2016, Vol. 36文章信息
- 刘志彦, 杨俊兴, 周炎武, 李韶山, 彭逸生, 陈桂珠
- LIU Zhiyan, YANG Junxing, ZHOU Yanwu, LI Shaoshan, PENG Yisheng, CHEN Guizhu.
- 模拟酸雨对红树林底泥中营养元素及Cu、Zn分布的影响
- Influence of simulated acid rain on the spatial distribution of nutrients, Cu, and Zn in mangrove sediments
- 生态学报[J]. 2016, 36(19): 6209-6217
- Acta Ecologica Sinica[J]. 2016, 36(19): 6209-6217
- http://dx.doi.org/10.5846/stxb201501300250
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文章历史
- 收稿日期: 2015-01-30
- 网络出版日期: 2016-01-15
2. 华南师范大学生命科学学院, 广州 510631;
3. 中国科学院地理科学与资源研究所环境修复中心, 北京 100101;
4. 中国科学院南海海洋研究所, 广州 510301
2. School of Life Sciences, South China Normal University, Guangzhou 510631, China;
3. Center for Environmental Remediation, Institute of Geographical Sciences and Natural Resources Research, Chinese Academy of Sciences, Beijing 100101, China;
4. Marine Environmental Engineering Center, South China Sea Institute of Oceanology, Chinese Academy of Sciences, Guangzhou 510301, China
酸雨是指pH 值小于5.6 的雨水、冻雨、雪、雹、露等大气降水[1]。我国自20世纪80年代起已经成为继欧洲、北美之后的世界第三大酸雨区,酸雨面积已占国土面积的40%[2-3]。华南地区是我国的四大酸雨区之一,2001 年至2011年以来的10年间,深圳市降水pH 值基本都低于5.0,大部分年份酸雨频率均在50%以上,长年属于酸雨较严重地区[4]。福田红树林保护区位于深圳湾东北部,是广东内伶仃福田国家自然保护区的一部分,也是全国唯一位于城市内的自然保护区,总面积约368 hm2,被称为深圳的“绿色瑰宝”[5]。如果不加以保护,酸雨将有可能导致红树林生态系统的退化甚至消失。
福田保护区红树林紧邻深圳市区,其特殊的地理位置导致当前红树林不仅受到酸雨的危害,同时还受到人类活动排放的污水、废气及固废中重金属的严重威胁[6-7]。目前福田红树林主要的重金属污染物质为Cu和Zn[8]。研究表明酸雨可以降低底泥(土壤)的pH值,加速底泥中营养元素的流失[9-10],增强重金属的活性,减少磷元素的可利用性[11-12],改变微生物群落的结构,进而影响植物群落的组成[13]。到目前为止,研究野外环境条件下酸雨对红树林底泥中营养元素及重金属分布的报道仍比较少见,本文通过柱状试验,在野外环境条件下人工模拟酸雨对此进行研究,旨在揭示(1)在酸雨条件下底泥中营养元素(N,P,有机碳)及重金属(Cu和Zn)的分布特征；(2)在红树林底泥中营养元素(N,P及有机碳)、底泥化学特性与重金属的潜在联系。
1 材料和方法 1.1 样地概况试验样地福田红树林保护区位于广东省深圳市内,东经114°0′09.66″,北纬22°31′43.31″。样地内滩涂淤泥深厚,潮汐属于不规则半日潮,平均潮差约为1.5至1.6m。选择了潮汐、地貌状况、地化特性比较接近的区域设立样地,在试验开始前,对样地的水位、淹水时间、盐度进行了观测和测试,尽量保持了在同一重复区域的样地条件一致。由于野外试验样地范围较大,为使试验样地本底值具有较高的一致性,选择3块植物群落种类及树龄相似,且距离比较相近的红树林群落下的底泥进行试验。3块样地表层底泥化学性状本底值如表 1所示。每块样地大小为10 m × 5 m,每块样地作为一个平行,共3个平行。3块样地彼此间的距离约为100 m。3块样地优势植物种群均为秋茄(Kandelia candel)和白骨壤(Avicennia marina)。平均树龄为50a,平均树高和胸径分别为5.34 m,17.51 cm。
| 试验样地 Sampling sites | Eh/mV | pH | 盐度 Salinity | 总有机碳 TOC/(g/kg) | 总氮 TN/(g/kg) | 总磷 TP/(g/kg) |
| 样地1 Site 1 | -209 | 7.09 | 1.56 | 54.03 | 1.59 | 0.94 |
| 样地2 Site 2 | -291 | 7.04 | 1.45 | 58.99 | 1.89 | 0.88 |
| 样地3 Site 3 | -228 | 6.86 | 1.12 | 61.22 | 2.17 | 1.14 |
