淋洗脫鹽對濱海灘涂不同植被演替帶土壤重金屬的影響

潘國浩，劉洋，趙永強，付強,*，高軍，曹迅，張瑩瑩，張志強，嚴金龍,#

1. 鹽城工學院環境科學與工程學院，江蘇省環境保護海涂生態與污染控制重點實驗室，鹽城 224051 2. 常州大學環境與安全工程學院，常州 213164 3. 鹽城濕地珍禽國家級自然保護區，鹽城 224057 4. 環境保護部南京環境科學研究所，南京 210042

濱海淤泥質灘涂是陸-海界面重要的緩沖帶和過渡帶，也是我國重要的后備耕地資源[1]。隨著人口、經濟的快速增長，大量灘涂通過圍墾轉化為農田。數據顯示，自1950s以來，僅江蘇省就已設立墾區170余處，圍墾面積達2 524 km2[2]。由圍墾導致的環境問題目前已引起國內外學者的廣泛關注[3]。

灘涂土壤含鹽量較高，不適合作物生長。因此，灘涂圍墾必須經過引淡排鹽過程才能將土壤轉變成可耕種的低鹽分土壤。在淡水淋洗脫鹽的同時，大量土壤養分、重金屬等可被淋洗排出[4-5]。目前有關灘涂圍墾對土壤性質的影響研究主要集中在圍墾前后土壤理化性質的變化以及墾區土壤性質隨時間的演化，針對圍墾過程尤其是淋洗脫鹽過程對土壤造成的影響尚鮮有報道[3, 6]。考慮到目前我國巨大的圍墾規模及相應的淡水排鹽量，這一過程引起的土壤重金屬等關鍵污染物的變化量可能也相當可觀，但目前相關研究還很少。

Li等[7]、崔志紅[8]、杜燁鋒等[9]、劉亞男等[5]、Li等[10]均對灘涂淋洗脫鹽過程對土壤重金屬的影響進行了研究，發現淋洗脫鹽可降低土壤重金屬含量及生物可利用性、改變重金屬形態和遷移路徑。但目前國內的相關研究主要從灘涂土壤重金屬污染治理與修復角度進行研究，且主要集中在珠江口河口潮灘[5, 7-11]，針對圍墾面積更大的江蘇淤泥質灘涂尚未見報道。灘涂圍墾范圍不僅包括潮上帶鹽沼草灘，也包括潮間帶和部分潮下帶，灘涂不同組成部分的圍墾可能具有不同的環境效應。有關淋洗脫鹽對灘涂不同植被演替帶土壤重金屬的影響目前也未見報道。

基于此，本研究模擬了圍墾中的淋洗脫鹽過程，分析了這一過程對灘涂不同植被演替帶土壤重金屬含量的影響，評估了灘涂淋洗脫鹽可能造成的重金屬流失量。研究結果一方面有助于進一步深入了解灘涂圍墾的環境效應，另一方面能夠對墾區土壤重金屬的源解析提供一定支持。

1　材料與方法(Materials and methods)

1.1　布點與采樣

于2014年5月采集鹽城濕地珍禽國家級自然保護區核心區原生灘涂不同植被演替帶表層土壤樣品(0～20 cm)。在每個演替帶中部沿平行于海岸線方向布設樣點，光灘4個，互花米草灘、堿蓬灘、蘆葦灘均為6個，各樣點間隔約2 km。利用荷蘭Eijkelkamp采樣器梅花形采集5個土樣，合并成一個樣品，共計22個樣。

