湛江東海島紅樹林濕地表層土壤重金屬空間分布特征及生態風險評價

羅松英，王嘉琦，周敏，葉嘉雯，柯思茵，陳東平，賴曉清

嶺南師范學院地理系，廣東 湛江 524048

紅樹林是分布在海陸交替過渡地帶的濕地生態系統，受陸源包括人類活動以及海域環境信息的疊加影響（李瑞利等，2012；Liu et al.，2014）。由于紅樹林生境潮流速度較低，土壤沉積物具有粘粒含量高、有機質含量高、硫化物含量高、還原性強等特征，能夠大量接受來自潮汐和地表徑流所攜帶的重金屬污染物，往往成為潛在的重金屬富集區（程皓等，2009；Bosire et al.，2005）。重金屬污染具有隱蔽性、毒性高、不易分解等特點，可通過食物鏈的放大作用最終危害人體健康，因此重金屬污染備受關注（Nath et al.，2013）。對于整個紅樹林生態系統而言，土壤沉積物是重金屬污染物的主要貯存庫，絕大部分的重金屬沉淀固定在土壤沉積物中（戴紀翠等，2009）。紅樹林土壤重金屬含量的高低與其生境理化性質、土壤重金屬背景值高低和受附近城市排放重金屬污染的程度等密切相關（劉景春，2006；李柳強等，2008）。國內外對不同海岸紅樹林重金屬污染的研究結果表明，不同紅樹林區重金屬污染程度不同，受陸域環境影響較大的紅樹林濕地重金屬潛在生態風險有逐漸加強的趨勢（郭菊蘭等，2013；Sandilyan et al.，2014；Li et al.，2015；Miola et al.，2016）。

東海島位于廣東省湛江市東南部，地勢平坦，島上紅樹林濕地面積約1475 hm2，屬于湛江紅樹林國家級自然保護區范圍（王中丙，2013；朱小丹，2016）。自1992年東海島開發試驗區設立以來，島上填海項目逐漸增多，潮間帶區域逐漸被吞食，紅樹林濕地面積大幅減少（李曉敏，2008）。隨著鋼鐵、化工、石化等項目相繼落戶東海島，海島周邊生態環境壓力不容忽視。同時由于東海島及周邊地區城市化和工業化進程的急劇加速，工業廢水、城市生活污水、養殖排污、船舶污染和農業面源污染對生態環境造成持續性壓力，生長于潮間帶環境的紅樹林濕地重金屬污染問題日益凸顯（劉加飛，2013）。目前，針對東海島紅樹林濕地土壤重金屬的研究也少見報道，僅見劉加飛（2013）對東海島潮間帶表層沉積物重金屬污染進行過研究，其研究對象并未專門針對紅樹林濕地生態系統，且僅對Cu、Zn、Cd、Pb、Cr這5種重金屬元素進行污染評價，研究不夠系統全面。

本研究通過分析東海島紅樹林濕地土壤重金屬含量及其空間分布特征，采用潛在生態危害指數法和多元統計法對紅樹林濕地土壤重金屬污染現狀進行評價及來源解析，以期為東海島紅樹林環境污染監測與生態保護提供科學參考。

1 材料與方法

1.1 研究區概況

湛 江 東 海 島 （ 20°55'～21°05'N ， 110°11'～110°33'E）位于湛江灣與雷州灣之間，全島面積約為289.49 km2，海岸線為126 km，是中國第五大島嶼（王中丙，2013）。屬于北熱帶季風海洋性氣候區，年平均氣溫23 ℃，年均降水雨量1800～2000 mm，長夏無寒冬，熱帶氣旋是影響該地區的主要災害性天氣。潮汐類型為不規則半日潮，波浪以風浪為主，多年平均波高為0.9 m（陳則實，1999）。紅樹林主要分布在東海島南岸、西岸以及北岸靠西段，主要紅樹植物為白骨壤（Avicennia marina），少量的秋茄（Kandelia candel）、無瓣海桑（Sonneratia apetala）和紅海欖（Rhizophora stylosa）。西岸紅樹林常見分布于河口，周圍有大量的水產養殖池，養殖廢水直接排入紅樹林；南岸紅樹林主要分布于內灣或背風區，面向雷州灣，有少量水產養殖池或鹽場。北岸有少量紅樹林分布，位于東參碼頭和對岸小島上。自東海島成立開發實驗區以來，該地的交通、通訊、電力、海水養殖、鋼鐵、石化、農副產品加工、飼料、城郊型農業等臨港工業和資源型工業的規模和效益不斷擴大和提高，已經成為開發區經濟的規模產業（劉加飛，2013）。據調查資料顯示，湛江灣和雷州灣的主要污染來源有城市生活污水、工業廢水、養殖排污、船舶污染和農業面源污染（劉芳文等，2015）。

