外伶仃海洋牧场附近海域沉积物重金属分布特征及生态风险评价

冯雪, 佟飞, 袁华荣, 赵学乾, 陈丕茂

冯雪, 佟飞, 袁华荣, 赵学乾, 陈丕茂. 外伶仃海洋牧场附近海域沉积物重金属分布特征及生态风险评价[J]. 南方水产科学, 2024, 20(5): 91-102. DOI: 10.12131/20240101
引用本文: 冯雪, 佟飞, 袁华荣, 赵学乾, 陈丕茂. 外伶仃海洋牧场附近海域沉积物重金属分布特征及生态风险评价[J]. 南方水产科学, 2024, 20(5): 91-102. DOI: 10.12131/20240101
FENG Xue, TONG Fei, YUAN Huarong, ZHAO Xueqian, CHEN Pimao. Distribution characteristics and ecological risk assessment of heavy metals in sediments in adjacent waters of Wailingding marine ranching[J]. South China Fisheries Science, 2024, 20(5): 91-102. DOI: 10.12131/20240101
Citation: FENG Xue, TONG Fei, YUAN Huarong, ZHAO Xueqian, CHEN Pimao. Distribution characteristics and ecological risk assessment of heavy metals in sediments in adjacent waters of Wailingding marine ranching[J]. South China Fisheries Science, 2024, 20(5): 91-102. DOI: 10.12131/20240101

外伶仃海洋牧场附近海域沉积物重金属分布特征及生态风险评价

基金项目: 南方海洋科学与工程广东省实验室(珠海)资助项目 (SML2023SP237);广东省重点领域研发计划项目 (2020B1111030002);中国水产科学研究院基本科研业务费项目 (2023TD06)
详细信息
    作者简介:

    冯 雪 (1987—),女,助理研究员,博士,研究方向为海洋牧场及生态修复。E-mail: fengxue@scsfri.ac.cn

    通讯作者:

    陈丕茂 (1969—),男,研究员,研究方向为海洋牧场及渔业资源保护与利用。E-mail: chenpm@scsfri.ac.cn

  • 中图分类号: S 931.3

Distribution characteristics and ecological risk assessment of heavy metals in sediments in adjacent waters of Wailingding marine ranching

  • 摘要:

    沉积物是承载地球演化历史和人类活动变迁信息的地质物质。为了解海底表层沉积物的污染状况及生态风险,以外伶仃海洋牧场附近海域沉积物为研究对象,分别于2020和2021年测定该海域沉积物的粒度、特征指标及6种主要重金属元素的含量。采用内梅罗污染指数法、潜在生态风险指数法和地累积指数法对重金属的潜在生态风险进行了评价,同时探讨了重金属的可能来源。结果显示,调查海域沉积物的主要类型为粉砂质黏土,各元素含量空间差异较大,整体随离岸距离的增加而逐渐降低。6种重金属含量均与有机碳正相关。3种生态风险评价方法所得出的评价结果基本一致,高污染区主要位于外伶仃岛东北原人工鱼礁建设范围海域。内梅罗综合污染指数结果显示调查海域沉积物整体属1级清洁水平。潜在生态风险指数表明重金属汞 (Hg) 在评价中所占权重最大,潜在风险系数和地累积指数明显高于其他重金属。研究表明,调查海域沉积物重金属生态风险整体处于低风险,但仍需对重金属尤其是Hg保持高度关注。

    Abstract:

    Sediment is the geological material that carries information of the evolution history of the earth and the changes of human activities. In order to understand the current situation and ecological risk of sediments, based on the survey data of 2020 and 2021 in adjacent waters of Wailingding marine ranching, we investigated the contents of particle size, characteristics indexes and six heavy metals. By using Nemero comprehensive pollution index, potential ecological risk index and geo-accumulation index, we evaluated the potential ecological risk of heavy metals. Furthermore, we discussed the possibility of heavy metal sources. The results indicate that the main type of sediments in the survey sea area was silty clay, with significant spatial differences in the content of various elements, showing a gradually decreasing trend with the increase of offshore distance. All the six heavy metals had a high positive correlation with total organic carbon. The assessment results obtained by three ecological risk assessment methods are basically consistent: the high pollution area was mainly located in the artificial reef construction area, northeast of Wailingding. The results of the nemero comprehensive pollution index show that the sediment was at Level 1 of cleanliness. The potential ecological risk index shows that Hg had the highest proportion in the evaluation, and its potential risk coefficient and ground accumulation index were significantly higher than those of other heavy metals. The results reveal that the ecological risk of heavy metals in the sediments is generally at low level, but heavy metals, especially Hg, still needs to be highly concerned.