试验共设置3个pH值酸雨处理(pH 4.0,3.0,2.0),同时采用蒸馏水(pH6.5)作为对照(CK),共4个处理,每个处理3次重复(每个样地算作1次重复)。上述模拟酸雨的配制方法为：按华南地区现有的酸雨类型,用分析纯硫酸和硝酸按摩尔比3∶1 配成人工酸雨母液后,加蒸馏水调配成pH 4.0,3.0,2.0的酸性水溶液,用S1 (pH 4.0),S2 (pH 3.0) 和S3 (pH 2.0)表示[14]。
将高度150 cm、直径15cm的PVC管插入底泥,其中50cm插入底泥中,100 cm留在底泥之上用以酸雨淋溶。PVC管子在露出沉积物表面处10 cm的管壁上,钻4个1 cm直径的小孔。根据深圳地区1980年至2012年30年间的平均月降雨量156.4 mL,于每月大潮日(农历十五至十八)低潮时实施淋溶试验：将150 mL处理液通过漏斗和玻璃管注入管底沉积物表面,使其逐渐下渗。按照样地滩涂高程位置,在下一个涨潮时间前,酸溶液淹浸、下渗时间大于3 h,一个月内每次潮汐进入PVC管的平均海水深度为45 cm左右。酸雨淋溶试验于2012年4月至2012年11月进行。
1.3 样品采集和处理底泥经过半年酸雨淋溶试验后,于2012年11月进行样品的采集并带回实验室进行测定。PVC管中的底泥按照距离样地表面10 cm,20 cm,30 cm,40 cm和50 cm的距离平均分成5份,即H1 (0—10 cm),H2 (10—20 cm),H3 (20—30 cm),H4 (30—40 cm),H5 (40—50 cm)。底泥样品带回实验室进行风干,过100目筛测定其总氮(TN)、总磷(TP)[15]和总有机碳(TOC)[16]的含量。底泥样品pH值用玻璃电极进行测定,Eh值用Eh计进行测定,土水比为1∶5[17]。底泥中Cu、Zn总量采用浓硝酸在160°C消化后,用原子吸收分光光度计进行测定。为了进行质量控制,测试样品中包含空白和标准物质GBW(0763)(地矿部物化探研究所)。
1.4 数据处理及分析试验数据采用SAS 8.0及Excel进行统计分析。
2 结果与分析 2.1 底泥Eh、pH和盐度的变化不同酸雨处理条件下底泥Eh、pH和盐度的变化如表 2所示。红树林底泥H1至H5层化学性状指标Eh、pH和盐度在CK、S1、S2和S3处理条件下差异均不显著(P＞0.05)。表明在CK及酸雨处理下,底泥Eh、pH和盐度的变化分布格局差异不大。本试验中,虽然底泥Eh、pH和盐度的变化主要受到酸雨影响,但同时还受到红树林湿地的潮汐、地貌状况、地化特性及底泥中微生物等的影响,因此是一个较为复杂的相互关联的变化,其更深层次的原因仍待探讨。
| 化学特性 Chemical properties | 深度Depth/cm | CK | S1(pH4.0) | S2(pH3.0) | S3(pH2.0) |
| Eh/mV | 0—10 | -269.33±28.62 aA | -203.78±57.66 aA | -224.11±41.75 aA | -253.89±48.81 aA |
| 10—20 | -130.00±68.09 aA | -205.44±34.77 aA | -191.33±11.14 aA | -180.78±55.38 aA | |
| 20—30 | -212.11±44.18 aA | -225.56±11.18 aA | -168.89±28.86 aA | -168.22±24.18 aA | |
| 30—40 | -153.11±58.02 aA | -196.67±45.39 aA | -244.78±25.27 aA | -176.89±23.27 aA | |
| 40—50 | -184.78±72.63 aA | -199.11±30.74 aA | -306.56±41.85 aA | -219.89±13.02 aA | |
| pH | 0—10 | 7.71±0.14 aA | 7.70±0.32 aA | 7.90±0.48 aA | 8.06±0.28 aA |
| 10—20 | 7.68±0.18 aA | 8.11±0.13 aA | 7.99±0.32 aA | 7.59±0.04 aA | |
| 20—30 | 7.71±0.22 aA | 8.04±0.09 aA | 7.89±0.25 aA | 8.02±0.21 aA | |
| 30—40 | 7.33±0.63 aA | 8.42±0.20 aA | 8.05±0.17 aA | 8.14±0.26 aA | |
| 40—50 | 8.00±0.40 aA | 8.53±0.26 aA | 7.75±0.22 aA | 8.24±0.19 aA | |
| 盐度Salinity | 0—10 | 1.34±0.43 aA | 0.38±0.18 aA | 1.12±0.52 aA | 1.74±0.53 aA |
| 10—20 | 0.47±0.20 aA | 1.51±0.54 aA | 1.77±0.69 aA | 1.45±0.56 aA | |
| 20—30 | 1.19±0.71 aA | 1.34±0.60 aA | 1.22±0.40 aA | 1.17±0.43 aA | |
| 30—40 | 0.62±0.13 aA | 1.53±0.44 aA | 1.80±0.41 aA | 0.87±0.30 aA | |
| 40—50 | 0.91±0.25 aA | 1.75±0.15 aA | 2.32±1.01 aA | 1.25±0.56 aA | |
