黄河三角洲不同类型湿地土壤重金属累积特征及风险评价

刘 晟，张文馨，李召阳，丰 玥，李德生*

（1.天津理工大学环境科学与安全工程学院，天津300384;2.山东省林业科学研究院，山东 济南250014）

近年来，我国土壤重金属污染的态势日趋加剧，防治形势十分严峻。土壤污染治理与水污染、大气污染治理一道，共同构成环保工作的 “三大战役”。尽管环境领域更关注如何预防重金属污染或重金属污染后的土壤如何进行修复[1-7]。但我们也应该清晰的认识到对土壤环境中重金属积累特征及风险评价的研究是开展重金属污染修复工作的基础。滨海湿地是介于陆地和海洋生态系统之间的过渡地带，其污染物的富集水平又可以作为指示环境污染的一种潜在的指标。近年来，对于滨海湿地沉积物或近海水体中重金属的毒性，持久性和生物累积性，以及滨海湿地生态环境中的重金属的富集与生态评价研究越来越多[8,9]。但滨海湿地类型多样，包括河口湿地、潮间带滩涂湿地、潮上带沼泽湿地、湿地草甸等等，不同类型湿地对污染物的富集能力及污染物在沉积物中的迁移、扩散等过程各不相同，这对我们正确评估滨海湿地生态风险及制定合理的生态修复对策是一种挑战[10-13]。本研究选择黄河三角洲潮间带滩涂湿地、潮上带沼泽湿地和湿地草甸3 种不同的类型湿地中常见重金属（As、Co、Cr、Cu、Fe、Mn、Ni、Pb、Sr、Zn）的富集特征进行研究，并结合重金属来源对3 种不同类型湿地的重金属污染风险进行评价。结果可为黄河三角洲新生湿地重金属污染治理提供科学依据和数据支持。

1 研究地概况

山东省东营市地处黄河三角洲，其经度坐标为东经118.11°-119.17°，纬度坐标为北纬36.92°-38.16°。东营市气候属于温带季风大陆性气候，四季分明，年平均气温13℃，平均日照时数2728 h，年平均降水555 mm。东营黄河三角洲滨海湿地属于国家级自然保护区，保护区坐标为东经118.55°-119.33°，北纬37.58°-38.20°。

2 研究方法

2.1 采样点分布

本研究涉及的采样点位于山东省东营市黄河三角洲滨海地区，沿海岸带分别选取了潮间带滩涂湿地，潮上带沼泽湿地，潮上带湿地草甸三种类型的湿地作为研究对象。

2.2 样品收集与测定

样品采集于2018年8月，在每种类型的湿地内随机设置9 个典型的采样点，每个采样点采用分层取样的方式取0-50 cm 范围内的土壤样品（每10 cm为一层，共分5 层），将采集好的样品装入密封袋编号保存。实验室内将风干后的土样使用球磨机粉碎，将粉碎后的土样过100 目尼龙筛。采用浓硝酸和氢氟酸对过筛后的土壤样品进行消解，赶酸并冷却后将冷却液移入25 mL 容量瓶定容，使用电感耦合等离子光谱仪ICP-OES（Varian，USA）对土壤样品中的重金属含量进行测定。

2.3 统计分析

数据的统计与处理在Excel 2019 和SPSS 25 中完成，图表采用orgin2019 制作完成。

2.3.1 地质积累指数 应用地质积累指数进行污染评价，其公式为：

式中：Cn为元素n 在土壤中的实测含量；

Bn为土壤中该重金属元素的地球化学背景值。

如表1所示，本文选取山东省地质元素的背景值作为化学背景值，k 取1.5。地质积累指数对应的污染程度如表2所示[14]。

表1 山东省土壤重金属元素背景值Table 1 Background values of soil heavy metals in Shandong Province

表2 地质积累指数污染分级表Table 2 Geological accumulation index pollution classification table

2.3.2 富集系数 应用富集系数法对重金属情况进行评价，其计算公式为：

式中：EF 值代表重金属在土壤中的富集系数；

Cx为重金属元素x 的浓度；

CAl为背景元素Al 元素浓度；

s 和b 分别为实测值和样品背景。

若EF＞1，说明该元素相对富集，受到人为活动的影响，若EF≈1，则该元素来源于地壳风化。除利用EF 判断重金属来源外，还可根据以下EF 值区间分类判断重金属的富集程度：EF＜2，少量富集；2≤EF＜5 中度富集；5≤EF＜20 中高度富集；20≤EF＜40高度富集；EF≥40 严重富集。

