長江口鹽沼濕地沉積物重金屬空間分布特征及其潛在生態風險評價

張諾，劉其根， 陳麗平，展源，胡忠軍*

(1.上海海洋大學 水產科學國家級實驗教學示范中心,上海 201306；2.上海水產養殖工程技術研究中心，上海 201306； 3.農業農村部魚類營養與環境生態研究中心，上海 201306)

潮間帶濕地是河流、海洋和陸地交互作用而形成的特殊生態系統，在保護生物多樣性及維持沿海水體水質方面發揮著重要作用[1]。而潮間帶作為連接陸地和海洋的紐帶，受人類影響嚴重，是陸源污染物進入海洋的主要途徑和污染物富集的重要場所[2]。重金屬因難以降解使其產生的污染具有持久性，在環境條件發生改變時，沉積物中的重金屬會釋放進入水體，沿著食物鏈危害海洋生態系統和人類健康，造成“二次污染”[3-6]，因此，沉積物中的重金屬已成為環境質量監測和評價的重要指標之一。

潮間帶濕地沉積物為重金屬的沉積庫，對河口生態系統的生物地球化學循環過程產生重要影響，因此，研究鹽沼濕地沉積物重金屬分布與累積具有重要意義[7]。目前，很多學者關注潮間帶濕地沉積物重金屬污染問題，研究主要集中在人類活動對潮間帶濕地沉積物重金屬污染的影響[8]，但對重金屬在不同鹽沼生境之間的分布及其影響因素的研究還相對較少。鹽沼濕地沉積物重金屬分布與累積受到很多生物、物理和化學因素的影響，如植物對重金屬的吸收與再釋放、植被蓋度、生物活動、人類活動、水動力條件、沉積物粒徑及其有機質含量和溫度[9-13]。

長江口是世界最重要的河口之一，約90%的陸源物質經由長江口進入東海，其中大量污染物被轉移到了沉積物中，成為長江三角洲地區生態環境的長期潛在影響因素[14]。海三棱藨草Scirpusmariquete和蘆葦Phragmitesaustralis是長江口鹽沼濕地的土著植物物種，特別是前者為中國特有種，但互花米草Spartinaalterniflora所造成的生物入侵和過度圍墾導致海三棱藨草分布面積急劇減少，其生存受到了極大的威脅。因此，上海市啟動實施了一些互花米草控制和海三棱藨草恢復的工程。一些學者對長江口潮間帶沉積物重金屬進行了污染評價，在根際重金屬含量的季節變化，植物對重金屬的吸收，重金屬的沿岸、垂岸、垂向空間分布及其與沉積物有機質和粒徑等因子的關系等方面進行了研究報道[15-25]，但采樣時間較早且對不同鹽沼生境間重金屬變化的研究較少[26]。本研究中，通過測定長江口存在藨草潮間帶濕地的不同生境7種沉積物重金屬，探討重金屬的空間分布及其生境間的差異性，并對重金屬污染程度進行評價，以期為長江口潮間帶濕地的保護和污染防治提供理論依據。

1 研究區概況與研究方法

1.1 研究區概況

蘆潮港人工濕地位于長江三角洲陸上部分的東南角(30°51′478″N, 121°55′36″E)，處在長江口和杭州灣水動力的交界帶，附近有蘆潮港碼頭、東海大橋和濱海濕地自然風景，吸引了大量附近居民前來觀潮和拾貝等，因此，常常受到嚴重的踩踏等人為干擾。濕地植被主要包括海三棱藨草和互花米草。

南匯東灘濕地亦位于長江口和杭州灣的交互地帶(30°58′26″N, 121°58′6″E)，灘涂動力沉積和地貌演變過程主要受到長江入海水沙、近岸水沙輸移、沉積動力過程、地貌沖淤變化和圍墾工程的影響。該濕地有大量漁民活動，在灘涂使用漁船或簡易設備偷捕魚類或梭子蟹Portunus等經濟水生動物。濕地距老港排污口約13.4 km，沉積物重金屬含量可能受到排污的影響。濕地植被主要有海三棱藨草和蘆葦。

