渤海西南部近岸功能區表層沉積物重金屬形態分析及環境評價*

王小靜 李 力 高晶晶 劉季花 張 穎

(國家海洋局第一海洋研究所 青島 266061)

近岸海域是海陸相互作用較為活躍的地帶, 對自然變化以及人類活動的響應也相對敏感。人類活動排放進入水體的重金屬在離子交換、共沉淀、吸附、絡合等物理化學作用下, 大多以相對不穩定的結合形態進入表層沉積物(Calmano et al, 1994)。表層沉積物中的重金屬則通過再懸浮、氧化還原反應以及有機質的降解等物理化學過程重新進入水體, 對近岸海域生態系統造成二次污染(Sahuquillo et al, 2003)。沉積物既是水體重金屬的“匯”, 又是其重要的“源”。重金屬的總量分析可以反映沉積物受污染的狀況, 但不能真實反映其潛在生態危害, 其遷移和生物有效性更大程度上是由其賦存形態決定的(李力等, 2012)。不同賦存形態的重金屬地球化學行為及穩定性不同,對海域生態環境產生不同程度的危害(王海等, 2002)。

渤海目前有較多的功能區, 例如養殖區、排污區、港口等。各功能區依據其資源環境承載能力進行劃分, 對促進人類活動、海洋經濟與生態環境的協調發展有著重要意義。目前針對渤海功能區沉積物中重金屬的研究大多只是利用總量進行生態效應評價(張雷等, 2011; 周斌等, 2013), 而對存在形態的研究相對較少。本文以渤海灣和萊州灣近岸功能區(港口、養殖區、排污區、濕地)表層沉積物中的重金屬為研究對象, 運用BCR連續提取法對六種重金屬(Cu、Pb、Zn、Cd、Ni、Cr)進行了形態分析, 結合次生相與原生相比值法對其污染水平進行評價; 同時測定了重金屬的總含量, 應用 Hakanson潛在生態危害指數法對其潛在生態危害程度進行了評價。本文旨在結合這兩種方法, 探明上述六種重金屬在渤海灣和萊州灣近岸功能區表層沉積物中的存在形態、遷移轉化程度,并預測其潛在生態危害。

1 材料與方法

1.1 研究區域與站位分布

渤海是一個半封閉的陸架邊緣海, 同時也是中國唯一的內海, 主要由遼東灣、渤海灣、萊州灣和中部海域組成, 面積為7.7×104km2, 平均水深18m(李淑媛等, 1995)。渤海海水交換能力較差, 自凈能力有限(Tao, 2006)。渤海河口及海岸帶是重要的經濟發展區。由于周邊臨港工業區的建設, 大量污染物通過河流、沿岸排污口以及大氣沉降等途徑進入渤海, 近岸海域陸源污染物約占入海污染物總量的87%(劉成等,2003)。

本次調查著重于渤海灣和萊州灣的幾個功能區(天津港、大沽河排污區、彌河排污區、徐家鋪養殖區、墾利養殖區、黃河口及濕地), 站位設置詳見圖1。海河沿岸工業發達, 天津港位于海河下游及其入?？谔? 受人類活動影響較大。大沽河排污區位于渤海灣, 彌河排污區位于萊州灣, 大沽河的排污量遠大于彌河。大沽河不僅是海河的入?？? 而且是天津市南排污河的入?？?。南排污河接納來自工農業以及城市生活污水, 為大沽河及其鄰近海域的主要污染來源(劉俐等, 2006; 秦延文等, 2006)。徐家鋪養殖區位于渤海灣齊河以南的海域, 主要養殖螃蟹以及貝類等水生動物, 以有機污染和咸污染為主(渤海碧海行動計劃編寫組, 2000); 墾利養殖區位于萊州灣, 主要養殖海參和蝦。貝類養殖分布在淺海和潮間帶區域, 螃蟹、海參和蝦以池塘養殖為主, 池塘中的水通過人工挖掘的溝渠隨著潮汐與海水進行混合和交換, 其中KL1站位位于墾利養殖區的養殖池塘中。黃河口及濕地的站點中, 河口及附近海域、黃河濕地以及小型的油氣平臺附近的站點分別以“HR”、“HW”和“GP”表示。

