天津3種類型濕地土壤污染狀況及潛在生態風險評價

劉凡惠，賈美清，張國剛，高志偉，劉美琪，王嘉寶

（1.天津師范大學 生命科學學院，天津300387；2.天津師范大學天津市水資源與水環境重點實驗室，天津300387）

濕地是地球上最重要的生態系統之一，它在抵御洪水、調節徑流、改善氣候、控制污染、美化環境和維持區域生態平衡等方面起著重要作用[1].因此，濕地生態系統在全球生物地球化學循環中的地位日益受到關注.天津濕地占天津市土地總面積的20.9%，是環渤海地區濕地的典型代表，具有重要的生產和生態功能[2-3].然而，近年來隨著人口增加、城市拓展以及農藥、化肥等的不合理使用，濕地的環境污染問題越來越嚴峻.天津濕地類型較為豐富，總體上可分為天然濕地和人工濕地兩大類.天然濕地包括河流濕地、濱海濕地和沼澤濕地等，人工濕地包括魚塘濕地、鹽田濕地、水稻田濕地等[4].不同的濕地類型發揮著不同的生態功能，其受到的主要污染可能也不盡相同.李文艷[5]對天津典型濕地生態環境現狀的監測結果表明，天津各典型濕地的土壤含鹽量較高，無重金屬污染，但水環境污染狀況嚴重，化學需氧量嚴重超標，且濕地環境存在著不同程度的退化.彭士濤等[6]對天津典型濕地的監測結果表明，七里海、北大港、團泊湖和大黃堡濕地的總氮含量遠高于《地表水環境質量標準》V 類標準，為劣五類水質.Wu 等[7]對渤海灣沿岸河口沉積物和上覆水的氮污染和重金屬污染情況進行研究，結果表明，渤海灣沉積物總氮含量高達1041 mg/L，渤海灣河口處存在Hg、Cd 污染.土壤中的重金屬可以通過食物鏈的富集對生物體和生態系統產生危害[8]，嚴重的氮污染會造成水體富營養化，形成水華，導致物種多樣性降低，濕地生態系統發生紊亂.

本研究以天津3種典型的濕地類型（農田濕地、濱海濕地、沼澤濕地）為研究對象，測定濕地土壤中不同污染物的含量.應用單因子指數法和綜合污染指數法評價濕地土壤的重金屬污染程度和潛在生態風險，以期為天津濕地生態環境保護和資源合理利用提供科學依據，進而因地制宜地選取不同地濕地治理策略.

1 材料與方法

1.1 研究區概況

天津市地處渤海灣頂，是海河五大支流的匯合處和入海口，濕地類型豐富，全市濕地面積約25 萬hm2.天津濕地總體上可分為人工濕地和天然濕地兩大類.人工濕地以寶坻區連續種植4 a 的水稻田為研究對象，天然濕地以北大港濕地自然保護區和大黃堡濕地自然保護區為研究對象，分別代表典型的濱海濕地和沼澤濕地.北大港濕地自然保護區（117°11′～117°37′E，38°36′～38°57′N）總面積43495.37 hm2，是我國渤海灣地區生物多樣性最豐富的地區之一.該保護區氣候屬于暖溫帶半濕潤大陸性季風氣候，年平均氣溫約12 ℃，降雨多集中在7—8 月份，年平均降水量約550 mm，保護區周邊河流較多，有獨流減河、子牙新河、十米河等11條河流，承擔著輸水、引水以及汛期泄洪等任務.保護區內植被類型豐富，蘆葦群落約占植被面積的60%.大黃堡濕地自然保護區（117°10′33″～117°19′58″E，39°21′4″～39°30′27″N）總面積約11200 hm2，是我國北方地區原始地貌保存得最好的典型蘆葦沼澤濕地.該保護區屬于暖溫帶半濕潤大陸性季風氣候，年平均氣溫約11.6 ℃，年降水量約為578.3 mm，年平均蒸發量約為1164.4 mm.保護區內有龍鳳新河、柳河干渠、黃沙河排水干渠和東糧窩引河4 條河渠，常年積水，水源充足.保護區內植物種類繁多，良好的水文環境適宜蘆葦、水蔥等植物生長.

