黃河口鹽地堿蓬濕地土壤-植物系統(tǒng)重金屬污染評(píng)價(jià)

王耀平，白軍紅，肖 蓉，高海峰，黃來(lái)斌，黃 辰

(北京師范大學(xué)環(huán)境學(xué)院 水環(huán)境模擬國(guó)家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，北京 100875)

黃河三角州河口濕地是中國(guó)及至世界暖溫帶唯一一塊保存最完整，最典型，最年輕的濕地生態(tài)系統(tǒng)；該濕地具有豐富的植物資源，同時(shí)也是多種珍稀瀕危鳥(niǎo)類(lèi)的棲息地，因此，黃河三角洲濕地保護(hù)和管理一直受到國(guó)內(nèi)外學(xué)者的高度關(guān)注[1]。近幾十年來(lái)，大規(guī)模石油開(kāi)發(fā)和農(nóng)業(yè)開(kāi)墾等高強(qiáng)度人類(lèi)干擾和氣候變化的綜合作用已經(jīng)導(dǎo)致黃河三角洲濕地生態(tài)系統(tǒng)出現(xiàn)了一定程度的退化，而重金屬污染則是該區(qū)濕地退化的一個(gè)重要驅(qū)動(dòng)因素[2]。在河口環(huán)境中，污染源排放的重金屬可能吸附在懸浮顆粒物上并發(fā)生沉積，另一方面，河口區(qū)咸淡水混合導(dǎo)致pH值和鹽份等變化時(shí)，水體中的重金屬也會(huì)通過(guò)混凝、絮凝、共沉淀等途徑進(jìn)入沉積物或濕地土壤[3]，濕地土壤/沉積物中累積的部分重金屬可被植物根系吸收富集或轉(zhuǎn)移到植物地上部分[4]，從而改變重金屬在濕地沉積物中的含量和分布特征并對(duì)濕地生產(chǎn)力和生物棲息生境產(chǎn)生不利影響。因此，重金屬在濕地土壤-植物系統(tǒng)的遷移轉(zhuǎn)化能夠直接影響濕地生態(tài)系統(tǒng)的健康及其穩(wěn)定性。

已有研究表明重金屬的遷移轉(zhuǎn)化過(guò)程受土壤理化性質(zhì)[5]、水文條件[6]、海水和河水的混合過(guò)程等[7]多種因素的制約。國(guó)內(nèi)學(xué)者對(duì)黃河三角洲濕地沉積物重金屬污染特征進(jìn)行了系列研究[8-9]，但很少研究涉及河口區(qū)沼澤濕地土壤和植物系統(tǒng)中的重金屬污染的綜合研究，尤其缺乏考慮不同濕地水文條件下濕地土壤-植物系統(tǒng)重金屬污染特征方面的研究。本研究對(duì)黃河三角洲鹽地堿蓬濕地的重金屬污染程度進(jìn)行了評(píng)價(jià)，對(duì)比研究了不同水文條件下(淹水和不淹水)濕地表層土壤中的重金屬污染水平及其在土壤-植物系統(tǒng)中的遷移特征，該研究有利于深入剖析重金屬在河口區(qū)沼澤濕地重金屬的生物地球化學(xué)過(guò)程，可為河口濕地土壤重金屬污染防治和退化濕地恢復(fù)提供科學(xué)依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)域概況

黃河三角洲國(guó)家級(jí)自然保護(hù)區(qū)地處北緯37°40′—38°10′，東經(jīng)118°41′—119°16′，位于我國(guó)山東省東營(yíng)市黃河入?？?，總面積15.3 萬(wàn) hm2，主要分為故道保護(hù)區(qū)和現(xiàn)行流路保護(hù)區(qū)兩部分。該區(qū)屬暖溫帶季風(fēng)性氣候區(qū)，具有明顯的大陸性季風(fēng)氣候特點(diǎn)，四季分明，冷熱干濕界限極明顯。研究區(qū)年平均氣溫12.1 ℃，無(wú)霜期196 d，年均降水量551.6 mm，年均蒸發(fā)量為1962 mm。區(qū)域內(nèi)地勢(shì)平坦，生態(tài)格局時(shí)空變異大，形成的濕地類(lèi)型多樣。黃河三角洲濕地土壤形成時(shí)間相對(duì)較短，機(jī)械組成以粉砂為主，土壤質(zhì)地以輕壤土和中壤土為主，土壤類(lèi)型以潮土和鹽土為主。研究區(qū)地下水位較淺，水質(zhì)礦化度高[10]。該區(qū)天然濕地植被以草本為主，主要植物群落有蘆葦(Phragmitesaustralis)、鹽地堿蓬(Suaedasalsa)、荻(Triarrhenasacchariflora)和穗狀狐尾藻(Myriophyllumspicatum)等；普遍存在的灌木為檉柳(Tamarixchinensis)；天然喬木為旱柳 (Salixmatsudana)，僅在黃河河道兩岸少量分布[11]。

