=Pb=5，Cd=30（徐爭(zhēng)啟等，2008）；[CiF]為第i種重金屬的單因子污染系數(shù)。[Eir]和IR對(duì)應(yīng)的潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)和生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)程度見表1（董純等，2022）。

1.3.4" "毒性" "毒性用于評(píng)估沉積物中重金屬對(duì)環(huán)境的影響，是重金屬實(shí)測(cè)濃度與其可能效應(yīng)水平值的比率（Macdonald et al，2000）。具體計(jì)算公式如下：

TU， i = Ci / LPE， i" " " " " " " " " " " " " " " " " " " " " " " " " " "⑤

式⑤中：TU， i為第i種重金屬的毒性；Ci為第i種重金屬的實(shí)測(cè)濃度，單位為mg/kg；LPE， i為第i種重金屬的可能效應(yīng)水平值?？偠拘裕⊿TU）是TU， i的總和，毒性水平劃分為4個(gè)等級(jí)：STUlt;4，低度毒性；4≤STU≤6，中度毒性；STUgt;6，重度毒性（李賀等，2023）。

2" "結(jié)果與分析

2.1" "沉積物重金屬含量

漲渡湖水系各采樣點(diǎn)表層沉積物重金屬含量（mg/kg，干重）見表2。除重金屬Ni，漲渡湖水系沉積物重金屬含量的總均值均高于長(zhǎng)江流域沉積物重金屬背景值（趙一陽(yáng)和鄢明才，1992），其中Cd和Pb超標(biāo)148%和160%；所有重金屬含量的總均值均大于全國(guó)水系沉積物重金屬背景值（史長(zhǎng)義等，2016），其中Cd和Pb超標(biāo)336%和197%；除重金屬Zn和Cd，其他重金屬含量總均值均高于毒性參考值（Mohiuddin et al，2010），其中Cr超標(biāo)323%。因此，漲渡湖水系沉積物重金屬Cd、Pb和Cr污染不容忽視。

2.2" "沉積物微塑料吸附重金屬

通過掃描電鏡-能譜儀觀察，發(fā)現(xiàn)漲渡湖水系沉積物中的微塑料表面吸附元素包括C、O、Na、Mg、Al、Si、Ca、Ti、Zn、Ag和Sn（圖2），其中，吸附的重金屬元素有Zn、Ag和Sn，輕金屬元素有Na、Mg、Al、Ca和Ti（圖2和圖3）。在微塑料表面吸附的元素中，Si和Zn占微塑料表面吸附元素百分比最高，分別為21.77%和20.01%，其次為Ag和Na，分別占8.49%和6.62%，其他元素占比均低于5%，最小占比為Al，為0.43%。

2.3" "沉積物重金屬生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)

漲渡湖水系不同研究區(qū)域表層沉積物各重金屬污染程度見圖4。依據(jù)mHQ重金屬污染程度表現(xiàn)為Crgt;Nigt;Asgt;Pbgt;Cugt;Zngt;Cd，其中，Cd為低水平污染，Pb、Cu和Zn為輕微污染，Ni和As為中等污染，Cr為強(qiáng)污染；依據(jù)CF重金屬污染程度表現(xiàn)為Pbgt;Cdgt;Asgt;Mngt;Crgt;Cugt;Ni，全部為中等污染；依據(jù)[Eir]重金屬污染程度表現(xiàn)為Cdgt;Asgt;Pbgt;Cugt;Nigt;Crgt;Zngt;Mn，其中，Cd為中等污染，其他重金屬均為低水平污染。

本研究所測(cè)的8種重金屬在漲渡湖水系不同研究區(qū)域表層沉積物的總體生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)結(jié)果見圖5。漲渡湖水系沉積物重金屬IPL平均值為1.15，阻隔湖泊、連通水道、鄰近長(zhǎng)江干支流沉積物IPL平均值分別為1.08、1.08和1.22，均小于2，說明漲渡湖水系沉積物處于中等污染水平。漲渡湖水系沉積物重金屬IR平均值為78.96，阻隔湖泊、連通水道、鄰近長(zhǎng)江干支流沉積物重金屬IR值分別為65.00，72.15和91.43，均小于150，說明漲渡湖水系沉積物處于低度污染水平。漲渡湖水系沉積物重金屬STU平均值為3.59，阻隔湖泊、連通水道、鄰近長(zhǎng)江干支流沉積物重金屬STU值分別為3.51，3.34和3.79，均小于4，說明漲渡湖水系沉積物重金屬處于低度毒性水平。綜合結(jié)果，漲渡湖水系沉積物重金屬總體處于低-中等污染水平，其中鄰近長(zhǎng)江干支流江段重金屬污染程度高于連通水道和阻隔湖泊。