  • 罗非鱼 (Oreochromis mossambicus) 具有食性杂、繁殖迅速、生长快等优点,是世界主要经济养殖鱼类[1]。2017年中国罗非鱼养殖产量超过158万吨[2],主要产品是冻罗非鱼和冻罗非鱼片。在罗非鱼精深加工过程中产生许多下脚料,约占加工使用鱼品质量的70%[3],如不能充分利用这类资源,将造成巨大的资源浪费和经济损失。

    生物分子氧化导致自由基生成是生物体中必然发生的反应[4-5]。自由基是一种能够引发机体氧化的物质,过多会通过破坏蛋白质、脂类和DNA削弱机体抵抗力,引发炎症、感染、加速机体衰老[6]。目前研究人员已获得多种能够抑制大分子氧化损伤和清除自由基的多肽物质,如坛紫菜多肽[7]、赤贝多肽[8]。多肽还能够促进矿物元素钙 (Ca)[9]、锌 (Zn)[10]、铁 (Fe)[11]等的吸收。Ca是人体必需的营养元素之一,对骨量维持、神经递质传递、肌肉收缩和心脏调控有重要影响[12]。据营养调查报告[13]显示,中国人均Ca摄入量仅达391 mg,远不达标。同时,由于长期食用含有草酸、纤维素、植酸盐等物质的植物性膳食导致其与钙离子 (Ca2+) 形成沉淀而降低钙的生物利用率。Peng等[14]发现太平洋鳕鱼骨肽能明显提高小鼠的股骨Ca含量,提高Ca的生物利用率。小肽不仅能提高机体对Ca2+的储留量、增大钙的生物利用率[15],还具有抗氧化活性。

    本文以罗非鱼皮为原材料,研究其酶解产物的Ca2+结合活性,探究罗非鱼皮酶解物 (tilapia skin hydrolysate,TSH) 和钙离子结合物 (TSH-Ca) 的抗氧化能力,为开发罗非鱼皮抗氧化产品、补钙剂从而实现罗非鱼皮的高值化利用提供理论参考。

    罗非鱼皮购于广东百维生物科技有限公司。氯化钙、七水合硫酸亚铁、过氧化氢、磷酸氢二钠、磷酸二氢钠、铁氰化钾、六水合三氯化铁和三氯乙酸为分析纯 (广州齐云生物有限公司)。1,1-二苯基-2-三硝基苯肼 (DPPH),溴化钾 (KBr) 为色谱级 (美国Sigma公司)。中性蛋白酶 (105 U·g−1)、碱性蛋白酶 (2×105 U·g−1,合肥博美生物科技有限公司);Protamex1.5L (1.5 AU·g−1,丹麦诺维信公司)。

    利用恒重法测定罗非鱼皮的水分含量 (GB/T 5009.3—2016);凯氏定氮法测定粗蛋白含量 (GB 5009.5—2016);高温灼烧法测定灰分含量 (GB 5009.4—2016);索氏提取法测定粗脂肪含量 (GB 5009.6—2016)。

    取罗非鱼皮、解冻。参考夏光华等[16]的方法并稍作改动。取一定质量的罗非鱼皮,剪成约1 cm×1 cm的小块,按1∶10 (mV)的比例加入0.1%氢氧化钠,4 ℃浸泡过夜,用水洗涤2 h,盐酸调节pH,再用蒸馏水洗至中性。4 ℃低温保存。

    取一定质量处理后的罗非鱼皮,将其与去离子水以1∶2 (mV) 比例混匀,沸水煮1 h,冷却后按照表1的条件调节pH,分别加入3种酶,在酶最优条件下酶解1、2、4、6和8 h,并水浴振荡,酶解完成后煮沸灭酶20 min,冷却后先抽滤,再10 000 r·min−1低温离心20 min,即得罗非鱼皮蛋白酶解液,冷冻干燥后得到TSH。