1.2 樣品采集與分析

于2007年8月在黃河三角洲自然保護(hù)區(qū)內(nèi)部的入海口附近區(qū)域 (北緯37°52′— 38°11′,東經(jīng)118°41′ —119°10′)，根據(jù)淹水條件不同選擇兩個(gè)典型鹽地堿蓬群落分布區(qū)：樣區(qū)1(非淹水區(qū)，主要受較淺的地下水補(bǔ)給)和樣區(qū)2(淹水區(qū)，受海水潮汐補(bǔ)給)，在每個(gè)分布區(qū)內(nèi)根據(jù)淹水條件劃分為3個(gè)典型樣地，樣區(qū)1包括1-1(干)、1-2(濕)、1-3(過(guò)濕)；樣地2主要包括2-1(淹水1—2 cm)、2-2(淹水5—6 cm)和2-3(淹水8—9 cm)。在每個(gè)樣地按0—10 cm和10—20 cm兩個(gè)層次采集土壤樣品，每個(gè)土層采集3個(gè)重復(fù)樣品并混合為一個(gè)混合樣，同時(shí)利用環(huán)刀采集土壤樣品用于測(cè)定土壤容重和含水量；所有土壤樣品帶回實(shí)驗(yàn)室后，放置陰涼處風(fēng)干2—3周，去除植物殘?bào)w和石塊，磨碎后過(guò)0.149 mm的土樣篩后裝袋備用。在采集土壤樣品時(shí)同步采集鹽地堿蓬植物樣品，3次重復(fù)，洗凈后分地上和地下兩部分，在105 ℃烘箱內(nèi)殺青30分鐘后再在60 ℃溫度下烘至恒重，磨碎裝袋待測(cè)備用。

植物和土壤樣品在聚四氟乙烯罐內(nèi)經(jīng)HClO4-HNO3-HF高溫消解定容后采用原子吸收(法國(guó)，JY-ULTMA)進(jìn)行測(cè)定total phosphorous (TP)、As、Cd、Cu、Cr、Pb和Zn含量；土壤pH值和鹽分分別采用pH計(jì)和電導(dǎo)率儀測(cè)定(土∶水=1∶5)；土壤含水量在105 ℃烘箱內(nèi)烘24小時(shí)至恒重；土壤可溶性鹽含量采用重量法測(cè)定；總氮 (Total nitrogen,TN)采用碳氮自動(dòng)分析儀；土壤有機(jī)質(zhì)(Soil organic matter,SOM)使用重鉻酸鉀熱容量法[12]。實(shí)驗(yàn)土壤基本理化性質(zhì)如表 1。

表1 樣地土壤基本理化性質(zhì)

1.3 數(shù)據(jù)統(tǒng)計(jì)與分析

通過(guò)計(jì)算Pearson相關(guān)系數(shù)來(lái)分析土壤基本理化性質(zhì)參數(shù)間的相關(guān)性；運(yùn)用單因素ANOVA分析不同樣地或不同土層土壤重金屬含量差異的顯著性；采用采用SPSS12.0和Excel 2010對(duì)數(shù)據(jù)進(jìn)行數(shù)據(jù)處理、分析和繪圖。

2 結(jié)果與討論

2.1 黃河口鹽地堿蓬濕地土壤重金屬污染評(píng)價(jià)

表2表明了黃河口鹽地堿蓬濕地兩個(gè)樣區(qū)內(nèi)土壤重金屬含量測(cè)定值和不同地區(qū)的土壤/沉積物質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)值。由表2可知，非淹水區(qū)濕地土壤Cr(P<0.05)和Zn(P<0.01)含量顯著高于淹水濕地土壤，Cu含量則顯著低于淹水濕地土壤(P<0.01)；而兩樣區(qū)間其它重金屬含量差異不顯著(P>0.05)