3" "討論

重金屬在漲渡湖水系不同研究區(qū)域沉積物中的分布不同，總體上重金屬含量水平表現(xiàn)為鄰近干支流gt;連通水道gt;阻隔湖泊（表2），這與重金屬生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)結(jié)果（圖5）基本一致，長(zhǎng)江干支流江段沉積物重金屬污染程度高于其他2個(gè)研究區(qū)域，整個(gè)漲渡湖水系沉積物重金屬處于低-中等污染水平，這種重金屬分布和污染格局與研究區(qū)域的周圍環(huán)境、人類活動(dòng)和水文條件等密切相關(guān)。在實(shí)際調(diào)查過程中發(fā)現(xiàn)，在長(zhǎng)江干支流采樣點(diǎn)區(qū)域分布有多個(gè)碼頭、水泥廠、水運(yùn)公司、水上加油站等，這些企業(yè)排放的廢水廢渣是重金屬污染的主要來源之一（趙寬等，2021）。另外，周邊生活污水的排放、汽車和輪船尾氣的排放以及油料泄露等也加劇了長(zhǎng)江干支流采樣區(qū)域重金屬污染負(fù)荷（Wierzbicka et al，2015；王琳杰等，2020）。連通水道屬于長(zhǎng)江水和湖泊水的混合地帶，采樣期間正處于豐水期，連通水道受到長(zhǎng)江水的倒灌作用，因此，連通水道重金屬含量低于長(zhǎng)江流域干支流江段而高于阻隔湖泊。漲渡湖區(qū)重金屬污染主要來源于周邊的漁業(yè)養(yǎng)殖場(chǎng)、果蔬基地、藥業(yè)基地和農(nóng)田，這些企業(yè)產(chǎn)生的生產(chǎn)生活污水和農(nóng)用肥料中的重金屬會(huì)隨著地表徑流及廢水排放進(jìn)入周邊湖區(qū)并蓄積在沉積物中，給湖區(qū)環(huán)境造成威脅（周葆華等，2014）。同時(shí)，江湖阻隔降低了湖泊自凈能力，更加劇了湖區(qū)重金屬污染。盡管自2005年以來，“灌江納苗”對(duì)漲渡湖進(jìn)行季節(jié)性河湖連通，加大了水體交換量，從一定程度上減輕了湖區(qū)污染（嚴(yán)黎等，2006；張清慧等，2013），但湖泊環(huán)境的徹底治理可能要依賴于長(zhǎng)期更為有效的江湖連通。

