湛江湾红树林湿地表层沉积物重金属形态特征、生态风险评价及来源分析

罗松英，邢雯淋，梁绮霞，邓子艺，刘显兰，全晓文

岭南师范学院地理系，广东 湛江 524048

红树林是处于海陆交界的湿地生态系统，具有独特的生境特征，往往成为重金属污染物的汇集地（蹇丽等，2016）。重金属来源广、不易分解，具有残留时间长、隐蔽性强、毒性大等特点，易随沉积环境变化产生“二次污染”，可以通过食物链或其他迁移途径给生物及人类健康带来极大的潜在危害，是国内外学者们研究的热点（Nath et al.，2013）。近年来，国内外对红树林湿地沉积物重金属污染开展了多方面的研究，从最初的重金属总量和分布特征分析（Wang et al.，2008；丁振华等，2009），到重金属沉积、迁移、累积机制（Bosire et al.，2005；李瑞利等，2012；邓利等，2014），再到生物毒性分析及污染状况评价（Li et al.，2015；季一诺等，2015）等。总体上看，研究多集中于红树林重金属总量空间分布特征及污染评价方面，对重金属形态方面研究尚不充分。已有研究表明沉积物中重金属污染特性、生物毒性及迁移转化规律等在很大程度上取决于其存在形态，其次才取决于重金属在沉积物中的质量分数（陈春霄等，2011）；单是重金属总质量分数分析不能很好地反映沉积物复杂的地球化学过程和确切表征其污染特性以及对生物的危害性（李柳强等，2008）。不同赋存形态的重金属元素具有不同的环境行为和生态效应，因此对沉积物中重金属形态的研究尤其重要。

湛江湾位于雷州半岛东南部，湾内红树林成片分布，主要分布在东海岛、南三岛、特呈岛、东头山岛、观海长廊等地，由白骨壤（Avicennia marina）、红海榄（Rhizophora sty losa）、无瓣海桑（Sonneratia apetala）等主要树种组成（Liu et al.，2015）。湛江湾是由雷州半岛陆地、东海岛和南三岛合围形成的深水港湾，纳潮面积约270 km2，湾内码头、港口众多（张际标等，2012）。随着湛江市工业化与城市化进程加快，湾内工业污染、船舶污染、水产养殖及生活污染物入海量逐年增加，重金属污染物在海水和沉积物中迅速蓄积，沿岸红树林湿地承受着愈来愈大的环境压力（刘芳文等，2015）。目前已有学者对国内东寨港、深圳湾、泉州湾等地开展了红树林沉积物重金属形态的研究（于瑞莲等，2011；贺蓓等，2015；蹇丽等，2016），然而有关湛江湾红树林湿地重金属形态方面的研究几乎空白，现有研究只针对湾内红树林沉积物重金属总质量分数特征进行分析及评价（陈碧珊等，2017；罗松英等，2018）。本研究通过分析湛江湾红树林湿地表层沉积物重金属的质量分数、形态特征及其空间分布，运用基于总质量分数的潜在生态风险指数法、基于形态学的次生相与原生相分布比值法（Ratio of Secondary Phase and Primary Phase，RSP）和风险评估编码法（Risk Assessment Coding，RAC）进行评价，并运用相关性分析和因子分析统计方法探究重金属污染来源，为进一步研究湛江湾红树林湿地沉积物中重金属元素迁移和形态转化机制以及污染防治提供科学依据。

1 材料与方法

1.1 样品采集及预处理

于2017年4月在湛江湾内典型红树林分布区域设置7个采样站位（图1），每个站位采3－5个样本，共25个样品。采样时使用直径为6 cm的PVC管压入淤泥中采集0－15 cm表层沉积物，采用梅花采样法取5个土样混合，取重量约1 kg。土样经自然风干，剔除杂物，研磨，过100目尼龙筛后密封保存待用。

图1 湛江湾红树林采样站位图Fig. 1 Distribution of sampling stations of mangrove wetlands in Zhanjiang Bay

