徐 程，楊 斌，朱雪菁，鐘木鳳，楊建文，亢振軍，寧志銘

1.桂林理工大學化學與生物工程學院, 廣西 桂林 541000 2.北部灣大學, 廣西北部灣海洋災害研究重點實驗室, 廣西 欽州 535011 3.廣西大學, 廣西南海珊瑚礁研究重點實驗室, 廣西 南寧 530004

沉積物中的重金屬污染物具有高毒性、難降解、易富集等特性，在水體環(huán)境發(fā)生適當變化時，會重新釋放到上覆水體中造成二次污染，并通過食物網(wǎng)直接或間接對人類健康和生態(tài)環(huán)境造成傷害[1-2]. 對于沉積物中重金屬的監(jiān)測及其生態(tài)風險評價，大多數(shù)研究側(cè)重于重金屬總量的分析，研究[3-4]表明，沉積物中重金屬對生物的毒性不僅與其總量相關(guān)，更取決于其在沉積物中的賦存形態(tài). 碳酸鹽、鐵錳氧化物、有機質(zhì)及硫化物等作為沉積物重金屬的主要結(jié)合相，其中硫化物在調(diào)控和分配沉積物重金屬中占據(jù)主導地位[5]. AVS (acid volatile sulfide，酸可揮發(fā)性硫化物)被定義為沉積物中可被酸性介質(zhì)作用以H2S形式揮發(fā)出來的還原態(tài)無機硫，近年來沉積物中AVS被廣泛應用于沉積物重金屬的生物毒性分析[6]. 在提取沉積物中AVS的過程中，被溶出的重金屬為同步提取重金屬，即SEM[7]. S2-能夠與絕大多數(shù)重金屬離子相結(jié)合，形成不易被生物利用的難溶性硫化物，從而控制重金屬離子在沉積物與水體中的分配，降低沉積物中重金屬的化學活性和生物有效性[8-10]. 因此，沉積物中AVS是控制沉積物重金屬生物毒性和生態(tài)風險的決定性因素. 目前，AVS與SEM之間的相互關(guān)系在評價水體和沉積物的生態(tài)環(huán)境質(zhì)量方面起到了重要作用，該指標已被美國環(huán)境保護局(US EPA)確定為沉積物質(zhì)量基準的重要依據(jù)[11].

大風江口海域地處我國南部沿海，是廣西北部灣主要的入海河流之一，大風江主干流全長185 km，流域面積達 1 927 km2，年淡水輸入量約18.3×109m3，入海河口區(qū)懸浮顆粒物年均達11.77×104t[12-13]. 當前在“一帶一路”倡議背景下，地理位置優(yōu)越、戰(zhàn)略地位重要的廣西北部灣經(jīng)濟區(qū)得到了快速發(fā)展[14]. 然而，近年來隨著沿海工農(nóng)業(yè)的不斷興起，作為中華白海豚的重要棲息地——大風江口海域的生態(tài)環(huán)境壓力日趨加重. 近年來，有關(guān)廣西北部灣沉積物重金屬污染評價方面已經(jīng)開展了廣泛研究[15-17]，但對控制主要入海河口區(qū)沉積物重金屬環(huán)境行為和毒性生態(tài)風險評價的關(guān)鍵相關(guān)因子AVS以及沉積物理化因子影響因素的定量化研究鮮有報道. 鑒于此，該研究通過對大風江口海域現(xiàn)場進行采樣調(diào)查，結(jié)合沉積物環(huán)境參數(shù)，分析表層沉積物中AVS和SEM的空間分布特征及其影響因素，并根據(jù)∑SEM/AVS比值法和∑SEM-AVS 差值法對沉積物重金屬的生物毒效性生態(tài)風險進行評價，以期為該區(qū)域沉積物中重金屬的污染評價及環(huán)境治理提供科學依據(jù).

