東海近海沉積物自然粒度中鎘和鉛的賦存特性及潛在生態風險

徐亞巖，柏育材，王云龍，尹艷娥，蔣玫，袁騏，徐兆禮*

1. 中國水產科學研究院東海水產研究所//農業部海洋與河口漁業重點開放實驗室，上海 200090；2. 上海船舶運輸科學研究所環境工程分所，上海 200135

東海近海沉積物自然粒度中鎘和鉛的賦存特性及潛在生態風險

徐亞巖1，柏育材2，王云龍1，尹艷娥1，蔣玫1，袁騏1，徐兆禮1*

1. 中國水產科學研究院東海水產研究所//農業部海洋與河口漁業重點開放實驗室，上海 200090；2. 上海船舶運輸科學研究所環境工程分所，上海 200135

根據2011年8月對長江口和杭州灣附近東海海域的調查，采用沉積物分級萃取及風險評價的方法，研究沉積物中鎘和鉛的地球化學特征、賦存形態、影響因素和潛在生態風險，揭示鎘和鉛各賦存形態的環境學特征和影響其存在形態的主要環境因子，以及不同形態特征條件下生態風險的差異，為今后進一步的生態風險評估與調控提供重要依據。結果表明，海水中不同站位間，Pb質量濃度差異較大，高值區出現在杭州灣和長江口，平均質量濃度為1.42 μg·L-1；Cd質量濃度則變化不大，南部海域略高于北部，平均質量濃度為0.085 μg·L-1。沉積物中Pb高質量分數區在外海泥質區G2（44.64 mg·kg-1），平均質量分數為32.29 mg·kg-1，與黏土、粉砂等細粒度呈顯著正相關；Cd的高質量分數區在北部近岸鎮海甬江河口附近E1（0.83 mg·kg-1），平均質量分數為0.29 mg·kg-1，與粒度無明顯的相關性。說明以大氣沉降為重要來源的Pb易在細粒度的泥質區富集，Cd較易受人為輸入的影響。形態分析表明，Cd和Pb的活性形態明顯大于殘渣態，且優勢形態都是碳酸鹽結合態。風險評價表明，富集因子的平均值 EFPb>EFCd>2，Cd在各站位的富集因子差異較大，在長江口近岸 A1（EF=3.59）和杭州灣近岸E1（EF=6.11）出現極大值。從形態角度評價，Cd在長江口和杭州灣的個別近岸站位有重污染，外海無污染；Pb在南部外海屬中度污染，其他基本上屬輕度污染。綜合評價得出，Pb以大氣沉降為主要輸入途徑，平均污染較為嚴重，整體上Pb污染的潛在風險程度較高；而個別近岸站位達到重度污染的Cd，受人為污染的影響較大。

鎘；鉛；形態；生態風險；東海

隨著越來越多的重金屬被應用到各行各業中，重金屬的污染也越來越嚴重。其中，鎘和鉛是公認毒性最大、蓄積性最強的重金屬，其排出過程十分緩慢，容易富集于棲息在海水底層和沉積物的生物體中，通過食物鏈循環進入人體，威脅人類健康。近期“鎘大米”和“血鉛”事件的頻發，也讓人們越來越深刻地認識到，鎘和鉛的污染已經威脅到了人類的身體健康和生存環境（董兆敏等，2011；王亞平等，2012；趙曉軍等，2014）。沉積物作為污染物的載體，比水體穩定，能夠更準確地記錄長期的環境變化過程。沉積物中的鎘和鉛可以溶解進入水體，還可以水解生成氫氧化物，或者生成硫化物、碳酸鹽等，也能與多種陰離子或者有機質配位形成絡合物或螯合物，被吸附進入沉積物中累積起來。在 pH、酸堿度、氧化還原環境等環境條件改變的情況下，沉積物中以上結合狀態的鎘和鉛都可能會被再度釋放，引起環境的二次污染（陳靜生，1990；葛成鳳，2012）。

