北部湾铁山港附近海域水体和沉积物重金属分布特征及生态风险评价

曲良; 谭海涛; 刘涛; 张文龙

doi:10.7524/j.issn.0254-6108.2022102606

北部湾铁山港附近海域水体和沉积物重金属分布特征及生态风险评价

1.
中海石油（中国）有限公司，北京，100010
2.
中海油研究总院责任有限公司，北京，100028

通讯作者: Tel: 01084521214, E-mail: quliang2@cnooc.com.cn;

基金项目:
中国海洋石油集团有限公司科技项目(KJGG-2022-17 )资助.

Distribution characteristics and potential ecological risk of heavy metals in the seawater and sediment of Tieshan Port, Beibu Gulf

1.
CNOOC (China) Limited, Beijing, 100010, China
2.
CNOOC Research Institute Co., Ltd., Beijing, 100028, China

Corresponding author: QU Liang, quliang2@cnooc.com.cn ;

Fund Project: the Research Program of CNOOC (KJGG-2022-17 ).

摘要: 于2020年11月和2021年3月在北部湾铁山港附近海域开展了2个航次调查，研究了该海域水体和表层沉积物中铜、铅、锌、铬、砷、汞的分布特征及潜在生态风险. 结果表明，水体重金属垂直分布较均匀，而平面分布表现出明显的季节性差异. 在春季，砷的高值区位于离岸较近的东北部海域，其余5种重金属高值区位于西南部海域. 在秋季，铅呈离散性分布，而铜、锌、铬、砷和汞的浓度分布表现出由近岸向远岸逐渐降低的趋势. 表层沉积物重金属分布也存在显著季节性差异. 在春季，铜、铅、锌和铬的高值区位于西南部海域，砷的高值区位于中部海域，汞的高值区靠近东部海域. 在秋季，除砷表现出离散性分布外，其他5种重金属的高值区皆位于西南部海域，且表现出由近岸向远岸逐渐递增的趋势. 单因子标准指数法和潜在生态风险指数法评估结果表明，该海域汞和铅的潜在生态风险较高. 相关性分析表明，沉积物粒径和总有机碳（TOC）是影响沉积物重金属浓度分布的主要因素.
- 重金属 /
- 水体 /
- 沉积物 /
- 北部湾 /
- 生态风险.
Abstract: Distribution of heavy metals copper (Cu), lead (Pb), zinc (Zn), chromium (Cr), Arsenic (As) and mercury (Hg) in the seawater and sediments of Tieshan Port, Beibu Gulf were investigated based on data from two surveys carried out in November 2010 and March 2021. The results showed that the heavy metals had an even vertical distributions in seawater, but showed seasonal differences on horizontal distribution. In spring, high concentration of As were detected at the northeast areas, while high concentrations of the other heavy metals were observed at the southwest areas. In autumn, the concentration values of Cu, Zn, Cr, As and Hg were highest at the nearshore areas and gradually decreased from near-shore to offshore area, while Pb showed a discrete distribution. Similarly, distributions of heavy metals in sediment also indicated distinct seasonal differences. In spring, high concentrations of Cu, Pb, Zn and Cr in sediment were generally distributed at the southwestern areas, and As and Hg were highly concentrated at central and eastern area, respectively. In autumn, As was discretely distributed, while other heavy metals were mainly distributed at the southwest areas and showed an increasing tendency of concentrations from near-shore to offshore areas. Single factor index analysis and potential ecological risk analysis of heavy metals indicate that Hg and Pb should be listed as the priority contaminant metals in this investigated area. Correlation analysis showed that total organic carbon (TOC) and sediment grain size were the major controlling factors for the variations of heavy metal distribution.
- heavy metals /
- seawater /
- sediment /
- Beibu Gulf /
- ecological risk.

赤泥是氧化铝生产工业产生的一种固体废弃物，据统计每生产1 t氧化铝，就产生0.8~1.5 t赤泥。世界范围内的赤泥堆存量大约为5.0×10⁹ t，并仍以每年1.2×10⁸ t的增长速率在不断增长^[1]。中国作为氧化铝生产大国，目前赤泥堆存量达6×10⁸ t以上^[2]，且以每年7×10⁷ t的速率增长^[3]。赤泥强碱性、高盐分、细粒度，使其资源化综合利用面临诸多难题^[4]。同时，赤泥大量堆存所造成的环境安全问题不仅严重制约着氧化铝工业的高质量发展，也给区域生态保护带来严峻挑战。

