湛江东海岛红树林湿地表层土壤重金属空间分布特征及生态风险评价

罗松英，王嘉琦，周敏，叶嘉雯，柯思茵，陈东平，赖晓清

岭南师范学院地理系，广东 湛江 524048

红树林是分布在海陆交替过渡地带的湿地生态系统，受陆源包括人类活动以及海域环境信息的叠加影响（李瑞利等，2012；Liu et al.，2014）。由于红树林生境潮流速度较低，土壤沉积物具有粘粒含量高、有机质含量高、硫化物含量高、还原性强等特征，能够大量接受来自潮汐和地表径流所携带的重金属污染物，往往成为潜在的重金属富集区（程皓等，2009；Bosire et al.，2005）。重金属污染具有隐蔽性、毒性高、不易分解等特点，可通过食物链的放大作用最终危害人体健康，因此重金属污染备受关注（Nath et al.，2013）。对于整个红树林生态系统而言，土壤沉积物是重金属污染物的主要贮存库，绝大部分的重金属沉淀固定在土壤沉积物中（戴纪翠等，2009）。红树林土壤重金属含量的高低与其生境理化性质、土壤重金属背景值高低和受附近城市排放重金属污染的程度等密切相关（刘景春，2006；李柳强等，2008）。国内外对不同海岸红树林重金属污染的研究结果表明，不同红树林区重金属污染程度不同，受陆域环境影响较大的红树林湿地重金属潜在生态风险有逐渐加强的趋势（郭菊兰等，2013；Sandilyan et al.，2014；Li et al.，2015；Miola et al.，2016）。

东海岛位于广东省湛江市东南部，地势平坦，岛上红树林湿地面积约1475 hm2，属于湛江红树林国家级自然保护区范围（王中丙，2013；朱小丹，2016）。自1992年东海岛开发试验区设立以来，岛上填海项目逐渐增多，潮间带区域逐渐被吞食，红树林湿地面积大幅减少（李晓敏，2008）。随着钢铁、化工、石化等项目相继落户东海岛，海岛周边生态环境压力不容忽视。同时由于东海岛及周边地区城市化和工业化进程的急剧加速，工业废水、城市生活污水、养殖排污、船舶污染和农业面源污染对生态环境造成持续性压力，生长于潮间带环境的红树林湿地重金属污染问题日益凸显（刘加飞，2013）。目前，针对东海岛红树林湿地土壤重金属的研究也少见报道，仅见刘加飞（2013）对东海岛潮间带表层沉积物重金属污染进行过研究，其研究对象并未专门针对红树林湿地生态系统，且仅对Cu、Zn、Cd、Pb、Cr这5种重金属元素进行污染评价，研究不够系统全面。

本研究通过分析东海岛红树林湿地土壤重金属含量及其空间分布特征，采用潜在生态危害指数法和多元统计法对红树林湿地土壤重金属污染现状进行评价及来源解析，以期为东海岛红树林环境污染监测与生态保护提供科学参考。

1 材料与方法

1.1 研究区概况

湛 江 东 海 岛 （ 20°55'～21°05'N ， 110°11'～110°33'E）位于湛江湾与雷州湾之间，全岛面积约为289.49 km2，海岸线为126 km，是中国第五大岛屿（王中丙，2013）。属于北热带季风海洋性气候区，年平均气温23 ℃，年均降水雨量1800～2000 mm，长夏无寒冬，热带气旋是影响该地区的主要灾害性天气。潮汐类型为不规则半日潮，波浪以风浪为主，多年平均波高为0.9 m（陈则实，1999）。红树林主要分布在东海岛南岸、西岸以及北岸靠西段，主要红树植物为白骨壤（Avicennia marina），少量的秋茄（Kandelia candel）、无瓣海桑（Sonneratia apetala）和红海榄（Rhizophora stylosa）。西岸红树林常见分布于河口，周围有大量的水产养殖池，养殖废水直接排入红树林；南岸红树林主要分布于内湾或背风区，面向雷州湾，有少量水产养殖池或盐场。北岸有少量红树林分布，位于东参码头和对岸小岛上。自东海岛成立开发实验区以来，该地的交通、通讯、电力、海水养殖、钢铁、石化、农副产品加工、饲料、城郊型农业等临港工业和资源型工业的规模和效益不断扩大和提高，已经成为开发区经济的规模产业（刘加飞，2013）。据调查资料显示，湛江湾和雷州湾的主要污染来源有城市生活污水、工业废水、养殖排污、船舶污染和农业面源污染（刘芳文等，2015）。