本研究發(fā)現(xiàn)漲渡湖水系沉積物重金屬Cr污染最嚴(yán)重，Cd和Pb含量顯著高于長(zhǎng)江流域和全國(guó)水系沉積物重金屬背景值，這可能與采樣區(qū)域有一個(gè)成立長(zhǎng)達(dá)15年的媧石水泥廠有關(guān)。水泥生產(chǎn)過程中原料和替代材料的使用、化石燃料的燃燒、運(yùn)輸車的使用等均會(huì)產(chǎn)生Cr、Cd、Pb、Cu和As等多種重金屬，并通過大氣干濕沉降、地表徑流等途徑，不同程度地累積在水泥廠周邊環(huán)境（Gallo et al，2014；Olowoyo et al，2015；朱慧萍，2018）。同時(shí)，采樣區(qū)域沿邊建設(shè)有水運(yùn)公司、碼頭、水上加油站等，這些水上活動(dòng)在作業(yè)期間，可能會(huì)向水體排放廢油、廢渣、生活垃圾和污水，以及發(fā)生油泄露和貨物的散落，這些因素均可加重Cr、Cd和Pb等重金屬的污染。另外，漲渡湖水系緊鄰新洲區(qū)陽(yáng)邏經(jīng)濟(jì)技術(shù)開發(fā)區(qū)，東臨大廣高速，西傍武漢外環(huán)高速，南面112省道，北靠武英高速，交通流量大，汽車尾氣排放、汽車制動(dòng)、汽車輪胎老化磨損、車體自身的磨損和腐蝕、含鉛汽油的使用等均可對(duì)周邊環(huán)境產(chǎn)生Cr、Pb和Cd等重金屬污染（Harrison et a1，2003；郭廣慧等，2008）。有研究發(fā)現(xiàn)，武漢市汽車剎車片每年排放的Cr、Pb和Cd等重金屬污染負(fù)荷量分別為28.2～225.2、140.8～1 877.0和 3.8～9.4 kg，汽車輪胎每年排放的Cr、Pb和Cd等重金屬污染負(fù)荷量分別為8.0～31.8、37.4～119.4和2.0～4.6 kg（楊溦，2014）。因此，漲渡湖水系沉積物重金屬污染分布和污染水平與周邊水泥廠、水運(yùn)公司、碼頭、漁業(yè)養(yǎng)殖場(chǎng)、農(nóng)田以及發(fā)達(dá)的交通活動(dòng)等密切相關(guān)，要加大對(duì)這些活動(dòng)廢氣廢水廢渣等排放的監(jiān)管力度，以減輕對(duì)漲渡湖水系的重金屬污染。

重金屬是環(huán)境中的典型污染物，微塑料是一種新型污染物，兩者吸附形成的復(fù)合污染物將對(duì)水生生物健康產(chǎn)生更大威脅（Naqash et al，2020；董純等，2023）。本研究初步分析了漲渡湖水系沉積物中微塑料表面吸附的重金屬，發(fā)現(xiàn)重金屬Zn、Ag和Sn不同程度地吸附在微塑料表面。李文華等（2020）在鄱陽(yáng)湖沉積物微塑料中也發(fā)現(xiàn)其表面吸附有多種重金屬，如Cd、Pb、Fe、Cu、Zn等。對(duì)比發(fā)現(xiàn)，沉積物中微塑料表面吸附的重金屬種類存在一定差別，表明微塑料對(duì)重金屬吸附具有選擇性和偏好性，這種選擇和偏好主要受周圍環(huán)境的影響，如沉積物總有機(jī)碳、pH、電導(dǎo)率和粒徑等理化因素（Chakraborty et al，2015；李文華等，2020）。同時(shí)，微塑料對(duì)重金屬的吸附行為還受微塑料賦存特征和重金屬性質(zhì)等的影響（Dong et al，2020；Binda et al，2021），如微塑料顏色（彩色）、粒徑（≤0.5 mm、1～5 mm）、形態(tài)（碎片類、纖維類）和聚合物組分（聚乙烯）是影響沉積物重金屬含量的顯著因素（李文華等，2020）。所以，研究區(qū)域理化環(huán)境、微塑料特征和重金屬性質(zhì)等的不同均可引起微塑料吸附重金屬種類的差異性。值得注意的是，微塑料和重金屬相互作用可進(jìn)一步增強(qiáng)重金屬生物有效性，影響生物蛋白質(zhì)合成、能量?jī)?chǔ)存和生物轉(zhuǎn)化等（Karami et al，2016）。因此，需要更多關(guān)注漲渡湖水系微塑料和重金屬的復(fù)合污染及生物效應(yīng)。

4" "結(jié)論

（1）重金屬在漲渡湖水系不同研究區(qū)域沉積物中的分布和生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)表現(xiàn)為鄰近干支流gt;連通水道gt;阻隔湖泊，整個(gè)漲渡湖水系沉積物重金屬處于低-中等污染水平，重金屬Cr、Cd和Pb是主要貢獻(xiàn)者，這種重金屬分布和污染格局與研究區(qū)域的周圍環(huán)境、人類活動(dòng)和水文條件等密切相關(guān)。

（2）重金屬Zn、Ag和Sn不同程度地吸附在漲渡湖水系沉積物微塑料表面，其中，Zn和Ag占微塑料表面吸附元素百分比分別達(dá)20.01%和8.49%。微塑料表面可吸附多種重金屬，且微塑料對(duì)重金屬吸附具有選擇性和偏好性。

參考文獻(xiàn)

常劍波， 曹文宣， 1999. 通江湖泊的漁業(yè)意義及其資源管理對(duì)策[J]. 長(zhǎng)江流域資源與環(huán)境， 8（2）：153-157.

