湛江东海岛潮间带沉积物硫化物（AVS）和重金属（SEM）及其生物毒效性评估

张际标，刘加飞，姚兼辉，杨波，陈春亮，孙省利

（广东海洋大学 海洋资源与环境监测中心，广东 湛江 524088）

作为海陆交替的过渡地带，潮间带交替浸于海水和暴露于大气中，其物质和能量转换远比其它地域迅速，重金属、持久性有机物等污染物质通过生物、化学及物理作用进入沉积物，经悬浮泥沙的搬运累积于潮滩之上（Willams et al，1994；王永红等，2002；Srinivasa et al，2004；孟伟 等，2006），这些污染物质通过食物链的放大作用，最终进入人的体内而影响人类的健康。AVS 是控制沉积物间隙水中重金属活性和有效性的主要化学组分之一，硫化物可与多数过渡金属二价离子反应而形成生物活性弱的难溶性化学物，除非硫化物被耗尽，沉积物中二价过渡金属不会引起生物毒性（Allen et al，1993；Ankley et al，1996；Berry et al，1996；Di Toro et al，1992；马德毅等，1997）。因此，以酸可挥发性硫化物和同步提取重金属来评价沉积物中重金属的潜在生态影响受到普遍的认同。

湛江东海岛潮间带面积大，潮滩资源丰富，生物种类多。为满足湛江新一轮临海产业快速发展的需求，尤其是宝钢湛江钢铁项目、中科炼化项目、晨鸣纸业项目等在东海岛的布局和建设，东海岛潮间带面积正在由于工业填海造地、围海养殖占地、新道路建设用地等多形式的滩涂占用而急剧缩减，部分区域将永久消失（李晓敏，2008），而由此引起的生态环境影响并未引起足够重视。目前，有关东海岛潮间带表层沉积环境特征和生态环境质量状况研究仅有零星涉及，未见系统研究报道。本文通过研究东海岛潮间带表层沉积物酸可挥发性硫化物和同步提取重金属的含量水平、变化特征及其生态风险，旨在了解东海岛潮间带目前沉积环境特征及其生态环境质量状况，以期为东海岛的产业布局以及海域开发管理提供科学的决策支持，实现保护性开发东海岛的目的。

1 材料与方法

1.1 研究区域和站位布设

湛江东海岛（20°55′-21°05′N，110°11′-110°31′E） 地处热带北缘，面临南海，位于湛江湾与雷州湾之间，该岛有早期建成的东海大堤和近期建成的跨海大桥与大陆相连。东海岛形似马鞍状，面积289.49 km2，海岸线长159.48 km，潮间带面积达401 km2，为我国第五大岛（杨文鹤，2000；广东省海岛资源综合调查大队，1995）。东海岛沿岸均有不同宽度的潮间带分布，沉积物主要有沙质、泥沙质、泥质等底质类型，东海岛北侧（湛江湾区） 沿岸有约0.1～2.5 km 宽的泥质或泥沙质潮间带，表层疏松；在东侧（龙海天区） 有约南北长16 km，宽0.2～0.5 km 的沙质潮间带，表层疏松；西侧（通明海区） 除潮汐汊道外，泥沙质潮间带极窄且近乎消失；南侧（雷州湾区） 有约东西长25 km，宽1～2.5 km 的泥沙质或沙质潮间带，表层较致密（张希然等，1987；广东省海岛资源调查大队， 1995）。在湛江新一轮土地开发利用热潮中，东海岛潮间带面积正在由于养殖围海、码头占用、填海造地等而日益减少。

根据东海岛的地形特点和潮滩类型，在东海岛潮间带区共布设8 个采样站位，每个站位在高潮区（H）、中潮区（M）、低潮区（L） 各布设1 个样点，各站位具体位置如图1 所示；根据采样站位所处的自然地理、水动力环境、及所在海域的目前使用功能等状况，为便于分析讨论将东海岛潮间带8 个站位分为4 个区域，分别为Ⅰ区（湛江湾区，1 号站、2 号站所在）、Ⅱ区（龙海天区，3 号站所在）、Ⅲ区（雷州湾区，4-6 号站区）、Ⅳ区（通明海区，7 号站、8 号站所在），其中湛江湾区主要为临海工业区，龙海天为旅游风景区，雷州湾和通明海所在目前主要为近岸养殖区。各监测站位所在临近区概况如表1 所示。