1.2 樣品采集與研究方法

1.2.1 樣品采集

綜合考慮東海島紅樹林分布面積、潮位變化及人類活動影響等因素，于2017年6月沿著海岸線在紅樹林典型分布區布設了7個采樣站位，從東南向西北方向分別是YC、SYC、JJC、XWC、TMHHK、DCMT和DTSD。采樣站位分布如圖1所示，每個站位采集土壤樣品2～3個，共15個樣品。采樣時先用塑料小鏟刮去表層枯枝殘葉，然后使用直徑為6 cm的PVC管壓入淤泥中采集表層0～15 cm土壤樣品，每個樣點采用梅花采樣法取5個土樣混合，采集約1 kg土樣，所采集的樣品裝入密封的乙烯封口袋中，帶回實驗室。

1.2.2 樣品處理及測試方法

野外采集的土壤樣品經過自然風干、研磨、過篩（100目）處理后，測定砷（As）、鎘（Cd）、鉻（Cr）、銅（Cu）汞（Hg）、鎳（Ni）、鉛（Pb）、鋅（Zn）8種重金屬元素的質量分數。測試地點為廣州澳實礦物實驗室，其測試過程為：稱取兩份樣品，經過王水消解和四酸（高氯酸、硝酸、氫氟酸和鹽酸）消解處理后，分別采用電感耦合等離子體發射光譜（ICP-AES）和電感耦合等離子體質譜儀（ICP-MS）進行測試，綜合取值為最后的檢測結果（陳碧珊等，2017）。對每3個樣品進行平行測定，同時測定空白樣。其中ICP-AES型號是Varian VISTA，ICP-MS型號是Agilent 7700x。微量分析的標樣準確度RSD小于10%，回收率高于90%。

1.2.3 研究方法

本研究采用潛在生態危害指數法對東海島紅樹林土壤重金屬進行污染及潛在生態風險評價，該方法相對快速簡便，綜合考慮了重金屬的毒性、遷移轉化規律、區域敏感性以及重金屬區域背景值的差異，可以綜合反映沉積物中重金屬對生態環境的影響潛力，并給出危害程度定量劃分方法，是適合異源沉積物之間評價的有效手段（鄧利等，2014）。潛在生態危害指數法計算公式如下：

（1）單因子污染指數

式中，Ci為重金屬i的污染系數；Ci為重金屬

fi i的實測濃度含量； Cn為重金屬的評價參比值。東海島典型地帶性土壤為磚紅壤性紅壤，故本研究采用廣東省土壤的環境背景值中磚紅壤中的重金屬含量作為背景值。

（2）某一區域重金屬i的潛在生態危害系數

i反映了重金屬的毒性水平及生物對重金屬污染的敏感程度，其毒性響應系數見表 1（徐爭啟等，2008）。

表1 重金屬毒性系數Table 1 The toxicity factor of heavy metals

（3）多種重金屬潛在生態風險指數

式中，RI（the potential ecological risk index）為多種重金屬潛在生態風險指數；為金屬i的潛在生態危害系數；為重金屬毒性響應系數，反映重金屬的毒性水平及生物對金屬污染的敏感程度。重金屬污染潛在生態風險指標和分級關系如表2所示（黃建國，2007）。

1.2.4 數據處理

多元統計分析通過SPSS 22.0軟件完成，采用相關性和主成分分析法進行重金屬來源分析。相關性分析是指對兩個或多個具備相關性的變量元素進行分析，從而衡量兩個變量因素的相關程度。通過重金屬間的相關系數可更加準確地表明其來源途徑的相似程度（雷凌明等，2014）。主成分分析是研究變量之間相互關系的多變量分析技術，通過對原變量的線性變換，形成了一系列新的相互獨立變量，稱之為主成分（孫欽幫等，2017）。在進行主成分分析之前，采用KMO和Bartlett法對原始數據集進行因子分析適宜性檢驗（李玉等，2006）。KMO值為0.700，大于0.5；Bartlett的球形度檢驗相伴概率為 0.000，小于顯著性水平 0.05，表明原始數據集適合進行因子分析（姚曉飛等，2011）。

表2 重金屬污染潛在生態風險指標和分級分析Table 2 Indices and grades of potential ecological risk index of heavy metal pollution

表3 東海島紅樹林濕地表層土壤重金屬元素質量分數Table 3 The mass fraction of heavy metals in the surface soil of mangrove wetland in Donghai Island

