孫甜甜，田永靜，趙 煒，孫 康，姜 濤

(蘇州科技大學，蘇州 215009)

改革開放四十年來，中國經(jīng)濟得以飛速發(fā)展，伴隨的城鎮(zhèn)化水平也在不斷推進. 數(shù)據(jù)表明，近十年來，蘇州市生產(chǎn)總值一直處于全國前7位，產(chǎn)業(yè)聚集，人口富集，城鎮(zhèn)面積不斷擴大[1-2]. 隨著城市化進程的不斷加快，城市用地類型發(fā)生較大改變，下墊面透水面積比例驟減[3]，阻礙了水的自然循環(huán)過程，影響了原有的水文特征[4]. 另一方面，城市化和工業(yè)化進程也加速了有限資源的開發(fā)，造成了許多環(huán)境污染問題[5-6]. 工業(yè)化作為驅(qū)動建設用地擴張的重要動力[7]，隨著第二產(chǎn)業(yè)比重增長[8]，土地利用方式發(fā)生了巨大的變化，環(huán)境壓力和環(huán)境污染水平也逐年升高，導致生態(tài)環(huán)境惡化、生態(tài)系統(tǒng)退化等生態(tài)問題頻發(fā)[9]. 蘇州市作為長三角經(jīng)濟帶的核心區(qū)域，工業(yè)化和城鎮(zhèn)化進程較快，同樣面臨著社會快速發(fā)展與環(huán)境承載力的矛盾這一困境. 其中降雨徑流作為產(chǎn)生非點源污染的主要方式，攜帶了大量來自大氣沉降、路面及屋面、管道沉積物中的重金屬隨雨水徑流遷移轉(zhuǎn)化，最終匯入受納水體[10]. 河道中的重金屬不僅會對水生生物造成直接的負面效應，同時可在微生物作用下轉(zhuǎn)化為毒性更高的重金屬形態(tài)，沿著食物鏈進行富集、放大，最終對人類健康帶來潛在的威脅[11]，因此對降雨徑流中重金屬含量進行生態(tài)風險評價是切實必要的. 然而，目前的生態(tài)風險評價多為研究水域中污染物濃度及分布，研究對象多為海洋、湖泊等水體及沉積物[12-17]，缺少對不同用地類型中降雨徑流所攜帶的重金屬風險評價的研究.

生態(tài)風險評價(ecological risk assessment，ERA)是在特定的污染物暴露濃度下，對生態(tài)系統(tǒng)或其組分中出現(xiàn)不利因素的可能性和危害性進行評估，判斷其不利影響的概率和大小. 其中物種敏感性分布(species sensitivity distribution，SSD)法是一種置信度較高的統(tǒng)計學外推法，目前已廣泛應用于污染物質(zhì)的生態(tài)風險評價和水質(zhì)基準的推導. 王宏偉等[15]基于重金屬的SSD曲線，采用風險商(RQ)法對天津渤海灣表層水體中重金屬濃度進行生態(tài)風險評價，發(fā)現(xiàn)研究區(qū)域內(nèi)重金屬濃度均滿足Ⅰ類或Ⅱ類海水水質(zhì)標準，然而水體中Zn和Cu濃度將對水生生物造成不利影響，認為我國現(xiàn)行的《海水水質(zhì)標準》低估了Zn和Cu對生態(tài)環(huán)境的影響；杜建國等[16]構(gòu)建了8種常見重金屬的SSD曲線，結(jié)果表明重金屬對所研究的海洋生物全部物種HC5值的排序為Pb>Mn>Zn>Cr>Cu>Hg>Cd>As；孔祥臻等[17]通過構(gòu)建6種常見重金屬的SSD曲線對淡水生物的生態(tài)風險進行評估，認為Cu對淡水生物的生態(tài)風險最高，其HC5值為4.50 μg/L，Mn的毒性相對較小，其HC5值為109.70 μg/L；Ma等[18]以根菜為例，基于食品質(zhì)量標準推導出土壤中鎘的閾值，并利用SSD法進行健康風險評估，在弱酸性(pH 5.5～6.5)、有機碳含量為20 g/kg的土壤中，鎘的HC5值為0.46 μg/L. 穆景利等[19]應用SSD模型分析比較了基于不同毒性數(shù)據(jù)推導的鎘、鉛、狄氏劑和馬拉硫磷的預測無效應濃度(predicted no-effect concentration，PNEC)值的差異性和相關性，發(fā)現(xiàn)淡水生物的毒性數(shù)據(jù)的引入可能會對部分海洋生物造成“過保護”或“欠保護”現(xiàn)象；李政等[20]搜集一系列污染物對泥鰍的急性毒性數(shù)據(jù)，通過構(gòu)建SSD曲線判斷泥鰍對不同污染物質(zhì)的敏感程度，結(jié)果表明，Cu2+對泥鰍表現(xiàn)為劇毒級污染物，而Ni2+表現(xiàn)為中等毒級污染物，泥鰍對其有較好的耐受性；張云慧等[21]測定糙米中Cd、Pb、Cu和Zn的濃度，研究表明Cd和Pb含量的超標率較高，是稻米中主要污染物，通過Bur Ⅲ分布擬合SSD曲線，得出保證95%水稻不超標的土壤中重金屬Cd和Pb的有效態(tài)含量限值為0.02、0.005 mg/kg.