| 表中数据为平均值±标准误；数字后字母为邓肯多重比较结果,小写字母abc表示相同pH值SAR处理不同底泥深度各指标差异性,大写字母ABC表示相同底泥深度不同pH酸雨处理各指标差异性,字母相同者表示差异性不显著(P＞0.05),字母不同者表示差异性显著(P＜0.05) | |||||
不同酸雨处理条件下底泥中营养元素TN、TP和TOC含量如表 3所示。由表 3可知,在H1层CK处理的TN值均高于酸雨处理(P>0.05),TN值含量大小排序为CK>S3>S1>S2；在H2层,CK处理的TN含量均高于酸雨处理(P＜0.05),TN值含量大小排序与H1层相同,即CK>S3>S1>S2,说明酸雨对底泥上层氮素的淋溶具有显著促进作用。如表 5双因素多元方差分析结果表明底泥不同层次TN含量差异极显著(F=10.95,P＜0.01),表明酸雨对不同层次的TN分布产生较大影响；CK、S1和S3处理条件下,在底泥H1层至H5层,酸雨对不同层次底泥中氮素含量影响极显著(P＜0.01),TN含量随底泥深度增加均不断减小。
| 营养元素 Nutrietns/(g/kg) | 深度 Depth/cm | CK | S1(pH4.0) | S2(pH3.0) | S3(pH2.0) |
| 总氮TN | 0—10 | 1.90±0.11 aA | 1.60±0.04 aA | 1.36±0.33 aA | 1.62±0.11 aA |
| 10—20 | 1.81±0.05 abA | 1.43±0.06 abB | 1.33±0.13 aB | 1.55±0.13 aAB | |
| 20—30 | 1.31±0.19 bcA | 1.30±0.08 bcA | 1.36±0.18 aA | 1.27±0.08 abA | |
| 30—40 | 1.06±0.25 cA | 1.13±0.13 cA | 1.33±0.21 aA | 1.15±0.09 bcA | |
| 40—50 | 0.82±0.18 cA | 0.81±0.07 dA | 1.46±0.23 aA | 0.88±0.11 cA | |
| 总磷TP | 0—10 | 0.87±0.03 abA | 0.85±0.02 aA | 0.87±0.07 aA | 0.98±0.02 aA |
| 10—20 | 0.89±0.01 aA | 0.84±0.02 aA | 1.14±0.31 aA | 0.93±0.07 aA | |
| 20—30 | 0.71±0.07 abcA | 0.84±0.03 aA | 0.80±0.07 aA | 0.89±0.10 aA | |
| 30—40 | 0.66±0.10 bcA | 0.83±0.02 aA | 0.85±0.16 aA | 0.87±0.11 aA | |
| 40—50 | 0.60±0.07 cA | 0.72±0.01 bA | 1.07±0.34 aA | 0.76±0.08 aA | |
| 总有机碳TOC | 0—10 | 62.64±4.25 abA | 55.39±2.78 aA | 44.77±11.23 aA | 53.73±4.13 aA |
| 10—20 | 68.14±8.46 aA | 48.35±1.85 abA | 45.89±3.31 aA | 54.37±7.10 aA | |
| 20—30 | 51.02±7.05 abcA | 44.70±3.79 bcA | 48.25±5.66 aA | 44.08±3.58 abA | |
| 30—40 | 40.15±10.29 bcA | 36.75±2.93 cA | 48.86±5.46 aA | 39.14±3.94 abA | |
| 40—50 | 28.78±8.18 cA | 25.56±3.31 dA | 50.29±8.97 aA | 29.58±5.79 bA | |
| 表中数据为平均值±标准误；数字后字母为邓肯多重比较结果,小写字母abc表示相同pH值SAR处理不同底泥深度各指标差异性,大写字母ABC表示相同底泥深度不同pH酸雨处理各指标差异性,字母相同者表示差异性不显著(P ＞ 0.05),字母不同者表示差异性显著(P＜0.05) | |||||
| 底泥测试指标 Parameters detected in sediments | 模拟酸雨 pHSAR pH | 底泥深度 Sediment depth | 模拟酸雨pH×底泥深度 SAR pH×Sediment depth | |||
| F | P | F | P | F | P | |
| 氧化还原电位Eh | 0.70 | 0.56 | 1.49 | 0.22 | 0.85 | 0.60 |
| 酸碱度pH | 2.48 | 0.08 | 0.74 | 0.57 | 0.76 | 0.68 |
| 盐度 Salinity | 1.83 | 0.16 | 0.42 | 0.80 | 0.89 | 0.57 |
| 总氮 TN | 0.75 | 0.53 | 10.95 | ＜0.01 | 1.90 | 0.06 |
| 总磷TP | 2.45 | 0.08 | 1.29 | 0.29 | 0.64 | 0.80 |
| 总有机碳TOC | 1.65 | 0.19 | 8.14 | ＜0.01 | 1.67 | 0.11 |
| 铜Cu | 0.39 | 0.76 | 6.88 | ＜0.01 | 0.81 | 0.63 |
| 锌Zn | 0.88 | 0.46 | 2.04 | 0.11 | 0.61 | 0.82 |
