福建漳江口紅樹林沉積物重金屬汞(Hg)的分布特征

馬曉霞, 姜兆玉, 王永飛, 程皓,*

?

福建漳江口紅樹林沉積物重金屬汞(Hg)的分布特征

馬曉霞1, 2, 姜兆玉2, 王永飛1*, 程皓2,*

1. 暨南大學(xué)生物工程學(xué)系,廣州 510632 2. 熱帶海洋環(huán)境國(guó)家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室, 中國(guó)科學(xué)院南海海洋研究所, 廣州 510301

對(duì)福建漳江口紅樹林沉積物中重金屬汞(Hg)含量的時(shí)空分布進(jìn)行了研究。結(jié)果表明漳江口紅樹林濕地汞含量為0.0815 mg·kg–1—0.3431 mg·kg–1。在潮間帶水平分布上, 從光灘到高潮位汞含量顯著上升(<0.05), 相對(duì)光灘, 紅樹林沉積物更易富集汞, 其中高潮位紅樹林底泥中汞含量最高。在垂直方向上, 大多數(shù)的汞富集在表層及亞表層, 隨著深度的加深, 汞含量呈現(xiàn)下降趨勢(shì)。汞在紅樹林濕地沉積物中的積累主要與有機(jī)碳(TOC), 含水率, 鹽度相關(guān)。從計(jì)算的單一污染指數(shù)()來(lái)看, 漳江口地區(qū)汞污染等級(jí)為Ⅲ級(jí)以下, 大多數(shù)采樣點(diǎn)屬于自由污染或輕度污染。就該地區(qū)汞污染的時(shí)空變化趨勢(shì)以及和其他紅樹林區(qū)汞污染狀況的對(duì)比來(lái)看, 漳江口地區(qū)存在一定程度的汞污染威脅加劇的現(xiàn)象, 值得引起注意。

紅樹林; 沉積物; 重金屬; 汞(Hg); 福建漳江口

0 前言

紅樹林濕地是位于熱帶和亞熱帶海洋潮間帶地區(qū)的高產(chǎn)濕地生態(tài)系統(tǒng)[1], 是陸地與海洋之間的緩沖地帶[2-3]。作為海岸生態(tài)系統(tǒng)關(guān)鍵區(qū)域, 紅樹林生態(tài)系統(tǒng)具有保護(hù)生物多樣性, 防風(fēng)固沙, 促淤凈化等生態(tài)學(xué)功能[4]。但隨著近年來(lái)城市化、工業(yè)化以及沿海經(jīng)濟(jì)的飛速發(fā)展, 人口的聚集, 污染物的排放, 使得紅樹林匯集了來(lái)自河口、海灣的大量污染物, 紅樹林正面臨著日益嚴(yán)重的重金屬污染問題。紅樹林土壤屬于海相沖積層, 以沉積物的形式遷移, 由河流和海洋沉積而成[5], 具有沼澤化、鹽漬化、強(qiáng)酸性和高有機(jī)質(zhì)含量[6]的主要特征。紅樹林受到潮汐, 河水以及降水產(chǎn)生的地表徑流作用, 是紅樹林沉積物重要的養(yǎng)分來(lái)源, 但同時(shí)由于紅樹林濕地具有還原性高腐殖質(zhì)的特征, 使得它具有較強(qiáng)的重金屬吸附能力, 且紅樹林沉積物中大量的硫化物也會(huì)和重金屬結(jié)合形成難溶性的金屬硫化物, 使得紅樹林濕地更容易受到重金屬的污染[7-8]。受到重金屬污染的紅樹林濕地必定會(huì)影響生活在其中的魚蝦蟹等濕地動(dòng)物, 進(jìn)而影響到附近居民及該地區(qū)養(yǎng)殖業(yè)。

重金屬Hg由于其較高的生物累積率和高生物毒性被認(rèn)為是應(yīng)該優(yōu)先控制的污染物之一[9-10]。和其他元素相比, 汞及其化合物的顯著區(qū)別在于它可以以零價(jià)的形式存在于大氣、土壤以及天然水中[11-12]。汞可以跨越血腦屏障, 在細(xì)胞內(nèi)迅速被氧化成離子汞(Hg2+)[13], 并且可以在腦細(xì)胞中保留多年[14], 導(dǎo)致腎功能衰竭以及其他神經(jīng)系統(tǒng)疾病, 造成不可逆的損傷[15]。伴隨著工業(yè)化的迅速發(fā)展和沿海地區(qū)人口與經(jīng)濟(jì)水平的高速增長(zhǎng), 大量工業(yè)及生活污染物的排放, 使農(nóng)田、河流以及河口中經(jīng)常檢測(cè)到較高濃度的汞[16]。因此, 近年來(lái)環(huán)境汞污染狀況受到越來(lái)越多的關(guān)注。

