紅樹林沉積物汞、砷形態分布研究*
——以東寨港為例

蹇 麗 劉 潔 李慧君 張 軍 文少白

(海南醫學院熱帶醫學與檢驗醫學院，海南 海口 571199)

紅樹林是一種處于海洋生態系統和陸地生態系統動態交界的濕地生態系統，是受人類活動影響最為劇烈的區域之一，自然因素和人類活動產生的重金屬污染物，極易通過復雜的物化過程吸附于懸浮顆粒物并隨之沉降于河口及近岸海域，威脅到濕地生態系統安全和人類健康[1-2]。紅樹林濕地由于其固有的一些特性較一般潮灘植物更易于富集重金屬，因此重金屬在紅樹林潮間帶環境行為已成為研究的熱點[3-5]。

汞(Hg)、砷(As)及其化合物由于其高毒性、難降解性和生物累積性而被認為是微量元素中主要的污染物，其在沿海環境中的生物地球化學循環備受關注[6-7]。Hg和As的毒性、生物有效性及遷移、轉化能力與其化學形態密切相關，賦存形態是反映其毒性響應以及生態風險的重要指標[8-10]。紅樹林潮間帶受海陸交互作用影響，環境復雜多變，酸堿度變化、有機質的分解、生物活動和風暴潮等因素可使沉積物中重金屬發生遷移轉化。pH的變化會導致沉積物中重金屬形態的再分配，在低pH條件下碳酸鹽結合態重金屬會轉化為交換態或可溶態存在；鹽度增大也會增加重金屬的溶解性；在氧化性條件下，溶解態重金屬釋放量增加，可交換態及碳酸鹽結合態含量降低[11-13]。因此，分析紅樹林濕地潮間帶沉積物中Hg、As化學形態組成、分布遷移特征及影響因素對于評價該區域環境質量以及探究兩種元素在海洋生態系統中的動力學機制有重要意義。

海南東寨港呈漏斗型，屬典型半封閉淺海，水體交換能力弱，對環境污染敏感。近年來，隨著周邊城鎮規模的擴大、生產和生活污水的排放，紅樹林濕地生態系統受到了污染的威脅。柱狀沉積物的研究能夠提供有毒微量元素受到自然環境和人類活動影響的累積記錄，而目前該區域的研究主要集中于表層沉積物中幾種重金屬的總量分析及污染評價，對潮間帶尤其是河口潮間帶柱狀沉積物Hg和As形態分布研究則缺乏系統性。因此，筆者以東寨港紅樹林濕地為典型區域進行研究，分析潮間帶柱狀沉積物Hg和As化學形態組成、分布及遷移特征，并結合沉積物理化性質及環境因素變化分析兩種元素的環境風險，以期為濕地重金屬的污染防治提供理論依據。

1 材料與方法

1.1 研究區概況

東寨港紅樹林自然保護區位于海南省海口市，綿延50 km，面積1 000多hm2，屬熱帶海洋性氣候，是中國建立的第一個紅樹林濕地保護區，被列入國際重要濕地名錄。不規則全日潮，平均潮差約1 m，年均氣溫23.8 ℃，年均水溫24.8 ℃，年均降水量1 676 mm。東寨港海岸線曲折多彎，灘面緩平，東有珠溪河，南有三江河，西有演豐東河、西河，北有塔市桃蘭溪，此外還有若干短小河道流經保護區入海。暴雨季節，河水挾帶大量有機質碎屑及泥沙在港內沉積。海岸地區為微咸沼澤地，海灣水深一般在4 m內，潮高1.5～2.0 m。陸地上為典型的磚紅壤性紅土，呈酸性。

1.2 樣品采集與制備

通過實地調查，根據地形及植被分布特征、沿邊溪流匯入和污染狀況，選擇了沉積層尚未受到人為擾動的6個采樣點作為研究對象，分別為NYC、SJ、YF、SWC、XB和TS，如圖1所示。NYC位于文昌市翁田鎮，有珠溪河匯入，主要污染源為養殖廢水及農業面源；SJ位于三江鎮，有三江河匯入，主要污染源為生活污水和養殖廢水；其他4個采樣點位于演豐鎮，YF位于自然保護區附近，有演豐東溪匯入，主要污染源為生活污水、養殖廢水及農業面源，SWC位于山尾村，XB位于溪邊村，為演豐西溪匯入斷面，主要污染源是農業面源，TS位于塔市保護站附近，有桃蘭溪匯入，主要污染源為生活污水。