1.2 研究方法

1.2.1 形态提取与测试方法

采用Rauret et al.（1999）改进的欧洲共同体标准物质局（European Community Bureau of Reference）提出的形态提取方法进行重金属形态分析，简称 BCR连续提取方法。重金属赋存形态提取步骤及方法见表 1（倪志鑫等，2016），将重金属形态分为酸提取态（F1）、可还原态（F2）、可氧化态（F3）和残渣态（R）。准确称取1.00 g沉积物样品置于50 mL具塞离心试管（聚丙烯塑料）中，然后按表1步骤平行（4次）逐步提取，完成各形态提取液样品共100个。采用电感耦合等离子体质谱仪（Inductively Coupled Plasma-mass Spectrometry，ICP-MS）测定 As、Cd、Cr、Cu、Hg、Ni、Pb、Zn 8种重金属的质量分数和各形态数据（Yuan et al.，2004；张智慧等，2015）。ICP-MS型号是Agilent 7700x，测试地点为澳实矿物实验室（广州）。微量分析的标样准确度RSD小于10%，回收率高于 90%。实验中所使用的试剂均为优级纯，测试过程中采用标准参考物质（GLG 908-4）进行质量控制，每10个样品设置1个平行样及测定空白样确保数据准确性。

表1 重金属形态连续提取流程（据倪志鑫等，2016修改）Table 1 Sequential extraction procedure of chemical speciation analysis of heavy metals

1.2 .2 评价方法

采用基于形态学的次生相与原生相分布比值法（RSP）（陈静生等，1992）对红树林沉积物重金属污染程度进行评价，该方法可反映沉积物中重金属的化学活性和生物可利用性，与仅对重金属总质量分数评价的方法相比，该方法更能反映沉积物中重金属的来源和污染水平（蹇丽等，2016），其缺陷为该法仅研究次生相与原生相的比值，缺乏对重金属总质量分数的考虑，从而降低了该方法的适用程度。计算公式如下：

式中，RSP表示次生相与原生相分布的比值，表示污染程度。RSP≤1，表示无污染；1＜RSP≤2，表示轻度污染；2＜RSP≤3，表示中度污染；RSP＞3，表示重度污染。Msec表示沉积物中次生相中的重金属质量分数，Mprim表示原生相中的重金属质量分数。次生相为前三步提取形态的总质量分数相加，即ω(F1)+ω(F2)+ω(F3)；原生相以残渣态（R）的质量分数计算（陈春霄等，2011）。

为进一步评价重金属环境风险，采用风险评估编码法（RAC）进行分析。风险评估编码法基于化学形态分析基础上，通过计算重金属中的离子可交换态和碳酸盐结合态（即F1）占重金属总质量分数的比例来评价重金属的有效性，判定其所具有的环境风险（孔明等，2015）。当RAC≤1%，为无风险；1%＜RAC≤10%，为低风险；10%＜RAC≤30%，为中等风险；30%＜RAC≤50%，为高风险；RAC＞50%，为极高风险。

为弥补次生相与原生相分布比值法缺乏对重金属总体质量分数的考虑，同时采用潜在生态风险指数法进行评价（刘群群等，2017），该方法综合考虑了重金属的毒性、迁移转化规律以及重金属区域背景值的差异，定量地划分出重金属的潜在风险程度。其计算公式如下：

式中，RI为多种重金属潜在生态风险指数，表示总潜在生态风险程度。RI＜150，表示轻微风险程度；150≤RI＜300，表示中等风险程度；300≤RI＜600，表示强风险程度；600≤RI＜1200，表示很强风险程度；RI≥1200，表示极强风险程度。Ei为重金属 ir的潜在生态风险指数，表示单个污染物生态风险程度。Ei＜40，表示轻微风险程度；40≤Ei＜80，表rr示中等风险程度；80≤Ei＜160，表示强风险程度；r160≤Ei＜320，表示很强风险程度；Ei≥320，表示rr极强风险程度。Ti为重金属毒性响应系数（刘群群r等，2017）。Cfi为重金属i的单因子富集系数；Ci为重金属i的实测质量分数；Ci为重金属的评价参n比值，本文采用广东土壤环境背景值中雷州半岛砖红壤重金属的质量分数（滕彦国等，2002）。

