黎安港位于海南陵水黎族自治县东南部, 属热带海洋性季风气候, 年平均气温25.40℃, 雨量充沛, 年降雨量在1 500~2 500 mm, 只有一条潮汐汊道与外海相通, 是一个自然形成半封闭状态潟湖海港。黎安港内海草资源非常丰富, 据历年调查数据显示, 海草种类有海菖蒲Enhalus acoroides、泰来草Thalassia hemprichii、圆叶丝粉草Cymodocea rotundata、针叶草Syringodium isoetifolium、单脉二药草Halodule uninervis及卵叶喜盐草Halophila ovalis等6种, 面积约1.42 km², 分布遍及整个潟湖, 口门往潟湖沿岸分布海菖蒲、泰来草及圆叶丝粉草, 成斑块状分布; 往里逐渐成片状分布, 潟湖中部沿岸主要是海菖蒲, 潟湖北部沿岸主要为卵叶喜盐草与圆叶丝粉草, 成片状分布, 海菖蒲与泰来草成斑块状分布^[1]。基于海草床对海洋生态环境的重要性以及新村港、黎安港海草资源的丰富性及保护完整性, 2007年建立海南省陵水新村—黎安海草省级特别保护区。

海洋表层沉积物重金属是具潜在生态危害的重要污染物, 目前已成为海洋环境评价的一个重要指标而受到国内外科研学者关注^[2-4]。海南岛周边港湾部分海域表层沉积环境及重金属污染已有监测和评价^[5-10]。近年来, 黎安港沿岸虾塘养殖迅猛发展, 港内渔排养殖、网箱养殖、麒麟菜养殖及珍珠贝养殖数量逐年增加以及潮汐通道的减小, 水体交换能力下降, 污染日趋严重^[11], 然而, 对于黎安港沉积物重金属含量分布及污染评价方面的研究却少有报道。

本研究通过黎安港内沉积物重金属Cu、Pb、Zn、Cd、Cr、Hg和As的含量、分布特征及污染源进行分析, 并对其潜在生态危害程度进行评价, 旨在为黎安港重金属污染、渔业生产、海洋环境保护及典型潟湖生态系统的可持续发展提供基础数据及科学依据。

1 材料与方法 1.1 调查样地

黎安港位于陵水黎族自治县的东南部, 是一个自然形成半封闭状态潟湖海港, 面积约900 hm², 水深1.90~7.60 m, 口门两侧沙嘴发育拦阻通道, 导致潮汐通道不断淤浅, 潟湖日趋消亡状态。黎安港养殖活动主要分布于港内中部, 港内过往或停靠小船100余艘, 渔排养殖约200宗, 口门有小船20余艘, 渔排22宗, 养殖网箱10~20宗。2007年海南省批准建立陵水新村港与黎安港海草特别保护区, 其中黎安港的海草面积约1.42 km², 种类主要有泰来草、海菖蒲、卵叶喜盐草、圆叶丝粉草等^[12]。2016年8月, 在黎安港布设14个沉积物采样站位, 涵盖整个黎安港潟湖及口门区域(图 1)。

1.2 样品采集与分析

采用普力特VG-mini型采泥器将沉积物样品采集后(清除表层沉积物上海草、海藻及其栖息生物等)装入洁净聚乙烯自封袋用油性笔做好记录后带回实验室后烘干磨碎, 过160目尼龙筛, 称取约0.10 g左右干样放入微波消解仪(WX-4000型)加入7 mLHNO₃和2 mL HF消解液进行消解, 反应完全后定容至25 mL容量瓶中, 待测。

Cu、Pb、Zn及Cd含量采用无火焰原子吸收分光光度法测定, 测定仪器为原子吸收分光光度仪(日立Z-2000型); Cr、Hg及As含量测定仪器为AFS-933原子荧光光度仪。样品采集、保存、制备和前处理均符合中华人民共和国国家标准《海洋监测规范》^[13]的要求。