陳建軍， 2010. 漲渡湖濕地生態(tài)服務(wù)價(jià)值評(píng)價(jià)[D]. 武漢：華中農(nóng)業(yè)大學(xué).

丁琪琪， 龔雄虎， 王兆德， 等， 2022. 基于多指標(biāo)綜合評(píng)分法篩選地表水環(huán)境優(yōu)先污染物：以湖北漲渡湖為例[J]. 湖泊科學(xué)， 34（1）：90-107.

董純， 楊志， 賀達(dá)， 等， 2023. 水環(huán)境微塑料對(duì)重金屬吸附行為的研究進(jìn)展[J]. 應(yīng)用化工， 52（3）：838-843.

董純， 楊志， 朱其廣， 等， 2022. 三峽庫(kù)區(qū)及上游表層沉積物重金屬形態(tài)特征及其生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)[J]. 水生態(tài)學(xué)雜志， 43（1）：16-23.

郭廣慧， 雷梅， 陳同斌， 等， 2008. 交通活動(dòng)對(duì)公路兩側(cè)土壤和灰塵中重金屬含量的影響[J]. 環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào)， 28（10）：1937-1945.

李賀， 王書航， 車霏霏， 等， 2023. 巢湖、洞庭湖、鄱陽(yáng)湖沉積物重金屬污染及來源的Meta分析[J]. 中國(guó)環(huán)境科學(xué)， 43（2）：831-842.

李文華， 簡(jiǎn)敏菲， 劉淑麗， 等， 2020. 鄱陽(yáng)湖湖口-長(zhǎng)江段沉積物中微塑料與重金屬污染物的賦存關(guān)系[J]. 環(huán)境科學(xué)， 41（1）：242-252.

史長(zhǎng)義， 梁萌， 馮斌， 2016. 中國(guó)水系沉積物39種元素系列背景值[J]. 地球科學(xué)， 41（2）：234-251.

王利民， 胡慧建， 王丁， 2005. 江湖阻隔對(duì)漲渡湖區(qū)魚類資源的生態(tài)影響[J]. 長(zhǎng)江流域資源與環(huán)境， （3）：287-292.

王琳杰， 曾賢剛， 段存儒， 等， 2020. 鄱陽(yáng)湖沉積物重金屬污染影響因素分析-基于STIRPAT模型[J]. 中國(guó)環(huán)境科學(xué)， 40（8）：3683-3692.

吳寒， 2008. 基于RS和GIS的漲渡湖天然濕地近20年演化研究[J]. 安徽農(nóng)業(yè)科學(xué)， 36（14）：6050-6052.

熊紹鈞， 2006. 長(zhǎng)江中游漲渡湖的水平衡分析與研究[J]. 水利水電快報(bào)， 27（24）：67-71.

徐爭(zhēng)啟， 倪師軍， 庹先國(guó)， 等， 2008. 潛在生態(tài)危害指數(shù)法評(píng)價(jià)中重金屬毒性系數(shù)計(jì)算[J]. 環(huán)境科學(xué)與技術(shù)， （2）：112-115.

嚴(yán)黎， 陳立， 吳門伍， 等， 2006. 淺析灌江納苗對(duì)漲渡湖濕地水質(zhì)及泥沙的影響[J]. 水資源與水工程學(xué)報(bào)， 17（5）：38-41.

楊溦， 2014. 武漢市汽車制動(dòng)重金屬/輪胎PAHs污染負(fù)荷及控制措施[D]. 武漢：華中科技大學(xué).

張清慧， 董旭輝， 姚敏， 等， 2013. 近200年來湖北漲渡湖對(duì)江湖聯(lián)通變化的環(huán)境響應(yīng)[J]. 湖泊科學(xué)， 25（4）：463-470.

趙寬， 萬昕， 郭展翅， 等， 2021. 安慶濕地湖濱帶土壤重金屬含量特征及潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)[J]. 水生態(tài)學(xué)雜志， 42（4）：67-75.