國內外對海洋沉積物中的鎘和鉛從含量分布、物質來源、生態評價等方面進行了大量研究（Rajmohan等，2014；Silva-Filho等，2014；Yang等，2014；劉成等，2014；張雷等，2014），不同的存在形態亦會產生不同的生態風險和生物毒性，但不同形態的研究多偏重于含量變化和各形態的比例特征，而沒有涉及形態變化對生態風險的影響（Ahmadipour等，2014；Fathollahzadeh等，2014；Lin等，2014；柏建坤等，2014）。長江三角洲是中國經濟發展的代表性區域，目前對東海附近海域的環境特征和污染物變化的研究較多，但大部分是著眼于重金屬在沉積物斷面的含量水平和變化（何松琴等，2011；李鐵等，2010）。Che等（2003）研究了重金屬與粒度之間的相關性及動力學特征，發現鎘和鉛更易富集在細顆粒中，且沉積動力學是影響重金屬分布的主要因素。Yuan等（2004）指出鎘和鉛是金屬元素里活性形態含量較高、污染較嚴重的元素，且其形態受有機質的影響較為明顯。本研究重點分析鎘和鉛各賦存形態的環境學特征，以此為依據進行環境評價，進而評估該區域鎘和鉛的潛在生態風險，以及活性形態的鎘和鉛對生態風險的影響，以期為海洋沉積環境的質量評價提供科學依據。

1 材料與方法

1.1 樣品采集

2011年8月在長江口和杭州灣附近海域（121o～124oN，28o～32oE）設置7個斷面的28個大面站，采樣站位見圖 1。根據站位所處的不同位置設置 3個區：位于長江口的A、B斷面為Ⅰ區；位于杭州灣的C、D、E斷面為Ⅱ區；位于外海域的F、G斷面為Ⅲ區。用于測定重金屬的水樣，在采集后立即用經優質硝酸浸泡后洗凈的0.45 μm醋酸纖維膜過濾，濾液裝入干凈的500 mL聚乙烯瓶中，用超純硝酸酸化至pH<2，于4 ℃保存。用于測定營養鹽和葉綠素a的水樣，采集后立即用經鹽酸浸泡后清洗干凈的醋酸纖維膜過濾，濾液裝入干凈的500 mL聚乙烯瓶中，冷凍保存。用于測定葉綠素的濾膜于-20 ℃下避光保存。表層沉積物的采集采用抓斗式采樣器，選取0～2 cm作為表層沉積物，將樣品放入洗凈的塑料袋中，密封，冷藏保存。

圖1 采樣站位示意圖Fig. 1 Locations of sampling stations

1.2 樣品分析

1.2.1 沉積物分析

準確稱取 50.00 mg烘干至恒質量的沉積物樣品于Toflon罐，用高純HNO3和HF加熱溶解樣品，高純HClO4氧化其中的有機質，最后用高純HNO3加熱回溶，冷卻后用2次去離子水稀釋至50.00 mL，冷藏保存。

根據多年來不同形態重金屬的研究進展，參考Tessier等（1979）的五步萃取法，結合本實驗的實際狀況加以改進，不同形態重金屬的萃取將沉積物樣品中的重金屬分離成5種形態：可交換態（L1）、碳酸鹽結合態（L2）、鐵錳氧化物結合態（L3）、有機結合態（L4）和殘渣態（R5）。同時把4種可萃取形態的總和稱為活性形態。提取步驟如下：

（1）L1：準確稱取100.00 mg烘干的沉積物樣品，2次去離子水，在(25±5) ℃下浸取16 h，離心分離，上清液低溫保存，殘渣保留待下一步分析。（2）L2：L1殘渣中加入8.00 mL 0.1 mol·L-1的醋酸(25±5) ℃下浸取16 h，離心分離。上清液和洗滌液用高純硝酸提純，2次去離子水，稀釋至20.00 mg，低溫保存，殘渣保留待下一步分析。（3）L3：L2殘渣中加入10.00 mL 0.04 mol·L-1的鹽酸羥氨，在96 ℃水浴6 h，離心分離。上清液和洗滌液處理方法與L2相同。（4）L4：L3殘渣中加入1.50 mL 0.02 mol·L-1硝酸和4.00 mL φ=30%的雙氧水，在85 ℃水浴2 h，如上重復操作1次，冷卻后加入5.00 mL 3.2 mol·L-1醋酸銨（φ=20%的硝酸作溶劑）浸取0.5 h，離心分離。上清液和洗滌液處理方法與L2同。殘渣態（R5）：總量減去各浸取態的含量。

