淋洗脱盐对滨海滩涂不同植被演替带土壤重金属的影响

潘国浩，刘洋，赵永强，付强,*，高军，曹迅，张莹莹，张志强，严金龙,#

1. 盐城工学院环境科学与工程学院，江苏省环境保护海涂生态与污染控制重点实验室，盐城 224051 2. 常州大学环境与安全工程学院，常州 213164 3. 盐城湿地珍禽国家级自然保护区，盐城 224057 4. 环境保护部南京环境科学研究所，南京 210042

滨海淤泥质滩涂是陆-海界面重要的缓冲带和过渡带，也是我国重要的后备耕地资源[1]。随着人口、经济的快速增长，大量滩涂通过围垦转化为农田。数据显示，自1950s以来，仅江苏省就已设立垦区170余处，围垦面积达2 524 km2[2]。由围垦导致的环境问题目前已引起国内外学者的广泛关注[3]。

滩涂土壤含盐量较高，不适合作物生长。因此，滩涂围垦必须经过引淡排盐过程才能将土壤转变成可耕种的低盐分土壤。在淡水淋洗脱盐的同时，大量土壤养分、重金属等可被淋洗排出[4-5]。目前有关滩涂围垦对土壤性质的影响研究主要集中在围垦前后土壤理化性质的变化以及垦区土壤性质随时间的演化，针对围垦过程尤其是淋洗脱盐过程对土壤造成的影响尚鲜有报道[3, 6]。考虑到目前我国巨大的围垦规模及相应的淡水排盐量，这一过程引起的土壤重金属等关键污染物的变化量可能也相当可观，但目前相关研究还很少。

Li等[7]、崔志红[8]、杜烨锋等[9]、刘亚男等[5]、Li等[10]均对滩涂淋洗脱盐过程对土壤重金属的影响进行了研究，发现淋洗脱盐可降低土壤重金属含量及生物可利用性、改变重金属形态和迁移路径。但目前国内的相关研究主要从滩涂土壤重金属污染治理与修复角度进行研究，且主要集中在珠江口河口潮滩[5, 7-11]，针对围垦面积更大的江苏淤泥质滩涂尚未见报道。滩涂围垦范围不仅包括潮上带盐沼草滩，也包括潮间带和部分潮下带，滩涂不同组成部分的围垦可能具有不同的环境效应。有关淋洗脱盐对滩涂不同植被演替带土壤重金属的影响目前也未见报道。

基于此，本研究模拟了围垦中的淋洗脱盐过程，分析了这一过程对滩涂不同植被演替带土壤重金属含量的影响，评估了滩涂淋洗脱盐可能造成的重金属流失量。研究结果一方面有助于进一步深入了解滩涂围垦的环境效应，另一方面能够对垦区土壤重金属的源解析提供一定支持。

1　材料与方法(Materials and methods)

1.1　布点与采样

于2014年5月采集盐城湿地珍禽国家级自然保护区核心区原生滩涂不同植被演替带表层土壤样品(0～20 cm)。在每个演替带中部沿平行于海岸线方向布设样点，光滩4个，互花米草滩、碱蓬滩、芦苇滩均为6个，各样点间隔约2 km。利用荷兰Eijkelkamp采样器梅花形采集5个土样，合并成一个样品，共计22个样。