隨著環(huán)境污染狀況的日益加劇, 各個(gè)國(guó)家都越來(lái)越重視對(duì)紅樹林濕地生態(tài)系統(tǒng)的保護(hù), 與紅樹林沉積物重金屬污染物有關(guān)的研究已有較多[17-21], 但紅樹林汞污染狀況的相關(guān)研究還不夠深入。所以本研究選取了國(guó)家級(jí)自然保護(hù)區(qū)福建漳江口紅樹林濕地, 對(duì)該地區(qū)重金屬汞的時(shí)空分布進(jìn)行研究, 以期更好地了解漳江口地區(qū)汞污染的現(xiàn)狀和歷史, 為該地區(qū)紅樹林濕地的保護(hù)與管理提供理論依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)概況

本次研究地點(diǎn)為福建省漳州市云霄縣漳江口紅樹林國(guó)家級(jí)自然保護(hù)區(qū)內(nèi)的實(shí)驗(yàn)區(qū)(東經(jīng)117° 24′07″—117°30′00″, 北緯23°53′45″—23°56′00″), 保護(hù)區(qū)成立于1992年1月, 該地區(qū)屬于亞熱帶海洋季風(fēng)氣候, 年平均氣溫21.2 ℃, 年均降雨量為1714.5 mm,該地區(qū)潮汐為不規(guī)則半日潮, 保護(hù)區(qū)總面積為2360 hm2, 保護(hù)區(qū)內(nèi)主要的紅樹物種為秋茄(), 桐花(), 白骨壤()等。

1.2 樣品的采集

沉積物樣品于2016年10月采集于福建省漳州市云霄縣漳江口紅樹林國(guó)家級(jí)自然保護(hù)區(qū)(東經(jīng)117° 24′07″—117°30′00″, 北緯23°53′45″—23°56′00″), 從光灘到高潮位方向, 共選取了4個(gè)采樣點(diǎn)分別為光灘, 低潮位, 中潮位, 高潮位。光灘為無(wú)植被生長(zhǎng)的裸灘, 低潮位為白骨壤()純林(平均樹高為1 m, 基徑約26.4 cm), 中潮位為白骨壤(), 桐花(), 秋茄()的混交林(桐花樹平均樹高為1—1.5m), 高潮位為秋茄純林()(平均樹高為4—5 m, 基徑9.5—17 cm)。

表層沉積物在采集時(shí), 每個(gè)采樣點(diǎn)設(shè)置三個(gè)10 m×10 m的樣方, 在樣方內(nèi)采取對(duì)角線取樣方式, 每個(gè)樣方采集5個(gè)表層(0—5 cm)沉積物樣品, 將采集到的表層沉積物樣品混勻裝入無(wú)菌封口袋中密封避光保存。

柱狀樣沉積物在采集時(shí), 每個(gè)采樣點(diǎn)用不銹鋼采樣器分別鉆取0—5 cm, 5—10 cm, 10—15 cm, 15—20 cm, 20—25 cm, 25—30 cm, 30—35 cm, 35—40 cm柱狀沉積物樣品, 柱狀樣沉積物每個(gè)采樣點(diǎn)采三份作為重復(fù)。所有沉積物樣品密封避光保存并快速帶回實(shí)驗(yàn)室–20 ℃冷凍保存。在實(shí)驗(yàn)室內(nèi)將所有樣品進(jìn)行自然風(fēng)干, 研磨并過2 mm篩用作后續(xù)重金屬汞含量的測(cè)定。

1.3 樣品的分析測(cè)定

根據(jù)國(guó)家標(biāo)準(zhǔn)(GBT 22105.1—2008土壤質(zhì)量總汞、總砷、總鉛的測(cè)定, 原子熒光法)測(cè)定Hg的濃度。稱取1.0 g過篩的土壤樣品于50 mL具塞比色皿中, 加少量水濕潤(rùn)樣品, 加10 mL王水混勻于沸水浴中消解2 h, 取出冷卻至室溫, 加入10 mL保存液(0.5 g重鉻酸鉀少量水溶解后加入50 mL硝酸, 加水稀釋至1000 mL), 并用稀釋液(0.2 g重鉻酸鉀少量水溶解后加入28 mL硫酸, 加水稀釋至1000 mL)稀釋定容, 混勻后放置取上清待測(cè)。利用原子熒光法測(cè)定總汞含量, 樣品回收率的平均值為87.8%。本研究根據(jù)樣品在550 ℃高溫灼燒損失后的恒定質(zhì)量(4小時(shí))計(jì)算每個(gè)沉積物中的有機(jī)碳(TOC)含量[22]。