炮臺灣森林公園濕地位于上海市寶山區東部(31°23′49″N, 121°30′30″E)，該公園在長江灘涂自然濕地基礎上擴建而成，東臨長江、黃浦江，沿江岸線長達1.97 km，其西南角是著名的吳淞口，日常貨運船只繁忙。濕地距石洞口排污口約11.2 km，距竹園排污口約12.1 km，沉積物重金屬含量亦可能受到排污影響，濕地植被主要為藨草Scirpustriqueter和蘆葦。

崇明東灘團結沙濕地(31°27′32″N, 121°55′53″E)和東旺沙濕地(31°34′53″N, 121°54′59″E)位于上海市崇明東灘鳥類自然保護區，是長江口地區最大的自然濕地之一。東灘濕地作為國家級自然保護區，受人為因素影響較小。崇明東灘團結沙濕地的植被主要為藨草屬(包括藨草和海三棱藨草)和蘆葦。東旺沙濕地對互花米草進行了治理，植被僅存海三棱藨草。

1.2 方法

1.2.1 樣品采集與預處理 2018年8—9月，于蘆潮港人工濕地、南匯東灘濕地、炮臺灣森林公園濕地、崇明東灘團結沙濕地、崇明東灘東旺沙濕地[下文分別簡稱為蘆潮港(LCG)、南匯東灘(NHDT)、炮臺灣(PTW)、團結沙(TJS)、東旺沙(DWS)](圖1)進行沉積物樣品的采集。根據高程從高到低排序，蘆潮港主要生境為互花米草、海三棱藨草和光灘，南匯東灘主要生境為蘆葦、海三棱藨草和光灘，炮臺灣主要生境為蘆葦、藨草和光灘，團結沙主要生境為蘆葦、藨草屬植物(包括藨草和海三棱藨草)和光灘，東旺沙對互花米草進行了治理，植被僅存海三棱藨草。

圖1 長江口潮灘采樣點分布Fig.1 Locations of sampling sites in intertidal flat in Yangtze River estuary

采樣點的布設為每一種植被設6個點，垂直于海岸設置3個平行，每個平行采集2個樣品。光灘與植被采樣方法相同。用于測定粒徑的沉積物樣品采集于2018年11月及2019年1月、4月、7月，與沉積物采集方法相同。

樣品的采集、貯存和運輸均按照 《海洋監測規范》(GB 17378—2007)的規定執行，于退潮時用柱狀采泥器(底面直徑5 cm，高20 cm)，采集潮灘濕地植物及沉積物(0～20 cm)，剔除石塊、植物殘體、貝殼等雜物，置于聚乙烯袋密封，保存在陰涼處，24 h內運回水產科學國家級實驗教學示范中心實驗室。沉積物經自然風干，按四分法收集，用研缽研磨，過0.15 mm網目的尼龍篩，置于聚乙烯樣品袋貯存備用。

1.2.2 樣品分析

1)沉積物重金屬含量(質量分數，下同)的測定。沉積物樣品重金屬含量檢測均在上海交通大學分析與測試中心進行。取沉積物(0.500±0.001)g風干樣品于PTFE管中，加入3 mL氫氟酸、3 mL王水，置于石墨消解儀中消解，溫度120 ℃，時長4 h。結束后再加入3 mL王水和2 mL高氯酸，繼續加熱，溫度120 ℃，時長4 h。之后開蓋將溫度升至175 ℃進行趕酸，趕至溶液近干。取出前(120 ℃)加2 mL硝酸，10 mL純水，加蓋回溶4 h轉入樣品瓶，定容至50 mL。利用電感耦合等離子體原子發射光譜法(ICP-AES，型號為ICP7600)進行沉積物重金屬Cu、Cr、Zn、Mn、As、Pb、Cd含量的測定。其儀器檢出限(dl)分別為0.002、0.004、0.005、0.000 5、0.03、0.03、0.003 mg/L。每批樣品取相同的兩份，其中一份加入定量的待測成分標準物質，兩份均按照樣品處理步驟測定，加標的一份所得結果減去未加標的一份所得結果，其差值同分析物的加標量之比即為樣品加標回收率。計算得出加標回收率為81.6%～108.4%。試驗用標準物質為GSS-29(GBW07385，中國地質科學院地球物理地球化學勘察研究所)。分析過程中用沉積物標樣進行質量控制，儀器分析結果與標準值誤差均在允許范圍內。

