重金屬污染對(duì)珠江口紅樹林表層沉積物碳含量的影響

牛安逸,高一飛,徐頌軍,*

1 華南師范大學(xué)地理科學(xué)學(xué)院, 廣州 510631

2 洲際環(huán)境科學(xué)研究院, 廣州 510631

紅樹林生態(tài)系統(tǒng)是一個(gè)重要的碳匯,其面積僅占全球熱帶森林的約0.7%[1],卻儲(chǔ)存了約高達(dá)20 Pg 的碳[2],相當(dāng)于全球二氧化碳(CO2)排放量的約2.5倍[3]。它們的碳排放潛力也很高,微弱的環(huán)境變化可能引起紅樹林碳釋放的增加,加快全球變暖的進(jìn)程。紅樹林濕地因其自身的物理特性和化學(xué)環(huán)境,可以有效地截流和吸收重金屬,成為了重金屬隨河流注入海洋時(shí)重要的“匯”[4-7]。但是,沉積物中過高含量的重金屬會(huì)對(duì)紅樹林的生長(zhǎng)、水生生物和微生物的活動(dòng)產(chǎn)生不利影響[8-11]。主要表現(xiàn)為紅樹林生物量的減少和幼苗的死亡。另外,重金屬的濃度對(duì)微生物的活動(dòng)有較大影響[12],而微生物扮演著沉積物有機(jī)碳固定和釋放環(huán)節(jié)中的重要角色,這種影響則加劇了沉積物溫室氣體排放規(guī)律的復(fù)雜程度。目前對(duì)pH值、鹽度、水溫和容重等以受自然背景影響為主的沉積物理化性質(zhì)與總有機(jī)碳(TOC)相互作用關(guān)系已有較多的研究[13-15],但對(duì)以受人類活動(dòng)影響為主的沉積物重金屬與TOC相互關(guān)系的研究較為少見。特別是在人類活動(dòng)強(qiáng)烈的地區(qū),重金屬污染能否直接對(duì)紅樹林沉積物的儲(chǔ)碳能力產(chǎn)生影響,兩者之間的相互作用有何種規(guī)律,紅樹林生態(tài)系統(tǒng)在減緩溫室效應(yīng)上的作用是否會(huì)受到重金屬污染的干擾,是一個(gè)值得研究的科學(xué)問題。

珠江三角洲是我國(guó)城市化水平最高的地區(qū)之一,也是電子、電鍍、紡織、石化等工業(yè)集聚的地區(qū),每年有大量工業(yè)廢水經(jīng)珠江口排放入海[16-17]。2019年2月18日,中共中央、國(guó)務(wù)院印發(fā)《粵港澳大灣區(qū)發(fā)展規(guī)劃綱要》,明確了將“生態(tài)優(yōu)先,綠色發(fā)展”作為合作原則。以重金屬污染的視角探索沉積物重金屬含量與有機(jī)碳含量之間的關(guān)系,對(duì)于評(píng)估人類活動(dòng)對(duì)紅樹林生態(tài)系統(tǒng)固碳能力的擾動(dòng)機(jī)制有著相當(dāng)重要的作用,對(duì)指導(dǎo)粵港澳大灣區(qū)的生態(tài)修復(fù)和污染排放控制,推動(dòng)形成綠色低碳的生產(chǎn)生活方式和城市建設(shè)運(yùn)營(yíng)模式也有一定意義。

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)域

該區(qū)典型的紅樹林濕地主要分布在三個(gè)片區(qū)：淇澳島-擔(dān)桿島省級(jí)自然保護(hù)區(qū)、深圳福田國(guó)家級(jí)自然保護(hù)區(qū)和廣州南沙濕地公園。其中,廣州南沙濕地公園是一個(gè)在原有泥質(zhì)灘涂的基礎(chǔ)上開始人工種植紅樹林。公園兩側(cè)建有大壩,形成了一個(gè)封閉的自然環(huán)境,水體的交換完全取決于人工的控制。因此,能夠受到明顯的沿海工業(yè)污染的紅樹林濕地主要以淇澳島和深圳福田兩處為主。

