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

生态环境学报 2019, 28(2): 348-358 https://www.wendangku.net/doc/ea11919849.html, Ecology and Environmental Sciences E-mail: editor@https://www.wendangku.net/doc/ea11919849.html,

基金项目：国家自然科学基金项目（41606053）；广东省自然科学基金项目（2016A030310364）；广东省教育厅青年创新人才项目（2016KQNCX098）；岭南师范学院人才引进专项项目（ZL1607）

作者简介：罗松英（1985年生），女，讲师，博士，主要从事土壤重金属污染、地球化学等研究。E-mail: luosongying@https://www.wendangku.net/doc/ea11919849.html, 收稿日期：2018-11-07

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

摘要：随着工业化与城市化进程加快，湛江湾重金属污染物入海量逐年增加，沿岸红树林湿地承受着愈来愈大的环境压力。为了解湛江湾红树林表层（0－15 cm ）沉积物重金属污染状况，对湾内沉积物中8种重金属元素（As 、Cd 、Cr 、Cu 、Hg 、Ni 、Pb 、Zn ）的质量分数、赋存形态特征及潜在生态风险进行了研究。采用改进BCR 提取法分析重金属形态特征，运用基于总质量分数的潜在生态风险指数法和基于形态学的次生相与原生相分布比值法与风险评估编码法进行风险评价，并结合多元统计方法对重金属来源进行解析。结果表明，（1）沉积物中除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，变异系数在37.24%－108.19%之间。（2）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，Cr 、Ni 以可氧化态为主要赋存形态。（3）8种重金属元素非残渣态所占比例排序依次为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；非残渣态质量分数高值区出现在NHD 和GHCL 站位，说明这两个区域红树林沉积物重金属活性较高，重金属污染问题应引起重视。（4）湛江湾红树林表层沉积物中重金属RI 均值为273.076，为中等潜在生态风险；而总体RSP 值为5.79，表现为重度污染。从空间分布看，各站位重金属元素为中度至重度污染；其中NHD 站位重金属污染程度最高，RSP 值为11.97，与非残渣态空间分布特征一致。（5）多元统计结果表明，湾内红树林表层沉积物中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。

关键词：重金属；形态特征；风险评价；因子分析；湛江湾 DOI: 10.16258/https://www.wendangku.net/doc/ea11919849.html,ki.1674-5906.2019.02.017

中图分类号：X55; X825 文献标志码：A 文章编号：1674-5906（2019）02-0348-11

引用格式：罗松英, 邢雯淋, 梁绮霞, 邓子艺, 刘显兰, 全晓文, 2019. 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[J]. 生态环境学报, 28(2): 348-358.

LUO Songying, XING Wenlin, LIANG Qixia, DENG Ziyi, LIU Xianlan, QUAN Xiaowen, 2019. Speciation, ecological risk assessment and source analysis of heavy metals in the surface sediments of mangrove wetland in Zhanjiang Bay [J]. Ecology and Environmental Sciences, 28(2): 348-358.

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

罗松英等：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 349

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。

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

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

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

Step Extraction

speciation

Extraction solution Consumption Extraction method

1 Extractable

(F1)

0.11 mol·L-1 CH3COOH 40 mL

Oscillate at room temperature (270?290 r?mi n?1) for 16 h, centrifugal

20 min (3000 r?min?1), the supernatant is isolated under test (add 2

drops of concentrated nitric acid, 4 ℃refrigerated). The residue is

washed with 30 mL ultra-pure water, then suspended and oscillated

for 15 min, and the supernatant is removed by centrifugation.

2 Reducible

(F2)

0.5 mol·L-1 NH2OH·HCl 40 mL The same as step 1, oscillate for 16 h, centrifuge and separate.

3 Oxidizable

(F3)

8.8 mol·L-1 H2O2 (pH=2.0?3.0)

1.0 mol·L-1 CH3COONH4 (pH=

2.0±0.1)

20 mL

40 mL

Add 10 mL H2O2 slowly, intermittent manual oscillation 1 h, then

bath oscillation dispelling 1 h in 80 ℃water, heating evaporation to

2 mL; adding 10 mL H2O2 again and evaporate to 1 mL, 40 mL

NH4Ac is added and shaken for 16 h. Centrifugation is performed.

The separation is the same as above.

4 Residual

(R)

Aqua regia (concentrated hydrochloric acid and

concentrated nitric acid by volume ratio of 3:1)

9.5 mL

The supernatant is separated by centrifugation. The residue is

cleaned with 10 mL 3% nitric acid solution and centrifuged. The

supern atant is repeated for 2?3 times.

350 生态环境学报第28卷第2期（2019年2月）

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。

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：

R SP=M sec/M prim（1）

式中，R SP表示次生相与原生相分布的比值，表示污染程度。R SP≤1，表示无污染；13，表示重度污染。M sec表示沉积物中次生相中的重金属质量分数，M prim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%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：

r r f r

=1=1=1n

RI===

i

n n n

i i i i

i

i i i

C

E T C T

C

××

∑∑∑（2）

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。r i E为重金属i 的潜在生态风险指数，表示单个污染物生态风险程度。r i E<40，表示轻微风险程度；40≤r i E<80，表示中等风险程度；80≤r i E<160，表示强风险程度；160≤r i E<320，表示很强风险程度；r i E≥320，表示极强风险程度。r i T为重金属毒性响应系数（刘群群等，2017）。f i C为重金属i的单因子富集系数；C i 为重金属i的实测质量分数；n i C为重金属的评价参比值，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

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

Element

Total content

range/

(mg?kg?1)

Average

content/

(mg?kg?1)

Background

value/

(mg?kg?1)

Standard

deviation/

(mg?kg?1)

Variable

coefficient/

% As 5.100?17.567 9.781 5.400 3.643 37.24

Cd 0.008?0.066 0.039 0.034 0.018 45.34

Cr 14.000?56.000 28.707 36.140 12.790 44.55

Cu 9.125?99.040 25.895 8.000 28.016 108.19

Hg 0.019?0.192 0.093 0.030 0.051 54.44

Ni 5.867?207.667 96.440 10.980 76.412 79.23

Pb 12.767?32.500 20.640 23.400 6.116 29.63

Zn 30.333?216.200 67.850 21.000 57.888 85.32

罗松英等：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 351

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。

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%。

Cr可氧化态所占比例较大，所占比例为4

种形

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

352 生态环境学报第28卷第2期（2019年2月）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。

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

罗松英等：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 353

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。 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，r

i

E 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，r i

E 均值分别为127.143和83.929，属于强风险程度；其他元素r i

E 均值均小于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。

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

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

Station r i E

RI As Cd Cr Cu Hg Ni Pb Zn BYC

11.728 102.941 2.718 10.917 266.667 6.876 3.743 2.468 408.058 MAZ 10.494 29.412 6.695 7.552 66.667 30.806 3.283 2.452 157.361 DTSD 13.426 55.147 3.298 7.000 66.667 20.378 3.421 2.369 171.706 DWM 9.568 44.118 6.973 10.104 133.333 26.381 2.856 6.556 239.889 GHCL 15.123 205.882 1.374 12.792 133.333 6.679 4.384 3.341 382.909 NHD 14.074 61.765 5.962 73.781 106.667 29.909 4.474 13.924 310.556 TCD 13.657 88.235 1.408 11.320 116.667 4.838 2.719 2.208 241.054 Average value