样品采集后去除枯枝落叶等杂物，自然风干，研磨，过10目尼龙筛，密封，暗处保存。

1.2　土柱淋洗脱盐模拟实验

将100 g土样均匀装入内径7 cm、高20 cm的有机玻璃管，制成22根淋洗脱盐土柱。土柱底部设置塑料孔板、贴滤布、SiO2过滤层和淋洗液收集装置，土柱上端用塑料袋盖住，防止水分蒸发。综合考虑表层土壤重量、当地降水情况、实际的淋洗时间等情况确定淋洗用水量及水土比*滩涂表层20 cm土壤平均干土重约220 000 g·m-2，盐城地区多年平均降水约1 050 mm，在仅考虑降水淋洗的条件下，一般需要4～5年才能达到种植要求，以淋洗5年计，则淋洗水土比约为1 050×1 000×5/220 000≈24。。首先将土柱从底部用去离子水浸透，赶走土柱内的空气，再从上部缓慢注入去离子水，注水量200 mL。淋洗结束后，更换承接瓶，并重新注入200 mL水，继续淋洗，共计12个淋洗循环，合计用水量2.4 L，总水土比24:1。不同植被演替带土壤孔隙度、Na+含量、导水能力差异显著，导致其淋洗时间差异较大，从光滩的1 d至互花米草滩的260 d不等。在实验中每天记录淋洗状况，并检测淋洗液pH、盐度、电导率的变化。淋洗液酸化冷冻保存，待测。

1.3　检测指标与检测方法

参考《土壤农业化学分析方法》、《水和废水监测分析方法(第四版)》对淋洗脱盐前、后土壤7种重金属(As、Hg、Cd、Cr、Pb、Cu、Zn)含量进行测定。As、Hg采用王水消解，原子荧光法测定，Cd、Cr、Pb、Cu、Zn采用王水-过氧化氢消解，原子吸收法测定。淋洗液重金属采用硝酸-高氯酸消解，原子荧光和原子吸收法测定。淋洗液pH、盐度、电导率均采用便携式水质分析仪测定。

1.4　计算方法

土柱重金属淋洗率采用如下公式计算：

E=(ωa-ωb)/ωa×100%

(1)

式中，E为淋洗率(%)，ωa、ωb为脱盐前、后土壤重金属含量(mg·kg-1)。

不同植被演替带土壤重金属流失量采用如下公式计算：

W=ωa×E×(1-θ)×ρb×h/10

(2)

式中，W为重金属流失量(kg·ha-1)，E为淋洗率(%)，ωa为脱盐前土壤重金属含量(mg·kg-1)，θ为原土含水率(%)，h为土层厚度(20 cm)，ρb为原土容重(g·cm-3)。

1.5　数据处理

数据整理、绘图采用Origin 9.0软件，统计检验采用SPSS 19.0软件。多重比较采用LSD法，两两比较采用Mann-Whitney U检验，显著性水平α=0.05。

2　结果(Results)

2.1　淋洗脱盐过程中淋洗液pH、盐度、重金属含量的变化

淋洗脱盐过程中淋洗液pH、盐度、重金属含量的变化如图1所示。随着淋洗的进行，滩涂不同植被演替带土壤淋洗液盐度(以盐度和电导率表示)均极速降低，淋洗5次后，淋洗液盐度基本达到平衡。pH则随淋洗脱盐显著升高，淋洗第二次达到最高，之后基本达到平衡。淋洗液中重金属浓度(以Zn为例)变化与盐度变化类似，随着淋洗脱盐的进行，淋洗液中重金属浓度显著降低，淋洗5次后，重金属浓度基本达到平衡。以上结果显示，模拟围垦的淡水淋洗脱盐过程能够显著降低滩涂土壤盐度，提高pH，与此同时，也会淋洗出一定数量的土壤重金属。淋洗5次(水土比10:1)基本能够达到平衡，计算结果显示，前5次的重金属淋洗量超过总淋洗量的80%，后续的7次淋洗对土壤重金属含量的影响较小。

2.2　淋洗脱盐前后土壤重金属含量的变化

淋洗脱盐前后滩涂不同植被演替带土壤盐度、重金属含量的变化如图2所示。淋洗脱盐后各植被演替带土壤盐度均显著降低，平均盐度由脱盐前的1.08%降至0.04%左右，7种重金属含量也显著降低，表明模拟围垦的淡水淋洗脱盐过程可显著降低滩涂土壤重金属含量。