淇澳島位于珠海市最北部,居于113°36′41″E—113°39′16″E,22°23′41″N—22°27′39″N之間,總面積23.8 km2。年平均氣溫23.5℃、年降雨量1948.9 mm、年日照時(shí)數(shù)1910.1 h。淇澳島歷史上曾經(jīng)大量分布著紅樹林,建國(guó)前仍有755 hm2,但隨著人類活動(dòng)的影響(毀林造田、圍海造田、伐木取薪等),紅樹林面積在1999年時(shí)僅剩近陸生長(zhǎng)的32 hm2的秋茄-桐花樹群落。1999年后成立自然保護(hù)區(qū),進(jìn)行紅樹林的恢復(fù)種植,現(xiàn)已經(jīng)成為中國(guó)紅樹林人工種植恢復(fù)面積最大的區(qū)域。保護(hù)區(qū)現(xiàn)擁有紅樹植物有10科13屬15種,主要植被群落有無瓣海桑(SonneratiaapetalaBuch.-Ham.)、海桑(Sonneratiacaseolaris(Linn.)Engl.)、秋茄(Kandeliacandel(Linn.)Druce)、銀葉樹(HeritieralittoralisDryand.)、桐花樹(ParmentieraceriferaSeem.)、楊葉肖槿(Thespesiapopulnea(Linn.)Soland. ex Corr.)、老鼠簕(AcanthusilicifoliusLinn. Sp.)等[18,19]。

深圳福田紅樹林位于深圳灣的東北部,毗鄰香港米埔紅樹林,居于113°56′ 0″—114°3′12″E,22°30′4″—22°32′33″N,總面積367.65 hm2。是中國(guó)面積最小的,唯一位于城市腹地的國(guó)家級(jí)自然保護(hù)區(qū)。年平均氣溫22.4℃,年平均降雨量1700 —1900 mm,年日照時(shí)數(shù)近2000 h。保護(hù)區(qū)內(nèi)自然和人工紅樹植物15科17屬22種,如海漆(ExcoecariaagallochaLinn.)、秋茄(Kandeliacandel(Linn.)Druce)、桐花樹(ParmentieraceriferaSeem.)、白骨壤(Avicenniamarina(Forsk.)Vierh.)、老鼠勒(AcanthusilicifoliusLinn. Sp.)等[20, 21]。

1.2 樣點(diǎn)的設(shè)置

按照濕地采樣典型性、代表性原則、可操作性原則和安全性原則[22]在淇澳島、深圳福田國(guó)家級(jí)自然保護(hù)區(qū)設(shè)置采樣點(diǎn)34個(gè),其中淇澳島21個(gè),深圳福田13個(gè)(圖1)。紅樹林濕地生態(tài)系統(tǒng)的環(huán)境非常復(fù)雜,野外實(shí)驗(yàn)?zāi)軌蜃畲蟪潭鹊倪€原真實(shí)自然條件下研究對(duì)象之間關(guān)系,但難以進(jìn)行嚴(yán)格的控制實(shí)驗(yàn),只能盡量去減少其他影響因子的差異造成的干擾。本研究采集的樣品的pH為6.27±0.51,容重為0.69±0.12 mg/cm3。先后于2018年4月、2018年7月、2018年11月、2019年1月進(jìn)行了4次采樣。為保證土溫盡量一致,采樣時(shí)間均為當(dāng)天的10：00—14：00。使用的土鉆為不銹鋼材質(zhì),長(zhǎng)1 m,口徑5 cm,每10 cm 標(biāo)有刻度。每個(gè)樣點(diǎn)采用系統(tǒng)布點(diǎn)法間隔2 m設(shè)置3個(gè)小樣點(diǎn)作為重復(fù),將土鉆垂直插入土壤后旋轉(zhuǎn)3圈,輕緩拔出置于干凈處,取30 cm深度的樣品,充分混合后裝入密封的樣品袋,并記錄編號(hào)、時(shí)間點(diǎn),同時(shí)用GPS記錄位置。土壤樣品在室內(nèi)進(jìn)行風(fēng)干、清除雜質(zhì)、磨碎處理后通過0.149 mm塑料篩,編號(hào)備測(cè)。本次研究共采集34個(gè)樣點(diǎn)的土壤樣本408個(gè),即每個(gè)土壤樣品在時(shí)間和空間上共有12個(gè)重復(fù)。