2 結果與討論

2.1 土壤重金屬質量分數特征及空間分布

由表 3 可知，As、Cd、Cr、Cu、Hg、Ni、Pb、Zn 等 8種元素重金屬質量分數平均值超過雷州半島土壤環境背景值（許煉烽等，1996）；8種元素重金屬質量分數平均值在《土壤環境質量標準》（GB15618—1995）一級標準范圍內，但YC、XWC和TMHHK站位采樣區的個別元素，如As、Hg、Pb質量分數超過《土壤環境質量標準》一級標準值。從重金屬質量分數范圍看（表 3），8種重金屬元素質量分數范圍差異較大，As為 6.800～26.600 mg?kg-1，Cd 為 0.023～0.068 mg?kg-1，Cr為 21.000～74.000 mg?kg-1，Cu 為 5.700～21.000 mg?kg-1，Hg 為0.037～0.200 mg?kg-1，Ni為 8.700～ 32.000 mg?kg-1，Pb 為 16.000～45.800 mg?kg-1，Zn 為 32.000～112.000 mg·kg-1。變異系數可以反映各重金屬元素的離散程度，且變異系數越大說明土壤重金屬污染受人為活動干擾越強烈（趙秀峰等，2010）。從變異系數上看（表3），東海島紅樹林濕地表層土壤中重金屬元素Pb的變異系數最小，為33.91%，離散程度較低，反映該元素分布相對較均勻，推測目前受人為活動干擾不明顯；As、Cd、Cr、Cu、Ni、Zn的變異系數均在40%以上，分布較不均勻，說明受到一定程度的人為活動干擾；Hg的變異系數最大，為62.16%，分布最為不均，推測其受人為活動干擾也較強烈。

從重金屬質量分數空間分布上看，7個采樣站位重金屬質量分數差異較大，選取土壤中超標狀況比較嚴重的4種重金屬元素As、Hg、Pb和Zn進行分析，結果如圖2所示。其中As質量分數平均值在7個采樣站位中均高于雷州半島土壤環境背景值，以西部靠近水產養殖地的XWC和TMHHK 2個采樣站位為最高，超出國家土壤環境質量標準值范圍；Hg含量平均值在 7個采樣站位中也均高于雷州半島土壤環境背景值，以西南岸XWC采樣站位為最高，超出國家標準值范圍；Pb除了在SYC、JJC和DCMT這3個采樣站位外，在其他4個采樣站位的質量分數平均值均接近或高于雷州半島土壤環境背景值，其中YC和TMHHK采樣站位的Pb質量分數平均值均超出國家標準范圍；Zn質量分數平均值在7個采樣站位中均高于雷州半島土壤環境背景值，以東南岸YC采樣站位為最高，但未超出國家標準值范圍。

2.2 表層土壤重金屬潛在生態風險分析及空間分布

2.2.1 表層土壤重金屬污染分析及空間分布

東海島紅樹林濕地表層土壤不同重金屬元素單因子污染評價結果如表 4所示，As、Cd、Cr、Cu、Hg、Ni、Pb、Zn 8種金屬元素均達到中等污染。8種重金屬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種重金屬元素的單因

表4 東海島紅樹林濕地土壤重金屬單因子污染指數Table 4 The single factor pollution index of heavy metals in the surface soil of mangrove wetland in Donghai Island

圖2 東海島7個采樣站位主要超標重金屬元素質量分數與國家土壤環境質量標準及環境背景值的對比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

子污染指數最高，Hg為很強污染程度，As和Zn為強污染程度；Cd、Cr、Cu、Ni和Pb 5種元素為中等污染程度。東南岸JJC和SYC站位8種元素的單因子污染指數普遍較低，這兩個區域污染程度相近，除As、Hg、Zn 3種元素達到中等污染程度級別外，其余5種元素均表現為輕微污染級別。

從超標狀況比較嚴重的As、Hg、Pb、Zn 4種重金屬元素污染程度空間分布看（圖3），其污染程度與元素質量分數的高低表現一致。其中，As在東海島西部采樣站位XWC和TMHHK污染最嚴重，為強污染，其他5個采樣站位為中等污染；Hg以西南岸XWC站位最嚴重，為很強污染，其他6個采樣站位為中等污染；Pb除在SYC、JJC和DCMT這3個采樣站位為輕微污染外，其他4個采樣站位為中等污染；Zn在所有紅樹林采樣站位中的污染程度普遍最高，其中YC、XWC和TMHHK為強污染，其他4個采樣站位為中等污染。

