吳愛琴等

摘要：通過對山東省水岸帶土壤理化性質(zhì)和重金屬含量研究表明：山東省水岸帶土壤pH和有機碳含量均值分別高于和低于山東省土壤背景值，水岸帶土壤pH、粒徑組成和有機碳含量的空間分布差異相對較大，反映了土壤質(zhì)地、物質(zhì)來源和周圍環(huán)境條件對土壤性質(zhì)的影響；各重金屬含量均與土壤有機碳值極顯著相關(guān)（P<0.01），除Pb和Hg外，其他重金屬含量均與土壤的平均粒徑呈極顯著的負(fù)相關(guān)關(guān)系（P<0.01），而只有Cd和Pb分別與pH呈顯著正相關(guān)和負(fù)相關(guān)關(guān)系，表明土壤有機質(zhì)和粒度對水岸帶重金屬含量影響較大，而土壤pH對重金屬含量影響較小。

關(guān)鍵詞：水岸帶；土壤理化特征；重金屬；山東省

中圖分類號：X833； X131.3 文獻(xiàn)標(biāo)識碼：A 文章編號：0439-8114（2015）18-4429-06

DOI：10.14088/j.cnki.issn0439-8114.2015.18.012

山東省位于中國黃河下游地區(qū)、中國東部沿海、京杭大運河的中北段。境內(nèi)以平原為主，約占陸地總面積的55.0%；其次是山地，約占15.5%；再次是丘陵，約占13.2%；湖沼占4.4%；洼地占4.1%；其他占7.8%；其中農(nóng)業(yè)用地占其土地面積的45.1%。山東省氣候溫和，常年平均氣溫11～14 ℃，雨量集中，多年平均降水量550～950 mm，屬暖溫帶季風(fēng)氣候。

目前，山東全省干流長度在50 km以上的有1 000多條，大于10 km的河流共計1 552條，長度在5 km以上的河流有5 000多條，全省平均河網(wǎng)密度為0.24 km/km2。分屬黃河、淮河、海河流域及獨流入海水系（圖1）。主要河流有黃河、徒駭河、馬頰河、沂河、大汶河、小清河、濰河、沭河、東魚河、泗河、洙趙新河、德惠新河、大沽河、彌河等，還有著名人工河流大運河，其中中國第二大河黃河在山東境內(nèi)自西南向東北斜穿入海，流程617 km；京杭大運河自東南向西北縱貫魯西平原，流程長630 km。湖泊主要有淮河流域內(nèi)的南四湖（微山湖、昭陽湖、獨山湖、南陽湖）、黃河流域內(nèi)的東平湖、稻屯洼和小清河流域內(nèi)的白云湖、馬踏湖等。全省共有大、中、小型水庫5 563座，其中大型水庫32座，中型水庫151座，小型水庫5 380座，總庫容1.577×1010 m3，興利庫容8.190×109 m3。由于降水偏少，人口眾多，經(jīng)濟發(fā)達(dá)，山東為我國北方嚴(yán)重缺水的省份之一，年人均水資源占有量僅有334.000 m3，約為全國的1/6，世界的1/25[1]。

人類活動產(chǎn)生的大量重金屬元素絕大部分以固態(tài)形式蓄積于沉積物中，尤其是水岸帶沉積物之中，并對水岸帶生態(tài)環(huán)境產(chǎn)生深遠(yuǎn)影響[2]。水岸帶（Riparian Zone）是指河岸、湖岸、海岸以及溪溝渠塘等各種水—陸過渡地帶[3]，具有水域與陸地生態(tài)系統(tǒng)的雙重屬性[4]。水岸帶由于植物的截留作用，可以有效地減緩徑流的流速，保護河岸，同時通過物理、化學(xué)和生物過程滯留阻控地表徑流中的多種污染物質(zhì)，如總固體懸浮物（SS）、營養(yǎng)物質(zhì)（N和P）、持久性有機污染物（POPs）以及重金屬等物質(zhì)[5-8]。N、P等營養(yǎng)物質(zhì)可以通過生物吸收轉(zhuǎn)化等作用被降解或去除，但重金屬類物質(zhì)不能夠被生物降解，會長期留存于水岸帶中，對水岸帶生態(tài)系統(tǒng)造成持久性的影響與威脅[9]。同時重金屬具有持久性、生物富集性、毒性和來源的廣泛性等特點，是水岸帶土壤中具有極大危害的污染物，也是典型的難以降解的持久性毒物（PTs）[10]。沉積物中重金屬的活性與環(huán)境條件有關(guān)，即在一定的理化條件下，重金屬會被重新釋放，形成二次污染[11]。通過對山東省水岸帶土壤理化性質(zhì)和重金屬含量的分析，并建立兩者之間的關(guān)系，以期為水岸帶生態(tài)系統(tǒng)的保護、恢復(fù)和重建提供科學(xué)依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 資料收集與采樣點布設(shè)