本實驗所用試劑均為優級純。鎘和鉛的測定用美國 PerkinElmer公司電感耦合等離子質譜（ICP-MS），相對標準偏差（RSD）小于3%，用標準物質 GBW07315和 GBW07452的回收率在85%～115%。Al測定用熱電公司的電感耦合等離子體原子發射光譜（ICP-AES）。粒度測定用LS100Q激光粒度分析儀。

1.2.2 海水分析

海水分析方法采用GB 17378.4—2007《海洋監測規范》。

1.3 數據處理

數據處理采取數理統計學方法，運用 surfer 8.0、Excel 2007、Origin 7.0、SPSS 15.0進行相關作圖和分析。

1.3.1 富集因子評價法

富集因子定義如下：

式中：w(MS)/w(AlS)表示樣品中重金屬元素含量與Al含量的比值；w(MB)/w(AlB)表示大陸地殼中重金屬元素含量與 Al含量的背景比值（劉素美和張經，1998）。本文通過富集因子的計算對沉積物中重金屬元素的富集程度進行定量描述，EF<1為不富集，150為超高度富集。

1.3.2 次生相與原生相分布比值法

根據傳統地球化學觀念，顆粒物中的原生礦物稱為原生地球化學相（primary phase），原生礦物的風化產物（如碳酸鹽和鐵錳氧化物等）和外來次生物質（如有機質等）統稱為次生地球化學相（secondary phase）（陳靜生，1987）。由此衍生出沉積物中重金屬污染的評價方法——次生相與原生相分布比值法（李桂海，2007）：

式中：Msec為沉積物次生相中重金屬含量，Mprim為沉積物原生相（此時即形態分析中的殘渣態）中的重金屬含量；P<100%為無污染，100%300%為重度污染。

2 結果與討論

2.1 分布特征

2.1.1 海水

底層海水中Cd和Pb的平面分布如圖2所示。對各分區作比較可知，ρ(Cd)Ⅰ區> ρ(Cd)Ⅲ區> ρ(Cd)Ⅱ區；ρ(Pb)Ⅱ區> ρ(Pb)Ⅰ區> ρ(Pb)Ⅲ區。海水中Cd的分布在不同站位間變化不大，南部海域含量略高于北部；海水中Pb在不同站位間差異較大，高值區出現在杭州灣和長江口。ρ(Cd)最高值在F4（0.097 μg·L-1），平均質量濃度為 0.085 μg·L-1；ρ(Pb)最高值在 D1（4.48 μg·L-1），平均質量濃度為1.42 μg·L-1。沿岸大部分站位主要受由長江和錢塘江等入海徑流與海水混合形成的浙江沿岸流影響；外海 G斷面主要受北向臺灣暖流（夏季較強）影響。夏季，在偏南風的影響下，沿岸流順岸向東北方向流動，另外長江和錢塘江等入海徑流也在不斷增強，海水在本研究海域形成一個較大的低鹽水舌，可能導致ρ(Pb)高值區出現在長江口外（Qi和Zhang，2014；齊繼峰，2014）。

圖2 底層海水中鎘和鉛質量濃度分布Fig. 2 Distributions of Cd and Pb in the bottom water

2.1.2 表層沉積物

沉積物中Cd和Pb的平面分布如圖3所示。自北向南、從沿岸到外海，w(Cd)都有明顯減少的趨勢，w(Cd)Ⅰ區> w(Cd)Ⅱ區> w(Cd)Ⅲ區；w(Pb)和w(Cd)相反，自北向南、從沿岸到外海，w(Pb)有增加的趨勢，w(Pb)Ⅲ區> w(Pb)Ⅱ區> w(Pb)Ⅰ區。w(Cd)的高值區在杭州灣南部的鎮海近岸；w(Pb)的高值區大部分在南部外海。Pb和Cd除在D斷面有明顯的分布差異外，其他斷面分布規律較為相似。由沿岸向外海方向，A和B斷面含量逐漸降低，C斷面除在金山近岸的C2是高值點外，其他含量差別不大，E斷面先降低后升高，F斷面先升高后降低，G斷面有明顯的降低趨勢。在差異較大的 D斷面由近岸向外海，w(Cd)有降低的趨勢，w(Pb)有明顯的升高。w(Cd)最高值在鎮海甬江河口附近E1（0.83 mg·kg-1），平均質量分數為0.29 mg·kg-1；w(Pb)最高值則在南部外海 G2（44.64 mg·kg-1），平均質量分數為 32.29 mg·kg-1。

