珠海市馬騮洲水道重金屬分布與潛在生態風險評價

周 雯， 喬永民， 康 娟*， 陳莉瓊

(1.環境保護部華南環境科學研究所， 廣州 510655； 2.暨南大學 水生生物研究所， 廣州 510632；3.武漢大學 測繪遙感信息工程國家重點實驗室， 武漢 430079)

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周 雯1， 喬永民2， 康 娟1*， 陳莉瓊3

(1.環境保護部華南環境科學研究所， 廣州 510655； 2.暨南大學 水生生物研究所， 廣州 510632；3.武漢大學 測繪遙感信息工程國家重點實驗室， 武漢 430079)

為了解珠江口主要水道——馬騮洲水道重金屬污染現狀及其潛在生態風險，在6個站位對該水域的海水、沉積物和底棲貝類體中的6種重金屬(Hg、Cd、Pb、Cu、Zn、As)的含量與空間分布特征進行了研究，并采用污染指數法和潛在生態風險指數法對海水和沉積物重金屬的污染程度和潛在生態風險水平進行了評價.結果表明，大、小潮期海水中各重金屬平均含量相近，且在大潮期空間分布不規則.僅有部分站位Hg超過海水水質第二類標準，海水綜合污染指數大潮期(0.35)>小潮期(0.25)；表層沉積物中Cd、Cu、As和Hg的平均含量達到《海洋沉積物質量標準》第二類標準，各重金屬的空間分布呈波狀分布.以污染指數評價，沉積物中主要重金屬污染元素為Cd，其次為Hg和Cu，均達到強污染水平，其中Cd和Hg達到強至極強生態危害等級.以生態風險指數評價調查水域沉積物在總體上處于高潛在生態風險水平(RI=318.9)；調查水域底棲貝類體內重金屬含量僅有Cd和Pb超標為海洋貝類質量標準二類.

馬騮洲水道； 重金屬； 空間分布； 生態風險評價

珠三角是我國經濟最為發達的區域之一，素有“世界工廠之稱”.受其影響珠江口水域環境污染自上世紀80年代以來呈現逐步惡化的趨勢，成為制約區域社會與經濟發展的關鍵因素[1].重金屬由于其環境存在持久性、高毒性和生物可累積性等特點，其環境污染一直是近岸海域生態環境研究的熱點和焦點問題[2].進入水體中重金屬絕大部分與懸浮顆粒物結合，并最終沉降進入沉積物中.因此，沉積物通常被視為重金屬的“匯”，其中重金屬含量往往比水相中含量高3～6個數量級[3].同時，沉積物中重金屬在環境變化時，如擾動、pH、氧化還原電位等因素的改變，以及生物活動等因素的作用下，又可重新進入水相，造成二次污染.因此，科學認識與評價水相、沉積相、生物相等不同環境介質中重金屬污染，對于闡明重金屬生物地球化學行為，探尋重金屬來源以及近岸海域的綜合管理和環境保護具有重要意義.

馬騮洲水道是珠江口磨刀門出海水道的一條支流，也是澳門通往珠江三角洲、粵西沿海及海南島的一條重要航道.隨著珠海市經濟的發展和橫琴島大規模開發，馬騮洲水道兩岸集中了南屏科技工業園、珠海保稅區、香洲區科技工業園和橫琴島航運區等大型工業園區，大量的工業廢水、生活污水以及城市地表徑流的排放，使馬騮洲水道環境呈惡化趨勢.相對珠江口各口門及其附近海域，珠江口分布復雜的網狀水道內重金屬研究則相對較少.基于排入水體中的重金屬極易在排放口附近沉積等特性，靠近排污口的各水道更能反映區域污染特征，對于確定重金屬污染來源及其相對應的環境管理與保護更具現實意義和實際價值.本研究主要以馬騮洲水道的水、沉積物和代表性底棲貝類為對象，對6種重金屬(Hg、Cd、Pb、Cu、Zn、As)的含量及空間分布進行研究，并采用綜合污染指數、生態風險指數等評價方法，對該水域重金屬污染及潛在生態風險進行評價，以期為該水域污染防治與管理，生態保護與恢復提供參考和依據.