主要采用了資料收集、現(xiàn)場樣品采集和實驗室分析相結(jié)合的方式。通過網(wǎng)絡(luò)資源的搜索和文本的查閱，在《山東省水資源公報》和《山東環(huán)境狀況公報》等報告中收集了2001-2012年山東省河流和湖泊水體水質(zhì)狀況的相關(guān)數(shù)據(jù)。在此基礎(chǔ)上，對山東省的大運河、趙王河、巨龍河等24條主要河流和東平湖等5個水庫進行了實地調(diào)查（表1），并詳細(xì)記錄各水岸帶采樣點周圍環(huán)境性狀，包括土地使用類型、植被類型和水體環(huán)境概況等環(huán)境要素，共采集了37個水岸帶土壤樣品，回實驗室后對其基本理化性質(zhì)和重金屬含量水平進行了分析。

1.2 樣品采集和預(yù)處理

于2010年9～10月，在各水岸帶采樣點采集0～20 cm深度土壤。采樣點位于河流的近岸帶（距離水體0～3 m），采樣過程中用有機玻璃鏟刮去水岸帶表層的腐殖質(zhì)層和枯枝落葉等，均勻采集0～20 cm深度的表層土壤樣品，同時采用多點（5～12點）混合取樣法取樣，每個水岸帶采樣點用四分法組成1個混合樣品，共采集樣品37個。所有采集的樣品均現(xiàn)場裝入聚乙烯密封塑料袋，然后放入便攜式冷藏箱冷藏，帶回實驗室以后低溫保存到冷凍冰柜中。

在實驗室內(nèi)，土壤樣品在陰涼處經(jīng)自然風(fēng)干，用塑料鑷子剔除樣品中植物根系、樹枝、大型無脊椎動物、石塊和小磚頭等雜質(zhì)后，用木棍碾碎，取出部分樣品裝入聚乙烯密封塑料袋中用以測定土壤的pH和粒度；剩余部分樣品用瑪瑙研缽研磨，過100目尼龍網(wǎng)篩后裝入聚乙烯密封塑料袋中用于土壤中重金屬和有機質(zhì)含量的測定。

1.3 樣品分析方法

樣品pH的測定采用pH計法（水土比為2.5∶1.0），采用LS 13 320型激光粒度儀（美國Beckman Coulter公司）測定土壤的粒徑組成，土壤有機碳的測定采用重鉻酸鉀法[12]。樣品在經(jīng)過密閉微波消解后，在中國科學(xué)院南京地理與湖泊研究所湖泊與環(huán)境國家重點實驗室用ICP-AES測定重金屬Cr、Ni、Cu、Co、Cd、Zn和Pb的含量，用直接汞分析儀測定Hg的含量。在分析測試過程中均做相應(yīng)的試劑空白試驗，并利用國家土壤標(biāo)準(zhǔn)物質(zhì)GSS-6進行3個平行分析測定方法的回收率試驗，各重金屬元素分析結(jié)果最大誤差均在5%以內(nèi)。分析測試的過程中還隨機抽取了4個樣品做5次重復(fù)試驗，各重金屬元素的相對標(biāo)準(zhǔn)偏差均能控制在10%以內(nèi)。

2 結(jié)果與分析

2.1 水岸帶土壤的基本理化性質(zhì)

2.1.1 pH 山東省水岸帶土壤pH 5.67～8.49，平均值為7.84，略高于山東省土壤環(huán)境背景值（pH=7.7）（圖2）；空間變異系數(shù)為9.90%，空間差異顯著；沭河、乳山河、日照水庫、高陵水庫、門樓水庫、米山水庫等6個點位水岸帶土壤的pH均小于7，略偏酸性，其中以米山水庫水岸帶土壤酸性最強（pH=5.67），其他點位土壤均呈堿性，其中洙趙新河岸帶土壤pH為8.49，為所有采樣點位中堿性最強。

山東省水體水岸帶土壤的酸堿度空間差異性較大，可能是與受到成土母質(zhì)的影響導(dǎo)致土壤類型的不同有關(guān)[13，14]。

2.1.2 粒度 由表2和圖3可知，山東省各采樣點水岸帶土壤平均粒徑變化較大，其范圍在13.42（東平湖3）～455.21 μm（高陵水庫）之間，平均粒徑為89.69 μm，其中約 25.60%點位的土壤平均粒徑大于100 μm，平均粒徑的變異系數(shù)為107.00%，山東省水岸帶土壤粒度的空間分布差異明顯且土壤顆粒較大。從土壤的質(zhì)地來看，水岸帶土壤主要以粉粒和沙粒為主（88.81%），粘粒次之，石礫所占比例最低，僅有5個點位（日照水庫、米山水庫、高陵水庫、乳山河和濰河2）的土壤樣品中有石礫檢出，其中高陵水庫水岸帶土壤中石礫含量最高，達(dá)10.90%。