底泥中TP含量在CK处理,S1、S2和S3处理条件下差异均不显著(P＞0.05),表明不同pH值酸雨未对底泥中磷素含量变化产生显著影响。CK处理中不同层次的TP含量差异显著(P＜0.05)； S1处理中不同层次的TP含量差异极显著(P＜0.01),TP含量随底泥深度加深不断减小。
底泥中TOC含量在H1至H5层,大部分CK处理的TOC值均高于酸雨处理：在H1及H2层TOC含量大小排序均为CK＞S3＞S1＞S2(P＞0.05),在H3层TOC含量CK＞S2＞S1＞S3(P＞0.05),说明酸雨具有加速底泥上层有机碳的淋溶的作用。如表 5所示底泥不同层次TOC含量差异极显著(F=8.14,P＜0.01),表明酸雨对不同层次的TOC分布产生较大影响；CK和S3处理条件下,底泥不同层次的TOC含量差异显著(P＜0.05),S1处理中底泥不同层次的TOC含量差异极显著(P＜0.01)；在S1和S3处理中,TOC含量随深度增加不断减小。
2.3 底泥中Cu和Zn的分布不同酸雨处理条件下底泥中Cu和Zn的含量分布如表 4所示。由表 4可以看出,红树林底泥H1至H5层重金属Cu及Zn含量在CK、S1、S2和S3处理条件下,差异均不显著(P＞0.05),表明不同pH值的酸雨处理对底泥中Cu和Zn的含量变化并未产生显著影响。双因素多元方差分析结果(表 5)表明,底泥不同层次Cu含量差异极显著(F=6.88,P＜0.01)；在CK及S1处理中,底泥的H1至H5层中Cu含量随深度增加均显著降低(P＜0.05)。底泥中Zn含量在CK处理条件下差异显著(P＜0.05),从H1至H5层Zn含量随深度增加逐渐降低；在S1处理中的H1至H4层底泥中Zn含量随深度增加也基本呈降低趋势。
| 重金属/(mg/kg) Heavy metal | 深度 Depth/cm | CK | S1(pH4.0) | S2(pH3.0) | S3(pH2.0) |
| 铜Cu | 0—10 | 15.20±1.78 aA | 15.41±1.66 aA | 10.96±2.41 aA | 13.24±1.30 aA |
| 10—20 | 11.99±1.03 abA | 12.21±0.91 abA | 11.56±1.65 aA | 13.46±2.46 aA | |
| 20—30 | 10.63±1.60 abcA | 11.72±2.38 abA | 10.74±1.56 aA | 10.20±1.28 aA | |
| 30—40 | 7.48±1.13 bcA | 10.36±1.18 abA | 10.63±0.06 aA | 8.84±1.60 aA | |
| 40—50 | 7.05±1.34 cA | 7.26±1.22 bA | 9.76±2.55 aA | 8.89±1.04 aA | |
| 锌Zn | 0—10 | 41.54±4.55 aA | 43.37±3.28 aA | 31.12±5.00 aA | 37.02±0.65 aA |
| 10—20 | 33.16±1.77 abA | 36.16±0.36 aA | 36.26±3.90 aA | 37.42±5.24 aA | |
| 20—30 | 35.30±4.34 abA | 36.37±4.86 aA | 31.92±3.57 aA | 28.87±6.23 aA | |
| 30—40 | 24.95±2.68 bA | 32.84±2.27 aA | 33.88±1.62 aA | 30.09±6.56 aA | |
| 40—50 | 24.28±3.61 bA | 33.79±10.35 aA | 32.41±8.68 aA | 30.35±4.43 aA |
底泥的化学特性指标(Eh、pH、盐度)与营养元素(TN、TP、TOC)、Cu和Zn的相关性分析结果如表 6所示：盐度的分布格局与Eh值呈负相关关系(P＜0.01)； TN的分布格局与底泥的pH值具有负相关关系(P＜0.05),然而TOC的分布格局与pH值具有极显著正相关性关系(P＜0.01)。TP(P＜0.05)、TOC(P＜0.01)、Cu(P＜0.01)、Zn(P＜0.01)的分布格局与TN均呈正相关关系；Cu和Zn的分布格局均与TOC含量呈正相关关系(P＜0.01)；Cu与Zn具有极显著正相关性(P＜0.01),表明Cu和Zn的分布格局具有协同作用。
| 底泥测试指标 Parameters detected in sediments | pH | 盐度salinity | 总氮 TN | 总磷 TP | 总有机碳 TOC | 铜 Cu | 锌 Zn |
| Eh | -0.107 | -0.673** | -0.218 | -0.346 | -0.106 | -0.251 | -0.379 |
| pH | 0.399 | -0.506* | -0.041 | 0.610** | -0.313 | -0.065 | |
| 盐度Salinity | -0.040 | 0.485 | -0.128 | -0.045 | 0.154 | ||
| 总氮TN | 0.559* | 0.973** | 0.875** | 0.680** | |||
| 总磷TP | 0.480* | 0.495* | 0.449* | ||||
| 总有机碳TOC | 0.802** | 0.597** | |||||
| 铜Cu | 0.878** | ||||||
| * 在0.05水平上相关性显著；* * 在0.01水平上相关性显著 | |||||||
