原生灘涂植被演替帶土壤Cd形態(tài)分布及其生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)

潘國(guó)浩，張瑩瑩，劉洋，高軍，趙永強(qiáng)，付強(qiáng)#，汪浩然，嚴(yán)金龍

1. 鹽城工學(xué)院環(huán)境科學(xué)與工程學(xué)院，江蘇省環(huán)境保護(hù)海涂生態(tài)與污染控制重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，鹽城 224051 2. 常州大學(xué)環(huán)境與安全工程學(xué)院，常州 213164 3. 環(huán)境保護(hù)部南京環(huán)境科學(xué)研究所，南京 210042 4. 鹽城濕地珍禽國(guó)家級(jí)自然保護(hù)區(qū)，鹽城 224057

重金屬污染已成為海岸帶一個(gè)重要的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)源。目前，我國(guó)海岸帶重金屬污染呈現(xiàn)來源廣、局部惡化、區(qū)域潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)加劇的態(tài)勢(shì)。重金屬污染的生物地球化學(xué)循環(huán)、潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)以及生物累積毒性已成為我國(guó)海岸帶重金屬研究的重點(diǎn)[1-3]。

濱海灘涂是我國(guó)重要的濕地類型之一，是陸-海界面重要的緩沖帶和過渡帶，也是我國(guó)重要的后備耕地資源[4]。原生灘涂是指基本未受人類活動(dòng)干擾的，呈自然狀態(tài)的灘涂生態(tài)系統(tǒng)。在水鹽梯度影響下，原生灘涂主要由從海至陸帶狀分布的光灘、互花米草灘、堿蓬灘、蘆葦灘組成。灘涂原生植被演替帶在消減陸源污染、防風(fēng)消浪、保護(hù)生物多樣性、維持濱海穩(wěn)定等方面起到重要作用。濱海灘涂土地利用類型多樣、地表結(jié)構(gòu)復(fù)雜，近年來，有關(guān)濱海灘涂污染物生物地球化學(xué)循環(huán)、土地利用變化及其環(huán)境效應(yīng)等已引起人們的廣泛關(guān)注[5-6]。

鎘(Cd)是重金屬中危害較大的一類，其污染廣、風(fēng)險(xiǎn)高，是《土壤污染防治行動(dòng)計(jì)劃》(土十條)中重點(diǎn)監(jiān)測(cè)和關(guān)注的重金屬，也是海岸帶重金屬研究的重點(diǎn)[7-9]。目前已有學(xué)者對(duì)濱海灘涂土壤Cd含量及風(fēng)險(xiǎn)進(jìn)行了分析和評(píng)價(jià)。如張龍輝等[10]研究了江蘇如東互花米草鹽沼濕地中重金屬的分布及其污染風(fēng)險(xiǎn)，發(fā)現(xiàn)互花米草區(qū)沉積物Cd含量顯著高于臨近光灘，且其生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)遠(yuǎn)高于其他重金屬；張雷等[11]分析了環(huán)渤海典型海域潮間帶沉積物重金屬污染狀況，發(fā)現(xiàn)Cd呈中等生態(tài)危害，而局部海域則出現(xiàn)強(qiáng)、很強(qiáng)、極強(qiáng)的生態(tài)危害；姚榮江等[12]評(píng)價(jià)了蘇北沿海灘涂區(qū)重金屬污染程度，發(fā)現(xiàn)土壤中Cd呈輕度潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)和警戒級(jí)綜合污染水平；王俊杰等[13]利用Hakanson潛在生態(tài)危害指數(shù)法評(píng)價(jià)了鹽城濱海灘涂表層重金屬生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)，發(fā)現(xiàn)Cd的潛在生態(tài)危害最大。總體來看，重金屬Cd可能是黃渤海海岸帶風(fēng)險(xiǎn)最高的重金屬之一[14]。目前關(guān)于該地區(qū)Cd的研究主要集中在潮間帶、互花米草灘、圍墾后土地等，而針對(duì)原生灘涂不同植被演替帶土壤Cd的含量、分布及風(fēng)險(xiǎn)的研究尚鮮有報(bào)道。