    表  1  最优的酶解条件
    Table  1  Optimal enzymatic conditions
    种类
    type
    酶活力
    enzyme activity
    pH 温度/℃
    temperature
    加酶量/(U·g−1)
    enzyme amount
    中性蛋白酶
    neutral protease
    1×105 U·g−1 7.0 50 4 000
    Protamex 1.5L 1.5 AU·g−1 7.0 50 4 000
    碱性蛋白酶
    alkaline protease
    2×105 U·g−1 8.5 50 4 000
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    采用凯氏定氮法测定罗非鱼皮中总氮质量M1 (g),电位滴定法测定酶解液中氨态氮质量M2 (g)。

    $$ {\rm{DH}}= \frac{{M_2}}{{M_1}} \times 100{\text{%}} $$ (1)

    参考范鸿冰等[17]方法并稍作修改。取不同时间的TSH与Ca2+进行实验。称量一定质量的TSH,加入5 mg·mL−1氯化钙溶液 (钙盐与TSH质量比为1∶20),在37 ℃水浴锅中反应40 min。再将结合液全部转移到100 Da的透析袋中透析24 h。测定透析液的体积,冷冻干燥得TSH-Ca。

    参考张金杨等[18]的方法。取一定透析液置于消化管 (质量分数为10%硝酸浸泡),加入10 mL浓硝酸微波消解,用超纯水标定到50 mL。将上述溶液稀释后过0.22 μm微孔滤膜,用电感耦合等离子体质谱 (ICP-MS) 测定溶液中的Ca2+浓度。

    $$ {\text{结合率}} = \frac{{C \times V \times n}}{m} \times 100{\text{%}} $$ (2)

    其中C为透析后Ca2+的质量浓度 (mg·L−1);V为总体积 (L);m为加入钙的总质量 (mg);n为稀释倍数。

    参照Chi等[19]方法并稍作修改。在样液中加入等体积DPPH溶液 (95%乙醇溶解),避光反应30 min,在517 nm处测吸光值A1。对照组为不含样品的DPPH溶液A0。空白组是DPPH溶液用95%乙醇代替A2

    $$ {\rm{DPPH}}{\text{清除率}} = \left( {1 - \frac{{A_1 - A_2}}{{A_0}}} \right) \times 100{\text{%}} $$ (3)

    参照胡晓等[20]方法并稍作修改。依次加入0.3 mL 5 mmol·L−1邻二氮菲 (无水乙醇溶解),0.2 mL 0.5 mmol·L−1 pH 7.40的PBS缓冲液和0.3 mL 0.75 mmol·L−1的硫酸亚铁铵于1 mL样品中,混匀后加入0.2 mL质量分数为0.1%过氧化氢,37 ℃温浴60 min,在510 nm处测其吸光度A1;以超纯水代替样品和过氧化氢测得A2;以超纯水代替样品测定A0

    $$ \cdot {\rm{OH}}{\text{清除率}} = \frac{{A_1 - A_0}}{{A_2 - A_0}} \times 100{\text{%}} $$ (4)

    参考Morales-Medina等[21]方法并稍作修改。取1 mL样液与1 mL 0.2 mmol·L−1磷酸盐缓冲液 (pH 6.60) 和1 mL质量分数为1%铁氰化钾混合均匀,50 ℃水浴20 min。加入1 mL质量分数为10%的三氯乙酸,12 000 r·min−1离心10 min。将1 mL超纯水和0.2 mL质量分数为0.1%氯化铁加入到1 mL上清液中,50 ℃水浴15 min,在700 nm下测量吸光度。空白组用超纯水代替。吸光度越大,样品的还原能力越强[22]

    利用压片法测定TSH和TSH-Ca的红外光谱,扫描范围为4 000~400 cm−1

    罗非鱼皮 (湿质量) 的基本成分中,蛋白质量分数较高(36.14%),水分质量分数为67.22%,脂肪质量分数为0.25%。相较于红旗东方鲀 (Takifugu rubripes) 鱼皮[23]和鮟鱇 (Lophius litulon) 鱼皮[24],罗非鱼皮富含蛋白质,是制备肽的理想原料。