1.4 數(shù)據(jù)分析

本研究采用單一污染指數(shù)法評(píng)估了漳江口紅樹林濕地中汞的污染狀況。單一污染指數(shù)法: 污染指數(shù)()[23](其中C表示土壤中污染物“”的統(tǒng)計(jì)平均測(cè)量值, mg·kg–1;S表示污染物“”的評(píng)價(jià)標(biāo)準(zhǔn), mg·kg–1)。結(jié)果可描述如下: (1)≤1, 自由污染, Ⅰ級(jí); (2)1 <≤2, 輕度污染, Ⅱ級(jí); (3)2<≤3, 溫和污染, Ⅲ級(jí); (4)3 <≤5, 中度污染, Ⅳ級(jí); (5)>5, 重度污染, Ⅴ級(jí)。本研究S評(píng)價(jià)標(biāo)準(zhǔn)使用中國(guó)海洋沉積物質(zhì)量第一控制標(biāo)準(zhǔn)(GB 18668—2002) (SHg=0.2 mg·kg–1)和國(guó)家土壤環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)(GB 15618—1995)中Ⅰ類土壤環(huán)境汞含量限制值(SHg= 0.15 mg·kg–1)綜合分析漳江口地區(qū)的汞污染狀況。用SPSS 22.0統(tǒng)計(jì)軟件包進(jìn)行分析, 采用單因素方差分析評(píng)價(jià)處理間的差異,<0.05為差異顯著,<0.01為差異極顯著, 用Origin 9.1程序作圖。

2 結(jié)果與分析

2.1 漳江口紅樹林表層沉積物的理化性質(zhì)

如表1所示, 光灘含水率最低, 隨著高程地勢(shì)不斷地上升含水率逐漸上升。光灘pH呈中性, 紅樹林覆蓋區(qū)域呈弱酸性。光灘有機(jī)碳(TOC)含量最低為8.01 g·kg–1, 而紅樹林覆蓋區(qū)底泥有機(jī)碳含量較高?？傮w來(lái)說(shuō)漳江口紅樹林濕地表層沉積物從光灘到高潮位, 含水率、有機(jī)碳(TOC)均呈上升趨勢(shì), pH、鹽度呈下降趨勢(shì)。

2.2 汞在漳江口潮間帶表層沉積物中的水平分布

如圖1所示, 漳江口紅樹林濕地各采樣點(diǎn)間具有顯著差異(<0.05), 隨著采樣點(diǎn)高程地勢(shì)的不斷升高, 紅樹林沉積物中的汞含量也顯著上升。高潮位汞含量最高(0.3431 mg·kg–1), 光灘汞含量最低(0.0815 mg·kg–1), 高潮位的汞含量是光灘的4.21倍。按照中國(guó)海洋沉積物質(zhì)量第一控制標(biāo)準(zhǔn)(GB 18668—2002)計(jì)算的的單一污染指數(shù)來(lái)看, 光灘、低潮位、中潮位的值均小于1為自由污染, 高潮位值1.715為輕度污染; 按照國(guó)家土壤環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)(GB 15618—1995)計(jì)算的單一污染指數(shù)來(lái)看, 光灘、低潮位的值均小于1為自由污染, 中潮位為輕度污染, 高潮位值2.287為溫和污染(圖2)。

漳江口紅樹林濕地表層沉積物的總汞濃度和含水率呈極顯著正相關(guān)(<0.01), 皮爾森相關(guān)系數(shù)為0.652。與有機(jī)碳(TOC)呈顯著正相關(guān)(<0.05), 皮爾森相關(guān)系數(shù)為0.576。與鹽度呈顯著負(fù)相關(guān)(<0.05), 皮爾森相關(guān)系數(shù)為0.568 (表2)。

2.3 漳江口紅樹林沉積物重金屬汞的垂直分布

在漳江口紅樹林濕地保護(hù)區(qū), 我們同樣選取了光灘, 低潮位, 中潮位和高潮位4個(gè)采樣點(diǎn)進(jìn)行了重金屬汞含量的垂直分布研究, 結(jié)果如圖3。隨著深度增加, 各采樣點(diǎn)的汞含量在垂直水平上出現(xiàn)類似的變化規(guī)律, 即重金屬Hg的含量均隨著沉積物深度的增加而減小, 較多的汞聚集在表層及亞表層。光灘、中潮位和高潮位汞含量的峰值均在表層0—5 cm處, 低潮位的峰值出現(xiàn)在5—10 cm的亞表層處, 且0—5 cm處柱狀樣的總汞含量和水平方向上表層樣品基本一致。

表 1 漳江口紅樹林表層沉積物理化性狀

注:柱狀圖相同字母表示無(wú)顯著差異, 不同字母表示在0.05水平差異顯著(P<0.05)

Figure 1 Distribution of heavy metal mercury (Hg) in the surface sediments of mangroves at Zhangjiang Estuary

