張際標，劉加飛，姚兼輝，楊波，陳春亮，孫省利

（廣東海洋大學 海洋資源與環(huán)境監(jiān)測中心，廣東 湛江 524088）

作為海陸交替的過渡地帶，潮間帶交替浸于海水和暴露于大氣中，其物質(zhì)和能量轉(zhuǎn)換遠比其它地域迅速，重金屬、持久性有機物等污染物質(zhì)通過生物、化學及物理作用進入沉積物，經(jīng)懸浮泥沙的搬運累積于潮灘之上（Willams et al，1994；王永紅等，2002；Srinivasa et al，2004；孟偉 等，2006），這些污染物質(zhì)通過食物鏈的放大作用，最終進入人的體內(nèi)而影響人類的健康。AVS 是控制沉積物間隙水中重金屬活性和有效性的主要化學組分之一，硫化物可與多數(shù)過渡金屬二價離子反應(yīng)而形成生物活性弱的難溶性化學物，除非硫化物被耗盡，沉積物中二價過渡金屬不會引起生物毒性（Allen et al，1993；Ankley et al，1996；Berry et al，1996；Di Toro et al，1992；馬德毅等，1997）。因此，以酸可揮發(fā)性硫化物和同步提取重金屬來評價沉積物中重金屬的潛在生態(tài)影響受到普遍的認同。

湛江東海島潮間帶面積大，潮灘資源豐富，生物種類多。為滿足湛江新一輪臨海產(chǎn)業(yè)快速發(fā)展的需求，尤其是寶鋼湛江鋼鐵項目、中科煉化項目、晨鳴紙業(yè)項目等在東海島的布局和建設(shè)，東海島潮間帶面積正在由于工業(yè)填海造地、圍海養(yǎng)殖占地、新道路建設(shè)用地等多形式的灘涂占用而急劇縮減，部分區(qū)域?qū)⒂谰孟Вɡ顣悦簦?008），而由此引起的生態(tài)環(huán)境影響并未引起足夠重視。目前，有關(guān)東海島潮間帶表層沉積環(huán)境特征和生態(tài)環(huán)境質(zhì)量狀況研究僅有零星涉及，未見系統(tǒng)研究報道。本文通過研究東海島潮間帶表層沉積物酸可揮發(fā)性硫化物和同步提取重金屬的含量水平、變化特征及其生態(tài)風險，旨在了解東海島潮間帶目前沉積環(huán)境特征及其生態(tài)環(huán)境質(zhì)量狀況，以期為東海島的產(chǎn)業(yè)布局以及海域開發(fā)管理提供科學的決策支持，實現(xiàn)保護性開發(fā)東海島的目的。

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)域和站位布設(shè)

湛江東海島（20°55′-21°05′N，110°11′-110°31′E） 地處熱帶北緣，面臨南海，位于湛江灣與雷州灣之間，該島有早期建成的東海大堤和近期建成的跨海大橋與大陸相連。東海島形似馬鞍狀，面積289.49 km2，海岸線長159.48 km，潮間帶面積達401 km2，為我國第五大島（楊文鶴，2000；廣東省海島資源綜合調(diào)查大隊，1995）。東海島沿岸均有不同寬度的潮間帶分布，沉積物主要有沙質(zhì)、泥沙質(zhì)、泥質(zhì)等底質(zhì)類型，東海島北側(cè)（湛江灣區(qū)） 沿岸有約0.1～2.5 km 寬的泥質(zhì)或泥沙質(zhì)潮間帶，表層疏松；在東側(cè)（龍海天區(qū)） 有約南北長16 km，寬0.2～0.5 km 的沙質(zhì)潮間帶，表層疏松；西側(cè)（通明海區(qū)） 除潮汐汊道外，泥沙質(zhì)潮間帶極窄且近乎消失；南側(cè)（雷州灣區(qū)） 有約東西長25 km，寬1～2.5 km 的泥沙質(zhì)或沙質(zhì)潮間帶，表層較致密（張希然等，1987；廣東省海島資源調(diào)查大隊， 1995）。在湛江新一輪土地開發(fā)利用熱潮中，東海島潮間帶面積正在由于養(yǎng)殖圍海、碼頭占用、填海造地等而日益減少。

