廣東汕頭灣表層沉積物重金屬含量分布及風險評價

趙晨輝，胡 佶，李發明，劉凌峰，陸文平，付 靜，周 軍，李冀剛*

(1. 國家海洋局汕尾海洋環境監測中心站，廣東 汕尾 516600； 2. 自然資源部第二海洋研究所，浙江 杭州 310012)

河口灣是河流與海洋的交匯地帶，水文環境復雜、泥沙輸運頻繁，受人為影響顯著，具有典型的復合性和動態性特征[1]。沿岸城鎮排放的大量污染物會隨河流運移至河口區沉積，其中，重金屬因毒性大、難以降解、易沿食物鏈富集等特征受到人們重點關注[2-3]。重金屬來源廣泛，是評價區域環境質量的主要因子之一，經排放入海后會在吸附、絡合、沉淀等作用下存儲在沉積物中，當水文動力、環境條件(如pH、鹽度、氧化還原電位)等因素改變時，這部分元素會重新回到上覆水體中，造成“二次污染”[4-5]。 表層沉積物作為海洋中物質循環的重要節點，在不同相態的重金屬遷移轉化過程中既是“宿主”又是源頭[6]。因此，河口灣表層沉積物中重金屬的污染狀況及生態風險評估一直是國內外學者們的研究熱點[7-8]。

汕頭灣地處粵東北部沿海，臺灣海峽西南末端，素有“粵東之門戶、華南之要沖”之稱，擁有豐富的漁業資源和濱海旅游資源，在廣東省海洋經濟發展中占據重要地位[9-10]。灣區周邊水系繁多，在汕頭東部由北向南分布有：韓江東溪下半段(蓮陽河)、韓江西溪后半段(外砂河、新津河、梅溪河)、榕江、練江，其中梅溪河縱貫汕頭市區與榕江匯合而流入汕頭灣，其余直接匯入，這些水系年徑流量大，深入內陸很遠，流域面積廣，為汕頭灣帶來了大量的內陸物質。隨著汕頭經濟特區的快速發展，汕頭周邊城鎮的電子電路、印染業、礦產開發及填海圍墾等產業和工程建設的規模日益擴大，多元的產業結構發展已經對汕頭灣及其周邊海域的海洋環境造成了巨大壓力[11]。位于榕江上游的貴嶼鎮自20世紀90年代起從事廢舊電子垃圾的回收，國內外大量廢舊電子垃圾運至該地處理，落后的處理工藝如火法燃燒往往產生大量的廢渣、廢氣[12]。此外，練江、韓江上游的揭陽市、潮州市、蓮花山深斷裂帶周邊存在多個多金屬礦床，如揭東新寮崠銅多金屬礦、潮州厚婆坳錫鉛鋅銀礦等，這些礦床以開采Zn、Pb、Cu等金屬為主，礦產豐富，開發過程中的廢渣、廢液經梅溪河、外砂河、蓮陽河等水系最終進入汕頭灣[13-14]。喬永民等(2010)指出汕頭港沉積物的重金屬污染較強，周邊區域的產業結構特征是主要誘因[15]；張小華等(2013)通過對粵東典型海灣的調查指出在汕頭灣攔沙堤末端存在CCd的高值區，污染比較嚴重[16]；孫萍(2004)則發現汕頭港及南澳島周邊海域水相中微量金屬污染情況嚴重，生物相中多種金屬已超出食用標準，如太平洋牡蠣(Crassostreagigas)中的CCu最高超標達7.3倍，口蝦蛄(Oratosquillaoratoria)、梭子蟹(Portunustrituberculatus)、近江牡蠣(Ostrearivularis)等經濟海產品都受到了不同程度的重金屬污染[17]。汕頭灣的海洋生態環境已經受到重金屬污染的較大影響，因此，對汕頭灣及周邊海域沉積物的重金屬含量分布、來源及生態風險狀況進行調查分析具有現實意義。

目前，關于汕頭灣表層沉積物重金屬的研究較少，僅有的報道多集中在榕江流域，區域較為狹窄。本研究選取汕頭灣及周邊海域表層沉積物作為研究對象，對沉積物的重金屬含量CZn、CCu、CCr、CCd、CPb、CHg、CAs及相關參數進行了測定和統計分析，并結合地累積指數法和潛在生態風險指數法對重金屬的生態危害程度進行了評價，以期全面了解汕頭市東部近海表層沉積物中重金屬的污染狀況，為粵東海域海洋可持續發展和海洋生態文明建設提供科學依據。

