京杭運(yùn)河鎮(zhèn)江—無錫段沉積物不同粒徑顆粒物鎘的分布、吸附及影響因素

萬可可， 易齊濤，2*， 王聰慧， 卜陽時(shí)嬌

(1.安徽理工大學(xué)地球與環(huán)境學(xué)院,淮南 232001;2.中國水利水電科學(xué)研究院流域水循環(huán)模擬與調(diào)控國家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室,北京 100038)

由于人為活動(dòng)的影響，中國許多水體，如河流、湖泊、水庫、河口或近海環(huán)境都受到了不同程度的重金屬污染，由其而來的生態(tài)環(huán)境效應(yīng)備受關(guān)注。在諸多的重金屬元素中，鎘(Cd)金屬有著很強(qiáng)的毒害作用，對(duì)人體各個(gè)器官都具有不同程度的毒性效應(yīng)，其在重金屬生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)中的毒性效應(yīng)系數(shù)也較大[1]。Cd在自然水體中濃度一般較低，大部分富集在水體底部的沉積物中，其在特定的環(huán)境條件下經(jīng)過沉積物-水界面釋放進(jìn)入水體和食物鏈，影響生態(tài)系統(tǒng)的健康[2]。

在金屬元素沉積物-水界面的交換過程中，沉積物再懸浮起著非常重要的作用，特別是在水動(dòng)力頻繁擾動(dòng)的水體，如淺水湖泊、運(yùn)河、河口等[3- 4]，相關(guān)研究表明，再懸浮能夠使得沉積物中重金屬在顆粒物-水體之間發(fā)生再分配或存在形態(tài)上的轉(zhuǎn)化，從而引起潛在的生態(tài)環(huán)境效應(yīng)[5]。作為沉積物的基本組成部分，顆粒物在沉積物再懸浮過程中首先會(huì)發(fā)生粒徑分選，粗顆粒很快沉降到底部，而懸浮起來的細(xì)顆粒則在水體中可能停留數(shù)小時(shí)至數(shù)天，進(jìn)而產(chǎn)生不同于粗顆粒物的遷移轉(zhuǎn)化行為[6]。一方面，不同粒徑顆粒物對(duì)外源重金屬污染源輸入可能會(huì)存在不同程度的富集；另一方面，沉積物擾動(dòng)釋放的重金屬也可能會(huì)在不同粒徑的顆粒物間重新達(dá)到平衡，這均會(huì)引起重金屬在不同粒徑顆粒物之間的分配差異。

從環(huán)境意義上看，細(xì)顆粒吸附重金屬能力較強(qiáng)且易于遷移進(jìn)入受納水體，特別是在風(fēng)浪擾動(dòng)導(dǎo)致沉積物再懸浮頻繁發(fā)生的淺水湖泊，細(xì)顆粒物因其更長的懸浮時(shí)間，其潛在的生態(tài)環(huán)境效應(yīng)不容忽視[4]。前人相關(guān)研究主要將沉積物作為均相物質(zhì)進(jìn)行處理，但在擾動(dòng)懸浮分選較為頻繁的水體，相關(guān)研究較為缺乏。以頻繁懸浮的運(yùn)河沉積物為研究對(duì)象，通過粒徑分選而來的Cd在不同粒徑顆粒物上的分布特征和規(guī)律，進(jìn)而通過對(duì)不同粒徑顆粒物的吸附行為進(jìn)行研究來分析其賦存差異的主要驅(qū)動(dòng)力或影響因素，為后續(xù)研究再懸浮作用下Cd的遷移轉(zhuǎn)化行為及相關(guān)生態(tài)環(huán)境效應(yīng)提供前期基礎(chǔ)。