本文通過選取蘇州市不同用地類型作為研究區(qū)域，對蘇州雨水徑流中Cu、Zn和Pb 3種重金屬濃度進行分析和總結(jié)，基于毒性數(shù)據(jù)的SSD曲線和實測濃度，計算不同用地類型中3種重金屬的風險商(RQ)并作分析與比較，評價蘇州降雨徑流中重金屬污染的生態(tài)風險，旨在為中國水體重金屬污染的風險管理和風險評價提供科學的理論依據(jù).

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)域概況

本研究的區(qū)域為蘇州市中心區(qū)域內(nèi)婁江污水廠、城東污水廠、福星污水廠的服務范圍，如圖1所示的紅色區(qū)域，總面積100.8 km2，該研究區(qū)域人口密集、河網(wǎng)密布，名勝古跡、幽宅小巷眾多，集居住、商貿(mào)、旅游于一體，是最具蘇州特色的區(qū)域.

用地類型對重金屬在地表灰塵與土壤中的積累有較明顯的差異[22-23]. 如在工業(yè)區(qū)、商業(yè)區(qū)和高密度人口居住區(qū)產(chǎn)生徑流中其重金屬濃度高于綠化區(qū)和低密度人口居住區(qū). 本研究選擇的典型用地類型為商業(yè)區(qū)、住宅區(qū)、歷史文化保護區(qū)、文教區(qū). 經(jīng)過實地考察和管網(wǎng)信息勘探，每個用地類型設置1～2個監(jiān)測點，共計7個監(jiān)測點：邵磨針巷(邵)、闊巷(闊)、肖家巷(肖)、南石子街(南)、彩香二村(彩)、尚運苑(尚)和環(huán)境學院(環(huán)). 表1列出了各監(jiān)測點的綜合信息. 各監(jiān)測點均具有較好的代表性，在監(jiān)測點附近(<1 km)設置了3個雨量監(jiān)測點，徑流監(jiān)測點和雨量監(jiān)測點布局如圖1所示，整體呈東北-西南的對角線排布.

表1 蘇州城區(qū)降雨徑流采樣監(jiān)測點匯總*

*本文徑流系數(shù)估算依據(jù)《室外排水設計規(guī)范》(GB 50014-2006).

圖1蘇州城區(qū)降雨徑流采樣監(jiān)測點布局Fig.1 Layout of rainfall runoff sampling sites in Suzhou

1.2 樣品采集與分析

為確定蘇州城區(qū)雨水徑流對受納水體重金屬污染的貢獻率，本文的調(diào)查分析工作重點放在終端采樣，在接近排水系統(tǒng)出口的窨井采集徑流樣品，在形成徑流后按初密后疏時間間隔采集徑流水質(zhì)過程線樣品，一般采樣間隔在5～20 min. 樣品采集于2018年6月開始進行，采集的水樣置于聚乙烯瓶中并運回實驗室于4℃保存，盡快完成樣品分析.

