北海互花米草湿地土壤重金属分布及其污染评价*

段轶韬，罗昌盛，陶玉华，王薛平，龙海丽，黄 星

(1.北部湾大学，广西钦州 535011；2.北部湾大学，广西北部湾海洋灾害研究重点实验室，广西钦州 535011)

滨海湿地是海陆之间的过渡区域，因受潮汐和水动力的影响，其环境较为复杂，多种元素从陆地和海洋汇集于此，成为许多元素重要的储存地[1]。重金属是湿地中危害性较高也较难治理的污染物，其易与环境中的有机物结合而难以降解，并且具有累积性，进而对人类的健康造成威胁。累积在湿地的Cu、Zn、Cd、Pb、Cr等重金属元素是城市和工业发展过程中产生的典型污染元素，主要来自地表径流、大气沉降和海水输送等途径[2]，与人类活动所产生的生活污水、工农业生产的废弃物以及海上作业产生的废弃物有关。

湿地植物是湿地内物质循环的核心，对湿地重金属具有较高的耐受和承载能力，是湿地重金属汇集的重要因素。互花米草(Spartinaalterniflora)是禾本科(Gramineae)米草属(Spartina)多年生草本植物，原产自北美大西洋沿岸[3]，被引入中国滨海湿地后快速扩张，影响了原有生态系统的结构和功能。1979年广西首次在北海山口镇丹兜海湿地引种了互花米草，后逐渐扩散至北海其他区域，截至2015年北海互花米草面积约8.43 km2[4]，丹兜海互花米草面积约占全区互花米草总面积的61.78%[5]。虽然互花米草挤占滩涂并阻塞航道，对原有的植物群落、底栖生物和滩涂水产养殖业产生了消极的影响，但是互花米草也有缓冲风暴潮汐、净化水体污染、促淤造陆和固碳等方面的积极影响[6]。互花米草生态系统表现出的积极与消极特性使它成为现代湿地生态学研究的热点内容。

目前，对滨海湿地重金属的研究多集中于红树林湿地，而对互花米草的研究相对较少，对互花米草湿地土壤的研究主要集中于重金属在植物体和土壤中的分布和富集[7,8]、湿地环境因子对重金属累积的影响[9]、土壤污染风险评估[10]、互花米草对重金属胁迫的生理响应[11]等方面。Alberts等[12]对佐治亚州互花米草各组织及其土壤的重金属研究结果表明，工业城市湿地土壤的重金属含量高于其他地区的10倍以上，且Cu和Hg的浓度疑受互花米草的控制。谢蓉蓉等[13]对福建省互花米草土壤重金属的研究结果表明，互花米草生物量与土壤重金属含量呈显著正相关。Chai等[14]分析了渤海湾等地互花米草土壤重金属分布特征和污染风险评估，结果表明互花米草导致土壤中重金属富集且存在较高的金属污染。

关于互花米草湿地重金属的研究主要集中在江苏、浙江、福建和山东等地，而对广西互花米草湿地的研究较少。由于不同地区滨海湿地的污染源、理化性质和水动力等因素的差异，进而造成湿地土壤重金属累积程度不同。本研究以广西北海丹兜海和营盘镇互花米草湿地土壤为研究对象，分析Cu、Zn、Cd、Pb、Cr重金属含量的分布特征及与理化因子的相关性，并对重金属进行风险评估，为滨海湿地互花米草的生态利用和治理提供指导。

1 材料与方法

1.1 研究区概况

北部湾海域处于北仑河口与英罗港之间，其海岸线长1 628.59 km，区域总面积为2.036 1×104km2。气候为热带和亚热带季风气候，年平均气温为22.0-23.4℃[15]，主要以全日潮为主，平均潮差为2-3 m[16]。互花米草被首次引种在北海丹兜海湿地，后逐步扩散至北海其他区域。目前，丹兜海湿地是广西互花米草分布面积最大的湿地[5]，营盘镇湿地互花米草于丹兜海发源地向外扩散后形成，是其主要的分布区之一。本研究选取广西北部湾丹兜海和营盘镇互花米草湿地作为研究地点，通过google earth和landsat 5/6/7影像资料判断互花米草的入侵年限，丹兜海湿地为26 a，营盘镇湿地为16-19 a。通过样地调查和土壤粒径分析获得样地属性，见表1。