赤泥壤质化改良既可改善赤泥的理化性质，又能恢复其生态系统。因此，在赤泥规模化安全处置方面引起了国内外的广泛关注^[5-6]。近年来，围绕赤泥壤质化改良，国内外学者分别以石膏、沸石等无机矿物材料，有机肥、活性污泥等有机质材料以及嗜碱微生物等生物材料为改良剂，开展了系统研究并取得了显著成效^[7-10]。其中，有机材料在促进赤泥壤质化改良、维持其生态可持续性方面的功能优于其他改良材料^[3,8]。如DONG等^[10]的研究表明，有机材料不仅在促进赤泥颗粒团聚方面的作用优于Ca²⁺作用，且随着培养时间的增加显著提升了微生物群落的代谢能力及其胞外酶活性，使其基质理化环境、生物学特征逐渐趋于赤泥堆场周围自然土壤。有研究表明，增施老化生物炭可提高赤泥对氮肥的持留能力，改善赤泥的肥力条件^[11-13]，但鉴于赤泥的堆存量巨大，该措施的经济可行性值得商榷。而相比之下，价格低廉的堆肥、干草等有机质，既可有效降低赤泥的盐碱性、改善物理性质，还可促进赤泥有机碳积累，提高赤泥的肥力水平，进而为维持赤泥堆场的生态可持续性奠定良好的基础^[14-16]。因此，选取成本低廉、环保、易得的有机材料 (如农作物秸秆) 作为改良剂，用于赤泥堆场的植被重建和生态修复，被认为是一种经济可行的方法^[6,14]。作物秸秆具有来源广泛、价格低廉和环保可再生等优点，是用于赤泥壤质化改良的理想材料。前期研究表明，与有机肥和活性污泥相比，作物秸秆在改善赤泥的生物地球化学特性和肥力条件方面效果更好^[10]。但目前关于农作物秸秆促进赤泥壤质化改良的过程、生物驱动机制及其地球生物化学循环特征尚缺乏深入了解，故对生物质应用于赤泥壤质化改良工程尚存在异议^[6]。

本研究以玉米秸秆为改良材料，通过分析不同培育时间赤泥基质的盐碱性、颗粒团聚特征，并结合土壤酶活性和微生物群落代谢功能等生物指标分析，评估和探讨玉米秸秆对赤泥壤质化改良的促进作用及其作用机理，以明确生物质改良促进赤泥壤质化改良的有效性和可持续性，从而为赤泥规模化生态处理提供参考。

1. 材料与方法

1.1 供试赤泥及其改良材料

拜耳法赤泥取自山东铝业公司赤泥堆场，经自然风干后，粉碎，过2 mm筛备用。其pH为12.80、电导率(EC)为1.98 mS·cm⁻¹、盐碱度(ESP)为91.2%。其主要化学成分为，SiO₂(16.32%)、Fe₂O₃(33.74%)、Al₂O₃(19.32%)、Na₂O(7.98%)、CaO(4.13%)、TiO₂(2.13%)、k₂O(0.05%)；主要矿物组成为，赤铁矿、铝针铁矿、石英、三水铝石、方钠石、锐钛矿等。本研究所用的生物质为经破碎处理的玉米秸秆(20目、pH为7.35)。以赤泥堆场周围自然土壤作为参照土壤。

1.2 实验设计

本研究共设4个处理，分别为赤泥(RM)、3%生物质+赤泥(3-RM)、5%生物质+赤泥(5-RM)、10%生物质+赤泥(10-RM)，每个处理均设3个重复。生物质与赤泥充分混合后装入30 cm×22 cm(内径×盆高)底部带孔的塑料花盆并编号，放置在室外自然环境中培养，定期浇水，使其含水率保持在70%田间持水量左右。分别在培养后的30、180、360 d取样，过2 mm筛后，分成2部分：一部分风干后用于分析改良赤泥的理化指标；另一部分剩余鲜样置于4 ℃冰箱冷藏保存用于土壤微生物群落功能多样性和土壤酶活性等生物指标的测定。

1.3 测试指标及测定方法

1) 赤泥的基本理化指标分析。将各处理样品按1∶5土液比浸提后，pH值采用pH计(801型，杭州联测自动化技术有限公司)测定，EC值采用电导率测试仪(6061型，武汉中仪百控仪表有限公司)测定。阳离子交换量(CEC)采用醋酸铵方法提取、电感耦合等离子体光谱仪(ICP-AES，Optima 5300DV，美国Perkin Elmer公司)测定浸出液中的阳离子浓度，以各阳离子的总量作样品的阳离子交换量，以Na⁺占阳离子交换量的占比作为各处理样品的盐碱度(Exchangeable sodium saturation percentage, ESP)。容重ρ₁和颗粒密度ρ₂分别采用环刀法和比重瓶法测定，利用ρ₁和ρ₂计算各处理的孔隙度^[17]。各处理团聚体的颗粒组成采用湿筛法测定，并计算平均重量直径(MWD)，MWD的计算公式如式(1)所示。