東寨港紅樹林潮間帶柱狀沉積物樣品采集時間為2014年6月，退潮時間段采集。采集深度為0～50 cm(含上限值不含下限值，下同)。在0～20 cm深度范圍，每5 cm為一個樣品；深度在20 cm以上，每10 cm為一個樣品。樣品采集、貯存與運輸參照《海洋監測規范 第3部分：樣品采集、貯存與運輸》(GB 17378.3—2007)。用于分析理化性質的沉積物自然風干，用于重金屬總量及化學形態分析的沉積物冷凍干燥，干燥后的沉積物用瑪瑙研缽研磨至100目以下，4 ℃保存備用。

圖1 采樣點分布Fig.1 Distribution of sampling points

1.3 分析方法

理化性質：pH在水土比為 2.5∶1.0(體積比)的條件下用pH計(型號：PHS-3TC)測定沉積物懸液的pH。沉積物有機質采用重鉻酸鉀容量法測定，可溶性鹽(鹽度)采用質量法測定，具體實驗方法參照《土壤農化分析》(第3版，鮑士旦主編)。

總Hg和總As含量：參照《海洋監測規范 第5部分：沉積物分析》(GB 17378.5—2007)進行消解。消解液中Hg、As含量用原子熒光光譜儀(型號：AFS-930)測定。在測定過程中每5個樣品加設平行樣，并采用近海沉積物樣品標準物質(GBW07314)對沉積物樣品的檢測過程進行控制。

Hg和As化學形態：采用修改后的BCR化學分級提取法[14]進行浸提分離，該分級法依次把重金屬形態分為酸溶態(F1)、可還原態(F2)、可氧化態(F3)和殘渣態(F4)。各級提取液中元素含量測定同總量，根據總量和各化學形態含量之和進行質量控制，回收率控制在90%～110%。

1.4 數據分析

酸溶態重金屬在中性和弱酸性條件下可釋放出來，易于遷移轉化，潛在生態風險較高。可還原態主要是金屬的鐵錳氧化物結合態，在穩定的外界條件下不易釋放，當氧化還原電位降低或缺氧狀態時，這種結合形態的重金屬被還原，成為生物可利用態。可氧化態主要為重金屬的有機結合態和硫化物結合態，性質相對穩定，但在強氧化性條件下會重新釋放出來。殘渣態重金屬賦存在礦物的晶格中，性質穩定，不參與水-沉積物系統的再平衡分配，遷移性小[15]。因此，采用評價次生相與原生相分布比值法來反映和評價沉積物中重金屬的來源和污染水平。其評價模型為：

RSP=Msec/Mprim

(1)

式中：RSP為污染程度，RSP≤1表示無污染，13表示重度污染；Msec為沉積物次生相中重金屬的量，mg/kg；Mprim為沉積物原生相中重金屬的量，mg/kg。

次生相以酸溶態、可還原態和可氧化態之和計算，原生相以殘渣態計算。

沉積物中重金屬的遷移能力可通過遷移系數來評價。一般而言，重金屬的遷移能力是用酸溶態與總量的比值來反映[16]。結合研究區的實際情況分析，東寨港紅樹林濕地潮間帶處于海水周期性交替浸泡條件下，使其氧化還原條件發生較大的變化。鑒于此，重金屬的可還原態存在潛在的遷移能力，所以定義其遷移系數為：

(2)

式中：Mj為重金屬j的遷移系數,%；i為沉積物采樣點序號；n為沉積物采樣點的數量；F1為酸溶態重金屬的量，mg/kg；F2為可還原態重金屬的量，mg/kg；Ti為重金屬j在沉積物采樣點i中的全量，mg/kg。