1 材料與方法

1.1 站位布設與樣品分析

在汕頭灣及周邊區域(23°14′52.800″～23°26′40.092″N，116°41′31.92″～116°56′34.44″E)布設29個站位(圖1)，并于2018年11月29日至12月2日進行了一個航次的調查。沉積物樣品使用抓斗式重力采泥器采集，并以塑料勺刮取中央0～2 cm未受干擾的表層樣品裝于潔凈聚乙烯封口袋中冷凍保存，帶回實驗室解凍后，取一部分測試粒度，另一部分于55 ℃下烘干，研磨，過120目篩后保存待測。

圖1 汕頭灣采樣站位分布Fig.1 Location of sampling sites in Shantou Bay

調查項目主要有粒度、有機碳含量(CTOC)、硫化物含量、CZn、CCu、CCr、CCd、CPb、CHg、CAs。其中粒度采用TopSizer激光粒度儀(珠海歐美克公司SCF-108型)及篩分沉析法測定；沉積物有機碳含量采用重鉻酸鉀氧化還原容量法測定，硫化物含量采用碘量法測定[18]。

取0.25 g過篩后沉積物，加酸(VHNO3∶VHF=9∶3)后于微波消解儀(美國CEM公司MARS 6型)中消解，完成后趕酸(溫度140 ℃)至液滴呈黃豆大小，稍冷后定容至50.0 mL，用原子吸收光譜儀(德國耶拿公司ZEEnit 700P型)測定重金屬Zn、Cu、Cr、 Pb、Cd的含量(以干重計，下同)；Hg、As的前處理及測定參考《海洋監測規范》[18]，用原子熒光光度儀(北京吉天儀器AFS-8330型)進行測試。

沉積物的重金屬含量分布圖采用Surfer 11.0繪制；數據分析軟件為Origin 2018、SPSS 19.0。

1.2 數據質量控制

沉積物重金屬的消解、測試采用近海海洋沉積物標準物質(GBW07314，自然資源部第二海洋研究所)全程監控，平行雙樣。重金屬元素的標準值及不確定度(mg/kg)、實測值(mg/kg)和回收率(%)結果見表1，標準物質各重金屬實測值均在不確定度范圍內，回收率在86.0%～110.0%之間，平行樣相對偏差均小于10%，數據結果可靠。

表1 近海海洋沉積物重金屬含量分析結果及回收率

1.3 主成分分析法

主成分分析(Principal Component Analysis，PCA)是一種掌握主要矛盾的統計學方法，能夠通過簡化數據(即用較少的綜合指標代替原來具有一定相關性的多項指標)來反映原來多變量的大部分信息，該方法在分析海洋沉積物中元素的來源及影響因素方面得到了廣泛應用[19-20]。

1.4 生態風險評價方法

1.4.1 地累積指數法 地累積指數法(Geo-accumulation Index)由德國海德堡大學科學家Müller于1969年提出[21]，其計算公式如下：

Igeo=log2[Cn/(k·Bn)]

(1)

式(1)中：Igeo為計算所得的地累積指數，Cn為所測得的元素含量，Bn為普通頁巖中元素的地球化學本底值，因不同巖石之間存在差異，k為不同巖石背景值的校正系數，一般為1.5。根據Igeo值可將污染程度劃分為7個等級(表2)。

表2 指標與重金屬污染程度對應關系

1.4.2 潛在生態風險系數法(Potential Ecological Risk Index) 該方法由瑞典學者Hakanson于1980年提出，是一種基于沉積學原理和生物毒性效應對重金屬污染及其生態危害進行評價的方法[22]。

(2)

本研究所測沉積物的重金屬種類與Hakanson提出的污染物不完全一致，在進行評價時應對本研究評價指標的分級標準進行適當調整[23-24]，調整后的重金屬潛在生態危害系數和潛在生態危害指數RI分級標準見表3。

表3 重金屬潛在生態危害等級劃分標準

2 結果與討論

2.1 汕頭灣表層沉積物地球化學參數

如圖2所示，汕頭灣表層沉積物主要分為3種類型：粘土質粉砂、砂-粉砂-粘土、砂，這與陳翰等(2014)的研究結果較為一致[25]。

圖2 研究區域表層沉積物的粒度分布Fig.2 Distribution of granularity in surface sediments from study area

