海南岛八门湾红树林湿地表层沉积物重金属分布特征及污染评价

吴丹，赵志忠，季一诺，王军广

（海南师范大学地理与旅游学院，海南海口571158）

海南岛八门湾红树林湿地表层沉积物重金属分布特征及污染评价

吴丹，赵志忠*，季一诺，王军广

（海南师范大学地理与旅游学院，海南海口571158）

文章研究了海南岛八门湾红树林湿地表层沉积物的重金属含量及分布特征，并运用沉积物富集系数法和潜在生态风险指数法进行了富集评价和生态风险评价.结果表明：沉积物中的金属除Cd、As外，均未发生明显的富集和累积.湿地内重金属潜在生态风险指数（RI∈（148.17，799.66）），整体上处于高生态风险水平.其中Cd的潜在生态风险最大，As次之，其他5种重金属Cr、Ni、Cu、Zn和Pb仅具有轻微生态风险.湿地的部分区域存在对重金属的沉积和富集的“聚集区”，因此在湿地的治理保护过程中对重金属“聚集区”应予以关注，同时也应重点监控沉积物中Cd与As的治理.

重金属；污染评价；红树林湿地；海南岛

红树林是一种独特的生态系统，通常生长在热带和亚热带沿海河流潮间带、河口和海湾［1］.红树林是飓风，洪水和海岸侵蚀的天然屏障，是最有生产力的陆地生态系统，其净初级生产力约为149mol cm-2y-1，也是当地的动物群落和相邻的沿海食物网重要的食物来源，它还具有提供侵蚀减缓和维持相邻的沿海地貌稳定的作用［2-3］.此外，红树林沉积物具有较高的保留潮汐、淡水河流和雨水径流中重金属容量的能力，所以它们经常成为重金属的汇集地［4］.尽管它们拥有很高的生态价值，由于不合理的开发与管理，红树林面积在最近几十年显著下降.在中国广东省，红树林面积从1956年的21273 hm2至1986的3526 hm2，减少了85%［5-6］.因此，红树林生态系统的生存环境研究，已成为全球科学家关注的热点和工作的重点.

在所有造成海岸带显著环境沉积的污染中，重金属因其生物毒性而对环境造成的污染具有持久性和普遍性［7］.本文不仅分析了八门湾红树林湿地沉积物重金属的空间分布规律，而且也探讨了八门湾红树林湿地沉积物中重金属来源，同时对潜在生态风险进行了评价.旨在为八门湾红树林湿地生态系统的保护和治理、重金属的治理提供科学依据.

1　材料与方法

1.1原料

研究区选择了海南岛东北部文昌市南部八门湾地区红树林群落，该地区位于河口，光、水、湿、热条件优越，全年无霜冻，年平均气温为23.9℃，海水表层平均温度24.5℃，年平均降水量1700～1933 mm.成土母质为玄武岩，还含有少量橄榄玄武岩等.八门湾红树林湿地沉积物样品采集时间为2013年8月，总共采取24个土壤样品（见图1）.

图1　研究区采样点位置分布图Fig.1Location of the study area and the distribution of sample points

1.2方法

1.2.1主要仪器设备与试剂

电感耦合等离子质谱（Agilent7700X，安捷伦科技有限公司）；微波消解仪（MILESTONE公司）；（XS205，万分之一，美国梅特勒—托利多公司）；去离子水系统（Cascada AN WATER，美国颇尔公司）；调温加热板（TWJR-B280×280，上海越众仪器有限公司）.

硝酸（AR，广州东红化工厂）；氢氟酸（AR，天津大茂化学试剂厂）；多元素标准储备液（Cr、Ni、Cu、Zn、As、Cd和Pb，质量浓度为1000 mg/L，安捷伦科技有限公司）.

1.2.2试验方法

采集回来的土壤样品自然风干，剔除砾石、贝壳和植物残体等杂质后，经用研钵碾磨成细粉，过200目的尼龙筛（相当于0.074 mm），放入已编号的洁净的密封袋内，待用.

重金属含量测定：准确称取0.1 g已处理的干燥土壤样品（精确到0.0001g）后，加入9 mL混酸HNO3-HF（2∶1），放入微波消解仪中按设定的程序进行消解；消解完毕后，冷却，将消解液全部转移至烧杯中，加入0.5 mL H2O2，蒸干剩余酸；加入0.02 mL HNO3至烧杯中以溶解盐类；将全部溶液转移至50 mL容量瓶中，加超纯水定容；最后使用ICP-MS测定Cr、Ni、Cu、Zn、As、Cd、Pb元素的含量.