根據(jù)國(guó)家土壤質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)，黃河口非淹水區(qū)鹽地堿蓬濕地土壤樣品中As和Cd含量超過(guò)三級(jí)標(biāo)準(zhǔn)的分別占83％和67％，而Cu、Cr、Pb和Zn含量平均值均低于國(guó)家土壤質(zhì)量一級(jí)標(biāo)準(zhǔn)，整體低于二級(jí)標(biāo)準(zhǔn)，表明非淹水濕地土壤As和Cd污染嚴(yán)重，而未受到Cu、Cr、Pb和Zn污染；這與Bai 等[2]研究黃河三角洲潮溝濕地土壤重金屬污染時(shí)所得結(jié)論一致。對(duì)淹水區(qū)濕地而言，土壤樣品的As含量超過(guò)或接近國(guó)家土壤質(zhì)量三級(jí)標(biāo)準(zhǔn)，土壤Cd含量全部超過(guò)國(guó)家土壤質(zhì)量二級(jí)標(biāo)準(zhǔn)但均低于三級(jí)標(biāo)準(zhǔn)，Cu含量基本都超過(guò)國(guó)家土壤質(zhì)量一級(jí)質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)但低于二級(jí)標(biāo)準(zhǔn)，而Cr、Pb、Zn基本都低于國(guó)家土壤質(zhì)量一級(jí)標(biāo)準(zhǔn)，表明淹水區(qū)濕地土壤As和Cd污染較為嚴(yán)重，Cu次之，而Cr、Pb和Zn等未達(dá)到污染水平。

基于安大略湖沉積物標(biāo)準(zhǔn)，淹水和非淹水區(qū)濕地中50％以上的土壤樣品超過(guò)了As的嚴(yán)重效應(yīng)水平，而Cd、Cr、Cu均超過(guò)最低效應(yīng)水平但未超過(guò)嚴(yán)重效應(yīng)水平，Zn則未超過(guò)最低效應(yīng)水平。對(duì)于Pb而言，非淹水區(qū)濕地土壤Pb含量未超過(guò)最低效應(yīng)水平，而淹水區(qū)濕地土壤Pb含量則超過(guò)最低效應(yīng)水平但低于嚴(yán)重效應(yīng)水平。這表明黃河口鹽地堿蓬濕地土壤As污染嚴(yán)重，Pb、Cd、Cr和Cu也呈現(xiàn)一定程度的污染，而Zn含量則未達(dá)到污染水平。根據(jù)加拿大沉積物質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)，非淹水區(qū)和淹水區(qū)濕地中均有50％以上土壤樣品 超過(guò)As的閾值效應(yīng)水平，甚至有個(gè)別樣地As含量超過(guò)了可能效應(yīng)水平。淹水和非淹水區(qū)濕地土壤Cd、Cr、Cu和Pb含量均介于閾值效應(yīng)水平與可能效應(yīng)水平之間，而Zn含量則都低于閾值效應(yīng)水平。根據(jù)香港沉積物分類(lèi)標(biāo)準(zhǔn)，淹水和非淹水區(qū)濕地土壤As含量均處于化學(xué)物質(zhì)低濃度值和化學(xué)物質(zhì)高濃度值之間或是高于化學(xué)物質(zhì)高濃度值，除非淹水區(qū)濕地中67％的土壤樣品Cr含量超過(guò)化學(xué)物質(zhì)低濃度值外，研究區(qū)濕地土壤所有樣品的Cd、Cu、Pb和Zn含量均未超過(guò)，表明該區(qū)濕地土壤受到一定程度的As污染，且非淹水區(qū)濕地出現(xiàn)一定程度的Cr累積。通過(guò)與不同地區(qū)的沉積物質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)進(jìn)行對(duì)比分析發(fā)現(xiàn)，非淹水區(qū)濕地土壤已經(jīng)遭受?chē)?yán)重的As污染和一定程度的Cd和Cr污染；而淹水區(qū)濕地土壤As和Cd污染嚴(yán)重，并呈現(xiàn)一定程度的Cu和Pb污染。

表2 實(shí)測(cè)重金屬含量與標(biāo)準(zhǔn)值對(duì)比

*顯著性差異(P< 0.05);** 極顯著性差異(P< 0.01)

2.2 淹水和非淹水區(qū)濕地不同積水深度對(duì)重金屬含量的影響

圖1顯示了黃河口淹水和非淹水區(qū)鹽地堿蓬濕地土壤重金屬含量隨積水深度的變化特征。在非淹水區(qū)濕地中，除As外，較濕的樣地1-2和1-3的土壤重金屬含量高于較干的樣地1-1，表明該區(qū)積水可能導(dǎo)致重金屬在土壤表層發(fā)生積累。該區(qū)土壤As、Cd和Cr含量呈表層(0—10 cm)<亞表層(10—20 cm)，而土壤Cu、Pb和Zn含量則呈表層>亞表層的趨勢(shì)。淹水區(qū)濕地土壤As含量隨積水深度增加而呈下降趨勢(shì)，且樣地2-1表層土壤As含量低于亞表層土壤，而積水相對(duì)較深的樣地2-2和2-3表層土壤As含量高于亞表層土壤。但是3個(gè)樣地間和各層土壤間Cd、Cr、Pb、Zn、Cu含量均變化不大，表明除As外，淹水積水深度對(duì)濕地土壤重金屬含量的影響不大。

