2022, Vol. 43
痕量金属的生物地球化学循环是海洋生物地球化学研究中不可或缺的一部分.痕量金属在海水中的浓度极低, 通常在pmol ·L-1~nmol ·L-1范围内, 多数具有生物学功能, 是海洋生物酶系统的辅因子以及蛋白质的组成元素.适宜浓度的痕量金属能促进浮游植物的生长, 提高海洋初级生产力[1]. 20世纪70年代, 随着地球化学海洋断面研究计划的进行, 对于痕量金属在海洋中的浓度、分布和化学行为有了初步认识[2].近几十年, 伴随仪器检测技术的发展以及对洁净操作的重视, 痕量金属的研究得到了进一步的拓展[3].
痕量金属在水体中的迁移转化是一个复杂的过程, 涉及物理、化学和生物等多个方面(图 1).水体中的痕量金属可通过吸附、沉淀等物理化学作用, 转移并蓄积在沉积相中.当水环境条件等因素改变时, 痕量金属又可能通过解吸、溶解等作用再次释放, 重新进入水体.所以研究其在水体中的迁移规律时, 须综合考虑各过程以及主要影响因素[4, 5].
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图 1 痕量金属的生物地球化学循环 Fig. 1 Biogeochemical cycling of trace metals |
进入水体的痕量金属难以去除[6], 海洋系统中痕量金属分布的差异可能会受到诸如盐度、水温、pH、溶解氧和人为来源等变量的具体影响[7].近岸和河口流域, 河海水混合强烈, 同时人类活动密集, 有着复杂多变的环境特征[8, 9].随着沿海地区经济快速的发展, 越来越多人类活动产生的痕量金属通过地下水、河流等形式进入海洋[10, 11].近岸和河口流域由于河海水的剧烈混合, 导致离子强度、pH、氧化还原条件和常量元素的相对浓度等一系列环境参数有强烈的波动, 与痕量金属发生的物理化学反应比较复杂[12, 13].并且近岸海域生产力水平高, 生物物种丰富, 高浓度的痕量金属会对生物甚至人类产生危害[14].因此研究近岸和河口流域的痕量金属元素的生物地球化学循环有着非常重要的意义.
目前国内大部分的研究热点为近岸和河口流域沉积物中的痕量金属, 对于海水中溶解态痕量金属的研究还有很大空间.有学者在黄河、珠江和长江等流域对海水中溶解态痕量金属进行了相关研究.Wang等[15]对黄河流域表层海水中的溶解态痕量金属进行测定, 探究其时空分布特征. Wang等[16]首次在珠江口将溶解态痕量金属(Cd、Cu和Mn)与氧气和无机碳进行系统性地测定.廖宝淦等[17]分析了珠江口磨刀门痕量金属污染现状和空间分布特征, 探究其迁移转化特点以及盐度等环境因素对痕量金属分配结果的影响. An等[18]对长江口及其邻近海域的溶解态痕量金属进行了环境评估.Chu等[19]通过主成分分析探究了赣江流域的溶解态痕量金属和营养盐的空间分布特征并进行了风险评估.李传琼等[20]分析了赣江水系15种溶解态痕量金属元素的空间分布特征和污染来源的贡献率. Liang等[21]探究了九龙江中的溶解态痕量金属的分布和来源, 并对水质进行了健康风险评估.甄晓桐等[22]采集了渤海和黄海表、底层海水水样, 获得了几种痕量金属(Cu、Ni、Co和Zn)的空间分布特征, 结果显示, 黄、渤海海水中痕量金属的空间分布具有近岸高远岸低的特点, 体现了人类活动对近岸海域的影响.任艺君等[23]对中国黄、渤海海水中溶解镉的形态进行了研究, 认为山东半岛附近海域海水中的总溶解态Cd浓度较高应与沿岸上升流引起的沉积物再悬浮过程有关.