趙一陽(yáng)， 鄢明才， 1992. 黃河、長(zhǎng)江、中國(guó)淺海沉積物化學(xué)元素豐度比較[J]. 科學(xué)通報(bào)， 37（13）：1202-1204.

趙玉庭， 董曉曉， 王立明， 等， 2019. 海洋沉積物重金屬生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)方法比較及實(shí)例驗(yàn)證：以萊州灣為例[J]. 海洋通報(bào)， 38（3）：353-360.

鐘詩(shī)群， 王永杰， 張厚梅， 2018. 漲渡湖浮游生物群落結(jié)構(gòu)與富營(yíng)養(yǎng)化研究[J]. 海洋湖沼通報(bào)， （6）：92-99.

周葆華， 尹劍， 金寶石， 等， 2014. 30年來武昌湖濕地退化過程與原因[J]. 地理學(xué)報(bào)， 69（11）：1697-1706.

朱慧萍， 2018. 水泥廠周邊不同環(huán)境介質(zhì)重金屬分布特征及污染評(píng)價(jià)研究[D]. 蕪湖：安徽師范大學(xué).

朱江， 王利民， 雷剛， 等， 2005. 重建江湖聯(lián)系 保護(hù)漲渡湖濕地[J]. 人民長(zhǎng)江， 36（11）：60-62.

Atugoda T， Vithanage M， Wijesekara H， et al， 2021. Interactions between microplastics， pharmaceuticals and personal care products： implications for vector transport[J]. Environment International， 149：106367.

Binda G， Spanu D， Monticelli D， et al， 2021. Unfolding the interaction between microplastics and （trace） elements in water： a critical review[J]. Water Research， 204：117637.

Bravo A G， Cosio C， Amouroux D， et al， 2014. Extremely elevated methyl mercury levels in water， sediment and organisms in a Romanian reservoir affected by release of mercury from a chlor-alkali plant[J]. Water Research， 49：391-405.

Brennecke D， Duarte B， Paiva F， et al， 2016. Microplastics as vector for heavy metal contamination from the marine environment[J]. Estuarine Coastal and Shelf Science， 178：189-195.

Chakraborty P， Ramteke D， Chakraborty S， 2015. Geochemical partitioning of Cu and Ni in mangrove sediments： relationships with their bioavailability[J]. Marine Pollution Bulletin， 93（1/2）：194-201.

Deng J， Zhang J， Yin H， et al， 2020. Ecological risk assessment and source apportionment of metals in the surface sediments of river systems in Lake Taihu Basin， China[J]. Environmental Science and Pollution Research， 27：25943-25955.

Dong Y， Gao M， Song Z， et al， 2020. As（III） adsorption onto different-sized polystyrene microplastic particles and its mechanism[J]. Chemosphere， 239：124792.

Gallo L， Anna C， Loppi S， et al， 2014. Element concentrations in the lichen Pseudevernia furfuracea （L.） Zopf transplanted around a cement factory （S Italy）[J]. Ecological Indicators， 46（11）：566-574.

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

Harrison R M， Tilling R B， Romero M S C， et a1， 2003. A study of trace metals and polycyclic aromatic hydrocarbons in the roadside environment[J]. Atmospheric Environment， 37（17）：2391-2402.

Islam M S， Ahmed M K， Raknuzzaman M， et al， 2015. Heavy metal pollution in surface water and sediment： a preliminary assessment of an urban river in a developing country[J]. Ecological Indicators， 48：282-291.

Karami A， Romano N， Galloway T， et al， 2016. Virgin microplastics cause toxicity and modulate the impacts of phenanthrene on biomarker responses in African catfish （Clarias gariepinus）[J]. Environmental Research， 151：58-70.

Kutralam-Muniasamy G， Pérez-Guevara F， Martínez I E， et al， 2021. Overview of microplastics pollution with heavy metals： analytical methods， occurrence， transfer risks and call for standardization[J]. Journal of Hazardous Materials， 415：125755.

Macdonald D D， Ingersoll C G， Berger T A， 2000. Development and evaluation of consensus-based sediment quality guidelines for freshwater ecosystems[J]. Archives of Environmental Contamination and Toxicology， 39（1）：20-31.