濕地在淹水條件下形成還原狀態(tài)，大多數(shù)重金屬易形成硫化物沉淀，活動(dòng)性小，從而更容易在表層累積，但是As的環(huán)境行為與其它重金屬相反，不會(huì)形成硫沉淀，并且在強(qiáng)還原狀態(tài)下，還可能被微生物活動(dòng)轉(zhuǎn)化為AsH3進(jìn)入大氣[15]，因此積水較深時(shí)濕地土壤As含量較低。相反，淹水區(qū)濕地土壤pH值較高(8.76，高于非淹水區(qū)8.10)，而pH值高于8時(shí)金屬硫化物沉淀的穩(wěn)定性減弱，因此氧化還原電位的影響減弱[16]，并且淹水區(qū)的氧化還原電位會(huì)因?yàn)闈q退潮而發(fā)生變化，不會(huì)出現(xiàn)永久的還原性條件[3]。此外，由于淹水區(qū)受到潮汐海水的影響，海水對(duì)表層沉積物的混合作用導(dǎo)致積水深度的影響不顯著。

非淹水區(qū)和淹水區(qū)濕地土壤重金屬含量存在差異(表2，圖1)，可能與濕地淹水狀況密切相關(guān)。其中，As含量在各樣地間變化較大，受淹水和非淹水條件影響不顯著。淹水區(qū)濕地土壤中Cr，Cd和Zn含量顯著低于非淹水區(qū)濕地(P<0.05)，但非淹水區(qū)濕地土壤中的Cu、Pb含量較低。重金屬可以與海水中的Cl-形成可溶性絡(luò)合物，使其更容易發(fā)生遷移[17]，同時(shí)海水中的Ca、Mg等離子也會(huì)與重金屬競(jìng)爭(zhēng)吸附位點(diǎn)導(dǎo)致解吸[18]。Balls等[19]和Gerringa等[20]對(duì)河口沉積物的研究均發(fā)現(xiàn)水體鹽度增加時(shí)Cd會(huì)從沉積物和CdS沉淀中釋放出來(lái)。盡管非淹水區(qū)濕地土壤鹽分含量較高(表1)，但其水分補(bǔ)給主要來(lái)自淺層地下水，且地表無(wú)積水，限制了金屬離子的遷移。因此海水中的離子和潮汐沖蝕可能是導(dǎo)致淹水區(qū)濕地土壤Cd、Cr和Zn含量偏低的原因。

海水中重金屬可以被沉積物中的粘土礦物或有機(jī)質(zhì)吸附并富集，或是生成硫化物、碳酸鹽化合物等通過(guò)沉淀作用進(jìn)入土壤[15]。以往研究表明，Pb、Cu與Cd、Zn相比具有更強(qiáng)的有機(jī)質(zhì)的絡(luò)合能力[21-22]，同時(shí)高pH值時(shí)，由于有機(jī)質(zhì)呈現(xiàn)更強(qiáng)的電負(fù)性，也有利于有機(jī)質(zhì)與金屬離子結(jié)合。本研究中，非淹水區(qū)濕地土壤pH值和有機(jī)質(zhì)分別為8.10和5.73 g/kg，均低于淹水區(qū)濕地(8.76和6.52 g/kg)(表1)。因此，較高的有機(jī)質(zhì)和pH值可能是導(dǎo)致淹水區(qū)濕地土壤中Pb、Cu含量偏高的原因。

圖1 黃河口非淹水區(qū)(樣地1-1,1-2,1-3)和淹水區(qū)(樣地2-1,2-2,2-3)鹽地堿蓬濕地土壤重金屬剖面分布(連線表示各樣地0—20cm平均值)