九龙江位于福建省南部沿海发达地区, 是福建省第二大河, 是漳州、龙岩和厦门三地沿岸许多城镇的饮用水与工农业用水源, 具有重大的生态和经济意义[24].近年来, 飞速发展的工业化和城镇化已经严重影响了相关流域和河口的环境质量[25].相关研究显示九龙江流域内各市水体污染源主要表现为：龙岩市水体污染源为生猪养殖业[26], 漳州市和厦门海沧区水体受城区工业废水和生活污水的污染[27, 28].本文对九龙江流域水体中的Cr、Mn、Co、Ni、Cu和Cd的浓度时空分布特征及来源进行了研究.探讨近岸和河口流域痕量金属的污染特征及其影响因素, 对于九龙江流域与河口的环境污染控制与管理具有重要的现实意义.
1 材料与方法 1.1 样品的采集及前处理航次采样所需的所有塑料实验器材, 包括真空过滤器、采样瓶和取用滤膜的相应工具等, 在使用前全部用MilliQ超纯水清洗, 酸洗酸泡晾干后装入洁净密封袋中封好保存备用.过滤膜为0.20 μm的聚丙烯膜, 酸泡后置于洁净的容器中加入超纯水浸泡备用.九龙江口-厦门湾航次的样品采用Niskin采水器(卡盖式采水器)进行采集, 采取水样前先用现场海水润洗3次, 用采水器接取水样后进行过滤, 酸化处理一个月以上进行后续的预处理.采集的海水样品使用Multi 3630 IDS数字化便携多参数水质分析仪(德国WTW公司)测定水温、盐度和pH等基本参数.用重量法测定并计算悬浮颗粒物浓度.实验从准备到预处理的所有过程都在洁净条件下进行.实验所用的Chelex-100树脂需要进行清洗以及酸的浸泡.溶解态痕量金属样品的处理全程在洁净的通风橱中进行.
1.2 痕量金属样品的测定与质量控制标准工作曲线的判定系数R2值能达到0.999以上, 证明工作曲线的线性相关性较好.进行实验预处理时, 用已知浓度的近岸海水标准样品(CASS-6), 经过相同的步骤进行预处理, 评估实验方法的回收率.在测定过程中, 每隔10个样品插入已知浓度的河水标准样品(SLRS-6), 得出仪器测量的回收率, 用于评估仪器测定的稳定性和准确性.近岸海水标准样品(CASS-6)所测定的回收率均在100%±10%的范围内; 河水标准样品(SLRS-6)所测定的回收率均在100%±15%的范围内.保证了仪器测定的准确性和实验方法操作的可行性.
2021年7月、2021年11月和2022年1月对九龙江口和厦门湾海域进行调查采样, 采样的站位如图 2所示.测定的基本水文参数包括水深、水温、盐度、pH、溶解氧(DO)和悬浮颗粒物(SPM)等, 采样站位包括九龙江口10个站位和厦门湾海域12个站位, 总计22个站位.航次所乘坐的船只为厦门大学“海洋二号”科考船.
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图 2 九龙江口-厦门湾采样站点示意 Fig. 2 Sampling stations in Jiulong River estuary and Xiamen Bay |
为简便对数据进行分析, 并且结合前人文章, 将采样站位根据地理位置特征分为5个区域, 包括河口区(A3~A9-1站位)、南侧海域(JY1、JY2、X4、X3、X2站位)、东侧水道(X1、X13、X12站位)、同安湾(X11、X9、X8站位)和厦门西港(X7、X6、X5站位), 其中后4个区域统称为海湾区.
1.3 数据分析利用电感耦合等离子体质谱分析法(ICP-MS)对溶解态痕量金属进行测定.利用Arcgis、Surfer和Origin等软件绘制站位图和痕量金属分布的时空关系.利用Excel和R Studio等软件进行数据处理与分析.
2 结果与讨论 2.1 调查期间的基本水温参数九龙江口-厦门湾海域表层水温、盐度、pH和DO的平面分布如图 3所示.水温的季节性变化较为明显, DO不同季度略有变化, 盐度和pH在不同季节的分布较为相似.