成土母質(zhì)是影響水岸帶土壤粒度大小的主要因素，水岸帶對地表徑流中總固體懸浮物（SS）和泥沙的選擇性截留也是影響水岸帶土壤粒徑的因素。此外，汛期水體淹沒水岸帶，沖刷帶走土壤中的細(xì)顆粒物質(zhì)并沉淀下泥沙和使部分石礫暴露并進入土壤也可能是導(dǎo)致水岸帶土壤粒徑較粗的原因[15，16]。

2.1.3 有機碳 山東省水體水岸帶土壤有機碳含量為1.51～19.57 g/kg，平均含量為5.44 g/kg，顯著低于山東省土壤背景值（6.71 g/kg）（圖4），洙趙新河2號點位采樣點土壤有機碳含量高于其他點位，另有11個點位略高于山東省土壤背景值，其中約有81.60%的點位土壤有機碳含量小于8 g/kg；水岸帶土壤有機碳含量的空間變異系數(shù)為64.70%，空間差異性較大。土壤有機碳含量與平均粒徑呈現(xiàn)一定的負(fù)相關(guān)關(guān)系（r=-0.361，P<0.05），說明土壤有機碳含量受土壤粒度影響較大，主要是不同粒度的顆粒吸附作用差異明顯。

水岸帶土壤有機碳的含量除受到成土母質(zhì)的影響外，其上附生植被也會顯著改變土壤有機碳含量。根據(jù)現(xiàn)場調(diào)查，多數(shù)采樣點水岸帶區(qū)域均被改造成為耕地或林地，每年補充到水岸帶土壤中的有機物質(zhì)量較少；另一方面，水岸帶區(qū)域?qū)Φ乇韽搅骱脱雌谒w中較大顆粒泥沙的截留能力較強，而使土壤中細(xì)小顆粒被沖刷走，使其吸附有機碳的能力下降[15，16]；同時，土壤粒徑較大導(dǎo)致土壤孔隙度較大，透氣性能較好，利于氧氣的滲入，可以促進土壤中有機物質(zhì)的礦化作用，從而降低水岸帶土壤有機碳的含量。

綜上所述，從各理化參數(shù)的平均值上看，山東省水岸帶土壤pH和有機碳含量分別高于和低于山東省土壤背景值；而從其變異系數(shù)來看，水岸帶土壤pH、粒徑組成和有機碳含量的空間分布差異相對較大，反映了土壤質(zhì)地、物質(zhì)來源和周圍環(huán)境條件對土壤性質(zhì)的影響。

2.2 水岸帶各重金屬含量

山東省水岸帶土壤重金屬含量見表3。整體來看，山東省水岸帶土壤中各種金屬平均含量大小順序為Zn>Cr>Ni>Pb>Cu>Co>Cd>Hg。

3 小結(jié)與討論

一般來說重金屬元素可以被土壤顆粒和有機質(zhì)吸附，并且能夠與有機質(zhì)形成絡(luò)合物[17，18]。土壤粘土所占比例越高，粒徑越小，比表面積越大，其吸附能力越強，重金屬含量往往越高；有機質(zhì)對重金屬含量的影響是通過其主要成分腐殖質(zhì)對重金屬強烈的吸附和絡(luò)合作用[17]，使得重金屬含量隨有機質(zhì)含量增加而增加；土壤pH是影響土壤重金屬含量的關(guān)鍵因子之一[15，19]，土壤pH越高，部分重金屬的溶解性越差，土壤吸附的量就越多，流失量少，含量就越高。

從本研究來看，各重金屬含量均與土壤有機碳值極顯著相關(guān)（P<0.01）（表4），表明土壤有機質(zhì)是重金屬重要的載體，也說明山東省水岸帶土壤有機質(zhì)含量是影響重金屬在土壤環(huán)境中行為的重要因子。這與Stone等[20]研究認(rèn)為的多種重金屬在土壤中的存在形態(tài)主要是有機質(zhì)結(jié)合態(tài)的結(jié)論是相符的。除Pb和Hg外，其他重金屬含量均與土壤的平均粒徑呈極顯著的負(fù)相關(guān)關(guān)系（P<0.01），說明土壤粒徑對于山東省水岸帶土壤重金屬的含量分布影響較大；從各重金屬與pH的相關(guān)性關(guān)系來看，除Cd和Pb分別與pH呈顯著正相關(guān)和負(fù)相關(guān)關(guān)系外，其他相關(guān)關(guān)系均較弱，說明Cd和Pb可能受到土壤pH的影響外，其他基本不受pH影響。

