洪澤湖濕地重金屬含量與N2O釋放特征及關(guān)系

王圣燕, 陳　圓, 徐勇峰, 韓建剛, 李萍萍

(1.南京林業(yè)大學(xué)生物與環(huán)境學(xué)院，江蘇 南京 210037;2.江蘇洪澤湖濕地生態(tài)系統(tǒng)國家定位觀測研究站，江蘇 南京 210037；3.南京林業(yè)大學(xué)江蘇省南方現(xiàn)代林業(yè)協(xié)同創(chuàng)新中心，江蘇 南京 210037)

N2O是最主要的溫室氣體之一，土壤是其最重要的來源，土壤的重金屬含量對N2O釋放產(chǎn)生重要影響[1-3].Liu et al[4]發(fā)現(xiàn)土壤重金屬污染可能減少N2O的釋放量.Chen et al[5]認為廢水中低濃度的Zn(≤10 μg·L-1)促進土壤N2O排放，高濃度的Zn(40～80 μg·L-1)抑制N2O排放，增加Cu的濃度可能使N2O的釋放速率下降[6].通過對土壤添加鋅鹽的反硝化試驗發(fā)現(xiàn)，土壤Zn濃度增加抑制N2O的釋放，導(dǎo)致土壤N2O排放通量增加[7].由此可見，土壤的重金屬種類、含量對N2O釋放產(chǎn)生顯著影響，但目前相關(guān)研究的結(jié)論并不一致.

濕地是全球最重要的生態(tài)系統(tǒng)之一，其環(huán)境功能的評估是目前的研究熱點.Ma et al[8]綜合分析了中國6個淺層淡水湖泊(太湖、巢湖、南四湖、洞庭湖、鄱陽湖和洪澤湖)表層沉積物中重金屬(Cu、Zn、Pb、Cd、Hg、Cr、As和 Ni)的生態(tài)風(fēng)險，認為洞庭湖表層沉積物重金屬污染的生態(tài)風(fēng)險最高，其次是太湖，巢湖、南四湖、鄱陽湖和洪澤湖的生態(tài)風(fēng)險較低.長江流域溶解的N2O(除金沙江和黑水河不飽和外)是大氣N2O的源，每年長江流域的N2O釋放量約為4.6 Gg[9]；巢湖流域豐樂河與杭埠河沉積物—水界面的N2O平均釋放通量分別為(0.39±0.44)、(0.15±0.16) μg·m-2·h-1，貢獻水體中約89%和45%的溶存N2O，為大氣N2O的潛在釋放源[10].然而，目前有關(guān)濕地重金屬含量與N2O釋放之間關(guān)系的研究還很不充分.

作為我國第四大淡水湖泊，洪澤湖發(fā)揮著極其重要的水利、生態(tài)作用.然而，長期以來其生態(tài)環(huán)境也受到人為活動的強烈影響.特別是淮河入湖形成的河湖交匯區(qū)區(qū)域，泥沙易淤積，植被更迭、發(fā)育快，土地利用強度高，周邊圍墾養(yǎng)殖有禁無止，重金屬污染增勢高[11].一方面，Han et al[12]發(fā)現(xiàn)Cd、Hg對洪澤湖濕地典型的新興植物蘆葦和荻草的種子萌發(fā)和幼苗生長產(chǎn)生毒性作用，表層沉積物的Cd平均含量達3.2 mg·kg-1，為中度污染(全球最高背景值為0.5 mg·kg-1[13])，生態(tài)風(fēng)險較高[14].李玉斌等[15]認為洪澤湖As、Cr處于無污染狀態(tài)，Hg、Pb、Cu、Zn為輕度污染，Cd污染嚴(yán)重.蔣豫等[16]認為Cd、As、Pb存在污染，其余重金屬均為清潔狀態(tài).另一方面， Lu et al[17]研究表明升溫顯著提高N2O的排放速率和累積排放量，而淹水可能抑制土壤N2O的排放，并且對富含有機質(zhì)的土壤的抑制作用更為明顯.以往圍繞濕地重金屬含量和N2O釋放的研究較多，而探討重金屬含量與沉積物N2O釋放關(guān)系的研究尚未見報道.