圖3 表層沉積物鎘和鉛質量分數分布Fig. 3 Distributions of Cd and Pb in the surface sediments

與歷史數據相比，該時期Cd和Pb的含量并沒有明顯升高。與其他海區相比，w(Cd)和其他海區相差不大；w(Pb)比南海高，與黃海、渤海相差不大，且東海沉積物Pb分布相對比較均勻（Wu等，2014；Yuan；2012；金路，2011）。與排入東海的河流相比，Cd和Pb的含量水平明顯低于沿岸城市河流中的含量，這說明流入海洋的重金屬受到明顯的吸附或者絡合作用，使得其表觀含量有所降低（何榮，2011）。相對海水 ρ(Pb)的高值區，沉積物 w(Pb)的高值區大部分在南部外海，沉積物中 w(Pb)的重要來源是大氣沉降，是其高值區在外海出現的重要原因（秦曉光等，2011）。另一方面，長江沖淡水可能帶來大量泥沙，再加上北部水動力作用大于沿岸流作用，使得吸附于懸浮物表面的Pb在相對擾動較弱的南部海域發生沉降。

2.2 沉積物中的不同形態

沉積物中不同形態Cd和Pb的質量分數如圖4所示，Cd和Pb活性形態的質量分數都大于殘渣態，活性都較強，其中碳酸鹽結合態質量分數最高。對于Cd，各活性形態相差較大，其中碳酸鹽結合態對總量起決定作用，鐵錳氧化物結合態的質量分數很低，幾乎沒有可交換態和有機結合態，說明影響活性形態Cd的因素相對比較單一，只需影響碳酸鹽結合態即可；對于Pb，碳酸鹽結合態仍然是優勢形態，但鐵錳氧化物結合態和有機結合態的質量分數比Cd有了較大提高，說明影響Pb活性形態的因素較復雜，需要多種因素綜合考量。活性形態Cd高含量區在杭州灣，活性形態Pb高含量區在南部外海，即w(Cd)活性態Ⅱ區> w(Cd)活性態Ⅰ區> w(Cd)活性態Ⅲ區，w(Pb)活性態Ⅲ區> w(Pb)活性態Ⅱ區> w(Pb)活性態Ⅰ區。

綜合沉積物中不同形態的變化規律以及海水中的分布特征可知，海水中ρ(Cd)各站位差別不大，活性形態Cd的高值區都在B、C、E斷面，其中鐵錳氧化物結合態的極大值在鎮海沿岸E1，碳酸鹽結合態的極大值在舟山群島E3和E4。說明長江沖淡水帶來大量泥沙和碳酸鹽礦物，同時咸淡水的交互作用使得Cd在杭州灣與碳酸鹽結合（丁悌平等，2013；魏翔等，2011），造成Cd主要以碳酸鹽結合態存在。海水ρ(Pb)和可交換態Pb的高值區都在北部沿岸海域，極大值在 D4；鐵錳氧化物結合態Pb的高值區向南推移至外海，極大值也向南推移至G2；碳酸鹽結合態和有機結合態Pb的高值區也出現在南部外海，極大值繼續向南推移至 G4。說明碳酸鹽和有機質較容易隨著水團的流動而發生遷移，造成 Pb的碳酸鹽結合態和有機結合態受到浙江沿岸流的向南推移作用要強于鐵錳氧化物結合態，從而導致活性形態Pb的轉移（齊繼峰，2014；秦曉光等，2011）。

圖4 沉積物中不同站位鎘和鉛各形態質量分數所占的比例Fig. 4 Percent of Cd and Pb in different fraction of sediments from the stations

2.3 影響因素

2.3.1 粒度

把粒度以4、16和63 μm為分界點，沉積物可分為黏土、粉砂、細砂和砂。該海域沉積物顆粒較細，主要以黏土和粉砂為主。從近岸河口到外海，從北部海域到南部海域，沉積物砂粒級含量逐漸減少，粉砂粒級含量逐漸增多，即粒度逐漸減小。Pb在離岸稍遠的外海出現高值區，這與該海域粉砂及黏土的分布基本一致，而Cd的分布與粒度不一致。