圖1 渤海灣和萊州灣的采樣站位Fig.1 Locations of sampling station in Bohai and Laizhou Bays

1.2 樣品的采集與前處理

2012年8—9月用箱式采樣器對研究海域的表層沉積物進行了采樣。使用10%酸清洗過的塑料勺采集未受干擾的表層 0—2cm處的沉積物, 密封于塑料袋中冷藏。經冷凍干燥后, 用研缽研磨, 過200目尼龍篩, 密封保存。

1.3 分析項目

(1) 沉積物中重金屬形態分析方法

采用改進的BCR順序提取法(Rauret et al, 1999)對沉積物重金屬的形態進行分析。BCR法將沉積物賦存形態分為4類: 弱酸溶態、可還原態、可氧化態和殘渣態, 提取步驟如圖2所示:

利用電感耦合等離子體質譜(ICP-MS)法測定各形態提取液中Cu、Cr、Zn、Pb、Ni、Cd等重金屬元素, 各元素的回收率均在80%—120%之間。

(2) 重金屬總量分析方法

準確稱取 50.00mg干燥的樣品置于聚四氟乙烯消解罐中, 加入高純HNO3: HF(1: 1)溶液將樣品充分溶解后, 放入190°C烘箱中加熱分解48h。待其冷卻后, 置于電熱板上蒸干, 加入1mL HNO3蒸至濕鹽狀,之后加入 3mL體積分數為 50%的 HNO3和 0.5mL(1.0×10–6)Rh內標溶液, 置于 150°C烘箱中繼續溶解8h以上, 定容待測。采用ICP-MS(Thermo XⅡ)測定Cu、Cr、Zn、Pb、Ni、Cd。

實驗過程中為保證樣品分析的精密度和準確度,測定了水系沉積物標樣GBW07309。重復測定(n=11)后, 標樣中幾種金屬回收率均在 95%—102%之間,相對標準偏差均小于5%。

(3) 粒度分析

采用激光粒度分析儀對沉積物粒度進行分析(Mastersizer 2000), 分析范圍 0.02—2000μm, 并按以下 3 個粒級進行分類: 黏土(＜4μm), 粉砂(4—63μm),砂(＞63μm)。

上述各分析測試均在國家海洋局第一海洋研究所地質室海洋環境測試中心完成。

圖2 形態提取實驗流程圖Fig. 2 Flowchart of the procedures for sequential experiment

1.4 研究方法

1.4.1 次生相與原生相分布比值法 陳靜生等(1987)利用形態分析結果來評價重金屬在表層沉積物中的活性, 并由此提出沉積物中重金屬污染的評價方法, 即次生相與原生相分布比值法, 計算公式如下:

式中 Msec為沉積物次生相(即本研究的弱酸溶態、可氧化態與可還原態的含量總和)中的重金屬含量,Mprim為沉積物原生相(即本研究的殘渣態)中的重金屬含量。KRSP用來表征污染程度, 其中KRSP＜100%為無污染, 100%≤KRSP＜200%為輕度污染, 200%≤KRSP＜300%為中度污染, KRSP≤300%為重度污染。

1.4.2 Hakanson潛在生態風險評價 Hakanson(1980)提出的潛在生態危害指數法應用重金屬總量的測試結果來進行評價, 可用來反映重金屬對海洋生態系統和人類的潛在危害程度, 其計算公式如下:

表1 渤海沉積物金屬背景值與Hakanson毒性響應系數Tab.1 Sediment background concentrations() in Bohai Sea and toxicity coefficients() of heavy metals

表1 渤海沉積物金屬背景值與Hakanson毒性響應系數Tab.1 Sediment background concentrations() in Bohai Sea and toxicity coefficients() of heavy metals