1 材料與方法

1.1 樣品采集

根據(jù)大風江及其鄰近海域的水文特征，結(jié)合不同環(huán)境功能區(qū)劃進行站位布設(shè)，于2018年7月對大風江口海域進行現(xiàn)場采樣調(diào)查，調(diào)查區(qū)域地理位置為108.80°E～108.94°E、21.55°N～21.72°N，共布設(shè)了10個采樣點，包括河流段的D1～D3采樣點，河口區(qū)的D4采樣點以及外海開闊海域的D5～D10采樣點(見圖1). 現(xiàn)場采用抓斗式采泥器采集表層(0～5 cm)沉積物鮮樣，裝入干凈的聚乙烯袋中排出空氣后放入有冰的保溫箱內(nèi)低溫保存，樣品運抵實驗室后冷凍，一部分樣品于10 d內(nèi)完成AVS和SEM含量測定，另一部分用于pH、鹽度、粒度、總有機碳和粒度測定.

圖1 大風江口海域調(diào)查海區(qū)采樣點分布Fig.1 Sampling stations in the Dafengjiang River Estuary

1.2 樣品測定

1.2.1AVS含量測定

沉積物中AVS采用Hsieh的“冷擴散法”[18]提取，取3～5 g新鮮沉積物樣品迅速置于反應瓶中，加入1 mL 1 mol/L的抗壞血酸以防止Fe(Ⅲ)氧化生成H2S，將盛有15 mL堿性ZnAc2(3%)的試管放入反應瓶中，充入高純N2吹掃反應瓶后密封，用注射器抽取60 mL真空，再從加液管中注入20 mL 6 mol/L的HCl溶液，迅速關(guān)閉反應裝置，密閉反應18 h，收集吸收液中的ZnS沉淀，用碘量法測定吸收液中硫化物的含量[19]. 采用硫化物溶液標準物質(zhì)(GBW08630)進行質(zhì)量控制，回收率為95%～105%. 樣品冷凍干燥后通過重量法測定沉積物含水率，AVS含量以樣品干質(zhì)量計(μmol/g).

1.2.2SEM含量測定

廣西北部灣近岸表層沉積物中主要重金屬污染元素為Cr、Cu、Zn、Cd、Pb、Hg、As，但由于沉積物中的Hg、As在酸提取過程中不易溶出，因此該研究將Cr、Cu、Zn、Cd、Pb作為主要重金屬污染評價指標，其含量之和用∑SEM表示[17,20]. 將1.2.1節(jié)冷擴散吸收裝置中的混合物離心并經(jīng)0.45 μm濾膜過濾，取5 mL濾液用2%的稀HNO3稀釋至50 mL，用電感耦合等離子體發(fā)射光譜儀(ICP-AES 6300 Thermo Fisher Scientific，美國)測定重金屬(Cr、Cu、Zn、Cd、Pb)含量. 測試過程用重金屬標準溶液(GSB04-1767-2004)進行儀器校正，該方法相對標準偏差<5%(n=5)[21].

1.2.3氧化還原電位測定

沉積物中的Eh(氧化還原電位)是表征水體沉積物氧化還原環(huán)境狀況的基本參數(shù)，在采樣現(xiàn)場立即將事先已校正好的便攜式氧化還原電位計直接插入沉積物中測定Eh，每個樣品于3 min內(nèi)完成測定，平行測定前后兩次的誤差不超過5 mV[22-23].

1.2.4溶出液pH和鹽度測定

稱取15 g混合均勻的沉積物鮮樣置于50 mL的離心管中，加入15 mL Milli-Q水，振蕩10 min，靜置3～5 h，用pH計(StarA11 Thermo Fisher Scientific，美國)測上清液pH(平行測定3次). 稱取經(jīng)冷凍干燥后過2 mm篩孔的沉積物樣品8 g置于50 mL的離心管中，加入40 mL Milli-Q水，振蕩3 h，離心10 min，用鹽度計(Eutech SALT6+ Thermo Fisher Scientific，美國)測其上清液鹽度(平行測定3次)[24].