除收集徑流雨水外，在晴天對4種用地類型的不透水路面進行顆粒物收集. 使用尼龍毛刷采集路面顆粒物，裝入聚乙烯自封袋帶回實驗室. 每個監(jiān)測點以多點采樣的方法組成混合樣.

根據(jù)《水和廢水監(jiān)測分析方法》(第四版)[24]，通過火焰原子吸收分光光度計(AA6300型，島津(上海)實驗器材有限公司)測定Cu、Zn和Pb的重金屬濃度.

首先對采集的雨水樣和路面顆粒進行不同的預處理：對過濾前后的徑流水樣及路面顆粒物(總態(tài))進行加酸消解，采用Tessier[25]于1945年提出的化學試劑分部提取法對路面顆粒物進行預處理. 經(jīng)由上述不同的預處理之后，用火焰原子吸收分光光度計測定，分別獲得徑流水樣中總重金屬濃度、溶解態(tài)重金屬含量、顆粒物中總重金屬濃度、顆粒物中水溶態(tài)和弱酸提取態(tài)的重金屬濃度. 其中，Cu、Pb濃度的測定采用APDC-MIBK萃取火焰原子吸收法，Zn濃度的測定采用直接吸入火焰原子吸收法.

1.3 重金屬生態(tài)風險評價

本研究采用《地表水環(huán)境質(zhì)量標準》(GB 3838-2002)、物種敏感性分布法(SSD)以及風險商(RQ)對重金屬的生態(tài)風險進行評價. 采用圖2所示的技術(shù)路線進行研究.

圖2 降雨徑流重金屬生態(tài)風險評價流程Fig.2 Ecological risk assessment process of heavy metals in rainfall runoff

表2 國家《地表水環(huán)境質(zhì)量標準》中 重金屬濃度的標準值(mg/L)

根據(jù)《地表水環(huán)境質(zhì)量標準》(GB 3838-2002)，按地表水水域環(huán)境功能和保護目標的要求由高到低地，將水質(zhì)依次分為5類，標準值見表2.

本文參考的毒理數(shù)據(jù)、評價物種數(shù)量、HC5值源自劉昔等[26]構(gòu)建的Cu、Zn、Pb的SSD曲線. 該研究采用的重金屬急性毒理數(shù)據(jù)源于美國EPA ECTOX數(shù)據(jù)庫(http://www.epa.gov/ecotox)，其中Cu、Zn和Pb的毒理數(shù)據(jù)數(shù)量分別為16、21、21個. 選擇全部物種(不分組)的數(shù)據(jù)進行擬合SSD曲線，物種包括藻類、魚類、甲殼類、軟體動物、蠕蟲以及其他無脊椎動物. 根據(jù)劉昔等[26]的研究結(jié)果，分別獲得第5百分位點所對應的毒性濃度(hazard concentration，HC5)，其意義為可保證生態(tài)系統(tǒng)中95%的物種不受影響的最大污染物濃度[27]. 預測無效應濃度(PNEC)為HC5與評價因子(assessment factor，AF)的比值. 根據(jù)歐盟風險評價技術(shù)指南[28]確定合適的AF取值，本文根據(jù)所選取的SSD曲線中包含的物種數(shù)量、毒性數(shù)據(jù)及模型擬合的優(yōu)勢度，取AF=2.

PNEC=HC5/AF

(1)

RQ是實測環(huán)境濃度(measure environment concentration，MEC)與PNEC的比值，其比值大小決定生態(tài)風險影響程度[29].RQ<0.1為低等生態(tài)風險；0.1≤RQ≤1為中等生態(tài)風險；RQ>1為高等生態(tài)風險. 在降雨徑流過程中，用事件平均濃度(event mean concentration，EMC)值作為實測環(huán)境濃度(MEC)，更能代表整個區(qū)域降雨過程的情況. 考慮到采集的徑流水樣中摻雜著路面顆粒物且重金屬不同的賦存形態(tài)對水生生物的影響差異，僅以徑流水樣中總重金屬濃度來計算生態(tài)風險是片面的. 而存在于徑流水樣中水相的重金屬易被生物攝取并利用，且顆粒物中以水溶態(tài)與弱酸提取態(tài)形式存在的重金屬由于其鍵合微弱，易于與上層水體交換，同樣也具有生物有效性. 因此，為有效的體現(xiàn)徑流水樣中重金屬的生態(tài)風險，選取具有生態(tài)有效性的重金屬含量(MECE)，即MECE由以下部分組成：溶解態(tài)重金屬含量及以水溶態(tài)和弱酸提取態(tài)形式存在的顆粒態(tài)重金屬含量.