1.2 样品采集

样品采集、输运、保存和前处理等均按照《海洋调查规范》 （GB 12763-2007） 和《海洋监测规范》 （GB 17378-2007） 中规定的要求进行。东海岛潮间带表层沉积样品的采集分别于2011年7月14-18日（夏季） 和2012年1月10-13日（冬季）的大潮退潮期的白天进行。在每个样点的10 m ×10 m 区域内选取5 点现场测定沉积物的温度，取平均值；同时用塑料勺取0～3 cm 的表层沉积物样品5 个，混匀后取约1 kg 样品迅速装入聚乙烯塑料袋中，排气，密封，放入含冰块的泡沫箱中保存，运回实验室后当天测定其可挥发性硫化物（AVS） 和提留同步提取重金属测定的样品。测试其它项目的样品冷冻保存。

图1 湛江东海岛潮间带采样站位布设示意图

表1 各采样站位所在区概况

1.3 样品分析与测试

1.3.1 硫化物含量测定

AVS 采用亚甲基蓝分光光度法测定。称取3.0 g混匀湿样于氮吹仪（泰普特仪器厂，LHW-6A）中，沉积物样品中的硫化物与盐酸（1+2） 反应，生成的H2S（g） 随氮气进入乙酸锌-乙酸钠混合溶液中被吸收，吸收液中的硫离子浓度用亚甲基蓝分光光度法（岛津，UV-2450） 测定。为保证分析质量，用硫化物标准样品（GSB07-1373-2001，国家环保部标准样品研究所） 进行测定过程质量控制，质控样回收率在83%～89%之间。同时用重量法测定含水率，AVS 含量为干重样品结果。

1.3.2 同步提取重金属（SEM） 含量测定

保留提取完AVS 后的样品，待其澄清后，吸取20 mL 上清液离心分离（贺立式，D-37520 Osterode），离心后取其上清液5 mL 用2%HNO3稀释至25 mL 后用ICP-MS（安捷伦，7 500 Cx） 测定同步提取各重金属（SEM） 含量。

1.3.3 TOC 含量测定

解冻后沉积物样品经冷冻干燥、研磨过160 目筛后，称一定量样品用TOC 测定仪（岛津，TOCVCSH） 测定其TOC 含量。每个样品平行测定3次，取其平均值，TOC 含量以样品总干重的质量分数表示。

1.4 生物毒性效应评估方法与标准

采用（∑SEM/AVS） 比值和（∑SEM-AVS）差值综合评估稀酸溶出的重金属总量对沉积环境的生物影响风险（Allen et al，1993；Ankley et al，1996； Berry et al， 1996； Di Toro et al， 1992）。当（∑SEM/AVS） ＞1 时，若（∑SEM-AVS） ＞5，间隙水中重金属以游离态形式为主，重金属对底栖生物可能有高的潜在毒性，当0 ＜（∑SEM-AVS）＜5 时，重金属对底栖生物可能有中等潜在毒性；当（∑SEM/AVS） ＜1 时，此时（∑SEM-AVS） ＜0，重金属主要以硫化物形式存在于沉积物中，沉积物重金属对底栖生物没有毒性。

采用生物毒性阈值法可详细了解单个重金属是否具有生物毒性，即通过确定产生毒性效应的重金属浓度阈值（Threshold Effect Level， TEL） 和可能产生毒性效应的浓度阈值（Probable Effect Level，PEL） 来评估沉积物中单个重金属的生物毒性。一般认为，重金属含量低于低限效应值（TEL） 几乎不会对生物产生毒性效应，高于可能效应值（PEL） 会经常产生毒性效应，介于两者之间则会偶然产生毒性效应（Grabowski et al，2001；Lacey et al，2001）。

2 结果及讨论

2.1 酸可挥发性硫化物AVS 含量与分布

沉积物中AVS 的含量受到有机质、活性铁、硫酸盐等物质供给及氧化还原环境条件等多种因素的影响（Van den Hoop et al，1997；刘景春等，2004； David et al， 2005），东海岛潮间带2011年夏季表层沉积物的酸可挥发性硫化物AVS 含量在0.065～3.729 μmol/g 之间，平均为0.449 μmol/g；冬季AVS 含量在0.053～12.347 μmol/g 之间，平均为1.816 μmol/g。除个别站位外，东海岛潮间带表层沉积物冬季AVS 含量均大于夏季结果，这与始终有海水覆盖的海底沉积物AVS 在夏季和春季含量高于冬季的变化规律不同（Van den Hoop et al，1997；刘景春 等， 2004； 张向上 等， 2004；David et al， 2005）。其主要原因在于夏季潮间带的沉积物受太阳光的影响比冬季显著，表层沉积物AVS 易被氧化；此外，东海岛潮间带表层沉积物夏季现场温度在29.1 ℃～33.4 ℃之间，平均为30.8 ℃，冬季温度在15.1℃～17.9 ℃之间，平均为16.2 ℃，因此夏季高温易使生成的H2S 在退潮后更快地逸散而进入大气环境，表现为潮间带表层沉积物中AVS 含量夏季普遍低于冬季。