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图 3 3个航次九龙江口-厦门湾表层水温、盐度、pH和溶解氧的水平分布 Fig. 3 Distribution of surface water temperature, salinity, pH and dissolved oxygen in Jiulong River estuary and Xiamen Bay during three voyages |
总体上河口区水温略高于海湾区.3个航次水温范围分别为29.6~33.0、20.5~22.6和16.0~18.2℃, 平均水温分别为31.4、21.8和17.1℃.河口区盐度低于海湾区, 2021年7月航次盐度最高, 3个航次盐度范围分别为0.7‰ ~33.5‰、2.4‰ ~32.8‰和2.7‰ ~31.2‰. pH分布与盐度分布较为相似, 河口区pH低于海湾区, 2022年1月pH最高.河口区DO较低于海湾区流域, 3个航次均无缺氧现象.
2.2 结果与分析 2.2.1 溶解态Cr如图 4所示, 2021年7月航次溶解态ρ(Cr)范围为0.012~0.943μg ·L-1, 最高值位于A7站位, 最低值位于X6站位. 2021年11月航次溶解态ρ(Cr)浓度范围为0.040~0.557μg ·L-1, 浓度最高为A8站位, 最低为X11站位.2022年1月航次溶解态ρ(Cr)浓度范围为0.003~1.267 μg ·L-1, 最高值位于X1站位, 最低值位于X7站位.河口区溶解态Cr浓度高于海湾区. 2021年7月航次除河口区A7站位浓度异常高外, 其余站位浓度均保持在较低水平, 均低于0.300 μg ·L-1. 2021年11月航次除A8站位浓度异常高外, 其余站位浓度均较低且低于0.673 μg ·L-1. 2022年1月航次除X1站位浓度异常高外, 其余站位浓度均较低且低于0.670μg ·L-1.
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图 4 3个航次九龙江口-厦门湾表层溶解态痕量金属(Cr、Mn、Co、Ni、Cu和Cd)的水平分布 Fig. 4 Horizontal distribution of dissolved trace metals (Cr, Mn, Co, Ni, Cu, and Cd) in the surface of Jiulong River estuary and Xiamen Bay during three voyages |
高盐度海水中, 由于阳离子竞争加强, 将被颗粒物吸附的金属离子置换出来, 这在河口环境中尤为突出.九龙江口-厦门湾海域的盐度变化很大, 河口区上游盐度极低, 在下游与高盐度的厦门湾海水混合, 河海水混合后盐度变化影响溶解态痕量金属的浓度分布, 不同种类的金属受河海水混合作用的影响不同.绘制了3个航次盐度和溶解态痕量金属浓度之间的关系图.如图 5所示, 溶解态Cr浓度随盐度增加呈现先上升后下降的趋势.2021年7月和11月航次盐度为16‰左右时, 溶解态Cr浓度达到极大值.在盐度28‰ ~32‰区间, 大部分站位溶解态ρ(Cr)保持在约0.100 μg ·L-1的较低稳定浓度. 2022年1月航次在盐度30.5‰时溶解态Cr浓度有极大值, 推测有其他输入源的影响; 高盐度区溶解态Cr浓度普遍高于另外两个航次, 可能是由于此为冬季航次, 调查流域处于枯水期, 径流量少且水体交换弱.
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图 5 3个航次九龙江口-厦门湾表层盐度与溶解态痕量金属(Cr、Mn、Co、Ni、Cu和Cd)的关系 Fig. 5 Relationship between surface salinity and dissolved trace Metals (Cr, Mn, Co, Ni, Cu, and Cd) in Jiulong River estuary and Xiamen Bay during three voyages |
Giese[29]认为盐度是影响表层海水中Cr分布的重要因素之一.低盐度使海水水体相对稳定, 阻碍水体的混合过程, 故较低盐度表层海水中的Cr浓度高.Cr的分布还取决于其本身的化学形态及其与之相关的pH值等海洋环境参数.随着海水pH值递增, 约90%的溶解态Cr将形成胶态Cr(OH)3, 而胶态Cr(OH)3与悬浮态Cr(Ⅲ)发生凝聚、吸附和沉降作用最终成为底质, 从而降低溶解态Cr浓度[30, 31].这也许能够解释本研究河口区呈现的低盐度、低pH和高浓度溶解态Cr现象.