${\rm{MWD}} = \sum\limits_{i = 1}^n {\overline {{\chi _i}} } {w_i}$

$(1)$

式中： $\overline {{\chi _{\text{i}}}}$ 为每相邻2个样筛的平均直径，mm； ${w_i}$ 为该样筛中赤泥样品重量占总重的比例。

2) 土壤微生物群落代谢活性分析。微生物群落代谢水平采用Biolog Eco-plate^TM(BIOLOG, USA)分析^[18-19]，其中用孔颜色平均变化率(Average well color development, AWCD)表征微生物群落整体代谢活性，分别用Shannon指数(H)和Simpson指数(D)描述微生物种群的丰富度和物种的优势度^[18-19]，相应的计算公式如式(2)~(4)所示。

${\rm{AWCD}} =∑(C_{i}－R)/31$

$(2)$

${\rm{Shannon}} ({\rm{H}}) =-∑P_{i}^{2 }$

$(3)$

${\rm{Simpson}} ({\rm{D}}) =1-∑P_{i}^{2}$

$(4)$

式中：C_i为每孔在590 nm处的吸光值；R为对照孔吸光值；P_i为第i孔相对吸光值与整板相对吸光值总和之比。

3) 土壤酶活性分析。采用土壤酶试剂盒 (苏州科铭生物技术有限公司) 分析各处理组土壤脲酶、脱氢酶和碱性磷酸酶的活性。土壤脲酶活性采用苯酚钠-次氯酸钠比色法测定，土壤脱氢酶活性采用TTC分光光度法测定，土壤碱性磷酸酶活性采用磷酸苯二钠比色法测定^[20]。

2. 结果与讨论

2.1 生物质改良对赤泥基质盐碱性的调控作用

通过测定不同培养阶段各处理组的pH、EC和ESP(图1)，以分析生物质改良对赤泥基质盐碱性的调控作用^[21]。由图1(a)~图1(c)可以看出，添加不同比例生物质均可显著降低赤泥基质的pH、EC和ESP值(p<0.05)，且随着添加比例的增加，呈逐渐降低的趋势。培养30 d时，与RM组相比，3-RM组pH、EC和ESP变化不明显，5-RM组则呈明显的下降趋势，10-RM组各指标则显著降低(p<0.05)，其pH、EC和ESP分别降至10.82、0.96 mS·cm⁻¹和79.8%；且随着培养时间的延长，这种下降趋势更明显。培养360 d后，尽管各生物质改良处理组的相关指标仍显著低于参照土壤，但与培养30 d时相比，各生物质改良处理组pH、EC和ESP均有显著降低(p<0.05)。其中，10-RM组pH、EC和ESP分别降至9.89、0.46 mS·cm⁻¹和35.2%，均显著低于RM组的对应指标值(p<0.05)。其原因可能是，生物质腐化降解为微生物生长代谢提供了丰富的C、N、P、Ca、Mg等必需元素，刺激了微生物活性恢复，进而微生物又可通过代谢产酸中和赤泥中碱性物质，从而降低其盐碱性^[22]。此外，与培养初期相比，经过室外自然条件下培养360 d后，RM组的pH、EC和ESP也有一定程度的降低。这说明，长期的自然风化作用也可使赤泥盐碱性得到一定程度的改善，但是自然修复过程历时较为漫长^[23]。

图 1 生物质改良处理对赤泥基质pH、EC、ESP和交换性Ca²⁺浓度的影响

Figure 1. Effects of biomass amendments on pH, EC, ESP and exchangeable Ca²⁺ concentration of red mud matrix

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除赤泥盐碱性得以改善之外，生物质添加显著提升了赤泥基质中交换性Ca²⁺浓度。在整个培养实验阶段，各处理组的交换性Ca²⁺浓度均呈上升趋势。培养至360 d时，3-RM、5-RM和10-RM组交换性Ca²⁺浓度分别增至16.7、18.2和22.7 cmol·kg⁻¹，显著高于RM组可交换性Ca²⁺浓度(14.32 cmol·kg⁻¹，图1(d))。这可能是因为，生物质中含有丰富的Ca(含量为9.46 g·kg⁻¹)，其腐化降解过程可释放更多的Ca²⁺，增加了赤泥中游离Ca²⁺浓度。此外，因Ca²⁺与土壤胶体表面亲和力大于Na⁺，可以把原来胶体表面的吸附的Na⁺交换出来，进而加速了赤泥中Na⁺流失^[24]。这在一定程度上解释了各生物质改良处理组的ESP均有明显降低的原因(图1(c))。同时，Ca²⁺也可通过与OH^—等碱性阴离子发生沉淀反应^[25]，起到降低赤泥基质盐碱性的作用。因此，生物质添加可从多个途径对赤泥盐碱性起到调控作用。

