楊磊，李明亮，金洋，龔緒龍，汪亞平，高建華

（1.江蘇省地質調查研究院，江蘇 南京 210018；2.國土資源部地裂縫地質災害重點實驗室，江蘇 南京 210018；3.南京大學 地理與海洋科學學院，江蘇 南京 210023）

潮灘圍墾對沉積物重金屬的影響初探
——以江蘇為例

楊磊1，2，李明亮1，2，金洋1，龔緒龍1，2，汪亞平3，高建華3

（1.江蘇省地質調查研究院，江蘇 南京 210018；2.國土資源部地裂縫地質災害重點實驗室，江蘇 南京 210018；3.南京大學 地理與海洋科學學院，江蘇 南京 210023）

根據(jù)圍墾前后的江蘇條子泥潮灘沉積物重金屬數(shù)據(jù)，獲取重金屬背景值，分析重金屬含量與分布的變化特征，探討圍墾對重金屬的影響機制，運用潛在生態(tài)風險指數(shù)法評價重金屬生態(tài)風險變化。結果表明，重金屬Cr、Ni、Pb的平均含量降低7.2%～15.2%，Cu、Zn、As、Cd的平均含量升高2.7%～23.6%，重金屬空間分布的異質性增強；圍墾改變堤外潮灘水動力與沉積物分布格局，離岸越遠，重金屬含量的變化越不明顯；受植被類型、土地利用方式的影響，互花米草灘重金屬含量變化率明顯高于鹽蒿灘，用作水產(chǎn)養(yǎng)殖的潮灘重金屬含量普遍降低，用作農(nóng)業(yè)種植的潮灘重金屬含量普遍升高；潮灘沉積物總體質量優(yōu)良，重金屬總潛在生態(tài)風險指數(shù)平均值和最大值分別升高6.5%和23.8%，仍處于低生態(tài)風險程度。

圍墾；潮灘；沉積物；重金屬；影響機制；生態(tài)風險；江蘇

近年來，隨著沿海地區(qū)社會經(jīng)濟的快速發(fā)展，大量的污染物直接或間接排入近海，其中，重金屬污染物具有降解能力差、生物毒性及生物累積放大等特點（Kalantzi et al，2013），是對環(huán)境和人體健康最具有威脅的污染物之一。潮灘是陸海交互作用最活躍的區(qū)域，也是典型的環(huán)境脆弱帶（Hongyi et al，2009），受人類活動的影響顯著；重金屬往往通過懸浮泥沙的吸附和搬運重新累積于沿岸灘地中（許世遠等，1997），潮灘成為了陸源重金屬元素的匯，同時也是二次重金屬污染的源（Cador et al，1996），潮灘環(huán)境質量面臨日益惡化的趨勢，甚至在自然保護區(qū)的核心區(qū)也出現(xiàn)了重金屬的富集（左平等，2010；王俊杰等，2015）。

潮灘重金屬污染一直是海岸環(huán)境污染研究關注的熱點，目前的研究集中于重金屬空間分布特征與污染評價（曹玲瓏等，2013；張際標等，2014；張龍輝等，2014），重金屬的來源（李玉等，2010；李磊等，2012；王建華等，2014），近海排污導致的重金屬累積特征與歷史（于文金等，2007；高芳蕾等，2011；張瑞等，2013），重金屬的富集、遷移與控制機制等（許世遠等，1997；畢春娟等，2006a；陳蓮等，2014）。圍墾是一種對潮灘具有高強度干擾的人類活動，已有的相關報道多限于圍墾區(qū)內重金屬含量的分布與污染評價（孟慶峰等，2011；姚榮江等，2012；童敏等，2015），關于圍墾對潮灘沉積物重金屬的影響程度與影響機制的研究鮮見報道。

根據(jù)國務院2009年通過的《江蘇沿海地區(qū)發(fā)展規(guī)劃》，到2020年，江蘇沿海地區(qū)規(guī)劃圍填270萬畝海域灘涂，其利用以綜合開發(fā)為方向，優(yōu)先用于發(fā)展現(xiàn)代農(nóng)業(yè)、耕地占補平衡和生態(tài)保護與建設，適度用于臨港產(chǎn)業(yè)發(fā)展。大規(guī)模、高強度的灘涂圍墾，將給江蘇沿海濕地生態(tài)系統(tǒng)和沉積動力環(huán)境帶來前所未有的沖擊。因此，研究圍墾前后潮灘沉積物重金屬變化特征以及潛在生態(tài)風險，對于灘涂資源的圍墾與可持續(xù)開發(fā)利用，以及海洋環(huán)境保護都具有重要的意義。