RQ=MECE/PNEC

(2)

(3)

1.4 統(tǒng)計分析

本研究中的數(shù)據(jù)統(tǒng)計與分析工作主要依靠Microsoft Office Excel 2007等軟件來完成，采樣點示意圖、圖表則利用ArcGIS Desktop 9.3、Adobe PhotoShop CS6及Origin 9.0繪制而成. 本研究共獲得6次有效降雨事件，分別為降雨事件20180620、20180704、20180722、20181202、20190115及降雨事件20190227.

2 結(jié)果與討論

2.1 降雨徑流污染水平分析

2.1.1 重金屬濃度及分布特征 對全部監(jiān)測點重金屬濃度進行對數(shù)正態(tài)分布檢驗，檢驗結(jié)果如圖3. 由圖3可知，不同重金屬的對數(shù)概率均分布在95%置信區(qū)間內(nèi)，呈現(xiàn)出較好的線性分布，表明徑流重金屬EMC濃度具有較好的對數(shù)正態(tài)分布性，具備按統(tǒng)計方法使用中值或平均值分析討論的基礎. 剔除降雨事件20180704中在彩香二村采集的徑流水樣中Pb的異常值后，在采集的6次有效降雨事件中，彩香二村(住宅區(qū))、環(huán)境樓(文教區(qū))、肖家巷(歷史文化保護區(qū))和闊巷(商業(yè)區(qū))監(jiān)測點的采樣頻次高、數(shù)據(jù)齊全有效，能有效代表4種用地類型的降雨徑流情況. 因此，后續(xù)的分析以上述監(jiān)測點的結(jié)果為主.

圖3 不同重金屬對數(shù)正態(tài)概率分布Fig.3 Lognormal probability distribution of different heavy metals

降雨產(chǎn)生徑流的前提就是接觸集水面，不同用地類型上的集水面的材質(zhì)和性質(zhì)差異較大，這是影響重金屬濃度的關鍵因素. 由圖4的統(tǒng)計結(jié)果可見，Cu、Pb和Zn濃度在不同用地類型內(nèi)的分布存在一定差異. 其中，Cu濃度較高的位點集中在闊巷(商業(yè)區(qū))，其次為肖家巷(歷史文化保護區(qū))，在彩香二村(住宅區(qū))以及環(huán)境學院(文教區(qū))分布較少；Pb的高污染區(qū)位于闊巷，在其余3處監(jiān)測點的濃度較低；Zn的高污染區(qū)集中于肖家巷與闊巷，在彩香二村及環(huán)境學院的濃度較低. 經(jīng)比較得，闊巷受重金屬污染程度最為嚴重，其余3處監(jiān)測點均不同程度受到不同重金屬的污染.

按照我國《地表水環(huán)境質(zhì)量標準》(表2)，以單次有效降雨事件統(tǒng)計，Cu濃度普遍較低，4個監(jiān)測點處于Ⅰ類水質(zhì)和Ⅱ類水質(zhì)的比例各占50%；Zn濃度與Cu濃度大致相同，較集中于Ⅱ類水質(zhì)(54%)；而Pb濃度變化較大，從Ⅰ類水質(zhì)至劣Ⅴ類水質(zhì)均有涉及，特別是在降雨事件20190115的雨水徑流水樣中，Pb濃度普遍較高. 但若以統(tǒng)計結(jié)果的平均值為基礎，可以發(fā)現(xiàn)在蘇州城區(qū)的4個典型用地類型監(jiān)測點中，Zn、Cu濃度符合Ⅱ類水質(zhì)標準；Pb濃度超過Ⅴ類水質(zhì)標準，其中，闊巷的Pb濃度最高.

圖4 典型用地類型監(jiān)測點重金屬EMC值(n=71)Fig.4 The EMC values of heavy metals in different land use types (n=71)

2.1.2 重金屬賦存形式 以EMC值為基礎計算各監(jiān)測點收集的徑流樣品中重金屬濃度的分布特征. 如圖5所示，綜合來看，重金屬Zn污染物多以顆粒態(tài)存在，Cu和Pb的分布無明顯規(guī)律.