2.2 生物质添加对赤泥基质物理性质的改良作用

为评价生物质添加对赤泥物理性质的改良效果，测定了不同培养阶段各处理组的容重、孔隙度和平均重量直径(MWD)等指标(图2)。由图2(a)~图2(b)可以看出，随着培养时间延长各处理组的容重和孔隙度分别呈降低和上升趋势。培养至360 d时，各生物质添加处理组的容重和孔隙度均优于赤泥对处理组（RM）。其中，3-RM、5-RM和10-RM组容重分别降至0.92、0.76和0.55 g∙cm⁻³，孔隙度分别达到了59.9%、64.9%和71.2%，较RM组均有显著的改善(容重，1.22 g·cm⁻³；孔隙度，53.2%)。另由图2(c)可以看出，随培养时间的延长，各生物质改良处理组的MWD值逐渐增加。培养360 d后，3-RM、5-RM、10-RM的MWD值分别达到0.28、0.31和0.38 mm。尽管仍小于参照土壤的MWD值(0.56 mm)，但仍均显著高于对照组(RM)的MWD值(0.19 mm)。这表明，生物质添加可有效改善赤泥基质的物理性质。其原因可能为，生物质质地松散、孔隙度大、容重较低，其与赤泥物理混合不仅可机械性改善赤泥基质颗粒的组成，提升其疏松程度，进而改善其容重和孔隙度^[26]。同时，生物质腐化降解释放的Ca²⁺可通过与赤泥中Na⁺置换作用，削弱Na⁺对微细颗粒的分散作用，促进赤泥基质中微细颗粒的团聚，增加微团聚体的稳定性^[27]。此外，生物质腐化降解还产生了丰富的腐殖酸^[28]和黄腐酸^[29]等具有吸附和胶结作用的物质，易与赤泥中铁铝氧化物结合形成土壤有机-无机复合胶体^[30]，促进赤泥黏粒团聚并形成水稳性大团聚体^[31]。然而，赤泥基质中微生物也可通过分泌的多糖、菌丝的缠绕等作用促进赤泥微团粒结构向大团粒结构转变^[32]。因此，利用生物质腐化降解过程，促进赤泥微小颗粒团聚，形成稳定大颗粒团聚体的作用，是改善赤泥基质结构性能、促进其壤质化改良的有效途径。

图 2 生物质改良处理对赤泥基质物理性质的影响

Figure 2. Improvement of biomass amendments on the physical property of red mud matrix

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2.3 生物质添加对赤泥微生物群落功能多样性和土壤酶活性的影响

不同培养阶段各处理组的微生物代谢水平见表1。由表1可以看出，各生物质改良处理组的AWCD值随着培养时间的延长而逐渐增加。这表明，各生物质改良处理组中微生物的代谢活性在逐渐恢复。尤其在180 d至360 d期间，微生物活性快速提升。其中，培养至360 d时，3-RM、5-RM和10-RM组的AWCD值分别增加至0.766、0.933和1.080，均显著高于RM组(p<0.05)。相应地，伴随着微生物代谢活性的增加，各生物质改良处理组微生物物种丰富度指数H及种群优势度指数D也有明显提升。其中，在培养至360 d时，3-RM、5-RM和10-RM的多样性指数H分别达到5.75±0.061、6.88±0.091和7.34±0.084，较RM组分别增加了10.8%、32.6%和41.4%。尽管各生物质改良处理组之间的种群优势度指数D差异不显著，但各生物质添加处理组的指数D明显高于RM组。

表 1 各改良处理的微生物群落功能多样性指数

Table 1. Functional diversity indexes of soil microbial community

培养时间/d	处理组	平均颜色变化率 (AWCD)	Shannon指数(H)	Simpson指数(D)
30	RM	0.059±0.022c	0.70±0.032d	0.85±0.007b
	3-RM	0.145±0.032b	1.41±0.046c	0.91±0.008a
	5-RM	0.143±0.021b	1.56±0.056b	0.89±0.005a
	10-RM	0.185±0.017a	1.84±0.071a	0.89±0.012a
180	RM	0.149±0.015d	2.15±0.095c	0.86±0.015c
	3-RM	0.274±0.013c	2.61±0.086b	0.91±0.015b
	5-RM	0.334±0.035b	2.61±0.075b	0.91±0.014b
	10-RM	0.399±0.014a	3.25±0.050a	0.95±0.007a
360	RM	0.599±0.012d	5.19±0.072d	0.92±0.013a
	3-RM	0.766±0.017c	5.75±0.061c	0.93±0.016a
	5-RM	0.933±0.032b	6.88±0.091b	0.94±0.012a
	10-RM	1.080±0.012a	7.34±0.084a	0.95±0.021a
注：数据后字母不同表示同一取样时间不同处理5%差异显著水平。