1.2.5總有機碳含量測定

稱取20～30 mg經(jīng)冷凍干燥、研磨過100目(0.150 mm)篩后的沉積物樣品，經(jīng)1 mol/L HCl酸化干燥后使用CHNOS元素分析儀(Vario EL Ⅲ Elementar，德國)測定w(TOC)(TOC為總有機碳). 樣品平行測定3次，取其平均值，精密度<6%[21]，w(TOC)以樣品總干質(zhì)量計.

1.2.6粒度測定

稱取冷凍干燥沉積物樣品0.15 g左右置于25 mL小燒杯中，加入0.05 mol/L (NaPO3)6溶液10 mL，靜置12 h后用超聲波分散10 min，采用激光粒度分析儀(Mastersizer 3000 Malvern Panalytical，英國)進行粒度組成分析，測量范圍為0.02～2 000 μm，根據(jù)粒徑大小分為黏土(<4 μm)、粉砂(4～63 μm)和砂質(zhì)(>63 μm)，樣品平行測定3次，相對誤差<2%[25].

1.3 數(shù)據(jù)統(tǒng)計分析

采用Surfer 12.0軟件繪制沉積物中AVS、∑SEM及相關(guān)環(huán)境參數(shù)的水平分布圖；采用SPSS 22.0軟件中的Pearson數(shù)據(jù)處理方法進行相關(guān)性分析和主成分分析；采用Origin 9.0軟件進行重金屬貢獻率分析.

2 結(jié)果與討論

2.1 大風江口海域沉積物環(huán)境特征

大風江口海域表層沉積物粒度、含水率、w(TOC)、溶出液pH、鹽度、Eh的分布特征如圖2所示. 由圖2可見，大風江口海域表層沉積物中w(黏土)為13.5%～23.7%，w(粉砂)為35.7%～66.1%，w(砂質(zhì))為10.2%～46.7%，以粉砂為主.w(黏土)分布總體呈現(xiàn)由河流向外海方向先遞減后增加的趨勢〔見圖2(a)〕，w(粉砂)與w(黏土)的分布趨勢總體相一致，但在河口三角洲區(qū)出現(xiàn)低值區(qū)〔見圖2(b)〕.w(砂質(zhì))分布呈由河流向入?？诜较蛑饾u遞增的趨勢，河口三角洲區(qū)出現(xiàn)高值區(qū)〔見圖2(c)〕. 含水率變化范圍為16.9%～64.4%，高值區(qū)與低值區(qū)分別出現(xiàn)在河口區(qū)及外海區(qū)域〔見圖2(d)〕.w(TOC)在0.03%～1.23%之間，平均值為0.39%±0.38%，其分布趨勢與含水率基本一致〔見圖2(e)〕. 溶出液pH在7.59～8.89之間，平均值為8.32±0.41，整體呈弱堿性，pH總體呈河流低、外海高的分布趨勢〔見圖2(f)〕. 溶出液鹽度在1.29‰～7.47‰之間，平均值為3.03‰±2.06‰，其分布趨勢與w(TOC)、含水率相一致，且高值區(qū)均出現(xiàn)在相同區(qū)域〔見圖2(g)〕.Eh變化范圍在-165～182 mV之間，其分布總體呈由河流向入海方向遞增的趨勢，以及西海岸高、東海岸低的特征〔見圖2(h)〕.

2.2 沉積物中AVS分布特征及其影響因素

由表1可見，大風江口海域表層沉積物AVS含量在0.33～9.30 μmol/g之間，平均值為(3.63±2.76)μmol/g，最高值出現(xiàn)在調(diào)查區(qū)域大風江河流的D1采樣點，最低值出現(xiàn)在大風江入?？谖髂喜块_闊海域的D6采樣點.

