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恢复湿地土壤重金属含量变化及污染评价

李海兴 孙晓新 满秀玲 王清波 李东 胡艳玲

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恢复湿地土壤重金属含量变化及污染评价

    作者简介: 李海兴。主要研究方向:湿地恢复与湿地污染评价。Email:15545186286@163.com 地址:150040 黑龙江省哈尔滨市香坊区和兴路26号东北林业大学林学院.
    通讯作者: 孙晓新,博士,副教授。主要研究方向:湿地生态。Email:sunxiaoxin@nefu.edu.cn 地址:同上. 
  • 中图分类号: S714.8

Changes of soil heavy metal contents and pollution evaluation during the restoration of wetlands

  • 摘要: 目的 为探究退耕还湿对土壤重金属含量及其潜在危害的影响。方法 取黑龙江三江国家级自然保护区内大豆田、不同退耕年限的杂草草甸或湿地和天然臌囊苔草—小叶章沼泽土样,测定土壤重金属含量。利用Hankanson潜在生态危害指数法,进行潜在生态危害评价。结果 三江自然保护区退耕湿地恢复过程中土壤重金属污染物主要为Pb,其次是Cu,而Zn、Mn和Cr的影响很小。随土壤深度增加,Cu、Pb、Zn、Mn和Cr含量呈波动变化。Cu和Pb含量在退耕还湿11年之前,在0 ~ 10 cm土壤深度含量最高,而在退耕还湿11年之后,在40 ~ 50 cm土壤深度含量最高。其他重金属含量随着土壤深度变化没有表现出一定的规律。退耕恢复期间,土壤Cu、Pb、Zn与Cr含量随退耕时间先增加后减少,但Zn含量增加与减少未达到显著程度(P > 0.05)。而退耕样地土壤Mn含量从恢复第1年开始就显著低于大豆田(P < 0.05)。大豆田和退耕前6年的恢复样地具有强烈的潜在生态风险危害,退耕8、11年样地和天然沼泽的潜在生态风险危害指数为中度,退耕15和25年样地的潜在生态风险危害指数为轻度。结论 随着退耕还湿时间的延长,土壤中Cu、Pb、Zn和Cr含量先增加后减少,分别在退耕15、12、2和10年左右恢复到天然湿地水平。而土壤Mn含量在退耕开始后便与天然湿地没有显著性差异(P > 0.05)。随着退耕年限增加,生态系统潜在生态风险危害逐渐降低。
  • 图 1  不同土壤深度的重金属含量

    Figure 1.  Heavy metal contents in different soil depths

    图 2  不同样地间土壤重金属含量

    Figure 2.  Heavy metal contents in different sample plots

    表 1  样地植物种类

    Table 1.  Plant species in sample plots

    样地
    Sample plot
    植物种类
    Plant species
    DD 大豆 Glycine max、野苋 Amaranthus viridis、鸭跖草 Commelina communis
    T1 画眉草 Eragrostis pilosa、长芒野稗 Echinochloa caudate、藨草 Scirpus triqueter
    T2 画眉草 Eragrostis pilosa、稗草 Echinochloa crusgall、春蓼 Polygonum persicaria
    T6 小叶章 Deyeuxia angustifolia、臌囊苔草 Carex schmidti、沼泽蕨 Thelypteris palustris
    T8 小叶章 Deyeuxia angustifolia、小画眉草 Eragrostis minor、红花金丝桃 Triadenum japonicum
    T11 小叶章 Deyeuxia angustifolia、臌囊苔草 Carex schmidti、柳叶绣线菊 Spiraea salicifolia
    T15 小叶章 Deyeuxia angustifolia、臌囊苔草 Carex schmidti、荩草 Arthraxon hispidus
    T25 臌囊苔草 Carex schmidti、小叶章 Deyeuxia angustifolia、小白花地榆 Sanguisorba teriuifolia
    var. alba
    TR 小叶章 Deyeuxia angustifolia、臌囊苔草 Carex schmidti、广布野豌豆 Vicia cracca
    注:DD为大豆(Glycine max)田;T1 ~ T25为不同退耕年限样地;TR为天然臌囊苔草(Carex schmidti)—小叶章(Deyeuxia angustifolia)沼泽。下同。Notes: DD, soybean field; T1−T25, the sample plots of different converting years in the process of restoration; TR, natural C. schmidti-D. angustifolia marsh. The same below.
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    表 2  土壤重金属潜在生态风险分级标准