1.2.3 数据处理

六是到2015年至少开发和应用两个宏观区域规划，优化粮食安全用水；到2020年开发200个分区域（国家、地区等）可持续农业发展规划。

运用 SPSS 22.0软件进行数据处理和统计分析；运用ArcGIS 10.2软件对湛江湾红树林沉积物中各站点重金属元素非残渣态的质量分数进行了反距离权重法空间插值处理，绘制其空间分布图。

2 结果与讨论

2.1 重金属质量分数分布特征

湛江湾红树林表层沉积物中8种重金属元素总质量分数、平均质量分数、标准偏差及变异系数见表 2。重金属平均质量分数表现为 Ni＞Zn＞Cr＞Cu＞Pb＞As＞Hg＞Cd。与雷州半岛砖红壤环境背景值相比，除 Cr、Pb 外，As、Cd、Cu、Hg、Ni、Pb 和Zn 6种重金属的质量分数平均值均超过环境背景值，分别是背景值的 1.8、1.2、3.2、3.1、8.78和3.2倍。总体上，8种重金属元素质量分数范围差异较大，变异系数在37.24%－108.19%之间，说明湛江湾红树林沉积物重金属空间分布差异性较大（陈春霄等，2011）。其中 Cu的变异系数最大，为108.19%，为强变异程度，表明了Cu空间分布极不均匀，该元素受到了强烈的外界干扰；As、Cd、Cr、Hg、Ni、Pb和Zn的变异系数介于10%－100%之间为中等变异程度，说明这些重金属元素受到了一定程度人类活动的影响。

表2 湛江湾红树林表层沉积物重金属元素质量分数Table 2 Mass fraction of heavy metals in the surface sediment of mangrove wetland in Zhanjiang Bay

2.2 重金属元素赋存形态分布及特征

湛江湾红树林各采样站位重金属元素赋存形态所占比例如图2所示，As和Hg残渣态所占比例较大。其中As残渣态所占比例为4种形态之和（即总质量分数）的66.96%，可还原态所占比例次之，为22.61%；酸提取态与可氧化态所占比例较低，分别为6.09%和4.35%。Hg残渣态所占比例在4种形态之和中高达89.13%，高于其他重金属残渣态所占比例；可氧化态所占比例次之，为10.87%；除GHCL和DTSD两个站位检测到可氧化态外，各采样区未检测到Hg其他赋存形态。

Cd和Zn酸提取态所占比例较大。Cd酸提取态所占比例在4种形态之和中高达76.09%，高于其他重金属；可还原态所占比例为15.22%，可氧化态所占比例为6.52%，残渣态所占比例最小，为2.17%。测试结果发现TCD站位红树林表层沉积物中Cd主要以酸提取态形式存在。Zn酸提取态所占比例为4种形态之和的51.55%；可还原态、可氧化态和残渣态所占比例分别为17.86%、19.82%和10.77%。

图2 各采样站位表层沉积物重金属赋存形态所占比例Fig. 2 Speciation proportions of heavy metals in the surface sediments of each sampling stations

Cr可氧化态所占比例较大，所占比例为4种形态之和的45.13%，高于其他元素此形态所占比例；可还原态与残渣态所占比例相当，分别为27.16%和26.23%；酸提取态所占比例最小，为 1.48%。Cu以可还原态和可氧化态为主，所占比例分别为36.49%和 30.63%；酸提取态所占比例次之，为25.31%；残渣态所占比例最小，为7.57%。Pb以可还原态为主，所占比例为4种形态之和的67.44%，高于其他元素可还原态所占比例；残渣态所占比例次之，为18.80%；酸提取态和可氧化态所占比例分别为7.33%和6.43%。Ni以可还原态和可氧化态为主，所占比例分别为36.26%和39.05%；酸提取态和残渣态所占比例分别为14.33%和10.35%。