通過野外實地調查及對比土壤環境背景值發現，東海島紅樹林濕地土壤重金屬污染程度與土壤重金屬背景值高低及周圍人為活動排放重金屬程度密切相關。采樣站位XWC和TMHHK中這4種重金屬元素污染均較為明顯，主要與臨近居民點和養殖魚塘有關；XWC站位野外現場可見有多處生活垃圾傾倒點及養殖魚塘排污口，而TMHHK站位則位于入海河口，周圍分布著大量養殖魚塘，且東海島西部以農業和水產養殖業為主，入海河口成為各類污染物的匯集處（李柳強等，2008）。采樣站位YC的Zn為強污染，其余3種元素為中等污染，主要與該采樣區農業種植和水產養殖業有關。由此推測，東海島紅樹林土壤重金屬污染主要來自水產養殖排污、農業面源污染及生活排污，這與劉芳文等（2015）研究結果一致。東海島由養殖排污、農業面源污染及生活排污引起的重金屬污染問題應當引起重視，應注意避免人為直接排污及合理施用農藥化肥。

2.2.2 表層土壤重金屬潛在生態風險特征及空間分布

圖3 東海島紅樹林濕地表層土壤主要超標重金屬元素污染程度空間分布Fig. 3 Spatial distribution of excessive heavy metals pollution in the surface soil of mangrove wetland in Donghai Island

表5 東海島紅樹林濕地土壤重金屬潛在生態風險參數和潛在生態風險指數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

東海島紅樹林濕地表層土壤重金屬生態風險危害指數計算結果如表5所示。從單個重金屬元素的潛在生態風險指數看，8種重金屬元素中 Hg潛在生態風險指數最高，平均值在 80～160之間，屬于強潛在生態風險；其余7種重金屬元素屬于輕微潛在生態風險。各重金屬元素的平均潛在生態風險程度為 Hg＞Cd＞As＞Ni＞Cu＞Pb＞Zn＞Cr。多種重金屬生態風險指數值在 112.002～351.690之間，平均值為 190.070，達到中等潛在生態風險。東海島紅樹林濕地表層土壤重金屬總潛在生態風險程度空間分布如圖4所示，不同站位的紅樹林濕地土壤重金屬污染的潛在生態風險指數有所差異。其中，西南岸XWC站位的總潛在生態風險程度最高，潛在生態風險指數平均值為351.69，為強生態風險；YC、DCMT、DTSD和TMHHK的總潛在生態風險程度次之，潛在生態風險指數均值超過 150，為中等生態風險；東南岸SYC和JJC站位的總潛在生態風險程度最低，為輕微生態風險。綜合潛在生態風險評價結果看，東海島各站位紅樹林土壤重金屬污染的潛在生態風險屬于輕微-強生態風險。其中西南岸XWC站位的強潛在生態風險主要來自 Hg、Cd和As污染，這3種重金屬為生物非必需元素，具有強毒性。結合XWC站位周圍環境，可以推測該區域強生態風險主要來自生活垃圾排放以及水產養殖業中使用的藥物、飼料等，如飼料添加劑的廣泛使用或含Hg、As農用化學品的使用會使土壤受到污染（邵學新等，2007）；而研究區也常見船舶往來，船舶排污、潤滑油泄漏、機械部件磨損等會導致Cd含量的升高（冉延平，2012）。

2.3 土壤重金屬來源分析

2.3.1 相關性分析

在研究區內，紅樹林濕地表層土壤中各重金屬元素含量及其之間的比率具有相對的穩定性，當沉積物來源相似或相同時，其各元素之間具有顯著的相關性（韓卓汝等，2013）。不同站位間，重金屬元素的相關性是否顯著，可以反映各站位沉積環境的相似性和受人為影響程度的強弱（陳守莉等，2007）。從8種土壤重金屬之間的相關系數（表6）可以看出，除Hg、Cd以外，其他6種重金屬元素（As、Cr、Cu、Ni、Pb和 Zn）之間表現為強相關性，相關系數均在0.7以上。尤其是Cr-Ni、Cr-Pb、Cu-Ni、Cu-Zn、Ni-Pb這5組元素相關性極為顯著，相關系數分別達到 0.983、0.977、0.971、0.985、0.978（P＜0.01），說明這些重金屬元素可能具有相近或相同的污染源。而Hg、Cd與其他重金屬元素相關性不明顯，一方面反映了Hg、Cd表現出與其他重金屬元素不同的地球化學行為特征，另一方面也反映了其與其他重金屬元素之間有著不同來源。