根據(jù)東海島的地形特點和潮灘類型，在東海島潮間帶區(qū)共布設(shè)8 個采樣站位，每個站位在高潮區(qū)（H）、中潮區(qū)（M）、低潮區(qū)（L） 各布設(shè)1 個樣點，各站位具體位置如圖1 所示；根據(jù)采樣站位所處的自然地理、水動力環(huán)境、及所在海域的目前使用功能等狀況，為便于分析討論將東海島潮間帶8 個站位分為4 個區(qū)域，分別為Ⅰ區(qū)（湛江灣區(qū)，1 號站、2 號站所在）、Ⅱ區(qū)（龍海天區(qū)，3 號站所在）、Ⅲ區(qū)（雷州灣區(qū)，4-6 號站區(qū)）、Ⅳ區(qū)（通明海區(qū)，7 號站、8 號站所在），其中湛江灣區(qū)主要為臨海工業(yè)區(qū)，龍海天為旅游風景區(qū)，雷州灣和通明海所在目前主要為近岸養(yǎng)殖區(qū)。各監(jiān)測站位所在臨近區(qū)概況如表1 所示。

1.2 樣品采集

樣品采集、輸運、保存和前處理等均按照《海洋調(diào)查規(guī)范》 （GB 12763-2007） 和《海洋監(jiān)測規(guī)范》 （GB 17378-2007） 中規(guī)定的要求進行。東海島潮間帶表層沉積樣品的采集分別于2011年7月14-18日（夏季） 和2012年1月10-13日（冬季）的大潮退潮期的白天進行。在每個樣點的10 m ×10 m 區(qū)域內(nèi)選取5 點現(xiàn)場測定沉積物的溫度，取平均值；同時用塑料勺取0～3 cm 的表層沉積物樣品5 個，混勻后取約1 kg 樣品迅速裝入聚乙烯塑料袋中，排氣，密封，放入含冰塊的泡沫箱中保存，運回實驗室后當天測定其可揮發(fā)性硫化物（AVS） 和提留同步提取重金屬測定的樣品。測試其它項目的樣品冷凍保存。

圖1 湛江東海島潮間帶采樣站位布設(shè)示意圖

表1 各采樣站位所在區(qū)概況

1.3 樣品分析與測試

1.3.1 硫化物含量測定

AVS 采用亞甲基藍分光光度法測定。稱取3.0 g混勻濕樣于氮吹儀（泰普特儀器廠，LHW-6A）中，沉積物樣品中的硫化物與鹽酸（1+2） 反應(yīng)，生成的H2S（g） 隨氮氣進入乙酸鋅-乙酸鈉混合溶液中被吸收，吸收液中的硫離子濃度用亞甲基藍分光光度法（島津，UV-2450） 測定。為保證分析質(zhì)量，用硫化物標準樣品（GSB07-1373-2001，國家環(huán)保部標準樣品研究所） 進行測定過程質(zhì)量控制，質(zhì)控樣回收率在83%～89%之間。同時用重量法測定含水率，AVS 含量為干重樣品結(jié)果。

1.3.2 同步提取重金屬（SEM） 含量測定

保留提取完AVS 后的樣品，待其澄清后，吸取20 mL 上清液離心分離（賀立式，D-37520 Osterode），離心后取其上清液5 mL 用2%HNO3稀釋至25 mL 后用ICP-MS（安捷倫，7 500 Cx） 測定同步提取各重金屬（SEM） 含量。

1.3.3 TOC 含量測定

解凍后沉積物樣品經(jīng)冷凍干燥、研磨過160 目篩后，稱一定量樣品用TOC 測定儀（島津，TOCVCSH） 測定其TOC 含量。每個樣品平行測定3次，取其平均值，TOC 含量以樣品總干重的質(zhì)量分數(shù)表示。

1.4 生物毒性效應(yīng)評估方法與標準

采用（∑SEM/AVS） 比值和（∑SEM-AVS）差值綜合評估稀酸溶出的重金屬總量對沉積環(huán)境的生物影響風險（Allen et al，1993；Ankley et al，1996； Berry et al， 1996； Di Toro et al， 1992）。當（∑SEM/AVS） ＞1 時，若（∑SEM-AVS） ＞5，間隙水中重金屬以游離態(tài)形式為主，重金屬對底棲生物可能有高的潛在毒性，當0 ＜（∑SEM-AVS）＜5 時，重金屬對底棲生物可能有中等潛在毒性；當（∑SEM/AVS） ＜1 時，此時（∑SEM-AVS） ＜0，重金屬主要以硫化物形式存在于沉積物中，沉積物重金屬對底棲生物沒有毒性。