3 討論

紅樹林在潮間帶上具有明顯的分帶現(xiàn)象, 如白骨壤等紅樹先鋒植物通常生長(zhǎng)于低潮間帶, 木欖、紅海欖等典型紅樹科植物通常生長(zhǎng)于高潮間帶。對(duì)于紅樹植物的分帶現(xiàn)象目前已有較多的研究, McKee認(rèn)為沉積物的理化性質(zhì)對(duì)紅樹植物各個(gè)生長(zhǎng)階段均有影響, 如鹽度、pH、硫含量等都可解釋紅樹植物的分帶現(xiàn)象[24]。Ye等人發(fā)現(xiàn)濕地植物的萌芽能力和鹽度有關(guān), 鹽度升高種子的吸水量減少萌芽速率會(huì)減慢[25]。同時(shí)紅樹植物在潮間帶上的不同分布也會(huì)影響著沉積物的理化性質(zhì), LI和WU的研究結(jié)果證實(shí)紅樹植物的種類能夠影響潮間帶沉積物中的微生物群落分布[26-27], 其中包括許多生物功能菌群, 如與高分子降解有關(guān)的菌群, 硫酸鹽還原菌, 溶磷菌, N循環(huán)相關(guān)菌群, 甲烷細(xì)菌等[2]。這些功能菌群和紅樹植物一起作用于沉積物, 改變沉積物的理化性質(zhì)及營(yíng)養(yǎng)狀況。本研究中紅樹林底泥有機(jī)碳的含量隨潮位的升高而升高, 這是因?yàn)槌练e物有機(jī)質(zhì)含量會(huì)受到土壤質(zhì)地的影響, 有機(jī)物質(zhì)可以與淤泥以及粘土顆粒結(jié)合以此來(lái)維持自身穩(wěn)定[28-29]。而隨著采樣點(diǎn)高程的上升, 紅樹林生長(zhǎng)區(qū)域沉積物中粘土比例升高, 植物凋落物增加以及潮汐等因素均有利于有機(jī)物質(zhì)的積累。

注: 左圖按照中國(guó)海洋沉積物質(zhì)量第一控制標(biāo)準(zhǔn)(GB 18668—2002)計(jì)算; 右圖按照國(guó)家土壤環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)(GB 15618—1995)計(jì)算。

Figure 2 Single pollution index () of heavy metal mercury (Hg) in the surface sediments of mangroves in the Zhangjiang Estuary

表 2 漳江口紅樹林表層沉積物Hg含量與理化性狀的皮爾遜相關(guān)性

注: *表示在0.05水平(雙尾)顯著相關(guān)(<0.05);**表示在0.01水平(雙尾)極顯著相關(guān)(<0.01)。

圖3 漳江口紅樹林沉積物中重金屬汞(Hg)含量的垂直分布

Figure 3 Vertical distribution of mercury (Hg) in mangrove sediments of Zhangjiang Estuary

就漳江口紅樹林沉積物汞分布的特征來(lái)看, 重金屬汞在水平方向上的分布具有明顯差異。而造成這種差異分布的原因是多方面的, 就目前的研究與報(bào)道來(lái)看, 除了人類活動(dòng)影響外(污水排放, 蝦塘養(yǎng)殖等), 紅樹植物以及沉積動(dòng)力是造成重金屬污染物在潮間帶上差異分布的主要原因[30-31]。水體中的細(xì)顆粒物質(zhì)是吸附與捕捉重金屬污染物的主要載體, 紅樹植物發(fā)達(dá)的根系對(duì)重金屬和有機(jī)污染物起到了攔截作用, 促進(jìn)細(xì)顆粒泥沙沉積物的淤積, 導(dǎo)致重金屬污染物更趨于富集。同時(shí), 有機(jī)質(zhì)也是影響沉積物中重金屬含量的一個(gè)重要因素, 直接影響著重金屬汞的遷移和富集[32]。Contreras指出總有機(jī)碳(TOC)和總氮(TN)在重金屬的吸收和螯合的過程中起到了非常重要的作用[33]。紅樹林濕地含有較豐富的腐殖質(zhì),它本身的膠體性質(zhì)和獨(dú)特的結(jié)構(gòu)使得其表面具有較多的官能團(tuán)和電荷,因此在不同介質(zhì)中的溶解和絮凝程度不同,所以對(duì)汞的遷移起到了重要的作用。

在垂直方向上, 我們發(fā)現(xiàn)漳江口地區(qū)紅樹林沉積物重金屬汞主要富集于表層(0—5 cm)和亞表層(5—10 cm)。而造成重金屬污染物在柱狀樣中的差異分布是由多種因素推動(dòng)的, 它一方面記錄了沉積物不同年代的變化, 另一方面也和重金屬在沉積物不同深度層的上下遷移有關(guān)。本研究的結(jié)果表明該地區(qū)重金屬污染物之前積累的較少, 大多為近年來(lái)聚集且年限較短, 這和該地區(qū)近年來(lái)大力發(fā)展沿海經(jīng)濟(jì), 人類活動(dòng)頻繁, 污染物排放增多, 污染狀況加劇有很大關(guān)系。因此, 我們認(rèn)為漳江口地區(qū)近年來(lái)重金屬汞污染狀況有加重趨勢(shì), 需要采取相關(guān)環(huán)保措施加以遏制。