采用Microsoft Excel 2010及SPSS 19.0软件对所得到的数据进行处理，用ArcGis9.3及Origin 9.0软件绘制图像.

2　结果与讨论

2.1沉积物重金属含量与分布特征

24个土壤样品的7种重金属及海南水系沉积物元素背景值见表1.可以看出，大多数元素的浓度具有较大范围的变化区间.

Cd的含量介于0.30～1.77 mg/kg之间，平均值为0.63 mg/kg，各个站点的Cd含量均不同程度地高于元素背景值，其中站点B22（1.77 mg/kg）和站点B17（1.27 mg/kg）的Cd含量最高，分别是背景值的25.29倍和18.14倍；As的含量范围是1.99～55.75 mg/kg，平均值为12.80 mg/kg.各个站点的As含量均不同程度地高于元素背景值，其中以站点B20（55.75 mg/kg）和站点B21（27.98 mg/kg）的As含量最高，分别是背景值的21.44倍和10.76倍；Cr的含量介于12.08～105.92 mg/kg之间，平均值为55.07 mg/kg，除了B7、B8、B12、B14、B15、B19、B22和B23外，其他站点的Cr含量均高于元素背景值，其中站点B17（105.92 mg/kg）和站点B16（96.70 mg/kg）含量最高，分别是背景值的2.74倍和2.5倍；Ni、Cu、Zn、Pb的含量范围分别是7.33～52.60、2.63～21.09、16.24～138.21 mg/kg、4.18～30.18 mg/kg，平均值分别为21.11、10.55、49.51、12.63 mg/kg，在这几种元素中，只有部分站点的重金属含量大于背景值.

从沉积物重金属的变异系数来看，As的变异系数最大，为0.86；其次是Zn、Cd、Ni和Cu，分别是0.60、0.60、0.58和0.58；变异系数最小的是Cr和Pb，仅为0.51和0.45.

2.2沉积物重金属富集特征分析

运用沉积物富集系数法，以Sr作为参考元素，计算出红树林湿地沉积物中重金属元素的富集系数（EF），结果见图2.按照公式（1）计算富集系数（EF）：

表1　湿地表层沉积物重金属含量（mg/kg）Tab.1Heavy metal content in surface sediments of wetlands（mg/kg）

式中Me代表某一种元素，Mesimple和Srsimple分别代表沉积物中重金属元素与Sr的测量值；而Mebackground和Srbackground分别代表沉积物中重金属元素与Sr的背景值.

从总体上来看，各站点Ni、Cu、Zn、Cr和Pb的富集系数均小于1.5，说明这5种元素未富集，它们主要来源于地壳和岩石圈的自然风化过程，未受到人类活动影响；Cd和As的元素富集系数大于1.5，表明该区域内Cd、As元素出现了不同程度的富集，人为活动所贡献的重金属远比天然来源的重金属含量更大［8］.具体来看，Cd在各站点的富集系数明显高于其他元素，平均值为2.19，其中有一半站点的富集系数都大于1.5，尤其是B20和B22站点，EF值分别达到5.23和4.68；而As在B1、B9、B18、B20、B21和B22站点的富集系数大于1.5，最高值出现在站点B20，达到7.73.

图2　湿地表层沉积物重金属的富集系数Fig.2Enrichment factor of heavy metals in surface sediments of wetlands

整体上看，湿地沉积物中重金属并未出现明显的富集行为，仅在部分站点有部分元素表现出显著的富集现象.自20世纪末以来，随着海南人口的增多和经济的发展，沿海地区大量土地被开发为农田和养殖场.红树林沉积物中重金属的污染主要来自农业生产中使用的含重金属的化肥和农药［9］，B18、B20、B21和B22站点出现Cd和As元素富集，可能是因为这些地区养殖业发达，饵料和排泄物对湿地沉积物中重金属的含量贡献很大.

2.3沉积物重金属潜在生态风险指数分析

通过潜在生态风险指数法进行计算，得出八门湾红树林湿地沉积物中各重金属潜在生态风险系数Eir和生态风险指数RI（见表2）.具体方法见下式：

式中，RI为潜在生态风险指数；Eir为重金属i的潜在生态风险系数；Tir为重金属i的毒性响应系数；Cif为重金属i的污染系数；Cid为沉积物中重金属i的实测含量；Cir为相应重金属i的参照值［10］.