因此，本研究以洪澤湖河湖交匯區(qū)5種不同土地利用/覆被(蘆葦?shù)?，楊樹林，柳樹林，水稻田，養(yǎng)殖塘)下土壤為對象，通過測定8種常見重金屬(As、Cd、Cr、Cu、Hg、Mn、Pb、Zn)的含量與N2O的潛在釋放速率，分析二者的關(guān)系并探究土地利用改變對二者關(guān)系的影響 ，以期為濕地保護與合理利用提供科學(xué)依據(jù).

1　材料與方法

1.1　區(qū)域概況

洪澤湖(N33°06′—33°40′，E118°10′—118°52′)地處北亞熱帶與南暖溫帶的過渡地帶.水域面積1 576.9 km2，最大水深4.4 m，平均水深1.7 m，蓄水量2.79 Gm3[18].該區(qū)氣候為季風(fēng)氣候，年平均氣溫為14.8 ℃，年平均水溫為15.6 ℃；年降水量為926.7 mm，地表徑流年際變化劇烈，年內(nèi)分布極不均勻，6月梅雨季節(jié)常有洪澇災(zāi)害發(fā)生[11].濕地動植物資源豐富，有水生高等植物36科61屬81種，其中蘆葦屬和香蒲屬的物種較多[19].洪澤湖吞吐淮河，入湖河口周邊形成一系列面積不等的灘涂.根據(jù)泥沙淤積特征可以分成湖面灘、邊灘和速成灘3種，分別占河口濕地總面積的50%、40%和10%[20].近年來，人為活動對灘涂利用的強度與面積與日俱增.洪澤湖水系情況及5個采樣點之間位置關(guān)系如圖1.

1.2　沉積物樣品采集與前處理

2016年8月在采樣區(qū)內(nèi)選擇蘆葦(Phragmitesaustralis)自然覆被區(qū)域，楊樹(PopulusalbaL.)和柳樹(Salixbabylonica)人工林、水稻田(基肥施用復(fù)合肥45 t·km-2，第一次追肥施用尿素30 t·km-2)、養(yǎng)殖塘(水深1.5～2.0 m，人工養(yǎng)殖魚和蟹)，按“S”形多點法采集0～20 cm沉積物樣品，每個點采土樣5～10 kg，經(jīng)四分法處理后裝入自封袋，運回實驗室.在通風(fēng)、陰涼處自然風(fēng)干后，用干凈的木錘打碎，去除雜質(zhì)，一半過2 mm篩，另一半用瑪瑙研缽研磨，過100目篩，保存在干凈的自封袋中備用.沉積物的基礎(chǔ)理化性質(zhì)如表1所示.

1.3　沉積物中8種重金屬含量測定

稱0.5 g風(fēng)干土樣(過100目篩)經(jīng)HCl-HNO3-HF-HClO4濕法消解后，采用電感耦合等離子體質(zhì)譜儀測Cu、Zn、Pb、Cd、Cr含量；采用北京吉天AFS-9130雙道原子熒光分光光度計測As和Hg含量.

1.4　沉積物N2O潛在釋放速率測定

1.4.1氣體培養(yǎng)氣體培養(yǎng)參照崔洪磊等方法[21]，稱30 g風(fēng)干土樣過2 mm篩，置于100 mL塑料培養(yǎng)管中；加9 mL蒸餾水，用透氣膜封口，30 ℃恒溫預(yù)培養(yǎng)，培養(yǎng)期為3 d.預(yù)培養(yǎng)結(jié)束后，向培養(yǎng)管中加4.5 mL蒸餾水，控制土樣含水量約為45%，30 ℃恒溫培養(yǎng)，培養(yǎng)期為12 h.