采用生物毒性閾值法可詳細了解單個重金屬是否具有生物毒性，即通過確定產(chǎn)生毒性效應(yīng)的重金屬濃度閾值（Threshold Effect Level， TEL） 和可能產(chǎn)生毒性效應(yīng)的濃度閾值（Probable Effect Level，PEL） 來評估沉積物中單個重金屬的生物毒性。一般認為，重金屬含量低于低限效應(yīng)值（TEL） 幾乎不會對生物產(chǎn)生毒性效應(yīng)，高于可能效應(yīng)值（PEL） 會經(jīng)常產(chǎn)生毒性效應(yīng)，介于兩者之間則會偶然產(chǎn)生毒性效應(yīng)（Grabowski et al，2001；Lacey et al，2001）。

2 結(jié)果及討論

2.1 酸可揮發(fā)性硫化物AVS 含量與分布

沉積物中AVS 的含量受到有機質(zhì)、活性鐵、硫酸鹽等物質(zhì)供給及氧化還原環(huán)境條件等多種因素的影響（Van den Hoop et al，1997；劉景春等，2004； David et al， 2005），東海島潮間帶2011年夏季表層沉積物的酸可揮發(fā)性硫化物AVS 含量在0.065～3.729 μmol/g 之間，平均為0.449 μmol/g；冬季AVS 含量在0.053～12.347 μmol/g 之間，平均為1.816 μmol/g。除個別站位外，東海島潮間帶表層沉積物冬季AVS 含量均大于夏季結(jié)果，這與始終有海水覆蓋的海底沉積物AVS 在夏季和春季含量高于冬季的變化規(guī)律不同（Van den Hoop et al，1997；劉景春 等， 2004； 張向上 等， 2004；David et al， 2005）。其主要原因在于夏季潮間帶的沉積物受太陽光的影響比冬季顯著，表層沉積物AVS 易被氧化；此外，東海島潮間帶表層沉積物夏季現(xiàn)場溫度在29.1 ℃～33.4 ℃之間，平均為30.8 ℃，冬季溫度在15.1℃～17.9 ℃之間，平均為16.2 ℃，因此夏季高溫易使生成的H2S 在退潮后更快地逸散而進入大氣環(huán)境，表現(xiàn)為潮間帶表層沉積物中AVS 含量夏季普遍低于冬季。

圖2 夏季（a） 和冬季（b） 東海島潮間帶表層沉積物中AVS 含量（H：高潮區(qū)；M：中潮區(qū)；L：低潮區(qū)）

受東海島沿岸紅樹林和水草的零星分布、近岸蝦池廢水間息排放等的影響，東海島潮間帶不同站位表層沉積物中AVS 含量潮區(qū)變化差異較大，從高潮區(qū)到低潮區(qū)未呈現(xiàn)一致的漸變規(guī)律（圖2），與深層沉積物中AVS 含量遵循高潮區(qū)＞中潮區(qū)＞低潮區(qū)（Van den Hoop et al， 1997； 張向上 等，2003； David et al， 2005） 的變化規(guī)律也有所不同。由于潮間帶交替浸于海水和暴露于大氣中，形成水-沉積物、氣-沉積物等多種界面，使得潮間帶表層沉積物交替處于弱氧化、弱還原狀態(tài)，因此潮間帶表層沉積物中AVS 潮區(qū)分布規(guī)律與潮間帶沉積柱或海底深層沉積物有所差異。此外，陸域污染源的存在，將導致個別潮區(qū)污染物異常增大，因此在有紅樹林和水草分布或近岸蝦池廢水間息排放等的站位（如夏季2 號站和5 號站，冬季1 號站、5 號站和6 號站等） 在高潮區(qū)AVS 含量比其它潮區(qū)高。

從區(qū)域分布來看，東海島潮間帶表層AVS 兩季平均含量呈現(xiàn)南、北區(qū)較高，東、西區(qū)較低的分布規(guī)律，即Ⅲ區(qū)（雷州灣區(qū)） 硫化物含量最高（2.193 μmol/g），Ⅰ區(qū)（湛江灣區(qū)，1.092 μmol/g）次之，第三為Ⅳ區(qū)（通明海區(qū)，0.107 μmol/g），最低為Ⅱ區(qū)（龍海天區(qū)，0.085 μmol/g）。這與東海島近岸的水流動力分布和人類活動有關(guān)。東海島南北兩側(cè)（湛江灣區(qū)和雷州灣區(qū)） 的近岸潮流動力顯著弱于東海島東面（龍海天區(qū)，3 號站所在） 潮流動力（李國杰等，2007），所以南北兩側(cè)潮間帶沉積的底質(zhì)相對較細，氧的滲透阻力更大，可以積累更多的硫化物，AVS 含量更高；東海島西側(cè)（通明海區(qū)，7 號站和8 號站所在） AVS 含量總體偏低，其原因在于該區(qū)潮間帶是在大面積圍海后新形成的極窄潮灘（李曉敏，2008），受擾動的較新沉積層中積累的硫化物較少。