2.2.2 溶解态Mn如图 4所示, 2021年7月航次溶解态Mn浓度最高, 范围为0.23~360.11μg ·L-1, 浓度最高值位于A5站位, 最低值位于X12站位. 2021年11月航次溶解态Mn浓度最低, 范围为0.13~115.14μg ·L-1, 浓度最高值为A3站位, 最低值为X12站位. 2022年1月航次溶解态Mn浓度较高, 范围为0.01~429.69μg ·L-1, 最高值位于A3站位, 最低值位于X13站位.季节变化上看, 海域溶解态Mn浓度大小为：夏季>冬季>秋季.河口区溶解态Mn浓度高于海湾区, 河口区溶解态Mn浓度最高, 东侧水道浓度最低.如图 5所示, 2021年7月航次河口区表层溶解态Mn浓度随盐度增加呈现先上升后下降的趋势, 浓度最高站位位于河口区中上游, 沿九龙江到达厦门湾后保持稳定较低浓度. 2021年11月和2022年1月航次, 表层溶解态Mn浓度最高站位位于河口区最上游, 沿九龙江到达厦门湾浓度呈现下降的趋势, 在九龙江中下游浓度迅速降低后保持稳定较低浓度.
水体pH值降低可使碳酸盐和氢氧化物溶解, H+的竞争吸附作用可增加痕量金属离子的解吸量, 造成溶解态痕量金属浓度的增加[5]; pH变化还会影响悬浮沉积物表面吸附特性和各种吸附反应, 因此水体pH值的变化会影响痕量金属的浓度.陈能汪等[32]研究发现pH变化是锰在水环境中迁移转化的重要调控机制.提高pH值能促进锰的吸附, 降低水体pH值能促进锰的解吸.这与测定结果中河口区低pH和高浓度溶解态Mn的现象一致.
2.2.3 溶解态Co如图 4所示, 2021年7月航次溶解态Co浓度最高, 范围为0.004~0.596μg ·L-1, 最高值位于A3站位, 最低值位于X12站位. 2021年11月航次溶解态Co浓度最低, 范围为0.003~0.137μg ·L-1, 最高值位于A3站位, 最低值位于X12站位. 2022年1月航次流域内溶解态Co浓度较低, 范围为0.001~0.231μg ·L-1, 最高值位于A3站位, 最低值位于X13站位.从季节变化上看, Co在河口区和Mn规律类似, 海域溶解态Co浓度大小为：夏季>冬季>秋季.河口区溶解态Co浓度高于海湾区.3个航次变化趋势相近：河口区A3站位浓度最高, 沿流域方向逐渐降低, 在南侧海域达到稳定低值.厦门西港和同安湾站位浓度略有上升, 可能是有人为输入的影响, 东侧水道浓度达到最低值.如图 5所示, 除河口区大部分站位溶解态Mn和Co浓度极低, 即盐度较高区域内痕量金属浓度较低, 表明流域内清除效应显著, 推测与流域内生物利用较高和SPM的吸附清除有关.
2.2.4 溶解态Ni如图 4所示, 2021年7月航次溶解态ρ(Ni)范围为0.23~5.55μg ·L-1, 最高值位于A7站位, 最低值位于X12站位. 2021年11月航次溶解态ρ(Ni)范围为0.18~8.01μg ·L-1, 最高值位于A8站位, 最低值位于X12站位. 2022年1月航次流域内溶解态Ni浓度较高, 范围为0.29~6.72μg ·L-1, 最高值位于A7站位, 最低值位于X7站位.从季节变化看, 秋冬季表层海水中溶解态Ni浓度高于夏季.河口区Ni浓度高于海湾区. 2021年11月航次的分布规律最为显著, 在河口区上游A3~A8站位溶解态Ni浓度逐渐升高并达到最高值, 在进入厦门湾后Ni浓度明显降低并保持稳定的低浓度.