1 材料與方法

1.1 研究區域概況

馬騮洲水道(E 113°48′48″～113°53′37″，N 22°9′58″～22°10′37″)，位于珠海市灣仔與橫琴島之間，澳門半島的西南方(圖1).馬騮洲水道是磨刀門出海口的支汊，屬西江水系，其徑流下泄量約占西江徑流總量的1/3左右，是珠江流域的重要泄洪口門.分洪量約占磨刀門徑流量的12%～18%，馬騮洲水道河寬500～600 m，平均水深為4.5 m左右，河道平緩，在河流入海的河口處，設有水閘.受海水潮汐影響，水位差一般為1.5 m 左右.

圖1 馬騮洲水道采樣站位圖Fig.1 Sampling location in Maliuzhou waterway

1.2 站位與樣品采集

2013年11月至2014年1月對馬騮洲水道進行了2個航次的環境調查，其中水質調查在一個潮汐周期內分高潮期和低潮期分別進行.水質與沉積物調查站位見圖1.調查水域共設置6個站位，其中S1位于馬騮洲水道與磨刀門交界處，S2～S4位于橫琴島航運區，S5位于橫琴大橋附近，S6位于馬騮洲水道與澳門海域交界處.水質采樣用容積為5 L的有機玻璃采水器分表層(水面下25 cm～50 cm)和底層(離海底1 m)采水樣，各監測項目按規范要求現場分裝保存，帶回實驗室進行分析測試；海水表底層水溫、鹽度、pH和溶氧量(DO)用YSI 556 MPS型多功能水質儀現場測定，透明度用薩氏盤現場測定.沉積物采用大洋50型采泥器采樣，取表層5 cm的底泥，樣品經冷凍干燥后，用瑪瑙研缽研磨后過200 目篩絹網，充分混勻后密封保存用于重金屬含量的測定.生物樣品在調查海域底拖網獲得，分類選取大小相近的生物成體作為檢測樣本.樣品經清洗干凈后，分類裝入雙層聚乙烯袋中冷凍保存.選取生物體的肌肉組織進行分析.水、沉積物和生物樣品的運輸、保存和分析均參照《海洋監測規范》(GB 17378-2007)[5]所規定的方法進行.

以Plasma-2000電感耦合等離子體原子發射光譜儀(ICP-AES)(Perkin-Elmer，USA)測定銅(Cu)、鋅(Zn)、鉛(Pb)和鎘(Cd)的含量；采用氫化物原子熒光光譜儀(吉天AFS-9130)測定汞(Hg)和砷(As)；有機碳采用重鉻酸鉀氧化-還原容量法測定，硫采用碘量法(海洋監測規范，GB17378.5-2007)

1.3 研究方法

1.3.1 海水重金屬污染評價 馬騮洲水道水質重金屬污染水平采用水質質量指數法，其公式如下：

根據《廣東省近岸海域環境功能區劃》，馬騮洲水道北岸和南岸分別屬于洪灣3類功能區和橫琴海濱旅游區，Hg、Cd、Pb、Cu、Zn、As的評價標準采用《海水水質標準》(GB3097-1997)的第二類標準(表1).水質重金屬的污染水平等級為：污染指數<1，無污染；染指數為1～2，輕微污染；污染指數為2～3，中等污染；污染指數為3～5，較強污染；污染指數>5，嚴重污染[6].

表1 海水水質標準(GB3097-1997)

1.3.2 沉積物重金屬污染評價 馬騮洲水道沉積物重金屬污染采用單因子污染指數法和綜合污染指數法進行評價，其中單因子污染指數公式如下：

多種重金屬綜合污染效應以綜合污染指數表征，其公式如下：

式中，Cd為綜合污染指數，污染水平的劃分標準為 Cd<6，為無污染至低污染水平；6≤ Cd<12，為中污染；12≤Cd<24，為高污染；Cd≥24 時為很高污染.

1.3.3 沉積物的重金屬潛在生態風險評價 采用瑞典學者Hakanson[9]提出的潛在生態風險指數對表層沉積物中重金屬污染進行潛在生態風險評價，該方法不僅反映了每種重金屬對環境的影響，同時反映了多種重金屬的綜合環境效應，并且可為重金屬的潛在生態風險進行定量化，對水域管理與保護具有重要的參考價值.潛在生態風險指數的計算方法如下.