Cu Pb Zn Cr Ni Cd背景值 i C 25.6 16.5 74.6 49.0 32.4 0.11 n響應系數 iT 5 5 1 2 5 30 r

2 結果與討論

2.1 表層沉積物的粒度

參照謝帕德分類方法(Shepard, 1954), 對渤海功能區表層沉積物的類型進行劃分(圖3)?？梢钥闯鎏旖蚋?、大沽河、徐家鋪養殖區沉積物主要以黏土質粉砂為主,墾利養殖區主要以黏土質粉砂和砂質粉砂為主, 沉積物的顆粒較細; 黃河口濕地(HW、GP)主要以粉砂和砂質粉砂為主, 而河道中(HR)以粉砂質砂和砂為主, 彌河排污區主要以砂和粉砂質砂為主, 沉積物顆粒較粗。

表2 重金屬潛在生態危害指標及等級劃分標準Tab.2 Indices and grades of potential ecological risks of heavy metals

圖3 謝帕德分類法得到的渤海功能區表層沉積物類型Fig. 3 Shepard classification of sediment types in the functionalzones in Bohai Sea

2.2 表層沉積物中重金屬元素的賦存形態

渤海近岸功能區表層沉積物各重金屬形態分布特征如圖4所示。弱酸溶態、可氧化態、可還原態統稱為可提取態, 可提取態所占比例越高, 越易造成金屬二次污染, 其生物有效性或生物毒性也就越大。

由圖4可知, Cd的可提取態在各個功能區占總含量的百分比最高(27%—66%)?？商崛BCd在黃河口及濕地、彌河排污區含量相對較低, 平均值分別為42%和 35%。在其它功能區, 可提取態 Cd的比例均為50%以上。Gao等(2012a, b)、秦延文等(2012)對渤海灣表層沉積物的研究結果也顯示Cd的可提取態所占比例較其它金屬高。Cd是典型的易受人為因素影響的元素, 其主要來源是工業廢水, 如沿海冶煉廠的排污(Fan et al, 2002)。另外, 渤海灣近岸分布著許多礦床, 礦床開采的廢水中通常也含有重金屬 Cd(Qin et al, 2006)。在可提取態中, Cd主要以弱酸溶態存在(30%—48%), 該形態被認為是沉積物中最弱的結合形態, 易隨著水中 pH值變化而重新溶解進入水體,進而被生物利用(Pardo et al, 1990)。弱酸溶態Cd在徐家鋪養殖區與墾利養殖區所占百分比分別可達45%和 44%, 這表明 Cd在養殖區具有較強的遷移和轉化性。孫啟耀等(2011)在煙臺典型生態區的研究中也指出, 養殖區沉積物中 Cd的弱酸溶態占有相對較高的比例(34%)。在渤海, 前人對沿岸底棲貝類體內重金屬的調查研究顯示, Cd的含量普遍超出海洋生物質量二類標準(2.0mg/kg), 個別站位甚至超過第三類標準(5.0mg/kg), 說明養殖區中的Cd易富集在生物體內進而造成生態危害(賀廣凱, 1996; 范永勝等,2008)。

除Cd外, 可提取態含量較高的金屬依次為Pb、Cu和Zn, 平均分別占總含量的36%、20%和15%。這三種金屬的可提取態主要以可還原態的形式存在,尤其是Pb?？蛇€原態Pb在徐家鋪養殖區以及墾利養殖區的比例分別約為48%和40%, 此外在天津港以及大沽河的比例均為約35%, 這與之前Gao等(2012)、Gao等(2012)在渤海灣的研究結果相似。在可還原態中, 金屬常與 Fe-Mn氧化物通過吸附作用或共沉淀作用賦存在一起。當海水-沉積物界面的氧化還原環境發生變化, 即更傾向于還原態時, 與鐵錳氧化物結合的重金屬會由于氧化物的還原而重新進入水體中,造成對水體的污染(Calmano et al, 1994; Ramos et al,1994)。