圖2 大風江口海域表層沉積物環(huán)境特征Fig.2 Environmental characteristics in surface sediments of the Dafengjiang River Estuary

表1 大風江口海域表層沉積物中∑SEM和AVS含量

與國內(nèi)外其他研究區(qū)域相比，大風江口海域表層沉積物中AVS含量相對較高(見表2)，但明顯低于深圳西部海域河流入海口區(qū)[24]，其平均值高達10.74 μmol/g；與萊州灣[26]、巴西S?o Paulo南海岸[27]AVS含量分析結(jié)果相近，但高于湛江灣海域[23]、葡萄牙Douro河口區(qū)[28]以及西班牙Guadalete River河口區(qū)[29].

由圖3可見，大風江口海域表層沉積物中AVS含量的空間分布表現(xiàn)出由河流向外海逐漸遞減的特征，且在河口區(qū)呈東高西低的分布特征. 河口區(qū)受人類活動影響較為明顯，沉積物中AVS受自然環(huán)境因素的影響相對較小[24]. 在污染嚴重的河流河口區(qū)域，水體中硫酸鹽、有機質(zhì)含量較高，并且水體污染嚴重導致溶解氧含量較低(Eh較低)，進而有利于AVS的生成[30]. 通常陸源水體污染物含量越高，其河流入?？趨^(qū)沉積物有機質(zhì)含量越高且污染越嚴重，沉積物中AVS含量也就越高[31]，大風江口海域表層沉積物AVS含量也體現(xiàn)了這種規(guī)律. 大風江河流沿岸人類活動較為頻繁，由于沿岸生活污水、工農(nóng)業(yè)及養(yǎng)殖業(yè)廢水帶來大量有機質(zhì)，沉積物中有機質(zhì)含量的升高加快了硫酸鹽的還原反應，造成河流及河口區(qū)AVS含量較高[32]. 相比之下，大風江口外開闊海域的水動力混合作用較強，水體交換快，沉積物表面不斷有溶解氧的補充，抑制了硫酸鹽還原細菌的活性，不利于AVS的生成[33]，使得AVS含量相對較低.

表2 大風江口海域與其他國內(nèi)外研究區(qū)域表層沉積物中AVS含量和∑SEM對比

圖3 大風江口海域表層沉積物AVS含量的空間分布Fig.3 Distributions of AVS in surface sediments of the Dafengjiang River Estuary

沉積物中AVS通常主要來源于硫酸鹽還原菌的還原作用，其含量主要受沉積物的理化性質(zhì)、氧化還原條件、硫酸鹽、有機質(zhì)、活性鐵等因素的影響[5-6,34]. 通過對AVS含量和沉積物環(huán)境因子進行Pearson相關(guān)性分析，研究大風江口海域表層沉積物AVS分布特征的影響因素. 由表3可見，沉積物中AVS含量與沉積物溶出液pH、Eh均呈顯著負相關(guān)，相關(guān)系數(shù)分別為-0.661 (P<0.05)、-0.879 (P<0.01)，說明大風江口海域表層沉積環(huán)境中pH越小，Eh越低，越有利于AVS的生成[35]. 大風江口海域表層沉積物的溶出液pH變化范圍在7.59～8.89之間，整體偏弱堿性，在一定范圍內(nèi)，pH越低越有利于H2S與游離金屬離子相結(jié)合，越有利于AVS的累積[23]. 同時，在Eh較低的沉積環(huán)境中，特別是當Eh<100 mV時，硫酸鹽還原細菌活性最佳，該環(huán)境下的AVS含量也相對較高[36]. 在沉積物有機質(zhì)含量較高的情況下，硫酸鹽還原細菌對有機質(zhì)的氧化過程促進了沉積物中硫化物的生成[37]. 大風江河流入?？趨^(qū)沉積物中有機質(zhì)含量較高〔見圖2(e)〕、Eh較低〔見圖2(h)〕，在富含有機質(zhì)及強還原條件下硫酸鹽還原菌含量較高，導致該區(qū)域AVS含量較高[38]；同時，w(TOC)與Eh呈顯著負相關(guān)(R=-0.641，P<0.05)(見表3)的分析結(jié)果支持了這一論斷.