表2　湿地表层沉积物重金属潜在生态风险指数Tab.2Potential ecological risk index of heavy metals in surface sediments of wetlands

图3　湿地表层沉积物重金属潜在生态风险指数Fig.3Potential ecological risk index of heavy metals in surface sediments of wetlands

在八门湾红树林湿地区域，多种重金属的综合潜在生态风险指数平均值为238.07，远大于重金属生态风险的限值150，变异系数为0.73，说明八门湾红树林湿地整体上处于高生态风险［11］.并且随着站点位置的变化，RI有明显波动式变化（见图3）.在整个湿地中总体呈逐步上升趋势.从站点B1的251.96到站点B22的799.66，波动式升高217.38%.值得注意的是，在湿地中B4、B17、B20、B22处分别出现不同的峰值.特别是在下游的站点B22，RI值为799.66，是湿地中RI值最高的点位，处于很高生态风险水平.这说明在整个研究区湿地内，随着距离入海口越来越近，重金属元素的富集程度也越来越高，尤其是水流比较缓和的地区.另一方面峰值的出现，说明该点重金属含量较其他点的含量高，累积效应较显，原因可能是由于近年来人类活动比较频繁，排放的重金属含量较高的污染物未经处理或处理不当进入湿地，并赋存于沉积物中；也有可能是由于周边受到重金属污染的土壤在雨水的冲刷下进入湿地，重金属经过一系列复物理、化学、生物过程最终累积，导致重金属发生了大幅度的沉积和富集.

由前面的分析和表1可知，八门湾红树林湿地沉积物中主要富集的重金属为Cd，因此为进一步确定研究区沉积物中重金属生态风险大小，对各站点Cd单一污染物潜在生态风险系数）进行分析，如图4所示.所有站点的Eri值均大于80，处于较高生态风险的范围，其中有一半站点的Eri值则大于160，说明它们的生态风险等级为高污染或很高污染.总的来说，各站点Cd的Eri的变化趋势与RI基本相同，在湿地中总体上呈逐步上升趋势，不仅具有明显波动式变化，在部分站点也出现了峰值现象.

图4　Cd单一污染物潜在生态风险系数Fig.4Potential ecological risk factor of Cd

因此，八门湾红树林湿地的重金属潜在生态风险评价表明：Cd具有很高的生态风险，As也具有一定的生态风险，它们对总生态风险指数的贡献值较大，其他5种重金属Cr、Ni、Cu、Zn和Pb仅具有轻微生态风险.这一现象在湿地的治理保护过程中应予以关注，应重点监控沉积物中Cd与As的治理.

2.4重金属污染的空间特征分析

为了更直观地描述研究区内重金属污染的分布情况，将对多种重金属的综合污染指数（IPI）进行计算.每个元素的污染指数（PI）定义为该金属浓度与相应金属背景浓度的比，综合污染指数（IPI）为某一站点重金属元素污染指数（PI）的平均值（见图5）.

可以看出，24个站点的重金属的IPI值均大于1，表明各个站位的重金属都达到不同程度的污染水平［12］.值得注意的是，在整个湿地的左侧，尤其是距离出海口较近的地方，IPI的值明显高于湿地其他地区.红树林地处河口与海岸带，通常是陆源污染物质的汇集地，而湿地沉积物是金属元素特别是重金属最主要的“汇”［9］.一方面，在实地调研过程中，发现IPI值偏高的区域农田、水产养殖较密集，农业生产活动使用的重金属含量较高的农药、饵料等，对重金属在当地的累计贡献很大；另一方面，湿地左侧属于八门湾下游，水体流速较缓，重金属元素与水体中的颗粒物结合后很容易沉降下来，导致湿地沉积物中金属含量随着水流的变化呈波浪式上升的变化规律.而这一结果与重金属的综合潜在生态风险指数（RI）的结果相吻合.在湿地中RI出现峰值的B4、B17、B20、B22站点，IPI值也很高，可以认为这些区域可能是重金属元素在湿地沉积的“聚集区”，进一步说明研究区内重金属发生明显的富集作用.

图5　湿地沉积物表层重金属的综合污染指数（IPI）Fig.5Integrated Pollution Index（IPI）of heavy metals in wetland surface sediments

3　结论

1）根据沉积物富集系数法，看出八门湾红树林湿地沉积物中的重金属没有发生明显的富集和累积，只有Cd、As的富集程度较高.人为输入是研究区内Cd和As的主要来源.