12.582

83.929

4.061

19.067

127.143

17.981

3.554

4.760

273.076

354 生态环境学报第28卷第2期（2019年2月）

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

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

Station RSP As RSP Cd RSP Cr RSP Cu RSP Hg RSP Ni RSP Pb RSP Zn Average RSP BYC 0.572 11.667 3.509 7.599 0.000 6.500 5.583 5.731 5.145 MAZ 0.292 3.333 1.588 3.499 0.000 4.616 4.397 1.880 2.451 DTSD 0.381 4.000 1.667 3.155 0.250 6.526 4.802 2.759 2.943 DWM 0.502 5.000 3.336 4.822 0.000 10.839 6.030 12.441 5.371 GHCL 1.520 23.333 0.980 13.555 1.333 3.495 8.368 5.826 7.301 NHD 0.891 7.000 3.903 24.862 0.000 14.660 10.717 33.737 11.971 TCD 0.983 10.000 2.817 11.613 0.000 9.417 2.223 5.823 5.360 Average value 0.734 9.190 2.543 9.872 0.226 8.008 6.017 9.742 5.792

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

Station RAC As RAC Cd RAC Cr RAC Cu RAC Hg RAC Ni RAC Pb RAC Zn Average RAC BYC 7.894 71.428 1.119 16.603 0 6.512 7.706 39.871 18.892 MAZ 0 50.000 3.085 10.758 0 48.928 5.42 12.621 16.352 DTSD 3.448 40.000 1.301 9.821 0 8.240 8.59 22.362 1.719 DWM 3.225 66.667 0.357 5.773 0 1.726 8.98 7.627 11.794 GHCL 4.081 78.571 2.416 20.277 0 11.932 7.64 39.905 20.602 NHD 9.211 85.714 0.603 28.945 0 3.213 9.31 75.308 26.538 TCD 10.169 100.000 4.764 36.163 0 23.059 1.375 48.787 28.039 Average value 5.433 70.340 1.949 18.334 0 14.801 7.003 35.212 19.134

罗松英等：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 355

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）。

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

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 Speciation Heavy metal As Cd Cr Cu Hg Ni Pb Zn

Non-residual state As 1

Cd 0.050 1

Cr 0.374 0.310 1

Cu 0.681**0.233 0.913** 1

Hg ?0.033 ?0.087 0.043 0.050 1

Ni 0.510**0.330 0.964**0.954**?0.032 1

Pb 0.729**0.023 0.490*0.661**?0.058 0.561** 1

Zn 0.763**0.164 0.736**0.911**?0.139 0.862**0.729** 1

Residual state As 1

Cd 0.375 1

Cr 0.059 ?0.184 1

Cu 0.591**0.317 0.265 1

Hg ?0.096 0.127 ?0.109 ?0.056 1

Ni 0.024 ?0.140 0.936**0.361 ?0.120 1

Pb 0.261 0.198 0.310 0.395 0.565**0.250 1

Zn 0.563**0.271 0.295 0.488**?0.029 0.371 0.415* 1

n=25. *Correlation is significant at the 0.05 level (2-tailed); **Correlation is significant at the 0.01 level (2-tailed)

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

Category Factor 1 Factor 2 Factor 3 Factor 4 Contribution rate/% 38.117 24.975 13.634 9.524 Cumulative contribution rate/% 38.117 63.093 76.727 86.251 Principal component F1-Zn, F1-Cu; F2-Cu, F2-Zn; F3-Cu R-Ni, R-Cr; F1-Ni, F1-Cr F2-Cr F2-As; F3-As

356 生态环境学报第28卷第2期（2019年2月）

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。

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。

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358 生态环境学报第28卷第2期（2019年2月）

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Speciation, Ecological Risk Assessment and Source Analysis of Heavy Metals in the Surface Sediments of Mangrove Wetland in Zhanjiang Bay

LUO Songying, XING Wenlin, LIANG Qixia, DENG Ziyi, LIU Xianlan, QUAN Xiaowen

Department of Geography, Lingnan Normal University, Zhanjiang 524048, China

Abstract:With the acceleration of industrialization and urbanization, more and more heavy metal pollutants are discharged into Zhanjiang Bay, and mangrove wetlands along the coast are under increasing environmental pressure. To investigate the pollution condition of heavy metals in surface sediments (0?15 cm) of mangrove wetland in Zhanjiang Bay, the mass fraction, speciation characteristics and potential ecological risks of 8 heavy metals (As, Cd, Cr, Cu, Hg, Ni, Pb and Zn) in the sediments were studied. The improved BCR extraction method was used to analyze the speciation characteristics of heavy metals. The potential ecological risk index based on total mass fraction, the ratio of secondary phase to primary phase distribution and risk assessment coding method based on morphology were used to evaluate the risk. Also, the sources of heavy metals were analyzed by multivariate statistical method. Five results were obtained. First, except for Cr and Pb, the average mass fraction of the other six heavy metals in sediments exceeded the background value of soil environment in Leizhou Peninsula. The spatial distributions of 8 heavy metals were significantly different, with the coefficient of variation ranging from 37.24% to 108.19%. Second, As and Hg were mainly in residual state, Cd and Zn were mainly in acid extractable state, Cu, Ni and Pb were mainly in reducible state, and Cr and Ni were mainly in oxidable state. Third, the proportion of non-residual state of the 8 heavy metals was Cd>Cu>Ni>Zn>Pb>Cr>As>Hg, and the proportion of non-residual state of Cd, Cu, Ni, Zn, Pb, Cr exceed 70%, indicating that the heavy metals had strong migration and bioavailability, and the risk of re-release was high. The high value area of non-residual mass fraction was mainly distributed in the NHD and GHCL stations, indicating that the heavy metal activity of mangrove sediments in these two areas was high, and heavy metal pollution problems should be paid attention. Forth, heavy metal pollution in the surface sediments of mangrove forests in Zhanjiang Bay was medium potential ecological risk, with the average RI value of 273.076. The total RSP value of heavy metals was 5.79, which was a serious pollution. According to the spatial distribution characteristics, the heavy metal pollution in each station reached moderate to severe. Herein, the NHD station had the highest degree of heavy metal pollution, with a RSP value of 11.97, which was consistent with the spatial distribution characteristics of non-residual state. Fifth, the results of multivariate statistics showed that the heavy metals mainly sourced from sewage discharges from domestic pollutant, aquaculture and industry. Weathering also contributed to the input of heavy metals.