樣品采集后去除枯枝落葉等雜物，自然風干，研磨，過10目尼龍篩，密封，暗處保存。

1.2　土柱淋洗脫鹽模擬實驗

將100 g土樣均勻裝入內徑7 cm、高20 cm的有機玻璃管，制成22根淋洗脫鹽土柱。土柱底部設置塑料孔板、貼濾布、SiO2過濾層和淋洗液收集裝置，土柱上端用塑料袋蓋住，防止水分蒸發。綜合考慮表層土壤重量、當地降水情況、實際的淋洗時間等情況確定淋洗用水量及水土比*灘涂表層20 cm土壤平均干土重約220 000 g·m-2，鹽城地區多年平均降水約1 050 mm，在僅考慮降水淋洗的條件下，一般需要4～5年才能達到種植要求，以淋洗5年計，則淋洗水土比約為1 050×1 000×5/220 000≈24。。首先將土柱從底部用去離子水浸透，趕走土柱內的空氣，再從上部緩慢注入去離子水，注水量200 mL。淋洗結束后，更換承接瓶，并重新注入200 mL水，繼續淋洗，共計12個淋洗循環，合計用水量2.4 L，總水土比24:1。不同植被演替帶土壤孔隙度、Na+含量、導水能力差異顯著，導致其淋洗時間差異較大，從光灘的1 d至互花米草灘的260 d不等。在實驗中每天記錄淋洗狀況，并檢測淋洗液pH、鹽度、電導率的變化。淋洗液酸化冷凍保存，待測。

1.3　檢測指標與檢測方法

參考《土壤農業化學分析方法》、《水和廢水監測分析方法(第四版)》對淋洗脫鹽前、后土壤7種重金屬(As、Hg、Cd、Cr、Pb、Cu、Zn)含量進行測定。As、Hg采用王水消解，原子熒光法測定，Cd、Cr、Pb、Cu、Zn采用王水-過氧化氫消解，原子吸收法測定。淋洗液重金屬采用硝酸-高氯酸消解，原子熒光和原子吸收法測定。淋洗液pH、鹽度、電導率均采用便攜式水質分析儀測定。

1.4　計算方法

土柱重金屬淋洗率采用如下公式計算：

E=(ωa-ωb)/ωa×100%

(1)

式中，E為淋洗率(%)，ωa、ωb為脫鹽前、后土壤重金屬含量(mg·kg-1)。

不同植被演替帶土壤重金屬流失量采用如下公式計算：

W=ωa×E×(1-θ)×ρb×h/10

(2)

式中，W為重金屬流失量(kg·ha-1)，E為淋洗率(%)，ωa為脫鹽前土壤重金屬含量(mg·kg-1)，θ為原土含水率(%)，h為土層厚度(20 cm)，ρb為原土容重(g·cm-3)。

1.5　數據處理

數據整理、繪圖采用Origin 9.0軟件，統計檢驗采用SPSS 19.0軟件。多重比較采用LSD法，兩兩比較采用Mann-Whitney U檢驗，顯著性水平α=0.05。

2　結果(Results)

2.1　淋洗脫鹽過程中淋洗液pH、鹽度、重金屬含量的變化

淋洗脫鹽過程中淋洗液pH、鹽度、重金屬含量的變化如圖1所示。隨著淋洗的進行，灘涂不同植被演替帶土壤淋洗液鹽度(以鹽度和電導率表示)均極速降低，淋洗5次后，淋洗液鹽度基本達到平衡。pH則隨淋洗脫鹽顯著升高，淋洗第二次達到最高，之后基本達到平衡。淋洗液中重金屬濃度(以Zn為例)變化與鹽度變化類似，隨著淋洗脫鹽的進行，淋洗液中重金屬濃度顯著降低，淋洗5次后，重金屬濃度基本達到平衡。以上結果顯示，模擬圍墾的淡水淋洗脫鹽過程能夠顯著降低灘涂土壤鹽度，提高pH，與此同時，也會淋洗出一定數量的土壤重金屬。淋洗5次(水土比10:1)基本能夠達到平衡，計算結果顯示，前5次的重金屬淋洗量超過總淋洗量的80%，后續的7次淋洗對土壤重金屬含量的影響較小。

2.2　淋洗脫鹽前后土壤重金屬含量的變化

淋洗脫鹽前后灘涂不同植被演替帶土壤鹽度、重金屬含量的變化如圖2所示。淋洗脫鹽后各植被演替帶土壤鹽度均顯著降低，平均鹽度由脫鹽前的1.08%降至0.04%左右，7種重金屬含量也顯著降低，表明模擬圍墾的淡水淋洗脫鹽過程可顯著降低灘涂土壤重金屬含量。