(2)潛在生態危害指數(RI)的確定：

不同的RI值范圍相對應的潛在生態風險為：RI<150，低潛在生態風險；150≤RI<300，中潛在生態風險；300≤RI<600，高潛在生態風險；600≤RI，很高的生態風險[10].

1.3.4 生物體內重金屬污染評價 選擇本水域優勢底棲生物文蛤(MeretrixmeretrixL.)、波紋巴非蛤(Paphiaundulate)、等邊淺蛤(Gomphinaaequilatera)為監測樣品，取其肌肉組織分析Hg、Cd、Pb、Cu、Zn、As含量.貝類質量評價執行《海洋生物質量》(GB18421-2001)中評價標準.

2 結果與討論

2.1 馬騮洲水道海水重金屬含量、分布與污染評價

2.1.1 馬騮洲水道海水重金屬含量與分布特征 馬騮洲水道大潮期與小潮期重金屬含量與分布特征見圖2(各站位重金屬含量為表底層均值).由圖可知，大潮期各重金屬的平均值分別為Hg(0.000 3 mg·L-1)、Cd(0.000 1 mg·L-1)、Pb(0.000 2 mg·L-1)、As(0.001 5 mg·L-1)、Cu(0.001 7 mg·L-1)和Zn(0.018 mg·L-1)，小潮期各重金屬平均含量分別為Hg (0.000 2 mg·L-1)、Cd(0.000 1 mg·L-1)、Pb(0.000 9 mg·L-1)、As(0.001 5 mg·L-1)、Cu(0.002 2 mg·L-1)和Zn(0.011 mg·L-1).

從各重金屬的平均含量來看，僅有小潮期Pb的平均值顯著高于大潮期的(t檢驗，P<0.05)，其它重金屬的平均含量在大潮期與小潮期無明顯差別(t檢驗，P> 0.05).其原因在于Pb的來源和潮汐的影響，馬騮洲水道是珠三角主要航運通道，并擁有大規模的港口設施，且該水道周邊被多個工業園所包圍.因此，由燃油泄露、航運污染以及交通、工業廢氣的干濕沉降是該區域Pb的主要來源[11].這種以面源和大氣沉降為主要來源的Pb易匯集于水道內，小潮期間相對潔凈的海水來量顯著低于大潮期，對Pb的稀釋作用減弱，導致海水Pb濃度相對較高，而其它重金屬主要來源于廢水排放，極易被海水稀釋或隨潮流下泄，因此在大潮和小潮期間濃度變化不明顯.

從空間分布來看，大潮期間各重金屬元素的最高平均值 Hg(0.000 43 mg·L-1)、Cd(0.000 11 mg·L-1)、Pb(0.000 33 mg·L-1)、Cu(0.002 35 mg·L-1)、Zn(0.023 5 mg·L-1)、As(0.024 5mg·L-1)(漲退潮均值)分別出現在S1、S4、S2、S4、S3和S5，呈現出不規則分布特征.這可能與大潮期間，潮汐對水道干擾作用較強，在淡海水交匯及其上溯與下泄過程中，重金屬在水動力的作下發生稀釋、擴散、吸附、解吸等復雜的行為，使其濃度變化呈現多元性與復雜性，表現為在空間分布上的不規則.與大潮期相比，小潮期各重金屬在空間分布上表現出一定的規律性，Hg(0.000 38 mg·L-1)、Cd(0.000 12 mg·L-1)、Pb(0.001 67 mg·L-1)、As(0.001 55 mg·L-1)的最高值均出現在S3，Cu(0.002 4 mg·L-1)和Zn(0.019 mg·L-1)的最高值則分別出現在S1和S2.小潮期間潮汐作用的減弱，使海水重金屬濃度空間變化體現出污染源分布特征，S3所在位置為附近工業園區排污口所在位置，因此多數重金屬在此具有較高的濃度.