1.2 樣品采集與處理

2019 年6 月于天津寶坻區水稻田、大港區北大港濕地保護區和武清區大黃堡濕地保護區分別選取3種不同類型的典型樣地進行土樣采集.采樣點選擇3種類型濕地中具有代表性的地段，采用五點取樣法，在2 m2樣方內的4 個頂點及中心用土鉆分別取表層土壤（0 ～30 cm）并混勻為1個樣品，每個濕地各取10個土壤樣品.將采集的土樣裝入聚乙烯自封袋中，標記好帶回實驗室，其中一半置于4 ℃冰箱內保存，并于1周內完成理化性質的測定；另一半冷凍干燥后研磨，并過100 目篩用于測定總碳、總氮及土壤重金屬含量.

1.3 分析方法

采用105 ℃烘干比重法測定土壤含水率（water content，WC）.采用玻璃電極法測定土壤pH 值（水土體積比為2.5 ∶1），用便攜式pH 計（HACH HQ30D，美國）進行測定.采用浸提法測定土壤鹽度（salinity，水土體積比為5 ∶1），使用便攜式鹽度計進行測定. 采用KCl提取法測定土壤銨態氮、硝態氮、亞硝態氮含量，稱取5 g 鮮土，加入25 mL KCl（1 mol/L），室溫震蕩1 h，4000 r/min 離心8 min，注射器吸取上清液后用0.45 μm 濾頭過濾，使用連續流動分析儀（SEAL AA3，德國）測定濾出液.土壤總C（TC）、總N（TN）用元素分析儀（PE-2400Ⅱ，美國）測定.采用微波消解法對樣品進行預處理，進而測定土壤重金屬含量，為保證分析的準確性，每批設置3 組空白樣本與樣品同步消解測定，樣品經HNO3-HCl-HF 混合體系消解，消解程序如表1 所示.具體操作：稱取0.1 g過篩土壤，依次加入4 mL HNO3、2 mL HCl、2 mL HF，震蕩3 min，靜置2 h 后放入微波消解儀消解至無雜質，溶液倒入聚四氟乙烯燒杯中，150 ℃加熱除酸至1 mL，超純水定容于50 mL 容量瓶，用電感耦合等離子體原子發射光譜儀和電感耦合等離子質譜儀（美國PE 公司）測定重金屬含量.

表1 土壤微波消解程序Tab.1 Microwave digestion program of soil

1.4 數據處理

采用SPSS Statistics 22 軟件進行單因素方差分析及Tukey 顯著性檢驗，使用Sigma Plot 12.5 軟件進行繪圖.

1.5 評價方法

1.5.1 土壤鹽漬化程度評價

以鹽度為指標，將我國的土壤鹽漬化程度分為5類：非鹽化土（鹽度＜1）、輕度鹽化土（鹽度為1 ～2）、中度鹽化土（鹽度為2 ～4）、強鹽化土（鹽度為4 ～6）和鹽土（鹽度＞6）[9].

1.5.2 土壤堿化程度評價

土壤堿化過程是交換性鈉不斷進入土壤吸收性復合體的過程，在此過程中，鈉吸附比（SAR）和堿化度（ESP）是表征土壤堿化程度的重要參數[10].鈉吸附比是指土壤中鈉離子和鈣鎂離子的相對數量[11]，當土壤中Na+含量過高時會抑制植物對其他陽離子的吸收，使得植物對土壤中其他養分的利用效率降低，影響植物的生長發育.此外，Na+還會使土壤黏粒分散、膨脹，進而降低土壤團聚體的穩定性.堿化度通常用Na+的飽和度來表示，是堿化土壤分級的重要指標，土壤堿化度分級標準為：ESP ＜5%為非堿化土；5%～10%為輕度堿化土；10%～20%為中度堿化土；20%～40%為重度堿化土；ESP ＞40%為堿土[12].

將測定的土壤中各離子含量轉化為每千克土壤中的物質的量（cmol/kg），計算鈉吸附比（SAR）和堿化度（ESP）[13].

1.5.3 土壤重金屬污染指數評價[14]

單因子指數法：

式中：Pi為土壤中重金屬i 的污染指數；Ci為重金屬i的實測含量（mg/kg）；Si為重金屬i 的環境背景值（mg/kg）.

內梅羅綜合污染指數法：

式中：Pcomp為土壤的綜合重金屬污染指數；Piave為土壤中重金屬單因子污染指數的平均值；Pimax為土壤中單項污染物的最大污染指數.