1 材料和方法

1.1 沉積物樣品采集和顆粒物分級(jí)分離

研究河流為京杭大運(yùn)河的鎮(zhèn)江—無錫段(圖1)，由于運(yùn)河水深較淺，加上密集的航運(yùn)活動(dòng)，運(yùn)河表層沉積物受到了較為強(qiáng)烈而頻繁的擾動(dòng)，同時(shí)研究河段位于社會(huì)經(jīng)濟(jì)發(fā)達(dá)的太湖流域，城市化和工業(yè)化程度高，存在重金屬污染和潛在的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)[7]。在該河段的上、中、下游分別設(shè)置J3、J2、J1三個(gè)采樣點(diǎn)分析沉積物Cd的含量水平。利用彼得森重力取樣器，在設(shè)定的采樣點(diǎn)隨機(jī)采集3份表層沉積物樣品，現(xiàn)場(chǎng)去除貝類、枯枝落葉等雜物后混合均勻并裝入聚乙烯袋密封，然后及時(shí)運(yùn)回實(shí)驗(yàn)室保存和分析。

圖1 京杭運(yùn)河鎮(zhèn)江市—無錫市段沉積物取樣點(diǎn)位置Fig.1 Location of sediment sampling sites in Zhenjiang-wuxi section of Beijing-Hangzhou Canal

以J2站點(diǎn)為代表，結(jié)合土壤/沉積物粒徑定義并考慮各粒徑組在水柱中的沉降時(shí)間差異，將表層沉積物樣品分離出5個(gè)顆粒物粒徑組，其范圍分別為<5 (黏粒)、5～10(細(xì)粉粒)、10～30(中粗粉粒)、30～50 (粗粉粒)、50～150 μm(細(xì)砂粒)。50～150 μm顆粒物采用篩分法(100目尼龍篩)分離，<50 μm顆粒物根據(jù)Stokes沉降原理采用濕式沉降法結(jié)合離心法進(jìn)行顆粒物分級(jí)分離，具體步驟如下：原泥經(jīng)300目尼龍篩初篩后篩上沉積物分出50～150 μm顆粒物，然后篩下沉積物逐步利用濕沉降法分離粉粒和黏粒。將剩余懸液置于1 000 mL量筒中，加入去離子水將液面高度控制在30 cm處，根據(jù)Stokes沉降公式計(jì)算5 μm顆粒物沉降時(shí)間，擾動(dòng)懸浮顆粒物并進(jìn)行相應(yīng)時(shí)間的沉降，離心上清液獲得<5 μm的顆粒物；將沉降顆粒物擾動(dòng)懸浮并重復(fù)上述步驟，進(jìn)一步完成5～10、10～30、30～50 μm 等粒徑組顆粒物的分離[6]。粉粒分離完成后使用Mastersizer 2000激光粒度分析儀對(duì)沉積物樣品的粒度進(jìn)行分析，從而保證了沉積物粒徑分離的有效性。沉積物原樣和5個(gè)粒徑沉積物樣品在自然條件下風(fēng)干并過篩留存以備分析和研究。

1.2 沉積物/顆粒物Cd的含量及相關(guān)理化指標(biāo)分析

準(zhǔn)確稱取3個(gè)采樣點(diǎn)0.5 g原樣及J2采樣點(diǎn)不同粒徑組的沉積物樣品，采用HF-HNO3-HClO4法消解后利用TAS-990原子吸收分光光度計(jì)(北京普析通用)測(cè)定Cd的含量，同時(shí)以土壤標(biāo)準(zhǔn)樣品(GBW-07403)為對(duì)照進(jìn)行質(zhì)量控制，每個(gè)樣品設(shè)置3個(gè)平行，保證提取與分析的誤差控制在20%之內(nèi)。此外，還分析了可能影響金屬賦存與吸附相關(guān)的理化指標(biāo)，可氧化有機(jī)質(zhì)(OM)、非晶質(zhì)鐵氧化物(Feo)、非晶質(zhì)鋁氧化物(Alo)和游離鐵氧化物(Fed)、游離鋁氧化物(Ald)。OM用重鉻酸鉀氧化-外加熱法后用分光光度法測(cè)定，非晶質(zhì)態(tài)鐵鋁氧化物用草酸-草酸銨緩沖液提取，游離態(tài)鐵鋁氧化物用連二亞硫酸鈉-檸檬酸鈉-碳酸氫鈉(DCB)溶液提取[8]后用原子吸收分光光度計(jì)法測(cè)定。