2)沉積物總氮(TN)和有機碳(TOC)含量(質量分數，下同)的測定。沉積物有機質影響重金屬的吸附、絡合與螯合作用及其遷移轉化過程，進而影響重金屬的累積，因此,重金屬分布與有機質存在密切關系[23,27]。本研究中對沉積物TOC(可用來表征有機質的大小)和TN進行了測定。

TOC的測定：用1.0 mol/L的分析純鹽酸將樣品中的無機碳酸鹽去除，去除之后重新烘干研磨，稱取0.25 g標準品(L-Glutamic acid)和0.20 g的沉積物樣品放入專用樣品管中，置于元素分析儀(艾力蒙塔)中測定。

TN的測定：稱取0.25 g標準品(L-Glutamic acid)和0.20 g的沉積物樣品放入專用樣品管中，置于元素分析儀(艾力蒙塔)中測定。

3)沉積物粒徑(GS)的測定。稱取5.00 g沉積物干樣放入100 mL的燒杯中，加蒸餾水浸泡24 h，再在燒杯中加入10 mL 10%(質量分數)H2O2溶液去除有機質，加入10 mL 10%(質量分數)HCl溶液去除鈣質，加入蒸餾水對樣品進行中和后再加入10 mL 6%(質量分數)六偏磷酸銨溶液，超聲波震蕩10 min后使用激光分析儀(MS2000)進行粒徑測定，儀器測定粒徑范圍為0.02～2 000 μm，分析結果由計算機自動打印輸出，主要內容包括體積平均粒徑、中值粒徑、峰態及粒度分布曲線等參數。每個樣品采用體積平均粒徑，每個濕地每種生境4個季節粒徑數據的平均值即為每個濕地每種生境的粒徑值。

1.2.3 重金屬污染評價方法

1) 沉積物重金屬地積累指數法。選擇地積累指數(Igeo)法評價重金屬污染程度[28]，計算公式如下：

Igeo=log2[wn/(K×Bn)]。

其中：wn為元素n在沉積物中的質量分數(mg/kg)(實測值)；Bn是元素n的地球化學背景值(mg/kg)；K為考慮各地巖石差異可能會引起背景值的變動而取得系數，一般取值為1.5[23]。

本研究中以上海市土壤重金屬的地球化學背景值作為參比值，Cu、Cr、Zn、Mn、As、Pb、Cd的背景值分別為26.7、74.4、78.2、560.2、8.8、17.0、0.18 mg/kg[29]。根據Igeo值將污染等級分為7級(0～6級)：0級，Igeo≤0，清潔；1級，05，嚴重污染。

2) 沉積物重金屬潛在生態風險評價。采用瑞典學者Hakanson[30]提出的潛在生態風險評價方法對長江口潮間帶沉積物重金屬污染程度和生態風險等級進行評估[31]。根據污染物的種類和數量對單一重金屬潛在生態風險參數(Er)、多種元素的污染沉積物程度參數(wd)和潛在生態風險指數(RI)的分級標準進行調整，調整方法參考相關文獻[32-35]，以便能更真實地反映長江口潮間帶濕地的沉積物重金屬污染程度和生態風險。

(1) 污染程度評價。采用單一重金屬污染參數wf和多種重金屬污染參數wd評價污染程度，計算公式如下:

wf=wn/ws，

wd=∑wf。

其中：wn為重金屬的實測質量分數(mg/kg)；ws為重金屬的評價參考值(mg/kg)；wf為單一元素污染參數；wd為多種元素污染參數。wf和wd的污染程度劃分標準見表1。