1.5.4 潛在生態風險指數評價

根據Hakanson[15]的潛在生態風險指數法，評價天津3種不同類型濕地土壤中重金屬的潛在生態風險.該方法可以反映出濕地土壤中單一污染物的潛在生態風險以及多種污染物的綜合生態風險.

重金屬i 潛在生態風險指數

式中：Pi為重金屬i 的污染指數；Ti為重金屬i 的毒性系數.根據徐爭啟等[16]的研究結果，TCd=30，TAs=10，TNi=5，TCu=5，TPb=5，TCr=2，TZn=1.

綜合重金屬潛在生態風險指數

土壤重金屬污染指數與潛在生態風險指數的分級標準如表2 所示.

表2 土壤重金屬污染與潛在生態風險評價分級標準Tab.2 Classification standard of soil heavy metal pollution and potential ecological risk assessment

2 結果與分析

2.1 3種類型濕地土壤的理化性質

天津3種不同類型濕地土壤的理化性質如表3所示. 從表3 可以看出，農田濕地、沼澤濕地和濱海濕地土壤的pH 值、總碳含量、碳氮比（C/N）、硝態氮含量和鹽度有所差異，而土壤含水率、總氮、銨態氮和亞硝態氮含量沒有顯著差異.其中，沼澤濕地土壤pH 值顯著高于農田濕地和濱海濕地，達到強堿性土壤的水平.濱海濕地土壤的總碳含量以及碳氮比顯著高于農田濕地和沼澤濕地的數值，3種類型濕地土壤的氮素形態均以銨態氮為主，其含量遠遠高于硝態氮和亞硝態氮的含量.硝態氮含量在不同類型濕地之間具有顯著差異，表現為沼澤濕地＞濱海濕地＞農田濕地.不同類型濕地土壤鹽度差異顯著，表現為濱海濕地＞沼澤濕地＞農田濕地.

表3 3種類型濕地土壤理化性質Tab.3 Soil physicochemical properties of three different types of wetlands

2.2 3種類型濕地土壤的堿化程度

天津3種類型濕地的土壤堿化程度如表4 所示.從表4 可以看出，天津濕地土壤均屬于輕度堿化土.土壤堿化程度：濱海濕地＞沼澤濕地＞農田濕地.

表4 3種類型濕地土壤的堿化參數Tab.4 Alkalization parameters of three types of wetland soil

2.3 3種類型濕地土壤的重金屬含量

天津3種類型濕地土壤的重金屬含量如表5 所示.由表5 可以看出，不同類型濕地土壤中的重金屬含量存在差異.其中，農田濕地土壤中的As、Ni、Cr、Pb、Cd、Zn含量均超過了天津土壤重金屬背景值[17]，只有Cu 元素含量低于背景值；濱海濕地土壤中的As、Ni、Pb、Cd、Zn含量高于背景值，Cu 和Cr 元素含量低于背景值；沼澤濕地土壤的As、Ni、Cd、Zn 含量高于背景值，Cu、Cr 以及Pb 含量低于背景值.總的來看，農田濕地土壤中的重金屬含量最高，其次是濱海濕地和沼澤濕地.

表5 3種類型濕地土壤重金屬含量Tab.5 Heavy metal contents of three types of wetland soil （mg·kg-1）

2.4 3種類型濕地土壤的重金屬污染評價及潛在生態風險評價

2.4.1 土壤重金屬污染評價

以天津市土壤重金屬含量背景值為標準，采用單因子污染指數法與內梅羅綜合污染指數法相結合，對3種類型濕地土壤的重金屬污染情況進行評價，結果如圖1 所示.根據土壤重金屬污染分級標準，單個污染物污染指數大于1.0 即為土壤受到污染. 由圖1 可以看出，3種類型的濕地均受到了不同程度的重金屬污染.其中，Cd 是天津濕地土壤污染的最主要重金屬元素，其在農田濕地的污染指數為2.59，在沼澤濕地中的污染指數為2.61，處于中度污染水平，在濱海濕地中污染指數為1.89，為輕度污染.Cu、Cr 元素的單因子污染指數低于1.0，對濕地土壤尚未造成污染.As、Ni、Pb、Zn 單因子污染指數均在1～2 之間，對濕地土壤造成了輕度污染.