圖1 樣點(diǎn)設(shè)置示意圖Fig.1 Schematic diagram of sample point settingS1—S34代表每一個(gè)采樣點(diǎn)的地理位置,其中S1—S31位于珠海淇澳島,S22—S34位于深圳福田

1.3 實(shí)驗(yàn)方法

將完成預(yù)處理后的樣品進(jìn)行微波消解。稱取0.130 g土樣放入聚四氟乙烯消解管中,加入8 mL濃HNO3溶液(優(yōu)級(jí)純)、2 mL HF溶液(優(yōu)級(jí)純),采用Mars6TM型微波加速反應(yīng)系統(tǒng)消解,冷卻至室溫后用超純水定容25 mL,制成待測(cè)液。待測(cè)液通過電感耦合等離子體質(zhì)譜儀(ICP-MS)測(cè)定Cr、Cd、Ni、Cu、Zn、As、Hg、Pb等8種元素。

選用Thermo electron EL元素分析儀進(jìn)行測(cè)定TOC。 由于紅樹林濕地沉積物中可能含有以碳酸鹽形式存在的無機(jī)碳(即碳酸鈣,CaCO3),它們的來源大多是貝殼或珊瑚碎片。以這些形式存在的無機(jī)碳并不是由紅樹林濕地本身所產(chǎn)生的,但它會(huì)在測(cè)試中影響TOC的結(jié)果,因此在測(cè)量樣品之前首先需要矯正樣品中的無機(jī)碳。本實(shí)驗(yàn)采取酸化的方式矯正,為了避免樣品中的有機(jī)碳被強(qiáng)酸反應(yīng)而影響實(shí)驗(yàn)結(jié)果,故選取稀鹽酸對(duì)土壤樣品進(jìn)行浸泡約48 h后烘干處理。測(cè)試時(shí),用精確天平將錫舟稱重后去皮,用鑷子夾至干凈的玻璃盤中,再用刮刀將樣品刮入錫舟。重新放置精確天平稱重后輸入系統(tǒng),將錫舟取出捏緊封實(shí)后,用壓縮錘壓實(shí),逐一投入元素分析儀中。

1.4 統(tǒng)計(jì)方法

重金屬間的顯著相關(guān)性造成了數(shù)據(jù)的共線性,直接多重進(jìn)行線性回歸將得到不準(zhǔn)確的結(jié)果。但若為了得到獨(dú)立的因變量而進(jìn)行逐步線性回歸分析,得到的結(jié)果會(huì)與實(shí)際不符。自然條件下,環(huán)境中的各個(gè)因子都在相互影響的,不太可能存在某個(gè)因子獨(dú)立于自然界中且對(duì)其他物質(zhì)的發(fā)展變化造成顯著影響。主成分回歸分析在本研究中就顯得十分科學(xué)和必要。提取各重金屬的特征根作為相互獨(dú)立的自變量,再將特征根與TOC進(jìn)行回歸得到相關(guān)關(guān)系。這一方法即考慮到各重金屬元素之間的相互影響、共同作用的復(fù)雜關(guān)系,又滿足了進(jìn)行回歸分析的基本條件,消除了自變量之間的共線性。本研究利用SQL 2018進(jìn)行數(shù)據(jù)庫的管理,利用SAS 9.4進(jìn)行相關(guān)分析、主成分分析和回歸分析,利用Origin 2019進(jìn)行繪圖。

2 結(jié)果

2.1 重金屬和有機(jī)碳含量的描述性統(tǒng)計(jì)