(2) 生態風險評價。采用Er和RI評價長江口潮灘濕地的潛在重金屬生態風險，計算公式如下：

Er=Tr×wf，

RI=∑Er。

其中：Er為單一重金屬的潛在生態風險參數;Tr為重金屬的毒性響應參數，Cu、Cr、Zn、Mn、As、Pb、Cd的毒性響應參數分別為5、2、1、1、10、5和30[30,36];RI為潛在生態風險指數。Er和RI所對應的潛在生態風險劃分標準見表1。

表1 重金屬污染參數、潛在生態危害程度與評價指標的關系[34]Tab.1 Levels of heavy metals pollution and potential ecological risk, and the relationship between assessment factors[34]

(3) 沉積物有機污染評價。

有機指數(OI)評價[37]：計算公式為

OI=w(TOC)×w(有機氮),

有機氮=w(TN)×0.95。

污染評價標準[37]：1級，OI<0.05，清潔；2級，0.05≤OI<0.20，較清潔；3級，0.2≤OI<0.5，尚清潔；4級，OI≥0.5，有機污染。

有機氮指數(ON)評價[37]：計算公式為

ON=w(TN)×0.95。

污染評價標準為[37]：1級，ON<0.033%，清潔；2級，0.033%≤ON<0.066%，較清潔；3級，0.066%≤ON<0.133%，尚清潔；4級，ON≥0.133%，有機氮污染。

1.3 數據處理

試驗數據均以平均值±標準誤(mean±S.E.)表示。通過SPSS 21.0軟件對數據進行分析，運用單因素方差分析(One-way ANOVA)和非參數檢驗(K-W檢驗)分析5個濕地每個地點7種重金屬、TN、TOC含量和粒徑的差異性，以及分析蘆潮港、南匯東灘、炮臺灣和團結沙4個濕地不同生境沉積物7種重金屬含量和TN、TOC的差異性，每個地點生境間粒徑不做差異性檢驗，多重比較采用Duncan檢驗，顯著性水平設為0.05，數據均使用公式lg(x+1)進行標準化轉化，以去除變量之間量級不同帶來的影響。運用Pearson相關性分析對7種重金屬進行來源分析。

2 結果與分析

2.1 沉積物重金屬空間差異性分析

長江口不同濕地沉積物中，Cu和TOC含量東旺沙最高，TN和其他6種重金屬含量均是南匯東灘最高；TN、As和Cd含量團結沙最低，TOC、Pb、Mn、Zn、Cr、Cu含量均是蘆潮港最低。Cu(χ2=65.255，P<0.001)、Cr(χ2=53.754，P<0.001)、Zn(χ2=61.695，P<0.001)、Mn(χ2=58.635，P<0.001)、As(F=9.384，P<0.001)、Pb(χ2=54.535，P<0.001)、Cd(χ2=29.253，P<0.001)7種重金屬及TOC(χ2=69.775，P<0.001)、TN(χ2=53.860，P<0.001)含量和GS(χ2=37.494，P<0.001)在不同濕地間均存在極顯著性差異(表2)。

南匯東灘和東旺沙的Cu、Zn、Mn和As含量均顯著高于蘆潮港和團結沙(P<0.05)，南匯東灘和東旺沙Mn、As含量均顯著高于炮臺灣(P<0.05)，炮臺灣的Zn含量顯著高于蘆潮港和團結沙(P<0.05)；南匯東灘的Cr和Pb含量顯著高于蘆潮港、炮臺灣和團結沙(P<0.05)；南匯東灘和東旺沙TOC含量顯著高于炮臺灣和團結沙(P<0.05)，四者均顯著高于蘆潮港(P<0.05)；南匯東灘TN含量顯著高于蘆潮港、炮臺灣和團結沙(P<0.05)；蘆潮港GS顯著大于炮臺灣和團結沙(P<0.05)，三者均顯著高于南匯東灘和東旺沙(P<0.05)(表2)。