1.2 样品采集与研究方法

1.2.1 样品采集

综合考虑东海岛红树林分布面积、潮位变化及人类活动影响等因素，于2017年6月沿着海岸线在红树林典型分布区布设了7个采样站位，从东南向西北方向分别是YC、SYC、JJC、XWC、TMHHK、DCMT和DTSD。采样站位分布如图1所示，每个站位采集土壤样品2～3个，共15个样品。采样时先用塑料小铲刮去表层枯枝残叶，然后使用直径为6 cm的PVC管压入淤泥中采集表层0～15 cm土壤样品，每个样点采用梅花采样法取5个土样混合，采集约1 kg土样，所采集的样品装入密封的乙烯封口袋中，带回实验室。

1.2.2 样品处理及测试方法

野外采集的土壤样品经过自然风干、研磨、过筛（100目）处理后，测定砷（As）、镉（Cd）、铬（Cr）、铜（Cu）汞（Hg）、镍（Ni）、铅（Pb）、锌（Zn）8种重金属元素的质量分数。测试地点为广州澳实矿物实验室，其测试过程为：称取两份样品，经过王水消解和四酸（高氯酸、硝酸、氢氟酸和盐酸）消解处理后，分别采用电感耦合等离子体发射光谱（ICP-AES）和电感耦合等离子体质谱仪（ICP-MS）进行测试，综合取值为最后的检测结果（陈碧珊等，2017）。对每3个样品进行平行测定，同时测定空白样。其中ICP-AES型号是Varian VISTA，ICP-MS型号是Agilent 7700x。微量分析的标样准确度RSD小于10%，回收率高于90%。

1.2.3 研究方法

本研究采用潜在生态危害指数法对东海岛红树林土壤重金属进行污染及潜在生态风险评价，该方法相对快速简便，综合考虑了重金属的毒性、迁移转化规律、区域敏感性以及重金属区域背景值的差异，可以综合反映沉积物中重金属对生态环境的影响潜力，并给出危害程度定量划分方法，是适合异源沉积物之间评价的有效手段（邓利等，2014）。潜在生态危害指数法计算公式如下：

（1）单因子污染指数

式中，Ci为重金属i的污染系数；Ci为重金属

fi i的实测浓度含量； Cn为重金属的评价参比值。东海岛典型地带性土壤为砖红壤性红壤，故本研究采用广东省土壤的环境背景值中砖红壤中的重金属含量作为背景值。

（2）某一区域重金属i的潜在生态危害系数

i反映了重金属的毒性水平及生物对重金属污染的敏感程度，其毒性响应系数见表 1（徐争启等，2008）。

表1 重金属毒性系数Table 1 The toxicity factor of heavy metals

（3）多种重金属潜在生态风险指数

式中，RI（the potential ecological risk index）为多种重金属潜在生态风险指数；为金属i的潜在生态危害系数；为重金属毒性响应系数，反映重金属的毒性水平及生物对金属污染的敏感程度。重金属污染潜在生态风险指标和分级关系如表2所示（黄建国，2007）。

1.2.4 数据处理

多元统计分析通过SPSS 22.0软件完成，采用相关性和主成分分析法进行重金属来源分析。相关性分析是指对两个或多个具备相关性的变量元素进行分析，从而衡量两个变量因素的相关程度。通过重金属间的相关系数可更加准确地表明其来源途径的相似程度（雷凌明等，2014）。主成分分析是研究变量之间相互关系的多变量分析技术，通过对原变量的线性变换，形成了一系列新的相互独立变量，称之为主成分（孙钦帮等，2017）。在进行主成分分析之前，采用KMO和Bartlett法对原始数据集进行因子分析适宜性检验（李玉等，2006）。KMO值为0.700，大于0.5；Bartlett的球形度检验相伴概率为 0.000，小于显著性水平 0.05，表明原始数据集适合进行因子分析（姚晓飞等，2011）。

表2 重金属污染潜在生态风险指标和分级分析Table 2 Indices and grades of potential ecological risk index of heavy metal pollution

表3 东海岛红树林湿地表层土壤重金属元素质量分数Table 3 The mass fraction of heavy metals in the surface soil of mangrove wetland in Donghai Island