1 研究區(qū)概況

江蘇中部海岸發(fā)育有一系列輻射狀的水下沙脊群（圖1A），南北長199.6 km，東西寬140 km，面積約22 470 km2（王穎等，2014）。該區(qū)域主要受東海前進潮波與南黃海旋轉潮波控制，南黃海旋轉潮波向南通過西洋、陳家塢槽進入條子泥北、東側水域，東海潮波通過爛沙洋、黃沙洋、條魚港向北進入條子泥南側水域（張正龍，2004）。

條子泥海域潮汐為正規(guī)半日潮，平均潮差2～ 4 m，潮差自北向南增大，淺海半日分潮明顯（張正龍等，2004），近期在新條魚港實測最大潮差9.39 m（丁賢榮等，2014），屬強潮海岸。輻射沙脊海域全年盛行偏北向浪，頻率約為63%，波高小于1 m的頻率為85%。而在條子泥沙洲區(qū)，由于外圍沙脊的掩護，波浪作用較弱（陳君，2002）。由于輻射沙脊豐富的物源供給，條子泥海域潮灘為典型的淤漲型潮灘。

1977年以來，條子泥內緣區(qū)岸段陸續(xù)匡圍了漁舍墾區(qū)、新東墾區(qū)、方塘河閘墾區(qū)、三倉片墾區(qū)、無名川墾區(qū)、倉東墾區(qū)、弶東墾區(qū)、方南墾區(qū)和梁南墾區(qū)，共匡圍灘涂26.9萬畝，新建圍堤94.4 km（江蘇省908專項辦公室，2012），主要用于發(fā)展農(nóng)業(yè)種植、水產(chǎn)養(yǎng)殖、太陽能、風電等。新規(guī)劃實施的條子泥匡圍工程位于梁垛河閘與方塘河閘之間，總的計劃圍墾面積達34.61萬畝（230.73 km2），計劃按照7個作業(yè)區(qū)，分三期進行圍墾（河海大學，2009）。于2011年底開始施工，截止2014年，已完成條南邊灘作業(yè)區(qū)和條北邊灘作業(yè)區(qū)的匡圍。

條子泥因處于輻射沙脊群核心區(qū)，灘面平坦寬闊，是江蘇沿海灘面高程最高、淤漲最快的地方，匡圍難度低，圍墾方式為高灘圍墾，起圍高程在平均高潮線以上（張長寬等，2011），平均高潮線以上的灘面植被較好，有利于墾殖，且所圍灘地和堤內耕地基本相平，不需從外地取土（孟爾君等，2010），陳影影等（2015）在2012年匡圍的條南邊灘墾區(qū)采集的剖面土壤粒度記錄在整個剖面上表現(xiàn)出自下向上逐漸變細的特點，反映了圍墾前原始潮灘沉積物的自然演化特點，說明匡圍工程本身對沉積物層次的影響小，這一特點為研究匡圍工程及后續(xù)開發(fā)利用對沉積物重金屬的影響提供了較為理想的場所。

2 材料與方法

2.1樣品采集與測試

2004年10月20-29日在研究區(qū)采集70個表層（0～10 cm）沉積物樣品和17個深層（150～ 200 cm）沉積物樣品，其樣品分布如圖1B所示；2014年1月13～19日，在研究區(qū)采集表層（0～10 cm）沉積物樣品92個，其中在S01斷面上由陸向海方向依次采集樣品19個，其分布如圖1C所示。采樣方法：用取樣薄片采集深度為0～10 cm的表層沉積物，樣品現(xiàn)場用塑料自封袋密封、冷藏；用振動活塞取樣器由海底沉積物表層開始，向下連續(xù)采集深達200 cm的柱狀樣品，用PVC管現(xiàn)場加蓋密封，準確標明沉積順序后冷藏，樣品帶回實驗室。