综上所述，沉积物中As、Hg的残渣态所占比例较大；残渣态比例越高，说明重金属稳定性越好，对沉积物重金属的迁移和生物可利用性影响不大（高彦鑫等，2012）。而Cd、Zn的酸提取态所占比例较大，Cu、Ni、Pb的可还原态所占比例较大，Cu、Cr、Ni的可氧化态所占比例较大。酸提取态、可还原态、可氧化态这3种形态统称为非残渣态，非残渣态所占比例在一定程度上反映了重金属元素的生物有效性（Davidson et al.，1994），其值越高，重金属元素生物有效性越强，越易释放出来造成二次污染（黄莹等，2015）。相关研究表明，重金属形态的分布与重金属总质量分数及来源有关，同时土壤质地、有机质、酸碱度、氧化还原电位、阳离子交换量、土壤微生物等对重金属形态分布也起着重要作用（Zhou et al.，2010；关天霞等，2011）。红树林湿地沉积物中Cd、Cu、Ni、Zn、Pb、Cr的非残渣态所占比例均较高，推测与其含有丰富的有机质、粘粒含量高、硫含量高等特殊的沉积环境有关，下一步研究工作可对红树林沉积物中重金属形态分布的影响因素作深入研究。

2.3 重金属元素非残渣态空间分布特征

从图3可知，Cd的非残渣态质量分数所占比例最高，为97.83%，具有极强的迁移性和生物有效性。8种重金属元素非残渣态所占比例排序为Cd＞Cu＞Ni＞Zn＞Pb＞Cr＞As＞Hg，其中 Cd、Cu、Ni、Zn、Pb、Cr的非残渣态质量分数与总量的比值均超过70%，说明重金属元素再次释放风险较大。其中酸 提 取 态 所 占 比 例 排 序 为 Cd＞Zn＞Cu＞Ni＞Pb＞As＞Cr＞Hg。酸提取态主要为碳酸盐结合态、离子可交换态与水溶态，该形态对土壤环境变化最敏感，最易被生物所吸收，对生物危害最大（李佳璐等，2016）。测试结果显示，研究区各重金属可还原态所占比例均较高，所占比例排序为Pb＞Cu＞Ni＞Cr＞As＞Zn＞Cd＞Hg。可还原态主要为铁锰氧化物结合态，此形态的最大特点是在氧化还原条件下稳定性差（王海等，2002）。可氧化态所占比例排序为 Cr＞Ni＞Cu＞Zn＞Hg＞Cd＞Pb＞As。可氧化态主要为有机物及硫化物结合态，该形态较为稳定，一般不易被生物所吸收利用；但当沉积物中有机质质量分数较高时，可在微生物的作用下矿化分解，使部分以氧化态存在的重金属释放进入上覆水体或被生物吸收（Tack et al.，1996）。而残渣态所占比例排序为：Hg＞As＞Cr＞Pb＞Zn＞Ni＞Cu＞Cd，Hg和As稳定性较好。

图3 湛江湾红树林表层沉积物各重金属赋存形态所占比例Fig. 3 Speciation proportions of heavy metals in the surface sediments of mangrove wetland in Zhanjiang Bay

湛江湾红树林沉积物重金属元素非残渣态空间分布特征（图4）表明，Zn、Cu、Ni、Cr非残渣态质量分数平均值高值点出现在NHD站位，其中Zn、Cu非残渣态的分布特征为从NHD沿西南方向湾外逐渐降低，说明其主要来源于NHD区域；As非残渣态质量分数高值区出现于 TCD和 NHD区域；Pb非残渣态质量分数高值区出现于 GHCL和NHD区域；Hg、Cd非残渣态质量分数高值区主要出现于GHCL，且Hg的非残渣态呈现出由GHCL向湾外逐渐降低的分布特征，反映了Hg主要来源于GHCL区域。综上分析可知，红树林沉积物中重金属非残渣态质量分数高值区主要分布在NHD和GHCL，说明这两个区域沉积物中重金属活性较高，容易因环境改变释放造成二次污染，重金属污染问题应引起重视。野外实地调查结果显示，NHD站位可见随处堆放的生活垃圾、船舶停靠以及水产和海鸭养殖场，且处于U形内凹的地形，有利于污染物的沉积。而GHCL站位位于中心城区，附近分布着大量造纸、石化、化学肥料等工业，大量的工业污水及生活污水通过绿塘河排放入海，导致重金属污染严重；同时该研究区也临近湛江水上巴士停靠站，船舶排污、润滑油泄漏、机械部件磨损等会导致重金属累积（雷凌明等，2014）。因此，结合野外实地调查结果推测NHD站位重金属污染主要与生活垃圾堆放、船舶排污以及养殖排污有关；GHCL站位重金属污染主要与城市生活污水、船舶排污以及工业“三废”排放有关。