Ni在可提取態中主要以可氧化態的形式存在,平均占總含量的8%。與此結合的金屬一般是作為中心離子與有機質配體結合或與S2-形成難溶的硫化物,具有較高的穩定性, 只有當水體氧化性較強時才可以釋放。此外弱酸溶態Ni在黃河口及濕地、彌河排污區、墾利養殖區也占有一定的比例(約為總量的7%—9%), 具有一定的遷移性及潛在生態危害。

殘渣態主要指賦存于原生或次生礦物中, 形態穩定, 一般情況下對沉積物中重金屬的遷移和生物可利用性貢獻較小。Cr的殘渣態所占比例達96%—98%, 徐亞巖等(2012)在渤海柱狀沉積物的研究中指出殘渣態為Cr主要賦存形態, 說明Cr元素主要來自天然陸地來源。Cr在功能區表層沉積物中基本可認為是惰性的, 遷移性較弱, 對生物的的毒性也最弱。Zn、Cu、Ni在殘渣態中的比例平均分別達到85%、80%、79%, 說明其在渤海功能區中潛在生態危害較小。

圖4 研究區表層沉積物重金屬各形態的分布特征Fig.4 The metal geochemical speciation in surface sediments of the study areas

2.3 次生相與原生相分布比值法評價

以次生相和原生相分布比值法對渤海功能區沉積物中重金屬污染進行評價, 結果如圖5所示。

各重金屬元素在兩相中的分布比值(KRSP)見圖5a,可以看出, Cd的KRSP值最高, 范圍為36%—193%, 平均值為101%; Pb在次生相中含量較高, KRSP值也相對較高, 平均值為60%; Ni、Cu、Zn的平均KRSP值依次為27%、26%、19%; Cr的優勢結合相為原生相, KRSP值最小, 該指數在2%—4%之間, 平均值為3%。

對比不同功能區的結果可見, 彌河與黃河口及濕地Cd的KRSP＜100%, 表明該區基本無污染; 在其余功能區 Cd在 100%—200%之間, 為輕度污染。Pb在徐家鋪養殖區 KRSP＞100%, 呈現輕度污染; 墾利養殖區Pb的KRSP值也相對較高, 為59%—105%。功能區Cu、Zn、Cr和Ni的KRSP值＜100%, 人為污染很小,生態危害較弱。為更直觀地表示不同站位重金屬的總污染水平, 對幾種金屬的KRSP值進行了加和(圖5b)。由圖可知, 各功能區的生態危害程度依次為徐家鋪養殖區＞墾利養殖區＞天津港＞大沽河＞黃河口及濕地＞彌河。彌河排污區的生態危害較低, 可能為受沉積物粒度影響。彌河因沉積物顆粒較粗, 多為砂質, 較難富集污染物, 次生相金屬含量較低。

2.4 表層沉積物重金屬總含量

渤海近岸功能區表層沉積物重金屬含量分布如圖6所示。由圖可知, 各功能區重金屬含量為天津港＞大沽河＞徐家鋪養殖區＞墾利養殖區＞黃河口及濕地＞彌河。功能區 Cu濃度范圍為 10—78mg/kg, 除天津港外, 均符合國家海洋沉積物一類質量標準(≤35mg/kg)。天津港Cu的平均含量為55mg/kg, 符合二類質量標準(≤100mg/kg)。渤海灣的三個功能區 Cu含量均超過其背景值。功能區 Pb的濃度范圍為16—39mg/kg, 符合一類質量標準(≤60mg/kg), 但均超出背景值。Zn、Cr在天津港部分站位含量較高, 超出一類海洋沉積物標準值(分別為≤150mg/kg, ≤80mg/kg), 但在二類標準值范圍內(分別為≤350mg/kg,≤150mg/kg), 分別為背景值的2.5倍和2.2倍; Cd在功能區含量變化幅度不大, 濃度范圍為0.09—0.20mg/kg,低于一類海洋沉積物質量標準的最高值 0.50mg/kg,除彌河外, 均高于背景值。Ni的平均質量濃度為32mg/kg,與背景值接近。