2.2 同步提取重金屬SEM 含量與分布

同步提取重金屬SEM 為加入HCl 從沉積物中釋放出來的重金屬，不僅包括與硫化物形態(tài)存在的重屬，還包括由于pH 變化而易釋放的可交換態(tài)、碳酸鹽結(jié)合態(tài)、鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)等的重金屬（Berner， 1984； Van den Hoop et al， 1997；David et al， 2005）。東海島潮間帶各監(jiān)測站位表層沉積物中同步提取活性金屬的總量變化情況見表2、圖3 和圖4 所示。

結(jié)果顯示，夏季∑SEM 總量變化范圍為0.56～4.60 μmol/g，各站位平均的最高值出現(xiàn)在7號站位，最低值為3 號站位；冬季∑SEM 總量變化范圍為0.65～2.21 μmol/g，各站位平均的最高值在5 號站位，最低值出現(xiàn)在2 號和3 號站位；總體而言，∑SEM 總量夏季大于冬季。從單個金屬對∑SEM 的貢獻率看，夏冬兩季各重金屬平均含量基本遵循Zn＞Cr＞Pb＞Cu＞Cd 的變化規(guī)律，各樣點沉積物中SEMZn含量均在70%以上，其次是SEMCr，而各樣點SEMCd含量均在1%以下。

表2 夏季、冬季五種同步提取重金屬總量∑SEM（μmol·g-1）

圖3 夏季5 種同步提取重金屬對∑SEM 的貢獻率

圖4 冬季5 種同步提取重金屬對∑SEM 的貢獻率

從高潮區(qū)到低潮區(qū)，各站位單一重金屬含量潮區(qū)變化差異較大，未呈現(xiàn)一致的潮區(qū)漸變規(guī)律。從區(qū)域分布來看，東海島潮間帶表層沉積物中的單一重金屬兩季平均含量最低均出現(xiàn)在Ⅱ區(qū)（3 號站所在），Cr、Cu 和Pb 在Ⅲ區(qū)最高，Zn 在Ⅳ區(qū)最高、Ⅰ區(qū)次之，各站位Cd 含量很低，區(qū)域變化不顯著；兩季5 種重金屬總量∑SEM 表現(xiàn)為從西區(qū)的較高值沿東海島的南北兩側(cè)漸減為東區(qū)的較低值，即Ⅳ區(qū)（通明海區(qū)，平均2.12 μmol/g） ＞Ⅰ區(qū)（湛江灣區(qū)，平均1.43 μmol/g） ＞Ⅲ區(qū)（雷州灣區(qū)，平均1.14 μmol/g）＞Ⅱ區(qū)（龍海天區(qū)，平均0.70 μmol/g）。由于各站位沉積物中SEMZn含量均在70 %以上，所以∑SEM 的區(qū)域分布主要受Zn 含量變化所影響。其中，通明海區(qū)（Ⅳ區(qū)） 由于在7 號站所在的對岸有湛江晨鳴紙業(yè)有限公司，受其廢水排海的影響，該區(qū)Zn 的含量普遍較高；湛江灣區(qū)則受灣內(nèi)航道、碼頭及臨港工業(yè)的綜合影響，Zn 也較高；龍海天區(qū)（Ⅱ區(qū)） 所在是旅游度假區(qū)，無污染工業(yè)存在，同時該區(qū)也是東海島近岸潮流動力最強的區(qū)域，因此包括Zn 在內(nèi)的各重金屬含量均為最低。