根據(jù)“七五”期間的調(diào)查統(tǒng)計(jì)結(jié)果[23],廣東省土壤元素背景值為：Cr 50.5 mg/kg,Ni 14.4 mg/kg,Cu 17 mg/kg,Zn 47.3 mg/kg,Cd 0.056 mg/kg,As 8.9 mg/kg,Hg 0.078 mg/kg,Pb 36 mg/kg。研究區(qū)沉積物重金屬含量如圖2：Cr含量在38.60—125.04 mg/kg之間,平均值為80.66 mg/kg；85.29%的樣點(diǎn)超過了土壤背景值,最大超標(biāo)倍數(shù)為2.47倍。Ni含量在7.4—34.39 mg/kg之間,平均值為22.05 mg/kg；67.65%的樣點(diǎn)超過了土壤背景值,最大超標(biāo)倍數(shù)為2.39倍。Cu含量在8.25—63.62 mg/kg之間,平均值為31.16 mg/kg；85.29%的樣點(diǎn)超過了土壤背景值,最大超標(biāo)倍數(shù)為3.74倍。Zn含量在38.55—915.05 mg/kg之間,平均值為149.16 mg/kg；97.05%的樣點(diǎn)超過了土壤背景值,最大超標(biāo)倍數(shù)為19.35倍。As含量在10.05—420.17 mg/kg之間,平均值為52.08 mg/kg；100%的樣點(diǎn)超過了土壤背景值,最大超標(biāo)倍數(shù)47.21倍。Cd含量在0.41 —5.51 mg/kg之間,平均值為1.54 mg/kg；100%的樣點(diǎn)超過了土壤背景值,最大超標(biāo)倍數(shù)98.39。Hg含量在0.07—11.56 mg/kg之間,平均值為1.09 mg/kg；100%的樣點(diǎn)超過了土壤背景值,最大超標(biāo)倍數(shù)148.21倍。Pb含量在31.97—91.42 mg/kg之間,平均值為49.59 mg/kg；82.35%的樣點(diǎn)超過了土壤背景值,最大超標(biāo)倍數(shù)為2.54倍?？傆袡C(jī)碳含量在(18.54±2.11)—(91.78±6.49)g/kg之間(圖3),平均值為41.38 g/kg。

圖2 研究區(qū)沉積物的重金屬含量Fig.2 Content of heavy metals in the study area

圖3 研究區(qū)各樣點(diǎn)沉積物的有機(jī)碳含量Fig.3 Total organic carbon content of sediments at various points in the study area

2.2 相關(guān)分析及主成分回歸分析

各重金屬及有機(jī)碳之間的相關(guān)分析結(jié)果如表1所示。Cr與Ni、Cu、Zn互為極顯著正相關(guān),與Pb互為極顯著負(fù)相關(guān),與Cd、Hg互為顯著負(fù)相關(guān)。Ni與Cu、Zn互為極顯著正相關(guān),與Hg、Pb為互為極顯著負(fù)相關(guān),與Cd互為顯著負(fù)相關(guān)。Cu與Zn互為極顯著正相關(guān),與Hg、Pb互為極顯著負(fù)相關(guān)。Zn與Pb、TC互為顯著負(fù)相關(guān)。As與Cd、Pb互為極顯著正相關(guān)。Cd與Hg、Pb、TC互為極顯著正相關(guān)。Hg與Pb互為顯著正相關(guān),Pb與TC互為極顯著正相關(guān)。

表2是對(duì)各重金屬元素的含量進(jìn)行主成分分析后的結(jié)果,前三個(gè)特征值的累積貢獻(xiàn)已經(jīng)達(dá)到88.63%,對(duì)結(jié)果有較好的解釋度,因此僅選取前三個(gè)特征值進(jìn)行分析。圖4中,左圖的橫軸表示主成分的第一個(gè)特征(PC1),解釋了數(shù)據(jù)特征的為44.7%,縱軸表示主成分的第二個(gè)特征(PC2),解釋了數(shù)據(jù)特征的33.1%；右圖的縱軸表示主成分的第三個(gè)特征(PC3),解釋了數(shù)據(jù)特征的10.8%。箭頭聯(lián)線的長(zhǎng)短表示該重金屬在特征中貢獻(xiàn)的大小,箭頭聯(lián)線與排序軸夾角表示與特征相關(guān)性的大小(夾角越小,關(guān)系越大)。