图4 湛江湾红树林表层沉积物重金属元素非残渣态空间分布图Fig. 4 Non-residual spatial distribution of heavy metal elements in the surface sediments of mangrove wetland in Zhanjiang Bay

2.4 重金属元素环境风险评价

从各元素的潜在生态风险指数（表3）看，Eir均值介于 3.554－127.143，各元素潜在生态风险指数大小排序为 Hg＞Cd＞Cu＞Ni＞As＞Zn＞Cr＞Pb。其中Hg、Cd潜在生态风险指数最高，Ei均值分别为r

127.143和8 3.929，属于强风险程度；其他元素Ei均r值均小于40。从各区域的潜在生态风险指数（表4）看，湛江湾红树林表层沉积物RI均值为273.076，为中等风险程度。BYC、GHCL、NHD的RI均值分别为408.058、382.909、310.556，均为强风险程度；其余地区 RI均值均属于中等风险程度，其中MAZ的程度最低。

表3 湛江湾红树林表层沉积物重金属潜在生态风险评价Table 3 Potential ecological risk assessment of heavy metals in the surface sediments of mangrove wetlands in Zhanjiang Bay

表4 湛江湾红树林表层沉积物重金属次生相与原生相的比值Table 4 RSP values of heavy metals in the surface sediments of mangrove wetland in Zhanjiang Bay

从各元素次生相与原生相分布比值（表 4）计算结果看，各元素污染程度排序为 Zn＞Cu＞Cd＞Ni＞Pb＞Cr＞As＞Hg。其中 Cu、Zn、Cd、Ni和 Pb 的RSP平均值分别为9.872、9.742、9.190、8.008、6.017，均大于 3，属于重度污染，各元素以次生相为主；Cr的RSP值为2.543处于2－3之间，属于中度污染，基本以次生相为主；As、Hg的RSP值分别为0.734和0.226，均小于1，基本无污染，以原生相为主。Hg的RSP值较低，但该元素具有较高的毒性系数，潜在生态风险指数较高，其潜在生态危害不可忽略。总体上，除As和Hg外，其余重金属元素以次生相为主，反映了湛江湾红树林湿地沉积物中重金属生物有效性较高，再次释放的风险较大。从次生相与原生相比值空间分布来看，各站位沉积物中重金属元素总体RSP值为5.792，大于3，为重度污染。湾内各采样站位污染程度排序如下：NHD＞TCD＞GHCL＞ DWM＞BYC＞ DTSD＞MAZ。NHD、GHCL、DWM、TCD、BYC站位平均RSP值依次为11.971、7.301、5.371、5.360、5.145，均大于3，属于重度污染，其中NHD污染程度最高；DTSD、MAZ区域平均RSP值为2.943、2.451，处于 2－3之间，属于中度污染。各站位重金属元素均具有较高的二次释放能力，湾内红树林沉积物重金属元素的环境风险应引起高度重视。

从RAC计算结果（表5）看，红树林沉积物重金属元素总体RAC值为19.134%，为中等风险。各重金属元素 RAC平均值为 Cd（70.340%）＞Zn（35.212%）＞Cu（18.334%）＞Ni（14.801%）＞Pb（7.003%）＞As（5.433%）＞Cr（1.949%）＞Hg（0%）。Cd具有极高风险，Zn为高风险，Hg为无风险，其余元素表现为中等风险。总体上各站位 RAC均值表现为中等风险，其中NHD和TCD站位RAC值接近30%，即接近高风险。