2 結果與討論

2.1 東寨港紅樹林潮間帶柱狀沉積物理化性質

各采樣點柱狀沉積物的pH垂直方向上的變化范圍為2～8，呈酸性至弱堿性環境(見圖2(a))。總體看，中上層沉積物pH較下部沉積物pH大。在0～15 cm深度范圍，絕大多數采樣點沉積物pH呈減小的趨勢，在15～20 cm深度范圍沉積物pH總體先略有增加，隨后大致呈降低的趨勢。這與王小青等[17]的研究一致，潮間帶沉積物處在海水周期性淹沒的條件下，在淹水的還原性條件下，有機質釋放低價硫進而生成H2S，在退潮的氧化條件下硫又可被氧化為H2SO4或者H2SO3使沉積物呈酸性。各采樣點沉積物中有機質質量分數為0.68%～6.27%(見圖2(b))。總體看，沉積物中有機質的含量在0～15 cm深度范圍呈增加的趨勢，并在10～15 cm范圍達到最大值。紅樹林區植物凋落物的殘留使得林區沉積物有機質含量比較高。各采樣點沉積物中鹽度的變化范圍為2.5～12.6 g/kg(見圖2(c))。沉積物鹽度隨深度的增大大致呈先增加后又逐漸降低趨勢，中上層沉積物鹽度略高于下層，表層(<10 cm，下同)沉積物的鹽度略低于亞表層(10～15 cm，下同)。這是由于表層沉積物受到淡水溪流及雨水的沖刷作用使鹽度降低，對亞表層的影響則較小。

2.2 沉積物中總Hg和總As的分布特征

除采樣點XB外，其他5個柱狀沉積物上層樣品中Hg超過了《海洋沉積物質量》(GB 18668—2002)中第一類標準(≤0.20 mg/kg)，各采樣點沉積物中As均符合GB 18668—2002中第一類標準(≤20.0 mg/kg)(見圖3)。與背景值相比，80%的沉積物樣品中Hg超過背景值(0.056 mg/kg)，25%沉積物樣品中As超過背景值(8.04 mg/kg)。對比國內其他紅樹林濕地，該區域沉積物中Hg、As含量略低于福建浮宮和洛陽橋，但比廣西大冠沙、山口及北侖河口低[18-19]。從水平分布來看，YF采樣點沉積物中Hg和As相對較高，XB采樣點Hg和As相對較低。這主要是由于YF采樣點地處演豐鎮，周圍人口規模較大且較為集中，受到未經處理的生活污水、高位蝦塘養殖廢水排放及農業面源污染的影響。而XB采樣點周邊人口相對稀少，污染主要來自農業面源。另外，YF采樣點地處內灣，與外海水交換率低，水動力條件微弱，且沉積物有機質含量較高，能吸附更多微量元素，導致沉積物中兩種元素的含量高于其他采樣點。

圖2 東寨港紅樹林濕地沉積物理化性質Fig.2 The physical and chemical characteristics of sediments

總體看，沉積物中Hg和As隨采樣深度的增加呈降低趨勢(見圖3)。多數采樣點沉積物表層Hg和As低于亞表層，且在亞表層達到最大值，這與文獻[16]報道的一致。一般而言，靠近表層的重金屬容易擴散，且在淋溶作用影響下，由表層向下層遷移。Hg和As與沉積物理化性狀的相關分析表明，Hg和As與有機質之間均存在顯著正相關關系，亞表層有機質含量也高于表層，且紅樹林濕地受到周期性潮汐作用影響，表層沉積物容易與海水進行重金屬交換，退潮時海水會帶走表層沉積物一部分的重金屬，而對亞表層的影響則較小，因而導致亞表層重金屬含量高于表層。

圖3 沉積物中總Hg和總As垂直變化特征Fig.3 Vertical distributions of total Hg and total As in sediments

