北海互花米草濕地土壤重金屬分布及其污染評價*

段軼韜，羅昌盛，陶玉華，王薛平，龍海麗，黃 星

(1.北部灣大學，廣西欽州 535011；2.北部灣大學，廣西北部灣海洋災害研究重點實驗室，廣西欽州 535011)

濱海濕地是海陸之間的過渡區域，因受潮汐和水動力的影響，其環境較為復雜，多種元素從陸地和海洋匯集于此，成為許多元素重要的儲存地[1]。重金屬是濕地中危害性較高也較難治理的污染物，其易與環境中的有機物結合而難以降解，并且具有累積性，進而對人類的健康造成威脅。累積在濕地的Cu、Zn、Cd、Pb、Cr等重金屬元素是城市和工業發展過程中產生的典型污染元素，主要來自地表徑流、大氣沉降和海水輸送等途徑[2]，與人類活動所產生的生活污水、工農業生產的廢棄物以及海上作業產生的廢棄物有關。

濕地植物是濕地內物質循環的核心，對濕地重金屬具有較高的耐受和承載能力，是濕地重金屬匯集的重要因素?；セ撞?Spartinaalterniflora)是禾本科(Gramineae)米草屬(Spartina)多年生草本植物，原產自北美大西洋沿岸[3]，被引入中國濱海濕地后快速擴張，影響了原有生態系統的結構和功能。1979年廣西首次在北海山口鎮丹兜海濕地引種了互花米草，后逐漸擴散至北海其他區域，截至2015年北海互花米草面積約8.43 km2[4]，丹兜?；セ撞菝娣e約占全區互花米草總面積的61.78%[5]。雖然互花米草擠占灘涂并阻塞航道，對原有的植物群落、底棲生物和灘涂水產養殖業產生了消極的影響，但是互花米草也有緩沖風暴潮汐、凈化水體污染、促淤造陸和固碳等方面的積極影響[6]?；セ撞萆鷳B系統表現出的積極與消極特性使它成為現代濕地生態學研究的熱點內容。

目前，對濱海濕地重金屬的研究多集中于紅樹林濕地，而對互花米草的研究相對較少，對互花米草濕地土壤的研究主要集中于重金屬在植物體和土壤中的分布和富集[7,8]、濕地環境因子對重金屬累積的影響[9]、土壤污染風險評估[10]、互花米草對重金屬脅迫的生理響應[11]等方面。Alberts等[12]對佐治亞州互花米草各組織及其土壤的重金屬研究結果表明，工業城市濕地土壤的重金屬含量高于其他地區的10倍以上，且Cu和Hg的濃度疑受互花米草的控制。謝蓉蓉等[13]對福建省互花米草土壤重金屬的研究結果表明，互花米草生物量與土壤重金屬含量呈顯著正相關。Chai等[14]分析了渤海灣等地互花米草土壤重金屬分布特征和污染風險評估，結果表明互花米草導致土壤中重金屬富集且存在較高的金屬污染。

關于互花米草濕地重金屬的研究主要集中在江蘇、浙江、福建和山東等地，而對廣西互花米草濕地的研究較少。由于不同地區濱海濕地的污染源、理化性質和水動力等因素的差異，進而造成濕地土壤重金屬累積程度不同。本研究以廣西北海丹兜海和營盤鎮互花米草濕地土壤為研究對象，分析Cu、Zn、Cd、Pb、Cr重金屬含量的分布特征及與理化因子的相關性，并對重金屬進行風險評估，為濱海濕地互花米草的生態利用和治理提供指導。

1 材料與方法

1.1 研究區概況

北部灣海域處于北侖河口與英羅港之間，其海岸線長1 628.59 km，區域總面積為2.036 1×104km2。氣候為熱帶和亞熱帶季風氣候，年平均氣溫為22.0-23.4℃[15]，主要以全日潮為主，平均潮差為2-3 m[16]?；セ撞荼皇状我N在北海丹兜海濕地，后逐步擴散至北海其他區域。目前，丹兜海濕地是廣西互花米草分布面積最大的濕地[5]，營盤鎮濕地互花米草于丹兜海發源地向外擴散后形成，是其主要的分布區之一。本研究選取廣西北部灣丹兜海和營盤鎮互花米草濕地作為研究地點，通過google earth和landsat 5/6/7影像資料判斷互花米草的入侵年限，丹兜海濕地為26 a，營盤鎮濕地為16-19 a。通過樣地調查和土壤粒徑分析獲得樣地屬性，見表1。