樣品處理與測試工作由國土資源部南京礦產(chǎn)資源監(jiān)督檢測中心實驗室完成，深層沉積物樣品取自柱狀樣150～200 cm的連續(xù)沉積物，2004年采集的87個樣品與2014年采集的90個樣品（其中S01斷面上樣品17個）進行Cu、Zn、As、Cd、Cr、Hg、Ni、Pb等8項重金屬元素以及Al元素含量的測試。Al、Pb、Cr、Cu、Zn、Ni的含量經(jīng)過粉末壓片處理后采用X熒光光譜法測定；As、Hg的含量采用王水溶樣，原子熒光光度法測定；Cd的含量采用HF、HNO3、HClO4溶樣，石墨爐原子吸收法測定。分析過程中采用國家標準物質樣品GSS-8、GSS-9、GSS-10、GSS-11進行質量控制，測試誤差控制在5%以內。

S01斷面上的19個樣品進行粒度分析，在實驗室內取沉積物樣品3～10 g，加入質量濃度為0.5%的六偏磷酸鈉溶液混合均勻，常溫放置24 h至樣品完全分散。使用測量范圍為0.02～2 000 μm的Mastersizer 2000型激光粒度儀上機處理，輸出間距0.25 φ的粒徑頻率分布數(shù)據(jù)。

樣品采集依據(jù)中國地質調查局《多目標區(qū)域地球化學調查規(guī)范（1∶250 000）》（DD2005-01），重金屬測試依據(jù)中國地質調查局《生態(tài)地球化學評價樣品分析技術要求》（DD2005-03），粒度分析依據(jù)《海洋調查規(guī)劃第8部分∶海洋地質地球物理調查》（GB/T 12763.8-2007）。

圖1 研究區(qū)位置與采樣點分布圖

2.2數(shù)據(jù)處理

粒度參數(shù)計算采用Mcmanus（1988）提出的方法，命名采用Wang等（2014）提出的方法，粒度參數(shù)的描述采用賈建軍等（2002）的方法。數(shù)據(jù)的統(tǒng)計分析采用SPSS17.0軟件完成。

2.3評價標準與方法

潮灘沉積物質量評價依據(jù)《海洋沉積物質量》（GB18668-2002），采用除Ni以外的7種重金屬元素含量評價沉積物質量。

重金屬生態(tài)風險評價采用潛在生態(tài)風險指數(shù)法。潛在生態(tài)風險指數(shù)法（Hankanson，1980）是瑞典科學家Hankanson根據(jù)重金屬的性質及環(huán)境行為特點，從沉積學的角度提出的對沉積物中重金屬污染評價的方法。其計算公式為：

表1 重金屬潛在生態(tài)風險指數(shù)和風險程度的關系

2.4背景值的求取

背景值的選取直接影響到重金屬污染評價結果。有研究表明，背景值最好選擇與污染的沉積物在礦物組成上可以對比的、未受污染的沉積物元素值，即從鉆孔中最深部位、未出現(xiàn)生物擾動現(xiàn)象，可以估計出工業(yè)化活動以前的微量元素為背景值（Aloupi et al，2001）。

研究區(qū)所處的江蘇沿海中部淤漲型潮灘，前人通過年代測定方法獲取的沉積速率在3.0～4.17 cm/a之間（張忍順等，1992；王愛軍等，2005；于文金等，2007），據(jù)此計算出150～200 cm深度取得的樣品的沉積年齡至少在35年以上，按取樣時間推算即在1969年以前，而研究區(qū)工業(yè)化的發(fā)端要在20世紀80年代以后，因此，用深層沉積物樣品獲取的重金屬含量可以代表研究區(qū)的背景值。

參考Schropp等（1990）、Veinott等（2001）、夏鵬等（2012）的方法，利用2004年在研究區(qū)采取的17個深層沉積物中重金屬元素與參比元素Al的線性回歸，消除重金屬自然來源變化和沉積物粒度對重金屬含量的影響（Loring，1991；Roussiez et al，2005），獲取了研究區(qū)重金屬背景值（表2）。