Key words: heavy metal; speciation characteristics; risk assessment; factor analysis; Zhanjiang Bay

重金属传播特性分析

重金属污染来源、分布、治理方法 点击次数：2540 发布时间：2011-2-16 摘要：文章阐明了重金属污染物来源与分布，同时对国内外土壤重金属污染治理的研究工作做了系统的综述，提出了土壤中重金属污染物防治的环境矿物学新方法，利用环境矿物材料治理土壤重金属污染物的方法，具有成本低、效果好、无二次污染及有用金属可回收利用等优点，展现出广阔的环境矿物学研究与应用前景。并提醒人们要提高土壤质量意识，保护生态环境。 重金属系指密度4.0以上约60种元素或密度在5.0以上的45种元素。砷、硒是非金属，但是它的毒性及某些性质与重金属相似，所以将砷、硒列入重金属污染物范围内。环境污染方面所指的重金属主要是指生物毒性显著的汞、镉、铅、铬以及类金属砷，还包括具有毒性的重金属锌、铜、钴、镍、锡、钒等污染物。 随着全球经济化的迅速发展，含重金属的污染物通过各种途径进入土壤，造成土壤严重污染。土壤重金属污染可影响农作物产量和质量的下降，并可通过食物链危害人类的健康，也可以导致大气和水环境质量的进一步恶化。因此引起世界各国的广泛重视。目前，世界各国土壤存在不同程度的重金属污染，全世界平均每年排放Hg约1.5万 t、Cu为340万 t、Pb为500万 t、Mn为1500万 t、Ni为100万 t。中国北方大城市的蔬菜基地和部分商品粮基地也存在着不同程度的重金属污染，如北京、天津、西安、沈阳、济南、长春、郑州等地；。 南方相对较轻，如福州、宁波、上海、武汉、成都等地。土壤重金属污染将会造成生态系统的严重破坏。从中国土壤资源状况看，到2000年底中国人均耕地仅为0.1 hm2，而且随着今后中国经济社会的发展如生态退耕、农业结构调整及自然灾害损毁等，土壤资源将进一步减少。因而如何有效地控制及治理土壤重金属的污染，改良土壤质量,将成为生态环境保护工作中十分重要的一项内容。 重金属污染原理 重金属，特别是汞、镉、铅、铬等具有显著和生物毒性。它们在水体中不能被微生物降解，而只能发生各种形态相互转化和分散、富集过程(即迁移)。重金属污染的特点是：(1)除被悬浮物带走的外，会因吸附沉淀作用而富集于排污口附近的底泥中，成为长期的次生污染源；(2)水中各种无机配位体(氯离子、硫酸离子、氢氧离子等)和有机配位体(腐蚀质等)会与其生成络合物或螯合物，导致重金属有更大的水溶解度而使已进入底泥的重金属又可能重新释放出来；(3)重金属的价态不同，其活性与毒性不同。其形态又随pH和氧化还原条件而转化。(4)在其危害环境方面的特点是：微量浓度即可产生毒性(一般为1～10毫克/升，汞、镉为0.01～0.001毫克/升)；在微生物作用会转化为毒性更强的有机金属化合物(如洋－甲基汞)；可被生物富集，通过食物链进入人体，造成慢性路线。亲硫重金属元素(汞、镉、铅、锌、硒、铜、砷等)与人体组织某些酶的巯基(-SH)有特别大的亲合力，能抑制酶的活性，亲铁元素(铁、镍)可在人体的肾、脾、肝内累积，抑制精氨酶的活性。六价铬可能是蛋白质和核酸的沉淀剂，可抑制细胞内谷胱甘肽还原酶，导致高铁血红蛋白，可能致癌，过量的钒和锰(亲岩元素)则能损害神经系统的机能。 本文主要从土壤中重金属污染物来源与分布、土壤中重金属污染物的现行治理方法入手，提出土壤中重金属污染物防治的环境矿物学新方法。旨在保护环境，提高土壤的环境质量。 1 土壤中重金属污染物来源与分布 土壤中重金属的来源是多途径的，首先是成土母质本身含有重金属，不同的母质、成土过程所形成的土壤含有重金属量差异很大。此外，人类工农业生产活动，也造成重金属对大气、水体和土壤的污染。 1.1 大气中重金属沉降

重金属污染治理研究现状及进展

https://www.wendangku.net/doc/ea11919849.html, Research Progress on Control of Water Environment Contaminated by Heavy Metals Xu Haisheng1 Zhao Yuanfeng2 (1. Institute of life science and technology, Dalian Fisheries University, Dalian116023; 2. Key Laboratory of Mariculture and Biotechnology, Ministry of Agriculture, Dalian 116023, China) Abstract: Some treatment methods for heavy metal wastewater are summarized in this paper, which are mainly based on the physical, chemical, Physical chemistry treatment, Biological treatment. The technology applications of bioengineering for wastewater reuse treatment are also summarized. It indicates that the comprehensive utilization and innocuous treatment of heavy metal wastewater become the main trend for the heavy metal contamination. Key Words: heavy metal contamination; treatment methods; comprehensive utilization; innocuous Preface Trace metals such as cadmium (C d), chromium (Cr), copper (Cu), lead (P b) and zinc (Zn) are classified as priority pollutants.Human living environment had polluted by industrial sewage, cultivate wastewater and electroplate heavy metal of wastewater, and becoming more and more serious [1]. Heavy metal pollution has persistence and accumulation, can transfer along food chain and enrichment, endangering human body and other organism in any way. Take place caused by Hg pollution " minamata disease " and " itai itai disease " incident caused by C d pollution in Japan, A growing concern among heavy metal pollution control from domestic and international environmentalist extremely [2-4]. 1 Wastewater of heavy metal treatment methods The treatment method of heavy metal, up till now, have already developed a lot of heavy metal pollution control technology in the wastewater, generally adopt: (1) Physical treatment; (2) Chemical treatment; (3) Physical chemistry treatment; (4) Biological treatment. 1.1 Physical treatment Physics method is used physics function to separate the suspending polluter from wastewater, change chemical property of material in the course of dealing with, such as electroplate degreasing, evaporation of wastewater is recycled, etc.. Physics method is regard as other treatment a link of method, seldom use alone in electroplate craft, Physics method including adsorption method, floatation, etc.. 1.1.1 Adsorption method The adsorption method is used for removing the micro- pollutant in the wastewater, to achieve the purpose of depth purifies. Mainly utilize solid absorbent physical absorption and chemistry to absorb performance, get rid of the course of many kinds of pollutant in wastewater. Polyethylene silica gel-polyethylene amine composite has important practical value in the absorbent material of the artificial synthesis. It has offered the prospect for the fact that economy

红树林湿地改造工程

红树林湿地改造和景区土石方工程 5.1红树林湿地改造 5.1.1滩涂改建湿地设计要求 在海堤内侧用于公园建设、道路建设的部分采用填筑土方和吹填土增加高程至6.1左右，经过研究，地面高程填高后，有利于绿化的生长，有利于建设滨海绿化林带。海堤外侧滩涂全部保留用于湿地改造，采用吹填土方增加滩涂高程至3.0至4.5，4.5及以下部分湿地种植红树林，4.5以上部分可以种植多样树种。 方法和措施：重点是研究海滩湿地吹填土方施工方案，选择适合海边生长的耐盐碱植物，例如红树林。 5.1.2红树林生长习性 红树林是热带和亚热带地区的一种沿海沼泽的植物群，于全球南北纬二十五度间的河口及海湾，地区主要由红树目的常绿灌木组成，一般生长在潮汐与海浪比较弱的海湾里，非常适应潮间带缺氧和盐量高的土壤。大部分生长在较少受到风浪冲击的平坦海岸、海湾浅滩，其基质是通气不良、含盐量很大的深厚淤泥，并且是受海水潮涨潮落的规律性浸淹的环境。 5.1.2红树林的生态学意义 红树以凋落物的方式，通过食物链转换，为海洋动物提供良好的生长发育环境，同时，由于红树林区内潮沟发达，吸引深水区的动物来到红树林区内觅食栖息，生产繁殖。由于红树林生长于亚热带和温带，并拥有丰富的鸟类食物资源，所以红树林区是候鸟的越冬场和迁徙中转站，更是各种海鸟的觅食栖息，生产繁殖的场所。 红树林另一重要生态效益是它的防风消浪、促淤保滩、固岸护堤、净化海水和空气的功能。盘根错节的发达根系能有效地滞留陆地来沙，减少近岸海域的