圖2 馬騮洲水道海水重金屬濃度與分布Fig.2 The concentration and distribution of heavy metals in Maliuzhou Waterway

2.1.2 馬騮洲水道海水重金屬污染評價 依據《海水水質標準》(GB3097-1997)第二類標準，大潮期該水域所有站位的Hg含量均超標，其中S1漲潮期的Hg濃度達到較強污染水平，其它站位的Hg濃度則均處于輕微污染級別.與Hg相比，其它重金屬在所有站位均未出現超標現象.馬騮洲水道海水單因子和多因子污染指數見表2和表3.由表2可知，大潮期各重金屬的相對污染指數均值大小順序依次為Hg(1.45)> Zn(0.34)> Cu(0.17)> As(0.05)> Pb(0.04)> Cd(0.02).小潮期馬騮洲水道水體重金屬污染情況與大潮期略有不同(表3)，Hg僅在S3漲潮期和S5退潮時濃度超標，其它重金屬在各站位均無超標現象，相對污染指數表現為Hg(0.83)> Zn(0.22)≈ Cu(0.22)> Pb(0.16)> As(0.05)>Cd(0.02).由此可見，無論是大潮期還是小潮期調查水域水體的主要污染物均為Hg、Zn和Cu，反映了該水域污染物來源及其特點.馬騮洲水道橫貫珠海市區，其兩岸人口密集并聚集了多個工業區，大量工業廢水和生活污水排放使馬騮洲水道水體中相應重金屬含量升高.在3種主要污染元素中，Cu和Zn是城市污水的代表性元素，Hg則是電子行業的主要原料之一，而電子產品正是騮洲水道周邊工業區的主導行業.Pb在各潮期均無超標現象，但其在小潮期其平均污染指則明顯高于大潮期，該結果反映了馬騮洲水道另一污染源，即港口及過往船只排污，特別是燃油使用與排放，使小潮期海水來量減少，稀釋作用減弱時，Pb濃度呈上升趨勢[15].

表2 馬騮洲水道大潮期海水重金屬污染指數和綜合污染指數

表3 馬騮洲水道小潮期海水重金屬污染指數和綜合污染指數

從綜合污染指數來看(表2、表3)，大潮期重金屬的綜合污染指數范圍為0.26 ～ 0.60，最高值和最低值分別出現在S1和S2，整體表現為各站位污染水平相近(S1除外).小潮期重金屬的綜合污染指數范圍為0.14 ～ 0.48，最大值出現在S5，最小值出現在S2，整體上呈現出由上游至下游污染呈加重趨勢，這可能與小潮期上游污水隨潮流下泄所致，類似的現象也見于大亞灣的沿海區域[6].綜合結果表明，大潮期馬騮洲水道重金屬污染大潮期(0.35)略高于小潮期(0.25)，其中Hg為該水域主要污染元素，與鄔建中[16]的研究結果類似.

2.2 馬騮洲水道沉積物重金屬含量、分布與污染評價

圖3 馬騮洲水道沉積物重金屬含量與分布Fig.3 The concentration and distribution of heavy metals in sediments from Maliuzhou Waterway

2.2.1 馬騮洲水道沉積物重金屬含量及其分布特征 馬騮洲水道沉積物重金屬含量與分布特征見圖3.Hg、Cd、Pb、Cu、Zn、As的含量范圍(平均值)分別是0.27～0.57(0.41) mg·kg-1、0.009～1.78(0.63) mg·kg-1、38.3～76.8 (57.2) mg·kg-1、35.4～60.9(51.3) mg·kg-1、100～207(143) mg·kg-1和11.7～30.2(22.2) mg·kg-1.其中Cd、Cu、As和Hg的平均含量達到《海洋沉積物質量標準》第二類標準，而Pb和Zn則達到了第一類標準.各重金屬的空間分布表現出一定的規律性，各重金屬的最高值均出現在S6(圖3)，最低值則出現在S1(Cd、Zn和Hg)和S5(Pb、Cu和As).在空間分布上總體呈波狀趨勢(圖3)，S1和S5重金屬含量較低，S3和S6則出現相對高值，且高值站位重金屬含量均超過《海洋沉積物質量標準》第一類標準，部分指標甚至超過了第二類標準.這種現象與重金屬來源與馬騮洲水道水文特征密切相關，在下游區域淡海水混合充分且水流較緩，攜帶重金屬懸浮顆料在海水鹽離子的作用下，膠體性質喪失，因絮凝作用而沉淀，形成重金屬的高值區.S3站位重金屬含量相對較高則主要因為該區域靠近排污口，重金屬在此沉積所致.