表2 沉積物重金屬背景值/mg·kg-1

本研究的背景值結果，與江蘇海涂土壤背景值和黃海淺海沉積物背景值相對較為接近，變化率在-42.5%～41.2%之間；與江蘇濱海土壤背景值相比，Cd和Hg背景值明顯要低，分別相差4倍和1倍；普遍低于南黃海北部表層沉積物背景值，Cd、Hg和Pb分別相差2.29倍、1.35倍和1.15倍。以上分析說明，在條子泥潮灘重金屬污染評價過程中采用江蘇濱海土壤或南黃海北部表層沉積物背景值會導致評價結果的明顯偏移。

3 結果與討論

3.1粒度數(shù)據(jù)分析

S01斷面上，沉積物粒徑為11.12～55.07 μm，平均粒徑為37.60 μm，呈現(xiàn)出由岸向海逐漸增大的趨勢；分選系數(shù)0.73～1.54，距岸1 400 m以內分選較差、以外分選中等，并呈現(xiàn)出由岸向海逐漸減小的趨勢；偏態(tài)值在1.11～1.71之間，距岸1 400 m以內基本為極正偏、以外為正偏；峰態(tài)值在1.61～2.21之間，為寬峰；主要沉積物類型為粘土質粉砂和砂質粉砂，粘土含量為0.91%～19.53%，粉砂和砂含量分別為59.92%～86.84%、1.37%～ 38.89%，由岸向海，粘土含量逐漸降低，砂組分含量逐漸增大。

3.2重金屬的變化特征

2004年與2014年研究區(qū)潮灘沉積物重金屬含量如表3所示。

Cr、Ni、Pb的含量降低，平均值變化率在-15.2%～-7.2%之間，Hg的含量不變，Cu、Zn、As、Cd的含量升高，平均值變化率在2.7%～23.6%之間；2004年僅有1個樣品為第二類沉積物，占樣品總數(shù)的1.6%，2014年有3個樣品為第二類沉積物，占樣品總數(shù)的3.9%，比例略有上升，條子泥潮灘沉積物質量總體優(yōu)良。

表3 潮灘沉積物重金屬含量

2004年，重金屬的分布格局為：Cu、Zn、Cd、As、Cr，高值區(qū)分布于海堤外北部梁垛河口及附近區(qū)域，低值區(qū)分布于三倉片墾區(qū)及海堤外中部與南部區(qū)域；Hg、Pb、Ni，高值區(qū)也分布于海堤外北部梁垛河口及附近區(qū)域，低值區(qū)分布于三倉片墾區(qū)和海堤外中部區(qū)域。

2014年，重金屬的分布格局變得較為復雜，異質性增強。Cu、Zn、Cd的變異系數(shù)降低，變化率在-10.6%～-5.7%之間，高值區(qū)分布于海堤外北部梁垛河口區(qū)域，且范圍略有縮小，低值區(qū)分布于倉東墾區(qū)、梁南墾區(qū)、弶東墾區(qū)和海堤以東區(qū)域；As、Hg、Cr、Ni、Pb的變異系數(shù)升高，變化率在3.1%～57.8%之間，高值區(qū)分布于海堤以北梁垛河口、條北邊灘墾區(qū)北部區(qū)域，低值區(qū)分布于倉東墾區(qū)和梁南墾區(qū)。

3.3圍墾對重金屬的影響機制

圍墾對圍堤外與圍墾區(qū)沉積物重金屬變化的影響機制不同，分別論述。需要說明的是，由于兩次采樣站位存在差異，在進行點上的重金屬時間變化特征分析時，盡量選擇了相近的站位（直線距離200 m以內）。

3.3.1 圍堤外

圍墾工程改變堤外原有的潮灘水動力格局，使得潮汐不對稱現(xiàn)象更加明顯，在物源充足的條件下，沉降延遲和沖刷延遲機制使細顆粒沉積物向潮灘上部運輸并沉積下來（Wang et al，2012）；圍墾工程在潮間帶中下部筑堤壩，對漲潮水體有阻滯作用，使得外海帶來的細顆粒沉積物在圍堤外側快速堆積（朱慶光等，2014）；Zhou等（2015）的模擬結果顯示，在潮汐占主導的潮灘，圍墾后泥質沉積物多分布在潮上帶，粉砂、砂分布在潮間帶及潮下帶。S01斷面上沉積物的粒度分布特征與上述研究結果一致。