天津港沿岸工業污水的排放以及船只的影響是其重金屬含量高的主要原因。Meng等(2008)對渤海灣天津附近沉積物中重金屬進行分析, 指出Pb、Zn、Cd是該區域主要的污染元素, 高值區分布在齊河和大沽河口附近。彌河、黃河口及濕地表層沉積物中重金屬元素含量低且變化范圍小, 基本屬于較清潔水平。吳斌等(2013)在對黃河口表層沉積物的研究中也未檢測到較高的重金屬含量。吳曉燕等(2007)對黃河口沉積物進行了研究, 發現重金屬含量為平水期＞枯水期＞豐水期, 這與沉積物粒度密切相關。沉積物中重金屬主要結合在細顆粒物中, 并隨之遷移(Lee et al,1998)。從沉積物粒級組分與重金屬總量之間相關性分析(見表3)來看: 各重金屬元素均在0.01水平上顯著正相關, 說明它們之間可能具有相似的輸入源; 重金屬與黏土百分含量呈顯著正相關, 而與砂的百分含量呈顯著負相關, 這表明渤海功能區表層沉積物重金屬易富集在細顆粒物。綜上, 除現代工業活動影響外, 粒度也是影響功能區沉積物中重金屬含量的主要因素。

圖5 (a)重金屬在次生相與原生相中的分布比; (b)重金屬KRSP的加和Fig.5 (a) The rations secondary phase and primary phase of heavy metals; (b) The sum of the heavy metal KRSP values

圖6 渤海近岸功能區表層沉積物重金屬元素含量(in mg/kg)Fig.6 Total metal concentrations in sediments of functionalzones in Bohai Sea(in mg/kg)

2.5 Hakanson潛在生態危害指數評價

應用Hakanson潛在生態危害指數法對渤海功能區沉積物中重金屬的潛在生態風險進行評價。本研究依據兩種背景值分別進行了評價, 分別為現有文獻(吳景陽等, 1985; 李淑媛等, 1992)中提供的背景值和本研究中測得的殘渣態含量, 計算結果分別見表 4、表5。

表3 渤海功能區沉積物粒度與金屬總量的相關性分析Tab.3 Correlation matrix of sediment grain size and total metal concentrations in functionalzones of Bohai Sea

表4 表層沉積物重金屬生物毒性響應因子、潛在生態風險指數及風險等級(背景值參照見表1)Tab.4 Toxicity response factor, and index and grade of ecological risk of heavy metal pollution in surface sediments (The background value references shown in Tab.1)

表5 表層沉積物重金屬生物毒性響應因子、潛在生態風險指數及風險等級(背景值參照殘渣態含量)Tab.5 Toxicity response factor, and index and grade ecological risk of heavy metal pollution in surface sediments(The residual content is considered as the background values)

各功能區重金屬潛在生態危害指數 RI均小于150(表 4、表 5), 潛在生態危害程度為輕微; 由表 4可以看出各功能區的RI值由高到低為天津港、大沽河、徐家鋪養殖區、墾利養殖區、黃河口及濕地、彌河; 而表5得出RI值依次為大沽河＞徐家鋪養殖區≥天津港＞墾利養殖區＞黃河口及濕地＞彌河。天津港、大沽河和徐家鋪養殖區均屬于渤海灣, 而墾利養殖區及彌河排污區均屬于萊州灣。張雷等(2011)對環渤海典型海域進行了研究, 發現渤海灣潛在生態危害大于萊州灣, 并認為這主要是來自渤海灣的陸源性輸入以及海洋開發活動造成的。本研究認為, 除現代工業活動影響外, 粒度也是重要影響因素之一。重金屬易吸附在細顆粒物上(表 3), 而渤海灣沉積物粒度與萊州灣相比較細(圖 2), 使得渤海灣的功能區潛在生態危害大于萊州灣。