為了更深入分析粒度的影響，把各形態 w(Cd)和 w(Pb)與不同粒度含量及平均粒徑做相關分析，如表1所示。w(Pb)與粒度有非常好的相關性，碳酸鹽結合態、鐵錳氧化物結合態、有機結合態和總w(Pb)明顯與黏土和粉砂有顯著正相關，與細砂和砂有顯著負相關。結果驗證了 Pb更易富集在細顆粒沉積物上的結論，該規律性變化符合“元素的粒度控制律”（趙一陽和鄢明才，1994）。w(Cd)和粒徑以及各個粒度均不相關，再加上其較高的活性形態，進一步說明Cd主要來源是污染輸入，而非巖石風化或大氣沉降等自然來源。

表1 表層沉積物粒度與鎘及鉛形態比例之間的相關系數Table 1 Correlation coefficients among grain size and Cd and Pb in the surface sediments

2.3.2 環境因素

對2011年8月東海近海水環境參數以及各形態Cd和Pb的質量分數進行聚類分析，如圖5所示。在 Cd的聚類中，海水及沉積物中所有形態的 Cd都和反映水化學環境的營養鹽和COD等可歸為一組，且相對距離小于 5，與反應自然海洋環境的溫度、鹽度和粒度等都不在同一組。說明無論海水還是沉積物中的Cd基本都是非自然來源，大量的人為排入是導致海洋環境Cd污染的主要因素。Pb的聚類可以分為2組，第1組包含海水、可交換態、有機結合態、鐵錳氧化物結合態的 Pb和反應水化學環境的參數，說明海水和這3種形態的Pb容易受到環境的影響而改變，較容易受到人為的污染；第2組包含碳酸鹽結合態和殘渣態的Pb，以及溫度、鹽度和平均粒徑，說明碳酸鹽結合態和殘渣態 Pb是來自于巖石風化或沉積物的遷移轉化，是受自然沉積環境影響最大的形態。

圖5 聚類分析樹形圖Fig. 5 Dendrogram of cluster analysis

2.4 生態環境評估

在水體沉積物環境改變的情況下，底泥中活性形態的重金屬會發生氧化還原反應或者吸附解吸作用，引起重金屬的重新釋放，進而引起水體的二次污染。但并不是沉積物中所有的重金屬都能釋放進入水體。因此，對沉積物中的重金屬選擇恰當的評價方法，能正確反映重金屬的污染狀況。

2.4.1 富集因子評價法

本研究通過富集因子（EF）的計算對沉積物中重金屬的富集程度進行定量描述，表層沉積物 Cd和Pb富集因子變化如圖6所示。富集因子大小表現為EFPb>EFCd>2，說明Cd和Pb富集程度都較高，有一定程度的污染。對各分區作比較可知，EFCdⅢ區> EFCdⅠ區> EFCdⅡ區；EFPbⅢ區> EFPbⅡ區> EFPbⅠ區。不同站位Cd的EF變化較大，長江口A1（EF=3.59）和杭州灣E1（EF=6.11）等近岸的個別站位突變出現極大值，說明該站位可能出現了點源污染，長江口和杭州灣很大程度上都受到人類活動的影響，致使活性Cd的質量分數偏高（方明等，2013）。以上分析結果，印證了人類污染的陸源排放是Cd主要的源。Pb的富集因子在各站位變化較緩和，整體水平相對較高，從沿岸到外海，富集因子有明顯的增加趨勢，在南部外海最高，說明Pb污染較嚴重的區域是南部外海。

圖6 沉積物中Cd和Pb的富集因子變化Fig. 6 EF changes of Cd and Pb in the surface sediments

為了從不同活性形態的角度分析富集因子的作用效果，本文開創性地對Cd和Pb的活性形態及其富集因子進行多元線性回歸。經過t檢驗、F檢驗和正態分布檢驗等的驗證，本實驗數據符合多元性回歸的條件，可以做回歸分析，其線性回歸方程如下：

L1、L2、L3、L4的含義見圖4；XL1、XL2、XL3、XL4分別代表 L1、L2、L3、L4各形態的質量分數比例。這2個方程式能分別較好地反映Cd和Pb各形態質量分數比例與生態富集因子的關系。