重金屬含量與沉積物粒徑和沉積物中粘土含量之間高度相關（趙一陽等，1994； 黃家祥等，2007；李雅娟等，2012），本次的研究也表明：多數(shù)重金屬元素與粒度變化的關系非常密切（表4），重金屬含量受粒度效應的控制。圖2顯示了圍堤外兩次采樣中相近站位樣品重金屬含量變化情況：（a）離岸50 m的站位，重金屬含量明顯升高，Cu、Hg、Cd、As、Zn的變化率在35.5%～ 58.9%之間；（b）離岸900 m的站位，Cu、Hg、Cd、As、Zn含量略有升高，變化率已明顯低于堤前站位，在10.9%～45.5%之間；（c）離岸2 600 m的站位，兩次重金屬含量基本相當。這主要是由于堤前沉積物的粒度較細，其具有的表面積較大，對重金屬元素的吸附能力較強，隨著離岸距離的增加，沉積物粒徑增大，粘土含量降低，對重金屬的影響也會逐漸降低。

3.3.2 圍墾區(qū)

匡圍后的拋荒地，重金屬的變化主要受植被類型的影響。

條南邊灘墾區(qū)和條北邊灘墾區(qū)，2004年為光灘，現(xiàn)為拋荒地，圍墾年限1-2年，地面植被類型為互花米草和鹽蒿。兩次采樣相近站位重金屬變化情況為：互花米草灘，Cu、Zn、As、Cd、Hg、Ni的含量明顯升高，變化率在62.5%～166.7%之間，Cr和Pb的含量略有升高，變化率分別為20.2%和4.4%；鹽蒿灘，Cu、Zn、As、Cd、Hg、Ni的含量略有升高，變化率在7.7%～20.0%之間，Cr和Pb的含量則降低，變化率分別為-14.8%和-22.5%（圖3）?；セ撞菘纱龠M細顆粒物質的沉降，間接增加了對重金屬的富集作用，另外互花米草本身也對重金屬具有吸附作用，由于其富集作用主要在其根系附近，隨著植物根部腐爛，大部分重金屬被滯留在沉積物中（王愛軍等，2008；張龍輝等，2014）；互花米草灘與鹽蒿灘重金屬含量變化率的差異來源于這兩種植被對重金屬富集能力的差異，王愛軍等（2006）在臨近的王港潮灘的研究表明：鹽蒿灘表層沉積物由于主要來自于潮水溝輸運，因此沉積物比互花米草灘的要粗，這間接導致了鹽蒿灘對重金屬的富集能力要低于互花米草灘；不同重金屬含量變化率的差異則與植被根系對重金屬的富集能力和遷移效率有關，如米草屬植物對Hg的吸附能力極強（左平等， 2010），陳蓮等（2014）的研究表明：由于有著較高的富集系數(shù)和較低的遷移效率，Cu和Zn在互花米草根系中所占比例大于Pb和Cr，則在根系腐爛分解后回歸沉積物的Cu和Zn的比例是大于Pb和Cr的。

表4 斷面上沉積物重金屬含量與粒徑之間的相關系數(shù)

圖2 圍堤外站位樣品重金屬變化

圖3 不同植被覆蓋的站位樣品重金屬變化

匡圍后已開發(fā)的潮灘，重金屬的變化則主要受土地利用方式的影響。

梁南墾區(qū)、弶東墾區(qū)和倉東墾區(qū)，圍墾年限5-9年，土地利用以水產(chǎn)養(yǎng)殖、太陽能和風電為主，有少量拋荒地。與2004年相比，區(qū)域上Cu、Zn、As、Hg、Cr、Ni、Pb的含量降低，平均值變化率在-29.3%～-7.7%之間；兩次采樣相近站位重金屬變化情況為：8種重金屬的含量均降低，變化率在-50.0%～-11.7%之間（圖4a）。大面積匡圍蓄淡養(yǎng)魚是江蘇濱海強度鹽漬化土壤快速改良的一種常用模式，魚塘水分運動主要是重力水下滲，淋鹽作用強烈，且定期排出蓄水，會帶走大量鹽分（劉兆普等，1992），另有研究表明：灘涂土壤淋洗脫鹽過程改變土壤的氧化還原電位、鹽分離子濃度及其組成比例，這些變化共同改變重金屬在土壤中的化學形態(tài)，可有效降低可交換態(tài)、碳酸鹽結合態(tài)、鐵錳氧化物結合態(tài)的重金屬含量，土壤中重金屬的總量淋洗后較淋洗前會明顯降低（劉亞男等，2011）。