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不同培养阶段各处理组的土壤脱氢酶、脲酶、碱性磷酸酶的活性见图3。由图3可以看出，在整个培养实验阶段，未添加生物质处理组(RM)的脱氢酶、脲酶、碱性磷酸酶活性长期处于较低水平，而在添加生物质处理组中3种土壤酶活性均有显著的提升，且呈现随着添加量的增加而显著增强的变化趋势。与微生物群落代谢活性变化相似，在前期培养30 d至180 d时间段内，各土壤酶活性增长较为缓慢，而在培养180 d至360 d时间段，其活性迅速增加。在培养360 d时，与RM组相比，3-RM组的土壤脱氢酶、脲酶、磷酸酶活性分别增长了23.0%、13.9%和87.2%；5-RM组相比增长了67.2%、28.8%和66.7%；10-RM组相比增长了100.2%、40.3%和230.2%。

图 3 生物质改良处理对赤泥基质中土壤酶活性的影响

Figure 3. Effect of biomass amendments on soil enzymes activity of red mud matrix

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2.4 生物质添加对赤泥壤质化改良机理

以上实验结果表明，生物质添加可有效促进赤泥基质中微生物群落及功能的恢复。首先，生物质本身携带的易利用活性物质为基质中的微生物提供了丰富的养分和碳源，缓解了微生物之间对营养元素的竞争^[33]，有效促进了微生物在赤泥中大量定殖扩增及优势种群的建立。其次，微生物群落多样性的增加也与生物质改良后赤泥基质环境质量的改善密切相关^[34]。这是因为，高水平的pH、EC和Na⁺对土壤微生物和植物有明显的毒害作用，是赤泥中微生物群落建立的主要障碍^[26,35]，而生物质腐化降解降低了赤泥基质的盐碱度，削弱其对微生物群落生长的负面影响^[36]。本研究中，进一步的微生物群落功能多样性与赤泥环境变化间的冗余分析(图4)表明，AWCD值与pH、EC、ESP和交换性Na⁺浓度之间存在负相关；而相对于微生物群落建立，赤泥基质团聚体平均重量直径(MWD)增加和ESP降低是驱动微生物物种丰富度增长关键因素，而pH和EC改善是促进赤泥基质中优势种群的演替的重要因素。同时，微生物和土壤酶之间的共代谢效应也可促进微生物的繁衍增殖，即微生物的繁衍增殖使得各种土壤酶活性和种类得到提升；土壤酶也可通过分解生物质中较难分解的物质，为赤泥基质中微生物生命活动提供更多的营养成分^[37]。本研究结果也表明，培养至360 d，各生物质改良处理组的脱氢酶活性均高于参照土壤，磷酸酶和脲酶活性也逐渐趋于参照土壤。这说明，生物质添加有利于赤泥基质中土壤酶活性的提升，尽管其仍受到较高盐碱性水平的胁迫^[38]。另冗余分析也表明，3种土壤酶活性与赤泥盐碱性参数呈负相关，与土壤微生物群落多样性参数呈正相关(图4)。这说明，生物质添加降低赤泥盐碱性，促进土壤微生物群落建立，有利于实现赤泥微生物生态功能的恢复。

图 4 环境因子对微生物群落多样性影响的冗余分析

Figure 4. Redundant analysis between environmental factors and microbial community diversity

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综上所述，生物质改良可刺激赤泥中土壤微生物活性，提升有机质降解代谢产酸及其腐化过程，进而降低赤泥基质的盐碱性。赤泥基质盐碱性和物理性质的改善，也为微生物增殖和发育提供了良好的生存环境，促进微生物群落活性和优势种群的快速发展，这为赤泥的壤质化持续改良创造了有利条件。

3. 结论

1) 生物质改良显著降低了赤泥盐碱性，培养至360 d时10-RM组pH、EC和ESP分别降低至9.89±0.01、0.46±0.05mS·cm⁻¹和35.2±0.7%。其容重和孔隙度显著改善，水稳团聚体的平均重量直径增加。赤泥盐碱性和物理性质的改善为微生物增殖和发育提供了良好的条件。

2) 生物质改良可大幅度提升赤泥基质中微生物群落的活性和多样性，并增强土壤酶活性，这些改善均对赤泥壤质化改良有着积极的促进作用。

3) 在生物质添加量方面，10%添加处理对赤泥壤质化改良的促进作用最为显著，但5%和3%添加处理也取得了显著的改良效果，而从赤泥壤质化改良的经济性方面考虑，这2个添加量更适宜应用于赤泥规模化生态处理。

图 1 调查站位图

Figure 1. Investigation sea area and sampling sites

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图 2 表层海水重金属分布情况

Figure 2. Distributions of heavy metals in the surface seawater of investigated areas

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图 3 沉积物重金属分布情况

Figure 3. Distributions of heavy metals in sediment of investigated areas.