不同植被演替帶、不同重金屬呈現不同的淋洗效率，如表1所示，As、Hg、Cr在互花米草灘中的淋洗率相對較高，而在蘆葦灘中相對較低；Cd、Pb、Cu、Zn則在光灘中淋洗率較高，在鹽沼草灘尤其是蘆葦灘中相對較低。總體而言，灘涂不同植被演替帶土壤重金屬平均淋洗率表現為：光灘>互花米草灘>堿蓬灘>蘆葦灘(圖3)，光灘土壤重金屬更易淋洗流失，而蘆葦灘重金屬不易流失，灘涂植被的正向演化有助于土壤重金屬的固定。不同重金屬也表現出不同的淋洗效率(圖4)，總體而言，Hg、Cr在灘涂土壤中更易淋洗流失(淋洗率分別為57.2%、49.9%)，而Zn不易流失(淋洗率18.5%)，As、Cd、Pb、Cu淋洗率在25.0%～35.0%之間，差異不大。

2.3　灘涂不同植被演替帶圍墾可能導致的重金屬流失量

根據原土土壤容重、含水率、重金屬含量以及淋洗率計算不同植被演替帶土壤重金屬流失量如表2所示。7種重金屬中，Cr的流失量最高，達到47.72 kg·ha-1，Hg的流失量最低，僅為0.041 kg·ha-1；除互花米草灘As流失量較高外(19.26 kg·ha-1)，其他重金屬流失量均表現為光灘最高，不同植被演替帶間重金屬流失量總體表現為：光灘>互花米草灘>堿蓬灘>蘆葦灘，蘆葦灘重金屬流失量僅為光灘的1/4。相比于灘涂草灘，光灘圍墾時可能會造成更多的重金屬流失。

3　討論(Discussion)

圖1　淋洗液pH、鹽度、重金屬含量的變化(■光灘，●互花米草灘，▲堿蓬灘，▼蘆葦灘)Fig. 1　Changes of pH, salinity and concentrations of heavy metals in leacheate (■Bare flat, ●Spartina alterniflora flat, ▲Suaeda glauca flat, ▼Phragmites australi flat)

圖2　淋洗脫鹽前后灘涂不同植被演替帶土壤重金屬含量的變化注：脫鹽前后相同字母表示差異不顯著(P>0.05)，不同字母表示差異顯著(P<0.05)，Mann-Whitney U檢驗。Fig. 2　Changes of heavy metals in soils of vegetation successions of the pristine tidal flat before and after leaching desalinationNote: Data with the different letters were significantly different (P<0.05), and data with the same letters were not significantly different (P>0.05), Mann-Whitney U test.

表1　淋洗脫鹽前后不同植被演替帶土壤重金屬平均淋洗率Table 1　Average leaching percentages of heavy metals before and after leaching desalination

注：脫鹽前后相同字母表示差異不顯著(P>0.05)，不同字母表示差異顯著(P<0.05)，Mann-Whitney U檢驗。

Notes: Data with the different letters were significantly different (P<0.05), and data with the same letters were not significantly different (P>0.05), Mann-Whitney U test.

表2　灘涂不同植被演替帶圍墾可能導致的重金屬流失量(kg·ha-1)Table 2　Losses of heavy metals induced by reclamation of different vegetation successions (kg·ha-1)

圖3　重金屬淋洗率隨灘涂植被演替帶的變化注：相同字母表示差異不顯著(P>0.05)，不同字母表示差異顯著(P<0.05)，LSD多重比較。Fig. 3　Variations of leaching percentages of heavy metals with the vegetation successions Note: Data with the different letters were significantly different (P<0.05), and data with the same letters were not significantly different (P>0.05), LSD multiple comparisons.

圖4　不同重金屬淋洗率的差異注：相同字母表示差異不顯著(P>0.05)，不同字母表示差異顯著(P<0.05)，LSD多重比較。Fig. 4　Differences of leaching percentages of heavy metalsNote: Data with the different letters were significantly different (P<0.05), and data with the same letters were not significantly different (P>0.05), LSD multiple comparisons.