1.3 顆粒物Cd的吸附動(dòng)力學(xué)和等溫吸附研究

對(duì)J2點(diǎn)的5組粒徑顆粒物進(jìn)行Cd的吸附動(dòng)力學(xué)和等溫吸附實(shí)驗(yàn)，吸附動(dòng)力學(xué)和等溫吸附實(shí)驗(yàn)均在(25±1) ℃下進(jìn)行。吸附動(dòng)力學(xué)實(shí)驗(yàn)中，稱取(0.5±0.000 2)g沉積物樣品置于10.0 mg/L硝酸鎘的1 000 mL燒杯中，利用磁力攪拌持續(xù)攪拌，分別在1、2、5、10、30、60、120、180、360 min時(shí)取10 mL混合懸浮液后立即用0.45 μm針孔醋酸纖維素膜過濾器過濾，然后用原子吸收分光光度計(jì)測(cè)定濾液中Cd的濃度，根據(jù)初始濃度和平衡濃度的差值計(jì)算出沉積物吸附Cd的量。分別用準(zhǔn)一階和準(zhǔn)二階動(dòng)力學(xué)模型建立Cd吸附動(dòng)力學(xué)，具體動(dòng)力學(xué)方程[9]如式(1)、式(2)所示：

qt=qe(1-ek1/t)

(1)

(2)

式中：qe、qt分別為在平衡和時(shí)間t時(shí)沉積物的Cd吸附量，mg/g；k1為準(zhǔn)一階模型的速率常數(shù)，min-1；k2為準(zhǔn)二級(jí)吸附的速率常數(shù)，g/(mg·min)。

等溫吸附實(shí)驗(yàn)設(shè)置0、2、4、6、8、10、20 mg/L的Cd濃度梯度，將(0.025±0.000 2) g沉積物樣品置于25 mL含Cd溶液的50 mL離心管中，持續(xù)震蕩 6 h達(dá)到平衡后進(jìn)行離心，再將上清液用0.45 μm針孔醋酸纖維素膜過濾器過濾，然后用原子吸收分光光度計(jì)測(cè)定濾液中Cd的含量，并用與吸附動(dòng)力學(xué)相同的方法計(jì)算出沉積物吸附Cd的量。分別采用Langmuir模型和Freundlich模型擬合Cd的吸附等溫線，吸附等溫方程如式(3)、式(4)所示[10]：

qe=qmCe/(1/b+Ce)

(3)

(4)

式中：qe為平衡吸附量，mg/g；Ce為溶液的平衡濃度，mg/L；b為吸附平衡常數(shù)，L/mg；qm為吸附劑的最大吸附量，mg/g；kf為Freundlich等溫線常數(shù)，mg/g；n為異質(zhì)性因子，無量綱[11]。

2 結(jié)果與分析

2.1 河段沉積物Cd及其理化指標(biāo)含量研究

J1、J2、J3站點(diǎn)的沉積物中Cd含量為0.61～0.95 mg/kg(圖2)，從上游到下游點(diǎn)呈現(xiàn)減少的趨勢(shì)。J2采樣點(diǎn)5組分離出的顆粒物粒徑的中值粒徑d50分別為79.08、33.73、26.98、9.02、3.66 μm，均在Stokes沉降公式計(jì)算的理論粒徑范圍內(nèi)。除細(xì)沙組外(50～150 μm)，其余4組顆粒物上Cd的含量隨著粒徑的減小呈現(xiàn)增加的趨勢(shì)(圖3)，其中 5～10 μm和<5 μm粒徑組的顆粒物Cd的含量分別為1.47 mg/kg和1.67 mg/kg，遠(yuǎn)高于30～50、10～30 μm粒徑組，體現(xiàn)了運(yùn)河中細(xì)顆粒物對(duì)Cd元素的富集能力。沉積物相關(guān)理化指標(biāo)Fe、Al氧化物和OM含量總體上也隨粒徑減小呈增加的趨勢(shì)(表1)，

圖2 京杭運(yùn)河J1、J2、J3采樣點(diǎn)沉積物Cd的含量Fig.2 Content of Cd in sediments of three sampling sites at J1,J2 and J3 in Beijing-Hangzhou Canal