综上所述，基于重金属总质量分数的潜在生态风险指数法和基于重金属形态的次生相与原生相比值法（RSP）、风险评估编码法（RAC）的评价结果具有较好的一致性。重金属元素总体上属于重度污染，具有中等风险。其中NHD站位RSP指数最高，RI均值属于强风险程度，这与非残渣态空间分布特征相吻合，主要来自Zn、Cu污染，具有较大的环境风险。GHCL站位污染次之，RI均值属于强风险程度，主要受到Cd、Cu污染。DWM站位重度污染主要来自Zn和Ni；TCD、BYC站位重金属污染主要来自Cd和Cu。总体而言，湛江湾红树林表层沉积物主要污染元素为Cu、Zn、Cd和Ni，具有较大的环境风险。

2.5 重金属形态相关性分析及来源解析

2.5.1 相关性分析

8种重金属非残渣态质量分数的相关性分析（表6）表明，除Hg和Cd外，其余6种重金属元素（As、Cr、Cu、Ni、Pb和Zn）之间表现为显著相关。其中Cr-Cu、Cr-Ni、Cu-Ni、Cu-Zn这4组元素表现为强相关性，相关系数分别达到了 0.913、0.964、0.954、0.911（P＜0.01），说明这些重金属元素可能具有相近或相同的来源，且与人类活动密切相关（陈守莉等，2007；Davidson et al.，1994）。

表5 湛江湾红树林表层沉积物重金属RAC评价结果Table 5 RAC results of heavy metals in the surface sediments of mangrove wetland in Zhanjiang Bay

表6 湛江湾红树林表层沉积物重金属残渣态之间与非残渣之间的相关系数Table 6 Correlation coefficients between residual and non-residual of heavy metals in the surface sediments of mangrove wetland in Zhanjiang Bay

重金属元素的残渣态一般存在于硅酸盐、原生或次生矿物等矿物晶格中，反映了地球化学背景的原生状况（Davidson et al.，1994）。由研究区重金属残渣态质量分数的相关性分析结果（表6）可知，Cr、Ni之间具有强相关性（r=0.943，P＜0.01），说明这两种重金属的残渣态可能具有相近或相同的来源，结合研究区地质背景，推测与岩石的自然风化相关。但在非残渣态中，Cr、Ni与其他重金属也呈现较强的相关性，推测其可能存在其他来源，结合变异系数分析认为与人为污染物的排放有关。因此，认为 Cr、Ni受到自然因素和人为因素的共同影响。

2.5.2 因子分析

采用因子分析方法进一步对重金属来源进行解析。因子分析方法已被证实能在分析沉积物中元素的来源方面提供明确的信息，且较于主成分分析其因子更具有明确的意义（Hu et al.，2013）。由于本研究数据的变量数远大于样本数，选取与其他形态存在从弱到强相关性（r＞0.4）的重金属形态进行分析。因子分析适宜性检验结果中的Kaiser-Meyer-Olkin（KMO）值为0.605，大于0.5；Bartlett的球形度检验相伴概率小于显著水平0.05，表明样品数据集适合进行因子分析。分析过程采用主成分提取方法，共提取出初始特征值大于1的4个公因子，可以解释变量中86.251%的方差信息；为了使因子载荷两极分化，使用最大方差法进行正交变换，旋转后的因子分析结果如表7所示。

因子1贡献率为38.117%，因子变量包括Zn、Cu的酸提取态和可还原态、Cu的可氧化态。结合野外调查发现，GHCL、NHD、DWM、BYC等一些重金属污染程度较严重站位其共同特征为生活污水未经处理直接排放至自然环境；研究表明，含有大量有机成分的居民生活污水中重金属元素常以不稳定的结合形态存在（银燕春等，2015）。NHD站位水产养殖塘广布，调查发现养殖污水通过暗管直接排入红树林，而水产养殖中饲料、鱼药的施用等可能会引起Zn、Cu等重金属污染（蔡继晗等，2010）。故推测因子1主要为人类活动影响，生活污水和养殖排污为主要来源。