表層沉積物中有機碳的含量(質量分數)在0.04%～1.59%之間，均值為0.70%，高值區出現在榕江珠池肚區域S1、S2站位，從平面分布(圖3)上看，榕江入海口至攔沙堤末端處存在有機碳高值區，外砂河入海口處出現區域富集，其余區域相對含量較低[圖3(h)]，整體呈現近岸及入海口處高而外灣低的分布特征，以《海洋沉積物質量標準》[26]來看，汕頭灣表層沉積物中的有機碳含量低，屬于一類海洋沉積物。

汕頭灣表層沉積物硫化物含量在4.0～1 319.0 mg/kg之間，整體分布上呈現攔沙堤西側海域含量高而東側低，且相差較大[圖3(i)]，高值區在榕江的牛田洋區域。

2.2 表層沉積物重金屬含量分布

汕頭灣表層沉積物中的CZn變化范圍為15.3～280.4 mg/kg，平均值為110.3 mg/kg；CCu在2.0～84.6 mg/kg之間，平均值為21.2 mg/kg；CCr在3.0～130.8 mg/kg之間，平均值為38.0 mg/kg；CCd在 0.05～1.07 mg/kg之間，平均值為0.21 mg/kg；CPb在12.97～39.31 mg/kg之間，平均值為25.61 mg/kg；CHg在0.008～0.171 mg/kg之間，平均值為0.069 mg/kg；CAs在1.60～16.50 mg/kg之間，平均值為8.62 mg/kg(表4)。

在平面分布[圖3(a-g)]上，Zn、Cu、Cr、Cd的含量均有相似的分布特征，表現為榕江入海口處S1～S8站位為高值區，而低值區在S25站位周邊海域；S1～S8站位與其他站位區域的金屬含量，以攔沙堤為界對比明顯，這可能是攔沙堤在懸沙的運移過程中起了阻攔的作用；Pb在S1～S8站位區域含量較高，沿東北方向含量緩慢降低，在南澳島附近的S28、S29站位區域又有微弱回升，低值區出現在S22～S25站位區域；Hg在榕江的珠池肚區域、新津河的入海口與海水交匯區域含量較高，而隨方向愈向東北含量逐漸降低；Zn、Cd、Pb、As的含量在攔沙堤的末端區域都存在一個高值區域，As含量在S28站位附近也出現了微弱的回升現象。

2.3 不同海域沉積物重金屬含量的比較

紅海灣、大亞灣、珠江口區域是廣東典型的海灣、河口，周邊工業狀況、養殖產業及海區結構與汕頭灣相似，為衡量汕頭灣沉積物中重金屬的含量水平，本研究將四者做了比較。結果表明：除Pb外，汕頭灣的Zn、Cu、Cr、Cd、Hg、As的平均含量均高于紅海灣和大亞灣，所有元素的平均含量都低于珠江口區域。與南海陸架區背景值、廣東省沿海沉積物及中國淺海沉積物的重金屬平均含量相比，研究區域的Zn、Cu、Cd均高于前三者，Pb、Hg、As處于三者之間，Cr則低于前三者。Cu、Hg的平均含量約為南海陸架區背景值的3倍，Zn約為2倍，Pb約為1.5倍，Cd與Cr的平均含量接近于南海陸架區背景值，由此說明除Cr外，汕頭灣表層沉積物中金屬元素表現出富集效應，含量較高，在廣東各港灣中處于中等及以上水平。

2.4 相關性與主成分分析

通過與特征參數的相關性分析，我們可以得到影響沉積物重金屬的來源和遷移過程的控制因素等信息[34]。本研究將各元素與粒度、有機碳、硫化物做了相關性分析，獲得了相關關系矩陣(表5)。

7種金屬元素與有機碳、硫化物均呈極顯著相關關系，說明有機碳和硫化物是影響元素含量分布的重要環境因子。Zn、Cu、Cr、Pb 4種元素與粘土之間呈極顯著相關(p<0.01)，Cd與粘土呈顯著相關(p<0.05)，Hg、As則與粘土無明顯相關關系，此外，Zn、Pb、Hg與粉砂呈顯著相關，7種金屬均與砂呈負相關關系，說明金屬元素更易結合在細粒級的沉積物中，粘土吸附運移是造成Zn、Cu、Cr、Pb、Cd分布的主要因子，Hg的分布則受粉砂的運移影響，As與粒度參數無明顯相關關系，粒度不是影響其分布的環境因子。