Mohiuddin K M， Zakir H M， Otomo K， et al， 2010. Geochemical distribution of trace metal pollutants in water and sediments of downstream of an urban river[J]. International Journal of Environmental Science and Technology， 7（1）：17-28.

Naqash N， Prakash S， Kapoor D， et al， 2020. Interaction of freshwater microplastics with biota and heavy metals： a review[J]. Environmental Chemistry Letters， 18：1813-1824.

Olowoyo J O， Mugivhisa L L， Busa N G， 2015. Trace metals in soil and plants around a cement factory in Pretoria， South Africa[J]. Polish Journal of Environmental Studies， 24（5）：2087-2093.

Suresh G， Ramasamy V， Meenakshisundaram V， et al， 2011. Influence of mineralogical and heavy metal composition on natural radionuclide contents in the river sediments[J]. Applied Radiation and Isotopes， 69（10）：1466-1474.

Vareda J P， Valente A J， Dur?es L， 2019. Assessment of heavy metal pollution from anthropogenic activities and remediation strategies： a review[J]. Journal of Environmental Management， 246：101-118.

Wang R， Xia W T， Eggleton M A， et al， 2022. Spatial and temporal patterns of heavy metals and potential human impacts in Central Yangtze lakes， China[J]. Science of the Total Environment， 820：153368.

Wierzbicka M， Bemowskakalabun O， Gworek B， et al， 2015. Multidimensional evaluation of soil pollution from railway tracks[J]. Ecotoxicology， 24（4）：805-822.

（責(zé)任編輯" "熊美華）

Distribution and Ecological Risk of Heavy Metals in Sediments

of the Zhangdu Lake Water System

DONG Chun1， ZHANG Dong‐ya2， LIU Hong‐gao1， CHEN Wei1， ZHAO Yuan1， YANG Zhi1

（1. Key Laboratory of Ecological Impacts of Hydraulic-projects and Restoration of Aquatic Ecosystem

of Ministry of Water Resources， Institute of Hydroecology， Ministry of Water Resources

and Chinese Academy of Sciences， Wuhan" "430079， P.R. China;

2. Beijing Engineering Corporation Limited， Power China， Beijing 100024， China）

Abstract： Zhangdu Lake is the epitome of lake evolution in the middle and lower reaches of the Yangtze River. Understanding heavy metal pollution in Zhangdu Lake and the environmental risks they pose provides basic data for risk assessment and the prevention and control of heavy metal pollution in Zhangdu Lake and other lakes in the middle and lower reaches of Yangtze River. In this study， we determined the concentrations of eight heavy metals （ Cr， Mn， As， Ni， Cu， Zn， Cd and Pb） in sediments from the Zhangdu Lake system and identified the heavy metals adsorbed by microplastics. The pollution status and ecological risk of heavy metals in sediments were then evaluated using the pollution load index （IPL） and potential ecological risk index （IR）. In July 2022， sediments in the Zhangdu Lake system were collected for the determination of the eight heavy metals and the analysis of heavy metals adsorbed by microplastics at 11 sampling sites， located in the isolated lakes， connecting waterways and the adjacent Yangtze mainstream and tributaries. Results show that the heavy metal concentrations in sediments varied according to aquatic system type in the Zhangdu Lake system， decreasing in the following order： Yangtze mainstream and tributaries gt; connecting waterways gt; isolated lakes. The heavy metals mainly adsorbed by microplastic surfaces included Zn， Ag， and Sn， and the concentrations of Zn and Ag were much higher， comprising 20.01% and 8.49% of the adsorbed metals. Ecological risk assessment revealed that the average value of IPL for the Zhangdu Lake system was 1.15， indicating a moderate pollution level， and the average value of IR was 78.96， indicating a low pollution level. The comprehensive evaluation results indicated that heavy metal pollution in the sediments of the Zhangdu Lake water system was at a low-moderate level. In addition， the pollution degree and ecological risk in the mainstream and tributaries of Yangtze River were higher than those in connecting waterways and isolated lakes. The distribution and pollution pattern of heavy metals were primarily affected by the surrounding environment， human activities and hydrological conditions in the study area.

Key words： sediment; heavy metal; microplastics; ecological risk; Zhangdu Lake water system