研究顯示，生物從土壤中吸收重金屬的量不僅取決于其在土壤中的含量，更取決于其化學(xué)形態(tài)[15]，土壤重金屬化學(xué)形態(tài)比總量更能準(zhǔn)確反映其生物有效性和生物毒性[16-17]。研究表明，重金屬不同賦存形態(tài)具有不同的環(huán)境過程和生物效應(yīng)，如交換態(tài)重金屬可被植物直接吸收，具有較強(qiáng)的生物可給性，而土壤晶格中的殘?jiān)鼞B(tài)重金屬能穩(wěn)定存在，不易被吸收，生物毒性較弱[18]。相對(duì)于總量，重金屬賦存形態(tài)的研究對(duì)于了解土壤中重金屬的來源、遷移轉(zhuǎn)化規(guī)律和生物有效性等具有更重要的意義。然而有關(guān)原生灘涂不同植被演替帶土壤重金屬尤其是Cd賦存形態(tài)方面的研究目前尚未見報(bào)道。

鹽城地區(qū)擁有全國(guó)最大、最典型的連續(xù)潮間帶灘涂生態(tài)系統(tǒng)，保留著完整的、基本未受干擾的原生灘涂植被演替帶。近年來，隨著沿海經(jīng)濟(jì)的快速發(fā)展，原生灘涂面臨巨大的重金屬污染威脅[6,14]。對(duì)原生灘涂土壤重金屬尤其是風(fēng)險(xiǎn)較高的Cd的深入了解是進(jìn)一步分析陸海界面重金屬歸趨、風(fēng)險(xiǎn)的重要前提。

鑒于此，本研究選擇鹽城地區(qū)原生濱海灘涂植被演替帶，分析了土壤重金屬Cd的含量、賦存形態(tài)，并采用平均沉積物質(zhì)量基準(zhǔn)系數(shù)法(mean sediment quality guideline quotient，SQG-Q)和風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)準(zhǔn)則(risk assessment code，RAC)對(duì)Cd的污染程度、生物可利用性和生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)進(jìn)行了評(píng)價(jià)，研究結(jié)果將為進(jìn)一步了解濱海灘涂重金屬污染現(xiàn)狀，合理保護(hù)與開發(fā)灘涂資源提供基礎(chǔ)依據(jù)。

1　材料與方法(Materials and methods)

1.1　布點(diǎn)與采樣

選擇江蘇鹽城新洋港和斗龍港之間的典型原生灘涂地區(qū)進(jìn)行研究。該地區(qū)面積約218.9 km2，保存著較完整的濱海灘涂生態(tài)系統(tǒng)。從海洋向陸地呈現(xiàn)明顯條帶狀分布，表現(xiàn)為從光灘、互花米草灘、堿蓬灘到蘆葦灘的自然演替帶，每種演替帶寬度約在2～4 km。

2014年5月，利用荷蘭Eijkelkamp采樣器對(duì)土壤樣品進(jìn)行采集。在每種植被演替帶中部沿平行于海岸線方向布設(shè)6個(gè)采樣點(diǎn)，每個(gè)樣點(diǎn)間隔約2 km(圖1)?；セ撞轂?、堿蓬灘、蘆葦灘中每個(gè)樣點(diǎn)采集3個(gè)平行土壤柱狀樣(0～60 cm)。從表層到底層，將土柱平均分為4層，每層樣品現(xiàn)場(chǎng)等量混合。光灘中由于主要為流沙，難以取得柱狀樣，因此只采集0～15 cm表層樣。共78個(gè)樣品。采樣時(shí)剔除枯枝、雜草、石礫后密封帶回實(shí)驗(yàn)室，風(fēng)干，瑪瑙研缽研磨后過10目尼龍篩，密封，暗室中保存待測(cè)。