表1 互花米草樣地概況Table 1 Overview of S.alterniflora sample plots

1.2 樣品采集

2020年6月在北?；セ撞轁竦剡M行土壤采樣，采樣點如圖1所示。分別于營盤鎮互花米草濕地(YPSA)、丹兜海互花米草濕地(DDSSA)、營盤鎮光灘(YPMF)、丹兜海光灘(DDSMF)4個采樣區各設立6個0.5 m×0.5 m的樣方，測量樣方內互花米草的株高與密度。在各個地點分別隨機選取6個土壤采樣點，采樣深度為20 cm，用土壤采樣器與環刀采集樣品，裝入塑料密封袋后帶回實驗室，測定其pH值，在自然狀態下陰干用于重金屬含量、有機碳含量和粒徑的測定[17]。

1.3 樣品測定

采用重鉻酸鉀-外加熱氧化法測定互花米草土壤和光灘的有機碳含量[18]；采用HF-HNO3-H2O2消解，使用電感耦合等離子體發射光譜儀(ICP-AES，型號：iCAP 7200 HS Duo，美國賽默飛世爾科技公司)和電感耦合等離子體質譜儀(ICP-MS，型號：Thermo X Series Ⅱ，美國賽默飛世爾科技公司)測定土壤中的Cu、Zn、Cd、Pb、Cr重金屬元素含量[19]；采用甲種土壤比重計(型號：TM-85，上海華東檢測技術服務有限公司)對土壤進行粒徑分析[20]；將土樣與去離子水按照2.5∶1(m∶V)的比例進行浸提并取浸出液，用pH計[型號：PHS-25，上海儀電(集團)有限公司]測定pH值。

圖1 采樣點示意圖Fig.1 Schematic diagram of sampling sites

1.4 評價方法

1.4.1 地累積指數法

地累積指數法是一種考慮人為污染、地球化學環境背景值等因素，評價土壤中重金屬富集程度的方法[13]，其計算公式如下：

Igeo=log2[Cn/(K×Bn)]，

(1)

式中，Igeo為地累積指數；Cn為土壤中某種重金屬的含量(mg·kg-1)；K為校正值，一般取1.5；Bn為土壤中某種重金屬元素的地球化學背景值(mg·kg-1)，本研究采用廣西A層土壤重金屬環境背景值作為Bn[21]。Igeo≥5，為6級，極強污染；4≤Igeo<5，為5級，介于強污染與極強污染之間；3≤Igeo<4，為4級，強污染；2≤Igeo<3，為3級，介于中污染與強污染之間；1≤Igeo<2，為2級，中污染；0≤Igeo<1，為1級，介于無污染與輕度污染之間；Igeo<0，為0級，無污染。

1.4.2 潛在生態風險指數法

潛在生態風險指數法用于評價土壤中重金屬污染程度及其潛在生態危害，可綜合評價重金屬對生態環境的影響潛力[22]。其計算公式如下：

(2)

(3)

(4)

1.4.3 粒徑分級

采用國際制土壤粒徑分級標準，粒徑<0.002 mm為黏粒，0.002-0.02 mm為粉粒，0.02-0.2 mm為細砂粒，0.2-2 mm為粗砂粒，2-3 mm為石礫[24]。

1.5 數據處理與分析

采用SPSS 23.0、Origin 2018統計軟件進行數據處理及統計分析。利用單因素方差分析對土壤重金屬含量分布特征進行差異性顯著分析，P<0.05為差異顯著；利用皮爾森相關分析法分析各理化指標與重金屬之間的相關關系，P<0.05為差異顯著。

2 結果與分析

2.1 互花米草濕地的土壤重金屬含量

重金屬Cu、Zn、Cd、Pb、Cr的含量分別為2.884-20.430 mg·kg-1、10.347-92.648 mg·kg-1、0.028-0.182 mg·kg-1、6.990-54.860 mg·kg-1和8.700-71.392 mg·kg-1，互花米草濕地Cu、Zn、Cd、Pb、Cr含量的平均值均大于光灘。由圖2可知，除Cd外，其余重金屬含量均表現為DDSSA>YPSA>YPMF>DDSMF；Cu和Zn的含量在YPSA與DDSSA之間以及入侵地與兩個光灘之間均具有顯著性差異；Cd和Pb的含量在YPSA與DDSSA間具有顯著性差異。Cr的含量在各入侵地/光灘間均具有顯著性差異。兩光灘間除Cr元素有顯著性差異外，其余重金屬差異均不顯著。

Different lowercase letters indicate significant differences in heavy metal content at different sites (P<0.05)圖2 互花米草不同入侵地/光灘土壤重金屬的含量Fig.2 Heavy metal content in soil at different invasion sites/mud flat of S.alterniflora