S1:養(yǎng)殖塘；S2:水稻田；S3:蘆葦?shù)?；S4:楊樹林；S5:柳樹林.圖1　洪澤湖水系情況及5個采樣點的位置關(guān)系Fig.1　Water system of Hung-tse Lake and the distribution of 5 sampling points

pH值有機碳g·kg-1全氮g·kg-1蘆葦?shù)?.362.500.58楊樹林8.393.550.70柳樹林8.283.460.66水稻田8.094.140.67養(yǎng)殖塘8.035.910.65

1.4.2氣體采集采集氣體前，去除透氣封口膜，用橡膠塞塞住塑料管，密閉30 min后用注射器抽取管內(nèi)頂空氣體20 mL.用安捷倫科技有限公司生產(chǎn)的7890A型氣相色譜儀測定氣體的通量.將收集的20 mL氣體勻速緩慢推入樣品進入口.標(biāo)準(zhǔn)氣由中國計量科學(xué)研究院提供的595669#N2O(平衡氣為N2，其中N2O濃度為326×10-9，CO2濃度為712×10-6).

1.5　沉積物中N2O潛在釋放速率的計算

式中：F為培養(yǎng)管中氣體的潛在釋放速率(mg·kg-1·h-1)；M為氣體摩爾質(zhì)量，N2O的M為44 g·mol-1；22.4為氣體常數(shù)(L·mol-1)；Δc為氣體體積分數(shù)差，10-6；Δt為時間間隔(h)；T為培養(yǎng)溫度(℃)；273.16為標(biāo)準(zhǔn)狀況下溫度(K)；Pa為實驗室大氣壓，101 600 Pa；101 325為標(biāo)準(zhǔn)大氣壓(Pa)；V為培養(yǎng)管頂空體積(L)；m為土柱中沉淀物質(zhì)量(kg)；10-3為單位換算系數(shù)[21].

1.6　統(tǒng)計分析方法

采用單因素方差分析比較5種土地利用/覆被下N2O潛在釋放速率和8種重金屬含量的差異(SPSS 20.0軟件)，處理間差異顯著性采用字母法進行標(biāo)記，相同小寫字母表示無顯著差異(P<0.05).

2　結(jié)果與分析

2.1　5種土地利用/覆被下8種重金屬含量差異

由圖2可得，柳樹林土壤的As含量[(46.5±2.7) mg·kg-1]顯著高于蘆葦?shù)?、楊樹林，與水稻田、養(yǎng)殖塘差異不顯著.柳樹林、水稻田的Cd含量較高，分別為(0.3±0.1)和(0.3±0.0) mg·kg-1，與蘆葦?shù)?、楊樹林、養(yǎng)殖塘的Cd含量有顯著差異.水稻田的Cr含量最高[(72.4±6.1) mg·kg-1]，其他4種土地利用/覆被方式下土壤的Cr含量無顯著差異.水稻田的Cu含量[(37.7±1.4) mg·kg-1]和Pb含量[(24.8±0.5) mg·kg-1]最高，顯著高于其他4種土地利用/覆被方式.蘆葦?shù)氐腍g含量最高[(0.01±0.00) mg·kg-1]，與其他4種土地利用/覆被方式下土壤的Hg含量有顯著差異.5種土地利用/覆被方式下土壤的Mn含量差異不顯著.水稻田的Zn含量最高[(115.3±6.2) mg·kg-1]，與其他4種土地利用/覆被方式下土壤的Zn含量有顯著差異.

圖2　5種土地利用/覆被下沉積物中8種重金屬含量的差異性Fig.2　Comparison on heavy metal contents in soils/sediments under 5 land use/cover types

2.2　5種土地利用/覆被下N2O潛在釋放速率的特征

由圖3可得，除養(yǎng)殖塘外4種土地利用/覆被均促進N2O的釋放，即為大氣中N2O源.水稻田土壤的N2O潛在釋放速率最大[(5.83±1.82) mg·kg-1·h-1]，顯著高于其他4種土地利用/覆被，是它們的50～70倍；蘆葦?shù)?、楊樹林、柳樹林和養(yǎng)殖塘這4種土地利用/覆被之間無顯著差異，養(yǎng)殖塘呈現(xiàn)吸收N2O狀態(tài)[(-0.13±0.03) mg·kg-1·h-1]，為大氣中N2O的匯.