2 结果与讨论

2.1 土壤重金属质量分数特征及空间分布

由表 3 可知，As、Cd、Cr、Cu、Hg、Ni、Pb、Zn 等 8种元素重金属质量分数平均值超过雷州半岛土壤环境背景值（许炼烽等，1996）；8种元素重金属质量分数平均值在《土壤环境质量标准》（GB15618—1995）一级标准范围内，但YC、XWC和TMHHK站位采样区的个别元素，如As、Hg、Pb质量分数超过《土壤环境质量标准》一级标准值。从重金属质量分数范围看（表 3），8种重金属元素质量分数范围差异较大，As为 6.800～26.600 mg∙kg-1，Cd 为 0.023～0.068 mg∙kg-1，Cr为 21.000～74.000 mg∙kg-1，Cu 为 5.700～21.000 mg∙kg-1，Hg 为0.037～0.200 mg∙kg-1，Ni为 8.700～ 32.000 mg∙kg-1，Pb 为 16.000～45.800 mg∙kg-1，Zn 为 32.000～112.000 mg·kg-1。变异系数可以反映各重金属元素的离散程度，且变异系数越大说明土壤重金属污染受人为活动干扰越强烈（赵秀峰等，2010）。从变异系数上看（表3），东海岛红树林湿地表层土壤中重金属元素Pb的变异系数最小，为33.91%，离散程度较低，反映该元素分布相对较均匀，推测目前受人为活动干扰不明显；As、Cd、Cr、Cu、Ni、Zn的变异系数均在40%以上，分布较不均匀，说明受到一定程度的人为活动干扰；Hg的变异系数最大，为62.16%，分布最为不均，推测其受人为活动干扰也较强烈。

从重金属质量分数空间分布上看，7个采样站位重金属质量分数差异较大，选取土壤中超标状况比较严重的4种重金属元素As、Hg、Pb和Zn进行分析，结果如图2所示。其中As质量分数平均值在7个采样站位中均高于雷州半岛土壤环境背景值，以西部靠近水产养殖地的XWC和TMHHK 2个采样站位为最高，超出国家土壤环境质量标准值范围；Hg含量平均值在 7个采样站位中也均高于雷州半岛土壤环境背景值，以西南岸XWC采样站位为最高，超出国家标准值范围；Pb除了在SYC、JJC和DCMT这3个采样站位外，在其他4个采样站位的质量分数平均值均接近或高于雷州半岛土壤环境背景值，其中YC和TMHHK采样站位的Pb质量分数平均值均超出国家标准范围；Zn质量分数平均值在7个采样站位中均高于雷州半岛土壤环境背景值，以东南岸YC采样站位为最高，但未超出国家标准值范围。

2.2 表层土壤重金属潜在生态风险分析及空间分布

2.2.1 表层土壤重金属污染分析及空间分布

东海岛红树林湿地表层土壤不同重金属元素单因子污染评价结果如表 4所示，As、Cd、Cr、Cu、Hg、Ni、Pb、Zn 8种金属元素均达到中等污染。8种重金属元素污染程度排序如下：Zn＞Hg＞As＞Ni＞Cu＞Cr＞Pb＞Cd。其中，西南岸 XWC 站位 8种重金属元素的单因

表4 东海岛红树林湿地土壤重金属单因子污染指数Table 4 The single factor pollution index of heavy metals in the surface soil of mangrove wetland in Donghai Island

图2 东海岛7个采样站位主要超标重金属元素质量分数与国家土壤环境质量标准及环境背景值的对比Fig. 2 Comparison of the mass fraction of the excessive heavy metals in seven sampling stations in Donghai Island with national soil environment quality level standard and environmental background values

子污染指数最高，Hg为很强污染程度，As和Zn为强污染程度；Cd、Cr、Cu、Ni和Pb 5种元素为中等污染程度。东南岸JJC和SYC站位8种元素的单因子污染指数普遍较低，这两个区域污染程度相近，除As、Hg、Zn 3种元素达到中等污染程度级别外，其余5种元素均表现为轻微污染级别。

从超标状况比较严重的As、Hg、Pb、Zn 4种重金属元素污染程度空间分布看（图3），其污染程度与元素质量分数的高低表现一致。其中，As在东海岛西部采样站位XWC和TMHHK污染最严重，为强污染，其他5个采样站位为中等污染；Hg以西南岸XWC站位最严重，为很强污染，其他6个采样站位为中等污染；Pb除在SYC、JJC和DCMT这3个采样站位为轻微污染外，其他4个采样站位为中等污染；Zn在所有红树林采样站位中的污染程度普遍最高，其中YC、XWC和TMHHK为强污染，其他4个采样站位为中等污染。