1.2　檢測(cè)方法

Cd形態(tài)提取：采用BCR連續(xù)提取法[19]，將Cd形態(tài)分為酸溶態(tài)、可還原態(tài)、可氧化態(tài)以及殘?jiān)鼞B(tài)4種。提取方法如表1所示。實(shí)驗(yàn)用乙酸、鹽酸羥胺、醋酸銨、硝酸、高氯酸均為分析純，購(gòu)自中國(guó)國(guó)藥有限公司。

圖1　采樣斷面示意圖Fig. 1　The study area and soil sampling sites

提取液、消解液中的Cd濃度采用火焰原子吸收分光光度計(jì)(普析TAS-990AFG)測(cè)定。采用國(guó)家標(biāo)準(zhǔn)物質(zhì)(GSF-1)進(jìn)行質(zhì)量控制以確保數(shù)據(jù)可靠性，測(cè)定相對(duì)誤差<5%，回收率95%～125%?？侰d(CdT)含量采用4種Cd形態(tài)之和。

1.3　風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)方法

1.3.1基于重金屬總量的潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)

基于重金屬總量的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)方法有多種，而沉積物質(zhì)量基準(zhǔn)法(SQG-Q)由于采用了最近修訂的基準(zhǔn)值因而具有較高的可信性，本研究選用SQG-Q法對(duì)Cd的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)進(jìn)行評(píng)價(jià)[20]。該方法運(yùn)用可能效應(yīng)濃度(probable effect level，PEL)[21]來計(jì)算SQG-Q系數(shù)，計(jì)算公式為：

(1)

(2)

式中：PEL-Q為可能效應(yīng)濃度系數(shù)；Ci為重金屬濃度；PEL為重金屬的可能效應(yīng)濃度。其中，可能效應(yīng)濃度/臨界效應(yīng)濃度(PEL/TEL)基準(zhǔn)，由北美沉積物生物效應(yīng)數(shù)據(jù)庫(kù)(BEDS)中導(dǎo)出[22]。

根據(jù)SQG-Q系數(shù)，可以按一定的規(guī)則對(duì)研究區(qū)進(jìn)行風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)。以下將SQG-Q系數(shù)分為3個(gè)范圍，如表2所示。

1.3.2基于形態(tài)學(xué)的潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)

基于重金屬總量的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)，僅可一般地了解重金屬的污染程度，難以反映土壤/沉積物中重金屬的化學(xué)活性和生物可利用性。因此在進(jìn)行潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)時(shí)，必須考慮重金屬形態(tài)分布的作用[23]。

風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)準(zhǔn)則(RAC)是以土壤/沉積物中重金屬的不同賦存形態(tài)對(duì)土壤微粒有不同的結(jié)合力為基礎(chǔ)而提出的規(guī)則[24]。RAC將重金屬的生物有效形態(tài)規(guī)定為酸溶態(tài)，按照酸溶態(tài)所占各形態(tài)總量的比例來評(píng)定重金屬的有效性，即可利用性，進(jìn)而評(píng)價(jià)其環(huán)境風(fēng)險(xiǎn)[25]，有效態(tài)所占比例越小，其環(huán)境風(fēng)險(xiǎn)就越小，反之亦然。如表3所示，RAC按重金屬中有效態(tài)(酸溶態(tài))所占百分?jǐn)?shù)將環(huán)境風(fēng)險(xiǎn)分為5個(gè)等級(jí)。

表2　平均沉積物質(zhì)量基準(zhǔn)系數(shù)Table 2　Mean sediment quality guideline quotient

1.4　數(shù)據(jù)處理方法

每種植被演替帶的6個(gè)采樣點(diǎn)數(shù)據(jù)取均值進(jìn)行比較。利用Origin 7.0軟件進(jìn)行數(shù)據(jù)整理與繪圖，采用SPSS 19.0軟件進(jìn)行統(tǒng)計(jì)分析。

2　結(jié)果與討論(Results and discussion)

2.1　原生灘涂植被演替帶土壤CdT含量及生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)