图2 夏季（a） 和冬季（b） 东海岛潮间带表层沉积物中AVS 含量（H：高潮区；M：中潮区；L：低潮区）

受东海岛沿岸红树林和水草的零星分布、近岸虾池废水间息排放等的影响，东海岛潮间带不同站位表层沉积物中AVS 含量潮区变化差异较大，从高潮区到低潮区未呈现一致的渐变规律（图2），与深层沉积物中AVS 含量遵循高潮区＞中潮区＞低潮区（Van den Hoop et al， 1997； 张向上 等，2003； David et al， 2005） 的变化规律也有所不同。由于潮间带交替浸于海水和暴露于大气中，形成水-沉积物、气-沉积物等多种界面，使得潮间带表层沉积物交替处于弱氧化、弱还原状态，因此潮间带表层沉积物中AVS 潮区分布规律与潮间带沉积柱或海底深层沉积物有所差异。此外，陆域污染源的存在，将导致个别潮区污染物异常增大，因此在有红树林和水草分布或近岸虾池废水间息排放等的站位（如夏季2 号站和5 号站，冬季1 号站、5 号站和6 号站等） 在高潮区AVS 含量比其它潮区高。

从区域分布来看，东海岛潮间带表层AVS 两季平均含量呈现南、北区较高，东、西区较低的分布规律，即Ⅲ区（雷州湾区） 硫化物含量最高（2.193 μmol/g），Ⅰ区（湛江湾区，1.092 μmol/g）次之，第三为Ⅳ区（通明海区，0.107 μmol/g），最低为Ⅱ区（龙海天区，0.085 μmol/g）。这与东海岛近岸的水流动力分布和人类活动有关。东海岛南北两侧（湛江湾区和雷州湾区） 的近岸潮流动力显著弱于东海岛东面（龙海天区，3 号站所在） 潮流动力（李国杰等，2007），所以南北两侧潮间带沉积的底质相对较细，氧的渗透阻力更大，可以积累更多的硫化物，AVS 含量更高；东海岛西侧（通明海区，7 号站和8 号站所在） AVS 含量总体偏低，其原因在于该区潮间带是在大面积围海后新形成的极窄潮滩（李晓敏，2008），受扰动的较新沉积层中积累的硫化物较少。

2.2 同步提取重金属SEM 含量与分布

同步提取重金属SEM 为加入HCl 从沉积物中释放出来的重金属，不仅包括与硫化物形态存在的重属，还包括由于pH 变化而易释放的可交换态、碳酸盐结合态、铁锰氧化物结合态等的重金属（Berner， 1984； Van den Hoop et al， 1997；David et al， 2005）。东海岛潮间带各监测站位表层沉积物中同步提取活性金属的总量变化情况见表2、图3 和图4 所示。

结果显示，夏季∑SEM 总量变化范围为0.56～4.60 μmol/g，各站位平均的最高值出现在7号站位，最低值为3 号站位；冬季∑SEM 总量变化范围为0.65～2.21 μmol/g，各站位平均的最高值在5 号站位，最低值出现在2 号和3 号站位；总体而言，∑SEM 总量夏季大于冬季。从单个金属对∑SEM 的贡献率看，夏冬两季各重金属平均含量基本遵循Zn＞Cr＞Pb＞Cu＞Cd 的变化规律，各样点沉积物中SEMZn含量均在70%以上，其次是SEMCr，而各样点SEMCd含量均在1%以下。