2.3 黃河口鹽地堿蓬濕地土壤重金屬含量與土壤理化性質(zhì)之間的關(guān)系

由表3可知，鹽地堿蓬濕地土壤鹽分和pH值呈極顯著負(fù)相關(guān)(P<0.01)，而TN和SOM呈極顯著正相關(guān)(P<0.01)，這與丁秋祎等[11]研究結(jié)論一致。Cr、Cd和Zn含量之間具有極顯著的相關(guān)關(guān)系(P<0.01)，說(shuō)明三者來(lái)源和在土壤中的化學(xué)行為較為相似[23]。土壤Cr，Cd和Zn含量與土壤鹽分含量呈極顯著正相關(guān)關(guān)系(P<0.01)，而與土壤pH值呈極顯著負(fù)相關(guān)關(guān)系(P<0.01)。這主要是由于非淹水區(qū)濕地地表聚鹽導(dǎo)致表層土壤鹽分含量高于淹水區(qū)濕地土壤，且限制了重金屬的遷移；而在淹水區(qū)受海水潮汐的影響，這3種重金屬易形成Cl-絡(luò)合物而發(fā)生遷移[15]。但是Lores等[24]發(fā)現(xiàn)鹽度增加會(huì)顯著降低沉積物有機(jī)質(zhì)對(duì)Cd、Cr和Zn的吸附能力。這可能與淹水條件有關(guān)。而高pH值既可能導(dǎo)致金屬遷移性降低，也可能由于強(qiáng)堿性條件下形成OH復(fù)合物而導(dǎo)致Cd、Cr和Zn等重金屬的遷移性增加[25]。Seaman 等[26]發(fā)現(xiàn)堿性條件有利于使穩(wěn)定的Cr(Ⅲ)氧化為易遷移的Cr(Ⅵ)。

除As外，有機(jī)質(zhì)與其他重金屬均呈正相關(guān)關(guān)系，但僅與Pb的相關(guān)性達(dá)到顯著性水平(P<0.01)，表明該區(qū)有機(jī)質(zhì)對(duì)重金屬的影響不顯著。As與SOM呈現(xiàn)出弱的負(fù)相關(guān)性可能是由于As在非酸性土壤條件下，土壤有機(jī)質(zhì)能夠促使As(Ⅴ)轉(zhuǎn)換為As(Ⅲ)，導(dǎo)致As發(fā)生遷移和淋濾[25]。滕葳[15]報(bào)道了As不易被土壤有機(jī)質(zhì)吸附，而主要吸附在粘土礦物上。Cu與土壤pH值呈顯著的正相關(guān)關(guān)系(P<0.05)，這是由于Cu在弱堿性土壤條件下不易發(fā)生遷移，其遷移性隨pH值下降而增加[25]。Pb和Cu之間具有顯著的正相關(guān)關(guān)系(P<0.05)，表明二者之間也具有共同的來(lái)源和相似的化學(xué)行為，尤其是二者與有機(jī)質(zhì)的相關(guān)性要明顯高于其他重金屬。

3.4 鹽地堿蓬對(duì)濕地土壤重金屬的富集和轉(zhuǎn)移

通過(guò)植物體內(nèi)莖葉部分重金屬含量與土壤重金屬含量之比，可以計(jì)算鹽地堿蓬對(duì)各重金屬的富集系數(shù)；根據(jù)植物地上部分與地下部分的重金屬含量之比可計(jì)算出植物對(duì)重金屬的轉(zhuǎn)移系數(shù)[27]。圖2表明了黃河口淹水區(qū)和非淹水區(qū)鹽地堿蓬對(duì)重金屬的富集系數(shù)和轉(zhuǎn)移系數(shù)。研究得出的河口區(qū)鹽地堿蓬對(duì)重金屬的BCF與TF值均低于高云芳等[28]報(bào)道的黃河三角洲濱海濕地鹽地堿蓬的富集系數(shù)和轉(zhuǎn)移系數(shù)，同時(shí)與朱鳴鶴等[29]報(bào)道的遼河潮灘鹽地堿蓬對(duì)Cu、Zn、Pb和Cd的富集系數(shù)也存在明顯的不一致。這可能是由于同一種濕地植物的富集系數(shù)和轉(zhuǎn)移系數(shù)受采樣時(shí)間、采樣地點(diǎn)等環(huán)境因素的影響。

圖 2 淹水區(qū)和非淹水區(qū)鹽地堿蓬對(duì)濕地土壤重金屬的富集系數(shù)及轉(zhuǎn)移系數(shù)

除非淹水區(qū)濕地中的Cr、Cu和淹水區(qū)濕地中Zn外，研究區(qū)鹽地堿蓬對(duì)重金屬的富集系數(shù)均小于1，說(shuō)明重金屬未在鹽地堿蓬植物體內(nèi)顯著富集。鹽地堿蓬對(duì)Cu、Zn的富集系數(shù)高于其它重金屬可能是由于Cu和Zn為生物體必須元素，植物需要大量吸收和消耗這些元素[30]。