2.2 互花米草濕地土壤理化指標的分布特征

由圖3可知，土壤中有機碳含量表現為DDSSA>YPSA>YPMF>DDSMF；YPSA與DDSSA兩者間差異顯著，入侵地與光灘間均具有顯著性差異，但兩個光灘間差異不顯著。pH均值表現為DDSMF>YPSA>YPMF>DDSSA，DDSMF與其余入侵地/光灘間具有顯著性差異。YPSA和DDSSA的細砂粒、粉粒和黏粒的比例顯著大于兩地光灘，而兩地光灘粗砂粒的比例均顯著高于YPSA和DDSSA。DDSSA 4種粒徑占比間均具有顯著性差異，而YPSA各粒徑的占比間則差異不顯著。兩地光灘4種粒徑占比間的差異表現為細砂粒、粉粒和黏粒間均無顯著性差異，而粗砂粒則分別與細砂粒、粉粒和黏粒間差異顯著。

2.3 互花米草濕地土壤重金屬的風險評價

2.3.1 地累積指數評價

如表2所示，除丹兜?；セ撞轁竦赝寥赖腜b介于無污染與輕度污染之間外，其余均為無污染。入侵地5種重金屬地累積指數的平均值排列順序為Pb>Cr>Zn>Cu>Cd；Cu、Zn、Pb、Cr的地累積指數均表現為DDSSA>YPSA>YPMF>DDSMF，Cd為DDSSA>YPMF>DDSMF>YPSA。

(a)(b) Different lowercase letters indicate significant differences in physical and chemical indexes between different sites (P<0.05)；(c) Different capital letters indicate significant differences among different particle sizes at the same invasion sites (P<0.05)；Different lowercase letters indicate significant differences between the same particle size at different invasion sites (P<0.05)圖3 互花米草不同入侵地/光灘土壤理化指標的分布特征Fig.3 Distribution characteristics of soil physical and chemical indexes at different invasion sites/mud flat of S.alterniflora

表2 互花米草土壤重金屬地累積指數評價結果Table 2 Evaluation results of geo-accumulation index of heavy metals in soil of S.alterniflora

2.3.2 潛在生態風險評價

5種重金屬污染級別均表現為輕微。Cu、Zn、Pb、Cr的潛在生態風險因子的變化趨勢為DDSSA>YPSA>YPMF>DDSMF，Cd為DDSSA>YPMF>DDSMF>YPSA。5種重金屬潛在的生態風險因子排列順序為Cd>Pb>Cu>Cr>Zn(表3)。

2.4 互花米草土壤重金屬含量與其他理化指標的相關性分析

由表4可知，除Cd外，互花米草土壤有機碳(SOC)與其他4種重金屬含量呈顯著或極顯著正相關。粗砂粒與Cu、Zn、Cr呈極顯著負相關，粉粒與Cu、Zn、Cr呈極顯著正相關，黏粒與Cu、Zn、Cr呈極顯著正相關，而與Pb呈顯著正相關。

表3 互花米草土壤重金屬潛在生態風險指數評價結果Table 3 Evaluation results of potential ecological risk index of heavy metals in soil of S.alterniflora

表4 互花米草土壤重金屬含量與其他理化指標的相關性分析Table 4 Correlation analysis of heavy metal content and other physicochemical indexes in soil of S.alterniflora

3 討論

3.1 互花米草濕地土壤重金屬含量的變化和風險評估

廣西北海的互花米草最早在丹兜海濕地引種[4]，后逐漸擴散至包括營盤鎮在內的其他區域，這兩個研究地分別代表互花米草入侵的兩個階段(16-19 a和26 a)，其土壤由較早前的砂質變為入侵后的泥質，這兩個濕地土壤的演化過程和小生境相似。研究區域周邊灘涂地均為居民挖取漁獲(沙蟲和貝類)的區域，而雙殼綱生物易富集生境中的重金屬[25]，進而對人類的健康產生不利影響。因此，研究濕地土壤重金屬的累積效應對漁獲區重金屬的累積特征和污染防控具有重要的意義。

互花米草根系主要分布于地下30 cm深的土層內[26]，因此本研究土壤的采樣深度設為20 cm。研究區域互花米草濕地重金屬含量的平均值均大于光灘，與廣東湛江[27]和福建羅源灣[28]的研究結果較為相近，表明互花米草入侵增加了濕地重金屬的富集，影響了濕地環境的重金屬分布。本研究中丹兜海互花米草(26 a)濕地土壤的5種重金屬含量均高于營盤鎮互花米草濕地(16-19 a)。張龍輝等[29]和謝蓉蓉等[13]分別在江蘇如東和閩江鱔魚灘濕地的研究中報道了互花米草濕地對重金屬的影響與其入侵年限有關，入侵年限越長，重金屬累積越多，這與本研究的結果一致。近年來，利用植物對重金屬的吸收特性來去除濕地的重金屬污染技術逐漸引起研究者們廣泛的關注[30,31]，通過定期收割互花米草減少濱海濕地重金屬的積累，從而降低重金屬對生態環境的危害。由于本研究缺乏對目標重金屬的溯源分析，無法對營盤鎮光灘Cd含量的異?，F象進行討論分析，因此希望在后期的工作中能開展更深入的研究。