黎安港潟湖表层沉积物中Cu、Pb、Zn、Cd、Cr、Cd、Hg及As等重金属含量数据统计与相关性分析采用软件IBM SPSS Statistics 19.0分析; 潟湖各重金属含量分布特征散点图采用软件Arc GIS7.3绘制。

1.3 评价方法

黎安港表层沉积物潜在生态危害采用瑞典科学家Lars Hakanson(1980)提出的潜在生态危害指数法^[14], 目前该法已广泛应用于沉积物的重金属污染评价^[15-16]。本文研究区域为海南岛黎安港潟湖, 处于南海近海海域, 故重金属丰度标准采用南海近海沉积物重金属元素丰度为标准^[17-18](表 1)。

计算公式如下:

$ C_{f}^{i}={}^{{{C}^{i}}}\!\!\diagup\!\!{}_{C_{n}^{i}}\; $

(1)

$ E_{R}^{i}=T_{r}^{i}\cdot C_{f}^{i} $

(2)

$ RI=\sum\limits_{i=1}^{m}{E_{R}^{i}}=\sum\limits_{i=1}^{m}{T_{n}^{i}}\cdot {}^{{{C}^{i}}}\!\!\diagup\!\!{}_{C_{n}^{i}}\; $

(3)

RI表示多种重金属的潜在生态危害指数, 当RI < 150, 处于轻微生态危害, 当150≤RI < 300, 处于轻中等生态危害, 当300≤RI < 600, 处于强生态危害, 当RI≥600, 处于很强生态危害; $ C_{f}^{i} $表示单一重金属污染系数; $ E_{R}^{i} $表示单一重金属潜在生态危害系数, 当$ E_{R}^{i} $ < 40, 处于轻微生态危害, 当40≤ $ E_{R}^{i} $ < 80, 处于中等生态危害, 当80≤ $ E_{R}^{i} $ < 160, 强生态危害, 当160≤ $E_{R}^{i} $ < 320, 很强生态危害; $ {{C}^{i}} $为重金属浓度实测值; $ T_{r}^{i} $为重金属元素i的毒性系数, 主要反映重金属的毒性水平和生物对重金属污染的敏感度。