為了進一步探討調查區重金屬的地化行為與特征，對各重金屬之間及其與有機碳、硫化物之間進行了相關分析，結果見表4.由表可知，Pb與除Cd外的所有重金屬元素均呈顯著或極顯著的正相關關系(r> 0.83，P<0.05).與Pb相似，所有重金屬元素(As除外)與Zn也呈顯著或極顯著的正相關關系(r> 0.82，P<0.05)，表明這幾種重金屬具有一定的同源性，且具有類似的地化行為.有機質和硫化物是重金屬遷移轉化的關鍵因子[17]，但在本研究中兩種物質與各重金屬均無顯著的正相關關系，一方面說明兩者在來源上可能存在一定的差異，同時也表明水道內由潮汐引起的往復流導致的沉積物再懸浮與沉積過程，使重金屬在沉積物中進行再分配，改變了原有形態與結合特點，使重金屬與有機質與硫化物的結合趨勢減弱而變得不明顯[18].

表4 馬騮洲水道沉積物重金屬相關系數矩陣

*： 在 0.05 水平顯著相關；**： 在 0.01 水平顯著相關.

2.2.2 馬騮洲水道沉積物重金屬污染評價 調查海域沉積物重金屬單因子污染指數和多因子綜合污染指數結果見表5.以單因子指數評價，調查海域沉積物S2(6.2)和S6(13.0)的Cd污染達到很高污染水平，S3(3.87)為高污染，其它站位為無污染至中污染程度；Zn、Pb和As在總體上處于中污染水平(S5除外)，僅有S6的Zn處于高污染程度；Hg在S1、S4和S5，Cu在S1和S5處于中等污染水平，其它站位均為高污染程度，特別是Hg在S3和S6達到很高污染水平.從均值上分析，各重金屬的污染程度依次為Cd(4.61)> Hg((3.38)> Cu(3.31)> Zn(2.28)> Pb((1.91)> As((1.71).由此可知，該水域沉積物主要重金屬污染為Cd、Hg和Cu達到高污染水平，其它元素均處于中等污染程度.依據綜合污染指數評價，僅有S1和S5處中等污染水平，其它站位則達到高污染程度，其中S6綜合污染指數更是高達29.12，處于很高污染水平.

表5 馬騮洲水道沉積物重金屬污染指數和綜合污染指數

2.2.3 馬騮洲水道沉積物重金屬潛在生態風險評價 馬騮洲水道沉積物單個重金屬潛在生態風險系數和多種重金屬潛在生態風險指數結果見表6.由表可知，Hg在所有站位達到強生態風險及以上等級，其S1、S2、S4和S5為很強生態危害水平，S3(186.9)和S6(161.0)更是達到了極強生態危害級別；Cd的生態危害水平與Hg相似，在S2(186.1)和S12(389.8)分別達到了很強和極強生態危害級別，僅在S1(19.7)和S5((30.7)處于輕微生態危害狀態，其它站位則為強生態危害水平；與上述2種元素相比較，Pb、Zn、Cu和As在所有站位均處于低生態危害級別.根據各平均生態危害系數，各重金屬在該水域潛在生態危害為Cd > Hg > As > Cu > Pb > Zn，說明Hg和Cd是該水域沉積物的主要污染物.

根據潛在生態風險指數(RI)評價，調查水域沉積物在總體上處于高潛在生態風險水平，平均RI值為318.9.從各站位來看，僅有S1處于低潛在生態風險水平；S4和S5達到中等潛在生態風險等級，S2和S3為高潛在生態風險水平；很高潛在生態風險發生在S6，其RI值達到609.3，說明各種來源的重金屬主要在水道下游富集，并形成污染高生態風險區.