圖3 京杭運(yùn)河J2點(diǎn)分離的5組粒徑顆粒物中Cd含量Fig.3 Content of Cd in the five size groups of particles separated from Site J2 in Beijing-Hangzhou Canal

表1 京杭J2采樣點(diǎn)不同粒徑顆粒物理化指標(biāo)Table 1 Physical-chemical properties in sediments of site J2 in Beijing-Hangzhou Canal

其中OM和Cd的含量的分布類似，50～150 μm粒徑組出現(xiàn)例外，其OM的含量為0.76%，高于30～50 μm 組(0.31%)和10～30 μm組(0.60%)，<10 μm的兩組顆粒物OM的含量遠(yuǎn)高于其他粒徑組。

2.2 Cd在不同粒徑顆粒物上的吸附動(dòng)力學(xué)

準(zhǔn)一級(jí)動(dòng)力學(xué)和準(zhǔn)二級(jí)動(dòng)力學(xué)擬合的不同粒徑組顆粒物Cd吸附動(dòng)力學(xué)及其特征參數(shù)如圖4、表2所示。兩種動(dòng)力學(xué)方程的擬合度均較高，相關(guān)性系數(shù)R2分別為0.94～0.99、0.84～0.96。除 50～150 μm粒徑組顆粒物外，其余4組粒徑顆粒物對(duì)Cd的吸附均隨著粒徑的減少而增加，兩種動(dòng)力學(xué)擬合的qe分別為2.24～6.96、1.99～6.94 mg/g，最細(xì)顆粒物的吸附容量約為粗顆粒物(30～50 μm)吸附量的3倍。k1為0.01～0.21 min-1，k2為 0.97～4.57 g/(mg·min)，表現(xiàn)出沒有明顯增加或減少的趨勢(shì)。

圖4 京杭運(yùn)河J2點(diǎn)分離的5組粒徑顆粒物Cd吸附動(dòng)力學(xué)Fig.4 Cd for the five size groups of particles separated from site J2 in Beijing-Hangzhou Canal

表2 京杭運(yùn)河J2點(diǎn)分離的5組粒徑顆粒物Cd吸附的準(zhǔn)一級(jí)和準(zhǔn)二階動(dòng)力學(xué)參數(shù)Table 2 Parameters of pseudo first order and pseudo second order sorption on Cd for the five size groups of particles separated from site J2 in Beijing-Hangzhou Canal

注：qe[a]和qe[b]分別表示準(zhǔn)一級(jí)和準(zhǔn)二級(jí)動(dòng)力學(xué)的吸附量。

2.3 Cd在不同粒徑顆粒物上的吸附平衡

Langmuir模型和Freundlich模型擬合的不同粒徑組顆粒物Cd吸附平衡及特征參數(shù)如圖5、表3所示，二者擬合的相關(guān)性系數(shù)R2分別為0.97～0.99、0.99～1.00。與吸附動(dòng)力學(xué)一致，除50～150 μm的粒徑組顆粒物外，其余4組粒徑顆粒物對(duì)Cd的吸附均隨著粒徑的減少而增加。Langmuir模型中，qm為6.30～13.37 mg/g，<5 μm顆粒組吸附容量約為30～50 μm顆粒組的2倍；b為0.14～0.74 L/mg，<5 μm顆粒組約為30～50 μm顆粒組的5倍。Freundlich模型中，kf為1.18～5.61 mg/g，<5 μm顆粒組約為30～50 μm顆粒組的5倍；n為1.93～2.73，<5 μm顆粒組的n最高。

圖5 京杭運(yùn)河J2點(diǎn)分離的5組粒徑顆粒物Cd吸附平衡擬合情況Fig.5 Cd ddsorption isotherms for the five size groups of particles separated from site J2 in Beijing-Hangzhou Canal

表3 京杭運(yùn)河J2點(diǎn)分離的5組粒徑顆粒物Cd吸附的Langmuir和Freundlich模型參數(shù)Table 3 Cd adsorption parameters of Langmuir and Freundlich equations for the five size groups of particles separated from site J2 in the Beijing-Hangzhou Canal