2 结果与讨论 2.1 黎安港表层沉积物重金属含量及分布特征

黎安港沉积物重金属Cu、Pb、Zn、Cr、Cd、Hg及As含量范围分别为17.90~71.11、7.27~33.33、35.92~128.26、28.50~43.00、0.08~0.70、0.02~0.07及3.35~17.23 mg/kg, 平均值分别为42.23、17.15、76.58、36.24、0.33、0.040及9.26 mg/kg。黎安港表层沉积物中Cu的含量分布, 以潟湖中心渔排养殖区最高, 西部海草区次之, 南部海草区及潮汐汊道口含量最低; Pb含量分布, 以潟湖北部水体交换较弱区最高, 中心渔排养殖区域次之, 西部海草区及南部口门区域含量较低; Zn含量分布, 以潟湖中心渔排养殖区域最高, 北部含量次之, 西部海草区及南部口门含量均较低; Cr含量分布, 以潟湖中部养殖区及北部区域较高, 西部海草区域及南部口门较低; Cd含量分布, 以潟湖中心及北部较高, 西部及南部较低; Hg含量分布, 以潟湖养殖区域最高, 北部含量次之, 西部海草区及南部口门最低; As含量分布, 以潟湖北部最高, 中部养殖区域次之, 海草分布区及南部口门含量较低(图 2a~图 2h)。许多科研工作者对沉积物中重金属的污染源进行了研究, 他们认为多种重金属之间存在高度显著相关关系, 在一定程度上表明了这几种重金属含量分布规律具有相似性, 能够反映这些重金属的污染具有同源性^[19-21]。黎安港潟湖表层沉积物重金属相关性分析显示(表 2), Cu与Zn成极正显著相关(r=0.706), 与Hg成极正显著相关(r=0.648); Pb与Hg成极显著正相关(r=0.731), 与As成极显著正相关(r=0.737);与Zn成显著正相关(r=0.587); Zn与Hg成极显著正相关(r=0.730), 与As成显著正相关(r=0.599); Cr与Cd呈极显著负相关(r= –0.840), 与As成显著负相关(r= –0.535); Hg与As成极正显著相关(r=0.659); Cu、Pb、Zn、Hg及As高值主要位于潟湖中心(图 2a~图 2c, 图 2f~图 2g), 该区域是潟湖渔排养殖区, 投喂饵料带来的重金属以残饵和粪便形式沉积于湖底, 造成沉积物中重金属累积高于其他区域; 此外, Pb与As高值还稍偏潟湖北部沿岸(图 2b), 该潟湖沿岸分布众多虾塘, 鱼虾养殖未经处理的废水带有重金属Pb及As, 加上潟湖北部水体交换能力较弱, Pb及As含量累积增高; Cd高值主要位于潟湖中心养殖区域、北部水体交换较弱区域、西部及南部海草分布区域(图 2e), 该区域主要受到潟湖以及沿岸虾塘养殖带来的重金属影响, 同时也反映出海草对重金属Cd的吸附比其余重金属吸附能力稍弱; Cr高值位于潟湖中心养殖区域、北部虾塘沿岸以及航道入海口, 这与养殖残饵和粪便带来重金属外, 还受到渔船行驶过程中溢出的油中重金属影响。此外, 本研究于2016年对新村港、黎安港、铁炉港、花场湾及东寨港等典型潟湖中养殖规模、品种、面积, 船只活动数以及沉积环境中重金属含量分布等进行相关性方面的研究, 数据显示Hg与养殖与渔船呈显著相关, Cu、Pb、As与养殖呈显著相关, Cr、Cd及Zn来源于其他污染。

综上所述, Cu、Pb、Zn、Hg及As相互间相关性极显著, 具有相同污染源, 主要受渔排养殖影响。Pb、As与Cd还受陆源虾塘影响较多, Cr与其余重金属均呈负相关性, 其同源性亦或不同, 结合其散点分布图分析, 其来源可能主要受渔船影响。

经计算, 黎安潟湖以中等生态危害为主, 占总调查站位的50%, 其次为强生态危害, 占总调查站位的28.57%, 以及轻微生态危害, 占总调查站位的21.43%(表 3及表 4); RI高值主要位于黎安港北部沿岸处或潟湖中心(图 2g)。

单一重金属潜在生态危害系数($ E_{R}^{i}$)分析结果(表 3及表 5), 单一重金属潜在生态危害系数最高为Cd与Hg, 其余金属均处在生态轻微危害。Cd潜在生态危害以很强生态危害为主, 占总调查站位的42.86%, 其次为强生态危害, 占总调查站位的35.71%, 中等生态危害, 占总调查站位的14.29%, 生态轻微危害, 占总调查站位的7.14%; Hg潜在生态危害以中等生态危害为主, 占总调查站位的57.14%, 其次为生态轻微危害, 占总调查站位的21.43%, 及强生态危害, 占总调查站位的21.43%。根据$E_{R}^{i} $均值大小, Cd潜在风险最大, Zn潜在风险最小, 7种沉积物重金属潜在生态风险大小依次为: Cd > Hg > Cu > As > Pb > Cr > Zn。