含沙量；茂密高大的枝体宛如一道道绿色长城，有效抵御风浪袭击。 红树林的工业、药用等经济价值也很高。 5.1.3适合本地发展的红树林品种 我国的红树资源相比其他地区来讲是比较丰富的，仅广东、海南就有26种，分属于17个科。主要是红树科的红树林是由一类稀有的木本胎生植物组成。 适合本地发展的红树品种主要有红海榄、木榄、尖瓣海莲、角果木、秋茄、白榄、海骨根、海漆、桐花树、老鼠勒、水柳、王蕊、海芒果等。见下图。

重金属污染物的传播特征

重金属污染来源、分布、治理方法 摘要：文章阐明了重金属污染物来源与分布，同时对国内外土壤重金属污染治理的研究工作做了系统的综述，提出了土壤中重金属污染物防治的环境矿物学新方法，利用环境矿物材料治理土壤重金属污染物的方法，具有成本低、效果好、无二次污染及有用金属可回收利用等优点，展现出广阔的环境矿物学研究与应用前景。并提醒人们要提高土壤质量意识，保护生态环境。 重金属系指密度4.0以上约60种元素或密度在5.0以上的45种元素。砷、硒是非金属，但是它的毒性及某些性质与重金属相似，所以将砷、硒列入重金属污染物范围内。环境污染方面所指的重金属主要是指生物毒性显著的汞、镉、铅、铬以及类金属砷，还包括具有毒性的重金属锌、铜、钴、镍、锡、钒等污染物。 随着全球经济化的迅速发展，含重金属的污染物通过各种途径进入土壤，造成土壤严重污染。土壤重金属污染可影响农作物产量和质量的下降，并可通过食物链危害人类的健康，也可以导致大气和水环境质量的进一步恶化。因此引起世界各国的广泛重视。目前，世界各国土壤存在不同程度的重金属污染，全世界平均每年排放Hg约1.5万t、Cu为340万t、Pb为500万t、Mn为1500万t、Ni为100万t。中国北方大城市的蔬菜基地和部分商品粮基地也存在着不同程度的重金属污染，如北京、天津、西安、沈阳、济南、长春、郑州等地；。 南方相对较轻，如福州、宁波、上海、武汉、成都等地。土壤重金属污染将会造成生态系统的严重破坏。从中国土壤资源状况看，到2000年底中国人均耕地仅为0.1 hm2，而且随着今后中国经济社会的发展如生态退耕、农业结构调整及自然灾害损毁等，土壤资源将进一步减少。因而如何有效地控制及治理土壤重金属的污染，改良土壤质量,将成为生态环境保护工作中十分重要的一项内容。 重金属污染原理 重金属，特别是汞、镉、铅、铬等具有显著和生物毒性。它们在水体中不能被微生物降解，而只能发生各种形态相互转化和分散、富集过程(即迁移)。重金属污染的特点是：(1)除被悬浮物带走的外，会因吸附沉淀作用而富集于排污口附近的底泥中，成为长期的次生污染源；(2)水中各种无机配位体(氯离子、硫酸离子、氢氧离子等)和有机配位体(腐蚀质等)会与其生成络合物或螯合物，导致重金属有更大的水溶解度而使已进入底泥的重金属又可能重新释放出来；(3)重金属的价态不同，其活性与毒性不同。其形态又随pH和氧化还原条件而转化。(4)在其危害环境方面的特点是：微量浓度即可产生毒性(一般为1～10毫克/升，汞、镉为0.01～0.001毫克/升)；在微生物作用会转化为毒性更强的有机金属化合物(如洋－甲基汞)；可被生物富集，通过食物链进入人体，造成慢性路线。亲硫重金属元素(汞、镉、铅、锌、硒、铜、砷等)与人体组织某些酶的巯基(-SH)有特别大的亲合力，能抑制酶的活性，亲铁元素(铁、镍)可在人体的肾、脾、肝内累积，抑制精氨酶的活性。六价铬可能是蛋白质和核酸的沉淀剂，可抑制细胞内谷胱甘肽还原酶，导致高铁血红蛋白，可能致癌，过量的钒和锰(亲岩元素)则能损害神经系统的机能。 本文主要从土壤中重金属污染物来源与分布、土壤中重金属污染物的现行治理方法入手，提出土壤中重金属污染物防治的环境矿物学新方法。旨在保护环境，提高土壤的环境质量。 1 土壤中重金属污染物来源与分布

土壤重金属污染现状

土壤重金属污染现状 摘要: 重金属作为一种持久性污染物已越来越多地被关注和重视. 重金属矿山的开采利用是造成当今世界重金属污染的主要原因,并已经严重威胁和影响人类的生存和发展.本文从我国重金属的利用入手,总结了我国近几年重金属污染的现状,分析了重金属污染物进入环境介质的途径和方式. 为促进我国矿业开发与环境的可持续发展和和谐发展,对重金属资源的合理开发利用提出措施和建议. 关键词: 重金属; 利用; 重金属污染 引言 所谓重金属污染,是指由重金属及其化合物引起的环境污染. 重金属矿山的开采及其产品的利用是重金属污染的重灾区,也是全球重金属污染的源头所在,对于矿山环境,重金属污染的主要危害对象是农作物和人. 其主要原因在于重金属被排入环境后具有永久性,且有明显的累积效应.随着人们对金属矿产品的需求量的不断增大,由此引发的环境问题日趋严重,重金属污染就是其中最为典型的一个. 以云南铅锌矿为例,云南拥有国内储量最大的兰坪铅锌矿和国内品位最富的会泽铅锌矿,它的开采量日益增大,产生的环境问题也随之日益增多,由于云南铅锌矿山布局分散,规模偏小,工艺技术落后,装备水平低,并且有相当一部分乡镇和个体私营企业没有专门的尾矿坝,尾矿、废水随意排放,加之由于当地开发无序,滥采滥挖,环保投入不足,导致矿山特别是铅锌矿山老化,品位下降,开采难度增大,造成了一定的环境污染,并使得生态环境的修复、改造和维护难以进行。 一土壤重金属污染的定义 重金属系指密度4.0以上约60种元素或密度在5.0以上的45种元素。但是由于不同的重金属在土壤中的毒性差别很大，所以在环境科学中人们通常关注锌、铜、钴、镍、锡、钒、汞、镉、铅、铬、钴等。砷、硒是非金属，但是它的毒性及某些性质与重金属相似，所以将砷、硒列入重金属污染物范围内。由于土壤中铁和锰含量较高，因而一般不太注意它们的污染问题，但在强还原条件下，铁和锰所引起的毒害亦应引起足够的重视。 土壤重金属污染是指由于人类活动将重金属带入到土壤中，致使土壤中重金