表2 長江口不同濕地沉積物重金屬、粒徑、總氮和有機碳含量

2.2 重金屬垂岸生境間變化格局

在蘆潮港，除Mn和Pb外的其他5種重金屬及TN含量從光灘、藨草到互花米草生境呈逐漸增加的趨勢，其中Zn(F=5.110，P=0.020)和TN(χ2=9.768，P=0.008)含量在生境間存在顯著性差異；在南匯東灘，Zn、Mn、As、Cd、Cu、TN和TOC含量從光灘、藨草到蘆葦生境呈增加的趨勢，其中Cu(F=4.330，P=0.033)、TN(χ2=14.465，P=0.001)和TOC(χ2=13.928，P=0.001)含量在生境間存在顯著性差異(表3)。

在炮臺灣，除了光灘的Zn和As含量低于藨草類外，其他5種重金屬含量從光灘、藨草到蘆葦生境有逐漸下降的趨勢，其中Cr(F=8.675，P=0.003)、Mn(F=10.043，P=0.002)、As(χ2=9.312，P=0.010)和Cd(χ2=7.650，P=0.022)含量在生境間存在顯著性差異;團結沙Cu、Cr和Cd含量有從光灘、藨草類到蘆葦生境呈逐漸下降的趨勢，Pb和TN含量有增加的趨勢，Zn、Mn和As含量藨草類生境較高、蘆葦生境較低，TOC含量藨草類生境較高，其中僅Zn(χ2=9.635，P=0.008)、Cd(χ2=10.659，P=0.005)、TN(χ2=12.613，P=0.002)和TOC(χ2=9.345，P=0.009)含量在生境間存在顯著性差異(表3)。

2.3 重金屬污染、生態風險及有機污染評價

2.3.1 重金屬污染評價 5個潮間帶濕地沉積物Cu的Igeo均為0，處在清潔狀態； Cr、Zn、Mn和As的Igeo為0～1，污染等級為清潔—輕度污染；Pb和Cd的Igeo處在2～3之間，污染等級為偏中度污染—中度污染(表4)。5個濕地中，南匯東灘和東旺沙的污染程度相對較高，5個采樣點中Cu 污染級別均為清潔，Cd的污染等級比其他3個濕地高1個等級或等級相同，Cr、Zn、Mn、As、Pb污染均高1個等級。

2.3.2 重金屬潛在生態風險評價 單一元素污染(wf)現狀分析表明：不同濕地沉積物Cu、Zn、Mn和As分別處在低污染、中污染2個污染等級，Cr處于中度污染狀態，Pb和Cd存在較高污染、很高污染兩個等級；各重金屬的wf平均值依次為Cd>Pb>Mn>Cr>As>Zn>Cu，表明長江口濕地Cd的污染程度最高，Pb其次，Cu最低(表5)。

多元素污染(wd)現狀分析顯示，長江口5個濕地的wd值為12.96～23.20，其中，蘆潮港和團結沙的wd較低，處于中等污染程度；南匯東灘和東旺沙的wd較高(>20)，這2個濕地和炮臺灣均處在較高污染程度(表5)。

單一重金屬潛在生態風險(Er)評價表明：5個濕地沉積物Cd均存在高生態風險，Pb存在低和中等2個等級的潛在生態風險，其他5種重金屬均為低生態風險，且不同濕地間均無等級差別；長江

表3 長江口濕地沉積物生境間的差異分析Tab.3 Differential analysis of sediments habitats in wetlands of Yangtze River estuary

表4 長江口濕地沉積物重金屬地積累指數(Igeo)、有機指數(OI)和有機氮指數(ON)及其污染級別

口濕地各重金屬元素潛在生態風險Er平均值從大到小依次為Cd、Pb、As、Cu、Cr、Mn和Zn(表5)。

多元素潛在生態風險(RI)評價表明，南匯東灘濕地的RI值最高，東旺沙和炮臺灣次之，3個濕地均具有很高生態風險，蘆潮港和團結沙RI值較低，均屬高生態風險(表5)。

表5 長江口濕地沉積物重金屬污染程度(wf，wd)和生態風險評價(Er，RI)