黎安港与新村港均处在陵水黎族自治县内, 两潟湖相隔不远, 其地理位置、人文社会以及潟湖环境均极其相似, 新村港和黎安港之间的沙坝为明显的陆连岛坝地形, 这一地形将新村和黎安港分开(图 1)。现将黎安港与新村港沉积物重金属^[10]在含量分布、RI及$ E_{R}^{i} $方面进行对比分析(表 6)。黎安港Cu、Pb、Zn、Cr、Cd与As含量值均比新村港高, Hg低于新村港; 黎安港RI以中等生态危害为主, 其次为强生态危害与轻微生态危害, 高值区位于北部沿岸处或潟湖中心, 新村港以强生态危害为主, 其次为中等生态危害、轻微生态危害及很强生态危害, 高值区位于口门附近, 导致这种现象发生, 主要跟新村港、黎安港潮汐汊道, 水体交换强度有关; 单一金属潜在生态危害, 黎安港很强生态危害金属为Cd, 占总调查站位的42.86%, 强生态危害金属为Cd及Hg, 分别占总调查站位的35.71%及21.43%, 中等生态危害金属为Cd及Hg占总调查站位的14.29%及57.14%, 其余处在轻微生态危害; 新村港很强生态危害金属为As, 占总调查站位的61.22%, 强生态危害金属为Cd及As, 占总调查站位的71.43%及16.33%, 中等生态危害金属为Hg、Cd及As, 分别占总调查站位的18.37%、12.24%及14.29%, 其余处在轻微生态危害(表 6)。

由此可见, 这两潟湖重金属含量分布、潜在生态风险危害存在一定的差异, 导致这种差异因素较多, 主要原因在于两潟湖中新村港渔排及网箱分布主要位于潟湖口门附近, 重金属便于通过口门及时输入到外海, 而黎安港养殖活动位于潟湖里端及中央位置, 从而导致黎安港Cu、Pb、Zn、Cr、Cd与As含量值均比新村港高, 然而新村港口门具有一较大规模的港口, 大量的大吨位级渔船使得新村港Hg明显高于黎安港; 此外新村港与黎安港潮汐汊道纳潮量的变化导致黎安港高值区主要位于潟湖里端靠岸或潟湖中心, 而新村港主要位于口门附近等。

2.2 黎安港表层沉积物中重金属来源分析

波浪和潮汐、潮流是影响潟湖沉积物环境主要动力因素, 潮汐汊道是潮流作用主导的沉积环境之一, 当过水断面流速变小, 沉积物输运能力下降, 口门内将发生淤积^[22], 黎安港潟湖口门两侧沙嘴发育拦阻通道, 导致潮汐通道不断淤浅, 潟湖处于日趋消亡状态。有报道, 黎安港潮汐类型属于全日潮型, 涨潮平均流速小于落潮平均流速, 平均纳潮量约为5.65×10⁶ m³, 海水半交换周期约为20~50 d, 由于海水半交换周期长, 潟湖内的生态平衡非常脆弱, 因而易受外源和港内养殖自身的污染^[23], 这是黎安港潟湖重金属含量分布及潜在生态危害较强的原因之一。

黎安港Cu、Pb、Zn、Hg及As在潟湖中心分布稍高, 该区域主要为潟湖养殖、渔排及潟湖航道; 此外, Pb与Cd含量高值主要位于潟湖中心偏岸边位置, 该区域除潟湖养殖、渔排及潟湖航道外, 沿岸还分布许多虾塘; Cr含量高值主要位于潟湖中心航道直至入海口。

有研究表明, 海洋沿岸分布的港口、码头以及船舶修造厂是海洋表层沉积物重金属污染来源之一^[24], 海洋表层沉积物中重金属Hg、Cd及As主要来自人类活动^[25], Cd、Cr、Cu、Pb和Zn主要来自陆源输入, As主要通过海洋环境沉降进入海洋沉积物中^[26], Cd主要来自工业污染^[27], Cu、Cr主要来自沿岸养殖^[28]。2016年调查, 黎安港渔排养殖110宗, 占陵水自治县渔业用海的17.57%, 养殖活动主要分布于港内中部, 养殖品种江珧pinna rudis linnaeus、珍珠贝Pinctada sp.、牡蛎Ostrea sp.、龙虾Panulirus sp.、石斑鱼Epinehelus sp.、笛鲷Lutjanus sp.、军曹鱼Rachycentron canadum及银鲳Pampus argenteus等, 过往或停靠船只(6 m×2.2 m)约100艘左右。由此可见, 黎安港沉积物重金属Cu、Pb、Zn、Cd、Cr、Hg及As主要来源于养殖。

