草海为贵州岩溶地质背景发育高原湿地湖泊，处在黔西北铅锌矿富集带，重金属具有地质高背景属性，沉积物中重金属明显地高出背景值数倍至数百倍，其中以Cd、Hg富集最为严重，是区域重金属污染的关键因素。沉积物中重金属的赋存形态特征是研究重金属来源和生物有效性的重要信息（Adamo P.,etal.2014），其迁移能力与其赋存形态息息相关（Huang L.,etal.2013），重金属的赋存形态影响其在自然界的循环及生态毒性(Han C. M.,etal.2005)。草海表层沉积物中重金属的酸可溶解态(F1)、可还原态(F2)、可氧化态(F3)和残渣态(F5)这4种形态的赋存规律见表1，大部分元素具有相似的分布特征，即重金属主要来源于残渣态，其中Cr、Hg、Pb残渣态比例最高。未受人为污染的沉积物中重金属元素具有相对稳定的形态组成，而沉积物受到人为污染之后，重金属的前3种形态即有效态含量明显增加，其生物有效性增大(Davidson C. M.,etal,1994)，容易释放造成二次污染，对生态环境构成潜在危害(Chen S. Y.,etal.2001)。残渣态主要赋存于矿物晶格中，只有在风化过程才能释放，难以被生物吸收利用，一般认为对环境是安全的(Nemati K.,etal.2011).
Tab.1 草海沉积物重金属各形态含量，mg·kg
-1
| |
F1 |
F2 |
F3 |
F4 |
| As |
1.81±0.62 |
1.23±0.26 |
0.58±0.09 |
8.59±1.05 |
| Cd |
3.57±2.62 |
0.56±0.40 |
0.69±0.55 |
2.11±1.56 |
| Cr |
6.64±2.25 |
2.78±0.74 |
14.89±1.85 |
77.82±9.39 |
| Cu |
11.47±1.85 |
1.19±0.33 |
23.24±3.46 |
25.91±4.29 |
| Hg |
0.036 ±0.017 |
0.006±0.002 |
0.019±0.006 |
0.159±0.041 |
| Pb |
8.03±4.00 |
7.37±2.46 |
1.60±0.51 |
43.15±13.70 |
| Zn |
39.47±17.68 |
29.11±13.56 |
3.61±1.51 |
109.15±43.83 |
根据沉积物地质学理论，将残渣态重金属视为原生地球化学相，弱酸可提取态、可还原态、可氧化态称为次生地球化学相，次生相与原生相比值法（式1）根据重金属不同的存在形态对其环境稳定性进行评估，次生相所占的比例越大，对环境的潜在生态危害就越大。
RSP=
Msec/
Mprim
……………………………………（1）
草海沉积物中As、Cr、Hg、Pb、Zn次生相含量均小于原生相（RSP＜1），具有环境稳定性，可定义为环境无污染级别，Cu次生相与原生相比值为1.23~1.55范围，为环境轻污染级别，RSP-Cd介于1.76~3.13范围，其中21%的样本RSP-Cd＜2，为轻污染，RSP-Cd大于3的样本占9%，Cd中度污染的样本占70%。从全湖平均值角度来看，沉积物重金属环境不稳定性依次为Cd＞Cu＞Zn＞As＞Pb＞Hg＞Cr，与区域重金属相对背景值富集情况比，Zn、Hg、Pb虽然在总量上以高于背景值数倍，但在环境中以稳定形态存在，并未构成严重污染。
重金属的不同赋存形态产生不同的环境效应和生物毒性，因此结合总量和形态开展沉积物中重金属的环境效应评估，才能更全面、客观地反映重金属对环境的污染和潜在生态风险。
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