不同植被演替带、不同重金属呈现不同的淋洗效率，如表1所示，As、Hg、Cr在互花米草滩中的淋洗率相对较高，而在芦苇滩中相对较低；Cd、Pb、Cu、Zn则在光滩中淋洗率较高，在盐沼草滩尤其是芦苇滩中相对较低。总体而言，滩涂不同植被演替带土壤重金属平均淋洗率表现为：光滩>互花米草滩>碱蓬滩>芦苇滩(图3)，光滩土壤重金属更易淋洗流失，而芦苇滩重金属不易流失，滩涂植被的正向演化有助于土壤重金属的固定。不同重金属也表现出不同的淋洗效率(图4)，总体而言，Hg、Cr在滩涂土壤中更易淋洗流失(淋洗率分别为57.2%、49.9%)，而Zn不易流失(淋洗率18.5%)，As、Cd、Pb、Cu淋洗率在25.0%～35.0%之间，差异不大。

2.3　滩涂不同植被演替带围垦可能导致的重金属流失量

根据原土土壤容重、含水率、重金属含量以及淋洗率计算不同植被演替带土壤重金属流失量如表2所示。7种重金属中，Cr的流失量最高，达到47.72 kg·ha-1，Hg的流失量最低，仅为0.041 kg·ha-1；除互花米草滩As流失量较高外(19.26 kg·ha-1)，其他重金属流失量均表现为光滩最高，不同植被演替带间重金属流失量总体表现为：光滩>互花米草滩>碱蓬滩>芦苇滩，芦苇滩重金属流失量仅为光滩的1/4。相比于滩涂草滩，光滩围垦时可能会造成更多的重金属流失。

3　讨论(Discussion)

图1　淋洗液pH、盐度、重金属含量的变化(■光滩，●互花米草滩，▲碱蓬滩，▼芦苇滩)Fig. 1　Changes of pH, salinity and concentrations of heavy metals in leacheate (■Bare flat, ●Spartina alterniflora flat, ▲Suaeda glauca flat, ▼Phragmites australi flat)

图2　淋洗脱盐前后滩涂不同植被演替带土壤重金属含量的变化注：脱盐前后相同字母表示差异不显著(P>0.05)，不同字母表示差异显著(P<0.05)，Mann-Whitney U检验。Fig. 2　Changes of heavy metals in soils of vegetation successions of the pristine tidal flat before and after leaching desalinationNote: Data with the different letters were significantly different (P<0.05), and data with the same letters were not significantly different (P>0.05), Mann-Whitney U test.

表1　淋洗脱盐前后不同植被演替带土壤重金属平均淋洗率Table 1　Average leaching percentages of heavy metals before and after leaching desalination

注：脱盐前后相同字母表示差异不显著(P>0.05)，不同字母表示差异显著(P<0.05)，Mann-Whitney U检验。

Notes: Data with the different letters were significantly different (P<0.05), and data with the same letters were not significantly different (P>0.05), Mann-Whitney U test.

表2　滩涂不同植被演替带围垦可能导致的重金属流失量(kg·ha-1)Table 2　Losses of heavy metals induced by reclamation of different vegetation successions (kg·ha-1)

图3　重金属淋洗率随滩涂植被演替带的变化注：相同字母表示差异不显著(P>0.05)，不同字母表示差异显著(P<0.05)，LSD多重比较。Fig. 3　Variations of leaching percentages of heavy metals with the vegetation successions Note: Data with the different letters were significantly different (P<0.05), and data with the same letters were not significantly different (P>0.05), LSD multiple comparisons.

图4　不同重金属淋洗率的差异注：相同字母表示差异不显著(P>0.05)，不同字母表示差异显著(P<0.05)，LSD多重比较。Fig. 4　Differences of leaching percentages of heavy metalsNote: Data with the different letters were significantly different (P<0.05), and data with the same letters were not significantly different (P>0.05), LSD multiple comparisons.