Cd在研究區表層沉積物中的含量遠低于第Ⅰ類海洋沉積物質量標準(0.50mg/kg), 但其影響因子在整個生態風險指數中貢獻較大, 達58%以上。秦延文等(2012)認為這主要是由于 Cd的生態毒性響應系數較高另外Cd的含量除彌河外均高于背景值,所以Cd在生態風險評價中的貢獻率較大。

3 結論

Cd是本次調查中最主要的污染元素, 渤海功能區沉積物中Cd以弱酸溶態為主; Cu、Pb、Zn、Cr、Ni優勢結合態為殘渣態, 其中 Cr可認為是惰性的,對生物無毒性; 可提取態中Cu、Pb、Zn以可還原態為主, Ni以可氧化態為主, 遷移性及潛在的二次釋放能力較強。次生相與原生相分布 KRSP指數分析可以得出: (1)Cd污染指數最高, Pb次之, 其余重金屬基本無污染; (2)各功能區的污染水平依次為徐家鋪養殖區＞墾利養殖區＞天津港＞＞大沽河＞黃河口及濕地＞彌河。

渤海功能區沉積物中Cu、Pb、Zn、Cr、Ni、Cd含量均在不同程度上超出背景值的范圍。除現代工業活動影響外, 粒度也是影響功能區沉積物中重金屬含量的主要因素。潛在生態危害指數法結果表明: (1)各金屬潛在生態危害依次為 Cd＞Pb＞Ni≥Cu＞Cr＞Zn;Cd以中度污染為主, 其它元素為輕微污染; (2)渤海各功能區潛在生態危害程度為輕微, 整體上為渤海灣功能區潛在生態危害大于萊州灣。

通過對比發現, 潛在生態風險評價與基于地球化學形態的次生相和原生相分布比值法中Cd都是優勢污染物, Pb次之, 具有較大的生態危害。這兩種評價方法由于評價指標體系的不同, 對各功能區的評價結果又存在一定的差異。潛在生態危害指數法中天津港、大沽河的污染水平高于養殖區, 而次生相與原生相分布比值法認為養殖區的污染水平相對較高,因此在對功能區沉積物重金屬的評價過程中, 兩種方法都應加以考慮。