2.3 沉積物中∑SEM的分布特征及其影響因素

表3 大風江口海域表層沉積物中AVS、∑SEM和沉積物環(huán)境參數(shù)的相關(guān)性分析(n=10)

注：** 表示相關(guān)性顯著水平為0.01(雙側(cè))； *表示相關(guān)性顯著水平為0.05(雙側(cè)).

由表1可知，大風江口海域表層沉積物中∑SEM變化范圍為2.12～27.08 μmol/g，平均值為(7.61±7.32)μmol/g. 通過對比其他研究區(qū)域表層沉積物中∑SEM(見表2)可知，大風江表層沉積物中∑SEM平均水平低于深圳西部海域河流入?？趨^(qū)[24]，普遍高于其他研究區(qū)域，但數(shù)值范圍分別與湛江灣海域[23]以及深圳西部海域河流入?？趨^(qū)[24]相近.

大風江口海域表層沉積物中∑SEM的空間分布特征如圖4所示，其中最高值出現(xiàn)在D3采樣點，最低值出現(xiàn)在D10采樣點，除了最高值更靠近入海河口區(qū)外，其整體分布趨勢與AVS含量相似，呈由河流向開闊海域先增加后遞減的趨勢，表明該海域沉積物中AVS對重金屬具有一定的調(diào)控作用. 由圖2(d)(e)(g)和圖4可見，∑SEM與含水率、w(TOC)以及鹽度的分布特征基本一致，說明這些沉積物環(huán)境因素在∑SEM的富集過程中發(fā)揮著重要作用. 通常河口區(qū)沉積物∑SEM受到沿岸工業(yè)廢水以及生活污水排放的影響較大[24]. 大風江河流在D3采樣點附近受地形影響，河道方向改變，平水時間較長，重金屬污染物易在此處滯留而沉降，這可能是造成該區(qū)域∑SEM較高的重要原因.

圖4 大風江口海域表層沉積物∑SEM的空間分布Fig.4 Distributions of ∑SEM in surface sediments of the Dafengjiang River Estuary

此外，大風江口海域表層沉積物中∑SEM與含水率、溶出液pH、鹽度均具有顯著相關(guān)性(見表3)，相關(guān)系數(shù)分別為0.831(P<0.01)、-0.663(P<0.05)、0.873(P<0.05)，表明含水率越高、pH越低(pH在7.59～8.89范圍內(nèi))、鹽度越高，越有利于大風江口海域表層沉積物重金屬的富集. 已有研究[39]表明，影響入海河口區(qū)表層沉積物中重金屬分布的主要因素包括陸源輸入、沉積物溶出液pH、沉積物粒徑、有機質(zhì)含量等沉積環(huán)境以及海洋水動力因素. 該研究區(qū)域中∑SEM與沉積物粒度的相關(guān)性不顯著，可能主要受到陸源污染物質(zhì)輸入的影響.

為探索影響沉積物中重金屬分布的主要因素，該研究對沉積物中SEM各組分的含量進行主成分分析，重金屬元素變量在2個主成分上的因子載荷如圖5所示. 由圖5可知，主成分1在總變量中的貢獻率為70.2%，主成分2在總變量中的貢獻率為21.0%，說明這兩個主成分基本上可以替代SEM中5種重金屬元素變量. SEM中4種重金屬(Zn、Cr、Cu、Pb)含量在主成分1上表現(xiàn)出較高的正載荷，一方面與周邊生活污水及工業(yè)廢水的排放有關(guān)，2007—2017年大風江入海污染物排放量達 548 759.2 t[40]，另一方面與Zn、Cu、Pb的化學形態(tài)活潑[41]和Cr的環(huán)境背景值(67.73 μg/g)[17]較高有關(guān)；而Cd在主成分2上表現(xiàn)出較高的正載荷，這可能是由于廣西北部灣海洋沉積物Cd的環(huán)境背景值(0.09 μg/g)遠低于沿岸土壤環(huán)境背景值[42]，或是因為以前某些污染源排放經(jīng)沉積物長期巖石風化造成Cd變得穩(wěn)定[41].