2.3 Hg和As的化學形態組成及分布

2.3.1 Hg化學形態組成及分布

總體看，沉積物中Hg形態累積質量分數順序大致為：殘渣態>可氧化態>可還原態>酸溶態(見圖4)。不同采樣點沉積物中Hg形態累積含量隨深度變化的趨勢不同。不同采樣點酸溶態Hg的累積含量大致為：YF>SWC>NYC>SJ>XB>TS，與總量分布略有不同。除SWC外，其他5個采樣點沉積物中酸溶態Hg累積含量大致隨深度的增加而降低。YF和XB采樣點可還原態Hg的累積含量較其他采樣點大，各采樣點可還原態Hg隨深度變化的規律不一致。YF、SWC及XB 3個采樣點沉積物中可氧化態Hg累積含量略高；除SWC外，其他5個采樣點沉積物中可氧化態Hg的累積含量隨深度的增加大致呈降低趨勢。各采樣點沉積物中殘渣態Hg累積質量分數在20%以上，大致表現出中下層高于表層的現象。此外，對比看，YF采樣點沉積物中Hg的次生相占總量的比例超過50%，普遍較其他采樣點高，說明該區域受人類活動影響較大。

2.3.2 As化學形態組成及分布

沉積物中殘渣態As累積質量分數遠遠大于其他As形態(見圖5)。說明沉積物中As主要受控于自然因素，巖石風化含As碎屑沉積是沉積物中As的主要來源。殘渣態As不易遷移轉化且不能被植物吸收利用，活性較小，不易向深層遷移，這也是沉積物中總As含量中上部較高，而下部較低的主要原因。沉積物中酸溶態As累積含量大致表現為中上層略高于下層；下層沉積物殘渣態As累積含量高于上層；其他2種As形態分布規律不明顯。

圖4 沉積物中Hg形態組成及垂直分布Fig.4 Chemical fraction and vertical distribution of Hg in sediments

2.4 Hg和As潛在風險及影響因子分析

2.4.1 Hg和As潛在生態風險

總體看，不同采樣點柱狀沉積物樣品中Hg污染程度不同，污染指數順序大致為：YF>XB>SWC>NYC>SJ>TS(見表1)。沉積物中As處在無污染水平。除表層或亞表層外，NYC、SJ和TS 3個采樣點柱狀沉積物中Hg處在無污染水平。SWC采樣點下層沉積物中Hg為輕度污染水平，上層為無污染水平。XB采樣點沉積物中Hg主要為輕度到中度污染水平，這與總量的評價結果不同，XB采樣點沉積物中總Hg含量較低，但次生相的比例較大，污染指數較高。YF采樣點柱狀沉積物中Hg的污染指數較其他采樣點高，中上層主要呈輕度污染水平，下部表現出中度到重度污染，環境風險較大。此外，該采樣點As污染指數也較其他采樣點高，說明該區域受到人類活動排放影響較大，Hg、As可能存在協同排放，相關性分析也表明兩種元素含量達顯著正相關水平，說明兩種元素相互伴生或具有相同的來源。

2.4.2 Hg和As遷移性分析

總體看，Hg的遷移系數遠大于As，說明Hg穩定性差，在外界環境發生變化時，易于向水體中遷移(見表2)。不同采樣點Hg和As遷移性略有不同。Hg的遷移性順序大致為：YF>XB>SWC>NYC>SJ>TS。As的遷移性順序大致表現為：YF>NYC>SJ>XB>SWC>TS。YF采樣點柱狀沉積物中Hg和As的遷移系數普遍較其他采樣點相同深度中高，容易向環境中遷移釋放，且由于其總量也較其他采樣點高，因此需給予特別關注。XB采樣點沉積物中總Hg和總As含量相對較低，但其遷移系數較大。TS采樣點沉積物中總Hg和總As含量相對較高，但其遷移系數整體較小。

圖5 沉積物中As形態組成及垂直分布Fig.5 Chemical fraction and vertical distribution of As in sediments

深度/cmNYCHgAsSJHgAsYFHgAsSWCHgAsXBHgAsTSHgAs0～50.740.081.890.051.280.210.900.012.800.030.520.055～101.110.130.700.051.840.140.960.031.340.040.140.0410～150.880.110.770.081.490.160.620.051.830.061.090.1015～200.710.080.470.060.750.211.400.041.710.120.450.0520～300.560.050.410.021.440.161.280.040.480.200.740.0330～400.590.060.240.023.700.101.400.091.370.060.180.0340～500.4300.240.012.230.210.750.040.190.060.310.01