2.1.1土壤CdT含量隨灘涂植被演替的變化

原生灘涂不同植被演替帶土壤CdT含量如圖2所示。研究區(qū)CdT含量在2.21～3.61 mg·kg-1之間，遠(yuǎn)高于江蘇沿海土壤Cd背景值(0.72 mg·kg-1)[26]、我國(guó)地殼Cd豐度(0.05 mg·kg-1)[27]和國(guó)家土壤環(huán)境質(zhì)量三級(jí)標(biāo)準(zhǔn)(1.0 mg·kg-1)[28]，顯示出較高的Cd污染水平。其他學(xué)者同樣發(fā)現(xiàn)了鹽城原生灘涂土壤較高的Cd含量[29-30]。對(duì)比其他地區(qū)發(fā)現(xiàn)，鹽城原生灘涂土壤Cd含量顯著高于三沙灣[31]、樂清灣[32]、崇明東灘[33]等地區(qū)，而與珠江口灘涂[34-35]相當(dāng)。

各植被演替帶內(nèi)部，CdT變異系數(shù)均小于10%，顯示Cd在各植被演替帶內(nèi)部變異性較低，分布較為均勻。4種植被演替帶之間，土壤CdT含量存在顯著差異，總體而言，光灘最低，而互花米草灘最高，鹽沼草灘(互花米草灘、堿蓬灘、蘆葦灘)土壤CdT均顯著高于光灘，且隨著植被的正向演化(互花米草-堿蓬-蘆葦)，土壤CdT含量呈逐漸降低趨勢(shì)，顯示灘涂原生植被對(duì)土壤Cd具有一定的富集作用，且植被的正向演化有助于土壤Cd含量的降低。

土壤中Cd的來源可能受到自然及人為因素的影響[36]。在國(guó)家級(jí)自然保護(hù)區(qū)影響下，原生灘涂附近沒有大型工礦業(yè)，歷史上也沒有嚴(yán)重的重金屬污染事件，因此灘涂土壤高的Cd含量可能主要是自然

原因所致。一方面源于本地區(qū)成土母質(zhì)本身較高的Cd含量，另一方面可能源于灘涂高的磷灰石含量[37]，濱海堿性條件下，土壤Cd易于與磷灰石結(jié)合而成穩(wěn)定的Cd-P復(fù)合物[38]，從而導(dǎo)致原生灘涂較高的土壤Cd含量水平。

圖2　原生灘涂植被演替帶土壤總Cd含量Fig. 2　Concentrations of CdT in soils in vegetation successions of the pristine tidal flat

酸溶態(tài)所占百分?jǐn)?shù)Percentageofacid-solubleCd風(fēng)險(xiǎn)等級(jí)Risk<1無風(fēng)險(xiǎn)Norisk1～10低風(fēng)險(xiǎn)Lowrisk11～30中等風(fēng)險(xiǎn)Moderaterisk31～50高風(fēng)險(xiǎn)Highrisk>50超高風(fēng)險(xiǎn)Superhighrisk

圖3　原生灘涂植被演替帶土壤粘粒、粉粒分布Fig. 3　Particle size distribution of the soils in vegetation successions of the pristine tidal flat

不同植被演替帶土壤Cd含量的差異則主要與不同的植被條件和土壤環(huán)境有關(guān)。鹽沼草灘土壤Cd含量均高于光灘，主要緣于植物對(duì)Cd的吸收富集作用。研究顯示，互花米草[10]、堿蓬[39]、蘆葦[40]對(duì)Cd均有一定的吸收能力，并能將其儲(chǔ)存于根部，在植物衰老過程中重新釋放到土壤中，從而導(dǎo)致鹽沼草灘土壤Cd含量顯著高于光灘。相比而言，互花米草對(duì)Cd的富集能力比堿蓬和蘆葦更強(qiáng)[41-42]，因此互花米草灘表現(xiàn)出更高的Cd含量。隨著互花米草的擴(kuò)張，其對(duì)重金屬尤其是Cd的富集需引起重視。除植物作用外，土壤粒徑變化可能也是Cd含量差異的重要原因[36]。研究發(fā)現(xiàn)，原生灘涂植被演替帶土壤粘粒和粉粒含量與Cd變化趨勢(shì)基本一致(圖3)，且具有顯著正相關(guān)(rclay-Cd=0.80，P<0.01；rsilt-Cd=0.83，P<0.01)，表明原生灘涂中土壤顆粒吸附對(duì)Cd的分布可能也起到重要作用。