2）八门湾红树林湿地沉积物中多种重金属的生态风险指数RI的平均值为238.07，大于重金属生态风险的限值150，整体上处于高生态风险.其中Cd的潜在生态风险最大，As次之，其他5种重金属Cr、Ni、Cu、Zn和Pb仅具有轻微生态风险.

3）在八门湾红树林湿地内，周边农田、水产养殖较密集的地方以及下游水体流速较缓的区域，存在对重金属的沉积和富集的“聚集区”.

4）Cd和As是湿地沉积物中主要的重金属污染元素，在湿地的治理保护过程中应予以关注，重点监控沉积物中Cd与As的治理.

［1］Yim M W，Tam.Effects of waste-water borne heavy metals on mangrove plants and soil microbial activities［J］.Marine Pollution Bulletin，1999，39（4）：176-186.

［2］Bouillon S，Borges A V，Castañeda-Moya E，et al.Man⁃grove production and carbon sinks：a revision of global bud⁃get estimates［J］.Global Biogeochemical Cycles，2008，22（2）：1-12.

［3］Harty C.Mangroves in New South Wales and Victoria［J］. Vista Publications-Melbourne，1997，47（8）：245-252.

［4］Wang Z W，Shan X Q，Zhang S Z.Comparison between fractionation and bioavailability of trace elements in rhizo⁃ sphere and bulk soils［J］.Chemosphere，2002，46（1）：1163-1171.

［5］Silva C A R，Silva A P，Oliveira S R.Concentration，stock and transport rate of heavy metals in a tropical red mangrove［J］.Natal，Brazil Marine Chemistry，2006，99（5）：2-11.

［6］郑德璋，李玫，郑松发，等.Headway of study on mangrove re⁃covery and development in China［J］.Guangdong Forestry Science and Technology，2003，19（11）：10-14.

［7］Gülten Yaylalı-Abanuz.Heavy metal contamination of sur⁃face soil around Gebze industrial area，Turkey［J］.Micro chemical Journal，2011，99（4）：82-92.

［8］Zhang H，Shan B Q.Historical records of heavy metal ac⁃cumulation in sediments and the relationship with agricultur⁃al intensification in the Yangtze-Huaihe region，China［J］. Science of the Total Environment，2008，399（1/3）：113-120.

［9］丘耀文，余克服.海南红树林湿地沉积物中重金属的累积［J］.热带海洋学报，2011，30（2）：102-108.

［10］Kwon Y T，Lee C W.Application of multiple ecological risk indices for the evaluation of heavy metal contamination in a coastal dredging area［J］.Science Total Environ，1998，214（1/3）：203-210.

［11］黄姜霞，王雯雯，王书航，等.竺山湾重金属污染底泥环保疏浚深度的推算［J］.环境科学，2012，33（4）：1189-1197.

［12］Wei B，Yang L.A review of heavy metal contaminations in urban soils，urban road dusts and agricultural soils from Chi⁃na［J］.Microchemical Journal，2010，94（2）：99-107.

责任编辑：黄澜

The Spatial Distribution and Pollution Assessment of Heavy Metals in the Surface Sediments of Bamenwan mangrove wetland，Hainan Island

WU Dan，ZHAO Zhizhong*，JI Yinuo，WANG Junguang
（College of Geography and Tourism，Hainan Normal University，Haikou 571158，China）

This paper analyzed the content and seasonal distribution characteristics of heavy metals in the surface sedi⁃ments of Bamenwan mangrove wetland，Hainan Island，and evaluated the pollution and ecological risk of these heavy metals by Enrichment coefficient method and Hakanson potential ecological risk index method.The results showed that Cd，As，oth⁃er metals in sediments did not significantly enrich and accumulate.Heavy metal potential ecological risk index（RI∈（148.17，799.66））in the wetlands，was in a high level in terms of ecological risk as a whole.Among these ecological risk Cd has the greatest potential ecological risks and As was slightly lower with the other five kinds of heavy metals Cr，Ni，Cu，Zn and Pb of only slight ecological risk.There is some area of wetlands and deposition of heavy metals enrichment"gathering area"and therefore in the process of governance to protect the wetlands、heavy metal"gathering area"should be concerned about，and Cd and As should be particularly focused in sediment monitoring.

heavy metals；pollution assessment；mangrove wetlands；Hainan Island

X 131.2

A

1674-4942（2015）04-0432-06

2015-09-21

海南师范大学青年教师启动项目（QN1438，QN1439）；海南省重点科技计划项目（ZDXM20130021）；海南省自然科学基金项目（311050）