表2 夏季、冬季五种同步提取重金属总量∑SEM（μmol·g-1）

图3 夏季5 种同步提取重金属对∑SEM 的贡献率

图4 冬季5 种同步提取重金属对∑SEM 的贡献率

从高潮区到低潮区，各站位单一重金属含量潮区变化差异较大，未呈现一致的潮区渐变规律。从区域分布来看，东海岛潮间带表层沉积物中的单一重金属两季平均含量最低均出现在Ⅱ区（3 号站所在），Cr、Cu 和Pb 在Ⅲ区最高，Zn 在Ⅳ区最高、Ⅰ区次之，各站位Cd 含量很低，区域变化不显著；两季5 种重金属总量∑SEM 表现为从西区的较高值沿东海岛的南北两侧渐减为东区的较低值，即Ⅳ区（通明海区，平均2.12 μmol/g） ＞Ⅰ区（湛江湾区，平均1.43 μmol/g） ＞Ⅲ区（雷州湾区，平均1.14 μmol/g）＞Ⅱ区（龙海天区，平均0.70 μmol/g）。由于各站位沉积物中SEMZn含量均在70 %以上，所以∑SEM 的区域分布主要受Zn 含量变化所影响。其中，通明海区（Ⅳ区） 由于在7 号站所在的对岸有湛江晨鸣纸业有限公司，受其废水排海的影响，该区Zn 的含量普遍较高；湛江湾区则受湾内航道、码头及临港工业的综合影响，Zn 也较高；龙海天区（Ⅱ区） 所在是旅游度假区，无污染工业存在，同时该区也是东海岛近岸潮流动力最强的区域，因此包括Zn 在内的各重金属含量均为最低。

2.3 SEM 和AVS 的相关性

同步提取重金属SEM 是沉积物中通过1 mol/L HCl 溶出后的产物，既包含了具有生物有效性的溶解态、铁氧化物吸附态等，也包括对环境变化（如生物扰动、机械扰动） 敏感的单硫化物等形态（Berner，1984；Morse et al，1987；David et al，2005；浦晓强等，2009），因此沉积物中AVS 的多少将直接影响SEM 的含量高低。本研究区内SEM 和AVS 含量之间的相关性分析结果显示（表3），AVS 与单一重金属含量及总量之间的相关系数均呈现正相关，但AVS 仅与Cu 呈显著相关（P＜0.01），与其余4 种同步提取重金属的相关系数均不大，相关性较弱，这与大多数海洋沉积物中AVS 与SEM 显著相关的结果有所差异。其主要原因在于样品的采集在大潮退潮期的白天进行，此时潮间带表层沉积物退潮后直接暴露于大气环境中，受大气中氧气和太阳光的直接作用，沉积物表层多处于氧化环境中，同时由于近岸养殖废水排放和红树的零星存在，使各监测样点的硫化物含量较低且差异大，导致AVS 与Zn、Pb、Cd、Cr 等之间的相关性不强，说明此时AVS 并不是Zn、Pb、Cd、Cr等在沉积物中的主要结合形态。同AVS 相比，沉积物中的有机物含量（TOC） 在夏冬两季的区域分布与同步提取重金属总量∑SEM 变化类似，表现为TOC 与5 种酸提取重金属及∑SEM 均呈现正相关（表3），且TOC 与Cu、Pb、Zn 等呈较显著相关（P＜0.05），符合TOC 与各重金属含量之间依存关系的普遍规律（刘景春 等， 2004； David et al，2005），说明沉积物中Cu、Zn、Pb 的有机态含量较高，即TOC 对东海岛潮间带沉积物中各重金属均具有较强的调控能力，有机质也是东海岛潮间带沉积物中重金属潜在危害性的重要控制因素之一。

表3 SEM、AVS 及TOC 之间的Spearman 相关系数矩阵

通过表3 可以看出，Zn、Pb、Cu 与∑SEM 总量呈显著相关，且Cu、Pb、Zn 之间呈较显著相关（P＜0.05），这与3 种重金属在酸性水溶液中易形成二价硫化态有关形式有关。Cd 尽管也容易形成二价硫化物，由于其含量很低，不到∑SEM 总量的1.0%，故其与∑SEM 及Cu、Pb、Zn 等的相关性很弱。此外，Zn 与∑SEM 相关系数高达为0.989，呈现极显著相关（P＜0.01），说明研究区域∑SEM 的分布特征主要由SEMZn的分布模式决定。

2.4 东海岛潮间带沉积物重金属生物毒性评价

在海洋环境质量评价中，由于沉积物中部分重金属是以难分解的残渣态等形式存在，不具生物有效性，表4 为本工作在东海岛北部湛江湾区和东部龙海天区夏季潮间带的SEM 及已报道相近站位各重金属的总量。由表4 可知，除锌外，即使在较强盐酸性体系中，能溶出至溶液中的重金属也只占沉积物重金属总量的一部分，大部分重金属是以难分解的残渣态等形式存在于沉积物中，这使得以重金属总量作为评价指标反映环境重金属污染现状具有一定的局限性。