隨著淋洗脫鹽的進行，灘涂不同植被演替帶土壤重金屬均可被有效淋溶，這一方面緣于直接溶解、沖刷、洗脫的物理作用，更重要的是由于淋洗過程改變了土壤的氧化還原電位、鹽分離子濃度及其組成比例，這些變化共同改變了重金屬在土壤中的化學形態，進而影響到重金屬在土壤中的遷移狀況[5]。研究表明，鹽分中陰離子的絡合作用、陽離子的交換作用可使土壤中重金屬的化學形態發生改變進而更容易被淡水淋洗掉[15]。如土壤鹽分中的Cl-能與重金屬離子形成較穩定的復合物，促使重金屬由固態向土壤溶液轉移[16-17]，并且促使重金屬離子由吸附態轉化為可交換態，從而有助于重金屬被淡水淋洗[5]。土壤溶液中的陽離子如Ca2+、Mg2+等也可與重金屬離子產生競爭吸附，促使重金屬由固態向溶液轉化，進一步促進了其被淡水淋洗[18]。此外，淋洗脫鹽過程中，由于CaCO3的溶解、有機質的降低(分別降低20%、19%，未發表數據)和氧化還原電位的降低[5]，部分碳酸鹽結合態、有機結合態和鐵錳氧化物結合態重金屬也可被釋放進入土壤溶液，進而被淋洗出土體。殘渣態重金屬不易受土壤性質及鹽分變化的影響[5]，因此灘涂土壤淋洗脫鹽前后重金屬含量的降低主要緣于其活性成分的變化。表1、圖4均顯示，不同重金屬具有不同的淋洗率，相對而言，Hg、Cr淋洗率較高而Zn淋洗率較低。不同重金屬的不同淋洗效果可能緣于其賦存形態的差異以及和鹽分離子相互作用的差異，例如殘渣態越高越不易被淋洗，而可交換態越高越容易被淋洗。此方面的內部機理還需要更多的實驗數據進行分析。

表1、圖3顯示，灘涂不同植被演替帶土壤重金屬淋洗率也存在顯著差異，光灘、互花米草灘相對較高，而蘆葦灘相對較低。此方面的差異也可能緣于土壤中鹽分離子和重金屬相互作用的差異。光灘、互花米草灘通常鹽度、氯離子等含量較高，而蘆葦灘通常較低，鹽分越高，陰離子的絡合作用越強，在淋洗脫鹽過程中重金屬由固態向土壤溶液轉移越強，越容易被淋洗[16, 19]，淋洗率與原土鹽度有一定的正相關性(P<0.05)也支持了這一結果。此外，光灘更高的粒徑和孔隙度、互花米草灘脫鹽前后更高的有機質去除率(>20%)可能也有助于其重金屬的洗脫。

圖3表明，重金屬平均淋洗率表現為光灘>互花米草灘>堿蓬灘>蘆葦灘，顯示灘涂植被的正向演化有助于土壤重金屬的固定，從重金屬流失角度講，對潮上帶的圍墾比潮間帶更加安全。表2的計算結果也驗證了這一點。研究結果顯示，圍墾淋洗脫鹽過程中，光灘土壤重金屬的流失量遠高于鹽沼草灘，蘆葦灘重金屬流失量僅為光灘的1/4。因此圍墾過程中要更加重視光灘重金屬的流失情況。

通過淋洗脫鹽向農田轉化是目前我國濱海灘涂土地利用變化的主要形式，超過總體變化規模的75%[20]。隨著社會經濟的迅速發展，沿海用地矛盾日趨突出，灘涂圍墾造地規模不斷擴大。根據《江蘇沿海灘涂圍墾及開發利用規劃綱要(2010～2020年)》，2010～2020年，江蘇省濱海灘涂圍墾總規模可達270萬畝，巨大的圍墾量可能對濱海土壤環境產生重要影響。根據本研究結果，計算了圍墾淋洗脫鹽過程可能造成的重金屬流失量，結果顯示，以圍墾規模270萬畝計，僅表層20 cm土壤，As、Hg、Cd、Cr、Pb、Cu、Zn將分別淋洗流失2 102.5、7.4、4 21.3、8 587.9、4 376.3、2 404.3 t。Cr流失量遠高于其他重金屬，其次為Pb、Zn、Cu、As和Cd，Hg相對較低。考慮到圍墾時影響的土壤深度可能超過1 m，實際流失的重金屬量可能更高。流失的重金屬一方面可能通過地表徑流入海，也有可能垂直遷移進入地下水層[21]，無論何種歸趨，由淋洗脫鹽導致的重金屬流失風險均相當可觀，需要進一步引起重視。