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表 1 分析方法

Table 1. Methods of analysis

类型Type	重金属Heavy metals	分析方法Method	规范Standard
海水	汞	原子荧光法	GB17378.4—2007
	铜	电感耦合等离子体质谱法	HY/T147.1—2013
	铅	电感耦合等离子体质谱法	HY/T147.1—2013
	锌	电感耦合等离子体质谱法	HY/T147.1—2013
	铬	电感耦合等离子体质谱法	HY/T147.1—2013
	砷	电感耦合等离子体质谱法	HY/T147.1—2013
沉积物	汞	热分解冷原子吸收光度法	HY/T147.2—2013
	锌	火焰原子吸收分光光度法	GB17378.5—2007
	铅	火焰原子吸收分光光度法	GB17378.5—2007
	铜	火焰原子吸收分光光度法	GB17378.5—2007
	铬	无火焰原子吸收分光光度法	GB17378.5—2007
	砷	原子荧光法	GB17378.5—2007
	有机碳	重铬酸钾氧化-还原容量法	GB17378.5—2007
	粒度	激光法	GB12763.8—2007

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表 2 沉积物重金属毒性系数和背景值

Table 2. Toxicity response coefficient and background reference values of heavy metals

	重金属元素/(μg·g⁻¹) Heavy metal
	Hg	Cu	Pb	Cd	Zn	As
${T}_{\mathrm{r}}^{i}$	10	5	5	40	1	10
${C}_{\mathrm{n}}^{i}$ （10⁻⁶）	0.093	12.91	31.1	0.430	70.2	15

	重金属元素/(μg·g⁻¹) Heavy metal
	Hg	Cu	Pb	Cd	Zn	As
${T}_{\mathrm{r}}^{i}$	10	5	5	40	1	10
${C}_{\mathrm{n}}^{i}$ （10⁻⁶）	0.093	12.91	31.1	0.430	70.2	15

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表 3 海水重金属浓度（μg·L⁻¹）

Table 3. Concentrations of heavy metals in seawater（μg·L⁻¹）

季节Season	水深Depth	数值Value	铜Cu	铅Pb	锌Zn	铬Cr	砷As	汞Hg
春季	表层	范围	0.71—4.32	0.07—0.87	0.86—11.75	0.2—0.54	1.44—2.42	0.017—0.037
	表层	平均值	1.563	0.370	3.499	0.342	1.904	0.0272
	10 m	范围	0.78—3.74	0.11—0.6	1.65—3.63	0.24—0.41	1.65—2.45	0.016—0.037
	10 m	平均值	1.785	0.353	2.152	0.334	1.996	0.0254
	底层	范围	0.99—4.4	0.16—1.12	1.22—10.8	0.23—0.38	1.65—2.68	0.016—0.035
	底层	平均值	1.642	0.675	3.072	0.314	2.010	0.0268
秋季	表层	范围	0.49—4.32	0.15—2.37	0.97—16.09	0.11—1.91	1.26—2.38	0.008—0.045
	表层	平均值	1.996	0.545	3.924	0.692	1.778	0.0241
	10 m	范围	0.88—3.62	0.08—1.46	0.93—12.44	0.11—4.75	1.08—2.5	0.01—0.046
	10 m	平均值	1.53	0.516	3.16	0.782	1.788	0.0256
	底层	范围	0.92—3.76	0.18—0.87	0.77—8.37	0.19—1.8	1.51—2.7	0.014—0.047
	底层	平均值	1.973	0.525	2.768	0.607	1.948	0.0256

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表 4 国内外海水重金属浓度（μg·L⁻¹）

Table 4. Concentrations of heavy metals in the seawater of various sea areas（μg·L⁻¹）