地累積指數風險評估結果表明，丹兜海互花米草濕地土壤的Pb表現為輕度污染，營盤鎮互花米草濕地和光灘均為無污染。Pb污染常見的來源有工業污染、農藥濫用和汽車尾氣排放等。本研究地點為漁獲捕撈區域，附近未見大型工廠和企業，距離北海工業區較遠。距離營盤鎮最近的鐵山港工業區，其海上直線距離約9 km，而丹兜海距離鐵山港區直線距離約20 km，鐵山港區主要以石化、新材料和貨運工業為主。Pb污染的來源一方面與附近船舶排放的尾氣有關，另一方面也可能受鐵山港區的污染[32]，具體原因還有待后續進一步深入調查研究。潛在生態風險評價結果顯示，5種重金屬污染級別均為輕微，說明研究區域濕地土壤的環境質量良好，總體的潛在生態風險指數為丹兜?；セ撞?營盤鎮互花米草>光灘。在北海廉州灣、鐵山灣等地[33]以及山口紅樹林濕地[34]重金屬的風險評估中也顯示北部灣重金屬污染風險較低的研究結果。

本研究區域的重金屬污染程度較低，與我國沉積物質量基準相比，其重金屬含量均小于一級標準[35]。宋超等[36]、韋江玲等[37]和Huang等[38]對北部灣地區濕地土壤的研究結果也表明其重金屬的平均含量低于國家海洋沉積物一級標準。亦有研究報道了北部灣海底表層沉積物重金屬污染較低[39]，反映了北部灣總體環境受到重金屬污染的影響較小。工業廢水、生活污水的排放以及采礦和冶金等活動是土壤中重金屬的重要來源之一，工業化和城鎮化的發展加劇了濕地重金屬的污染程度，本研究區域內工業水平不高且人口密度較低，是其重金屬污染風險低的主要原因。與此相對地，渤海沿岸地區作為重要的重工業和化工基地，受到了較嚴重的重金屬污染[40]，Chai等[14]對渤海灣互花米草濕地的潛在風險評估結果顯示出強或很強的污染狀況。在工業水平較高的珠江口地區，如深圳也遭受著嚴重的重金屬污染[41]，Shi等[42]與Chai等[43]報道了深圳紅樹林濕地重金屬的高污染狀況。此外，由于海南東寨港紅樹林濕地受人類活動影響較小，表現出相對較低的重金屬污染風險[42]?？梢?，城鎮化的快速發展和工業化進程對濕地重金屬的污染產生了較為深遠的影響。

3.2 互花米草濕地土壤的重金屬與相關理化指標的相關性

本研究表明，土壤的粗砂粒與Cu、Zn、Cr呈極顯著的負相關，粉粒和黏粒與大部分重金屬含量表現為顯著或極顯著正相關。土壤顆粒對重金屬具有較好的吸附性，且土壤小粒徑團聚體中的重金屬含量高于大粒徑，因為小顆粒的比表面積大，增加了吸附面積，因此黏粒和粉粒更容易吸附重金屬[44]。土壤中的有機碳含量受土壤粒徑的影響較大，有研究報道了互花米草土壤粒徑是影響其有機碳含量的主要因素，細小的土壤顆粒的比表面積大、吸附力強，更容易獲得根系分泌物和腐殖質產物，從而提高有機碳含量[45]。土壤顆粒中的重金屬以重金屬-有機螯合物作為主要的賦存形態[46]，有機碳與重金屬之間呈現較好的相關性，有研究認為互花米草的固碳能力促進了重金屬的積累[13]。Kulawardhana等[47]和張光亮等[48]報道了互花米草濕地土壤有機碳含量隨著入侵時間的延長而增加的時間累積效應，隨著鹽沼植物拓殖時間的延長，其吸附來自海源和植物本身的有機碳逐漸增加。本研究中互花米草入侵26 a的丹兜海濕地土壤有機碳含量明顯高于入侵16-19 a的營盤鎮濕地，說明互花米草固碳和固金屬均呈現了累積效應。

4 結論

北?；セ撞轁竦赝寥乐亟饘貱u、Zn、Cd、Pb、Cr含量的平均值均高于光灘，其中丹兜海互花米草濕地的重金屬含量高于營盤鎮互花米草濕地，顯示出互花米草濕地重金屬含量隨著拓殖時間的延長而增加的時間累積效應。重金屬污染評價顯示，互花米草濕地重金屬的污染程度較低。濕地土壤的有機碳含量和小粒徑沉積物顆粒的增加有利于重金屬的富集?；セ撞轁竦乜梢岳鄯e重金屬并阻礙其進一步向海擴散，從而降低對海洋的生態風險。在未來北部灣開發過程中，應注意開發和保護并重，堅持以保護和預防為主的方針，保護北部灣濱海濕地的潔凈。