圖4 土壤重金屬含量的PCA雙序圖Fig.4 PCA double sequence diagram of soil heavy metal content

表2 重金屬元素的主成分特征根累計(jì)值Table 2 Cumulative value of principal component eigenvalues of heavy metals

表3 各重金屬元素的特征向量Table 3 Characteristic Vectors of Heavy Metal Elements

Cu(0.4890)、Cr(0.4719)、Ni(0.4900)在PC1上的載荷較大,表現(xiàn)為正相關(guān),代表了沉積物中高Cu、Cr、Ni含量的特征信息。Cd(0.5502)、As(0.4870)、Zn(0.4338)在PC2上的載荷較大,表現(xiàn)為正相關(guān),代表了沉積物中高Cd、As、Zn含量的特征信息。Hg(0.8877)在PC3上的載荷較大,表現(xiàn)為正相關(guān),代表了沉積物中高Hg含量的特征信息。對(duì)沉積物重金屬數(shù)據(jù)的主成分提取,可將8種重金屬降維成3種類型,即高Cu、Cr、Ni的沉積物、高Cd、As、Zn的沉積物和高Hg的沉積物,并以此為基礎(chǔ)進(jìn)行回歸分析。

回歸結(jié)果的模型參數(shù)估計(jì)見表4。TOC與重金屬含量呈極顯著關(guān)系(P<0.01),且相關(guān)性較高(R2=0.39),具有較強(qiáng)的生態(tài)學(xué)意義。其中PC1、PC3每個(gè)因子的P值也表現(xiàn)出顯著相關(guān)(P<0.05)。公式為Y=4.13794-0.47239PC1+0.35799PC2-0.74842PC3。從特征向量前的系數(shù)可以看出,土壤TOC的含量與Cu、Cr、Ni呈負(fù)相關(guān),與Cd、As、Zn呈正相關(guān),與Hg呈負(fù)相關(guān)。

表4 主成分提取后的重金屬與TOC回歸的模型參數(shù)估計(jì)Table 4 Model Parameter Estimation of Heavy Metal and TOC Regression after PCA

3 討論

3.1 紅樹林沉積物重金屬的污染水平和來源

自然界中巖石和成土母質(zhì)的特點(diǎn)會(huì)影響上層土壤的元素組成,在一定程度上,各元素的含量存在顯著的相關(guān)性是合理的,但相比土壤元素背景值不應(yīng)該出現(xiàn)較大幅度的波動(dòng)?？梢哉J(rèn)為,研究區(qū)已經(jīng)受到了較為強(qiáng)烈的重金屬污染,表層沉積物的重金屬含量超出背景值較多。與世界其他地區(qū)相比(表5),研究區(qū)沉積物的重金屬含量也處于較高的水平。重金屬互相呈現(xiàn)此消彼長(zhǎng)的顯著負(fù)相關(guān)關(guān)系更多的可能是受到自然條件下土壤中的拮抗作用、潮汐作用、海水pH影響而導(dǎo)致,而同步增長(zhǎng)的正相關(guān)關(guān)系則更可能與人類活動(dòng)的影響有關(guān)。研究區(qū)承受著來自珠江口上游的工業(yè)廢水和城市生活污水的直接沖擊,紅樹林濕地本身恰好擁有著截流污染,凈化水質(zhì),固定重金屬的能力,這使得來自于同一污染類型的重金屬被截流和儲(chǔ)存。當(dāng)污染物排放增加時(shí),相應(yīng)的重金屬也同步增加。

表5 部分主要紅樹林分布區(qū)的沉積物重金屬含量Table 5 Content of Heavy metals in sediments from other mangrove distribution areas