2.4 影響因素相關(guān)性分析

不同粒徑顆粒物主要理化指標(biāo)與吸附特征參數(shù)相關(guān)性如表4所示。由表4可知，吸附動(dòng)力學(xué)參數(shù)中的qe[a]、qe[b]和吸附平衡參數(shù)中的b與顆粒物OM之間在0.05水平上呈顯著正相關(guān)，qm、kf與顆粒物OM之間在0.01水平上呈顯著正相關(guān)；吸附平衡參數(shù)的qm、b、kf與顆粒物的Feo之間在0.05水平上呈顯著正相關(guān)，而與顆粒物的Alo在0.01水平上呈顯著正相關(guān)；吸附動(dòng)力學(xué)參數(shù)qe[a]與Alo之間在0.01水平上呈顯著正相關(guān)，吸附動(dòng)力學(xué)參數(shù)qe[b]與Alo之間在0.05水平上呈顯著正相關(guān)。此外，理化參數(shù)OM、Feo、Fed、Alo、Ald相互之間存在顯著正相關(guān)性(P<0.05)或極顯著正相關(guān)性(P<0.01)，反映顆粒物吸附能力相關(guān)參數(shù)之間也存在顯著正相關(guān)性(P<0.05)或極顯著正相關(guān)性(P<0.01)，絕大多數(shù)參數(shù)之間的相關(guān)系數(shù)均在0.95以上，表明吸附參數(shù)和主要理化指標(biāo)OM及Fe、Al氧化物之間的有機(jī)聯(lián)系。

表4 不同粒徑顆粒物組吸附參數(shù)和理化性質(zhì)之間的Pearson相關(guān)系數(shù)Table 4 Pearson correlation coefficient between adsorption parameters and chemical properties among different size groups of particles

注：*表示在P<0.05的水平上呈顯著相關(guān)；**表示在P<0.01的水平上呈顯著相關(guān)。

3 討論

3.1 河段沉積物Cd的污染程度、空間分布規(guī)律及其對(duì)下游太湖的影響

Cd由于生態(tài)毒理性高受到廣泛關(guān)注。盡管存在地質(zhì)來源，但人為活動(dòng)排放通常認(rèn)為是造成其污染的主要原因。太湖流域城鎮(zhèn)化和工業(yè)化較高，各種金屬污染和潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)已經(jīng)有大量報(bào)道[12]。研究表明，太湖沉積物Cd的背景值為0.27 mg/kg，太湖沉積物中Cd含量為0.21～1.26 mg/kg[13]。京杭運(yùn)河鎮(zhèn)江-無錫段3個(gè)采樣點(diǎn)中，沉積物Cd含量為0.61～0.95 mg/kg，為太湖沉積物背景值含量的的2～3倍，根據(jù)Muller提出的地積累指數(shù)法[14]，3個(gè)采樣點(diǎn)沉積物Cd的地累積指數(shù)為0.59～1.23，為輕度到偏中度污染。

從空間分布來看，從上游到下游研究河段沉積物Cd的含量逐漸降低，對(duì)比文獻(xiàn)[15]也發(fā)現(xiàn)在京杭運(yùn)河的鎮(zhèn)江—無錫段也存在上游沉積物Cd的含量要高于下游河段，特別是鎮(zhèn)江上游及沿江水系也存在沉積物Cd的含量較高的情況，這可能和當(dāng)?shù)氐墓I(yè)分布有關(guān)，如水泥、電鍍、冶煉等工業(yè)產(chǎn)生的污水以及大量的固體廢棄物和磷肥在農(nóng)業(yè)上的大量施用是產(chǎn)生鎘污染的主要來源[16]，查閱相關(guān)資料發(fā)現(xiàn)上游鎮(zhèn)江及沿江均有多家電鍍、冶煉、水泥企業(yè)，這些行業(yè)污水的排放可能是導(dǎo)致上游河段沉積物Cd的含量較高的主要原因所在。