2.2.5 溶解态Cu如图 4所示, 2021年7月航次溶解态Cu浓度最低, 范围为0.38~2.87μg ·L-1, 最高值位于A7站位, 最低值位于X6站位. 2021年11月航次溶解态Cu浓度最高, 范围为0.88~6.18μg ·L-1, 最高值位于A9站位, 最低值位于X4站位. 2022年1月航次流域内溶解态Cu浓度较低, 除去X12站位的异常高值, 范围为0.47~3.43μg ·L-1, 最高值位于A9-1站位, 最低值位于X13站位.从季节变化看, 秋冬季表层海水中溶解态Cu浓度高于夏季.河口区Cu浓度高于海湾区.海水具有自净的能力, 表层海水中溶解态Cu在从近岸向外海迁移的过程中, 伴随着盐度和pH值的升高, 不断与海水、海水中的其它痕量金属离子以及SPM等发生混合稀释、离子交换和吸附沉降等理化作用, 其浓度也在表层海水向深层水柱或沉积物转移过程中降低, 与本研究的测定结果一致.近岸海水中溶解态Cu的主要来源是陆源物质, 其浓度主要受入海排污及径流的影响.九龙江干流支流等携带的大量地壳岩石风化产物以及沿江的污染物质是造成沿岸海水中溶解态Cu浓度高的主要原因, 测定结果也表明河口区Cu浓度高于海湾区.从季节变化看, 夏季表层海水中溶解态Cu浓度低于秋冬季.冬季, 九龙江口-厦门湾入海径流量减少, 对入海污染物的稀释能力减弱, 高浓度的含Cu废水使枯水期近岸(尤其湾内)表层海水中溶解态Cu的含量明显高于丰水期.此外, Cu为浮游植物的营养要素, 夏季海洋生物生长旺盛, 因此需要摄入相对较多的Cu以满足繁殖的需要[33], 若仅考虑生物作用的影响, 推测是由于浮游植物的摄食, 导致夏季测定的溶解态Cu浓度最低, 故而导致溶解态Cu浓度在季节上的差异.
如图 5所示, 大部分站位溶解态Ni和Cu浓度随盐度增加浓度先上升后下降.2021年7月和11月航次盐度为15‰ ~20‰时, 溶解态Ni和Cu浓度达到最高值. 2022年1月航次Ni在盐度为11.9‰和18.7‰有极大值, Cu在盐度为11.9‰和31.2‰有极大值, 推测有其他输入源的影响.在盐度为25‰ ~35‰的区间, 溶解态ρ(Ni)和ρ(Cu)保持约1.00μg ·L-1的较低稳定浓度.
2.2.6 溶解态Cd如图 4所示, 2021年7月航次溶解态ρ(Cd)范围为0.004~0.097 μg ·L-1, 最高值位于A7站位, 最低值位于X6站位.2021年11月航次溶解态ρ(Cd)范围为0.006~0.076 μg ·L-1, 浓度最高为A6站位, 最低为X4站位.2022年1月航次溶解态ρ(Cd)范围0.017~0.082μg ·L-1, 最高值位于A8站位, 最低值位于X1站位.季节变化表明冬季表层海水中溶解态Cd浓度高于夏季.溶解态Cd浓度的平面分布规律性不明显.2021年7月航次除A7站位浓度异常高外, 其余站位浓度均保持在较低水平, 均低于0.020μg ·L-1.2021年11月航次除A6和JY2站位ρ(Cd)高于0.068μg ·L-1外, 其余站位均较低且低于0.035μg ·L-1. 2022年1月航次除A3、A7和X9站位ρ(Cd)高于0.062μg ·L-1外, 其余站位均较低且低于0.050μg ·L-1.