2.3.3 有機污染評價 有機指數(OI)分析表明，蘆潮港沉積物較清潔，處在第2污染等級，其他4個濕地及長江口整體為尚清潔，處在第3污染等級。有機氮指數(ON)評價結果表明，5個濕地均存在有機氮污染，處在第4污染級別(表4)。

2.4 重金屬之間及與有機碳和粒徑之間的相關性分析

7種重金屬兩兩間均呈極顯著正相關(P<0.01)，它們與TOC也存在極顯著的正相關性(P<0.01)；粒徑(GS)與Cu、Zn、Pb、TOC存在極顯著的負相關性(P<0.01)，與Cr和Mn亦存在顯著的負相關性(P<0.05)，但與As和Cd無相關性(P>0.05)(表6)。

3 討論

3.1 長江口潮間帶沉積物重金屬污染評價

諸多因素如流域母巖物質成分、人類活動、河口濕地本身沉積動力作用和生化過程等均會影響河口濕地沉積物重金屬含量，同時采樣年份與方法、采樣點高程與離排污口距離、沉積物粒徑大小與有機質含量等因素也會導致重金屬含量的波動[15-16,23,38]。很多作者于1997—2005年期間采樣測定了長江口潮間帶濕地沉積物重金屬含量，盡管采樣方法如采集的地點，是否包含高、中、低潮灘，采集的沉積物深度、沉積物類型不盡一致，但這些作者報道的沉積物Cd、Cr、Cu、Pb和Zn含量差別不是很大(表7)，可能與長江口潮間帶濕地沉積物來源相同，具有相似的質地、粒徑及礦物質成分有關[22]。本文中增加了Zhang等[22]總結之后的一些報道數據，經比較也得出了類似的結果，1997—2018年期間，除了Cd之外，其他6種重金屬元素(Cu、Cr、Zn、Mn、As和Pb)的含量變化也不是很大，但2010年以后監測的長江口潮間帶沉積物Cd含量比20世紀90年代增長了近40倍，與何中發等[14]的研究結果一致，其中指出Cd是近1 500年來長江口沉積物中增加速度最快的重金屬元素，目前已是長江流域特別需要加強環境風險監控的指標之一，Cd也是膠州灣潮間帶沉積物中富集速度最快的元素[39]。本研究中采用的3種評價方法(Igeo、wf和Er)均表明，長江口潮間帶濕地沉積物污染最為嚴重或潛在生態風險最大的重金屬元素為Cd，其次為Pb。許多學者也指出，Cd是長江口潮灘沉積物的主要污染重金屬元素或潛在生態風險因子[15,22-23,40]，20世紀90年末長江口潮灘表層沉積物Pb污染程度已非常嚴重[17]，崇明東灘Pb含量在1997年雖然未超標，但已具有明顯污染的趨勢[41]，2009年Pb是崇明東灘污染程度處于第2位的元素[23]。長江口潮灘沉積物主要污染重金屬元素與長江口及其鄰近海域一致，潛在生態風險最大的元素均為Cd[42-43]。

表6 長江口濕地沉積物重金屬含量相關系數矩陣Tab.6 Pearson correlation matrices of heavy metals contents in wetlands sediments of Yangtze River estuary

表7 不同文獻報道的長江口潮灘濕地沉積物重金屬含量比較

3.2 長江口潮間帶沉積物重金屬分布地點間差異的影響因素

在較大空間尺度上的潮間帶沉積物重金屬分布主要與水動力條件及污染排放有關。有學者報道，長江口南支因存在較多的工業污水和生活污水排放口，其重金屬污染(含量)顯著大于北支和/或杭州灣，也大于江心如崇明東灘潮間帶[15,23,44,46]，本研究結果與此不盡一致，如崇明東灘東旺沙(江心采樣點)的重金屬含量高于或顯著高于炮臺灣(南支采樣點)，且與南匯東灘(南支采樣點)重金屬含量無顯著性差異。一方面可能與本研究中采樣點較少不能代表總體有關，但另一方面也說明其他因素如水動力條件對潮間帶重金屬空間分布會產生重要影響。許世遠等[16]指出，上海潮灘重金屬含量的空間分布格局并不受沿岸排污的直接影響，而主要與動力沉積分異過程密切相關。