2.1.2CdT含量的垂直分布

各演替帶土壤CdT含量隨深度的變化如圖4所示。總體上，CdT含量沒有表現(xiàn)出明顯的垂直分布規(guī)律，蘆葦和互花米草土壤15～30 cm處CdT含量相對(duì)較低，可能與此處根系強(qiáng)烈的吸收有關(guān)，堿蓬根系短小，因此未形成明顯的降低。根系吸收的Cd在植株衰老死亡后重新釋放進(jìn)入土壤中，地上部累積的Cd也會(huì)以凋落物形式重新返回土壤，因此，總體而言，原生灘涂植被演替帶土壤中Cd隨土壤深度變化趨勢(shì)不明顯。

2.1.3基于SQG-Q系數(shù)的CdT生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)

采用PEL和TEL基準(zhǔn)值來計(jì)算SQG-Q系數(shù)，CdT的PEL、TEL基準(zhǔn)值分別為4.20 mg·kg-1、0.68

mg·kg-1[20]。由式(1)、(2)計(jì)算得SQG-Q系數(shù)如圖5所示。灘涂總體及各演替帶土壤SQG-Q系數(shù)均在0.1和1之間，顯示原生灘涂各植被演替帶土壤CdT均處于中等風(fēng)險(xiǎn)水平，存在中等潛在不利生物毒性效應(yīng)。盡管各演替帶CdT含量低于PEL基準(zhǔn)但均顯著高于TEL基準(zhǔn)，且SQG-Q系數(shù)均值已在0.7以上，表明不利生物毒性效應(yīng)在此地區(qū)可能會(huì)時(shí)有發(fā)生?？紤]到濱海灘涂植被演替帶在珍稀瀕危物種保護(hù)及濱海生物多樣性維持等方面的重要作用，其Cd的毒性效應(yīng)今后應(yīng)引起關(guān)注。相比而言，互花米草灘土壤SQG-Q系數(shù)最高(0.83)，顯著高于臨近光灘和堿蓬，顯示互花米草的擴(kuò)張和侵占能夠提高陸海界面Cd的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)，須引起重視。

圖4　原生灘涂植被演替帶土壤CdT垂直分布特征Fig. 4　Vertical distribution characteristics of CdT in soils in vegetation successions of the pristine tidal flat

圖5　不同植被演替帶土壤SQG-Q系數(shù)分布Fig. 5　Distribution of SQG-Q coefficients in soils in vegetation successions of the pristine tidal flat

2.2　原生灘涂植被演替帶土壤Cd賦存形態(tài)及生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)

2.2.1土壤Cd賦存形態(tài)隨灘涂植被演替的變化

原生灘涂不同植被演替帶土壤Cd形態(tài)分布如圖6所示?？傮w而言，原生灘涂植被演替帶土壤中可還原態(tài)Cd比例相對(duì)較低(F2-Cd：12.8%)，而酸溶態(tài)、可氧化態(tài)、殘?jiān)鼞B(tài)三者比例差異不大(F1-Cd：28.2%；F3-Cd：29.8%；F4-Cd：29.2%)。相對(duì)較低的可還原態(tài)Cd顯示研究區(qū)受到的外源污染相對(duì)較輕，而相對(duì)較高的酸溶態(tài)Cd則表明研究區(qū)Cd的生物可利用性相對(duì)較高。