    酶解条件的差异导致蛋白水解程度的不同,DH的差异又会影响酶解多肽分子量排布和氨基酸组成,使得酶解多肽存在不同的生物活性,由此获得有差异的生物活性肽。Hou等[25]通过酶解南极磷虾 (Euphausia superba) 蛋白解析出多肽与Ca2+之间的结合位点。为探究肽的Ca2+结合能力,对罗非鱼皮酶解物的DH进行了研究。

    在使用不同蛋白酶酶解罗非鱼皮的过程中,DH随时间增加均呈上升趋势,中性蛋白酶、Protamex1.5L和碱性蛋白酶均在酶解第8小时达到最大,分别为12.19%、9.11%和8.68% (图1-a)。酶解时间较短时,酶活高,罗非鱼皮蛋白酶切位点多,水解较快。但随着水解时间的延长,酶切位点减少,水解变慢。获取不同的生物活性肽需要适当的水解,即时间短不能完全酶解蛋白,而时间太长会使多肽继续水解成游离氨基酸,降低生物活性。

    图  1  不同酶解时间水解度和钙离子结合能力的比较
    Fig. 1  Comparison of degree of hydrolysate and calcium ion binding ability of hydrolysates at different hydrolysis time

    3种蛋白酶的TSH均具有Ca2+结合活性 (图1-b),这与其他研究结果一致。杨伊然等[26]发现蓝圆鲹 (Decapterus maruadsi) 酶解物能与Ca、Zn和Fe结合,其螯合率分别为96.78%、94.28%和96.63%;Wu等[27]发现猪骨蛋白的酶解产物具有Ca2+结合能力。同时3种蛋白酶的TSH的Ca2+结合能力均先升后降,中性蛋白酶和Protamex1.5L的TSH均在酶解第2小时具有最高的Ca2+结合活性,而碱性蛋白酶的TSH在第6小时具有较高的Ca2+结合能力。Protamex1.5L酶解2 h所得TSH-Ca的Ca2+结合活性最高,结合率可达87.79%。可能是罗非鱼皮经Protamex1.5L酶解后得到的产物更容易与Ca2+形成结合物,酶解时间越长,TSH的Ca2+结合能力越低,原因可能是罗非鱼皮蛋白被酶解成小分子量肽或者游离氨基酸,结合Ca2+的能力减弱。

    中性蛋白酶的TSH的DPPH自由基清除能力最强,在酶解第1小时达到最大 (67.22%),碱性蛋白酶和Protamex1.5L的TSH则分别在酶解第6和第4小时获较高的DPPH自由基清除率 (分别为53.37%和51.46%,图2)。这可能是由于不同酶对罗非鱼皮蛋白作用的酶切位点不同,TSH间存在差别,故清除能力不同。

    图  2  不同罗非鱼皮酶解物的1,1-二苯基-2-三硝基苯肼自由基清除率的比较
    Fig. 2  Comparison of DPPH free radical scavenging rate of different TSH

    Protamex1.5L酶解产物的Ca2+结合率较高,因此分别对TSH和TSH-Ca进行抗氧化指标的测定,探究Ca2+结合后的抗氧化变化。Protamex1.5L不同酶解时间得到的TSH与TSH-Ca的DPPH自由基清除率差异显著 (P<0.05,图3-a),TSH的DPPH自由基清除率较强,这与张金杨等[18]的研究结果一致。Protamex1.5L前2 h间TSH-Ca的DPPH自由基清除率无差异,在第6小时较高,第8小时降低。相比较,TSH-Ca的DPPH自由基清除率活性明显比TSH低,可能是因为Ca2+与氨基酸基团结合,占据了自由基的连接位点,降低了接受自由基的能力。

    图  3  Protamex1.5L不同时间的罗非鱼鱼皮酶解物和钙离子结合物的1,1-二苯基-2-三硝基苯肼自由基清除率、·OH自由基清除率和还原力的比较
    Fig. 3  Comparison of DPPH· scavenging activity, ·OH scavenging rates and reducing power activity between TSH and TSH-Ca at different time in Protamex1.5L