雖然4處監(jiān)測點中道路面積僅占監(jiān)測點匯水面積的28.25%左右，但其降雨徑流對水環(huán)境的重金屬濃度的貢獻率達35%～75%[30]. 路面灰塵來源廣泛，成分復雜且往往有多種賦存形態(tài). 通過測定路面顆粒中的水溶態(tài)及弱酸提取態(tài)，可更精確評價降雨徑流中重金屬對水環(huán)境的生態(tài)風險. 表3為各用地類型路面沉積物中重金屬的形態(tài)分布結(jié)果，由數(shù)據(jù)可知，單位質(zhì)量的顆粒物中重金屬含量的一般規(guī)律為Pb>Zn>Cu，但單位質(zhì)量的顆粒物中具有生物有效性的重金屬含量為Zn >Pb>Cu.

表3 各用地類型中顆粒物的重金屬賦存形態(tài)(mg/g)

圖5 不同重金屬平均濃度及存在形式占比Fig.5 The average concentrations and proportions of different heavy metals

2.2 用地類型對徑流雨水重金屬的貢獻研究

徑流雨水中重金屬來源分為自然源和包括城市發(fā)展建設、交通污染及生活污染的人為源. 據(jù)《蘇州市2018年環(huán)境質(zhì)量公報》顯示環(huán)境空氣質(zhì)量持續(xù)改善，蘇州市區(qū)空氣質(zhì)量優(yōu)良天數(shù)比率為73.7%，因此由大氣沉降等自然方式造成的降雨徑流中重金屬含量占比較低. Gunatilake等[31]通過使用地質(zhì)和生物污染指標法的多種記錄來評估科倫坡市(CMR)的污染程度，表明人為活動是城市重金屬的主要來源.

根據(jù)國內(nèi)外的研究報道，城市降雨徑流重金屬來源主要是地面交通活動和屋面. 其中，地面交通活動造成的影響主要體現(xiàn)在汽車尾氣排放、車體自身磨損、路面材料老化及建筑揚塵等[32]，Goonetilleke等[33]發(fā)現(xiàn)在道路粉塵中含有大量因輪胎磨損而導致表面粗糙的細長顆粒，通過電鏡掃描和元素能譜分析進一步表明，這些顆粒中含有鐵、銅、鋅、鎳、鉛等重金屬元素. 而來自于屋面徑流的重金屬含量主要受大氣降塵及屋面材料腐蝕的影響[34]. 周舒宇等[35]對南京市不同下墊面的降雨水質(zhì)進行分析，得出重金屬污染順序為：天然降雨<屋面(瓦房)<屋面(油氈)<住宅區(qū)機動車道<交通區(qū)機動車道. 表4列出了國內(nèi)對屋面徑流重金屬含量的監(jiān)測結(jié)果，這些數(shù)據(jù)均表明屋面材料對屋面徑流中重金屬濃度的差異影響顯著，且屋面雨水徑流對Zn的貢獻較大，而對Cu和Pb的貢獻較小. 王閃等[36]的研究歸結(jié)出：重金屬Pb和Zn在3種屋面徑流中的平均濃度順序為瀝青瓦屋面>青瓦屋面>瀝青屋面.

表4 國內(nèi)屋面徑流重金屬含量檢測結(jié)果*

* “-”代表原文獻中不包含該類指標.