根據(jù)BCF的大小可以看出，淹水和非淹水區(qū)鹽地堿蓬對(duì)Cu具有明顯的富集作用，且非淹水區(qū)鹽地堿蓬的富集作用更強(qiáng)(P<0.01)，這與Gambrell[31]的研究結(jié)果一致，說(shuō)明在淹水深度較淺的情況下，濕地植物對(duì)Cu的吸收可能會(huì)增強(qiáng)。淹水區(qū)鹽地堿蓬對(duì)Zn的富集作用要強(qiáng)于非淹水區(qū)濕地(P<0.01)，這可能與非淹水區(qū)濕地土壤Zn含量較高有關(guān)(約是淹水區(qū)濕地土壤的3倍，表1)，因?yàn)橹参飳?duì)Zn的富集能力會(huì)受到土壤中Zn含量的影響[4]。

非淹水區(qū)鹽地堿蓬對(duì)Cu，Cr和Pb的轉(zhuǎn)移系數(shù)大于2，而對(duì)As，Cd和Zn的轉(zhuǎn)移系數(shù)小于1，表明該區(qū)鹽地堿蓬對(duì)Cu、Cr和Pb的轉(zhuǎn)移能力較強(qiáng)，能夠在植物地上部分發(fā)生累積，并可能通過(guò)殘落物的形式歸還土壤[4]。淹水區(qū)鹽地堿蓬對(duì)As和Cu的轉(zhuǎn)移系數(shù)較大，而對(duì)其他重金屬的轉(zhuǎn)移系數(shù)較小，表明該區(qū)鹽地堿蓬對(duì)As和Cu具有較強(qiáng)的轉(zhuǎn)移能力；而非淹水區(qū)鹽地堿蓬對(duì)Cr和Pb的轉(zhuǎn)移能力較強(qiáng)(P<0.05)，但對(duì)As的轉(zhuǎn)移能力較弱(P<0.01)。其原因在于植物對(duì)重金屬的轉(zhuǎn)移能力與植物種類(lèi)、重金屬種類(lèi)和環(huán)境條件有關(guān)，有些植物在高鹽分和低pH條件下對(duì)重金屬的轉(zhuǎn)移能力會(huì)增強(qiáng)[4]。與淹水區(qū)濕地相比，非淹水區(qū)濕地土壤鹽分較高、土壤pH較低可能有利于這兩種金屬?gòu)柠}地堿蓬地下部分向地上部分轉(zhuǎn)移。與另一種濕地植物互花米草(Spartinaalterniflora)相比，鹽地堿蓬對(duì)Pb、Cr、Cu和Zn重金屬的轉(zhuǎn)移系數(shù)均較高[32]。

表3 黃河口鹽地堿蓬濕地土壤重金屬和土壤屬性的相關(guān)性分析

顯著相關(guān)(P< 0.05)；**極顯著相關(guān)(P< 0.01);n=12

3 結(jié)論

黃河口鹽地堿蓬濕地土壤重金屬整體污染程度較輕，其中As為主要污染物，Cd、Cr、Cu為次要污染物，Pb和Zn未達(dá)到污染水平。淹水區(qū)和非淹水區(qū)濕地的不同水文條件對(duì)土壤和植物中重金屬含量有一定的影響。無(wú)論是在非淹水區(qū)還是淹水區(qū)濕地，As的行為都主要受水深影響，水深增加導(dǎo)致As含量下降。對(duì)于其它重金屬(Cd、Cr、Cu、Pb和Zn)而言，在非淹水區(qū)土壤積水會(huì)導(dǎo)致重金屬在土壤表層積累，而在淹水區(qū)淹水深度對(duì)土壤表層重金屬含量影響不大。研究區(qū)域土壤表層Cr、Cu和Zn含量主要受土壤鹽分和pH值的影響；除Pb外，重金屬受有機(jī)質(zhì)含量影響較弱；重金屬Cr、Cu和Zn之間具有顯著的相關(guān)關(guān)系，表明存在共同來(lái)源。

鹽地堿蓬對(duì)重金屬的富集和轉(zhuǎn)移受到重金屬種類(lèi)、淹水條件以及土壤重金屬含量和理化性質(zhì)等因素影響。淹水區(qū)鹽地堿蓬對(duì)Cu和Zn具有相對(duì)較強(qiáng)的富集能力，而非淹水區(qū)鹽地堿蓬只對(duì)Cu具有最強(qiáng)的富集能力；非淹水區(qū)鹽地堿蓬對(duì)Cu、Cr和Pb的轉(zhuǎn)移能力較強(qiáng)，而淹水區(qū)鹽地堿蓬對(duì)As和Cu 具有較強(qiáng)的轉(zhuǎn)移能力。除Cr、Cu和Zn外，重金屬在鹽地堿蓬的根系內(nèi)一般不存在顯著富集，且絕大多數(shù)重金屬都表現(xiàn)出地上部分的含量比根系高的現(xiàn)象。

[1]Xu X G,Lin H P,Fu Z Y,Bu R C.Regional ecological risk assessment of wetland in the Huanghe River Delta.Acta Scicentiarum Naturalum Universitis Pekinesis,2001,37(1): 111-120.