表1 互花米草样地概况Table 1 Overview of S.alterniflora sample plots

1.2 样品采集

2020年6月在北海互花米草湿地进行土壤采样，采样点如图1所示。分别于营盘镇互花米草湿地(YPSA)、丹兜海互花米草湿地(DDSSA)、营盘镇光滩(YPMF)、丹兜海光滩(DDSMF)4个采样区各设立6个0.5 m×0.5 m的样方，测量样方内互花米草的株高与密度。在各个地点分别随机选取6个土壤采样点，采样深度为20 cm，用土壤采样器与环刀采集样品，装入塑料密封袋后带回实验室，测定其pH值，在自然状态下阴干用于重金属含量、有机碳含量和粒径的测定[17]。

1.3 样品测定

采用重铬酸钾-外加热氧化法测定互花米草土壤和光滩的有机碳含量[18]；采用HF-HNO3-H2O2消解，使用电感耦合等离子体发射光谱仪(ICP-AES，型号：iCAP 7200 HS Duo，美国赛默飞世尔科技公司)和电感耦合等离子体质谱仪(ICP-MS，型号：Thermo X Series Ⅱ，美国赛默飞世尔科技公司)测定土壤中的Cu、Zn、Cd、Pb、Cr重金属元素含量[19]；采用甲种土壤比重计(型号：TM-85，上海华东检测技术服务有限公司)对土壤进行粒径分析[20]；将土样与去离子水按照2.5∶1(m∶V)的比例进行浸提并取浸出液，用pH计[型号：PHS-25，上海仪电(集团)有限公司]测定pH值。

图1 采样点示意图Fig.1 Schematic diagram of sampling sites

1.4 评价方法

1.4.1 地累积指数法

地累积指数法是一种考虑人为污染、地球化学环境背景值等因素，评价土壤中重金属富集程度的方法[13]，其计算公式如下：

Igeo=log2[Cn/(K×Bn)]，

(1)

式中，Igeo为地累积指数；Cn为土壤中某种重金属的含量(mg·kg-1)；K为校正值，一般取1.5；Bn为土壤中某种重金属元素的地球化学背景值(mg·kg-1)，本研究采用广西A层土壤重金属环境背景值作为Bn[21]。Igeo≥5，为6级，极强污染；4≤Igeo<5，为5级，介于强污染与极强污染之间；3≤Igeo<4，为4级，强污染；2≤Igeo<3，为3级，介于中污染与强污染之间；1≤Igeo<2，为2级，中污染；0≤Igeo<1，为1级，介于无污染与轻度污染之间；Igeo<0，为0级，无污染。

1.4.2 潜在生态风险指数法

潜在生态风险指数法用于评价土壤中重金属污染程度及其潜在生态危害，可综合评价重金属对生态环境的影响潜力[22]。其计算公式如下：

(2)

(3)

(4)

1.4.3 粒径分级

采用国际制土壤粒径分级标准，粒径<0.002 mm为黏粒，0.002-0.02 mm为粉粒，0.02-0.2 mm为细砂粒，0.2-2 mm为粗砂粒，2-3 mm为石砾[24]。

1.5 数据处理与分析

采用SPSS 23.0、Origin 2018统计软件进行数据处理及统计分析。利用单因素方差分析对土壤重金属含量分布特征进行差异性显著分析，P<0.05为差异显著；利用皮尔森相关分析法分析各理化指标与重金属之间的相关关系，P<0.05为差异显著。

2 结果与分析

2.1 互花米草湿地的土壤重金属含量

重金属Cu、Zn、Cd、Pb、Cr的含量分别为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，互花米草湿地Cu、Zn、Cd、Pb、Cr含量的平均值均大于光滩。由图2可知，除Cd外，其余重金属含量均表现为DDSSA>YPSA>YPMF>DDSMF；Cu和Zn的含量在YPSA与DDSSA之间以及入侵地与两个光滩之间均具有显著性差异；Cd和Pb的含量在YPSA与DDSSA间具有显著性差异。Cr的含量在各入侵地/光滩间均具有显著性差异。两光滩间除Cr元素有显著性差异外，其余重金属差异均不显著。