需要說明的是，本研究中所用的土柱很小，淋洗結果與大土柱可能有一定差異，此外，本研究中未使用原位條件下的非均質土壤，考慮到不同植被演替帶土壤孔隙狀況以及優先流等情況，研究結果可能與實際灘涂土壤淋洗脫鹽過程也存在一定差異，在今后的研究中將進一步使用接近實際情況的大土柱乃至現場土柱進行實驗，以期獲得更加接近實際的研究結果。

參考文獻(References)：

[1]沈永明, 馮年華, 周勤, 等. 江蘇沿海灘涂圍墾現狀及其對環境的影響[J]. 海洋科學, 2006, 30(10): 39-43

Shen Y M, Feng N H, Zhou Q, et al. The status and its influence of reclamation on Jiangsu coast [J]. Marine Science, 2006, 30(10): 39-43 (in Chinese)

[2]嚴長清, 孫偉, 陸效平, 等. 江蘇省沿海灘涂土地利用與生態保護研究[J]. 生態科學, 2007, 26(3): 263-268

Yan C Q, Sun W, Lu X P, et al. Study on coastal wetlands use and its ecological protection of Jiangsu Province [J]. Ecological Science, 2007, 26(3): 263-268 (in Chinese)

[3]Li J G, Pu L J, Zhu M, et al. Evolution of soil properties following reclamation in coastal areas: A review [J]. Geoderma, 2014, 226-227: 130-139

[4]陸君, 李取生, 杜燁鋒, 等. 灘涂圍墾淋洗脫鹽過程對土壤中幾種不同形態硫的影響[J]. 華南師范大學學報: 自然科學版, 2012, 44(2): 95-98

Lu J, Li Q S, Du Y F, et al. Effect of tidal flat reclamation and leaching desalination on several different forms of sulphur in the soil [J]. Journal of South China Normal University: Natural Science Edition, 2012, 44(2): 95-98 (in Chinese)

[5]劉亞男, 李取生, 杜燁鋒, 等. 灘涂土壤淋洗過程中鹽分變化及其對重金屬的影響[J]. 環境科學, 2011, 32(7): 2087-2091

Liu Y N, Li Q S, Du Y F, et al. Salinity change and its impact on heavy metals during beach soil leaching and desalination [J]. Environmental Science, 2011, 32(7): 2087-2091 (in Chinese)

[6]徐彩瑤, 濮勵杰, 朱明. 沿海灘涂圍墾對生態環境的影響研究進展[J]. 生態學報, 2018, 38(3): 1-15

Xu C Y, Pu L J, Zhu M. Effect of reclamation activity on coastal ecological environment: Progress and perspectives [J]. Acta Ecologica Sinica, 2018, 38(3): 1-15 (in Chinese)

[7]Li Q S, Liu Y N, Du Y F, et al. The behavior of heavy metals in tidal flat sediments during fresh water leaching [J]. Chemosphere, 2011, 82: 834-838

[8]崔志紅. 圍墾對珠江口灘涂土壤重金屬化學形態的影響[D]. 廣州: 暨南大學, 2010: 14-40

Cui Z H. Effect of reclamation on chemical species of heavy metals in tidal flat soil from the Pearl River Estuary [D]. Guangzhou:Jinan University, 2010: 14-40 (in Chinese)

[9]杜燁鋒, 李取生, 陳連運, 等. 淋洗脫鹽對灘涂土壤孔隙水重金屬垂直遷移的影響[J]. 生態科學, 2009, 28(1): 62-65

Du Y F, Li Q S, Chen L Y, et al. Effects of leaching desalination on the vertical movement of heavy metals in the pore water of tidal flat soils during reclamation [J]. Ecological Science, 2009, 28(1): 62-65 (in Chinese)