表6 馬騮洲水道沉積物重金屬潛在生態危害系數與潛在生態風險指數

2.3 生物體內(貝類)重金屬污染分析與評價

底棲貝類因其活動性較差，其體內重金屬含量在一定程度上反映區域污染情況.本研究選擇了3種底棲貝類作為研究對象，對其體內的Hg、Cd、Pb、Cu、Zn、As含量進行了分析，結果與參照標準值見表7.由表可知，文蛤(M.meretrixL.)、波紋巴非蛤(P.undulate)、等邊淺蛤(G.aequilatera)體內Hg、Cu、Zn和As均無超標現象，符合海洋貝類第一類標準.Cd在文蛤(M.meretrixL.)和等邊淺蛤(G.aequilatera)體內，Pb在所有監測的貝類體內的含量超過海洋貝類第一類標準.從貝類體內重金屬含量來看，各重金屬的含量差異與沉積物的基本一致，表現為Cu和Zn含量較高，這一方面說明生物與環境之間的適應性，另一方面也反映了貝類對這兩種生物必須元素的選擇性和主動性吸收，以及對其它重金屬在代謝方面的差異.Hg在各貝類體內的含量較低，首先在于其是環境中屬痕量物質，且為生物非必需元素，其次，兩種元素的在環境中存在化學形態直接決定了其被生物吸收和富集程度.在環境中生物可吸收的Hg主要形態為CH3-Hg[19]，有機汞的形成主要是在微生物的作用下完成的，需要相對穩定的底質環境，但在受潮汐與航運活動影響嚴重的水道則很難滿足這種條件，這可能是生物體Hg含量較低的主要原因.Pb是貝類體內超標最為嚴重的元素，這可能取決于其在沉積物或懸浮顆粒中的結合形態主要為有機質結合態，同時隨燃油進入水道內的Pb也主要是與有機質結合，易于被貝類所吸收，從而導致其在濾食性貝類體內的富集[20].

表7 馬騮洲水道貝類體內重金屬含量及評價標準

3 結論

1)馬騮洲水道水域海水大潮期和小潮期的重金屬含量基本持平，僅Pb濃度在小潮期略高于大潮期.根據《海水水質標準》(GB3097-1997)第二類標準，大潮期所有調查站位僅有Hg含量超標，而在小潮期Hg超標的站位在S3和S5，其它重金屬在各站位均無超標現象.大潮期和小潮期重金屬的綜合污染指數范圍分別為0.26～0.60和0.14～0.48，在整體上未出現明顯的重金屬污染現象.

2)馬騮洲水道沉積物中Cd、Cu、As和Hg的平均含量達到《海洋沉積物質量標準》第二類標準，其它重金屬的平均含量均符合《海洋沉積物質量標準》第一類標準.各重金屬的空間分布相似，由上游至下游總體上呈波狀分布趨勢(圖3)，其中相對高值出現在S3和S6.相關分析表明，各重金屬在來源上具有同源性，且受水道內水動力影響明顯.

3)Hg和Cd的平均生態危害系數達到強到極強等級，表明這兩種元素是該水域沉積物主要污染物.根據潛在生態風險指數(RI)評價，調查水域沉積物在總體上處于高潛在生態風險水平，平均RI值為318.9.

4)該水域底棲貝類體內Hg、Cu、Zn和As含量均無超標現象，符合海洋貝類第一類標準.Pb在所有監測的貝類體內，以及Cd文蛤(M.meretrixL.)和等邊淺蛤(G.aequilatera)體內含量超標，達到海洋貝類第二類標準.表明該水域生物主要受到Cd和Pb的污染.

[1] SHI Q， THOMAS L， PETER R， et al. Geochemical sources，deposition and enrichment of heavy metals in short sediment cores from the Pearl River Estuary，Southern China[J]. Journal of Marine Systems， 2010， 82: 528-542．

[2] 劉 偉， 陳振樓， 許世遠， 等. 上海市小城鎮河流沉積物重金屬污染特征研究[J].環境科學學報， 1995， 15(4)：440-446．

[3] 楊麗虹， 張杰寧， 鄧永智. 湄洲灣海域表層沉積物重金屬含量的分布特征及潛在生態風險評價[J].應用海洋學學報， 2014， 33(4)：567-573．

[4] 蔡龍炎. 基于主成分分析法的泉州灣表層沉積物中重金屬污染可能來源分析[J]. 臺灣海峽， 2010， 29(3)：325-331．

[5] 國家海洋局. 海洋監測規范(GB 17378)[S].北京：中國標準出版社，2007．

[6] 徐姍楠， 李純厚， 徐嬌嬌， 等. 大亞灣石化排污海域重金屬污染及生態風險評價[J].環境科學， 2014， 35(6)：2075-2084．

[7] 何悅強， 溫偉英. 廣東省海底某些重金屬含量及其分布規律的探討[J].熱帶海洋， 1982， 1(1)：58-71．

[8] 蔡文貴， 林 欽， 賈曉平， 等. 考洲洋重金屬污染水平與潛在生態危害綜合評價[J].生態學雜志， 2005， 24(3)：343-347．

[9] HAKANSON L.An ecological risk index for aquatic pollution control sedimentological approach[J].Water Research， 1980， 14(8)：975-1001．