2.4.2 次生相與原生相分布比值法

對重金屬總量的評價可以了解不同種類重金屬的污染程度，而活性形態是能參與生態活動的形態，能反映重金屬的實際污染程度。本研究以次生相與原生相分布比值法對沉積物中重金屬的活性污染進行評價，以反映活性形態重金屬的污染或潛在污染程度，結果如圖7所示。該方法的評價指標P表現為PPb>PCd>100，說明活性形態Cd和Pb都有造成污染的可能。對各分區作比較可知，PCdⅡ區> PCdⅠ區>PCdⅢ區；PPbⅢ區>PPbⅡ區>PPbⅠ區。活性形態 Cd在各站位間的污染程度差別非常大，近岸污染較重，自北向南污染逐漸減輕，大部分的重污染站位都集中在長江口和杭州灣附近的 B、C、E斷面，其中杭州灣的C5、E3、E4幾乎全是活性形態污染，屬極高的污染，B3和C1屬重度污染，C3屬中度污染，其他大部分站位屬無污染或輕度污染。活性形態Pb隨著離岸距離的增加其污染程度逐漸加重，外海污染程度遠大于近岸，在G斷面呈現中度污染，除了杭州灣外圍的B2、D5、E3也呈中度污染外，其他站位都屬輕度污染。這與以上的評價結果基本一致，說明活性形態Pb在外海污染較重。

圖7 沉積物P（次生相與原生相分布比值）的變化Fig. 7 P (the ratio of secondary phase and primary phase) changes in the surface sediments

3 結論

（1）東海近海海水中Cd和Pb的質量濃度高值區分別出現在長江口和杭州灣。沉積物中Cd質量分數從沿岸到外海逐漸降低，而 Pb質量分數為南高北低。形態分析表明，Cd和Pb活性形態質量分數都明顯大于殘渣態，其中碳酸鹽結合態是質量分數最高的形態。在不同站位，Cd的活性形態質量分數差別很大，最高值在長江口和杭州灣的個別站位，而Pb的活性形態質量分數在南部外海較高。

（2）各形態的環境學特征分析表明，Cd質量分數與粒度不相關，活性形態 Pb質量分數都與細粒度顯著正相關。海水和各形態Cd屬于非自然來源，易受環境變化的影響，大量的人為排入是導致海洋環境Cd污染的主要因素。大氣沉降是Pb重要的來源；海水中可交換態、有機結合態、鐵錳氧化物結合態的 Pb易受到環境的影響而改變，而碳酸鹽結合態的Pb則主要受自然沉積環境的影響。

（3）生態風險評價表明，Cd和Pb在東海近海都有一定程度的污染，Cd在長江口和杭州灣近岸實際污染嚴重而在外海無污染，Pb在外海實際污染較重而在近岸污染較輕。可以用多元線性回歸的方法較好地反映各活性形態的Cd和Pb的富集程度。

AHMADIPOUR F, BAHRAMIFAR N, GHASEMPOURI S M. 2014. Fractionation and mobility of cadmium and lead in soils of Amol area in Iran, using the modified BCR sequential extraction method [J]. Chemical Speciation and Bioavailability, 26(1): 31-36.

CHE Y, HE Q, LIN W Q. 2003. The distributions of particulate heavy metals and its indication to the transfer of sediments in the Changjiang Estuary and Hangzhou Bay, China [J]. Marine Pollution Bulletin, 46(1): 123-131.

FATHOLLAHZADEH H, KACZALA F, BHATNAGAR A, et al. 2014. Speciation of metals in contaminated sediments from Oskarshamn Harbor, Oskarshamn, Sweden [J]. Environmental Science and Pollution Research, 21(4): 2455-2464.

LIN C, LIU Y, LI W, et al. 2014. Speciation, distribution, and potential ecological risk assessment of heavy metals in Xiamen Bay surface sediment [J]. Acta Oceanologica Sinica, 33(4): 13-21.

QI J, YIN B, ZHANG Q, et al. 2014. Analysis of seasonal variation of water masses in East China Sea [J]. Chinese Journal of Oceanology and Limnology, 32(4): 958-971.

RAJMOHAN N, PRATHAPAR S A, Jayaprakash M, et al. 2014. Vertical distribution of heavy metals in soil profile in a seasonally waterlogging agriculture field in Eastern Ganges Basin [J]. Environmental Monitoring and Assessment, 186(9): 5411-5427.

SILVA-FILHO E V, MARQUES E D, VILACA M, et al. 2014. Distribution of trace metals in stream sediments along the Trans-Amazonian Federal Highway, Para State, Brazil [J]. Journal of South American Earth Sciences, 54: 182-195.