酸溶態(tài)Cd(F1-Cd)包括水可溶態(tài)、離子交換態(tài)、碳酸鹽結(jié)合態(tài)，對(duì)環(huán)境變化敏感，易于遷移轉(zhuǎn)化，能被生物直接利用，可直接反映Cd對(duì)生物的毒性效應(yīng)[43]。由圖6可見，F(xiàn)1-Cd含量在0.52～1.08 mg·kg-1之間，占CdT的19.2%～37.0%，蘆葦灘、互花米草灘F1-Cd含量和比例顯著高于光灘和堿蓬灘，其比例均超過30%(蘆葦灘：37.0%；互花米草灘：30.5%)，顯示出較高的Cd風(fēng)險(xiǎn)。

可還原態(tài)Cd(F2-Cd)，主要指與鐵錳氧化物和氫氧化物結(jié)合的Cd，可以反映人類活動(dòng)所致的污染狀況，活性通常低于F1-Cd，但當(dāng)環(huán)境條件變化時(shí)(如圍墾導(dǎo)致的pH降低)，可產(chǎn)生二次釋放[44]。F2-Cd含量在0.23～0.58 mg·kg-1之間，占CdT的8.64%～16.7%，互花米草灘F2-Cd含量和比例顯著高于其他3種植被演替帶，表明互花米草灘潛在的Cd二次釋放風(fēng)險(xiǎn)相對(duì)更高。

可氧化態(tài)Cd(F3-Cd)，主要為有機(jī)殘?bào)w、腐殖質(zhì)及礦物顆粒的包裹層等與土壤中的Cd鰲合而成，也包含部分硫結(jié)合態(tài)Cd[18]，通常與生物活動(dòng)強(qiáng)度有關(guān)[45]。F3-Cd含量在0.62～1.09 mg·kg-1之間，占CdT的24.6%～33.5%，蘆葦灘和互花米草灘F3-Cd含量和比例略高于光灘和堿蓬灘，這可能與蘆葦灘、互花米草灘較高的生物量和有機(jī)質(zhì)有關(guān)。

殘?jiān)鼞B(tài)Cd(F4-Cd)，主要存在于硅酸鹽、原生和次生礦物等的晶格中，是自然地質(zhì)風(fēng)化過程的結(jié)果，受礦物成分及巖石風(fēng)化、土壤侵蝕的影響較大，通常不易釋放也不易被生物吸收，能長(zhǎng)期穩(wěn)定存在[18]。F4-Cd含量在0.61～1.32 mg·kg-1之間，占CdT的20.9%～45.6%，光灘和堿蓬灘F4-Cd賦存比例均超過40%，顯著高于互花米草灘和蘆葦灘，表明光灘和堿蓬灘中的Cd相對(duì)較為穩(wěn)定。

土壤中的Cd賦存形態(tài)受多種因素的影響，其中pH、有機(jī)質(zhì)、植物根系、陽(yáng)離子交換量等可能起到關(guān)鍵作用[36]。通常pH越高，可交換Cd含量和比例越低，其生物有效性越低[45]，光灘較低的F1-Cd水平可能與其較高的pH(>8.1)有關(guān)。原生灘涂中互花米草、蘆葦生物量遠(yuǎn)高于光灘和堿蓬灘，其地下根系極為發(fā)達(dá)，根系有機(jī)酸等分泌物可將穩(wěn)定的Cd礦活化，從而提高了F1-Cd等活性Cd的含量和賦存比例[46]，此外，互花米草和蘆葦根區(qū)微生物相對(duì)更為活躍，在微生物作用下，金屬氧化物結(jié)合態(tài)Cd、有機(jī)結(jié)合態(tài)Cd、殘?jiān)鼞B(tài)Cd均可轉(zhuǎn)化為活性較強(qiáng)的可交換Cd[47]。研究顯示，原生灘涂互花米草灘和蘆葦灘土壤陽(yáng)離子交換量顯著高于堿蓬灘和光灘(未發(fā)表數(shù)據(jù))，郭平等[48]研究發(fā)現(xiàn)，陽(yáng)離子交換量越高，土壤可交換Cd含量越高，因此互花米草灘和蘆葦灘較高的F1-Cd水平可能也與較高的陽(yáng)離子交換量有關(guān)。