圖3　5種土地利用/覆被下沉積物N2O潛在釋放速率的差異性Fig.3　N2O emission rate in soils/sediments under 5 land use/cover types

2.3　5種土地利用/覆被類型下8種重金屬與N2O潛在釋放速率的關(guān)系

蘆葦?shù)赝寥赖腃d、Cu含量與N2O潛在釋放速率極顯著正相關(guān)(P<0.01)，As、Mn、Zn與N2O潛在釋放速率顯著正相關(guān)(P<0.05)(表2).水稻田土壤的Mn與N2O潛在釋放速率顯著負相關(guān)(P<0.05).

表2　土壤中8種重金屬含量與N2O潛在釋放速率的相關(guān)性1)Table 2　Correlation between heavy metal contents and N2O emission rates in soils/sediments

1)*:P<0.05；**:P<0.01；重金屬含量和N2O潛在釋放速率為6次測量取平均值.

3　討論與結(jié)論

3.1　5種土地利用/覆被下8種重金屬含量的差異

測定的水稻田的Cd、Cr、Cu、Pb、Zn含量明顯高于其他4種土地利用/覆被，柳樹林的As、Cd、Mn含量較高，蘆葦?shù)氐腍g含量較高，但除了As其他七種重金屬均未超過土壤環(huán)境質(zhì)量重金屬評價三級標(biāo)準(zhǔn)[22]，這與前人的研究結(jié)果存在一定差異.90年代后期，洪澤湖發(fā)生過多起水污染事故，尤其是2000—2004每年都發(fā)生較大甚至特大污染事故，污染物濃度高，范圍大[23]，引起沉積物中重金屬含量波動，其中Hg和Cd的上升幅度較大，平均含量為分別為0.21和2.36 mg·kg-1，超過土壤環(huán)境質(zhì)量重金屬評價三級標(biāo)準(zhǔn)[24].洪澤湖Zn、Cd和Mn均為自然來源，相對穩(wěn)定；As和Cr受人類活動影響較大，其中As主要來源于金屬冶煉、煤炭燃燒、含As肥料和農(nóng)藥以及農(nóng)業(yè)生產(chǎn)使用污水灌溉[25]，Cr元素主要來源于農(nóng)藥、灌水及養(yǎng)殖業(yè)；Pb、Cu和Hg既來源于流域母質(zhì)，又受到人類活動影響[26].可見，一方面由于不同覆被類型的生物量差異導(dǎo)致土壤對重金屬的吸收不同，另一方面，隨著洪澤湖土地利用/覆被方式從蘆葦?shù)叵驐顦淞?、柳樹林、水稻田和養(yǎng)殖塘轉(zhuǎn)變，化肥和農(nóng)藥的投入量增大，也使土壤的重金屬含量產(chǎn)生差異.

3.2　5種土地利用/覆被下N2O潛在釋放速率的差異

3.3　5種土地利用/覆被方式下8種重金屬與N2O潛在釋放速率的關(guān)系

趙迪[1]認為在一定范圍內(nèi)N2O的釋放速率隨著Cu(0～50 mg·kg-1)、Pb(0～300 mg·kg-1)、Zn(0～20 mg·kg-1)、Cd(0～1 mg·kg-1)質(zhì)量濃度的增加而增加.以往研究表明，自然覆被下重金屬主要通過直接影響反硝化細菌的生命活動來影響反硝化作用，抑制好氧反硝化菌活性的順次為Cd>Cu>Ni>Zn[1,39].微量金屬元素(Cd、Cu、Cr、Zn)的增加對反硝化過程表現(xiàn)出明顯的抑制作用，促進N2O在沉積物中的積累[40].本試驗5種地類土壤的Zn含量都超過20 mg·kg-1卻仍促進N2O的釋放，可能是由于濕地土壤中較高的有機質(zhì)降低了重金屬的有效性[41]，使得反硝化細菌保持較高的活性[1]，促進了濕地土壤N2O的釋放.因此，結(jié)合土壤中Cd、Cu、As、Mn、Zn的含量特征，可以認為，低濃度的Cd、Cu、Mn、Zn與高濃度的As可能刺激蘆葦?shù)豊2O的釋放，而人為對濕地土地利用的改變使土壤重金屬含量與N2O釋放之間關(guān)系的不確定性增加.

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