红树林湿地生态系统碳库及碳汇潜力的时空动态分析

生态系统结构与功能 红树林湿地生态系统碳库及碳汇潜力的时空动态分析 林光辉1,2* 卢伟志1 陈卉1 王参谋1 李蕊1 杨盛昌1 张宜辉1 陈鹭真1 王文卿1 1滨海湿地生态系统教育部重点实验室(厦门大学)，厦门 361005 2清华大学全球变化研究院暨地球系统科学研究中心，北京 100084 摘要：随着对海洋“蓝碳”研究的日益深入，滨海湿地生态系统的碳汇功能越来越受到重视。然而对滨海湿地生态系统的研究则相对薄弱，特别是在红树林生态系统碳源汇特征以及碳汇潜力方面。本文通过综述当前红树林、盐沼、海草床等滨海湿地碳循环研究的最新进展，结合本研究组近几年来开展的野外研究工作，揭示红树林等滨海湿地碳库(植被生物量碳库以及沉积物有机碳库)的现状及其碳汇潜力。研究结果显示：(1)单位面积基础上盐沼、红树林和海草床分别比成熟的热带雨林能封存高得多的碳，全球的盐沼、红树林和海草床每年可固定的碳足以抵消全球因使用交通工具释放碳总量的1/3左右；(2)不同地点以及不同群落类型的红树林生物量碳库(单位面积生物量)存在较大的差异；(3)红树林沉积物有机碳密度随着沉积底质和群落类型的不同存在显著的差异；(4)红树林湿地显示出较强的固碳能力，广东湛江和福建云霄两地的红树林生态系统净生态系统交换量相近，且略低于美国佛罗里达的红树林，但显著高于同纬度的陆地生态系统；(5)红树林碳库与河口以及周边海域联系紧密，在潮汐作用的影响下，红树林的掉落物不断输送到周边海域，影响了近海海洋碳的循环与平衡。由此可见，全球范围的红树林等滨海湿地恢复和保护可以有效抵消人类活动每年向大气排，但人类活动和气候变化会对红树林碳库及其动态变化产生显著影响。放的CO 2 关键词：滨海湿地；生物量；土壤碳；红树植物；碳收支；碳通量；气候变化*通讯作者：lingh@https://www.wendangku.net/doc/ea11919849.html, 基金项目：国家自然科学基金(30930017)、国家重点基础研究发展计划(973)前期研究专项(2009CB426306)、海洋公益性行业科研专项(200905009) 28

近20年来淇澳岛红树林湿地景观格局分析

收稿日期:2004-10-25; 修订日期:2005-01-07 基金项目:广东省自然科学基金(031647);联合国环境规划署(U NEP)/全球环境基金(GEF)湿地专题;国家水利部/珠江河口综合治理 规划0专题(03-32110-4108164);/985工程0中山大学GIS 与遥感的地学应用科技创新平台(ò类)项目 作者简介:王树功(1971-),男,讲师,从事资源环境与区域可持续发展研究,已发表论文30多篇。E-mail:esswsg@https://www.wendangku.net/doc/ea11919849.html, 近20年来淇澳岛红树林湿地景观格局分析 王树功 1,2 ,黎 夏3,刘 凯 4,5 ,周永章2,陈桂珠 1 (1.中山大学环境科学研究所,广东广州510275;2.中山大学地球环境与地球资源研究中心,广东广州510275;3.中山大学遥感与地理信息工程系,广东广州510275;4.中国科学院广州地球化学研究所,广东广州510064; 5.广州地理研究所,广东广州510070) 摘要:该文分析近20a 来淇澳岛红树林湿地景观格局演变,采用遥感和GIS 相结合的方法,利用遥感图像处理软件ERDAS 对3个时相(1988年、1995年、2002年)的Landsat TM 遥感图像应用专家系统方法分类;结合ARCGIS 811,辅助FRAGSTATS 3101景观软件计算斑块和类型水平上的景观格局指数。淇澳岛红树林面积呈上升趋势,1988年、1995年和2002年分别为20116hm 2、28108hm 2、57196hm 2;斑块数目从1988年的1个增加到2002年的18个,总斑块密度、平均斑块周长面积比呈上升趋势;平均斑块大小、平均斑块分维数、平均斑块形状指数呈下降趋势。近20a 来淇澳岛红树林湿地景观受人为干扰,景观破碎化程度不断扩大,需对湿地多功能景观进行科学调控。关键词:红树林湿地;景观格局分析;遥感;GIS;淇澳岛 中图分类号:Q149 文献标识码:A 文章编号:1672-0504(2005)02-0053-05 湿地景观空间格局是研究湿地景观功能和动态的基础,可以揭示湿地景观变化的动因、规律和机制,为湿地资源的可持续利用和自然保护区管理提供依据,并对湿地恢复有所帮助。20世纪80年代以来,遥感和GIS 的发展为湿地景观的定量研究提供了条件。景观格局指标已成为景观生态学界广泛使用的一种定量研究方法,最近应用到湿地景观研究中。国内外[1-16]已有较多利用遥感与GIS 进行湿地景观格局的研究。针对红树林湿地景观,笔者选择珠江口淇澳岛红树林湿地为研究对象,利用遥感图像处理软件ERDAS 对3个时相(1988年、1995年、2002年)的遥感图像应用专家系统方法分类;结合ARCGIS 811,辅助FRAGSTATS 3101景观软件进行景观指数计算,在斑块和类型水平上进行空间指数分析,揭示导致其变化的驱动力,为淇澳岛红树林湿地保护和利用提供依据。 1 研究区概况 淇澳岛位于珠海市唐家镇东北约2km 处,面积约24km 2,常住人口约2000人。它是珠江口伶仃洋内的一个小岛(图1),位于伶仃洋水道(西槽)西 侧,金星门的东北侧,横门浅滩、进口浅滩、西边滩的南面。该岛分布有大围湾、石井湾、金星湾等海湾。淇澳岛属于南亚热带海洋性气候,常年平均气温为2214e ,最低气温出现在1月,历年极端最低气温为 图1 研究区域略图 Fig.1 The sketch of the study area 215e 。\10e 年积温为804313e ,年平均日照时数为190714h,年平均降水量为196414mm 。潮汐属不正规半日潮,平均高潮位为0117m,平均低潮位为-0114m 。淇澳岛夏季以东南风为主,冬季以东北风为主。海水盐度年平均值为1812j ,土壤属于滨海盐渍草甸沼泽土,其表土(0~13cm)含盐量为20182j 。淇澳岛泥沙主要来源于横门水道来沙以及涨潮时金星门小环流的输沙,其海岸滩涂广阔,历史上曾生长大片红树林。1984年在石井湾、大澳湾、大围湾分布有红树林10912hm 2 ,至1998年仅大围湾有3212hm 2 保存下来,且40%为桐花树、老鼠勒和卤蕨群落,高度仅为018~215m [17]。 从1998年开始,珠海市政府每年投入120万元 第21卷 第2期 2005年3月 地理与地理信息科学 Geography and Geo-Infor mation Science Vol.21 No.2March 2005