各金屬之間相關性顯著，7種金屬元素具有一定的同源特性。主成分分析的結果見表6，成分1和成分2能夠解釋所產生現象的82.014%，其中成分1占65.492%，成分2占16.521%。主成分1代表了有機碳、硫化物、Zn、Cu、Cr、Cd、Pb、Hg、As這9個變量，有機碳、硫化物的載荷較高，這也進一步支持了有機碳、硫化物作為金屬離子結合物起著重要作用，有機質降解而伴隨的金屬離子釋放以及與硫離子結合固定是沉積物中重金屬的2個重要來源[35]。孫萍(2004)對該區水相、生物相的金屬含量調查指出，Cr、Cu、Zn、Pb等均在榕江入海口S5～S8區域存在含量高值區，而離岸較遠處含量較低[17]，與周邊城鎮工業區、人口結構組成的分布狀況相一致。

圖3 研究區域表層沉積物中重金屬、有機碳、硫化物含量分布Fig.3 Distribution of total contents of heavy metals， TOC and sulfide in surface sediments from study area

表4 不同區域沉積物中重金屬含量的比較

7種元素之間存在一定的同源性，綜合考慮汕頭東部沿海河流排污、沿岸工業發展及城鎮產業結構分布，本研究將第一主成分認定為人為來源，即反映了工業廢水與城市排污是海洋沉積物中重金屬的主要來源；主成分2代表了粒度參數粘土、粉砂、砂，粘土、粉砂為高正載荷，砂為高負載荷，說明泥沙中細粒級組分的搬移輸運是該區域重金屬的主要分配方式。

表5 沉積物地球化學性質與重金屬總量間的相關性分析

表6 汕頭灣表層沉積物重金屬主成分分析

2.5 生態風險評價

地累積指數法計算結果見表7，研究區域的Pb、As表現為輕微到偏中等的污染，Cr表現為輕微到中等的污染，Zn、Cd表現為輕微到偏重的污染，Cu、Hg表現為輕微到嚴重的污染，從整體平均值來看，Cr、Cd、As均屬于輕微污染程度，Zn、Cu、Pb屬于偏中等程度，Hg則最高，屬于中等污染程度。

綜合兩種生態風險評價方法來看，研究區域存在重金屬污染現象，榕江入海口處S1～S8站位海區為主要污染區域，重金屬Hg、Cu、Cd表現出中等甚至強的生態風險，是主要污染元素。

表7 研究區域表層沉積物重金屬的地累積指數

表8 研究區域表層沉積物重金屬潛在生態風險評價結果

2.6 討論

2.6.1 重金屬來源分析 河口灣處于咸淡水交界，灣內的重金屬來源廣泛，不僅有地表徑流、城鎮排污等直接輸入，更可經大氣沉降、外海輸入等方式進入。汕頭灣地處韓江、榕江出海口，有梅溪河、外砂河、新津河等多條水系匯入，這些河流深入內陸，流域面積覆蓋汕頭、潮州、揭陽、梅州等市區。發達的水系為污染物的運移提供了通道，潮陽紡織印染廢水、汕頭貴嶼電子垃圾場廢物、火法燃燒垃圾及沿岸城鎮的生活污水等廢水、廢物、廢氣均含有大量重金屬，這些污染物經榕江、韓江的支流輸運到入海口處與海水相遇，又因榕江珠池肚區域的特殊藕節狀地形，污染物易在此循環、淤積，造成榕江入海口處海水質量下降，這也是S1～S8站位出現金屬含量高值區的原因[17, 37-39]。