    Protamex1.5L酶解得到的TSH的·OH自由基清除能力先减弱再增强,在第8小时达到最大清除率。TSH-Ca的·OH自由基清除率先减弱再增强,在第2小时达到最低 (4.70%,图3-b),此时Ca2+结合率最大,可能是因为Ca2+与氨基酸基团结合,占据了自由基的连接位点;第8小时TSH-Ca的·OH自由基清除率最高 (17.29%,图3-b),此时Ca2+结合率较低,可能是因为随着酶解时间的延长,罗非鱼皮蛋白质被水解成更小的肽链,暴露出疏水性氨基酸基团。研究表明,某些氨基酸如半胱氨酸、苯丙氨酸、组氨酸等也具有抗氧化作用[28-29]

    抗氧化剂通过释放清除自由基的电子发挥抗氧化能力,根据吸光值的大小来反映样品的还原力[30]。Protamex1.5L酶解得到的TSH的还原力变化不大。随着时间的延长,TSH-Ca的还原力先减弱再增强,酶解第2小时最低 (图3-c),可能是因为空间结合位点被Ca2+占据。随着时间的增加,TSH-Ca的还原力增强,第8小时达到最大 (0.16,图3-c)。TSH-Ca的还原力比相应的TSH强 (P<0.05),可能是因为TSH-Ca透析后,部分游离氨基酸被除去而大分子结合铁离子 (Fe3+) 的能力增强,导致还原力增大。

    FT-IR可以反映配体基团在酶解多肽结合Ca2+前后的变化[31] (图4)。多肽与钙结合的部位主要是肽段中氨基酸残基之间的酰胺键、侧链和末端氨基和羧基[32]。酰胺键的2种最重要的振动模式是酰胺-Ⅰ振动和酰胺-Ⅱ振动;前者主要是由于C=O键的伸展,后者归因于N-H键的变形和C-N键的伸展。TSH-Ca红外图中,3 307 cm−1处的吸收峰强度的变化由NH伸缩振动引起的,表明Ca2+与N-H发生了结合,Ca-N键取代了N-H。TSH-Ca的红外图谱中,3 070 cm−1处的吸收峰移动到3 080 cm−1;1 701 cm−1的吸收峰消失,吸收峰从1 666 cm−1移动到1 664 cm−1,这是由COO-的伸缩和对称振动引起。另外,在1 000~1 200 cm−1处观察到的峰1 161 cm−1和1 201 cm−1分别移动到1 163 cm−1和1 203 cm−1处,这可能是结合后C-N键发生伸缩振动。指纹区中540 cm−1吸收峰消失,这是由于单键的振动引起。FT-IR表明,Ca2+与TSH中氨基氮原子和羧基氧原子发生结合。在南极磷虾肽-钙结合物中发现了FT-IR的类似变化[25]

    图  4  罗非鱼皮酶解物与钙离子结合物红外光谱图
    Fig. 4  Infrared spectrum of TSH and TSH-Ca

    本文以罗非鱼皮为研究对象,对TSH的Ca2+结合活性及其结合物的抗氧化活性进行了研究。结果表明,不同蛋白酶对罗非鱼皮的酶解效果存在差异。随着酶解时间的延长,TSH的DH不断增大,结果与侯小琴等[33]的结论一致。其中中性蛋白酶酶解产物的DH较大,酶解第8小时DH达12.19%;而碱性蛋白酶酶解所得的DH较低。肽与矿物元素结合时与肽的分子量大小、氨基酸组成和特定的氨基酸基团等[34-35]有关。罗非鱼皮经Protamex1.5L酶解2 h得到的TSH与Ca2+的结合能力最高 (87.79%),这与张金杨等[18]的实验结果一致。

    抗氧化结果显示,3种酶酶解得到的TSH均有抗氧化活性。中性蛋白酶酶解所得TSH的DPPH自由基清除率最高,碱性蛋白酶的最低,可能是因为中性蛋白酶TSH的DH较高,罗非鱼皮酶解充分。Protamex1.5L水解罗非鱼皮第2小时的酶解产物其DPPH自由基清除率、·OH自由基清除率和还原力分别为49.08%、9.03%和0.09;TSH结合Ca2+后,TSH-Ca的DPPH自由基清除率和羟基自由基清除率减弱,这与杨伊然[36]还原力增强的结论一致。TSH结合Ca2+后抗氧化活性发生明显改变,可能是因为自由基与肽反应的位点被Ca2+占据。FT-IR结果表明,Ca2+可能与TSH中氨基氮原子和羰基氧原子结合。