随着淋洗脱盐的进行，滩涂不同植被演替带土壤重金属均可被有效淋溶，这一方面缘于直接溶解、冲刷、洗脱的物理作用，更重要的是由于淋洗过程改变了土壤的氧化还原电位、盐分离子浓度及其组成比例，这些变化共同改变了重金属在土壤中的化学形态，进而影响到重金属在土壤中的迁移状况[5]。研究表明，盐分中阴离子的络合作用、阳离子的交换作用可使土壤中重金属的化学形态发生改变进而更容易被淡水淋洗掉[15]。如土壤盐分中的Cl-能与重金属离子形成较稳定的复合物，促使重金属由固态向土壤溶液转移[16-17]，并且促使重金属离子由吸附态转化为可交换态，从而有助于重金属被淡水淋洗[5]。土壤溶液中的阳离子如Ca2+、Mg2+等也可与重金属离子产生竞争吸附，促使重金属由固态向溶液转化，进一步促进了其被淡水淋洗[18]。此外，淋洗脱盐过程中，由于CaCO3的溶解、有机质的降低(分别降低20%、19%，未发表数据)和氧化还原电位的降低[5]，部分碳酸盐结合态、有机结合态和铁锰氧化物结合态重金属也可被释放进入土壤溶液，进而被淋洗出土体。残渣态重金属不易受土壤性质及盐分变化的影响[5]，因此滩涂土壤淋洗脱盐前后重金属含量的降低主要缘于其活性成分的变化。表1、图4均显示，不同重金属具有不同的淋洗率，相对而言，Hg、Cr淋洗率较高而Zn淋洗率较低。不同重金属的不同淋洗效果可能缘于其赋存形态的差异以及和盐分离子相互作用的差异，例如残渣态越高越不易被淋洗，而可交换态越高越容易被淋洗。此方面的内部机理还需要更多的实验数据进行分析。

表1、图3显示，滩涂不同植被演替带土壤重金属淋洗率也存在显著差异，光滩、互花米草滩相对较高，而芦苇滩相对较低。此方面的差异也可能缘于土壤中盐分离子和重金属相互作用的差异。光滩、互花米草滩通常盐度、氯离子等含量较高，而芦苇滩通常较低，盐分越高，阴离子的络合作用越强，在淋洗脱盐过程中重金属由固态向土壤溶液转移越强，越容易被淋洗[16, 19]，淋洗率与原土盐度有一定的正相关性(P<0.05)也支持了这一结果。此外，光滩更高的粒径和孔隙度、互花米草滩脱盐前后更高的有机质去除率(>20%)可能也有助于其重金属的洗脱。

图3表明，重金属平均淋洗率表现为光滩>互花米草滩>碱蓬滩>芦苇滩，显示滩涂植被的正向演化有助于土壤重金属的固定，从重金属流失角度讲，对潮上带的围垦比潮间带更加安全。表2的计算结果也验证了这一点。研究结果显示，围垦淋洗脱盐过程中，光滩土壤重金属的流失量远高于盐沼草滩，芦苇滩重金属流失量仅为光滩的1/4。因此围垦过程中要更加重视光滩重金属的流失情况。

通过淋洗脱盐向农田转化是目前我国滨海滩涂土地利用变化的主要形式，超过总体变化规模的75%[20]。随着社会经济的迅速发展，沿海用地矛盾日趋突出，滩涂围垦造地规模不断扩大。根据《江苏沿海滩涂围垦及开发利用规划纲要(2010～2020年)》，2010～2020年，江苏省滨海滩涂围垦总规模可达270万亩，巨大的围垦量可能对滨海土壤环境产生重要影响。根据本研究结果，计算了围垦淋洗脱盐过程可能造成的重金属流失量，结果显示，以围垦规模270万亩计，仅表层20 cm土壤，As、Hg、Cd、Cr、Pb、Cu、Zn将分别淋洗流失2 102.5、7.4、4 21.3、8 587.9、4 376.3、2 404.3 t。Cr流失量远高于其他重金属，其次为Pb、Zn、Cu、As和Cd，Hg相对较低。考虑到围垦时影响的土壤深度可能超过1 m，实际流失的重金属量可能更高。流失的重金属一方面可能通过地表径流入海，也有可能垂直迁移进入地下水层[21]，无论何种归趋，由淋洗脱盐导致的重金属流失风险均相当可观，需要进一步引起重视。