汕頭灣上潮流作用強烈，咸水向灣內深入很遠，榕江水流進入開闊海域前需經過濠江區東側海域，該區域是港灣潮汐通道，航道疏浚及水動力條件變化復雜，攜帶金屬的懸沙、生物碎屑等在上潮流及攔沙堤的作用下會停留、沉降在濠江區東側海域，在攔沙堤的末端形成一個匯聚，這可能是Zn、Cd、Pb、As含量在該區域出現高值區的原因。粵東地區是廣東省的六大礦區之一，礦產資源豐富。潮州厚婆坳錫鉛鋅銀礦、揭東新寮崠銅多金屬礦、揭西五經富稀土礦、澄海蓮花山鎢礦等多個典型礦床都處于榕江、韓江上游地區，含量高的重金屬礦產殘渣經地表徑流或地下水匯入汕頭灣也是該區域重金屬的來源[13, 40]。除陸源輸入外，大氣輸送也是鉛的主要運移方式，陳耿(2016)對廣東省煤電行業鉛排放量調查指出，燃煤機組大氣鉛排放量由高到低為珠三角>粵東>粵西>粵北，鉛集中排放強度較高的城市中包括潮州、揭陽[41]。汕頭區域大氣污染的擴散條件較好[42]，環境大氣中重金屬含量濃度同時受到了冶煉廠和鉛鋅礦一定程度的影響，因此，來自煤電、金屬冶煉、交通運輸等多個行業排放的鉛經大氣輸送會沉降在汕頭灣，造成該區域的金屬鉛富集現象。As在自然界中存在較少，是農藥、化肥的主要成分，牛田洋農業區生產及周邊養殖區作業殘留的農藥、化肥經水土流失進入河流，最終進入汕頭灣是研究區域As的可能來源[43]。韓江過潮州市流入汕頭市區和澄海區域，具有豐富的過境水量，會攜帶大量的沿岸城鎮有機污染物進入出海口，研究表明，水體中Hg易與有機質發生絡合反應[44]，因此，除直接排污口排放外，韓江攜帶含Hg有機物質輸入可能是該區域Hg的來源。

此外，汕頭灣周邊有著密集的養殖產業，北側的柘林灣是廣東省最大規模的增養殖海灣和養殖示范區，牡蠣養殖極具規模，東北側南澳島周邊的港灣也散布著以龍須菜、紫菜、貝類等為主的各類養殖區，而在榕江西側的牛田洋區域是目前中國最大的青蟹產地之一，口蝦蛄、鋸緣青蟹(Scyllaserrate)、梭子蟹、扇貝、南美白對蝦(Penaeusvanname)等也是該海區養殖戶的養殖對象。簡單的漁排、網箱養殖方式結合冰凍的紅肉藍蛤(Potamocorbularubromuscula)、小雜魚肉、動物尸骸作為飼料是該區域的主要養殖模式，雖然該模式成本低，但在養殖過程中細菌的滋生、水產飼料添加劑的使用使得污染物易進入海洋，富集在生物體內，生物死亡后則轉移進沉積相[17]。研究區域大部分重金屬的含量均高于南海陸架區背景值及廣東沿海沉積物重金屬平均含量，體現了汕頭灣沉積物中重金屬的富集現象，相關性分析和主成分分析也說明了工業污水、城鎮廢水、養殖廢水排放等人為活動是主要來源。

2.6.2 影響重金屬分布的環境因子分析 ① 水動力作用與細粒級組分的影響。水動力條件和粒度是影響重金屬分布的主要因素已是共識。研究區域水深1～20 m，外海傳來的協振潮進入近岸，潮波在榕江入海口附近因地形影響及海岸的反射作用，表層和底層余流流向均為沿岸線走向，且流向灣內[25]，這導致懸沙在該區域停留沉降，金屬元素在珠池肚、入海口區域出現富集；其次，在汕頭港外水深10 m以上的海區，上升流和漲潮流的流路均隨沿岸流向東北方向運動，經觀測表明，表層海流中常年存在東北向背景流，且在上埃克曼層以深層次流向常年向北，多種水動力模式是該海區沉積物呈現出明顯東北向輸運現象的原因所在，沉積物的輸運帶動金屬元素的遷移，呈現出的分布特征也與水動力變化趨勢一致[25]，而由于攔沙堤的阻擋作用，攔沙堤兩側的金屬含量有較大差別。