圖4 不同土地利用的站位樣品重金屬變化

三倉片墾區(qū)，圍墾年限17年，土地利用以農(nóng)業(yè)種植為主，種植耐鹽性農(nóng)作物，如棉花、小麥、玉米、油菜等。與2004年相比，區(qū)域上Pb的含量不變，Cu、Zn、As、Cd、Hg、Cr、Ni的含量升高，平均值變化率在0.4%～79.5%之間；兩次采樣相近站位重金屬變化情況為：Cr的含量不變，Cu、Zn、As、Cd、Hg、Ni、Pb的含量均升高，變化率在3.0%～47.2%之間（圖4b）。經(jīng)過圍墾初期土壤改良后，土地利用方式改為農(nóng)業(yè)種植為主，長期使用畜禽糞便、化學肥料及農(nóng)藥會導致土壤中重金屬累積（孟慶峰等，2011），故而重金屬含量又會普遍升高。

在潮灘生態(tài)系統(tǒng)中，重金屬元素在水體—沉積物—生物三相介質中分布、累積、遷移和轉化規(guī)律非常復雜，影響沉積物重金屬的因素很多，包括早期成巖作用、水動力條件、水體的理化性質、漲落潮沉積物再懸浮、底棲動物的類型與活動、植被類型與生長發(fā)育等，其中的生物作用尤為復雜，動植物不僅通過自身的生理活動影響了重金屬在沉積物中的分布和累積規(guī)律，而且直接參與了重金屬在潮灘的生物地球化學循環(huán)，如不同的潮灘底棲動物從沉積物中富集重金屬的能力不同（畢春娟等，2006b；田野等，2012），還能通過挖洞、攝食、排泄等活動能改變周圍沉積物的有機質含量，使沉積物中的重金屬含量顯著增加（畢春娟 等，2006a）；不同類型植被對重金屬的富集能力存在差異，植物不同部位的累積也存在差異，地下生物量的大小會影響沉積物重金屬的分布（陳蓮等，2014），植被與根際沉積物的相互作用決定了重金屬在該系統(tǒng)的遷移轉化規(guī)律，會影響根際沉積物重金屬的含量和環(huán)境化學行為（朱鳴鶴等，2010）。

圍墾將導致上述因素發(fā)生變化，進而對沉積物重金屬產(chǎn)生影響，只有闡明圍墾對潮灘重金屬生物地球化學循環(huán)的各個環(huán)節(jié)與過程的改變，才可能就圍墾對沉積物重金屬的影響進行完整的探討，未來應結合潮灘沉積動力環(huán)境、水體與生物環(huán)境對圍墾的反饋機制開展重金屬的生物地球化學行為與生態(tài)效應研究。

3.4潛在生態(tài)風險評價

2014年，單要素潛在生態(tài)風險指數(shù)平均值的大小順序為：Cd>Hg>As>Cu>Ni>Pb>Cr>Zn，這主要是因為Cd、Hg、As的毒性響應因子較高，相應的潛在生態(tài)風險指數(shù)也就較大，其中Cu、Zn、As、Cr、Ni、Pb在所有采樣點的潛在生態(tài)風險指數(shù)均小于40，屬于低生態(tài)風險；Cd、Hg的潛在生態(tài)風險指數(shù)為24.66～78.08和15.06～80.00，屬于低—中等生態(tài)風險?？倽撛谏鷳B(tài)風險指數(shù)平均值為95.71，總體處于低生態(tài)風險程度。

表5 重金屬潛在生態(tài)風險指數(shù)

與2004年相比，單要素Cu、Zn、As、Cd、Hg的潛在生態(tài)風險指數(shù)升高，Cr、Ni、Pb的生態(tài)風險指數(shù)降低（表5），平均值變化率在-15.2%～ 23.6%之間；總潛在生態(tài)風險指數(shù)平均值和最大值均有所升高，變化率分別為6.5%和23.8%，中等生態(tài)風險程度采樣點從1個上升為6個。