海域Area	铜Cu	铅Pb	锌Zn	铬Cr	砷As	汞Hg	参考文献Reference
北部湾铁山港春季表层平均值	1.563	0.370	3.499	0.342	1.904	0.0272	本研究
北部湾铁山港春季10 m层平均值	1.785	0.353	2.152	0.334	1.996	0.0254
北部湾铁山港春季底层平均值	1.642	0.675	3.072	0.314	2.010	0.0268
北部湾铁山港秋季表层平均值	1.996	0.545	3.924	0.692	1.778	0.0241	本研究
北部湾铁山港秋季10 m平均值	1.53	0.516	3.16	0.782	1.788	0.0256
北部湾铁山港秋季底层平均值	1.973	0.525	2.768	0.607	1.948	0.0256
辽东湾表层	1.01—3.40	0.38—3.21	7.57—22.13	―	2.01—3.51	0.03—0.05	宋永刚，2016^[19]
渤海湾表层	9.39—39.37	0.062—3.69	17.36—31.86	3—5.89	2.35—5.89	0.010—0.060	蔡端波，2015^[20]
防城港近岸	1.76—4.79	0.59—2.75	16.9—24.9	0.55—1.72	0.72—2.49	0.012—0.088	何祥英，2014^[21]
钦州湾东部	2.2	1.1	4	0.2	0.68	0.036	张荣灿等，2015^[22]
广西近岸	5.06	0.70	12.5	2.38	0.61	0.048	李萍等，2018^[23]
湛江湾	11.17	23.28	54	―	6.12	0.047	赵佳林等，2022^[24]
铁山港	3.380—4.780	0.680—0.940	3.820—7.500	―	―	0.012—0.026	李萍等，2018^[25]
ArabianGulf，Saudi Arabia	―	0—0.002	28.22—34.17	0.78—0.51	21.07—24.61	0.84—1.13	Mahboob et al.，2022^[26]
Persian Gulf, Iran	0.251	0.011	0.251	0.116	1.41	―	Jafarabadi et al.，2017^[27]
Northeastern Mediterranean Sea	1.731	―	18.876	0.211	2.001	―	Çiftçi et al，2021^[28]
Red Sea，Egypt	1.07	2.52	5.78	1.65	―	―	Masoud et al.，2019^[29]
South Australian，Southern Ocean	0.9—64.2	0.4—55	14—67	0.35—1.32	3.2—8.2	―	Chakraborty et al.，2014^[30]

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表 5 沉积物重金属浓度（μg·g⁻¹）

Table 5. Concentrations of heavy metals in seawater （μg·g⁻¹）

季节Season	数值Value	铜Cu	铅Pb	锌Zn	铬Cr	砷As	汞Hg
春季	范围	5.3—21.2	30.2—30.2	24.8—75.8	4.9—79.3	1.58—10.6	0.005—0.026
春季	平均值	9.933	21.609	42.681	31.057	7.482	0.0199
秋季	范围	2—21.3	1.9—38.5	6.8—103	19—72.2	0.34—2.44	0.0035—0.029
秋季	平均值	8.717	21.517	49.387	44.596	1.600	0.0169

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表 6 国内外海域沉积物重金属浓度（μg·g⁻¹）

Table 6. Concentrations of heavy metals in sediments of different sea areas（μg·g⁻¹）

海域Sea area	铜Cu	铅Pb	锌Zn	铬Cr	砷As	汞Hg	参考文献Reference
本研究（春季）	5.3—21.2	30.2—30.2	24.8—75.8	4.9—79.3	1.58—10.6	0.005—0.026	―
本研究（秋季）	2—21.3	1.9—38.5	6.8—103	19—72.2	0.34—2.44	0.0035—0.029	―
胶州湾	12.97—37.72	8.81—33.93	37.00—87.92	32.59—62.73			肖彩玲，2017^[31]
海州湾北部	3.23—30.69	21.22—43.28	15.6—122.1	10.58—77.01	3.93—6.73	0.002—0.009	孟昆，2018^[32]
防城港近岸	22.37	22.44	65.07	37.78	9.08	0.07	庞国涛等，2022^[33]
雷州半岛附近海域	15.62	26.71	66.33	59.54	11.20	0.037	夏嘉等，2022^[16]
广西近岸海域	8.95	17.6	43.6	20.0	7.12	0.0359	闭文妮等，2022^[34]
钦州湾沙井岛临近海域	18.13	26.69	61.16	47.02	10.80	0.06	曹宏明等，2020^[35]
Red Sea, Saudi Arabia	17.2—217.2	11.5—111.3	48.8—511.5	14.9—289	―	―	Alharbi et al.，2019^[36]
Bizerte coastal line, Tunisia	1.1	4.7	2.7	0.6	―	―	Aydi et al.，2022^[37]
Mid-Black Sea, Turkey	7.99—16.66	6.32—33.05	13.9—43.8	361.9— 1084.85	3.6—5.95	0.03—0.22	Özkoç et al.，2022^[38]
Caspian Sea, Russia	8.3	4.19	17.1	―	―	―	de Mora et al.，2004^[39]
South east coastal sea, India	1.81—25.66	0.79—18.62	1.07—66.93	2.68—60.02	―	―	Satheeswaran et al.，2019^[40]