[10]Li H, Lu J, Li Q S, et al. Effects of freshwater leaching on potential bioavailability of heavy metals in tidal flat soils [J]. Environmental Geochemistry and Health, 2016, 38(1): 99-110

[11]李取生, 楚蓓, 石雷, 等. 珠江口灘涂濕地土壤重金屬分布及其對圍墾的影響[J]. 農業環境科學學報, 2007, 26(4): 1422-1426

Li Q S, Chu B, Shi L, et al. Heavy metal distribution in tidal wetland soils and its effect on reclamation in the Pearl River Estuary [J]. Journal of Agro-Environment Science, 2007, 26(4): 1422-1426 (in Chinese)

[12]毛志剛, 谷孝鴻, 劉金娥, 等. 鹽城海濱鹽沼濕地及圍墾農田的土壤質量演變[J]. 應用生態學報, 2010, 21(8): 1986-1992

Mao Z G, Gu X H, Liu J E, et al. Evolvement of soil quality in salt marshes and reclaimed farmlands in Yancheng coastal wetland [J]. Chinese Journal of Applied Ecology, 2010, 21(8): 1986-1992 (in Chinese)

[13]殷儀華, 陳邦本. 江蘇省濱海鹽土脫鹽過程pH值上升原因的探討[J]. 土壤通報, 1991, 22(1): 5-7

Yin Y H, Chen B B. Discussion on the reason of pH increase during the desalination of coastal saline soil in Jiangsu Province [J]. Journal of Soil Science, 1991, 22(1): 5-7 (in Chinese)

[14]陳邦本, 方明, 胡蓉卿, 等. 江蘇濱海鹽土堿化可能性的探討 I. 自然脫鹽過程中堿化可能性問題[J]. 南京農業大學學報, 1987, 10(2): 76-81

Chen B B, Fang M, Hu R Q, et al. Possibility of alkalization of saline soils along the sea coast of Jiangsu Province I. Possibility of alkalization during the process of native desalinization [J]. Journal of Nanjing Agricultural University, 1987, 10(2): 76-81 (in Chinese)

[15]劉平, 徐明崗, 宋正國. 伴隨陰離子對土壤中鉛和鎘吸附-解吸的影響[J]. 農業環境科學學報, 2007, 26(1): 252-256

Liu P, Xu M G, Song Z G. Effects of accompanying anions on adsorption-desorption of Pb and Cd by two typical soils of China [J]. Journal of Agro-Environment Science, 2007, 26(1): 252-256 (in Chinese)

[16]Williams T P, Bubb J M, Lester J N. Metal accumulation within salt marsh environment: A review [J]. Marine Pollution Bulletin, 1994, 28(5): 277-290

[17]Usman A R A, Kuzyakov Y, Stahr K. Effect of immobilizing substances and salinity on heavy metals availability to wheat grown on sewage sludge-contaminated soil [J]. Soil & Sediment Contamination, 2005, 14: 329-344

[18]Du L G, De V R, Vandecasteele B, et al. Effect of salinity on heavy metal mobility and availability in intertidal sediments of the Scheldt Estuary [J]. Coastal and Shelf Science, 2008, 77(4): 589-602

[19]Li Q S, Wu Z F, Chu B, et al. Heavy metals in coastal wetland sediments of the Pearl River Estuary, China [J]. Environmental Pollution, 2007, 149(2): 158-164

[20]翟可, 劉茂松, 徐馳, 等. 鹽城濱海濕地的土地利用/覆蓋變化[J]. 生態學雜志, 2009, 28(6): 1081-1086

Zhai K, Liu M S, Xu C, et al. Land use/cover change in Yancheng coastal wetland [J]. Chinese Journal of Ecology, 2009, 28(6): 1081-1086 (in Chinese)

[21]杜燁鋒. 淋洗脫鹽過程對灘涂土壤重金屬垂直遷移的影響[D]. 廣州: 暨南大學, 2009: 10-35

Du Y F. Effects of leaching desalination on the vertical movement of heavy metals in the tidal flat soils during reclamation [D]. Guangzhou: Jinan University, 2009: 10-35 (in Chinese)