圖5 SEM中5種重金屬含量的主成分分析Fig.5 Principal component analysis of five heavy metals in SEM

圖6 大風江口海域表層沉積物中同步提取的重金屬單組分對∑SEM的貢獻率Fig.6 Contribution rate of a single SEM to ∑SEM from in surface sediments of the Dafengjiang River Estuary

大風江海域表層沉積物中同步提取的5種重金屬對∑SEM的貢獻率如圖6所示. 由圖6可見，5種重金屬組分貢獻率差異較大，表現(xiàn)為Pb>Cu>Cr>Cd>Zn，其中Pb、Cu對ΣSEM的貢獻率接近90%，是SEM的主要存在形式. 由表3可見，w(Pb)、w(Cu)、w(Cr)之間均呈顯著正相關(guān)，相關(guān)系數(shù)分別為0.979、0.780、0.819(P<0.01)，表明沉積物中Pb、Cu、Cr可能具有相似的來源或存在復合污染[43]. 此外，∑SEM與w(Pb)、w(Cu)、w(Cr)之間均呈顯著正相關(guān)，相關(guān)系數(shù)分別為0.995、0.994和0.816(P<0.01)，進一步說明Pb、Cu和Cr對∑SEM的貢獻相對較大，為∑SEM的主控因素.w(Pb)、w(Cu)、w(Cr)、w(Cd)、w(Zn)均與AVS含量無顯著相關(guān)性，表明這5種重金屬可能不以硫化物為其主要存在形態(tài).

2.4 沉積物重金屬生態(tài)風險評價

沉積物中重金屬以硫化物的形式存在時，其生物毒性有所降低，因此有研究[44]指出，可采用∑SEM/AVS比值法來初步判定二價重金屬的潛在生物毒性. 該方法認為，∑SEM/AVS=1可作為二價重金屬是否具有化學活性的臨界點[45]；當∑SEM/AVS<1時，說明沉積物中有過量的AVS可以與SEM結(jié)合形成金屬結(jié)合態(tài)硫化物，從而降低重金屬的生物有效性；反之，當∑SEM/AVS>1時，說明沉積物中沒有足夠的AVS可以固定游離的重金屬，而且AVS不是沉積物重金屬唯一的結(jié)合態(tài)，游離態(tài)的重金屬離子對生物可能具有或者不具有毒性，因此單從∑SEM/AVS比值進行沉積物重金屬生態(tài)風險評價是不全面的. 鑒于此，US EPA提出了∑SEM-AVS差值法[46]：當(∑SEM-AVS)>5時，表示沉積物重金屬對水生環(huán)境具有高生物毒性；當0<(∑SEM-AVS)<5時，表示沉積物重金屬對水生環(huán)境具有中等生物毒性；當(∑SEM-AVS)<0時，沉積物重金屬沒有跡象表明具有潛在的生物毒性. 因此，利用∑SEM/AVS比值法和∑SEM-AVS差值法綜合評估沉積物重金屬生態(tài)風險更為客觀準確.