通过野外实地调查及对比土壤环境背景值发现，东海岛红树林湿地土壤重金属污染程度与土壤重金属背景值高低及周围人为活动排放重金属程度密切相关。采样站位XWC和TMHHK中这4种重金属元素污染均较为明显，主要与临近居民点和养殖鱼塘有关；XWC站位野外现场可见有多处生活垃圾倾倒点及养殖鱼塘排污口，而TMHHK站位则位于入海河口，周围分布着大量养殖鱼塘，且东海岛西部以农业和水产养殖业为主，入海河口成为各类污染物的汇集处（李柳强等，2008）。采样站位YC的Zn为强污染，其余3种元素为中等污染，主要与该采样区农业种植和水产养殖业有关。由此推测，东海岛红树林土壤重金属污染主要来自水产养殖排污、农业面源污染及生活排污，这与刘芳文等（2015）研究结果一致。东海岛由养殖排污、农业面源污染及生活排污引起的重金属污染问题应当引起重视，应注意避免人为直接排污及合理施用农药化肥。

2.2.2 表层土壤重金属潜在生态风险特征及空间分布

图3 东海岛红树林湿地表层土壤主要超标重金属元素污染程度空间分布Fig. 3 Spatial distribution of excessive heavy metals pollution in the surface soil of mangrove wetland in Donghai Island

表5 东海岛红树林湿地土壤重金属潜在生态风险参数和潜在生态风险指数Table 5 The potential ecological risk facter and potential ecological risk index of heavy metals in the surface soil of the mangrove wetland in Donghai Island

东海岛红树林湿地表层土壤重金属生态风险危害指数计算结果如表5所示。从单个重金属元素的潜在生态风险指数看，8种重金属元素中 Hg潜在生态风险指数最高，平均值在 80～160之间，属于强潜在生态风险；其余7种重金属元素属于轻微潜在生态风险。各重金属元素的平均潜在生态风险程度为 Hg＞Cd＞As＞Ni＞Cu＞Pb＞Zn＞Cr。多种重金属生态风险指数值在 112.002～351.690之间，平均值为 190.070，达到中等潜在生态风险。东海岛红树林湿地表层土壤重金属总潜在生态风险程度空间分布如图4所示，不同站位的红树林湿地土壤重金属污染的潜在生态风险指数有所差异。其中，西南岸XWC站位的总潜在生态风险程度最高，潜在生态风险指数平均值为351.69，为强生态风险；YC、DCMT、DTSD和TMHHK的总潜在生态风险程度次之，潜在生态风险指数均值超过 150，为中等生态风险；东南岸SYC和JJC站位的总潜在生态风险程度最低，为轻微生态风险。综合潜在生态风险评价结果看，东海岛各站位红树林土壤重金属污染的潜在生态风险属于轻微-强生态风险。其中西南岸XWC站位的强潜在生态风险主要来自 Hg、Cd和As污染，这3种重金属为生物非必需元素，具有强毒性。结合XWC站位周围环境，可以推测该区域强生态风险主要来自生活垃圾排放以及水产养殖业中使用的药物、饲料等，如饲料添加剂的广泛使用或含Hg、As农用化学品的使用会使土壤受到污染（邵学新等，2007）；而研究区也常见船舶往来，船舶排污、润滑油泄漏、机械部件磨损等会导致Cd含量的升高（冉延平，2012）。

2.3 土壤重金属来源分析

2.3.1 相关性分析

在研究区内，红树林湿地表层土壤中各重金属元素含量及其之间的比率具有相对的稳定性，当沉积物来源相似或相同时，其各元素之间具有显著的相关性（韩卓汝等，2013）。不同站位间，重金属元素的相关性是否显著，可以反映各站位沉积环境的相似性和受人为影响程度的强弱（陈守莉等，2007）。从8种土壤重金属之间的相关系数（表6）可以看出，除Hg、Cd以外，其他6种重金属元素（As、Cr、Cu、Ni、Pb和 Zn）之间表现为强相关性，相关系数均在0.7以上。尤其是Cr-Ni、Cr-Pb、Cu-Ni、Cu-Zn、Ni-Pb这5组元素相关性极为显著，相关系数分别达到 0.983、0.977、0.971、0.985、0.978（P＜0.01），说明这些重金属元素可能具有相近或相同的污染源。而Hg、Cd与其他重金属元素相关性不明显，一方面反映了Hg、Cd表现出与其他重金属元素不同的地球化学行为特征，另一方面也反映了其与其他重金属元素之间有着不同来源。

表6 东海岛红树林湿地土壤不同重金属元素间的相关系数Table 6 Correlation coefficient between different heavy metal elements in the surface soil of mangrove wetland in Donghai Island