王 海, 王春霞, 王子健, 2002. 太湖表層沉積物中重金屬的形態分析. 環境化學, 21(5): 430—435

劉 成, 王兆印, 何 耘等, 2003. 環渤海灣諸河口底質現狀的調查研究. 環境科學學報, 23(1): 58—63

劉 俐, 熊代群, 高新華等, 2006. 海河及鄰近海域表層沉積物重金屬污染及其分布特征. 海洋環境科學, 25(2):40—44

孫啟耀, 宋建國, 高彥博等, 2011. 煙臺近岸典型生態區沉積物重金屬形態分布及其污染狀況. 海洋科學, 35(9):31—36

李 力, 馬德毅, 2012. 應用生物配體模型評價海洋沉積物重金屬毒性的研究進展. 海洋環境科學, 31(5): 758—764

李淑媛, 苗豐民, 劉國賢等, 1995. 渤海底質重金屬環境背景值初步研究. 海洋學報, 17(2): 78—85

李淑媛, 郝 靜, 1992. 渤海灣及其附近海域沉積物中Cu, Pb,Zn, Cd環境背景值的研究. 海洋與湖沼, 23(1): 39—48

吳曉燕, 劉汝海, 秦 潔等, 2007. 黃河口沉積物重金屬含量變化特征研究. 海洋湖沼通報, (z1): 69—74

吳景陽, 李云飛, 1985. 渤海灣沉積物中若干重金屬的環境地球化學Ⅰ.沉積物中重金屬的分布模式及其背景值. 海洋與湖沼, 16(2): 92—101

吳 斌, 宋金明, 李學剛, 2013. 黃河口表層沉積物中重金屬的環境地球化學特征. 環境科學, 34(4): 1324—1332

張 雷, 秦延文, 鄭丙輝等, 2011. 環渤海典型海域潮間帶沉積物中重金屬分布特征及污染評價. 環境科學學報, 31(8):1676—1684

陳靜生, 董 林, 鄧寶山等, 1987. 銅在沉積物各相中分配的實驗模擬與數值模擬研究—以潘陽湖為例. 環境科學學報, 7(2): 140—149

范永勝, 陳江麟, 劉文新等, 2008. 渤海沿岸底棲貝類體內微污染物殘留. 海洋環境科學, 27(1): 25—29

周 斌, 劉 偉, 劉有剛等, 2013. 渤海灣南部典型生態區表層沉積物重金屬潛在生態風險分析. 海洋環境科學, 32(4):533—537

賀廣凱, 1996. 黃渤海沿岸經濟貝類體中重金屬殘留量水平.中國環境科學, 16(2): 96—100

秦延文, 鄭炳輝, 李小寶等, 2012. 渤海灣海岸帶開發對近岸沉積物重金屬的影響. 環境科學, 33(7): 2359—2367

秦延文, 孟 偉, 鄭丙輝等, 2006. 渤海灣天津段潮間帶沉積物柱狀樣重金屬污染特征. 環境科學, 27(2): 268—273

徐亞巖, 宋金明, 李學剛等, 2012. 渤海灣表層沉積物各形態重金屬的分布特征與生態風險評價. 環境科學, 33(3):732—740

渤海碧海行動計劃編寫組, 2000. 渤海碧海行動計劃. 北京:國家環境保護總局, 36—39

Calmano W, Hong J, F?estner U, 1994. Binding and mobilization of heavy metals in contaminated sediments affected by pH and redox potential. Water science & Technology, 28(8—9):223— 235

Fan W H, Wang W X, Chen J S et al, 2002. Cu, Ni and Pb speciation in surface sediments from a contaminated bay of northern China. Marine Pollution Bulletin, 44(8): 820—826 Gao X L, Chen C T A, 2012a. Heavy metal pollution status in surface sediments of the coastalBohai Bay. Water Research,46(6): 1901—1911

Gao X L, Li P M, 2012b. Concentration and fractionation of trace metals in surface sediments of intertidal Bohai Bay, China.Marine Pollution Bulletin, 64(8): 1529—1536

Hakanson L, 1980. An ecological riskindex for aquatic pollution control.a sedimentological approach. Water Research, 14(8):975—1001

Lee C L, Fang M D, Hsieh M T, 1998. Characterization and distribution of metals in surficial sediments in Southwestern Taiwan. Marine Pollution Bulletin, 36(6): 464—471

Meng W, Qin Y W, Zheng B H et al, 2008. Heavy metal pollution in Tianjin Bohai Bay, China. Journal of Environmental Sciences, 20(7): 814—819

Pardo R, Barrado E, Lourdes P et al, 1990. Determination and speciation of heavy metals in sediments of the Pisuerga river.Water Research, 24(3): 373—379

Qin Y W, Meng W, Zheng B H et al, 2006. Heavy metal pollution in tidal zones of Bohai Bay using the dated sediment cores.Journal of Environmental Sciences, 18(3): 610—615

Ramos L, Hernandez L M, Gonzalez M J, 1994. Sequential fractionation ofcopper, lead, cadmium and zinc in soils from or near Do?ana National Park. Journal of Environmental Quality, 23(1): 50–57

Rauret G, López-Sánchez J F, Sahuquillo A et al, 1999.Improvement of the BCR three step sequential extraction procedure prior to the certification of newsediment and soil reference materials. Journal of Environmental Monitoring, 1:57–61

Sahuquillo A, Rigol A, Rauret G, 2003. Overview of the use of leaching/extraction tests for risk assessment of trace metals in contaminated soils and sediments. TrAC Trends in Analytical Chemistry, 22(3): 152–159

Shepard F P, 1954. Nomenclature based on sand-silt-clay ratios.Journal of SedimentaryResearch, 24(3): 151–158

Tao J H, 2006. Numerical simulation of aquatic eco-environment of Bohai Bay. Journal of Hydrodynamics, Series B, 18(3):34—42