相關(guān)分析的結(jié)果和主成分分析的結(jié)果具有一致性,與研究區(qū)所在地區(qū)的人類活動(dòng)類型也基本吻合,是人類活動(dòng)導(dǎo)致研究區(qū)沉積物受到污染的有力證據(jù)。PC1、PC2和PC3分別指示了不同類型的人類活動(dòng)對(duì)研究區(qū)沉積物重金屬含量的影響。Cr、Ni、Cu相互之間的極顯著正相關(guān)在主成分分析中同樣被歸入到了PC1中,成為對(duì)整個(gè)模型貢獻(xiàn)度最高的主成分,這可能與珠江口地區(qū)的工業(yè)活動(dòng)有關(guān)。有研究表明,電子和電鍍工業(yè)、皮革鞣制和紡織工業(yè)在生產(chǎn)過程中會(huì)釋放Cr、Ni、Cu,這些重金屬隨工業(yè)廢水經(jīng)由珠江入海,又被研究區(qū)的紅樹林所攔截,逐漸沉積于此[30-36]；對(duì)PC2貢獻(xiàn)最大的Cd、As、Zn與農(nóng)業(yè)活動(dòng)密切相關(guān),農(nóng)藥中的六六六、除草劑、殺蟲劑在生產(chǎn)過程中通常會(huì)加入一些金屬催化劑,在使用甚至濫用的時(shí)候就會(huì)造成相應(yīng)的污染[37, 38]。Hg對(duì)PC3的貢獻(xiàn)最大,它是農(nóng)業(yè)和工業(yè)生產(chǎn)活動(dòng)的常見原料,在養(yǎng)殖、農(nóng)藥、噴涂、電鍍、防腐等領(lǐng)域廣泛應(yīng)用[39-41]。

3.2 重金屬含量對(duì)有機(jī)碳含量影響機(jī)制

沉積物的重金屬含量能夠顯著影響土壤的TOC含量(P<0.01,R2=0.39),間接對(duì)紅樹林濕地的固碳潛力,甚至對(duì)全球變暖產(chǎn)生影響。結(jié)果表示,Cd、As、Zn含量與TOC正相關(guān),而Cu、Cr、Ni、Hg含量與TOC含量負(fù)相關(guān)。重金屬對(duì)沉積物TOC的影響機(jī)制非常復(fù)雜[12],它們可以通過影響上部植被群落的生長(zhǎng)及凋落物歸還、土壤內(nèi)微生物活動(dòng)、土壤結(jié)構(gòu)等一系列過程,導(dǎo)致土壤TOC和固碳能力的變化。

首先,過高的重金屬含量會(huì)影響紅樹林生物本體的生長(zhǎng)發(fā)育和新陳代謝[42]。紅樹林凋落物是沉積物TOC最重要的來源,是決定沉積物TOC高低的基礎(chǔ)[43]。紅樹林植物有氧化沉積物的能力,使重金屬轉(zhuǎn)化為可以利用的形態(tài)。植物根部吸收重金屬后,向上運(yùn)送到植物的地上部分,再以凋落物的形式排放,使腐殖質(zhì)中也產(chǎn)生重金屬的積累。紅樹林濕地能夠凈化重金屬的量是有限的,在污染水平超過一定限度時(shí),濕地生態(tài)系統(tǒng)本身會(huì)受到損害[44],通過影響植物的新陳代謝過程,限制植物體的生長(zhǎng)發(fā)育。Cd、Cu聯(lián)合脅迫會(huì)抑制植物蛋白質(zhì)的合成,并且使植物的幼苗呈現(xiàn)葉綠素含量下降[45]；低分子有機(jī)酸會(huì)增加Cd的毒性[46]。有研究證實(shí),灰紅樹林生長(zhǎng)的土壤中Zn質(zhì)量分?jǐn)?shù)如果達(dá)到100 mg/kg時(shí),幼苗高度、葉面積指數(shù)會(huì)減少,如果達(dá)到400 mg/kg時(shí),總生物量會(huì)減少,如果達(dá)到1000 mg/kg時(shí),所有的幼苗會(huì)死亡[47]。因此,過量的重金屬會(huì)損害紅樹林植物的生長(zhǎng)發(fā)育和新陳代謝,間接影響凋落物的產(chǎn)量和碳?xì)w還的能力,最終導(dǎo)致沉積物TOC含量的降低。