[2]Bai J H,Huang L B,Yan D H,Wang Q G,Gao H F,Xiao R,Huang C.Contamination characteristics of heavy metals in wetland soils along a tidal ditch of the Yellow River Estuary,China.Stochastic Environmental Research and Risk Assessment,2011,25(5): 671-676.

[3]Laing G D,Vandecasteele B,Grauwe P D,Moors W,Lesage E,Meers E,Tacka F M G,Verlooa M G.Factors affecting metal concentrations in the upper sediment layer of intertidal reedbeds along the river Scheldt.Journal of Environmental Monitoring,2007,9(5): 449-455.

[4]Weis J S,Weis P.Metal uptake,transport and release by wetland plants: implications for phytoremediation and restoration.Environment International,2004,30(5): 685-700.

[5]Laing G D,de Vos R,Vandecasteele B,Lesage E,Tack F M G,Verloo M G.Effect of salinity on heavy metal mobility and availability in intertidal sediments of the Scheldt estuary.Estuarine,Coastal and Shelf Science,2008,77(4): 589-602.

[6]van den Berg G A,Loch J P G,Winkels H J.Effect of fluctuating hydrological conditions on the mobility of heavy metals in soils of a freshwater estuary in the Netherlands.Water,Air,and Soil Pollution,1996,102(3/4): 377-388.

[7]Paucot H,Wollast R.Transport and transformation of trace metals in the Scheldt estuary.Marine Chemistry,1997,58(1/2): 229-244.

[8]Guo D Y.Analysis on heavy metals distribution in the Yellow River Delta.Journal of Environmental Management College of China,2007,17(1): 88-89.

[9]Ling M,Liu R H,Wang Y,Tang A K,Yu P,Luo X X.The spatial distribution of heavy metals in the soil ofTamarixchinensisforest farm in yellow river delta wetland and its ecological significance.Transactions of Oceanology and Limnology,2010,(4): 41-46.

[10]Ding Q Y,Bai J H,Gao H F,Xiao R,Cui B S.Soil nutrient contents in Yellow River delta wetlands with different plant communities.Journal of Agro-Environment Science,2009,28(10): 2092-2097.

[11]He Q,Cui B S,Zhao X S,Fu H L.Niches of plant species in wetlands of the Yellow River Delta under gradients of water table depth and soil salinity.Chinese Journal of Applied Ecology,2008,19(5): 969-976.

[12]Institute of Soil Science,Chinese Academy of Sciences,Nanjing.Soil Physical and Chemical Analysis.Shanghai: Shanghai Scientific and Technical Publishers,1987: 96-104,132-136.

[13]Ontario Ministry of Environment and Energy.Guidelines for the Protection and Management of Aquatic Sediment Quality in Ontario.(1993-8) [2011-9].http://www.ene.gov.on.ca/envision/gp/B1-3.pdf.

[14]MacDonald D D,Ingersoll C G,Berger T A.Development and evaluation of consensus-based sediment quality guidelines for freshwater ecosystems.Archives of Environmental Contamination and Toxicology,2000,39(1): 20-31.

[15]Teng W,Liu Q,Li Q,Liu Y B.Hazards and Risk Assessment of Heavy Metal Contamination for Agricultural Products.Beijing: Chemical Industry Press,2010: 261-297.

[16]Environmental Protection Agency.Framework for metals risk assessment,Chapter 3.(2007-3-8) [2012-5-31].http://www.epa.gov/raf/metalsframework/pdfs/chaper3.pdf.

[17]Hahne H C H,Kroontje W.Significance of the pH and chloride concentration on the behavior of heavy metal pollutants Hg(II),Cd(II),Zn(II),Pb(II).Journal of Environmental Quality,1973,2: 444-450.

[18]Tam N F Y,Wong Y S.Retention and distribution of heavy metals in mangrove soils receiving wastewater.Environmental Pollution,1996,94(3): 283-291.

[19]Balls P W,Laslett R E,Price N B.Nutrient and trace metal distributions over a complete semi-diurnal tidal cycle in the Forth estuary,Scotland.Netherlands Journal of Sea Research,1994,33(1): 1-17.

[20]Gerringa L J A,de Baar H J W,Nolting R F,Paucot H.The influence of salinity on the solubility of Zn and Cd sulphides in the Scheldt estuary.Journal of Sea Research,2001,46(3/4): 201-211.