圖1 天津3種類型濕地土壤重金屬單因子污染指數Fig.1 Single factor contaminant index of heavy metals of three types of wetland soil

根據單因子污染指數計算得到內梅羅綜合污染指數，農田濕地、濱海濕地和沼澤濕地的數值分別為2.10、1.61 和2.10，農田濕地與沼澤濕地受到中度污染，濱海濕地受到輕度污染，主要受到Cd 元素的影響.

2.4.2 土壤潛在生態風險評價

采用Hakanson 的潛在生態風險指數法，對天津3種類型濕地土壤中重金屬的潛在生態風險進行評價，結果如圖2 所示.

圖2 3種類型濕地土壤重金屬潛在生態風險指數Fig.2 Potential ecological risk index of heavy metals of three types of wetland soil

由圖2 可以看出，7 種重金屬的潛在生態風險指數的大小在這3 類濕地中具有一致性，均為Cd>As>Ni>Pb>Cu>Cr>Zn.根據潛在生態風險評價分級指標，Cd 元素處于中度風險等級，As、Ni、Cu、Cr、Pb 以及Zn 處于輕度風險等級.在農田濕地中，Cd 對土壤重金屬污染的潛在生態風險貢獻率為68.11%；濱海濕地中Cd 的貢獻率為61.35%；沼澤濕地中Cd 的貢獻率為66.34%. 由貢獻率可知，天津濕地土壤重金屬的潛在生態風險主要受制于Cd 元素.

根據單因子潛在生態風險系數得到土壤重金屬綜合潛在生態風險指數，農田濕地、濱海濕地和沼澤濕地的數值分別為114.08、92.18 和118.38，3 類濕地的綜合潛在生態風險指數均低于150，為輕度風險.

3 討論與結論

本研究對天津農田濕地、濱海濕地和沼澤濕地土壤的理化性質及重金屬含量進行測定分析，探討了不同類型濕地土壤的污染狀況及潛在生態風險.比較3種類型濕地土壤的理化性質，發現3種土壤的pH 值、總碳含量、碳氮比、硝態氮含量和鹽度均有顯著差異，土壤含水率、總氮、銨態氮和亞硝態氮含量沒有顯著差異.沼澤濕地的土壤pH 值顯著高于農田濕地和濱海濕地，達到強堿性土壤的水平.這可能是因為沼澤濕地位于地下水位較高的低洼地區，由于水溶性鹽隨水從高處向低處移動，在低洼處容易積聚，且大黃堡濕地為開放性濕地，受人為干擾強烈，導致其pH 值較高.濱海濕地土壤的總碳含量與碳氮比顯著高于農田濕地和沼澤濕地，這是因為不同的土地利用方式會對碳氮比造成影響[19]. 北大港濕地自然生長的蘆葦可能是其碳氮比高的因素之一，農田濕地大量施入的氮肥則會降低其碳氮比.3種類型濕地土壤的氮素形態均以銨態氮為主，硝態氮含量在不同類型濕地之間有顯著差異，表現為沼澤濕地>濱海濕地>農田濕地，這可能與地上植物類型有關，也可能與土壤pH 值有關，后者通過影響土壤微生物的活性進而影響其對氮素的利用.

根據我國土壤鹽漬化程度分級的標準，農田濕地土壤為非鹽化土，沼澤濕地土壤為中度鹽化土，濱海濕地土壤為鹽土，天然濕地土壤鹽漬化程度顯著高于人工濕地.濱海濕地土壤鹽度高可能是因為北大港濕地的內部補充水來自于獨流減河，該河流水質較差且含鹽量較高.農田濕地土壤鹽度低可能是由于人工開墾和種植水稻使得土壤中的鹽分被壓到耕層以下的地下水里，排出田外，降低了土壤含鹽量.樓錦花等[20]研究江蘇如東縣濱海地區圍墾土地土壤鹽度的變化，也發現隨著開墾年限的增加，土壤鹽度逐漸降低，這與本研究結果一致.一般認為，土壤溶液中鹽濃度較高時會抑制堿性鈉的水解，進而降低土壤堿化程度[21]，而在本研究中3種濕地土壤的堿化程度與鹽漬化程度具有一致性.李彬等[22]在研究吉林省蘇打堿土鹽化與堿化的關系時發現，當土壤鹽度>0.8%時，可能會出現高鹽度對土壤堿化度的抑制作用，由于本研究中天津濕地土壤整體上鹽度不高，可能并未出現對堿化度的抑制效果.總體來說，天津濕地土壤存在輕度堿化，需要注意Na+對濕地土壤的危害，可以因地制宜地選用土壤改良劑或施用有機肥等措施，以進一步遏制濕地土壤堿化.