4 結論

（1）圍墾后，條子泥潮灘沉積物重金屬Cr、Ni、Pb的含量降低，Cu、Zn、As、Cd的含量升高，平均值變化率在-15.2%～23.6%之間；重金屬Cu、Zn、Cd的變異系數(shù)降低，As、Hg、Cr、Ni、Pb的變異系數(shù)升高，變化率在-10.6%～57.8%之間；沉積物總體質量優(yōu)良。

（2）條子泥潮灘沉積物重金屬Cu、Zn、As、Cd、Cr、Hg、Ni、Pb的背景值分別為13.28 mg/L、48.73 mg/L、7.27 mg/L、0.073 mg/L、63.87 mg/L、0.017 mg/L、24.33 mg/L、15.74 mg/L；圍墾后，重金屬總潛在生態(tài)風險指數(shù)平均值升高6.5%、最大值升高23.8%，總體仍處于低生態(tài)風險程度。

（3）圍堤外，隨著離岸距離的增加，重金屬含量變化率逐漸降低。這主要是由于圍墾對潮灘水動力與沉積物分布格局的改變，以及細顆粒沉積物對重金屬元素的吸附作用造成的。

（4）圍墾區(qū)，拋荒地重金屬變化受植被類型影響，互花米草灘重金屬含量變化率明顯高于鹽蒿灘，是因為互花米草灘對重金屬的富集能力要強于鹽蒿灘；已開發(fā)的潮灘，重金屬的變化則受土地利用方式的影響，以水產(chǎn)養(yǎng)殖為主的潮灘，重金屬含量普遍降低，因為蓄淡養(yǎng)魚的淋洗脫鹽過程會帶走沉積物表層的重金屬元素；以農(nóng)業(yè)種植為主的潮灘，重金屬含量普遍升高，長期使用農(nóng)藥化肥導致了土壤中重金屬的累積。

致謝：本研究得到江蘇沿海地區(qū)綜合地質調查項目支持，何勇、王茂祥、梅廣益等參與了野外現(xiàn)場調查及取樣工作，謹以致謝。

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（本文編輯:袁澤軼）

Effects of large scale tidal flat reclamation on heavy metals in sediments：a case study on Jiangsu Province,China

YANG Lei1，2,LI Ming-liang1，2,JIN Yang1,GONG Xu-long1，2,WANG Ya-ping3,GAO Jian-hua3

（1.Geological Survey of Jiangsu Province,Nanjing 210018,China;2.Key Laboratory of Earth Fissures Geological Disaster, Ministry of Land and Resources,Nanjing 210018,China;3.School of Geographic and Oceanic Sciences, Nanjing University,Nanjing 210023,China）

According to the data of heavy metals in sediments from tidal flat at Tiaozini area in Jiangsu Province before and after the reclamation,background values of heavy metals were obtained,the variation characteristics and the effect mechanism of heavy metal response to the reclamation were investigated.The ecological risk variation of heavy metals was evaluated by using potential ecological risk index.The results showed that the average contents of Cr,Ni,Pb were decreased by 7.2%to 15.2%,and those of Cu,Zn,As,Cd were increased by 2.7%to 23.6%.The distribution heterogeneity of heavy metals was increased.The content variation of heavy metals was more insignificant at the place farther from the coast owing to the changes of hydrodynamics and sediment distribution patterns outside the dyke caused by the reclamation.Affected by vegetation types and land use patterns,the content variation rate of heavy metals in the tidal flat covered by Spartina alterniflora was obviously higher than that in the tidal flat covered by Suaeda salsa,and the contents of heavy metals were generally decreased in the tidal flat used for aquaculture,and the contents of heavy metals were generally increased in the tidal flat used for agriculture.The quality of sediments from tidal flat was generally good,and though in a low level of ecological risk,the average and maximum values of total potential ecological risk index were increased by 6.5%and 23.8%. Keywords：reclamation;tidal flat;sediments;heavy metals;effect mechanism;ecological risk;Jiangsu

P736.2

A

1001-6932（2017）01-0082-09

10.11840/j.issn.1001-6392.2017.01.011

2015-10-29；

2015-12-30

中國地質調查局地質大調查項目（1212011220005；1212011014002；200312300008）。

楊磊（1981-），男，碩士，高級工程師，從事海岸帶水文地質、環(huán)境地質調查研究。電子郵箱：young-ray@163.com。