典型相关性分析(canonical correlation analysis)可以用来研究两组随机变量的相关关系,即利用综合变量对之间的相关关系来反映两组指标之间的整体相关性的多元统计分析方法。本试验中,选取两个综合变量——底泥(Sediments)和重金属(Heavy metal),其中Sediments代表底泥化学性状指标(Eh、pH、salinity)及营养元素指标(TN、TP和TOC)的综合环境因子变量,Heavy metal是代表Cu和Zn的综合重金属因子变量,利用综合环境因子变量(Sediments)和综合重金属因子变量(Heavy metal)的相关关系反应两组指标之间的整体相关性。本研究典型相关性分析结果表明,综合环境因子变量(Sediments)对综合重金属因子变量(Heavy metal)影响显著(F=4.22,P＜0.01)。两个综合变量标准化的典型变量如下：
(1)
(2)
从公式(1)可看出在酸雨处理条件下,底泥综合环境因子变量中各指标受影响程度为TN ＞ TOC > salinity ＞ TP ＞ Eh ＞ pH,即TN对综合环境因子变量sediments的影响最大。公式(2)表明本试验中Cu受到的影响比Zn大。综合公式(1)和(2)可知,在酸雨影响下,TN含量可能是影响Cu分布的重要因子。其更深层次的机理需要进一步的验证和探讨。
3 讨论 3.1 酸雨对福田红树林系统营养元素的影响本文结果表明酸雨可以加速底泥上层氮元素及有机碳的淋溶,此结论与Makarov和Kiseleva[10]的研究结果一致,即酸雨可以加速营养元素的流失。磷元素对水生生态系统中生物生产力的形成具有重要作用。全球范围红树林底泥中TP的含量范围为(0.1—16 mg/g)[18],本文测得福田红树林保护区底泥CK处理中TP的含量为0.60—0.89 mg/g,从底泥表层至底层,CK处理中TP含量呈逐渐下降的趋势。由于受到多种因素的影响,磷元素在底泥中的分布情况较为复杂,磷元素在底泥中的分布趋势结果不尽相同,如Prasad等人[19]测定的印度东海岸Pichavaram红树林底泥中TP含量(0.46—0.92 mg/g)分布趋势正好相反。
本文结果表明S1及S3处理对底泥不同层次的TN和TOC含量影响显著(P＜0.05),TN及TOC含量均随底泥深度增加而减少；S1处理中TP含量随底泥深度增加也呈降低趋势(P＜0.05)。本文中的对照(CK),即没有酸雨的情况下,表层的TN、TP及TOC含量较高,随着底泥深度的加深,氮、磷及有机碳元素含量也呈逐渐降低趋势。表层底泥较深层底泥更容易受到外界环境如光照、潮汐、微生物等的影响,其上的枯枝落叶腐败后导致表层底泥N、P及TOC含量较高；在酸雨处理条件下,由于酸雨对植物具有较强的腐蚀性,加速了底泥表层枯枝落叶的腐败与分解[20],使得其中的氮、磷及有机碳等物质沉积于底泥表层,从而导致酸雨处理中底泥表层的TN、TP及TOC含量也较高。
3.2 底泥营养元素、理化特性与重金属相关关系 3.2.1 有机碳与重金属研究表明由于底泥中的水和底泥以及悬浮物间存在密切的化学交换,底泥中的营养元素与重金属及底泥理化特性之间存在密切的联系[21],营养元素中的有机碳是众多学者关注的热点,这不仅由于土壤中的有机碳是营养元素的“库”[22],同时有机碳对重金属具有较高的亲和力,可以吸附大量的重金属[23]。Marchand等人[24]研究南太平洋的新喀里多尼亚(New Caledonia)红树林底泥中重金属分布与有机物质循环的试验也表明,在死去的白骨壤(Avicennia marina)红树林地底泥和无植被覆盖的底泥中,有机质含量越高重金属含量越高。Wang等[25]认为在亚热带森林系统中,长期持续的酸雨条件可以增加有机碳的累积,从而改变生态系统中碳流、腐殖质的构成以及营养元素的循环[24],这种变化会对重金属的淋溶、累积造成较大影响,进而对整个红树林生态系统造成多方位、多层次的影响。本文结论中TOC与N、Cu和Zn均具有显著正相关关系,支持以上观点。
3.2.2 底泥理化特性与重金属先前的研究表明重金属的移动性及可利用性主要由土壤的吸附、解吸特性决定[26]；土壤对重金属吸附解吸与土壤特性,包括pH值、有机质含量、阳离子交换量(CEC)、氧化还原状况(Eh值),黏土矿物的含量、碳酸钙、Fe、Mn氧化物等有密切的联系[27]。有学者研究发现在土壤特别是在土壤溶液,众多土壤特性中,pH值对重金属的溶解性及形态变化具有较强的作用,因此pH值被人认为是决定重金属形态、溶解性、移动性以及生物可利用性的最重要因素[28]。然而情况也不尽然,也有研究发现pH值与重金属的移动性及植物可利用性之间也可能存在负的相关关系。例如,Sukreeyapongse等人[29]研究表明随着pH的降低,土壤组分及土壤溶液对重金属Cd、Pb和Zn解吸作用均增加,即重金属在土壤中的可溶性随着pH值的降低反而逐渐减弱。由此可见,影响土壤中重金属溶解性、迁移性及生物可利用性的因素是复杂的、多方面的,正如本文结果所示,酸雨影响下,TN是影响重金属分布的最重要因子,pH值对重金属分布格局的影响反而较小。土壤中重金属的活性、移动性以及生物可利用性受到酸沉降的严重影响,这是由于土壤中的阳离子可以与酸沉降带来的H+,Ca2+,Mg2+和 NH4+等进行交换,从而导致土壤中重金属离子的释放[30]。众多研究表明底泥中的重金属可以显著影响海洋生态系统的健康[31-32],本文结果显示底泥中重金属Cu和Zn含量随底泥深度增加呈逐渐降低趋势,因此重金属在底泥上层的分布转化状况更应受到专家学者的关注。