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

2.2 互花米草湿地土壤理化指标的分布特征

由图3可知，土壤中有机碳含量表现为DDSSA>YPSA>YPMF>DDSMF；YPSA与DDSSA两者间差异显著，入侵地与光滩间均具有显著性差异，但两个光滩间差异不显著。pH均值表现为DDSMF>YPSA>YPMF>DDSSA，DDSMF与其余入侵地/光滩间具有显著性差异。YPSA和DDSSA的细砂粒、粉粒和黏粒的比例显著大于两地光滩，而两地光滩粗砂粒的比例均显著高于YPSA和DDSSA。DDSSA 4种粒径占比间均具有显著性差异，而YPSA各粒径的占比间则差异不显著。两地光滩4种粒径占比间的差异表现为细砂粒、粉粒和黏粒间均无显著性差异，而粗砂粒则分别与细砂粒、粉粒和黏粒间差异显著。

2.3 互花米草湿地土壤重金属的风险评价

2.3.1 地累积指数评价

如表2所示，除丹兜海互花米草湿地土壤的Pb介于无污染与轻度污染之间外，其余均为无污染。入侵地5种重金属地累积指数的平均值排列顺序为Pb>Cr>Zn>Cu>Cd；Cu、Zn、Pb、Cr的地累积指数均表现为DDSSA>YPSA>YPMF>DDSMF，Cd为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)图3 互花米草不同入侵地/光滩土壤理化指标的分布特征Fig.3 Distribution characteristics of soil physical and chemical indexes at different invasion sites/mud flat of S.alterniflora

表2 互花米草土壤重金属地累积指数评价结果Table 2 Evaluation results of geo-accumulation index of heavy metals in soil of S.alterniflora

2.3.2 潜在生态风险评价

5种重金属污染级别均表现为轻微。Cu、Zn、Pb、Cr的潜在生态风险因子的变化趋势为DDSSA>YPSA>YPMF>DDSMF，Cd为DDSSA>YPMF>DDSMF>YPSA。5种重金属潜在的生态风险因子排列顺序为Cd>Pb>Cu>Cr>Zn(表3)。

2.4 互花米草土壤重金属含量与其他理化指标的相关性分析

由表4可知，除Cd外，互花米草土壤有机碳(SOC)与其他4种重金属含量呈显著或极显著正相关。粗砂粒与Cu、Zn、Cr呈极显著负相关，粉粒与Cu、Zn、Cr呈极显著正相关，黏粒与Cu、Zn、Cr呈极显著正相关，而与Pb呈显著正相关。

表3 互花米草土壤重金属潜在生态风险指数评价结果Table 3 Evaluation results of potential ecological risk index of heavy metals in soil of S.alterniflora

表4 互花米草土壤重金属含量与其他理化指标的相关性分析Table 4 Correlation analysis of heavy metal content and other physicochemical indexes in soil of S.alterniflora

3 讨论

3.1 互花米草湿地土壤重金属含量的变化和风险评估

广西北海的互花米草最早在丹兜海湿地引种[4]，后逐渐扩散至包括营盘镇在内的其他区域，这两个研究地分别代表互花米草入侵的两个阶段(16-19 a和26 a)，其土壤由较早前的砂质变为入侵后的泥质，这两个湿地土壤的演化过程和小生境相似。研究区域周边滩涂地均为居民挖取渔获(沙虫和贝类)的区域，而双壳纲生物易富集生境中的重金属[25]，进而对人类的健康产生不利影响。因此，研究湿地土壤重金属的累积效应对渔获区重金属的累积特征和污染防控具有重要的意义。

互花米草根系主要分布于地下30 cm深的土层内[26]，因此本研究土壤的采样深度设为20 cm。研究区域互花米草湿地重金属含量的平均值均大于光滩，与广东湛江[27]和福建罗源湾[28]的研究结果较为相近，表明互花米草入侵增加了湿地重金属的富集，影响了湿地环境的重金属分布。本研究中丹兜海互花米草(26 a)湿地土壤的5种重金属含量均高于营盘镇互花米草湿地(16-19 a)。张龙辉等[29]和谢蓉蓉等[13]分别在江苏如东和闽江鳝鱼滩湿地的研究中报道了互花米草湿地对重金属的影响与其入侵年限有关，入侵年限越长，重金属累积越多，这与本研究的结果一致。近年来，利用植物对重金属的吸收特性来去除湿地的重金属污染技术逐渐引起研究者们广泛的关注[30,31]，通过定期收割互花米草减少滨海湿地重金属的积累，从而降低重金属对生态环境的危害。由于本研究缺乏对目标重金属的溯源分析，无法对营盘镇光滩Cd含量的异常现象进行讨论分析，因此希望在后期的工作中能开展更深入的研究。