本研究中調查樣點崇明東灘東旺沙處于水動力較弱的迅速淤漲岸段，團結沙處于動力學較強的沖刷蝕退岸段[47-48]，蘆潮港采樣點處于杭州灣北岸強中潮高能岸段，炮臺灣和南匯東灘處于長江南支弱中潮岸段[16]，因此，推測蘆潮港的水動力強于南支兩個采樣點；相對處于南支上游岸段的炮臺灣，處于下游的南匯東灘灘寬坡緩，且咸淡水頻繁交匯的水體物化條件有利于泥沙堆積及細顆粒泥沙絮凝沉降[16]。水動力條件較弱的岸段有利于細顆粒泥沙的沉積[16]，沉積物粒徑是影響重金屬空間分布的重要直接因素，很多研究表明，沉積物重金屬含量與粒徑成反比例關系[23,49-50]。本研究中也發現，沉積物重金屬含量與大致相同位置不同時間測定的粒徑均值成反比，除了As和Cd外，其他5種重金屬與粒徑均值均呈顯著負相關(表6)；細顆粒物質總表面積大、孔隙率高，能增加對重金屬的吸附能力，是吸附與捕集重金屬元素的主要載體，因此，細顆粒泥沙的淤積能促使重金屬元素趨于富集[16]。另外，有機質是粒徑控制重金屬分布的一個內在因素[44]，也是影響重金屬空間分布的另外一個重要因子[23]；重金屬與有機碳可通過物理吸附和化學螯合反應等形成金屬-有機絡合物，而被顆粒沉積物吸附而沉降[23,51]，因而潮灘沉積物重金屬通常與有機質呈顯著正相關[23,50-51]，本研究中所測的7種重金屬也均與TOC呈顯著正相關。

綜上所述，本文采樣點的水動力強弱差異，影響了沉積物顆粒組成及其他特征如有機碳含量，從而導致重金屬在不同采樣點之間的差異性。南匯東灘和東旺沙的沉積物粒徑顯著小于炮臺灣、團結沙和蘆潮港，有機碳含量則相反，因此，前兩者的7種重金屬含量均高于或顯著高于后3者的，這在預料之中。對同處崇明東灘的東旺沙和團結沙的比較結果與前人報道較為類似，崇明東灘南斷面(團結沙接近此斷面)沉積物的粒徑大于北斷面(東旺沙接近此斷面)，有機碳則相反，因此，北斷面5種重金屬總量高于南斷面[23]，這進一步說明粒徑和有機碳對重金屬的水平空間分布產生重要影響。

3.3 長江口潮間帶沉積物重金屬垂岸生境間變化及其原因

水動力條件、沉積物組成及植被發育的差異影響重金屬元素在潮灘的垂岸分布和累積[17]。自低潮灘到高潮灘，波能消耗較大，高潮灘水動力減弱，大量細顆粒泥沙在此處聚集和沉降，導致粒徑有隨高程增加而變小的趨勢[9,44,46]。如“3.2節”所述，重金屬含量與粒徑呈負相關，因此，重金屬含量有隨高程增加而逐漸增加的趨勢[7,9,44,46]。植被可能會強化這一趨勢，如互花米草能促進細顆粒物質沉降和有機物質積累，間接導致鹽沼和紅樹林濕地的重金屬富集[12,52]。本研究中顯示，由海向陸，蘆潮港和南匯東灘沉積物中的大多數重金屬含量呈逐漸增加的趨勢，蘆潮港的有機碳無顯著變化，光灘沉積物粒徑明顯大于其他兩種鹽沼生境，可能說明該采樣點沉積物重金屬的垂岸分布主要與粒徑有關；南匯東灘的沉積物粒徑由海向陸明顯變小、有機碳顯著增加，推測水動力的沉積分異和植物的富集作用共同導致了南匯東灘重金屬的垂岸分布。