由于酸雨特别是pH浓度较低的酸雨向土壤中带来大量的酸性阳离子(H+)、酸性阴离子(SO42-,NO3-)以及碱性阳离子(Ca2+,Mg2+,NH4+),会导致土壤发生复杂的化学变化,土壤中重金属的存在形态有可交换态、有机质结合态、碳酸盐结合态、铁、锰氧化物结合态以及包含于矿物晶格中的残渣态等。可交换态就是不稳定态,是土壤中活动性最强的部分,对环境pH值的微小变化非常敏感,也是植物最容易吸收的部分[33]。土壤中的重金属在淋溶过程中,会从其他形态向可交换态转变[34]。基于本文的研究结果,我们建议以后可以进行野外环境条件下酸雨对底泥中重金属的不同化学形态,特别是可交换态分布格局影响的研究测定。
综上,根据底泥的化学特性、营养元素水平及Cu、Zn的分布相关性分析,氮、磷及有机碳对于重金属Cu和Zn的淋溶、沉积具有重要作用。有研究显示底泥可以累积大量重金属,可以作为水生环境的指示器[7]。本文的研究结果显示酸雨环境下,在红树林生态系统中,底泥中的TN是影响营养元素及重金属特别是Cu分布最重要因子,因此底泥中的N素水平可以作为评价Cu分布的有效指示剂。
4 结论本文结论可以总结为(1)酸雨对底泥化学性状指标影响不显著(P>0.05)；底泥中不同层次TN、TOC及Cu的含量差异极显著(P＜0.01),说明酸雨对不同层次TN、TOC及Cu的分布影响较大,酸雨 对底泥上层TN及TOC的淋溶具有显著促进作用。(2)氮、磷及有机碳之间均具有显著的正相关性(P＜0.05),表明三者的淋溶、沉积均具有协同作用,同时氮、磷及有机碳与重金属Cu和Zn的淋溶、沉积具有显著的正相关关系(P＜0.05)。(3)底泥中的N素水平可以作为评价Cu分布的有效指示剂。
| [1] | 单运峰. 酸雨、大气污染与植物. 北京: 中国环境科学出版社, 19931–2. |
| [2] | 吴丹, 王式功, 尚可政. 中国酸雨研究综述. 干旱气象 , 2006, 24 (2) : 70–77. |
| [3] | Zhang J E, Ouyang Y, Ling D J. Impacts of simulated acid rain on cation leaching from the Latosol in south China. Chemosphere , 2007, 67 (11) : 2131–2137. DOI:10.1016/j.chemosphere.2006.12.095 |
| [4] | 颜敏, 喻本德, 郑卓云, 李焕承, 麦有全, 林楚雄. 深圳市酸雨变化特征及形成原因分析. 生态环境学报 , 2013, 22 (11) : 1814–1818. |
| [5] | 张倬纶, 侯霄霖, 梁文钊, 章莹颖, 黄腾龙, 彭逸生. 深圳现存红树林群落的生境及保护对策. 湿地科学与管理 , 2012, 8 (4) : 49–52. |
| [6] | 王裕东, 罗华铭. 深圳市酸雨污染现状与发展分析. 城市环境与城市生态 , 2007, 20 (4) : 38–41. |
| [7] | Wang X Q, Liu Z, Niu L, Fu B. Long-term effects of simulated acid rain stress on a staple forest plant, Pinus massoniana Lamb:a proteomic analysis. Tress , 2013, 27 (1) : 297–309. |
| [8] | Wang Y T, Qiu Q, Xin G R, Yang Z Y, Zheng J, Ye Z H, Li S S. Heavy metal contamination in a vulnerable mangrove swamp in South China. Environmental Monitoring and Assessment , 2013, 185 (7) : 5775–5787. DOI:10.1007/s10661-012-2983-4 |
| [9] | Reddy G B, Reinert R A, Eason G. Enzymatic changes in the rhizosphere of loblolly pine exposed to ozone and acid rain. Soil Biology and Biochemistry , 1991, 23 (12) : 1115–1119. DOI:10.1016/0038-0717(91)90022-C |
| [10] | Makarov M I, Kiseleva V V. Acidification and nutrient imbalance in forest soils subjected to nitrogen deposition. Water Air and Soil Pollution , 1995, 85 (3) : 1137–1142. DOI:10.1007/BF00477134 |
| [11] | Derome J, Lindroos A J. Effects of heavy metal contamination on macronutrient availability and acidification parameters in forest soil in the vicinity of the Harjavlta Cu-Ni smelter, SW Finland. Environmental Pollution , 1998, 99 (2) : 225–232. DOI:10.1016/S0269-7491(97)00185-1 |