表2 東寨港柱狀沉積物中Hg和As的遷移系數

表3 Hg和As形態與沉積物理化性質的相關性1)

注：1)**表示極顯著水平(P<0.01)；*表示顯著水平(P<0.05)。

2.4.3 Hg和As遷移轉化的影響因子分析

紅樹林濕地潮間帶具有高溫潮濕、高鹽高硫、富含有機質等環境特征，沉積物pH、鹽度和有機質對重金屬遷移轉化有重要影響。不同采樣點不同化學形態Hg和As與沉積物pH、有機質和鹽度相關程度不同(見表3)。沉積物pH與酸溶態Hg及總Hg呈正相關關系(YF和TS采樣點除外)。NYC、SJ和SWC 3個采樣點酸溶態As與pH正相關，其中NYC采樣點沉積物pH與酸溶態As和總As呈顯著相關。而污染較為嚴重的YF沉積物pH與總As相關關系則呈顯著負相關。酸溶態包括其金屬的水溶態、可交換態和碳酸鹽結合態，隨著pH的升高，土壤膠體上正電荷減少，對陽離子的吸附能力降低，向水溶態轉化，釋放量增加。此外，隨著pH的降低，金屬的碳酸鹽沉淀易于溶解向水溶態轉化，而pH的增加，有利于碳酸鹽生成[20]。隨著溶解態金屬離子增加，有機質與重金屬絡合反應加劇，溶解態金屬向有機物和硫化物結合態轉化，金屬離子的遷移性降低。因此，沉積物pH與可氧化態Hg也表現出一定的正相關關系(YF采樣點除外)。采樣點沉積物pH與可還原態As呈正相關關系(YF和TS采樣點除外)。WATTS等[21]的研究表明，紅樹林濕地沉積物中As主要以無機態且溶解態As主要以陰離子存在，pH升高時，沉積物中鐵錳氧化物可吸附或共沉淀陰離子，鐵錳氧化物結合態As含量增多。

除YF采樣點外，有機質與總Hg和總As呈正相關關系，其中NYC和SWC沉積物中有機質含量與總Hg呈顯著正相關。此外，沉積物有機質與可氧化態Hg(除YF和TS采樣點外)和As也呈正相關關系，其中在NYC及SWC采樣點有機質與可氧化態Hg和總As呈顯著正相關。紅樹林地區含有較豐富的腐殖質，結構表面有較多的官能團和電荷，對金屬離子具有較強的吸附能力。NGUYEN等[22]的研究也表明，沉積物中有機質含量與重金屬含量有相同的變化規律。有機質對土壤As的影響主要是通過腐殖酸起作用的，腐殖酸有連接大量的Al3+、Ca2+、Mg2+等陽離子的復雜官能團，為As提供了大量的吸附位，所以可氧化態As隨有機質含量的增加而增加[23]。但有研究表明，退潮時在紅樹林中或邊緣表層沉積物多呈氧化性，生物擾動也使空氣更容易進入沉積物，從而轉變成氧化環境，表層沉積物中可氧化態重金屬被氧化，釋放量增加，紅樹林沉積物中可溶性有機物(DOM)的絡合作用能夠提高金屬溶解度和抑制硫化物沉淀生成，使金屬遷移釋放進入水相[24-25]。

酸溶態、可氧化態Hg及總Hg與鹽度呈一定的正相關關系(YF采樣點除外)，其中NYC和SJ采樣點沉積物酸溶態及可氧化態Hg與鹽度呈顯著或極顯著正相關，NYC、SJ和TS 3個采樣點的鹽度與總Hg呈顯著正相關關系。在NYC、TS采樣點，鹽度與酸溶態及可氧化態As呈正相關關系，其中NYC沉積物鹽度與可氧化態As呈顯著正相關。有研究表明，大量存在的Cl-可與重金屬形成絡合物，加速重金屬向溶解態轉化，且鹽分中K+、Ca2+、Na+、Mg2+等陽離子濃度的增大，可以將吸附在固體顆粒上的金屬離子置換出來，使遷移釋放量增大[26]。水溶液中離子濃度越高，導致有機物絡合金屬能力越強，使得有機態金屬含量增大[27]。漲潮時，表層沉積物通常受到海水浸漬，使沉積物的鹽度增大、氧化還原電位大幅度降低，使部分高價鐵錳氧化物被還原，進而遷移釋放到環境中，環境風險增大。