2.3.3 潜在生态风险指数（RI）潜在生态危害指数法计算公式如Hakanson 文中所示[15]，公式如下：

式中：Pi为单因子污染指数；

Csi为重金属浓度实测值，Cni为土壤环境标准中的二级标准值，本文为元素的山东省土壤元素背景值；

Eri为单因子危害系数；

Tri为毒性响应系数，各重金属元素的毒性系数如表3所示；

表3 重金属毒性系数Table 3 The toxicity coefficients of heavy metals

RI 为多因子综合潜在生态危害指数，其中毒性响应因子采用Hakanson 制定的标准化重金属毒性响应系数为评价依据[15]。

3 结果与分析

3.1 不同类型湿地重金属分布规律

一般来说，重金属在土壤中的垂直分布具有层次性[16]。由于本实验仅有As、Pb、Sr 在垂直方向上变异系数较大，其他重金属元素在垂直方向上变化并不明显，这可能与滨海湿地浅层地下水位较高且受潮汐作用影响垂直变化频繁有关[17]，故本研究只讨论水平方向上的差异。本次评价10 种重金属的含量与山东省的背景值对比可知，在滩涂湿地和沼泽湿地中As、Ni、Zn 3 种元素的实测值高于山东省本地的背景值，在湿地草甸中As、Ni、Zn 和Cr 4 种元素高于山东省本地的背景值。本次评价10 种重金属元素实测值在3 种不同类型湿地中的含量如图1所示，Co、Fe、Mn、Ni、Sr、Zn 等元素在滩涂湿地中的含量均高于沼泽湿地和湿地草甸，这表明入海河流会带来外部重金属的输入，增加河口地区滩涂湿地重金属的积累性风险[18]。但土壤或沉积物中的重金属解吸附作用随着盐度的增加而增强，因此海水淹侵又在一定程度上降低了滩涂沉积物中部分重金属的积累程度。本研究中滩涂湿地重金属的平均值虽高于其他湿地，但方差分析结果显示3 种湿地之间仅Co、Cr、Fe、Mn 含量差异显著。由此可推测，Co、Cr、Fe、Mn 这4 种重金属元素可能是由于入海河流造成外源性的重金属输入累积。

图1 黄河三角洲不同类型滨海湿地中土壤重金属含量Figure 1 Soil heavy metal content in different wetlands of Yellow River Delta

3.2 重金属污染评价

3.2.1 地质积累指数评价 多项研究表明[19,20]，地质积累指数（Igeo）能较好的反应土壤重金属的积累程度和污染状态。本研究通过地质积累指数（见图2）与地质积累指数分级标准（表2）的对比，除As、Ni 两种元素外，其他重金属元素在3 种湿地中均低于0，属于无污染。As 元素的Igeo 值在等级2 区间内，属于中污染等级。Ni 元素的Igeo 值在等级1 区间内，属于污染-中污染等级。该结果表明，黄河三角洲滨海湿地As 和Ni 元素对生态系统健康存在潜在风险，但不同元素在不同湿地中的地质积累指数变化较大。方差分析表明，3 种湿地中Co、Cr、Ni、Pb 4 种重金属元素差异性显著，其中Co 和Pb 两种元素在湿地草甸中的地质积累指数明显低于其他两种湿地，而Ni 和Cr 元素在沼泽湿地中的地质积累指数则显著低于其他两种湿地，这可能与重金属的来源及湿地的水文条件有关。

图2 黄河三角洲不同类型滨海湿地重金属地质积累指数Figure 2 Geological accumulation index of heavy metals in different wetlands of Yellow River Dleta

3.2.2 富集系数评价 如图3所示，除Co、Pb、Sr 元素以外，其他重金属元素的富集系数在3 种不同湿地中呈现出湿地草甸>沼泽湿地>滩涂湿地的规律，这表明湿地富集系数大小与水文动力有关，滩涂湿地受潮汐作用影响，其重金属富集系数大于其他两种类型的湿地。根据EF 值的区间分类可知，As 元素在3 种不同类型的湿地中都属于中高度富集状态，且其在湿地草甸中的富集程度是最高的。Cr 元素在湿地草甸中的EF 值属于中度富集状态，而其在沼泽湿地与滩涂湿地中少量富集。Ni、Zn 两种重金属元素的富集系数在3 种湿地中均大于2，属于中度富集状态。Co、Cu、Fe、Mn、Pb 等5 种重金属元素在3 种不同湿地中均少量富集。由此可见，除水文条件外重金属来源也是影响其富集特征的重要因素。