| [12] | Menz F C, Seip H M. Acid rain in Europe and the United States:an update. Environmental Science & Policy , 2004, 7 (4) : 253–265. |
| [13] | Schaberg P G, DeHayes D H, Hawley G J. Anthropogenic calcium depletion:a unique threat to forest ecosystem health?. Ecosystem Health , 2001, 7 (4) : 214–228. DOI:10.1046/j.1526-0992.2001.01046.x |
| [14] | 林琳, 章家恩, 徐华勤, 白文娟, 刘文. 模拟酸雨淋溶对赤红壤团聚体稳定性的影响. 土壤通报 , 2013, 44 (4) : 799–806. |
| [15] | Wang Y T, Qiu Q, Yang Z T, Hu Z J, Tam N F Y, Xin G R. Arbuscular mycorrhizal fungi in two mangroves in South China. Plant and Soil , 2010, 331 (1/2) : 181–191. |
| [16] | Walkley A, Black I A. An examination of the Degtjareff method for determining soil organic matter, and a proposed modification of the chromic acid titration method. Soil Science , 1934, 37 (1) : 29–38. DOI:10.1097/00010694-193401000-00003 |
| [17] | Tam N F Y, Li S H, Lan C Y, Chen G Z, Li M S, Wong Y S. Nutrients and heavy metal contamination of plants and sediments in Futian mangrove forest. Hydrobiologia , 1995, 295 (1/3) : 149–158. |
| [18] | Alongi D M, Boto K G, Robertson A I. Nitrogen and phosphorus cycles//Robertson A I, Alongi D M, eds. Tropical Mangrove Ecosystems.Washington D C:American Geophysical Union, 1992. |
| [19] | Prasad M B K, Ramanathan A L. Sedimentary nutrient dynamics in a tropical estuarine mangrove ecosystem. Estuarine, Coastal and Shelf Science , 2008, 80 (1) : 60–66. DOI:10.1016/j.ecss.2008.07.004 |
| [20] | Percy K E, Baker E A. Effects of simulated acid rain on epicuticular wax production, morphology, chemical composition and on cuticular membrane thickness in two clones of Sitka spruce[Picea sitchensis (Bong.) Carr. ]. New Phytologist , 1990, 116 (1) : 79–87. DOI:10.1111/nph.1990.116.issue-1 |
| [21] | Fu J, Zhao C P, Luo Y P, Liu C S, Kyzas G Z, Luo Y, Zhao D Y, An S Q, Zhu H L. Heavy metals in surface sediments of the Jialu River, China:Their relations to environmental factors. Journal of Hazardous Materials , 2014, 270 : 102–109. DOI:10.1016/j.jhazmat.2014.01.044 |
| [22] | Liu L, Song C Y, Yang Z G, Li F S. Characterizing the release of different composition of dissolved organic matter in soil under acid rain leaching using three-dimensional excitation-emission matrix spectroscopy. Chemosphere , 2009, 77 (1) : 15–21. DOI:10.1016/j.chemosphere.2009.06.026 |
| [23] | 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. DOI:10.1016/S0269-7491(96)00115-7 |