其次,重金屬通過影響微生物的活動(dòng)來影響沉積物有機(jī)碳的含量。微生物的分解能夠破壞沉積物TOC的儲(chǔ)存狀態(tài),將有機(jī)碳再一次的釋放到大氣中去。但微生物對(duì)重金屬的響應(yīng)機(jī)制較為復(fù)雜,重金屬濃度的差異和微生物的種類都對(duì)結(jié)果造成較大影響[48]。導(dǎo)致沉積物TOC減少的機(jī)制可能有以下幾個(gè)方面：第一,某些輕微的重金屬污染可能迫使微生物更快的分解有機(jī)質(zhì)來補(bǔ)充自己生理代謝的能力,使土壤CO2或 CH4的排放量增加。第二,某些重金屬會(huì)破壞土壤團(tuán)聚體,為微生物分解有機(jī)質(zhì)提供便利。通常情況下,土壤團(tuán)聚體會(huì)幫助土壤有機(jī)碳抵御微生物的分解,它們將土壤單粒連接在一起形成更大的整體,使其他礦物元素與有機(jī)碳緊密地結(jié)合,縮小土壤孔隙度[49]。當(dāng)土壤孔隙度小于微生物能夠通過的最小限度時(shí),有機(jī)碳分解就只能靠胞外酶向基質(zhì)擴(kuò)散。對(duì)于微生物來說,這一過程是其耗能的過程,會(huì)導(dǎo)致有機(jī)碳分解的速率降低[50]。受到重金屬污染后,土壤團(tuán)聚體的形成受到影響,土壤團(tuán)聚體被破壞為更小的粒徑,使土壤團(tuán)聚體無法保護(hù)土壤中的有機(jī)碳,造成有機(jī)碳被微生物分解后歸還至大氣層。Cu、Cr、Ni、Hg含量高的沉積物類型可能受該機(jī)制影響。導(dǎo)致沉積物TOC增加的因素可能有以下幾個(gè)方面：第一,當(dāng)重金屬污染程度較高時(shí),其對(duì)微生物機(jī)體造成損害,破壞微生物細(xì)胞結(jié)構(gòu)和功能,使微生物死亡,此時(shí)沉積物有機(jī)碳的分解進(jìn)程被減緩[51]。第二,重金屬通過螯合作用及絡(luò)合作用,吸附和固定土壤中的營(yíng)養(yǎng)物質(zhì),使微生物不能有效利用土壤基質(zhì),減少有機(jī)碳的分解[42]。Cd、As、Zn含量高的沉積物類型可能受該機(jī)制影響。

再次,土壤結(jié)構(gòu)對(duì)TOC的含量也有一定影響。土壤團(tuán)聚體與重金屬相互影響和制約,與TOC含量之間存在相互關(guān)系[52]。TOC是土壤團(tuán)聚體形成的重要膠結(jié)物質(zhì),土壤團(tuán)聚體也是有機(jī)質(zhì)分解、腐殖質(zhì)形成的重要場(chǎng)所[53],過大或過小粒徑的團(tuán)聚體都不利于TOC的積累。重金屬與TOC、土壤團(tuán)聚體之間存在同步關(guān)系[54-55],這可能與重金屬在團(tuán)聚體中與TOC結(jié)合,生成重金屬—有機(jī)螯合物形態(tài)的物質(zhì)有關(guān)。

4 結(jié)論

與廣東地區(qū)的背景值相比,研究區(qū)重金屬含量超標(biāo)較為嚴(yán)重。沉積物的重金屬含量能夠顯著影響TOC含量, Cd、As、Zn含量與TOC含量正相關(guān),而Cu、Cr、Ni、Hg含量與TOC含量負(fù)相關(guān)。重金屬對(duì)TOC的影響機(jī)制非常復(fù)雜,主要以影響上部植被群落的生長(zhǎng)、凋落物歸還、土壤結(jié)構(gòu)、土壤微生物活動(dòng)等一系列過程,使紅樹林沉積物TOC和固碳能力發(fā)生變化,間接對(duì)區(qū)域氣候乃至全球變暖的進(jìn)程產(chǎn)生一定影響。