图3 黄河三角洲不同类型湿地重金属富集系数Figure 3 Enrichment coefficients of heavy metals in different wetlands of Yellow River Delta

3.2.3 生态风险指数评价 本文利用生态风险指数对3 种不同湿地的潜在生态风险进行评估，结果表明，As 元素在滩涂湿地和湿地草甸中的Eir分别为44.07 和49.85，属于单因子污染物生态风险程度的中级污染，而在沼泽湿地中则属于低级污染。除As以外的其他元素在3 种湿地中均属于低等级染。所有重金属元素在3 种湿地中的潜在生态风险指数RI 分别为75.24、67.03、79.07，可见3 种不同类型湿地的潜在生态风险等级均属于低等级的风险（表4）。但滩涂湿地和湿地草甸生态风险均大于沼泽湿地，这可能与沼泽湿地受人为活动影响较小有关。

表4 重金属单因子风险指数与多个重金属风险指数Table 4 The ecological risk indexes of single and multiple heavy metals

3.3 重金属来源分析

重金属的积累性风险状态除与其富集特征有关外，还与重金属的来源有关[21]。主成分分析表明（表5），前两个主成分共解释了64.06%的变量变化，其中第1主成分PC1 代表了自然因素[22]，其解释了47.71%的变化，第2 主成分PC2 代表了人为干扰因素[22]，其解释了16.35%的变化。如图4所示，由于Mn、Fe、Sr、Co 等元素均分布在PC1 的正半轴，所以推测这几种重金属来源可能相同，且Mn、Fe 元素多来自于土壤母质和岩石的风化，故这4 种元素的来源与自然因素有关。As、Cr 分布在PC2 的正半轴，Pb 分布在PC2 的负半轴，由此可见这3 种元素均与人为干扰有关，但Pb 与其他两种重金属元素来源于不同的人为干扰类型。Cu、Zn、Ni 分布在第1 主成分与第2 主成分之间，由此可推测出这3 种元素来源于自然因素与人为干扰因素交叉影响，且来源相同。由于重金属As 元素在3 种湿地中都属于中污染危险等级，所以在滩涂湿地中的As 污染可能是由于入海河流上游的人为因素输入造成的。而Cr 元素在湿地草甸中属于中度富集，这也说明了Cr 元素的富集程度是受人为活动影响造成的。

表5 黄河三角洲不同类型湿地重金属主成分分析的旋转成分矩阵及初始特征值Table 5 Rotating component matrix and initial eigenvalues of principal component analysis of heavy metals in different wetlands of Yellow River Delta

图4 黄河三角洲不同类型湿地重金属的主成分分析Figure 4 Principal component analysis of heavy metals in different wetlands of Yellow River Delta

图5中显示了所有样点主成分分析中的双标评分分布，其中滩涂湿地主要分布于PC2 轴的右侧，沼泽湿地主要分布于PC1 轴的下方，而湿地草甸主要分布在PC1 的上方，3 种不同类型湿地重金属的总体分布差异明显。由于潮汐作用滩涂湿地中的盐度及有机质明显高于沼泽湿地和滩涂湿地，这说明不同湿地受同种因素影响的程度不同，或者重金属在不同类型湿地中的积累特征与输移规律各不相同[23]。因此，对黄河三角洲不同类型湿地重金属积累性特征及其来源的分析将为我们正确评估滨海湿地风险状态及制定合理的重金属生态污染修复对策提供了理论和数据支撑。

图5 黄河三角洲不同类型湿地主成分分析双标分布图Figure 5 Double-labeled distributions of principal component analysis in different wetlands of Yellow River Delta

4 结论

（1）黄河三角洲不同类型湿地中As、Cr、Ni 和Zn的富集程度较高，且富集系数呈现出湿地草甸>沼泽湿地>滩涂湿地的趋势，所以维持或修复滨海湿地的水文水动力特征有利于降低重金属的富集程度。

（2）黄河三角洲不同类型湿地的生态风险指数呈现为沼泽湿地<滩涂湿地<湿地草甸，均属于低等级风险，但As 元素的单因子风险指数在滩涂湿地和湿地草甸中达到中风险等级，故湿地生态风险除与其水文条件有关外，还与人为活动密切相关。

（3）黄河三角洲滨海湿地Mn、Fe、Sr、Co 来源于土壤母质或岩石风化，无风险；而Cu、Zn、Ni 的来源受自然因素和人为活动交叉影响，建议根据富集情况加强监测；As、Cr、Pb 的来源主要来源于人为活动，且As 的风险等级较高，需重点关注。