沿岸江河的径流以及排污口废水的排放, 是表层海水中溶解态Cd浓度向外海降低的主要影响因素.同时, 海水盐度的变化也是不可忽略的影响因素之一.文献[30]认为Cd在海水中的分布主要受Cl-的支配.从近岸向外海, 随着盐度的升高, 海水中Cl-的含量也升高, 从而促进了其与海水中溶解态Cd形成络合物, 络合物的絮凝或吸附沉降等去除机制使海水中溶解态Cd浓度降低.如图 5所示, 在2021年7月和11月航次的低盐度和高盐度区域, 大部分站位溶解态Cd浓度较低, 2022年1月航次盐度28‰ ~32‰区间, 溶解态Cd浓度较高.3个航次的中盐度区域溶解态Cd都出现了较高值, 推测有其他输入源的影响, 可能是因为河口中下游工业废水排放的干扰.
如图 6所示, 2021年7月航次九龙江口-厦门湾流域所测溶解态痕量金属浓度平均值大小顺序：Mn＞Ni＞Cu＞Cr＞Co>Cd.河口区溶解态痕量金属浓度平均值大小顺序：Mn＞Ni＞Cu＞Cr＞Co＞Cd, 海湾区溶解态痕量金属浓度平均值大小顺序：Mn＞Ni＞Cu＞Cr＞Co＞Cd.2021年11月航次九龙江口-厦门湾流域所测溶解态痕量金属浓度平均值大小顺序：Mn＞Cu＞Ni＞Cr>Co>Cd.河口区溶解态痕量金属浓度平均值大小顺序：Mn＞Ni＞Cu＞Cr＞Co＞Cd, 海湾区溶解态痕量金属浓度平均值大小顺序：Mn＞Cu＞Ni＞Cr＞Co＞Cd. 2022年1月航次九龙江口-厦门湾流域所测溶解态痕量金属浓度平均值大小顺序：Mn＞Ni＞Cu＞Cr>Co>Cd.河口区溶解态痕量金属浓度平均值大小顺序：Mn＞Ni＞Cu＞Cr＞Co＞Cd, 海湾区溶解态痕量金属浓度平均值大小顺序：Mn＞Cu＞Ni＞Cr＞Cd＞Co.在3个航次调查范围内, 九龙江口-厦门湾流域所测溶解态痕量金属浓度平均值大小顺序：Mn＞Ni＞Cu＞Cr＞Co＞Cd.河口区痕量金属浓度一般高于海湾区. 2022年1月是冬季航次, 流域处于枯水期, 对痕量金属的稀释作用减弱, 故多数痕量金属冬季浓度高于夏季.调查区域内Mn浓度最高, 可能是因为其主要受控于自然因素, 通过风化岩石和城市土地带来的背景值较高.Cd的颗粒活性较大, 容易吸附在颗粒物表面沉降后从水体迁出, 因而可能导致浓度最低.与国内其他流域进行比较(表 1), 研究区域的痕量金属浓度水平正常, 未见异常高值, 污染情况不严重.
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图 6 3个航次九龙江口-厦门湾表层溶解态痕量金属(Cr、Mn、Co、Ni、Cu和Cd)不同区域的浓度平均值 Fig. 6 Average concentrations of dissolved trace metals (Cr, Mn, Co, Ni, Cu, and Cd) in different areas at the surface of Jiulong River estuary and Xiamen Bay during three voyages |
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表 1 国内其他流域中溶解态痕量金属的浓度/μg ·L-1 Table 1 Concentrations of dissolved trace metals in other river basins in the country/μg ·L-1 |
2.3 来源分析
痕量金属污染来源可以归为4个主要类型: 自然排放、农业排放、工业排放和生活排放.其中, 自然排放是指岩石等由于气候等非人为因素引起的风化作用, 主要排放Mn、Co、Ni和Cu等痕量金属[37]; 农业排放是指农业活动中产生的农业废弃物, 主要排放痕量金属包括农药化肥中的Cd和Cu[38, 39]; 工业排放是指矿产开采冶炼、金属和非金属等加工制造过程中产生的工业废弃物, 其排放的痕量金属种类很多, 如Cd和Cu等[40]; 生活排放是指人类生活中产生的废弃物, 包含痕量金属Cd、Cr、Ni和Cu等[41, 42].