TESSIER A, CAMPBELL P G C, BISSON M. 1979. Sequential extraction procedure for the speciation of particulate trace-metals [J]. Analytical Chemistry, 51(7): 844-851.

WU G, SHANG J, PAN L, et al. 2014. Heavy metals in surface sediments from nine estuaries along the coast of Bohai Bay, Northern China [J]. Marine Pollution Bulletin, 82(1-2): 194-200.

YANG Z F, XIA X Q, WANG Y P, et al. 2014. Dissolved and particulate partitioning of trace elements and their spatial-temporal distribution in the Changjiang River [J]. Journal of Geochemical Exploration, 145: 114-123.

YUAN C G，SHI J B，HE B, et al. 2004. Speciation of heavy metals in marine sediments from the East China Sea by ICP-MS with sequential extraction [J]. Environment International, 30(6): 769-783.

YUAN H M，SONG J M，LI X G, et al. 2012. Distribution and contamination of heavy metals in surface sediments of the South Yellow Sea [J]. Marine Pollution Bulletin, 64(10): 2151-2159.

柏建坤, 李潮流, 康世昌, 等. 2014. 雅魯藏布江中段表層沉積物重金屬形態分布及風險評價[J]. 環境科學, 35(9): 3346-3351.

陳靜生. 1987. 銅在沉積物各相中分配的實驗模擬與數值模擬研究——以鄱陽湖為例[J]. 環境科學學報, 7(2): 140-145.

陳靜生. 1990. 環境地球化學[M]. 北京: 海洋出版社: 10-45.

丁悌平, 高建飛, 石國鈺, 等. 2013. 長江水中懸浮物含量與礦物和化學組成及其地質環境意義[J]. 地質學報, 87(5): 634-660.

董兆敏, 吳世閩, 胡建英. 2011. 中國部分地區鉛暴露兒童健康風險評價[J]. 中國環境科學, 31(11): 1910-1916.

方明, 吳友軍, 劉紅, 等. 2013. 長江口沉積物重金屬的分布、來源及潛在生態風險評價[J]. 環境科學學報, 33(2): 563-569.

葛成鳳. 2012. 銅、鎘及磷在海洋沉積物上的吸附/解吸行為研究[D]. 青島: 中國海洋大學: 13-50.

何榮. 2011. 從流域到東海近岸重金屬輸送的初步研究[D]. 上海: 華東師范大學: 6-61.

何松琴, 宋金明, 李學剛, 等. 2011. 長江口及鄰近海域夏季表層沉積物中重金屬等的分布、來源與沉積物環境質量[J]. 海洋科學, 35(5): 4-9.

金路, 初鳳友, 趙建如, 等. 2011. 南海西北部淺海沉積物重金屬污染的綜合評價[J]. 海洋學研究, (2): 24-34.

李桂海. 2007. 廈門海域現代沉積環境及重金屬元素的環境地球化學研究[D]. 廈門: 廈門大學: 89-90.

李鐵, 高峰, 楊桂朋. 2010. 東海泥質區表層沉積物中銅和鉛的賦存形態研究[J]. 中國海洋大學學報: 自然科學版, 40(4): 85-90.

劉成, 邵世光, 范成新, 等. 2014. 巢湖重污染匯流灣區沉積物重金屬污染特征及風險評價[J]. 中國環境科學, (4): 1031-1037.

劉素美, 張經. 1998. 沉積物中重金屬的歸一化問題——以 Al為例[J].東海海洋, 16(3): 48-55.

齊繼峰. 2014. 東海水團特征及黑潮與東海陸架水交換研究[D]. 青島:中國科學院海洋研究所: 4-67.

秦曉光, 程祥圣, 劉富平. 2011. 東海海洋大氣顆粒物中重金屬的來源及入海通量[J]. 環境科學, 32(8): 2193-2196.

王亞平, 王嵐, 許春雪, 等. 2012. pH對長江下游沉積物中重金屬元素Cd、Pb釋放行為的影響[J]. 地質通報, 31(4): 594-600.

魏翔, 王碩, 陳國超, 等. 2011. 長江中下游地區泥盆系—石炭系界面特征分析[J]. 世界地質, 30(4): 573-578.