[10] 喬永民， 趙建剛， 楊 揚， 等. 汕頭灣表層沉積物重金屬污染與潛在生態風險評價[J].生態科學， 2010， 29(4)：312-317．

[11] IP C M， LI X D， ZHANG G， et al. Trace metal distribution in sediments of Pearl River Estuary and the surrounding coastal area，South China[J]. Environmental Pollution, 2007， 147:311-323．

[12] 畢春娟， 陳振樓， 沈 軍， 等. 再懸浮作用下長江河口沉積物中Hg的遷移與釋放[J].環境科學， 2009， 30(11)：3256-3261．

[13] 羅偉權. 汞、鎘在珠江口海域的環境行為[J].環境化學， 1985， 4(1)：47-54．

[14] MORILLO J， USERO J， GRACIA I. Heavy metal distribution in marine sediments from the southwest coast of Spain[J].Chemosphere， 2004， 55(3)：431-442．

[15] 喬永民， 黃長江， 趙建剛. 粵東柘林灣沉積物重金屬富集特征與環境質量評價[J].海洋環境科學， 2010， 29(3)：324-327．

[16] 鄔建中， 黃愛珠. 磨刀門水道水體中汞的形態與污染關系[J].人民珠江，1997(3)：58-60．

[17] QIAO Y， YANG Y， ZHAO J， et al. Influence of urbanization and industrialization on metal enrichment of sediment cores from Shantou Bay，South China[J]. Environmental Pollution， 2013， 182:28-36．

[18] 馬 麗， 李吉鵬， 陸志強. 廈門杏林灣表層沉積物重金屬污染特征及潛在生態風險評價[J].生態科學， 2013， 32(2)：212-217.

[19] 陰皎陽， 尹大強， 王 銳. 沉積物中汞的甲基化研究進展[J].生態毒理學報， 2014， 9(5)：819-831．

[20] 王繼綱， 陳金民. 廈門港灣潮間帶沉積物中汞的賦存形態及其釋放動力學[J].臺灣海峽， 2011， 30(3)：310-315.

The distribution and potential ecological risks assessment in water and sediment from Maliuzhou waterway in Zhuhai City

ZHOU Wen1， QIAO Yongmin2， KANG Juan1， CHEN Liqiong3

(1.South China Institute of Environmental Sciences， Ministry of Environment Protection， Guangzhou 510655；2.Research Center of Hydrobiology， Jinan University， Guangzhou 510632； 3.State Key Laboratory of Information Engineering in Surveying， Mapping and Remote Sensing， Wuhan University， Wuhan 430079)

The study aimed to understand on the status of pollution by heavy metals in Maliuzhou waterway in Zhuhai City. Six stations were selected to investigate the contents and spatial distribution of heavy metals including Hg， Cd， Pb， Cu， Zn and As， as well as their potential ecological risks assessment in water， sediment and shellfish. The results showed that the average contents of heavy metals in seawater during the period of spring season were as similar as those during neap season， showing irregular spatial variation in the study area. Among all study metals， the average concentration of Hg was higher and met the quality standard of class II according to China National Standard Criteria for Seawater Quality. The average comprehensive pollution index of heavy metals in seawater during spring season (0.35) was higher than that during neap season (0.25). The average contents of Cd， Cu， As and Hg in sediment met the quality standard of class II according to Marine Sediment Quality of China， showing a wavy spatial variation in contents. Cd was found to be the primary contaminating heavy metal in sediment， followed by Hg and Cu. These metals reached strong pollution level according to pollution index， and even reached extremely strong ecological hazard level for Hg and Cd in sediments. Based on potential ecological risk index， the comprehensive pollution level of heavy metals in sediment reached high potential ecological risk level (RI=318.9). The contents of studied metals in shellfishes collected from the surveyed areas met the standard requirements with an exception of Cd and Pb reaching he quality standard of class II of marine shellfish quality in China．

Maliuzhou waterway； heavy metal； spatial distribution； ecological risk assessment

2015-05-26.

國家科技重大專項項目(2013ZX07105-005-4).

1000-1190(2015)06-0936-09

X824、X826

A

*通訊聯系人. E-mail: kangjuan@scies.org.