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表 7 沉积物重金属与环境因素间的相关性

Table 7. Correlation of heavy metals with environmental factors in sediment

	铬Cr	砷As	汞Hg	铅Pb	铜Cu	锌Zn
TOC	0.613**	0.397**	0.867**	0.812**	0.872**	0.817**
砾	−0.163	0.094	0.372**	0.072	−0.109	−0.112
砂	−0.561**	−0.301**	−0.737**	−0.739**	−0.771**	−0.774**
粉砂	0.560**	0.259	0.549**	0.651**	0.742**	0.740**
黏土	0.576**	0.168	0.544**	0.635**	0.707**	0.737**
铬		−0.222	0.527**	0.702**	0.753**	0.844**
砷			0.264	0.164	0.284	0.060
汞				0.793**	0.723**	0.739**
铅					0.805**	0.876**
铜						0.923**
**表示P<0.01.

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表 8 海水和沉积物重金属单因子标准指数

Table 8. Single factor index of heavy metals in the seawater and sediments

介质Sample	季节Season	水深Depth	数值Value	铜Cu	铅Pb	锌Zn	铬Cr	砷As	汞Hg
海水	春季	表层	范围	0.148—0.864	0.070—0.870	0.0430—0.0805	0.004—0.0108	0.072—0.109	0.32—1.00
		表层	平均值	0.313	0.371	0.175	0.00683	0.0952	0.545
		10 m	范围	0.156—0.708	0.110—1.000	0.0535—0.182	0.0082—0.01	0.0825—0.123	0.320—0.740
		10 m	平均值	0.357	0.354	0.108	0.00667	0.0998	0.508
		底层	范围	0.172—0.880	0.160—1.120	0.060—0.540	0.00460—0.0100	0.0825—0.134	0.400—0.720
		底层	平均值	0.328	0.675	0.154	0.00629	0.101	0.535
	秋季	表层	范围	0.0980—0.864	0.120—2.370	0.0485—0.804	0.00220—0.0382	0.0610—0.122	0.160—0.900
		表层	平均值	0.399	0.545	0.196	0.0138	0.0889	0.483
		10 m	范围	0.176—0.724	0.0800—1.460	0.0465—0.463	0.00200—0.0950	0.0540—0.125	0.200—0.920
		10 m	平均值	0.306	0.516	0.158	0.0156	0.0893	0.513
		底层	范围	0.184—0.752	0.180—0.870	0.0385—0.418	0.00380—0.0288	0.0440—0.114	0.280—0.940
		底层	平均值	0.395	0.525	0.139	0.0121	0.0974	0.511
沉积物	春季		范围	0.151—0.606	0.0933—0.503	0.165—0.505	0.0612—0.991	0.0790—0.515	0.025—0.190
	春季		平均值	0.351	0.378	0.351	0.388	0.374	0.0992
	秋季		范围	0.0571—0.609	0.0317—0.642	0.0453—0.687	0.237—0.903	0.0170—0.121	0.0175—0.145
	秋季		平均值	0.249	0.359	0.329	0.557	0.0800	0.0846

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表 9 沉积物重金属潜在生态风险指数（E_rⁱ）

Table 9. The potential ecological risk indices of heavy metals in the sediments

季节Season	数值 Value	E_rⁱ
季节Season	数值 Value	铜Cu	铅Pb	锌Zn	铬Cr	砷As	汞Hg
春季	范围	0.757—3.029	0.467—2.517	0.165—0.505	0.123—1.983	0.790—5.300	1—7.6
春季	平均值	1.753	1.891	0.351	0.776	3.741	3.971
秋季	范围	0.314—3.043	0.158—3.208	0.045—0.687	0.475—1.805	0.170—1.220	0.7—5.6
秋季	平均值	1.374	1.793	0.329	1.115	0.800	3.385

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图( 3) 表( 9)

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1. 材料与方法
1.1 供试赤泥及其改良材料
1.2 实验设计
1.3 测试指标及测定方法
2. 结果与讨论
2.1 生物质改良对赤泥基质盐碱性的调控作用
2.2 生物质添加对赤泥基质物理性质的改良作用
2.3 生物质添加对赤泥微生物群落功能多样性和土壤酶活性的影响
2.4 生物质添加对赤泥壤质化改良机理
3. 结论

北部湾铁山港附近海域水体和沉积物重金属分布特征及生态风险评价

通讯作者: Tel: 01084521214, E-mail: quliang2@cnooc.com.cn;