為了更為直觀的了解漳江口地區(qū)重金屬汞的污染狀況, 我們將國(guó)內(nèi)各地區(qū)及其他國(guó)家的紅樹林沉積物汞含量進(jìn)行了對(duì)比。相較于國(guó)內(nèi)其他地區(qū)研究結(jié)果來(lái)看(表3), 漳江口地區(qū)的汞含量在國(guó)內(nèi)屬于較高水平[34-37]。和其他國(guó)家的研究結(jié)果對(duì)比來(lái)看, 漳江口地區(qū)的汞含量低于印度[38]和古巴[39], 但明顯高于巴西[40], 馬來(lái)西亞[41], 非洲的坦桑尼亞海岸[42]以及美國(guó)佛羅里達(dá)州的Eastern Tampa Bay[43]。根據(jù)以上與國(guó)內(nèi)外地區(qū)的研究結(jié)果對(duì)比來(lái)看, 無(wú)論是國(guó)內(nèi)其他地區(qū)還是其他國(guó)家的紅樹林濕地, 漳江口地區(qū)的汞污染狀況都處在一個(gè)較高水平。這與當(dāng)?shù)亟?jīng)濟(jì)高速發(fā)展人口增多, 污染物排放增多, 大量污染物匯集在河口海灣區(qū)以及旅游業(yè)興盛人類活動(dòng)影響頻繁有很大關(guān)系。人類活動(dòng)和自然過程都控制著河口和濕地系統(tǒng)中重金屬的積累和分布, 重金屬的富集和遷移會(huì)影響到附近河流及海域的水質(zhì)狀況, 從而影響到居民生活。因此就目前的狀況來(lái)看漳江口地區(qū)的汞污染現(xiàn)狀需要引起相關(guān)部門的重視, 及時(shí)采取補(bǔ)救措施來(lái)減輕重金屬Hg污染所帶來(lái)的潛在影響。

綜上, 本研究對(duì)福建漳江口地區(qū)紅樹林沉積物總汞含量進(jìn)行了研究, 但實(shí)際上考慮沉積物中不同形態(tài)的汞含量也是很重要的, Hg有幾種不同化學(xué)形式的環(huán)境來(lái)源, 包括元素Hg(金屬), 無(wú)機(jī)Hg和有機(jī)Hg。其中有機(jī)汞是最危險(xiǎn)且最常見的汞暴露形式, 有機(jī)汞通常以甲基汞(MeHg)和乙基汞(EtHg)的形式存在[44]。其中甲基汞極易在水生食物鏈中積累、傳遞和放大, 特別是在大型肉食性魚類體內(nèi)大量積累, 從而成為人類甲基汞暴露的主要途徑。因此, 沉積物中汞的甲基化對(duì)水生生物和人類的健康構(gòu)成了潛在的威脅[45]。所以漳江口地區(qū)不同形態(tài)汞含量的研究及其生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估是我們下一步的研究重點(diǎn), 同時(shí)紅樹林中Hg的生物地球化學(xué)和生物積累過程中所涉及的機(jī)制以及Hg潛在的毒理學(xué)問題也有待我們進(jìn)一步的研究。

表3 中國(guó)紅樹林和世界其他紅樹林濕地沉積物中汞含量/(mg·kg–1)的比較

4 結(jié)論

對(duì)漳江口紅樹林保護(hù)區(qū)重金屬Hg時(shí)空分布的研究發(fā)現(xiàn), 在潮間帶水平方向上, 隨著采樣點(diǎn)高程的上升汞含量顯著升高(<0.05)。在垂直方向上, Hg濃度在不同深度層次上也表現(xiàn)出一定差異, 隨著柱狀樣深度的增加, 重金屬Hg含量總體上逐漸降低, 說(shuō)明該地區(qū)重金屬汞的富集年限較短, 這和當(dāng)?shù)亟?jīng)濟(jì)增長(zhǎng)污染物排放增多有很大關(guān)系。相關(guān)性分析結(jié)果顯示汞含量的分布主要與有機(jī)碳(TOC), 含水率, 鹽度相關(guān)。從計(jì)算的單一污染指數(shù)()來(lái)看, 漳江口地區(qū)汞污染等級(jí)為Ⅲ級(jí)以下, 大多數(shù)采樣點(diǎn)屬于自由污染或輕度污染。但就該地區(qū)汞污染的時(shí)空變化趨勢(shì)以及和其他紅樹林區(qū)汞污染狀況的對(duì)比來(lái)看, 漳江口地區(qū)存在一定程度的汞污染加劇的現(xiàn)象, 需要引起相關(guān)部門的重視。

[1] DUKE N C, MEYNECKE J O, DITTMANN S, et al. A world without mangroves?[J]. Science, 2007, 317(5834): 41–42.