不同用地類型的監(jiān)測點，其人口密度、交通狀況、下墊面特征差異較大，從而導致重金屬分布差異較大. 闊巷(商業(yè)區(qū))處于地面交通及人類活動最頻繁的地段，其清掃方式主要為人工清掃和高壓水槍對路面進行沖洗，其重金屬污染情況最高. 一方面來自商業(yè)區(qū)的裝修材料，涂料、卷材、油漆等，另一方面，繁華擁擠的商業(yè)區(qū)對機動車行駛帶來嚴重的阻礙，頻繁剎車使得輪胎磨損、剎車組件磨損及燃燒廢氣的增加. Hjortenkrans等[40]的報告稱，在有紅綠燈、環(huán)形路和十字路口等典型的減速環(huán)境中，道路沉積物中Cu的濃度是背景水平的8倍多. 環(huán)境學院(文教區(qū))、彩香二村(居住區(qū))監(jiān)測點車流量較少，總體污染程度不高，但因二者均在停車場附近，導致部分水樣中重金屬濃度偏高. 肖家巷(歷史文化保護區(qū))內(nèi)部道路狹窄，無機動車輛通行，但由于其路面主要為青石板路，磚石縫隙之間易于藏納顆粒，因此人工清掃模式無法有效清除含重金屬的顆粒；且作為歷史文化保護區(qū)監(jiān)測點的肖家巷，76%的降雨徑流面積為瓦屋面，而其他3種用地類型的屋面多為瀝青屋面和混凝土屋面，這導致在肖家巷的徑流水樣中Zn的EMC平均值高達0.434 mg/L(圖4).

2.3 生態(tài)風險評價結(jié)果比較

由SSD曲線獲得各重金屬的5%累積概率對應的濃度，Cu、Pb、Zn的HC5值分別是2.09、12.59、31.62 μg/L[26]. 本研究取AF=2，則Cu、Pb、Zn的PNEC值分別是1.045、6.295、15.81 μg/L. 根據(jù)HC5值與PNEC值的含義，兩者的值越小，象征該有毒污染物潛在生態(tài)風險越大，淡水生物對其濃度的變化越敏感.

考慮到徑流水樣中重金屬濃度分為溶解態(tài)和顆粒態(tài)兩部分，而以顆粒態(tài)形式存在的重金屬又有不同的賦存形態(tài)，其中水溶態(tài)和弱酸提取態(tài)遷移性強，易與上層水體相互交換，具有較強的生態(tài)有效性，因此在對降雨徑流中的重金屬濃度進行生態(tài)風險時，僅計算具有生態(tài)有效性的部分.

選取彩、環(huán)、肖、闊4個不同用地類型監(jiān)測點，分別對20180620、20180704、20180722、20181202、20190115及20190227六場降雨事件的重金屬進行RQ值運算，表5給出了RQ區(qū)間和平均值統(tǒng)計結(jié)果，圖6為各監(jiān)測點6次降雨事件的重金屬Cu、Pb、Zn的RQ值.

從綜合平均值來看，3種重金屬的生態(tài)風險呈Zn

Cu的RQ值范圍為0～62.01，在降雨事件20180704中各監(jiān)測點的RQ值均<0.1，為低等生態(tài)風險；較高的RQ值主要集中在2018年12月2日至2019年2月27日的三場降雨，這可能是由于在這三場降雨采樣期間的降雨量少及前期晴天數(shù)高等因素導致的地面累積污染物負荷高. Cu在各用地類型低、中、高生態(tài)風險的占比率分別為占37%、17%和46%.

表5 不同監(jiān)測點重金屬風險商(RQ)統(tǒng)計結(jié)果

圖6 蘇州城區(qū)典型用地類型監(jiān)測點 降雨事件雨水徑流重金屬的RQ值Fig.6 RQ value of heavy metals in rainfall events in different land use types in Suzhou

Zn的RQ值范圍為0～25.94，在3種重金屬中表現(xiàn)為平均濃度最高但風險最低. 從柱狀圖可明顯看出闊巷(商業(yè)區(qū))及肖家巷(歷史文化保護區(qū))的生態(tài)風險較高，低等生態(tài)風險(RQ<0.1)的事件占21%，17%存在中等生態(tài)風險(0.1≤RQ≤1)，高等生態(tài)風險(RQ>1)事件占62%.

Pb的RQ值范圍為0～116.01，綜合平均值為17.51，在3種重金屬中表現(xiàn)為風險最高. Pb在各用地類型的高、中、低風險占比分別為30%、18%和52%，且較高的RQ值也集中在2018年12月2日至2019年2月27日的三場降雨，這一規(guī)律與Cu相似.