因子2贡献率为24.975%，因子变量为Cr、Ni酸提取态和残渣态。岩石的风化作用和侵蚀作用会带来较为稳定的重金属相态如残渣态，而沉积物中残留的金属可作为代表侵蚀作用来源的指示性成分（曹玲珑等，2014）。关卉等（2006）研究发现雷州半岛玄武岩风化土壤中 Cr、Ni的平均质量分数远高于广东省和全国背景值，明显高于其他母质类型土壤。与因子2相关性较强的成分主要为重金属的残渣态，其余相态可能为重金属在自然风化过程中形成的次生相，故推测因子2主要反映了自然风化的结果，主要为雷州半岛沿岸基岩风化与侵蚀产物的输入。

表7 湛江湾红树林表层沉积物重金属来源因子分析Table 7 Factor analysis of heavy metals in the surface sediments of mangrove wetland in Zhanjiang Bay

因子3贡献率为13.634%，仅Cr的可还原态具有高载荷。可还原态重金属能够吸附在黏土和腐殖质等成分中，易于迁移和转化，反映近期人类排污的影响（Davidson et al.，1994）。土壤中Cr最初来源于岩石风化，其次生活垃圾成为 Cr的另一主要来源（银燕春等，2015）。而重金属 Cr高值区主要为NHD站位，实地考察发现由于该站位红树林临近村庄，周围有多处生活垃圾堆放处；生产、生活垃圾来源复杂，其中不乏橡胶、皮革、颜料等含 Cr化合物，不妥善处理则会造成土壤重金属污染。因此推测因子3为人类活动污染的结果，生活垃圾为主要来源。

因子4贡献率为9.524%，因子变量包括As的可还原态和可氧化态。As非残渣态高值区分布于TCD站位靠近中心城区海域的红树林湿地，这与柯盛等（2014）对湛江湾排污口污染研究结果相吻合。目前特呈岛上无工业分布，可能与对岸中心城区化工厂、造纸厂、发电厂等排放的含 As陆源污染物在潮汐和余流场作用下的污染扩散有关。因此，推测因子4主要为工业来源。

综上所述，多元统计分析结合上文基于GIS技术绘制的重金属非残渣态空间分布图，可以更好地确定重金属来源及污染分布状况。湛江湾红树林表层沉积物重金属污染主要与生活污水生活垃圾的直接排放、养殖排污和工业排污有关，其次为自然风化产物的输入。这与刘芳文等（2015）对湛江湾近岸沉积物重金属研究结果相近。研究区红树林重金属污染问题应当引起重视（尤其是NHD和GHCL站位），应避免生活污水、生活垃圾、养殖排污和工业“三废”的直接排放。

3 结论

（1）除Cr、Pb外，其余6种重金属的质量分数平均值均超过雷州半岛土壤环境背景值，8种重金属空间分布差异明显。As、Hg以残渣态为主要赋存形态；Cd、Zn以酸提取态为主要赋存形态；Cu、Ni、Pb以可还原态为主要赋存形态；Cu、Cr、Ni以可氧化态为主要赋存形态。

（2）8种重金属元素非残渣态所占比例排序为Cd＞Cu＞Ni＞Zn＞Pb＞Cr＞As＞Hg，其中 Cd、Cu、Ni、Zn、Pb、Cr的非残渣态所占比例均超过 70%，说明重金属元素具有极强的迁移性和生物有效性，再次释放风险较大。

（3）重金属元素非残渣态质量分数空间分布特征表明，高值区主要分布于湛江湾NHD和GHCL站位，反映了这两个区域沉积物中重金属生物活性较高，容易因环境改变释放造成二次污染；其中Zn、Cu主要来源于NHD区域，Pb、Cd、Hg主要来源于GHCL区域。

（4）环境风险评价表明，重金属污染总体上为中等潜在生态风险，Zn、Cu、Cd、Ni、Pb以次生相为主，属于重度污染，其中Cd为极高风险，Zn为高环境风险；Cr属于中度污染，为中等环境风险；As和Hg以原生相为主，风险较低。从各区域污染程度看，NHD、TCD、GHCL、DWM、BYC站位均属于重度污染，具有较大的环境风险。

（5）统计分析结果表明，湛江湾红树林表层沉积物重金属来源主要与生活排污、养殖排污和工业排污有关，其次为自然风化产物的输入。