除Cu 元素以外，天津濕地土壤中的As、Ni、Cr、Pb、Cd、Zn 含量均接近或高于天津土壤重金屬背景值，但均符合國家二級標準，這可能與土壤背景值為30 a前所測有關，也可能由于近年來濕地土壤普遍受到污染，導致重金屬含量有所提高.不同類型濕地土壤中的重金屬含量存在差異，整體上農田濕地土壤中的重金屬含量最高，且Cd、Cr 含量顯著高于濱海濕地和沼澤濕地.濱海濕地中的Cu 含量顯著低于農田濕地和沼澤濕地，這可能是因為濕地中蘆葦根系分泌的麥根酸類缺鐵性物質促進植物吸收了土壤中的Cu[23].周然等[24]在對天津大黃堡、北大港、七里海和團泊洼濕地土壤重金屬含量進行監測時，發現濕地土壤中的Zn、Pb、Ni、Cd 含量均高于天津土壤重金屬背景值，但超標樣點數目少且超標量低.本研究測得的重金屬含量高于此前的研究結果，說明隨著時間的推移，濕地土壤重金屬污染程度加劇.濕地土壤的重金屬污染與人類活動密切相關，濱海濕地北大港為封閉式保護性濕地，受人為擾動影響較小，污染程度低；沼澤濕地大黃堡為開放性濕地，當地居民排放的生活污水中所含的重金屬離子可能會隨河水倒灌進濕地，污染土壤；農田濕地中農業生產活動所使用的化肥、農藥以及地膜等是造成濕地重金屬污染的直接原因.

不同類型的濕地土壤重金屬元素單因子污染指數的大小順序具有一致性，表現為：Cd>As>Ni>Zn>Pb>Cu>Cr.其中，Cd 在農田濕地和沼澤濕地中處于中度污染，在濱海濕地中處于輕度污染；As、Ni、Pb、Zn對天津濕地土壤造成輕度污染；Cu、Cr 尚未造成污染.由內梅羅綜合污染指數結果可知，天津濕地土壤存在一定程度的重金屬污染，3種類型濕地綜合污染指數排序為：農田濕地=沼澤濕地>濱海濕地，農田濕地與沼澤濕地受到中度污染，濱海濕地受到輕度污染.不同類型濕地的土壤重金屬元素潛在生態風險指數的大小順序具有一致性，表現為：Cd>As>Ni>Pb>Cu>Cr>Zn.在3種類型的濕地中，除Cd 屬于中度風險等級外，其他元素均處于輕度風險等級，且Cd 對土壤重金屬污染的潛在生態風險貢獻率超過60%，是濕地土壤重金屬潛在生態風險的主要受制元素.天津3種類型濕地的綜合潛在生態風險指數排序為：沼澤濕地>農田濕地>濱海濕地，整體上屬于輕度風險等級.李衛平等[25]對包頭南海濕地土壤重金屬污染進行潛在生態風險評價時發現重金屬潛在生態風險指數大小為Cd>As>Pb>Cr>Zn，且土壤重金屬潛在生態風險主要受制于Cd；羅婷等[26]研究江蘇蘇北濕地時發現，該地區重金屬單一潛在生態風險指數大小為Cd>Pb>Cr>Zn，且Cd 為潛在生態風險的主要貢獻因子.這說明Cd 污染已經成為我國濕地重金屬污染的主要問題，進一步研究不同類型濕地Cd 污染的來源，將有助于因地制宜地制定減輕重金屬污染的具體方案.

天津濕地土壤整體上都受到不同程度的污染，但主要的污染形式不同.農田濕地土壤重金屬污染程度較大，并以Cd 污染為主；濱海濕地土壤鹽漬化程度較重；沼澤濕地土壤pH 值較高.因此，在環境治理中應針對不同的污染形式選取相應的治理策略.