張雷, 秦延文, 馬迎群, 等. 2014. 大遼河感潮段及其近海河口重金屬空間分布及污染評價[J]. 環境科學, 35(9): 3336-3345.

趙曉軍, 陸泗進, 許人驥, 等. 2014. 土壤重金屬鎘標準值差異比較研究與建議[J]. 環境科學, 35(4): 1491-1497.

趙一陽, 鄢明才. 1994. 中國淺海沉積物地球化學[M]. 北京: 科學出版社: 3-60.

Variation Characteristics and Potential Ecological Risk Assessment of Cd and Pb in the Sediments of the East China Sea

XU Yayan1, BAI Yucai2, WANG Yunlong1, YIN Yane1, JIANG Mei1, YUAN Qi1, XU Zhaoli1*
1. Key Laboratory of Marine and Estuary Fisheries, Ministry of Agriculture//East China Sea Fisheries Research Institute, Chinese Academy of Fisheries Sciences, Shanghai 200090, China; 2. Department of Environmental Engineering, Shanghai Ship & Shipping Research Institute, Shanghai 200135, China

Cd and Pb were studied in sediments collected near the Changjiang Estuary and Hangzhou Bay, the East China Sea (ECS). Sequential extractions and ecological risk assessment technology were carried out to study the geochemical characteristics, chemical fractions, influencing factors and potential pollution risks of Cd and Pb in sediments. What have been done above could indicate the environmental characteristics and major influencing factors of chemical fractions, and suggest the diversity of potential ecological risk in different fractions, to support the assessment, regulation and controlling of ecological risk. Results suggested that the average Pb concentration was 1.42 μg·L-1at seawater. Pb concentration displayed great difference among stations with the higher values near the Hangzhou Bay and Changjiang Estuary. The average Cd concentration was 0.085 μg·L-1at seawater. Cd concentration presented small variation with the higher values at south area than north area. In sediment, the average contents of Pb and Cd were 32.29 and 0.29 mg·kg-1, respectively. Pb content had a significant positive correlation with fine clay and silt contents. The higher Pb mainly accumulated in sediments of outer sea (G2, 44.64 mg·kg-1), suggesting that atmospheric deposition was the main approach of Pb. Cd had no obvious correlation with grain sizes with higher values near the northern coast (E1, 0.83 mg·kg-1), suggesting that Cd likely was easily impacted by anthropogenic activities. Sequential extractions suggested that the labile fractions of Cd and Pb were higher than the residual fractions. In labile fraction, the fraction bound to carbonate was the main form. The enrichment factors (EF) showed that the order of average EF was Pb>Cd>2. The EF of Cd displayed great difference among stations with higher EF at station A1 (3.59) and E1 (6.11). Speciation analysis indicated that Cd was unpolluted except special stations near the Changjiang Estuary and Hangzhou Bay. Pb was moderately polluted in the southern area whereas lightly polluted in other stations. In conclusion, Pb in the ECS was heavily polluted and had higher potential ecological risk, whereas Cd was heavily polluted near the Changjiang Estuary and Hangzhou Bay, which was affected by anthropogenic activities.

cadmium; lead; fraction; ecological risk; the East China Sea

10.16258/j.cnki.1674-5906.2015.04.016

X142

A

1674-5906（2015）04-0650-08

徐亞巖，柏育材，王云龍，尹艷娥，蔣玫，袁騏，徐兆禮. 東海近海沉積物自然粒度中鎘和鉛的賦存特性及潛在生態風險[J]. 生態環境學報, 2015, 24(4): 650-657.

XU Yayan, BAI Yucai, WANG Yunlong, YIN Yane, JIANG Mei, YUAN Qi, XU Zhaoli. Variation Characteristics and Potential Ecological Risk Assessment of Cd and Pb in the Sediments of the East China Sea [J]. Ecology and Environmental Sciences, 2015, 24(4): 650-657.

中央級公益性科研院所基本科研業務費專項資金項目（2011T07)；中央級公益性科研院所基本科研業務費專項資金項目（2015M01)；海洋公益性行業科研專項經費項目（201305027-8)；國家公益性行業（農業）科研專項經費項目（201303047）

徐亞巖（1982年生），女，博士，主要研究方向為海洋環境化學。Email：hz_xyy@163.com *通信作者。Email：xu_zhaoli@126.com

2014-12-23