需要说明的是，本研究中所用的土柱很小，淋洗结果与大土柱可能有一定差异，此外，本研究中未使用原位条件下的非均质土壤，考虑到不同植被演替带土壤孔隙状况以及优先流等情况，研究结果可能与实际滩涂土壤淋洗脱盐过程也存在一定差异，在今后的研究中将进一步使用接近实际情况的大土柱乃至现场土柱进行实验，以期获得更加接近实际的研究结果。

参考文献(References)：

[1]沈永明, 冯年华, 周勤, 等. 江苏沿海滩涂围垦现状及其对环境的影响[J]. 海洋科学, 2006, 30(10): 39-43

Shen Y M, Feng N H, Zhou Q, et al. The status and its influence of reclamation on Jiangsu coast [J]. Marine Science, 2006, 30(10): 39-43 (in Chinese)

[2]严长清, 孙伟, 陆效平, 等. 江苏省沿海滩涂土地利用与生态保护研究[J]. 生态科学, 2007, 26(3): 263-268

Yan C Q, Sun W, Lu X P, et al. Study on coastal wetlands use and its ecological protection of Jiangsu Province [J]. Ecological Science, 2007, 26(3): 263-268 (in Chinese)

[3]Li J G, Pu L J, Zhu M, et al. Evolution of soil properties following reclamation in coastal areas: A review [J]. Geoderma, 2014, 226-227: 130-139

[4]陆君, 李取生, 杜烨锋, 等. 滩涂围垦淋洗脱盐过程对土壤中几种不同形态硫的影响[J]. 华南师范大学学报: 自然科学版, 2012, 44(2): 95-98

Lu J, Li Q S, Du Y F, et al. Effect of tidal flat reclamation and leaching desalination on several different forms of sulphur in the soil [J]. Journal of South China Normal University: Natural Science Edition, 2012, 44(2): 95-98 (in Chinese)

[5]刘亚男, 李取生, 杜烨锋, 等. 滩涂土壤淋洗过程中盐分变化及其对重金属的影响[J]. 环境科学, 2011, 32(7): 2087-2091

Liu Y N, Li Q S, Du Y F, et al. Salinity change and its impact on heavy metals during beach soil leaching and desalination [J]. Environmental Science, 2011, 32(7): 2087-2091 (in Chinese)

[6]徐彩瑶, 濮励杰, 朱明. 沿海滩涂围垦对生态环境的影响研究进展[J]. 生态学报, 2018, 38(3): 1-15

Xu C Y, Pu L J, Zhu M. Effect of reclamation activity on coastal ecological environment: Progress and perspectives [J]. Acta Ecologica Sinica, 2018, 38(3): 1-15 (in Chinese)

[7]Li Q S, Liu Y N, Du Y F, et al. The behavior of heavy metals in tidal flat sediments during fresh water leaching [J]. Chemosphere, 2011, 82: 834-838

[8]崔志红. 围垦对珠江口滩涂土壤重金属化学形态的影响[D]. 广州: 暨南大学, 2010: 14-40

Cui Z H. Effect of reclamation on chemical species of heavy metals in tidal flat soil from the Pearl River Estuary [D]. Guangzhou:Jinan University, 2010: 14-40 (in Chinese)

[9]杜烨锋, 李取生, 陈连运, 等. 淋洗脱盐对滩涂土壤孔隙水重金属垂直迁移的影响[J]. 生态科学, 2009, 28(1): 62-65

Du Y F, Li Q S, Chen L Y, et al. Effects of leaching desalination on the vertical movement of heavy metals in the pore water of tidal flat soils during reclamation [J]. Ecological Science, 2009, 28(1): 62-65 (in Chinese)

[10]Li H, Lu J, Li Q S, et al. Effects of freshwater leaching on potential bioavailability of heavy metals in tidal flat soils [J]. Environmental Geochemistry and Health, 2016, 38(1): 99-110