以2021年7月航次已经确定的参数为例进行相关性分析, 痕量金属元素与温度和SPM呈正相关关系, 与盐度、pH和DO呈负相关关系(表 2), 结果表明痕量金属的吸附解吸过程在九龙江口-厦门湾区域表现明显.痕量金属元素可以通过吸附到FeOx与浮游植物表面结合[43].pH和盐度会影响溶解态痕量金属元素在海水中的存在形态[44]以及生物丰度, 进而影响吸附过程.对于河口系统, SPM对痕量金属吸附解吸也是形态转换的重要途径之一[45].
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表 2 痕量金属元素与环境因素之间的相关性1) Table 2 Correlation between trace metal elements and environmental factors |
为了进一步揭示九龙江口-厦门湾痕量金属元素和环境因素的区域动态, 进行主成分分析, 以推测其分布来源.采用Kaiser-Meyer-Olkin(KMO)和Bartlett's球状检验计算, KMO统计值为0.762, Bartlett's球状检验结果小于0.05, 表明数据适用于PCA分析.前两个主成分分别解释了方差62.82%(PC1)和19.45%(PC2), 累积方差为82.27%(图 7).
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(a)为站位主成分分析载荷结果, 圈①内为厦门湾采集站位, 圈②内为九龙江采集站位, (b)为痕量金属元素与环境因素主成分分析载荷结果 图 7 2021年7月航次两个主成分上溶解态痕量金属的载荷结果 Fig. 7 Load results of dissolved trace metals on two principal components during the July 2021 voyage |
九龙江样本集中于PC1正轴分组, 厦门湾样本则在负轴集中, 河口区与海湾区不同水文环境对溶解态痕量金属元素存在显著影响[图 7(a)].厦门湾区域低浓度溶解态痕量金属元素与该区域高盐度、高pH和较高DO特点有关.受九龙江南溪支流和南港入海口影响, A7站位在PC2正轴上载荷较高.A8站位因远离九龙江南港入海口, 受海湾区影响较大.痕量金属元素和环境因素的主成分分析结果在PC1组分上与相关性分析结果一致[图 7(b)], 温度和SPM的吸附解吸过程对溶解态痕量金属元素具有直接影响.SPM的吸附解吸对Mn和Co具有显著影响, 表明自然排放占主要因素.Cu和Ni在PC2距离较近, 表明二者来源相似, 除自然排放因素外, 二者与生活污染排放有关.Cd污染源一般划定为农业或工业污染, 在分析结果上具有独立性.Cr主要来源于生活污染排放, 与Cu和Ni来源具有一定相似性, 因此其载荷结果与Cu和Ni相近但又不同于二者.
3 结论(1) 九龙江口-厦门湾流域所测溶解态痕量金属浓度平均值大小顺序：Mn>Ni>Cu>Cr>Co>Cd.可能是因为流域内Mn背景值较高导致Mn浓度最高; 可能是由于Cd的颗粒活性相对较大, 容易从水体迁出, 导致其浓度最低.
(2) 九龙江口-厦门湾流域水体中溶解态痕量金属浓度的时空分布表明：河口区溶解态痕量金属浓度高于海湾区.Mn夏季浓度高于冬季, Ni、Cu和Cd冬季浓度高于夏季.河口区受到陆源输入和人为影响较大.
(3) 与痕量金属浓度分布有关的各个参数对其影响并非单一, 是较为复杂的耦合作用.对2021年7月航次表层水中溶解态痕量金属及影响因素进行相关性分析和主成分分析评估, 结果表明, PC1的主要影响因素为河口径流, PC2的主要影响因素为人类活动.
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