  • 图  1   研究区域示意图 (左:2020年,右:2021年)

    Figure  1.   Diagram of survey area (Left: 2020; Right: 2021)

    图  2   表层沉积物重金属空间分布 (2020年)

    Figure  2.   Concentration distribution of heavy metals of surface sediments (2020)

    图  3   表层沉积物重金属空间分布 (2021年)

    Figure  3.   Concentration distribution of heavy metals of surface sediments (2021)

    图  4   谢帕德法沉积物分类图

    A. 原人工鱼礁建设区域站位;B. 外伶仃海洋牧场人工鱼礁建设区站位;C. 海洋牧场示范区礁区外站位;D1&D2. 海洋牧场示范区附近海域站位。

    Figure  4.   Classification of Shepard's sediment method

    A. Sampling site of original artificial reef area; B. Sampling site of artificial reef area in marine ranching demonstration zones in Wailingding; C. Sampling site off artificial reef area; D1&D2. Sampling site off marine ranching demonstration zones.

    图  5   表层沉积物重金属、有机碳、硫化物和粒度的相关性热图

    Figure  5.   Correlation heat map among heavy metals, TOC, sulfide and particle size in surface sediments

    图  6   沉积物重金属内梅罗综合污染指数

    Figure  6.   Nemerow pollution index of heavy metals in sediments

    表  1   内梅罗污染指数评价分级

    Table  1   Classification standard and evaluation of Nemerow pollution index

    质量等级
    Level
    内梅罗综合污染指数
    Nemerow pollution
    index
    污染水平
    Pollution level
    1级Level 1 P≤0.7 清洁
    2级 Level 2 0.7<P≤1.0 较清洁
    3级 Level 3 1<P≤2 轻度污染
    4级Level 4 2<P≤3 中度污染
    5级 Level 5 P>3 重度污染
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    表  2   重金属毒性响应系数及重金属背景值

    Table  2   Toxicity response coefficient and background values of heavy metals

    评价指标   
    Evaluation index   
    铜 Cu铅 Pb锌 Zn镉 Cd汞 Hg砷 As
    毒性响应系数 ${T}_{r}^{i} $
    Toxicity response coefficient
    551304010
    重金属背景值 ${C}_{n}^{i} $
    Background value of heavy metal/(mg·kg−1)
    7.4315.6054.400.180.029.71
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    表  3   潜在生态风险评价标准

    Table  3   Evaluation standards of potential ecological risks

    综合污染系数Cd 潜在生态风险系数 ${E}_{r}^{i} $ 综合潜在生态风险指数RI
    评价指标
    Evaluation index
    评价结果
    Evaluation
    评价指标
    Evaluation index
    评价结果
    Evaluation
    评价指标
    Evaluation index
    评价结果
    Evaluation
    Cd<6 1级 Level 1 ${E}_{r}^{i} $<40 轻微 RI<90 轻微
    6≤Cd<12 2级 Level 2 40≤${E}_{r}^{i} $<80 中等 90≤RI<180 中等
    12≤Cd<24 3级 Level 3 80≤${E}_{r}^{i} $<160 较强 180≤RI<360
    160≤${E}_{r}^{i} $<320 很强
    Cd≥24 4级 Level 4 ${E}_{r}^{i} $≥320 极强 RI≥360 极强
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    表  4   地累积指数和重金属污染等级划分标准

    Table  4   Classification for heavy metal pollution level and geo-accumulation index

    评价等级
    Level
    地累积指数Igeo
    Geo-accumulation index
    评价结果
    Evaluation
    0级 Level 0 Igeo≤0 清洁
    1级 Level 1 0<Igeo≤1 轻度污染
    2级 Level 2 1<Igeo≤2 轻中度污染
    3级 Level 3 2<Igeo≤3 中度污染
    4级 Level 4 3<Igeo≤4 偏重度污染
    5级 Level 5 4<Igeo≤5 严重污染
    6级 Level 6 Igeo>5 极严重污染
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    表  5   表层沉积物中重金属变异系数及其含量

    Table  5   Coefficient of variation and statistics of heavy metals in surface sediments