2.3 SEM 和AVS 的相關(guān)性

同步提取重金屬SEM 是沉積物中通過1 mol/L HCl 溶出后的產(chǎn)物，既包含了具有生物有效性的溶解態(tài)、鐵氧化物吸附態(tài)等，也包括對環(huán)境變化（如生物擾動、機械擾動） 敏感的單硫化物等形態(tài)（Berner，1984；Morse et al，1987；David et al，2005；浦曉強等，2009），因此沉積物中AVS 的多少將直接影響SEM 的含量高低。本研究區(qū)內(nèi)SEM 和AVS 含量之間的相關(guān)性分析結(jié)果顯示（表3），AVS 與單一重金屬含量及總量之間的相關(guān)系數(shù)均呈現(xiàn)正相關(guān)，但AVS 僅與Cu 呈顯著相關(guān)（P＜0.01），與其余4 種同步提取重金屬的相關(guān)系數(shù)均不大，相關(guān)性較弱，這與大多數(shù)海洋沉積物中AVS 與SEM 顯著相關(guān)的結(jié)果有所差異。其主要原因在于樣品的采集在大潮退潮期的白天進行，此時潮間帶表層沉積物退潮后直接暴露于大氣環(huán)境中，受大氣中氧氣和太陽光的直接作用，沉積物表層多處于氧化環(huán)境中，同時由于近岸養(yǎng)殖廢水排放和紅樹的零星存在，使各監(jiān)測樣點的硫化物含量較低且差異大，導致AVS 與Zn、Pb、Cd、Cr 等之間的相關(guān)性不強，說明此時AVS 并不是Zn、Pb、Cd、Cr等在沉積物中的主要結(jié)合形態(tài)。同AVS 相比，沉積物中的有機物含量（TOC） 在夏冬兩季的區(qū)域分布與同步提取重金屬總量∑SEM 變化類似，表現(xiàn)為TOC 與5 種酸提取重金屬及∑SEM 均呈現(xiàn)正相關(guān)（表3），且TOC 與Cu、Pb、Zn 等呈較顯著相關(guān)（P＜0.05），符合TOC 與各重金屬含量之間依存關(guān)系的普遍規(guī)律（劉景春 等， 2004； David et al，2005），說明沉積物中Cu、Zn、Pb 的有機態(tài)含量較高，即TOC 對東海島潮間帶沉積物中各重金屬均具有較強的調(diào)控能力，有機質(zhì)也是東海島潮間帶沉積物中重金屬潛在危害性的重要控制因素之一。

表3 SEM、AVS 及TOC 之間的Spearman 相關(guān)系數(shù)矩陣

通過表3 可以看出，Zn、Pb、Cu 與∑SEM 總量呈顯著相關(guān)，且Cu、Pb、Zn 之間呈較顯著相關(guān)（P＜0.05），這與3 種重金屬在酸性水溶液中易形成二價硫化態(tài)有關(guān)形式有關(guān)。Cd 盡管也容易形成二價硫化物，由于其含量很低，不到∑SEM 總量的1.0%，故其與∑SEM 及Cu、Pb、Zn 等的相關(guān)性很弱。此外，Zn 與∑SEM 相關(guān)系數(shù)高達為0.989，呈現(xiàn)極顯著相關(guān)（P＜0.01），說明研究區(qū)域∑SEM 的分布特征主要由SEMZn的分布模式?jīng)Q定。

2.4 東海島潮間帶沉積物重金屬生物毒性評價

在海洋環(huán)境質(zhì)量評價中，由于沉積物中部分重金屬是以難分解的殘渣態(tài)等形式存在，不具生物有效性，表4 為本工作在東海島北部湛江灣區(qū)和東部龍海天區(qū)夏季潮間帶的SEM 及已報道相近站位各重金屬的總量。由表4 可知，除鋅外，即使在較強鹽酸性體系中，能溶出至溶液中的重金屬也只占沉積物重金屬總量的一部分，大部分重金屬是以難分解的殘渣態(tài)等形式存在于沉積物中，這使得以重金屬總量作為評價指標反映環(huán)境重金屬污染現(xiàn)狀具有一定的局限性。

表4 本工作SEM 和已報道相近站位重金屬總量比較（μmol·g-1）

為此，不少學者（Allen et al，1993；Ankley et al， 1996； Berry et al， 1996； Di Toro et al，1992） 認為利用（∑SEM/AVS） 和（∑SEM-AVS）來評估重金屬對沉積環(huán)境的生物影響風險更加準確。東海島潮間帶各監(jiān)測站位表層沉積物中夏、冬兩季（∑SEM-AVS） 結(jié)果如表5 所示。