重金属在水体中的存在形态及污染特征分析

重金属在水体中的存在形态及污染特征分析 摘要阐述了重金属在水体中的存在形态类型及迁移性质,介绍了重金属迁移规律的研究方法,并分析了重金属在水体中的污染特征。 关键词重金属;水体;存在形态;迁移规律;污染特征 1重金属在水体中的存在形态 1.1存在形态的类型 要分析污染物在水体中的迁移转化规律,首先就要了解污染物在水体中以何种形式存在以及各存在形态之间的关系,对重金属污染物的研究也不例外。汤鸿霄提出“所谓形态,实际上包括价态、化合态、结合态和结构态4个方面,有可能表现出来不同的生物毒性和环境行为”,这里所分析的存在形态主要指重金属在水体中的结合态。水体中重金属存在形态可分为溶解态和颗粒态,即用0.45μm滤膜过滤水样,滤水中的为溶解态(溶解于水中),原水样中未过滤的为颗粒态(包括存在于悬移质中的悬移态及存在于表层沉积物中的沉积态)。用Tessier等[1]提出的逐级化学提取法又可将颗粒态重金属继续划分为以下5种存在形态:一是可交换态,指吸附在悬浮沉积物中的黏土、矿物、有机质或铁锰氢氧物等表面上的重金属;二是碳酸盐结合态,指结合在碳酸盐沉淀上的重金属;三是铁锰水合氧化物结合态,指水体中重金属与水合氧化铁、氧化锰生成结合的部分;四是有机硫化物和硫化物结合态,指颗粒物中的重金属以不同形式进入或包括在有机颗粒上,同有机质发生螯合或生成硫化物;五是残渣态,指重金属存在于石英、黏土、矿物等结晶矿物晶格中的部分。 1.2迁移性质 不同存在形态的重金属在水体中的迁移性质不同。溶解态重金属对人类和水生生态系统的影响最直接,是人们判断水体中重金属污染程度的常用依据之一。颗粒态重金属组成复杂,其形态性质各不相同。可交换态是最不稳定的,只要环境条件变化,极易溶解于水或被其他极性较强的离子交换,是影响水质的重要组成部分;碳酸盐结合态在环境变化,特别是pH值变化时最易重新释放进入水体;铁锰水合氧化物结合态在环境变化时也会部分释放;有机硫化物和硫化物结合态不易被生物吸收,利用较稳定;残渣态最稳定,在相当长的时间内不会释放到水体中。

浅谈我国土壤重金属污染现状及修复技术

浅谈我国土壤重金属污染现状及修复技术 土壤是一个开放的缓冲动力学系统，承载着环境中50%～90%的污染负荷[1-2]。随着矿产资源开发、冶炼、加工企业等规模的扩大以及农业生产中农药、化肥、饲料等用量的增加和不合理的使用，致使土壤中重金属含量逐年累积，明显高于其背景值，造成生态破坏和环境质量恶化，对农业环境和人体健康构成严重威胁。重金属在土壤中移动性差、滞留时间长、难降解，可以通过生物富集作用和生物放大作用进入到农牧产品中[3]，从而影响产出物的生长、产量和品质，潜在威胁人体健康[4]。本文对我国土壤重金属污染现状进行了简要分析，概述了土壤中重金属的来源，简单介绍了物理修复、化学修复和生物修复技术在土壤重金属污染修复方面的研究进展，以期为土壤重金属污染修复提供参考。 1我国土壤重金属污染现状 随着矿山开采、冶炼、电镀以及制革行业的蓬勃发展，一些企业盲目追逐经济利益，轻视环境保护，再加上农药、化肥、地膜、饲料添加剂等的大量使用，我国土壤中Pb、Cd、Zn等重金属的污染状况日益严重，污染面积逐年扩大，危害人类和动物的生命健康。据报道，2008年以来，全国已发生100余起重大污染事故，其中Pb、Cd、As等重金属污染事故达30多起。据2014年国家环境保护部和国土资源部发布的全国土壤污染状况调查公报显示，全国土壤环境总状况体不容乐观，部分地区土壤污染较重，耕地土壤环境质量堪忧，工矿业废弃地土壤环境问题突出。全国土壤总的点位超标率为16.1%，其中轻微、轻度、中度和重度污染点位比例分别为11.2%、2.3%、1.5%和1.1%。据农业部对我国24个省市、320个重点污染区约548 万hm2土壤调查结果显示，污染超标的大田农作物种植面积为60万hm2，其中重金属含量超标的农产品产量与面积约占污染物超标农产品总量与总面积的80%以上，尤

广西红树林生态系统的开发及保护

广西红树林生态系统的开发及保护 吴永华 摘要：广西沿海红树林分布广、面积大、种类丰富。由于广西经济欠发达，加上传统方式的滥伐开发、盲目围垦 等原因，使红树林遭受了严重破坏，作为沿海防护林重要组成部分和重要的生态系统，加强红树林生态系统恢复与 重建对维护沿海地区的生态平衡有重要意义。本文分析了广西省红树林生态系统的现状以及遭受破坏的原因，并对 红树林生态系统的开发与保护提出几点建议。 关键词：红树林；广西壮族自治区；开发及保护 1 广西沿海红树林资源分布状况 1.1 红树林的分布 广西沿海地区位于北回归线以南，南濒北部湾,地理位置为北纬21°24′~ 22°01′，东经107°56′~ 109°47′；包括北海市、钦州市和防城港市。岸线总长14891.64km, 岛屿海岸线长600km, 其中海堤总长75614 km。沿海滩涂面积1000多hm2。广西现有连片分布、面积大于0.1hm2的红树林斑块863个, 总面积8374.9 hm2[1]。 根据群落类型、起源、覆盖度和平均树高等级的差异情况，共划分为973个小班[4]。沿海14个海湾中, 红树林主要分布于茅尾海、铁山港、大风江、珍珠港、廉州湾、防城港东湾和丹兜海, 其他港湾相对较少[2-3], 详见下表 [4] 广西红树林资源分布 与广东84.80%的红树林集中分布于雷州半岛[8]的情况相比，广西的红树林在东起合浦山口，细致东兴北仑河口对整个海岸带中都有分布，详见下图