表6 東海島紅樹林濕地土壤不同重金屬元素間的相關系數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

通過主成分分析（表7），紅樹林濕地表層土壤沉積物中8種重金屬污染物（8個變量）可由2個主成分（特征值：5.976+1.095=7.071個變量）反映88.381%的信息，即對前 2個主成分進行分析大致能夠反映數據的大部分信息。

表7 主成分分析主要計算結果Table 7 The main calculated results of principal component analysis (PCA)

第一主成分的貢獻率為68.988%，特點表現為因子變量在As、Cr、Cu、Ni、Pb、Zn的濃度上有較高的正載荷，說明這些重金屬元素有相同或相似的物質來源。野外實地調查發現，XWC、TMHHK和DTSD站位周圍有大量的水產養殖池塘，YC站位附近主要為大面積的農業種植區和少量的養殖魚塘，這4個站位均可見養殖排污口和農藥化肥使用的殘留痕跡；從圖3和表4中也可以看出，As、Pb、Zn分別在YC、XWC、TMHHK和DTSD這4站位的污染程度都比較高。從對第一主成分的貢獻率上可知，As、Cr、Cu、Ni、Pb、Zn的貢獻率都超過90%，同時這6種元素之間表現為強相關性。因此，可把As、Cr、Cu、Ni、Pb、Zn這6種重金屬元素理解為第一主成分所代表的實際意義，即反映了農業面源污染和養殖排污對東海島紅樹林濕地表層土壤的污染（韓卓汝等，2013；蔡龍炎，2010）。

第二主成分的貢獻率為19.393%，該因子包含的變量有Cd和Hg，相應的因子載荷值為0.795和0.619，但相關性分析顯示Cd和Hg之間的相關性不明顯，說明Cd和Hg的來源可能不同。野外實地調查發現，YC和 XWC站位周圍常有漁船來往，而DCMT和DTSD則位于碼頭附近，從表4中可以看出，這4個站位的Cd污染程度比其他3個站位的高，故推測Cd主要可能來源于船舶排污。這與冉延平（2012）研究結果相吻合，其研究認為靠近港口的研究區常有船舶往來，船舶排污、漏機械部件磨損、漏油等會導致 Cd污染。一般認為 Hg可能與東海島的鋼鐵冶煉有關（雷凌明等，2014），但從圖3可以看出，DCMT和DTSD這兩個站位比其他 5個站位更靠近鋼鐵廠（位于東海島北部），而DCMT和DTSD的Hg污染程度卻不是最嚴重的，因此推測目前紅樹林濕地土壤Hg元素的污染可能與鋼鐵冶煉無關。通過野外實地調查發現，YC、SYC、JJC、XWC、TMHHK、DCMT和DTSD這7個站位共同特征為可見生活垃圾自然排放，故推測Hg污染可能來自于生活排污（銀燕春等，2015）。另外Cd和Hg在第一主成分中的因子載荷為0.347和0.467，說明部分的Cd和Hg還受農業面源污染、養殖排污或其他類型物源的影響。

3 結論

本研究對湛江東海島紅樹林濕地表層土壤重金屬元素進行質量分數測定，采用潛在生態危害指數法進行污染及潛在生態風險評價，結合相關性分析和主成分分析方法對污染源進行分析，得到以下結論：

（1）東海島紅樹林濕地表層土壤中8種重金屬質量分數平均值均超過雷州半島土壤環境背景值，未超過國家土壤環境質量一級標準限值。7個采樣站位重金屬質量分數空間分布差異較大，各金屬變異程度為 Hg＞Ni＞As＞Cd＞Zn＞Cr＞Cu＞Pb。

（2）單因子污染指數顯示，東海島紅樹林濕地表層土壤各重金屬元素總體上屬于中等污染。從空間分布特征看，表層土壤重金屬污染程度與重金屬元素質量分數的高低較為一致。

（3）不同站位的紅樹林濕地表層土壤重金屬潛在生態風險有所差異，屬于輕微至強生態風險；重金屬污染總體上達到中等潛在生態風險。其中XWC站位重金屬污染為強潛在生態風險，主要污染元素為Hg、Cd和As，推測污染主要來自生活排污、船舶污染和養殖排污。

（4）統計分析結果表明，東海島紅樹林濕地表層土壤中 As、Cr、Cu、Ni、Pb和Zn這 6種重金屬元素之間具有強相關性，說明這些重金屬元素可能具有相近或相同的污染源，結合實地調查結果推測其來源主要與水產養殖排污及農業面源污染有關；而Cd和Hg之間的相關性不明顯，推測其來源分別與船舶污染和生活排污有關。