此外，太湖流域大量流向錯(cuò)綜復(fù)雜的平原河網(wǎng)。主要通過分布眾多的閘門調(diào)節(jié)長江和太湖的水交換，其中京杭運(yùn)河是太湖水量出入湖的主干通道之一，在望虞閘建立后，平水或枯水期西北部沿江口門引水經(jīng)過京杭運(yùn)河后從太湖西北部的諸多入湖河流(太滆運(yùn)河和漕橋河等)進(jìn)入太湖，其入湖水量能夠占到全湖入湖水量的20%左右，同時(shí)西北部地區(qū)也是太湖流域污染最為嚴(yán)重的區(qū)域，與之相鄰的西北部湖區(qū)各類污染物濃度也較高[17-18]，因此，京杭運(yùn)河作為太湖西北部入湖的主要通道，沿江城市工業(yè)來源的Cd富集在周圍的河流中，在航運(yùn)作用的不斷擾動(dòng)下，顆粒物不斷再懸浮并攜帶較高含量的Cd并不斷向下游輸運(yùn)并沉積在臨近的西北部湖區(qū)，從而導(dǎo)致京杭運(yùn)河臨近的竺山灣、梅梁灣和貢湖灣幾個(gè)湖灣沉積物Cd含量在全湖中最高[13]，可能主要受細(xì)顆粒物輸送的影響。

3.2 Cd在不同粒徑顆粒物上的分布規(guī)律和主要影響因素

沉積物在擾動(dòng)懸浮過程中，金屬元素會(huì)在顆粒物-水界面形成新的平衡并在顆粒物上進(jìn)行再分配[19]，但此前相關(guān)研究主要很少考慮沉積物中顆粒物異質(zhì)性的問題，特別是水動(dòng)力擾動(dòng)頻繁的水體中，顆粒物反復(fù)發(fā)生分選，進(jìn)而可能引起重金屬在不同顆粒物之間的再分配問題。研究以J2站點(diǎn)為代表，對(duì)其沉積物進(jìn)行再懸浮分離出5組不同粒徑的顆粒物，發(fā)現(xiàn)隨著粒徑的減小，顆粒物上Cd的含量呈現(xiàn)增加的趨勢(shì)，暗示頻繁再懸浮對(duì)Cd在不同粒徑顆粒物之間再分配的重要作用。對(duì)不同粒徑顆粒物吸附研究則進(jìn)一步證實(shí)了細(xì)顆粒物具有更強(qiáng)的Cd的吸附能力，這與其在顆粒物上含量分布的規(guī)律一致。在沉積物中，有機(jī)質(zhì)、鐵錳氧化物、黏土礦物等通常是金屬賦存及吸附行為的主要影響因素[20]，隨著粒徑的逐漸減小，其有機(jī)質(zhì)含量、鐵錳氧化物和黏土含量逐漸增加，因而對(duì)Cd的吸附能力也可能呈現(xiàn)逐漸增強(qiáng)的趨勢(shì)，表現(xiàn)為qm、b、kf等吸附能力參數(shù)與它們之間的顯著或極顯著正相關(guān)關(guān)系。野外相關(guān)調(diào)查研究也表明，不同區(qū)域采樣點(diǎn)沉積物中重金屬含量和形態(tài)不同，對(duì)重金屬的吸附能力也有所不同，沉積物粒度變化對(duì)其重金屬元素的含量產(chǎn)生直接影響[21]。值得指出的是，50～150 μm顆粒物組Cd的含量及吸附特征有所例外，主要是因?yàn)楹Y分的過程中為了避免對(duì)顆粒物理化性質(zhì)的破壞而沒有進(jìn)行前處理，在篩分物中附有較多的有機(jī)成分或相似粒徑的有機(jī)物，這可能造成了50～150 μm粒徑組對(duì)Cd吸附略為偏高而不隨粒徑減小的結(jié)果(表1)。此外，盡管在Cd的含量、吸附參數(shù)和OM、鐵鋁氧化物之間存在顯著關(guān)系，由于沉積物Cd含量較低，研究過程中并沒有對(duì)其賦存形態(tài)進(jìn)行分析，后續(xù)研究中可以通過對(duì)不同顆粒物中Cd的結(jié)合形態(tài)，更加準(zhǔn)確揭示細(xì)顆粒富集Cd的機(jī)制。