地累积指数风险评估结果表明，丹兜海互花米草湿地土壤的Pb表现为轻度污染，营盘镇互花米草湿地和光滩均为无污染。Pb污染常见的来源有工业污染、农药滥用和汽车尾气排放等。本研究地点为渔获捕捞区域，附近未见大型工厂和企业，距离北海工业区较远。距离营盘镇最近的铁山港工业区，其海上直线距离约9 km，而丹兜海距离铁山港区直线距离约20 km，铁山港区主要以石化、新材料和货运工业为主。Pb污染的来源一方面与附近船舶排放的尾气有关，另一方面也可能受铁山港区的污染[32]，具体原因还有待后续进一步深入调查研究。潜在生态风险评价结果显示，5种重金属污染级别均为轻微，说明研究区域湿地土壤的环境质量良好，总体的潜在生态风险指数为丹兜海互花米草>营盘镇互花米草>光滩。在北海廉州湾、铁山湾等地[33]以及山口红树林湿地[34]重金属的风险评估中也显示北部湾重金属污染风险较低的研究结果。

本研究区域的重金属污染程度较低，与我国沉积物质量基准相比，其重金属含量均小于一级标准[35]。宋超等[36]、韦江玲等[37]和Huang等[38]对北部湾地区湿地土壤的研究结果也表明其重金属的平均含量低于国家海洋沉积物一级标准。亦有研究报道了北部湾海底表层沉积物重金属污染较低[39]，反映了北部湾总体环境受到重金属污染的影响较小。工业废水、生活污水的排放以及采矿和冶金等活动是土壤中重金属的重要来源之一，工业化和城镇化的发展加剧了湿地重金属的污染程度，本研究区域内工业水平不高且人口密度较低，是其重金属污染风险低的主要原因。与此相对地，渤海沿岸地区作为重要的重工业和化工基地，受到了较严重的重金属污染[40]，Chai等[14]对渤海湾互花米草湿地的潜在风险评估结果显示出强或很强的污染状况。在工业水平较高的珠江口地区，如深圳也遭受着严重的重金属污染[41]，Shi等[42]与Chai等[43]报道了深圳红树林湿地重金属的高污染状况。此外，由于海南东寨港红树林湿地受人类活动影响较小，表现出相对较低的重金属污染风险[42]。可见，城镇化的快速发展和工业化进程对湿地重金属的污染产生了较为深远的影响。

3.2 互花米草湿地土壤的重金属与相关理化指标的相关性

本研究表明，土壤的粗砂粒与Cu、Zn、Cr呈极显著的负相关，粉粒和黏粒与大部分重金属含量表现为显著或极显著正相关。土壤颗粒对重金属具有较好的吸附性，且土壤小粒径团聚体中的重金属含量高于大粒径，因为小颗粒的比表面积大，增加了吸附面积，因此黏粒和粉粒更容易吸附重金属[44]。土壤中的有机碳含量受土壤粒径的影响较大，有研究报道了互花米草土壤粒径是影响其有机碳含量的主要因素，细小的土壤颗粒的比表面积大、吸附力强，更容易获得根系分泌物和腐殖质产物，从而提高有机碳含量[45]。土壤颗粒中的重金属以重金属-有机螯合物作为主要的赋存形态[46]，有机碳与重金属之间呈现较好的相关性，有研究认为互花米草的固碳能力促进了重金属的积累[13]。Kulawardhana等[47]和张光亮等[48]报道了互花米草湿地土壤有机碳含量随着入侵时间的延长而增加的时间累积效应，随着盐沼植物拓殖时间的延长，其吸附来自海源和植物本身的有机碳逐渐增加。本研究中互花米草入侵26 a的丹兜海湿地土壤有机碳含量明显高于入侵16-19 a的营盘镇湿地，说明互花米草固碳和固金属均呈现了累积效应。

4 结论

北海互花米草湿地土壤重金属Cu、Zn、Cd、Pb、Cr含量的平均值均高于光滩，其中丹兜海互花米草湿地的重金属含量高于营盘镇互花米草湿地，显示出互花米草湿地重金属含量随着拓殖时间的延长而增加的时间累积效应。重金属污染评价显示，互花米草湿地重金属的污染程度较低。湿地土壤的有机碳含量和小粒径沉积物颗粒的增加有利于重金属的富集。互花米草湿地可以累积重金属并阻碍其进一步向海扩散，从而降低对海洋的生态风险。在未来北部湾开发过程中，应注意开发和保护并重，坚持以保护和预防为主的方针，保护北部湾滨海湿地的洁净。