海草床生态系统对表层重金属具有很强的富集与吸附作用, 分布于海草床水环境与沉积环境中的Cu、Pb、Cd和Zn含量一般比较低^[29], 同时海洋中生长的部分藻类对表层沉积物具有一定的富集与吸附作用^[30-31]。2016年调查, 黎安港海草非常丰富, 潟湖周边浅水区域均有分布, 种类有海菖蒲、泰来草、圆叶丝粉草、针叶草、单脉二药草、卵叶喜盐草等, 尤以根系发达的海菖蒲、泰来草和圆叶丝粉草为优势种, 大致分布:海菖蒲、泰来草和圆叶丝粉草以成片或斑块状分布在潟湖的南部及西部沿岸, 卵叶喜盐草和泰来草以混合为主的方式分布在水深较浅的北部沿岸海域。海草平均覆盖度范围为0~95%, 平均37.80%;密度在0~1816株/m², 平均密度在626株/m², 生物量范围为0~984.62 g/m², 平均生物量为558.39 g/m²。此外, 黎安港常年有大量麒麟菜养殖。这些海草及麒麟菜对沉积环境中重金属具有一定的富集及吸附作用, 使得这些区域重金属含量偏低。这与本次研究, 黎安港沉积物重金属分布中心高、周边含量低情况相一致。

目前, 黎安港潜在生态危害状态以中等生态危害为主, 其次为强生态危害与轻微生态危害程度, RI高值位于港内北部沿岸处或潟湖中心。单一重金属Cu、Pb、Zn、Cr及As等均处在生态轻微危害, Cd以强生态危害为主, 其次为强生态危害。中等生态危害与生态轻微危害, Hg以中等生态危害为主, 其次为生态轻微危害与强生态危害。这很大程度上与潟湖水体相互交换较差, 养殖及渔排产生的重金属污染较多, 周边成片海草床及其附着生物对沉积物重金属起到较好的富集及吸附作用等因素有关。

3 结论

(1) 黎安港表层沉积物中的重金属Cu、Pb、Zn、Cr、Cd、Hg及As含量范围分别为17.90~71.11、7.27~33.33、35.92~128.26、28.50~43.00、0.08~0.70、0.018~0.070及3.35~17.23 mg/kg, 平均值为42.23、17.15、76.58、36.24、0.33、0.040及9.26 mg/kg, 高值区主要位于潟湖中心养殖区。

(2) 黎安港Cu、Pb、Zn、Hg及As具有相同污染源, 主要受渔排养殖影响, 此外, Pb、As与Cd受陆源虾塘污染较多, Cr主要受渔船影响较大。

(3) 研究区内以中等生态危害为主, 其次为轻微生态危害及强生态危害, RI较高的站位基本位于潟湖中心; 潜在生态风险大小依次为: Cd > Hg > Cu > As > Pb > Cr > Zn。

(4) 黎安港Cu、Pb、Zn、Cr、Cd与As含量值均比新村港高, Hg低于新村港; 黎安港RI以中等生态危害为主, 高值区位于潟湖北部沿岸处或潟湖中心, 新村港以强生态危害为主, 高值区位于口门附近; 单一金属潜在生态危害, 黎安港很强生态危害金属为Cd, 强生态危害金属为Cd与Hg, 中等生态危害金属为Cd与Hg, 其余处在轻微生态危害, 新村港很强生态危害金属为As, 强生态危害金属为Cd与As, 中等生态危害金属为Hg、Cd与As, 其余处在轻微生态危害。