表5 結(jié)果顯示，東海島潮間帶沉積物中（∑SEM-AVS） 的平均差值范圍在-8.628～2.940 之間變化，其中大多數(shù)站位（∑SEM-AVS） 的平均差值大于0，沉積物中AVS 不足以將重金屬離子全部固定在沉積物中，部分可能進入間隙水而對底棲生物產(chǎn)生潛在毒性效應(yīng)，因此東海島潮間帶大部分區(qū)域的沉積物中的重金屬對生物可能有潛在中等毒性；各監(jiān)測站位（∑SEM-AVS） 的平均差值夏季普遍高于冬季，說明東海島潮間帶沉積物中重金屬夏季更容易以自由離子或其它形式從沉積物中釋放出來，其潛在生物毒性夏季大于冬季。從（∑SEM-AVS） 區(qū)域分布情況看，東海島潮間帶沉積物中重金屬生物毒性相對較小的區(qū)域在湛江灣區(qū)（Ⅰ區(qū)，1 號站和2 號站所在） 和雷州灣區(qū)（Ⅲ區(qū)，4-6 號站所在），重金屬潛在生物毒性較大的區(qū)域為通明海區(qū)（Ⅳ區(qū)，7 號站和8 號站所在）。由于東海島潮間帶沉積物中∑SEM 總量主要受Zn 含量影響，各站位SEMZn均占70%以上，因此東海島潮間帶沉積物中重金屬潛在的生物毒性可能主要由Zn 引起。

表5 夏、冬兩季東海島潮間帶表層沉積物中（∑SEM-AVS）

為進一步確定單個重金屬是否具有生物毒性，將東海島潮間帶表層沉積物中酸溶的Cr、Cu、Zn、Cd 和Pb 含量與其在海洋沉積物中產(chǎn)生生物毒性效應(yīng)閾值（Lacey et al，2001） 進行比較（表6）。結(jié)果顯示，在Ⅳ區(qū)（通明海區(qū)） 沉積物中夏季Zn 的平均濃度高達2.897 μmol/g，超過其2.199 μmol/g的低限效應(yīng)值（TEL），但低于其可能效應(yīng)值（PEL），表明夏季東海島潮間帶通明海區(qū)（Ⅳ區(qū)）表層沉積物中Zn 對底棲生物的毒性作用會偶然發(fā)生，而其它4 種重金屬含量在夏、冬兩季沒有超過各自的TEL，對底棲生物不具有毒性；此外，東海島湛江灣、龍海天、雷州灣等區(qū)域（Ⅰ區(qū)-Ⅲ區(qū)）的潮間帶表層沉積物中5 種重金屬含量在夏、冬兩季均沒有超過各自的TEL，對底棲生物不具有毒性，生態(tài)風險低。因此，東海島4 個區(qū)域潮間帶的表層沉積物中，重金屬潛在生物毒性較強的區(qū)域為通明海區(qū)（7 號站和8 號站所在），具有較大潛在生物毒性的重金屬為夏季通明海區(qū)的Zn。

表6 東海島潮間帶表層沉積物中單元素SEM 含量及海洋沉積物中重金屬對底棲生物產(chǎn)生毒性效應(yīng)的閾值（Lacey et al，2001） （μmol·g-1）

3 結(jié)論

對東海島潮間帶酸沉積物中AVS 及SEM 的分析表明，東海島潮間帶表層沉積物中AVS 含量夏季平均為0.449 μmol/g，冬季為1.816 μmol/g，大多數(shù)站位AVS 含量冬季高于夏季，AVS 平均含量總體呈南、北區(qū)較高，東、西區(qū)較低的區(qū)域分布規(guī)律。潮區(qū)沉積物可提取重金屬SEM 總量夏季在0.56～4.60 μmol/g 之間，冬季處于0.65～2.21 μmol/g之間；各重金屬平均含量大小為Zn＞Cr＞Pb＞Cu＞Cd，其中Zn 含量占SEM 總量在70%以上，Cd 含量不到1%，SEMZn是控制著∑SEM 分布的主要模式。聯(lián)合利用（∑SEM/AVS） 與（∑SEM-AVS）法和生物毒性閾值法綜合評價重金屬對沉積環(huán)境的生物毒性結(jié)果表明，東海島潮間帶大部分區(qū)域表層沉積物中（∑SEM-AVS） 處于0～5 之間，重金屬潛在生態(tài)影響風險較強的區(qū)域為通明海區(qū)（7 號站和8 號站所在），具有較大潛在生態(tài)影響風險的重金屬為夏季通明海區(qū)的Zn。太陽光、氣溫、水動力等環(huán)境條件及陸域污染是影響東海島潮間帶表層沉積物中AVS 和SEM 含量水平和區(qū)域分布特征的主要因素。

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