[4] 广西红树林分布图 在宏观上，红树林在整个海岸线呈展开式较均匀分布。在关系大陆海岸线中，红树林分布间断的最大距离为31.90km，从廉州湾至北海东海岸岸段。经测算，红树林分布间断长度超过2 km的大陆岸线公有49段，总长361.62km。其中长度超过10km的大陆岸线共有13段，主要位于海湾之间的岸段。在广西1489.64km大陆海岸线中，平均每公里海岸线有红树林5.6hm2，高于广东的4.8hm2/km[8]。 1.2 红树林植物种类组成 红树林主要由红树科植物和其他科树组成，红树科植物又分真红树、半红树和伴生植物三种[15]，其区别是：真红树植物是转移生长在潮间带的木本植物，他们只能在潮间带环境中生长繁殖，在陆地环境中不能自然繁殖；半红树植物是既能在潮间带生存并成为优势种，又能在陆地生境自然繁殖的两栖性木本植物；伴生植物是指在红树林中或林缘偶尔出现，但不成为优势种的木本植物以及红树林下的附生植物、藤本植物和草本植物[13-14]。 2004年，梁士楚等记载广西红树植物8科10属10中，半红树植物3科4属4种，关于伴生植物目前还没有确切的统计数据[7]。其中红树科（红海榄、木榄、角果木、秋茄），马鞭草科（白骨壤），紫金牛科（桐花树），爵床科（老鼠簕），使君子科（榄李），梧桐科（银叶树），夹竹桃科（海芒果），锦葵科（黄槿、杨叶肖槿），卤蕨科（卤蕨）[6]。相对广东、海南等地的红树林，广西沿海的红树林保存算是比较完整的，其中保存比较完好的有山口红树林区、北仑河口红树林区、茅尾海红树林区、七十二泾红树林、区珍珠港红树林区。山口国家红树林生态自然保护区是1990年9月经国务院批准建立的，1994年被列为中国重要湿地，2002年被列入国际重要湿地；北仑河口红树林保护区于1990年建立，2000年4月批准为国家级自然保护区。 2 红树林面临的生态破坏及原因 尽管红树林在保持生物物种多样性、防风固堤、净化海洋环境等方面都具有重要的生态环境价值，并且在渔业生产和旅游开发上也有巨大的潜力；但由于长期以来人们对红树林认识不足，对红树林的价值功能缺乏系统的认知，甚至认为红树林是无价值的湿地，盲目的围垦砍伐开发，红树林生态受到严重威胁，资源日趋枯竭[17]。如北海原有红树林约2000hm2。现在仅残留113hm2；钦州大榄坪红树林围垦砍伐红树林约700hm2；合浦英罗湾红树林区1994年的渔业产量比1990年减少了80%[16]。加上害虫的捕食昆虫寄生等虫害、特殊天气影响（如特大暴雨、台风）和外来物种入侵等，红树林生态系统的维持与发展已经受到严重的

我国重金属污染研究现状

我国重金属污染研究现状 摘要：随着经济全球化的迅速发展，含重金属的污染物进入生态环境，对人类的健康带来了严重威胁，我国重金属污染突显，国内在重金属污染研究领域也展开研究，本文描述了我国在重金属污染研究中的具体采样、测定、评价方法，以及这些方法在我国的应用。 关键词：重金属污染；重金属污染物采样、重金属含量测定、污染评价 前言 重金属污染时指由重金属及其化合物引起的环境污染，重金属污染在环境中难以降解，能在动物和植物体内积累，通过食物链逐步富集，浓度成千上万甚至上百万倍的增加，最后进入人体造成危害，是危害人类最大的污染物之一。国际上，许多废弃物都因含有重金属元素被列到国家危险废物名录，近些年随着我国工农业生产的快速发展，我国出现了重金属污染频发、常发的状况。2008年，我国相继发生了贵州独山县、湖南辰溪县、广西河池、云南阳宗海、河南大沙河等5起砷污染事件，2009年环保部共接报陕西凤翔等十二起重金属、类金属污染事件。这些事件致使四千零三十五人血铅超标、一百八十二人镉超标，引发三十二起群体性事件。由于重金属污染事件在我国频繁发生，使得我国开始重视重金属污染的研究。 重金属污染物是一类典型的优先控制污染物。环境中的重金属污染与危害决定于重金属在环境中的含量分布、化学特征、环境化学行为、迁移转化及重金属对生物的毒性。人类活动极大的加速了重金属的生物地球化学循环，使环境系统中的重金属呈增加趋势，加大了重金属对人类的健康风险，当进入环境中的重金属容量超过其在环境中的容量时，即导致重金属污染的产生，重金属污染物为持久性污染物，一旦进入环境，就将在环境中持久存留。由于重金属对人类和生物可观察危害出现之前，其在环境中的累积过程已经发生，而且一旦发生危害，就很难加以消除。因此，在过去二十多年中人们就通过不同途径引入重金属对生态环境的污染做了广泛研究。

福田红树林湿地生态系统

概括福田红树林自然保护区湿地生态系统的类型1.植被土壤 福田保护区地处北回归线以南，水热条件好，适合红树林生长。保护区红树林总面积为lll.lha，福田保护区内有真红树植物4科5属5种，半红树植物5科5属5种。保护区内除缺少榄李(Lumnitzera racemosa )外，分布有大陆上所有的红树林种类。受半日潮周期淹浸，形成深厚的淤泥，土壤没有结构，表层土壤(0-3 Ocm)含盐量14.5 ，pH值为5.3;中层土壤(3 0-60cm)含盐量18.2，pH值为6.6;底层土壤(60-90cm)含盐量19.3，pH值为7.1。 福田红树林自然保护区植物主要组成种类 2.鸟类资源

福田保护区内有陆鸟5目19科55种。其中，数量较多的优势种有16种，占总种数的30.0%;珍稀保护鸟类有8种，占总种数的14.0%;国家I级保护鸟类有1种(白肩雕);II级保护鸟类有7种，分别为赤腹鹰、莺、鹜、白头鸦、游集、红集和褐翅鸦鹃，除了褐翅鸦鹃属杜鹃科外，其余的都属鹰科。从食性方面来看，食鱼兼食虫的鸟类有47种，占总种数的85.0%;食鼠的鸟类有6种，占总种数的11.0%。从觅食和栖息习性方面来看，喜欢空中盘旋和飞翔捕食的鸟类有12种;经常出现在乔灌林地的鸟类有20种;多在基围草灌丛活动的鸟类有12种;适应各种环境的鸟类有11种。从物候方面来看，冬候鸟有21种，夏候鸟有6种，迁徙鸟有4种，留鸟有24种。 3.底栖动物 深圳湾福田红树林外泥滩常见底栖动物是羽须鳃沙蚕、奇异稚齿虫(Paraprionospio pin-nata )、德氏狭口螺(Stenot 彻ra divalis )、尖刺樱虫(Potamilla acuminata )、寡鳃齿吻沙蚕

福田红树林自然保护区湿地生态系统应用实例研究

福田红树林自然保护区湿地生态系统应用实例研究 摘要 以福田红树林湿地生态系统为研究对象,将其生物组成分为红树植物、底栖动物、浮游植物、浮游动物、鸟类和碎屑等15个功能组,运用Ecopath with Ecosim(EWE)软件,构建了福田红树林湿地生态系统的EWE模型,探讨了红树林湿地生态系统的状态、特征及不同物种之间的营养关系,并评价红树林湿地生态系统当前的健康状况。 福田保护区内有陆鸟5目19科55种。其中，数量较多的优势种有16种，占总种数的30.0%;珍稀保护鸟类有8种，占总种数的14.0%;国家I级保护鸟类有1种(白肩雕);II级保护鸟类有7种，分别为赤腹鹰、莺、鹜、白头鸦、游集、红集和褐翅鸦鹃，除了褐翅鸦鹃属杜鹃科外，其余的都属鹰科。从食性方面来看，食鱼兼食虫的鸟类有47种，占总种数的85.0%;食鼠的鸟类有6种，占总种数的11.0%。从觅食和栖息习性方面来看，喜欢空中盘旋和飞翔捕食的鸟类有12种;经常出现在乔灌林地的鸟类有20种;多在基围草灌丛活动的鸟类有12种;适应各种环境的鸟类有11种。从物候方面来看，冬候鸟有21种，夏候鸟有6种，迁徙鸟有4种，留鸟有24种。3.底栖动物深圳湾福田红树林外泥滩常见底栖动物是羽须鳃沙蚕、奇异稚齿虫(Paraprionospio pin-nata)、德氏狭口螺(Stenot彻ra divalis)、尖刺樱虫(Potamilla acuminata)、寡鳃齿吻沙蚕