綜上，不同采樣點沉積物Hg和As形態與理化性質的相關性不同。在無污染或輕度污染的采樣點，沉積物中Hg和As受一定程度的pH、有機質及鹽度影響，而在污染相對較為嚴重的YF采樣點，沉積物中各化學形態Hg和As與沉積物pH、有機質含量及鹽度的相關性較弱，或與其他采樣點表現出相反的相關關系。人為影響程度不同，環境影響因子的貢獻率可能存在差異，在強烈的沉降時段，主導的環境因子可能會發生變化。此外，Hg、As形態遷移轉化還可能受到污染物來源及特性、微生物活動、植物根系效應及水文條件等多種因素影響，甚至可能為幾種因素共同作用而影響重金屬在沉積物中的遷移轉化規律，作用機制相對復雜，還需要進一步研究證明。

4 結 論

(1) 多數采樣點柱狀沉積物上層樣品中Hg超過了GB 18668—2002中第一類標準。絕大多數樣品中Hg超過背景值，上層沉積物樣品中As超過背景值。YF采樣點沉積物中Hg和As相對較高。多數采樣點沉積物表層Hg和As低于亞表層，總體隨采樣深度的增加呈逐漸降低的趨勢。

(2) 沉積物中Hg形態累積質量分數大致為：殘渣態>可氧化態>可還原態>酸溶態，As主要以殘渣態存在；Hg的污染指數和遷移系數遠大于As，環境相對風險較大。不同采樣點Hg和As的污染指數和遷移系數分布存在差異，Hg的遷移系數大致為YF>XB>SWC>NYC>SJ>TS，As大致為YF>NYC>SJ>XB>SWC>TS。YF采樣點沉積物樣品中Hg和As的污染指數和遷移系數普遍較其他采樣點高。

(3) 不同采樣點Hg和As形態及總量受沉積物理化性質影響的顯著程度不同。在無污染或輕度污染的采樣點，沉積物中的Hg和As受一定程度的pH、有機質及鹽度影響，而污染相對較為嚴重的YF采樣點沉積物中Hg和As形態與沉積物pH、有機質及鹽度的相關性較弱。

[1] ZHANG Yuanbiao,HUO Yunlong,LIU Xiyao,et al.Environmental impact factors and mercury speciation in the sediment along Fujian and eastern Guangdong coasts[J].Acta Oceanologica Sinica,2013,32(2):76-80.

[2] MARK C G,DEREK G W.Principal biogeochemical factors affecting the speciation and transport of mercury through the terrestrial environment[J].Environmental Geochemistry and Health,2004,26(3):421-434.

[3] RAY A K,TRIPATHY S C,PATRA S,et al.Assessment of Godavari estuarine mangrove ecosystem through trace metal studies[J].Environment International,2006,32(2)：219-223.

[4] ENNOURI R,CHOUBA L,MAGNI P,et al.Spatial distribution of trace metals (Cd,Pb,Hg,Cu,Zn,Fe and Mn) and oligo-elements (Mg,Ca,Na and K) in surface sediments of the Gulf of Tunis (Northern Tunisia)[J].Environmental Monitoring and Assessment,2010,163(1/2/3/4):229-239.

[5] CHATTERJEE M,MASSOLO S,SARKAR S K,et al.An assessment of trace element contamination in intertidal sediment cores of Sunderban mangrove wetland,India for evaluating sediment quality guidelines[J].Environmental Monitoring and Assessment,2009,150(1/2/3/4):307-322.

[6] DAVIS J A,GREENFIELD B K,ICHIKAWA G,et al.Mercury in sport fish from Sacramento- San Joaquin Delta region,California,USA[J].Science of the Total Environment,2008,391(1):66-75.

[7] BRINKMANN L,RASMUSSEN J B.High levels of mercury in biota of a new Prairie irrigation reservoir with a simplified food web in Southern Alberta,Canada[J].Hidrobiologia,2010,641(1):11-21.