圖6　原生灘涂不同植被演替帶土壤Cd形態(tài)分布特征注：F1-Cd、F2-Cd、F3-Cd、F4-Cd分別表示酸溶態(tài)、可還原態(tài)、可氧化態(tài)及殘?jiān)鼞B(tài)。Fig. 6　Fraction characteristics of Cd in soils in vegetation successions of the pristine tidal flatNote: F1-Cd, F2-Cd, F3-Cd, and F4-Cd stand for acid-soluble, reducible, oxidisable, and residual Cd.

2.2.2土壤Cd賦存形態(tài)的垂直分布

各演替帶土壤Cd賦存形態(tài)隨深度的變化如圖7所示。總體而言，植被演替帶中各Cd賦存比例及含量沒有表現(xiàn)出明顯的垂直變化規(guī)律，不同深度之間Cd含量和比例差異均不顯著，這可能與采樣區(qū)復(fù)雜的土壤、根系環(huán)境及采樣深度較淺有關(guān)。

2.2.3基于風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)準(zhǔn)則(RAC)的Cd生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)

根據(jù)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)準(zhǔn)則，利用有效態(tài)Cd所占比例獲得原生灘涂植被演替帶土壤Cd生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)。如圖8所示，原生灘涂總體上有效態(tài)Cd比例為28.2%，處于中等環(huán)境風(fēng)險(xiǎn)，但已接近高風(fēng)險(xiǎn)閾值(30%)，原生灘涂土壤Cd風(fēng)險(xiǎn)需要引起足夠重視。不同植被演替帶中，蘆葦灘和互花米草灘有效態(tài)Cd比例均超過30%，達(dá)到高風(fēng)險(xiǎn)水平，而光灘和堿蓬灘均為中等風(fēng)險(xiǎn)。

由于可還原態(tài)Cd易于轉(zhuǎn)化為有效態(tài)并二次釋放，因此綜合考慮有效態(tài)和可還原態(tài)，互花米草灘二者比例為47.2%，蘆葦灘為45.6%，堿蓬灘為33.1%，光灘為29.8%，互花米草灘仍具有更高的潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)。與基于SQG-Q系數(shù)(CdT)的風(fēng)險(xiǎn)綜合分析，原生灘涂不同植被演替帶中，土壤Cd風(fēng)險(xiǎn)總體表現(xiàn)為：互花米草灘>蘆葦灘>堿蓬灘>光灘。隨著互花米草的進(jìn)一步擴(kuò)張，其土壤Cd風(fēng)險(xiǎn)值得關(guān)注。

本研究結(jié)果顯示，原生灘涂在成土母質(zhì)、高堿高磷環(huán)境以及大型植物等影響下，土壤存在較高的Cd含量和風(fēng)險(xiǎn)。盡管目前土壤中的Cd主要源于自然因素，但考慮到近年來江蘇沿海經(jīng)濟(jì)的快速發(fā)展和各類工業(yè)園區(qū)的興建，可能通過各種途徑將Cd帶入原生灘涂，富集于土壤和植物中，并進(jìn)一步影響原生灘涂珍稀物種生境和生態(tài)系統(tǒng)健康。更重要的是，目前大規(guī)模的圍墾開發(fā)，正將大量原生灘涂轉(zhuǎn)變?yōu)槿藶橛玫?，在此過程中，可能存在大量Cd的重新活化和二次釋放，此方面的研究需要進(jìn)一步加以關(guān)注。

圖7　原生灘涂植被演替帶土壤Cd賦存形態(tài)垂直分布特征Fig. 7　Vertical distribution of Cd fractions of soils in vegetation successions of the pristine tidal flat

圖8　原生灘涂植被演替帶土壤酸溶態(tài)Cd的質(zhì)量分?jǐn)?shù)分布圖Fig. 8　Mass fraction of the acid-soluble Cd in soils in vegetation successions of the pristine tidal flat

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