    年份
    Year
    区域
    Area
    重金属质量分数 Mass fraction of heavy metal/(mg·kg−1)
    铜 Cu 铅 Pb 锌 Zn 镉 Cd 汞 Hg 砷 As
    2020 A—C 13.34 9.64 26.83 15.87 15.30 10.89
    D1 24.71 18.95 23.59 40.49 12.62 13.92
    2021 A—C 24.73 12.02 10.83 95.35 50.84 3.94
    D2 12.85 18.39 7.10 0.00 13.79 1.08
    总均值 Total mean 15.21 27.64 95.93 0.03 0.05 7.23
    质量标准 Quality standard 35.0 60.0 150.0 0.5 0.2 20.0
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    表  6   表层沉积物主成分分析

    Table  6   Principal component analysis of sediments

    主成分因子
    Principal component
    主成分1
    PC1
    主成分2
    PC2
    主成分3
    PC3
    特征值 Eigenvalue 3.44 3.38 2.65
    方差贡献率
    Variance contribution rate/%
    31.25 30.72 24.04
    累计方差贡献率
    Cumulative variance
    contribution rate/%
    31.25 61.97 86.01
    铜 Cu 0.018 0.916 −0.073
    铅Pb 0.382 0.650 −0.158
    锌 Zn 0.170 0.964 −0.031
    镉 Cd 0.186 0.136 0.924
    汞 Hg 0.872 0.284 0.192
    砷 As −0.748 0.204 0.499
    有机碳TOC −0.006 0.940 0.155
    硫化物Sulfide −0.165 0.021 0.904
    黏土Clay −0.968 −0.081 −0.158
    粉砂Silt 0.127 −0.358 0.779
    砂Sand 0.963 0.167 −0.021
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    表  7   表层沉积物重金属潜在生态风险指数

    Table  7   Potential ecological risk index of heavy metal in sediments

    年份
    Year
    调查区域
    Survey area
    综合污染系数 Cd 潜在生态风险系数 ${E}_{r}^{i} $ 综合潜在
    生态风险指数RI

    Cu

    Pb

    Zn

    Cd

    Hg

    As
    2020 A 11.38 10.68 9.28 1.72 9.44 190.67 5.81 227.60
    B 10.80 10.54 9.08 1.33 8.89 186.67 5.82 222.32
    C 9.84 8.93 7.87 1.96 9.44 142.67 6.37 177.24
    A—C均值
    Mean of A–C
    10.67 10.05 8.75 1.67 9.26 173.33 6.00 209.06
    D1 9.85 8.87 8.26 1.91 5.61 147.45 6.47 178.56
    2021 A 9.57 12.82 10.58 1.86 2.92 83.50 8.43 120.11
    B 8.35 11.62 8.66 1.78 6.67 56.00 8.92 93.65
    C 7.08 9.51 8.91 1.55 1.67 37.33 8.52 67.49
    A—C均值
    Mean of A–C
    8.33 11.32 9.39 1.73 3.75 58.94 8.62 93.75
    D2 7.67 9.74 8.35 1.68 1.67 58.00 8.71 88.15
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    表  8   表层沉积物重金属地累积指数

    Table  8   Geo-accumulation index of heavy metal in sediments

    年份
    Year
    调查区域
    Survey area
    地累积指数 Igeo
    铜 Cu 铅 Pb 锌 Zn 镉 Cd 汞 Hg 砷 As
    2020 A 0.51 0.31 0.15 −2.27 1.67 −1.37
    B 0.49 0.28 −0.18 −2.35 1.63 −1.39
    C 0.23 0.07 0.36 −2.27 1.24 −1.23
    A—C均值
    Mean of A–C
    0.41 0.22 0.11 −2.30 1.51 −1.33
    D1 0.20 0.11 0.31 −3.12 1.29 −1.23
    2021 A 0.74 0.49 0.31 −4.25 0.37 −0.83
    B 0.63 0.21 0.24 −3.15 −0.14 −0.75
    C 0.30 0.24 0.04 −4.75 −0.72 −0.82
    A—C均值
    Mean of A–C
    0.56 0.31 0.20 −4.05 −0.16 −0.80
    D2 0.37 0.14 0.16 −4.75 −0.06 −0.78
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出版历程
  • 收稿日期:  2024-05-08
  • 修回日期:  2024-09-01
  • 网络出版日期:  2024-09-08
  • 刊出日期:  2024-10-04

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