重金屬排入水體中，大部分結合在懸浮沉積物表面，顆粒物作為重金屬的載體，其吸附、絮凝、沉積和遷移過程決定著重金屬的去向和歸宿。不同粒徑沉積物對同種金屬的吸附量隨粒徑增大而減小，沉積物粒級越細，表面積越大，對重金屬的吸附、結合能力一般越強[45]。根據前文得知粒度參數與重金屬有著顯著相關性，能夠很好地反映重金屬分布特征。汕頭港航道回淤泥沙的來源主要來自韓江的兩個支流：新津河和外砂河，底沙輸運及波浪潮流共同作用的懸沙輸運是該區泥沙運動的2個主要方式，泥沙運動主要有4條路徑[46]，其中外砂河出來的底沙在沿岸輸沙作用下與新津河口底沙匯合，在新津河口堆積，這導致Zn、Pb、Hg、As在韓江入海口處含量較高，而Cu、Cd、Cr在韓江入海口僅出現微弱的含量富集，這可能與其他環境因子的影響有關，需要進一步研究確認；另外，離岸較遠的底沙在波浪潮流作用下，一只指往待狎金沙嘴方向，另一支指向攔江沙航道附近，還有一只則指向岸邊，這些泥沙的運移路徑導致了在濠江區東側、攔沙堤末端附近出現Zn、Cu、Cr、Cd、Pb、Hg、As的富集。

② 有機碳與硫化物的影響。有機碳是影響重金屬元素分布的重要因素之一，元素可通過表面吸附、絡合、螯合等多種形式結合在有機碳的特殊位點上[47]。有機碳的含量越高，所能提供的結合位點越多，能結合的金屬量越大[48]。根據前文得知，研究區域的沉積物有機碳與金屬Zn、Cu、Cr、Cd、Hg、As呈現出相似的含量分布狀況，并具備顯著相關性，說明研究區域沉積物中的有機碳為金屬元素提供了豐富的結合位點，是影響該區重金屬元素分布特征的重要因素。韓江、榕江上游城鎮工農業和生活污水給汕頭灣帶來了大量的有機污染物，東北方向的柘林灣和南澳縣水產養殖業發達，且濠江區東側近岸也分布有多個養殖區，養殖區動植物源生物殘骸、碎屑等輸入是該區域有機碳的重要來源[49]。養殖作業會造成海水養殖底泥中富含有機質及硫化物，隨著有機質被降解，結合的重金屬被釋放，會產生重金屬碳酸鹽和硫化物，因此南澳島周邊的養殖廢水是導致Pb、As含量在S25、S28站位附近區域出現回升現象的可能原因。

硫化物也是影響沉積物重金屬行為的主要因子之一，從上覆水沉淀、硫酸鹽被還原是沉積物中硫化物的2個主要來源[35]。汕頭灣的沉積物硫化物表現出與Zn、Cu、Cr、Cd、Pb、Hg、As相似的含量平面分布狀況，說明兩者存在相同的來源及運移路徑。約8 km的攔沙堤一方面阻隔了懸沙的進一步擴散遷移，另一方面為泥沙淤積在這片區域提供了屏障，在海水與淡水交匯的環境下，淤積在此的泥沙、生物碎屑等物質會影響海水鹽度、間隙水pH、沉積物氧化還原電位等環境因子，當沉積物的氧化還原電位Eh<-150 mV，底泥中的有機質、硫酸鹽、氫氧化物會和重金屬離子(M2+)發生化合反應，二價離子Zn2+、Cu2+、Hg2+、Cd2+、Pb2+等易與硫離子結合形成不溶或難溶的硫化物[50]，相關性分析結果也說明硫化物是控制汕頭灣海域沉積物中重金屬行為的重要環境因子。

3 結論

(1)研究區域的表層沉積物中金屬元素含量較高，在廣東各港灣中處于中等以上水平，分別為CZn(15.3～280.4 mg/kg)、CCu(2.0～84.6 mg/kg)、CCr(3.0～130.8 mg/kg)、CCd(0.05～1.07 mg/kg)、CPb(12.97～39.31 mg/kg)、CHg(0.008～0.171 mg/kg)、CAs(1.60～16.50 mg/kg)。榕江入海口處海域為多個元素的高值區，攔沙堤兩側的元素Zn、Cu、Cr、Cd含量差別較大。

(2)根據相關性分析和主成分分析，研究區域表層沉積物中重金屬主要來自工業廢水和城市排污等人類活動輸入，有機碳、硫化物及細粒級組分是影響金屬元素來源和分布特征的主要環境因子。

(3)研究區域表層沉積物的重金屬在榕江入海口附近出現富集現象，表現出強的生態風險， Hg、Cu、Cd是主要污染元素，具有很高的潛在生態危害，需要引起有關部門的重點關注。