錢嫦萍等[9]提出，一些潮灘沉積物中的重金屬含量垂岸變化呈帶狀分布，從高潮灘到低潮灘，重金屬含量明顯減少。但也有較多研究表明，潮灘沉積物的一些重金屬元素含量垂直于岸線呈復雜波動，并沒有表現出明顯的垂岸分帶規律，高程大的鹽沼生境重金屬含量也不一定顯著高于高程小的，有的情況下高程大的潮灘有些重金屬種類的含量反而低于高程小的[7-8,17-18,23,44,46,51,53]，如上海濱岸沉積物重金屬中僅Cu、Zn和 Cr高潮灘含量明顯高于中、低潮灘，而Pb和Cd含量不隨高程變化而變化[17]。本研究表明，炮臺灣Cu、Cr、Mn、Pb和Cd含量隨著高程增加而下降，Zn和As含量先增加后下降，其中僅Cr、Mn、Cd和As含量在生境間具有顯著性差異；團結沙Cu、Cr和Cd含量隨著高程增加而下降，Zn、Mn和As含量呈先增加后下降，而Pb含量隨著高程增加有增加的趨勢，其中僅 Zn和Cd含量在生境間存在顯著性差異。炮臺灣和團結沙不同高程潮灘沉積物在粒徑無明顯差異的情況下(表3)，Cu、Cr和Cd含量隨著高程增加而有下降的趨勢，可能主要與鹽沼植物對重金屬的吸收有關，如蘆葦對Cd、Cr[54]和Cu[55]具有較高的富集能力，其他隨高程增加而不呈下降趨勢的重金屬元素，可能與植物對重金屬的吸收、富集、重金屬垂向分布及其季節變化和岸帶發育程度等多種因素的綜合影響有關[24-25,54-57]。7種重金屬兩兩間具有顯著的相關性，這表明這幾種重金屬具有相似的來源，并表現出類似的遷移和累積特征，具有較為相似的地球化學行為，這與方圣瓊等[50]和趙健等[46]的研究一致。

4 結論

1)長江口鹽沼濕地7種沉積物重金屬與有機碳呈顯著正相關，大多數重金屬與粒徑呈顯著負相關。崇明東灘東旺沙和南匯東灘鹽沼濕地的重金屬、有機碳、總氮含量均高于或顯著高于崇明東灘團結沙、炮臺灣和蘆潮港，粒徑則相反。這說明在長江口較大空間尺度上的沉積物重金屬分布格局主要與水動力沉積分異作用有關。

2)蘆潮港和南匯東灘大多數沉積物重金屬含量由海向陸有逐漸增加的趨勢。蘆潮港光灘沉積物粒徑明顯大于其他兩種生境，有機碳生境間無顯著性差異，說明該采樣點沉積物重金屬的垂岸分布主要與粒徑有關；南匯東灘的沉積物粒徑由海向陸明顯變小、有機碳含量顯著增加，表明水動力的沉積分異和植物的富集作用共同導致了南匯東灘重金屬的垂岸分布。炮臺灣和團結沙沉積物粒徑生境間無明顯差異、重金屬垂岸生境變化復雜，這種復雜性是沉積物重金屬的垂向分布，以及鹽沼植物對重金屬的吸收與富集和岸帶發育程度綜合作用的結果。

3)從較長時間尺度來看，Cd是長江口鹽沼濕地沉積物中富集速度最快的元素。目前，長江口濕地沉積物的Cd污染最為嚴重，Pb次之，其中Cd具高生態風險，Pb存在低和中等兩種生態風險、其他5種重金屬均為低風險；南匯東灘、炮臺灣和東旺沙3個濕地具很高的生態風險，蘆潮港和團結沙2個濕地存在高生態風險，5個地點均存在較嚴重的有機污染和嚴重的有機氮污染。