∑SEM/AVS比值法分析結(jié)果(見表4)發(fā)現(xiàn)，大風江口海域表層沉積物中∑SEM/AVS的變化范圍在0.62～15.18之間，其中D1和D2采樣點∑SEM/AVS<1，表明大風江河流沉積物重金屬主要以硫化物形式存在，對生物的毒性較?。黄渌蓸狱c∑SEM/AVS均大于1. 利用∑SEM-AVS差值法得出該研究區(qū)域∑SEM-AVS的變化范圍在-3.49～22.90 μmol/g之間. 大風江口海域大部分采樣點(D4～D6、D8～D10)表層沉積物中0<∑SEM-AVS<5 μmol/g，沉積物中重金屬可能主要以自由離子或其他具有生物毒性的化學形態(tài)和較強化學活性存在[23]，表明沉積物中重金屬對水生環(huán)境產(chǎn)生中等毒性效應，其中D6采樣點位于調(diào)查區(qū)域最南部開闊海域，其∑SEM-AVS為4.73 μmol/g，具有暴發(fā)潛在的高生物毒性風險，應加強該區(qū)域表層沉積物重金屬污染的預防監(jiān)控. D3和D7采樣點表層沉積物中∑SEM-AVS>5 μmol/g，這兩個采樣點分別位于大風江入海口區(qū)以及西南部開闊海域，由于D3采樣點∑SEM較高，D7采樣點AVS含量較低，沉積物中重金屬皆能對水生環(huán)境產(chǎn)生高生物毒性效應，具有較高的生態(tài)毒理風險，需加強該區(qū)域重金屬的防控治理.

此外，該研究根據(jù)Hakanson[47]提出的潛在生態(tài)風險指數(shù)法和生態(tài)危害等級劃分標準，結(jié)合廣西北部灣沉積物5種重金屬(Cr、Cu、Zn、Cd、Pb)背景值及毒性響應系數(shù)[17,42]，對大風江口海域沉積物重金屬進行污染評價和生態(tài)風險評價. 結(jié)果顯示，該區(qū)域沉積物重金屬單因子污染指數(shù)范圍為0.05～1.78，表明屬于低污染或中等污染水平；潛在生態(tài)風險指數(shù)范圍為4.81～69.42，表明處于低生態(tài)風險狀態(tài). 相比于傳統(tǒng)的沉積物重金屬生態(tài)風險評價方法，∑SEM/AVS比值法、∑SEM-AVS差值法評價得到的該研究區(qū)域沉積物重金屬生態(tài)風險相對較高.

表4 大風江口海域表層沉積物中∑SEMAVS比值法以及∑SEM-AVS差值法分析結(jié)果

Table 4 The value of ∑SEM/AVS ratios and ∑SEM-AVS in surface sediments of the Dafengjiang River Estuary

表4 大風江口海域表層沉積物中∑SEMAVS比值法以及∑SEM-AVS差值法分析結(jié)果

采樣點∑SEM∕AVS(∑SEM-AVS)∕(μmol∕g)采樣點∑SEM∕AVS(∑SEM-AVS)∕(μmol∕g)D10.62-3.49D615.334.73D20.72-1.72D712.8110.98D36.4822.90D81.310.70D41.331.53D92.262.99D51.090.42D101.630.82

3 結(jié)論

a) 大風江口海域表層沉積物中AVS含量的變化范圍為0.33～9.30 μmol/g，平均值為(3.63±2.76)μmol/g；∑SEM范圍在2.12～27.08 μmol/g之間，平均值為(7.61±7.32)μmol/g，其中Pb、Cu對∑SEM的貢獻率最高，是SEM的主要存在形式.

b) 大風江口海域表層沉積物中AVS含量與沉積物溶出液pH、Eh均呈顯著負相關(guān)，說明在一定范圍內(nèi)，pH和Eh越低，越有利于AVS的生成. ∑SEM與含水率、沉積物溶出液pH、鹽度均呈顯著相關(guān)，表明含水率越高、pH越低、鹽度越高，越有利于大風江口海域表層沉積物重金屬的富集.

c)∑SEM/AVS比值法以及∑SEM-AVS差值法綜合評價表明，大風江口海域表層沉積物具有潛在中等或較高的毒性生態(tài)風險，應加強重金屬污染防控.