采用基于SSD曲線的HC5值結(jié)合風險商評價法進行重金屬生態(tài)風險評價的結(jié)果顯示，Cu、Zn和Pb的RQ平均值分別為12.39、5.03和17.51，重金屬生態(tài)風險總體呈Zn< Cu< Pb，表示3種重金屬對水生生物均會造成高風險且生態(tài)風險依次升高. 然而在2.1節(jié)對徑流樣品重金屬污染水平分析結(jié)果顯示，Zn、Cu濃度符合Ⅱ類水質(zhì)標準，據(jù)此認為我國《地表水環(huán)境質(zhì)量標準》的制定未充分考慮生態(tài)影響，低估了部分金屬的生態(tài)風險. 何佳等[41]對我國八大流域水體中的10種典型重金屬進行生態(tài)風險評估，結(jié)果顯示，Cu、Zn和Pb在各流域中均表現(xiàn)出較高的生態(tài)風險，其重金屬含量超過HC5(慢性毒性)的最高超標率分別為88.7%、64.4%、65.5%，說明我國主要的流域水體中重金屬污染狀況比較嚴峻. 若在實際工程中，采用《地表水環(huán)境質(zhì)量標準》(GB 3838-2002)來評價水體污染程度，可能會忽略重金屬對水生生物的實際影響，造成中國水體長期處于亞健康狀態(tài).

大量徑流雨水經(jīng)過雨水管道收集最終匯入河道，目前已有學者[15,26]對湖泊及海洋水質(zhì)進行生態(tài)風險評價. 在劉昔等[26]對中國18個湖泊水體中重金屬污染的風險評價研究中表明：重金屬Cu在多個湖泊中均存在潛在的生態(tài)風險；湖泊中的Zn濃度雖然保持較高水平，但對物種敏感性影響較低，生態(tài)風險較低；Pb污染較大的湖泊主要位于經(jīng)濟發(fā)達地區(qū)，可能是含鉛汽油使用量大造成的. 王宏偉等[15]對天津渤海灣的生態(tài)風險評價結(jié)果顯示，所有站位的Cu和Zn的RQ值均大于1，存在高生態(tài)風險，Pb的RQ值在0.1～1.0之間，存在中等生態(tài)風險. 以上研究表明，水環(huán)境中的重金屬濃度已達到會對水生生物產(chǎn)生不利影響的程度，降雨徑流污染作為水體污染的主要來源之一，對水體中重金屬污染有很大的貢獻率，因此需要對發(fā)達城市徑流雨水采取一定處理措施. 如：加強城市環(huán)境管理力度，加大對路面清掃的力度及頻次；合理利用地表綠化，鋪裝透水路面材料；根據(jù)地形設置植草溝、滯留池等. 根據(jù)在不同用地類型的下墊面造成的徑流雨水中所含污染物成分及占比不同，采用不同的處理方式降低降雨徑流帶來的環(huán)境污染，這也是此研究的實際意義所在.

3 結(jié)論

本文以蘇州市不同用地類型作為研究區(qū)域，開展了研究區(qū)降雨徑流樣品重金屬濃度及分布特征的分析，并根據(jù)《地表水環(huán)境質(zhì)量標準》(GB 3838-2002)、物種敏感性分布法(SSD)結(jié)合風險商(RQ)對具有生物有效性的重金屬進行生態(tài)風險評價，主要得到以下結(jié)論：

1) 根據(jù)我國《地表水環(huán)境質(zhì)量標準》(GB 3838-2002)，在蘇州城區(qū)的4個典型用地類型監(jiān)測點的徑流水樣中，Zn、Cu濃度符合Ⅱ類水質(zhì)標準；Pb濃度均不符合Ⅴ類水質(zhì)標準.

2)以城市發(fā)展建設、交通污染及生活污染的人為源是影響蘇州城區(qū)雨水徑流重金屬污染的關鍵因素. 土地利用類型的不同導致降雨徑流中重金屬分布差異較大. 繁華擁擠的商業(yè)區(qū)Cu、Pb、Zn污染程度最高；文教區(qū)和居住區(qū)總體污染程度較低；歷史文化保護區(qū)的重金屬Zn污染嚴重.

3)基于SSD結(jié)合風險商(RQ)評價降雨徑流中具有生物有效性的重金屬危害，發(fā)現(xiàn)不同重金屬在不同用地類型的生態(tài)風險略有不同；3種重金屬的生態(tài)風險呈Zn