表4 本工作SEM 和已报道相近站位重金属总量比较（μmol·g-1）

为此，不少学者（Allen et al，1993；Ankley et al， 1996； Berry et al， 1996； Di Toro et al，1992） 认为利用（∑SEM/AVS） 和（∑SEM-AVS）来评估重金属对沉积环境的生物影响风险更加准确。东海岛潮间带各监测站位表层沉积物中夏、冬两季（∑SEM-AVS） 结果如表5 所示。

表5 结果显示，东海岛潮间带沉积物中（∑SEM-AVS） 的平均差值范围在-8.628～2.940 之间变化，其中大多数站位（∑SEM-AVS） 的平均差值大于0，沉积物中AVS 不足以将重金属离子全部固定在沉积物中，部分可能进入间隙水而对底栖生物产生潜在毒性效应，因此东海岛潮间带大部分区域的沉积物中的重金属对生物可能有潜在中等毒性；各监测站位（∑SEM-AVS） 的平均差值夏季普遍高于冬季，说明东海岛潮间带沉积物中重金属夏季更容易以自由离子或其它形式从沉积物中释放出来，其潜在生物毒性夏季大于冬季。从（∑SEM-AVS） 区域分布情况看，东海岛潮间带沉积物中重金属生物毒性相对较小的区域在湛江湾区（Ⅰ区，1 号站和2 号站所在） 和雷州湾区（Ⅲ区，4-6 号站所在），重金属潜在生物毒性较大的区域为通明海区（Ⅳ区，7 号站和8 号站所在）。由于东海岛潮间带沉积物中∑SEM 总量主要受Zn 含量影响，各站位SEMZn均占70%以上，因此东海岛潮间带沉积物中重金属潜在的生物毒性可能主要由Zn 引起。

表5 夏、冬两季东海岛潮间带表层沉积物中（∑SEM-AVS）

为进一步确定单个重金属是否具有生物毒性，将东海岛潮间带表层沉积物中酸溶的Cr、Cu、Zn、Cd 和Pb 含量与其在海洋沉积物中产生生物毒性效应阈值（Lacey et al，2001） 进行比较（表6）。结果显示，在Ⅳ区（通明海区） 沉积物中夏季Zn 的平均浓度高达2.897 μmol/g，超过其2.199 μmol/g的低限效应值（TEL），但低于其可能效应值（PEL），表明夏季东海岛潮间带通明海区（Ⅳ区）表层沉积物中Zn 对底栖生物的毒性作用会偶然发生，而其它4 种重金属含量在夏、冬两季没有超过各自的TEL，对底栖生物不具有毒性；此外，东海岛湛江湾、龙海天、雷州湾等区域（Ⅰ区-Ⅲ区）的潮间带表层沉积物中5 种重金属含量在夏、冬两季均没有超过各自的TEL，对底栖生物不具有毒性，生态风险低。因此，东海岛4 个区域潮间带的表层沉积物中，重金属潜在生物毒性较强的区域为通明海区（7 号站和8 号站所在），具有较大潜在生物毒性的重金属为夏季通明海区的Zn。

表6 东海岛潮间带表层沉积物中单元素SEM 含量及海洋沉积物中重金属对底栖生物产生毒性效应的阈值（Lacey et al，2001） （μmol·g-1）

3 结论

对东海岛潮间带酸沉积物中AVS 及SEM 的分析表明，东海岛潮间带表层沉积物中AVS 含量夏季平均为0.449 μmol/g，冬季为1.816 μmol/g，大多数站位AVS 含量冬季高于夏季，AVS 平均含量总体呈南、北区较高，东、西区较低的区域分布规律。潮区沉积物可提取重金属SEM 总量夏季在0.56～4.60 μmol/g 之间，冬季处于0.65～2.21 μmol/g之间；各重金属平均含量大小为Zn＞Cr＞Pb＞Cu＞Cd，其中Zn 含量占SEM 总量在70%以上，Cd 含量不到1%，SEMZn是控制着∑SEM 分布的主要模式。联合利用（∑SEM/AVS） 与（∑SEM-AVS）法和生物毒性阈值法综合评价重金属对沉积环境的生物毒性结果表明，东海岛潮间带大部分区域表层沉积物中（∑SEM-AVS） 处于0～5 之间，重金属潜在生态影响风险较强的区域为通明海区（7 号站和8 号站所在），具有较大潜在生态影响风险的重金属为夏季通明海区的Zn。太阳光、气温、水动力等环境条件及陆域污染是影响东海岛潮间带表层沉积物中AVS 和SEM 含量水平和区域分布特征的主要因素。

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