2.3.2 主成分分析

通过主成分分析（表7），红树林湿地表层土壤沉积物中8种重金属污染物（8个变量）可由2个主成分（特征值：5.976+1.095=7.071个变量）反映88.381%的信息，即对前 2个主成分进行分析大致能够反映数据的大部分信息。

表7 主成分分析主要计算结果Table 7 The main calculated results of principal component analysis (PCA)

第一主成分的贡献率为68.988%，特点表现为因子变量在As、Cr、Cu、Ni、Pb、Zn的浓度上有较高的正载荷，说明这些重金属元素有相同或相似的物质来源。野外实地调查发现，XWC、TMHHK和DTSD站位周围有大量的水产养殖池塘，YC站位附近主要为大面积的农业种植区和少量的养殖鱼塘，这4个站位均可见养殖排污口和农药化肥使用的残留痕迹；从图3和表4中也可以看出，As、Pb、Zn分别在YC、XWC、TMHHK和DTSD这4站位的污染程度都比较高。从对第一主成分的贡献率上可知，As、Cr、Cu、Ni、Pb、Zn的贡献率都超过90%，同时这6种元素之间表现为强相关性。因此，可把As、Cr、Cu、Ni、Pb、Zn这6种重金属元素理解为第一主成分所代表的实际意义，即反映了农业面源污染和养殖排污对东海岛红树林湿地表层土壤的污染（韩卓汝等，2013；蔡龙炎，2010）。

第二主成分的贡献率为19.393%，该因子包含的变量有Cd和Hg，相应的因子载荷值为0.795和0.619，但相关性分析显示Cd和Hg之间的相关性不明显，说明Cd和Hg的来源可能不同。野外实地调查发现，YC和 XWC站位周围常有渔船来往，而DCMT和DTSD则位于码头附近，从表4中可以看出，这4个站位的Cd污染程度比其他3个站位的高，故推测Cd主要可能来源于船舶排污。这与冉延平（2012）研究结果相吻合，其研究认为靠近港口的研究区常有船舶往来，船舶排污、漏机械部件磨损、漏油等会导致 Cd污染。一般认为 Hg可能与东海岛的钢铁冶炼有关（雷凌明等，2014），但从图3可以看出，DCMT和DTSD这两个站位比其他 5个站位更靠近钢铁厂（位于东海岛北部），而DCMT和DTSD的Hg污染程度却不是最严重的，因此推测目前红树林湿地土壤Hg元素的污染可能与钢铁冶炼无关。通过野外实地调查发现，YC、SYC、JJC、XWC、TMHHK、DCMT和DTSD这7个站位共同特征为可见生活垃圾自然排放，故推测Hg污染可能来自于生活排污（银燕春等，2015）。另外Cd和Hg在第一主成分中的因子载荷为0.347和0.467，说明部分的Cd和Hg还受农业面源污染、养殖排污或其他类型物源的影响。

3 结论

本研究对湛江东海岛红树林湿地表层土壤重金属元素进行质量分数测定，采用潜在生态危害指数法进行污染及潜在生态风险评价，结合相关性分析和主成分分析方法对污染源进行分析，得到以下结论：

（1）东海岛红树林湿地表层土壤中8种重金属质量分数平均值均超过雷州半岛土壤环境背景值，未超过国家土壤环境质量一级标准限值。7个采样站位重金属质量分数空间分布差异较大，各金属变异程度为 Hg＞Ni＞As＞Cd＞Zn＞Cr＞Cu＞Pb。

（2）单因子污染指数显示，东海岛红树林湿地表层土壤各重金属元素总体上属于中等污染。从空间分布特征看，表层土壤重金属污染程度与重金属元素质量分数的高低较为一致。

（3）不同站位的红树林湿地表层土壤重金属潜在生态风险有所差异，属于轻微至强生态风险；重金属污染总体上达到中等潜在生态风险。其中XWC站位重金属污染为强潜在生态风险，主要污染元素为Hg、Cd和As，推测污染主要来自生活排污、船舶污染和养殖排污。

（4）统计分析结果表明，东海岛红树林湿地表层土壤中 As、Cr、Cu、Ni、Pb和Zn这 6种重金属元素之间具有强相关性，说明这些重金属元素可能具有相近或相同的污染源，结合实地调查结果推测其来源主要与水产养殖排污及农业面源污染有关；而Cd和Hg之间的相关性不明显，推测其来源分别与船舶污染和生活排污有关。