[2] HOLGUIN G, VAZQUEZ P, BASHAN Y. The role of sediment microorganisms in the productivity, conservation, and rehabilitation of mangrove ecosystems: an overview[J]. Biology and Fertility of Soils, 2001, 33(4): 265–278.

[3] ANDREOTE F D, JIMENEZ D J, CHAVES D, et al. The microbiome of Brazilian mangrove sediments as revealed by metagenomics[J]. Plos One, 2012, 7 (6): e38600.

[4] 段舜山, 徐景亮. 紅樹林濕地在海岸生態(tài)系統(tǒng)維護(hù)中的功能[J]. 生態(tài)科學(xué), 2004, 23(4): 351–355.

[5] HOSSAIN M D, NURUDDIN A A. Soil and mangrove: a review[J]. Environmental science & technology, 2016, 9: 198–207.

[6] FLORES–MIRELES A L, WINANS S C, HOLGUIN G. Molecular characterization of diazotrophic and denitrifying bacteria associated with mangrove roots[J]. Applied and Environmental Microbiology, 2001, 73(22): 7308–7321.

[7] 李柳強(qiáng), 丁振華, 劉金鈴, 等. 中國(guó)主要紅樹林表層沉積物中重金屬的分布特征及其影響因素[J]. 海洋學(xué)報(bào), 2008, 30(5): 159–164．

[8] HARBISON P. Mangrove muds a sink and a source for trace metals[J]. Marine Pollution Bulletin, 1986, 17(6): 246–250.

[9] HARIS H, ARIS A Z, BIN MOKHTAR M. Mercury and methylmercury distribution in the intertidal surface sediment of a heavily anthrophogenically impacted saltwater mangrove sediment interplay zone[J]. Chemosphere, 2017, 166: 323–333.

[10] JIA Qin, ZHU Xuemei, HAO Yaqiong, et al. Mercury in soil, vegetable and human hair in a typical mining area in China: Implication for human exposure [J]. Journal of Environmental Sciences, 2018,68: 73–82.

[11] SAKAN S, SAKAN N, ANDELKOVIC I, et al. Study of potential harmful elements (arsenic, mercury and selenium) in surface sediments from Serbian rivers and artificial lakes[J]. Journal of Geochemical Exploration, 2017, 180: 24–34.

[12] ASUBIOJO O I, AINA P O, OLUWOLE A F, et al.Effects of cement production on the elemental composition of soils in the neighborhood of two cement factories[J]. Water Air Soil Pollution, 1991, 57(1): 819–828.

[13] CLARKSON T W, MAGOS L. The toxicology of mercury and its chemical compounds[J]. Critical Reviews in Toxicology, 2006, 36(8): 609–662.

[14] BERLIN M, ZALUPS RK, FOWLER B A. Handbook on the Toxicology of Metals[M]. Fourth Edition, New York, Gunnar F N, Academic Press Amsterdam, 2015, 1013–1075.

[15] REN Mingyi, YANG Liyuan, WANG Longfeng, et al. Spatial trends and pollution assessment for mercury in the surface soils of the Nansi Lake catchment, China[J]. Environmental Science and Pollution Research, 2018, 25(3): 2417–2424.

[16] GARCIA ORDIALES E, LOREDO J, COVELLI S, et al. Trace metal pollution in freshwater sediments of the world’s largest mercury mining district: sources, spatial distribution, and environmental implications[J]. Journal of Soils and Sediments, 2017, 17(7): 1893–1904.

[17] COSTA B S, HOELZMANN P, THUYEN L X, et al. Ecological risk assessment of a coastal zone in Southern Vietnam: Spatial distribution and content of heavy metals in water and surface sediments of the Thi Vai Estuary and Can Gio Mangrove Forest[J]. Marine Pollution Bulletin, 2017, 114(2): 1141–1151.

[18] FENG Jianxiang, ZHU Xiaoshan, WU Hao, et al. Distribution and ecological risk assessment of heavy metals in surface sediments of a typical restored mangrove–aquaculture wetland in Shenzhen, China[J]. Marine Pollution Bulletin, 2017, 124(2): 1033–1039.

[19] SUNDARAMANICKAM A, SHANMUGAM N, CHOLAN S, et al. Spatial variability of heavy metals in estuarine, mangrove and coastal ecosystems along Parangipettai, Southeast coast of India[J]. Environmental Pollution, 2016, 218: 186–195.