4 結(jié)論

1）從各理化參數(shù)的平均值上看，山東省水岸帶土壤pH和有機碳含量分別高于和低于山東省土壤背景值；而從其變異系數(shù)來看，水岸帶土壤pH、粒徑組成和有機碳含量的空間分布差異相對較大，反映了土壤質(zhì)地、物質(zhì)來源和周圍環(huán)境條件對土壤性質(zhì)的影響。

2）山東省水岸帶土壤中有機碳和平均粒徑與土壤重金屬均呈現(xiàn)顯著的相關(guān)關(guān)系（p<0.01），說明二者對水岸帶重金屬含量影響較大，而土壤pH對重金屬含量影響不大。

參考文獻(xiàn)：

[1] NAIMAN R J， DECAMPS H. The ecology of interface：Riparian zones[J]. Annual Review of Ecology and systematics， 1997，28：621-658.

[2] MCCLAIN M E， BOYER E W， DENT C L， et al. Biogeochemical hot spots and hot moments at the interface of terrestrial and aquatic ecosystems[J]. Ecosystems， 2003（6）： 301-312.

[3] MAURIZIO B， MONICA V， FRANCESCO M， et al. Effectiveness of buffer strips in removing pollutants in runoff from a cultivated field in North-East Italy[J]. Agriculture Ecosystem and Environment， 2005， 102（1-2）： 101-114.

[4] NINA S， MARIANNE B. Vegetative buffer zones as pesticide filters for simulated surface runoff[J]. Ecological Engineering， 2004， 22（3）：175-184.

[5] LOWRANCE R， ALTIER L S， NEWBOLD J D， et al. Water quality functions of riparian forest buffers in Chesapeake Bay watersheds[J]. Environmental Management，1997，21（5）：687-712.

[6] ARORA K， MICKELSON S K， BAKER J L， et al. Herbicide retention by vegetative buffer strips from runoff under natural rainfall[J]. Transactions of ASAE，1996，39（6）：2155-2162.

[7] 李睿華，管運濤，何 苗，等.河岸荊三棱帶改善河水水質(zhì)的中試研究[J].環(huán)境科學(xué)，2007，28（6）：1198-1203.

[8] 張 菊，陳詩越，鄧煥廣，等.山東省部分水岸帶土壤重金屬含量及污染評價[J].生態(tài)學(xué)報，2012，32（10）：3144-3153.

[9] VAN L L， SMOLDERS E. Does soil water saturation mobilize metals from riparian soils to adjacent surface water：A field monitoring study in a metal contaminated region[J]. Environmental Science：Processes Impacts，2013，15（6）：1181-1190.

[10] 吳愛琴，董 杰，陳詩越，等.山東省水源地水質(zhì)與生態(tài)安全研究[J].人民黃河，2012，34（6）：71-72，75.

[11] 馬迎群，時 瑤，秦延文，等.渾河上游（清原段）水環(huán)境中重金屬時空分布及污染評價[J].環(huán)境科學(xué)，2014，35（1）：108-116.

[12] 勞家檉.土壤農(nóng)化分析手冊[M].北京：農(nóng)業(yè)出版社，1988.

[13] 游文澄，張新光，胡秋華.山東省農(nóng)業(yè)地質(zhì)背景條件淺析[J].山東地質(zhì)情報，1991（3）：27-30.

[14] 蕭月芳.山東棕壤區(qū)土壤和小麥玉米中重金屬元素含量及其相互關(guān)系[J].農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報，1992，11（4）：147-151.

[15] 李世鋒.關(guān)于河岸緩沖帶攔截泥沙和養(yǎng)分效果的研究[J].水土保持科技情報，2003（6）：41-43.

[16] 李冬林，金雅琴，張紀(jì)林，等.秦淮河河岸帶典型區(qū)域土壤重金屬污染分析與評價[J].浙江林學(xué)院學(xué)報，2008，25（2）：228-234.

[17] 鐘曉蘭，周生路，黃明麗，等.土壤重金屬的形態(tài)分布特征及其影響因素[J].生態(tài)環(huán)境學(xué)報，2009，18（4）：1266-1273.

[18] YIN Y， IMPELLITTERI C A， YOU S J， et al. The importance of organic matter distribution and extract soil：Solution ratio on the desorption of heavy metals from soils[J]. Science of the Total Environment，2002，287（1-2）：107-119.

[19] 葉 琛，李思悅，卜紅梅，等.三峽水庫消落區(qū)蓄水前土壤重金屬含量及生態(tài)危害評價[J].土壤學(xué)報，2010，47（6）：1264-1269.

[20] STONE M， DROPPO I G. Distribution of lead， copper and zinc in size-fractionated river bed sediment in two agricultural catchments of Southern Ontario， Canada[J]. Environmental Pollution，1996，93（3）：353-362.