| [24] | Marchand C, Allenbach M, Lallier-Vergès E. Relationships between heavy metals distribution and organic matter cycling in mangrove sediments (Conception Bay, New Caledonia). Geoderma , 2011, 160 (3/4) : 444–456. |
| [25] | Wang C Y, Guo P, Han G M, Feng X G, Zhang P, Tian X J. Effect of simulated acid rain on the litter decomposition of Quercus acutissima and Pinus massoniana in forest soil microcosms and the relationship with soil enzyme activities. Science of the Total Environment , 2010, 408 (13) : 2706–2713. DOI:10.1016/j.scitotenv.2010.03.023 |
| [26] | Krishnamurti T N, Kishtawa C M, LaRow T E, Bachioch D R, Zhang Z, Williford C E, Gadgil S, Surendran S. Improved Weather and Seasonal Climate Forecasts from Multimodel Superensemble. Science , 1999, 285 (5433) : 1548–1550. DOI:10.1126/science.285.5433.1548 |
| [27] | Usman H, Osuji J C. Phytochemical and in vitro antimicrobial assay of the leaf extract of Newbouldia laevis. African Journal of Traditional, Complementary and Alternative Medicines , 2007, 4 (4) : 476–480. |
| [28] | Mühlbachová G, Šimon T, Pechová M. The availability of Cd, Pb and Zn and their relationships with soil pH and microbial biomass in soils amended by natural clinoptilolite. Plant and Soil Environment , 2005, 51 (1) : 26–33. |
| [29] | Sukreeyapongse O, Holm P E, Strobel B W, Panichsakpatana S, Magid J, Hansen H C B. pH-Dependent release of cadmium, copper, and lead from natural and sludge-amended soils. Journal of Environmental Quality , 2002, 31 (6) : 1901–1909. DOI:10.2134/jeq2002.1901 |
| [30] | Hernandez L, Probst A, Probst J L, Erwin U. Heavy metal distribution in some French forest soils:evidence for atmospheric contamination. Science of the Total Environment , 2003, 312 (1/3) : 195–219. |
| [31] | Zhang X Y, Jiang H, Jin J X, Xu X H, Zhang Q X. Analysis of acid rain patterns in northeastern China using a decision tree method. Atmospheric Environment , 2012, 46 : 590–596. DOI:10.1016/j.atmosenv.2011.03.004 |
| [32] | Rahman M A, Ishiga H. Trace metal concentrations in tidal flat coastal sediments, Yamaguchi Prefecture, southwest Japan. Environmental Monitoring and Assessment , 2012, 184 (9) : 5755–5771. DOI:10.1007/s10661-011-2379-x |
| [33] | 孟范平, 李桂芳. 酸雨对土壤元素化学行为的影响. 中南林学院学报 , 1998, 18 (1) : 27–34. |
| [34] | 王新, 吴燕玉. 改性措施对复合污染土壤重金属行为影响的研究. 应用生态学报 , 1995, 6 (4) : 440–444. |