[11]李取生, 楚蓓, 石雷, 等. 珠江口滩涂湿地土壤重金属分布及其对围垦的影响[J]. 农业环境科学学报, 2007, 26(4): 1422-1426

Li Q S, Chu B, Shi L, et al. Heavy metal distribution in tidal wetland soils and its effect on reclamation in the Pearl River Estuary [J]. Journal of Agro-Environment Science, 2007, 26(4): 1422-1426 (in Chinese)

[12]毛志刚, 谷孝鸿, 刘金娥, 等. 盐城海滨盐沼湿地及围垦农田的土壤质量演变[J]. 应用生态学报, 2010, 21(8): 1986-1992

Mao Z G, Gu X H, Liu J E, et al. Evolvement of soil quality in salt marshes and reclaimed farmlands in Yancheng coastal wetland [J]. Chinese Journal of Applied Ecology, 2010, 21(8): 1986-1992 (in Chinese)

[13]殷仪华, 陈邦本. 江苏省滨海盐土脱盐过程pH值上升原因的探讨[J]. 土壤通报, 1991, 22(1): 5-7

Yin Y H, Chen B B. Discussion on the reason of pH increase during the desalination of coastal saline soil in Jiangsu Province [J]. Journal of Soil Science, 1991, 22(1): 5-7 (in Chinese)

[14]陈邦本, 方明, 胡蓉卿, 等. 江苏滨海盐土碱化可能性的探讨 I. 自然脱盐过程中碱化可能性问题[J]. 南京农业大学学报, 1987, 10(2): 76-81

Chen B B, Fang M, Hu R Q, et al. Possibility of alkalization of saline soils along the sea coast of Jiangsu Province I. Possibility of alkalization during the process of native desalinization [J]. Journal of Nanjing Agricultural University, 1987, 10(2): 76-81 (in Chinese)

[15]刘平, 徐明岗, 宋正国. 伴随阴离子对土壤中铅和镉吸附-解吸的影响[J]. 农业环境科学学报, 2007, 26(1): 252-256

Liu P, Xu M G, Song Z G. Effects of accompanying anions on adsorption-desorption of Pb and Cd by two typical soils of China [J]. Journal of Agro-Environment Science, 2007, 26(1): 252-256 (in Chinese)

[16]Williams T P, Bubb J M, Lester J N. Metal accumulation within salt marsh environment: A review [J]. Marine Pollution Bulletin, 1994, 28(5): 277-290

[17]Usman A R A, Kuzyakov Y, Stahr K. Effect of immobilizing substances and salinity on heavy metals availability to wheat grown on sewage sludge-contaminated soil [J]. Soil & Sediment Contamination, 2005, 14: 329-344

[18]Du L G, De V R, Vandecasteele B, et al. Effect of salinity on heavy metal mobility and availability in intertidal sediments of the Scheldt Estuary [J]. Coastal and Shelf Science, 2008, 77(4): 589-602

[19]Li Q S, Wu Z F, Chu B, et al. Heavy metals in coastal wetland sediments of the Pearl River Estuary, China [J]. Environmental Pollution, 2007, 149(2): 158-164

[20]翟可, 刘茂松, 徐驰, 等. 盐城滨海湿地的土地利用/覆盖变化[J]. 生态学杂志, 2009, 28(6): 1081-1086

Zhai K, Liu M S, Xu C, et al. Land use/cover change in Yancheng coastal wetland [J]. Chinese Journal of Ecology, 2009, 28(6): 1081-1086 (in Chinese)

[21]杜烨锋. 淋洗脱盐过程对滩涂土壤重金属垂直迁移的影响[D]. 广州: 暨南大学, 2009: 10-35

Du Y F. Effects of leaching desalination on the vertical movement of heavy metals in the tidal flat soils during reclamation [D]. Guangzhou: Jinan University, 2009: 10-35 (in Chinese)