[20] [20]LI Rongyu, LI Ruili, CHAI Minwei, et al. Heavy metal contamination and ecological risk in Futian mangrove forest sediment in Shenzhen Bay, South China[J]. Marine Pollution Bulletin, 2015, 101(1): 448–456.

[21] EL SAID G F, YOUSSEF D H. Ecotoxicological impact assessment of some heavy metals and their distribution in some fractions of mangrove sediments from Red Sea, Egypt[J]. Environmental Monitoring and Assessment, 2013, 185(1): 393–404.

[22] HUANG Wei, LU Ying, LI Jihua, et al. Effect of ionic strength on phosphorus sorption in different sediments from a eutrophic plateau lake[J]. RSC Advances, 2015, 5(97): 79607–79615.

[23] DENG Li, ZHANG Huimin, LAO Darong, et al. Contamination and potential ecological risk assessment of heavy metals in surface sediments of Futian Mangrove Nature Reserve[J]. Marine Environmental Science, 2014, 33(6): 947–953.

[24] 葉勇, 曹長(zhǎng)青. 潮間帶紅樹林分帶的影響因素[J]. 生態(tài)學(xué)雜志, 2008, 27(4): 615–618.

[25] YE Y, TAM NFY, LU CY, et al. Effects of salinity on germination, seedling growth and physiology of three salt secreting mangrove species[J]. Aquatic Botany, 2005, 83(3): 193–205.

[26] LI Meng, HONG Yiguo, CAO Huiluo, et al．Mangrove trees affect the community structure and distribution of anammox bacteria at an anthropogenic-polluted mangrove in the Pearl River Delta reflected by 16S rRNA and hydrazine oxidoreductase (HZO) encoding gene analyses[J]. Ecotoxicology, 2011, 20(8): 1780–1790.

[27] WU Peng, XIONG Xiaofei, XU Zhanzhou, et al. Bacterial communities in the rhizospheres of three mangrove tree species from Beilun Estuary,China[J]. Plos One, 2016, 11(10): e0164082.

[28] SIX J, CONANT R T, PAUL E A, et al. Stabilization mechanisms of soil organic matter: implications for C-saturation of soils[J]. Plant and Soil, 2002, 241(2): 155–176.

[29] VON L M, KOGEL K I, EKSCHMITT K, et al. Stabilization of organic matter in temperate soils: mechanisms and their relevance under different soil conditions a review [J]. European Journal of Soil Science, 2006, 57(4): 426–445.

[30] ANALUDDIN K, SHARMA S, JAMILI, et al. Heavy metal bioaccumulation in mangrove ecosystem at the coral triangle ecoregion, Southeast Sulawesi, Indonesia[J]. Marine Pollution Bulletin, 2017, 125(1/2): 472–480.

[31] 陳振樓, 許世遠(yuǎn), 柳林, 等. 上海濱岸潮灘沉積物重金屬元素的空間分布與累積[J]. 地理學(xué)報(bào), 2000, 55(6): 641–651.

[32] NGUYEN H L, LEERMARKERS M, KURUNEZI S, et al. Mereury distribution and speeiation in Lake Balaton, Hungary[J]. Science of the Total Environment, 2005, 340(1/3): 231–246.

[33] CONTRERAS S, WERNE J P, ARANEDA A, et al. Organic matter geochemical signatures (TOC, TN, C/N ratio, δ 13C and δ 15N) of surface sediment from lakes distributed along a climatological gradient on the western side of the southern Andes[J]. Science of the Total Environment, 2018, 630: 878–888.

[34] WANG Jun, DU Huihong, XU Ye, et al. Environmental and Ecological Risk Assessment of Trace Metal Contamination in Mangrove Ecosystems: A Case from Zhangjiangkou Mangrove National Nature Reserve, China[J]. BioMed Research International, 2016, 2016: 2167053.

[35] HE Bei, LI Ruili, CHAI Minwei, et al. Threat of heavy metal contamination in eight mangrove plants from the Futian mangrove forest, China[J].Environmental Geochemistry and Health, 2014, 36(3): 467–476.

[36] LIANG Ying, YUAN Dongxing, CHEN Yaojin, et al. Vertical Distribution of Total Mercury and Methylmercury in Sediment of the Fugong Mangrove Area at Jiulong River Estuary, Fujian, China[J]. Water Environment Research, 2013, 85(6): 522–529.

[37] VANE C H, HARRISON I, KIM A W, et al. Organic and metal contamination in surface mangrove sediments of South China[J]. Marine Pollution Bulletin, 2009, 58(1): 134–144.

[38] CHOWDHURY R, FAVAS P J C, JONATHAN M P, et al. Bioremoval of trace metals from rhizosediment by mangrove plants in Indian Sundarban Wetland[J]. Marine Pollution Bulletin, 2017, 124(2): 1078–1088.