從具體的顆粒物Cd吸附動(dòng)力學(xué)過程來看，以表面吸附為主的初始階段反應(yīng)迅速[22]，30 min左右逐漸趨于平穩(wěn)，180 min左右吸附的飽和量達(dá)99%以上。值得指出的是，動(dòng)力學(xué)吸附快慢的參數(shù)k1、k2并沒有表現(xiàn)出與粒徑的顯著相關(guān)性，由于顆粒物對(duì)Cd的吸附極快，一般在幾分鐘內(nèi)即可完成大部分的吸附，受取樣時(shí)間限制，實(shí)驗(yàn)過程中可能并不能很好獲得各組粒徑之間吸附快慢的差異。然而，顆粒物對(duì)Cd快速吸附則充分表明再懸浮分配過程中，不管是外源輸入還是來自于沉積物的釋放，Cd都會(huì)在短時(shí)間內(nèi)在顆粒物間達(dá)到分配平衡并向細(xì)顆粒物上富集。

3.3 潛在的生態(tài)環(huán)境效應(yīng)分析

顆粒物再懸浮和分選除了會(huì)導(dǎo)致Cd在不同粒徑顆粒物之間的分配，細(xì)顆粒物成為Cd的重要賦載體，同時(shí)其在水動(dòng)力擾動(dòng)下易于向下游遷移和沉積。太湖作為受納的湖泊水體，同樣會(huì)因?yàn)轱L(fēng)浪的頻繁擾動(dòng)而發(fā)生再懸浮作用，再懸浮對(duì)污染物質(zhì)特別是重金屬的遷移有著重要的影響[23]，其中顆粒物分選對(duì)重金屬的分配和平衡也可能存在重要影響，特別是沉積物作為污染“源”的作用及其相關(guān)生態(tài)環(huán)境效應(yīng)需要進(jìn)一步加以深入研究。沉積物重金屬的釋放主要受到氧化還原電位、pH環(huán)境及生物因素等多方面的影響。從形態(tài)上看，沉積物Cd主要以碳酸鹽結(jié)合態(tài)或鐵錳氧化態(tài)存在[24]，再懸浮過程中，pH環(huán)境特別是氧化還原電位也會(huì)發(fā)生相應(yīng)變化，特別是細(xì)顆粒物上由于鐵氧化物及Cd差異，在變化的環(huán)境條件下也可能會(huì)對(duì)其遷移和潛在的生態(tài)環(huán)境風(fēng)險(xiǎn)有顯著的影響。此外，再懸浮頻繁的水體中，細(xì)顆粒物也由于在水體中具有更長的停留時(shí)間，也可能通過濾食進(jìn)入食物鏈，造成潛在的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)。因此，再懸浮粒徑分選導(dǎo)致的Cd或其他重金屬分配平衡及生態(tài)環(huán)境風(fēng)險(xiǎn)相關(guān)研究在未來可能需要進(jìn)一步加強(qiáng)。

4 結(jié)論

(1)京杭運(yùn)河鎮(zhèn)江—無錫段沉積物Cd的含量范圍為0.64～0.97 mg/kg，受到了一定程度的污染，空間上從上游到下游呈現(xiàn)逐漸降低的趨勢(shì)。

(2)在運(yùn)河頻繁再懸浮的作用下，沉積物顆粒物粒徑分組研究顯示Cd含量有向細(xì)顆粒物富集的趨勢(shì)，<5 μm顆粒物Cd含量為1.67 mg/kg，達(dá)到中度污染程度。

(3)吸附實(shí)驗(yàn)進(jìn)一步證實(shí)細(xì)顆粒物有更強(qiáng)的Cd吸附能力，有機(jī)質(zhì)含量、非晶質(zhì)鐵氧化物和鋁氧化物在細(xì)顆粒物上的富集可能是導(dǎo)致Cd在不同粒徑顆粒物上再分配的重要原因，為后續(xù)研究再懸浮水體中Cd的遷移轉(zhuǎn)化和生態(tài)環(huán)境效應(yīng)提供了前期基礎(chǔ)。