莫顿长尾虾(Apseudes mortoni)、沼蚓(Limnodriloides sp.)和小头虫(Capitella capitata)。几种大型底栖生物在3种深度的平均栖息密度及其t检验值 注:上一中表示某生物在上层与中层间平均栖急密度的r检验值，上一下表示某生物在上层与下层间平均栖急密度的r检验值，中一下表示某生物在中层与下层间平均栖急密度的r检验值.我们可以将福田红树林湿地生态系统划分为15个功能组，分别为：桐花树、秋茄(6年)、秋茄(20年)、海榄雌、无瓣海桑、海桑、甲壳动物、软体动物、弹涂鱼类、多毛类、其他底栖动物、浮游动物、浮游植物、鸟类和碎屑。福田红树林湿地生态系统模型基本参数(黑体为模型估算的参数：B．生物量；p生产量；Q．消耗量；EE-生态营养转换效率为简化复杂的食物网关系，用聚合营养级的方法将来自深圳湾红树林湿地生态系统的15个不同功能组的营养流合并为6个整合营养级。深圳湾红树林湿地生态系统的总流量为4158t．km'2．y一，其中总摄食消耗量为160．5t,km-2·Y～，总输出量为3768tokm-20y一，总流入碎屑量为123．6t．km-2．y一，总呼吸量为105．4t．km-2．y～，和不再参与生态循环的矿化沉积物部分。福田红树林湿地生态系统总能流(t．km-2·y-1)由于系统中的初级生产者主要是红树植物，但在系统中没有被任何生物摄食，只能以碎屑的形式重新进入循环。所以能量流动中，直接来源于碎屑的占总能流的几乎全部，这说明系统的能流以碎屑食物链为主导。除第一营养级之外，营

尾矿库周围土壤中重金属存在形态特征研究.

第 1 期岩矿测试 第 19 卷留到最后也是十分自然的。一般用酸来分解消化矿物 ,以求其结果。 2. 3. 4 Pb 的形态分布 Pb 的形态分布曲线与 Cu 的形态分布曲线类似。可交换态铅包括水溶态铅 ,实验结果表明 ,水溶态铅仅占铅总量的极小部分 ( < 0. 0 5 % ,因此 ,一般将其归于可交换态一起研究。碳酸盐态对于石灰性土壤是比较重要的一种形态。本文土壤形态分析方法以 NaAc - HAc (p H = 5. 0 作为该形态的提取剂 ,如果 p H 再降低 , 则有可能导致铁锰态的溶解。本实验的几个土壤样品的 Pb 含量都比较低 ,这证明在非石灰性土壤中碳酸盐态铅是比较低的。铁锰氧化态的提取剂的作用为还原。锰氧化物比铁氧化物容易溶解得多。因此 , 当铁氧化物溶解比较完全时 ,锰氧化物已基本溶解完。因此说 ,可能有微量的铁氧化物态的铅没有溶解完全 , 但只要条件控制得当 ,可以作到绝大部分的铁氧化物态的铅溶解 ,剩余的微量部分可以忽略不计。有机态铅的提取剂为有机物类型的试剂 , 它对硅酸盐矿物不具有分解性 , 能分解有机物的试剂要求具有比较好的选择性。H2 O2 在分解有机物时对硅酸盐矿物基本没有影响。H2 O2 + N H4 Ac 可以防止氧化物对 Pb2 + 的再吸附 ,是提取有机态铅的比较好的试剂。尽管 K4 P2 O7 和 NaO H 作为碱性溶剂也可以

溶解有机态铅 , 但它们均对硅酸盐矿物具有溶解作用 , ED TA 和 D TPA 为强螯合剂 , 可以提取有机态铅 ,但它们对处于闭蓄态的金属离子也具有提取作用 ,因而使结果偏高。重金属对植物的危害在一定程度上取决于有效态含量。土壤不仅具有使易溶化合物能转化为难溶化合物而阻止污染物的作用能力 , 还具有使重金属难溶化合物在一定条件下转变为易溶化合物的活化能力。重金属有效态与全量之间有明显的正相关性 : 这种相关程度以 As > Cu > Cd > Pb[ 5 ] 可以由土壤中重金属全量与有效态含量的相关分析得出结论。重金属的主要组分为残渣态 ( 矿物态 , 总量和残渣态重金属有很好的相关性。土壤中碳酸盐态重金属从热力学上讲是不稳定的 , 例如碳酸盐态锌的溶解度几乎比 Zn - 土壤复合 Zn 溶解度大 105 倍。随着时间的推移 , 不断地转化成为比较稳定的铁锰氧化态与残渣态 ( 矿物态。所以 ,在所有形态中 ,铁锰氧化态与残渣态含量最高 ,而且变异系数最小。— 12 — 3 结论与问题①人们对土壤中重金属的含量关注不仅在于总量 ,而且更关注其形态分量 ,特别是有效态或可交换态。因为土壤中重金属的形态与控制重金属的迁移、转化的关系十分密切。②植物吸收重金属的浓度有随土壤中重金属含量增加而增高的趋势 ,但这并不是事物的本质 ,其本质是植物吸收重金属的浓度随土壤中重金属有效态 ( 可交换态含量增加而增高。③尽管土壤表层、深层及对照样品的重金属总量相差较大 ,但其形态分布趋势基本上是一致的 ,尤其是 Cr 、 Zn 和Fe 及 Cu 和 Pb 的形态分布特征 , 但 Cd 和 Mn 的形态分布有一定的特殊性。④土壤中重金属形态分布特征为 : 4 个样品的 Cu 、 Pb 、 Zn 、 Cr 、 Fe 的分布特征是很有规律的 , Cr 、 Zn 、 Fe 的分布特征完全一致 , 总的趋势是可交换态的含量最低 ,碳酸盐态的含量也较低 ,有机态部分的含量居中 ,铁锰氧化态的含量比较高 ,而残渣态的含量最高 ; Cu 和 Pb 的形态分布由低到高依次为可交换态、碳酸盐 态、有机态、残渣态和铁锰氧化态 ,铁锰氧化态的含量为最高。Cd 的形态分布总趋势为残渣态含量最低 ,其次为碳酸盐态和有机态 ,可交换态和铁锰氧化态含量比较高 ; Mn 的形态分布趋势为有机态、残渣态和可交换态含量比较低 ,而铁锰氧化态和碳酸盐态的含量比较高。⑤土壤中重金属元素随沉积物由老到新具有迭加的趋势 ,但由于背景值没有精确计算 ,所以没有计算出各种形态的准确迭加速率。 4参考文献 [ 1 ] Tessier A. Sequential Extraction Procedure for t he Speci2