[39] OLIVARES R S, LIMA L, RIVERO S, et al. Mercury Levels in Sediments and Mangrove Oysters, Crassostrea rizophorae, from the North Coast of Villa Clara, Cuba[J]. Bulletin of Environmental Contamination and Toxicology, 2012, 88(4): 589–593.

[40] FONSECA E F, NETO J A B, SILVA C G. Heavy metal accumulation in mangrove sediments surrounding a large waste reservoir of a local metallurgical plant, Sepetiba Bay, SE, Brazil[J]. Environmental Earth Sciences, 2013, 70(2): 643–650.

[41] HARIS H, ARIS A Z. The geoaccumulation index and enrichment factor of mercury in mangrove sediment of Port Klang, Selangor, Malaysia [J]. Arabian Journal of Geosciences, 2013, 6(11): 4119–4128.

[42] RUMISHA C, MDEGELA R H, KOCHZIUS M, et al. Trace metals in the giant tiger prawn Penaeus monodon and mangrove sediments of the Tanzania coast: Is there a risk to marine fauna and public health? [J]. Ecotoxicology and Environmental Safety, 2016, 132: 77–86.

[43] LEWIS M A, RUSSELL M J. Contaminant profiles for surface water, sediment, flora and fauna associated with the mangrove fringe along middle and lower eastern Tampa Bay[J]. Marine Pollution Bulletin, 2015, 95(1): 273–282.

[44] BJORKLUND G, DADAR M, MUTTER J, et al. The toxicology of mercury: Current research and emerging trends[J]. Environmental Research, 2017, 159: 545– 554.

[45] CROWE W, ALLSOPP P J, WATSON G E, et al. Mercury as an environmental stimulus in the development of autoimmunity–a systematic review[J]. Autoimmunity Reviews, 2017, 16(1): 72–80.

Distribution of mercury (Hg) in mangrove sediments in Zhangjiang Estuary, Fujian Province

MA Xiaoxia1,2, JIANG Zhaoyu2, WANG Yongfei1*, CHENG Hao2,*

1.Department of Bioengineering, Jinan University, Guangzhou 510632, China 2.State Key Laboratory of Tropical Oceanography, South China Sea Institute of Oceanology, Chinese Academy of Sciences, Guangzhou 510301, China

In this study, distribution of mercury (Hg) was studied in a mangrove wetland in Zhangjiang Estuary, Fujian Province.The results showed that the concentrations of Hg ranged from 0.0815 mg·kg–1to 0.3431 mg·kg-1. The concentrations of Hg increased significantly from seaward mudflat to landward mangrove sediments (<0.05). Compared with the mudflat, mangrove sediments, especially in the sediments of mangroves with high tide position, appeared to be easier to enrich Hg.In the vertical direction, most of the mercury was concentrated in the regions of surface or sub-surface sediments. An obvious declining of Hg was found with the increase of depth.The accumulations of mercury in mangrove sediments were mainly related to organic carbon (), moisture content and salinity.Based on the results of the single pollution index (), Hg pollution in Zhangjiang Estuary is lower than Ⅲ, and most sampling sites belongs to free or slight pollution. However, considering with the temporal and spatial trends of Hg in Zhangjiang Estuary and other mangrove areas, it should be noted the potential Hg risk in mangrove ecosystems.

mangrove; sediment; mercury (Hg); Zhangjiang Estuary

10.14108/j.cnki.1008-8873.2019.02.002

X53; Q89

A

1008-8873(2019)02-009-09

2018-10-22;

2018-12-13

國(guó)家自然科學(xué)基金面上項(xiàng)目(41676086); 國(guó)家科技基礎(chǔ)資源調(diào)查專項(xiàng)(2017FY100707); 廣州市科技計(jì)劃項(xiàng)目(20171001013); 廣東省科技計(jì)劃項(xiàng)目(2016A020222011)

馬曉霞(1993—), 女, 河南新鄉(xiāng)人, 碩士研究生, 主要從事紅樹林生態(tài)學(xué)研究

王永飛(1972—), 男, 山西壺關(guān)人, 教授, 主要從事植物學(xué)研究, E-mail: wyfmsm@163.com

程皓(1984—), 男, 副研究員, 主要從事紅樹林生態(tài)學(xué)研究, E-mail: chenghao@scsio.ac.cn

馬曉霞, 姜兆玉, 王永飛, 等. 福建漳江口紅樹林沉積物重金屬汞(Hg)的分布特征[J]. 生態(tài)科學(xué), 2019, 38(2): 9-17.

MA Xiaoxia, JIANG Zhaoyu, WANG Yongfei, et al. Distribution of mercury (Hg) in mangrove sediments in Zhangjiang Estuary, Fujian Province[J]. Ecological Science, 2019, 38(2): 9-17.