[8] 王煥校.污染生態學[M].北京:高等教育出版社,2000:78-100.

[9] 郭鵬然,仇榮亮,牟德海,等.珠江口桂山島沉積物中重金屬生物毒性評價和同步萃取金屬形態特征[J].環境科學學報,2010,30(5):1079-1086.

[10] SAMIRA I K,MEY S J.Speciation of metals in bed sediments and water of Qaraaoun Reservoir,Lebanon[J].Environmental Monitoring and Assessment,2011,178(1):563-579.

[11] THOMAS R P,URE A M,DAVIDSON C M,et al.Three-stage sequential extraction procedure for the determination of metals in river sediments[J].Analytica Chimica Acta,1994,286(3):423-429.

[12] CALMANO W,HONG J F,F?RSTNER U.Binding and mobilization of heavy metal in contaminated sediment affected by the pH and redox potential[J].Water Science and Technology,1993,28(8/9):223-235.

[13] VENKATRAMANAN S,RAMKUMAR T,ANITHAMARY I,et al.Speciation of selected heavy metals geochemistry in surface sediments from Tirumalairajan river estuary,east coast of India[J].Environmental Monitoring Assessment,2013,185(6):563-578.

[14] NEMATI K,ABU BAKAR N K,ABAS M R,et al.Speciation of heavy metals by modified BCR sequential extraction procedure in different depths of sediments from Sungai Buloh,Selangor,Malaysia[J].Journal of Hazardous Materials,2011,192(1):402-410.

[15] 霍文毅,黃鳳茹,陳靜生,等.河流顆粒物重金屬污染評價方法比較研究[J].地理科學,1997,17(1):81-86.

[16] MACHADO W,MOSCATELLI M,REZENDE L G,et al.Mercury,zinc,and copper accumulation in mangrove sediments surrounding a large landfill in southeast Brazil[J].Environmental Pollution,2002,120(2):455-461.

[17] 王小青,王健,陳雄庭.海南東寨港紅樹林鹽土的理化性狀[J].熱帶農業科學,2008,28(3):32-37.

[18] 丁振華,劉金鈴,李柳強,等.中國主要紅樹林濕地沉積物中汞的分布特征[J].環境科學,2009,30(8):2210-2215.

[19] 李柳強,丁振華,劉金鈴,等.我國紅樹林主要分布區表層沉積物砷的分布及形態特征[J].環境科學研究,2008,21(6):171-175.

[20] 李月芬,王冬艷,湯潔,等.吉林西部土壤砷的形態分布及其與土壤性質的關系研究[J].農業環境科學學報,2012,31(3):516-522.

[21] WATTS M J,BARLOW T S,BUTTON M,et al.Arsenic speciation in polychaetes (Annelida) and sediments from the intertidal mudflat of Sundarban mangrove wetland,India[J].Environ. Geochem. Health,2013,35(1):13-25.

[22] NGUYEN H L,LEERMARKERS M,KURUNCZI S,et al.Mercury distribution and speciation in Lake Balaton,Hungary[J].Science of the Total Environment,2005,340(1/2/3):231-246.

[23] 白德奎,朱霞萍,王艷艷,等.氧化錳、氧化鐵、氧化鋁對砷(Ⅲ)的吸附行為研究[J].巖礦測試,2010,29(1):55-60.

[24] CAI Yong,JAFF R,JONES R D.Interactions between dissolved organic carbon and mercury species in surface waters of the Florida Everglades[J].Applied Geochemistry,1999,14(3):395-407.

[25] 黃春雷,鄭萍,陳岳龍,等.山西臨汾—運城盆地土壤中As含量的變化規律[J].地質通報,2008,27(2):246-251.

[26] GERRITSE R G,WALLBRINK P J,MURRAY A S.Accumulation of phosphorus and heavy metals in the peel-harvey estuary in Western Australia:results of a preliminary study[J].Estuarine,Coastal and Shelf Science,1998,47(6):679-693.

[27] 趙勝男,李暢游,史小紅,等.烏梁素海沉積物重金屬生物活性及環境污染評估[J].生態環境學報,2013,22(3):481-489.