[21]Baeyens W,Goeyens L,Monteny F,Elskens M.Effect of organic complexation on the behaviour of dissolved Cd,Cu and Zn in the Scheldt estuary.Hydrobiologia,1998,366: 81-90.

[22]Muller F L L.Interactions of copper,lead and cadmium with the dissolved,colloidal and particulate components of estuarine and coastal waters.Marine Chemistry,1996,52(3/4): 245-268.

[23]Callaway J C,Delaune R D,Patrick Jr W H.Heavy metal chronologies in selected coastal wetlands from Northern Europe.Marine Pollution Bulletin,1998,36(1): 82-96.

[24]Lores E M,Pennock J R.The effect of salinity on binding of Cd,Cr,Cu and Zn to dissolved organic matter.Chemosphere,1998,37(5): 861-874.

[25]Kumpiene J,Lagerkvist A,Maurice C.Stabilization of As,Cr,Cu,Pb and Zn in soil using amendments-a review.Waste Management,2008,28(1): 215-225.

[26]Seaman J C,Arey J S,Bertsch P M.Immobilization of nickel and other metals in contaminated sediments by hydroxyapatite addition.Journal of Environmental Quality,2001,30(2): 460-469.

[27]McGrath S P,Zhao F.Phytoextraction of metals and metalloids from contaminated soils.Current Opinion in Biotechnology,2003,14(3): 277-282.

[28]Gao Y F,Li X Q,Dong G C,Liu F,Wang Y N,Ke H.Purification of several salt marsh plants to the coastal wetlands in the estuary of Yellow River.Meteorological and Environmental Research,2010,1(10): 53-57.

[29]Zhu M H,Ding Y S,Zheng D C,Tao P,Ji Y X,Gong W M,Ding D.Accumulation and absorption mechanism about the familiar heavy metals ofSuaedasalsain the intertidal zone.Environmental Pollution and Control,2005,27(2): 84-87.

[30]Gambrell R P.Trace and toxic metals in wetlands-a review.Journal of Environmental Quality,1994,23(5): 883-891.

[31]Zhu D T,Li M H,Li X.Cycle and enrichment characteristics ofSpartinaalternifloracommunity on heavy metal elements.Journal of Anhui Agricultural Sciences,2010,38(3): 1203-1205.

[32]Yang H,Shen Z,Zhu S,Wang W.Heavy metals in wetland plants and soil of lake Taihu,China.Environmental Toxicology and Chemistry,2008,27(1): 38-42.

參考文獻(xiàn):

[1]許學(xué)工,林輝平,付在毅,布仁倉(cāng).黃河三角洲濕地區(qū)域生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià).北京大學(xué)學(xué)報(bào): 自然科學(xué)版,2001,37(1): 111-120.

[8]郭德英.黃河三角洲重金屬分布狀況及分析評(píng)價(jià).中國(guó)環(huán)境管理干部學(xué)院學(xué)報(bào),2007,17(1): 88-89.

[9]凌敏,劉汝海,王艷,湯愛(ài)坤,于萍,羅先香.黃河三角洲檉柳林場(chǎng)濕地土壤重金屬空間分布特征及生態(tài)學(xué)意義.海洋湖沼通報(bào),2010,(4): 41-46.

[10〗 丁秋祎,白軍紅,高海峰,肖蓉,崔保山.黃河三角洲濕地不同植被群落下土壤養(yǎng)分含量特征.農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào),2009,28(10): 2092-2097.

[11]賀強(qiáng),崔保山,趙欣勝,付華齡.水、鹽梯度下黃河三角洲濕地植物種的生態(tài)位.應(yīng)用生態(tài)學(xué)報(bào),2008,19(5): 969-976.

[12]中國(guó)科學(xué)院南京土壤研究所.土壤理化分析.上海: 上?？茖W(xué)技術(shù)出版社,1987: 96-104,132-136.

[15]滕葳,柳琪,李倩,柳亦博.重金屬污染對(duì)農(nóng)產(chǎn)品的危害與風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估.北京: 化學(xué)工業(yè)出版社,2010: 261-297.

[29]朱鳴鶴,丁永生,鄭道昌,陶平,吉云秀,公維民,丁德文.潮灘鹽沼植物翅堿蓬對(duì)常見(jiàn)重金屬的累積吸收及其機(jī)制.環(huán)境污染與防治,2005,27(2): 84-87.

[31]朱丹婷,李銘紅,李俠.互花米草群落對(duì)重金屬元素的循環(huán)和富集特征.安徽農(nóng)業(yè)科學(xué),2010,38(3): 1203-1205.