    Table 2.  Potential ecological risk grading standards for soil heavy metal

    潜在生态风险等级
    Potential ecological risk grade
    轻度
    Mild
    中度
    Moderate
    强烈
    Strong
    很强
    Very strong
    极强
    Extremely strong
    Eri < 5 5 ~ 1010 ~ 2020 ~ 40 > 40
    RI < 2020 ~ 4040 ~ 80 > 80
    注:Eri为第i种金属的潜在生态危害系数;RI为综合潜在风险系数。Notes: Eri is potential ecological risk index of the i-th metal; RI is compositive potential ecological risk coefficient.
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    表 3  退耕恢复过程中土壤重金属含量之间及其与退耕年限的相关性

    Table 3.  Correlations of soil heavy metal contents and converting years in the process of restoration

    项目 Item退耕年限 Restoring yearCuPbZnMnCr
    退耕年限 Restoring year 1
    Cu − 0.842** 1
    Pb − 0.810** 0.967** 1
    Zn − 0.312 − 0.110 − 0.249 1
    Mn 0.317 − 0.330 − 0.238 0.175 1
    Cr − 0.717** 0.926** 0.892** − 0.064 − 0.250 1
    注:**表示相关性极显著(P < 0.01)。Note: ** means correlation is extremely significant at P < 0.01 level .
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    表 4  农田、恢复湿地与天然湿地潜在生态风险危害指数

    Table 4.  Potential ecological risk index of farmland, restored wetland and natural marsh

    潜在生态风险指数
    Potential ecological risk index
    DDT1T2T6T8T11T15T25TR
    ErCu b12.13 b17.74 c23.38 c22.57 b12.44 b11.41 4.27 4.68 a5.17
    SE 0.55 11.34 1.45 0.74 0.74 1.45 0.83 1.03 0.9
    ErPb c26.19 c30.95 c36.87 c35.43 c24.67 c22.57 a6.45 b12.72 b16.58
    SE 2.10 4.15 1.40 1.80 1.10 2.20 1.99 2.02 3.56
    ErZn 0.30 0.60 0.39 0.21 0.24 0.25 0.69 0.20 0.059
    SE 0.049 0.72 0.24 0.11 0.12 0.087 0.039 0.17 0.053
    ErMn 0.82 0.37 0.14 0.12 0.17 0.22 0.38 0.34 0.18
    SE 0.45 0.17 0.024 0.088 0.13 0.14 0.11 0.078 0.078
    ErCr 1.76 2.04 4.43 2.77 1.24 0.81 0.37 0.37 0.62
    SE 0.45 0.76 0.61 0.59 0.24 0.33 0.36 0.20 0.19
    RI b41.20 b51.69 b65.21 b61.10 a38.75 a35.25 12.16 18.30 a22.61
    注:T1 ~ T25为不同退耕年限样地;Eri为第i种金属的潜在生态危害系数。RI为综合潜在风险系数,a为中度,b为强烈,c为很强。Notes: T1−T25 represent sample plots of varied restoring years; Eri is potential ecological risk index of the i-th metal. RI is compositive potential ecological risk index; a,moderate; b, strong; c, very strong.
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出版历程
  • 收稿日期:  2019-08-20
  • 录用日期:  2019-11-14
  • 网络出版日期:  2020-03-19
  • 刊出日期:  2020-03-01

恢复湿地土壤重金属含量变化及污染评价

    通讯作者: 孙晓新, sunxiaoxin@nefu.edu.cn
    作者简介: 李海兴。主要研究方向:湿地恢复与湿地污染评价。Email:15545186286@163.com 地址:150040 黑龙江省哈尔滨市香坊区和兴路26号东北林业大学林学院
  • 1. 东北林业大学林学院,森林生态系统可持续经营教育部重点实验室,黑龙江 哈尔滨 150040
  • 2. 黑龙江三江平原湿地生态系统国家定位观测研究站,黑龙江 抚远 156500
  • 3. 黑龙江三江国家级自然保护区管理局,黑龙江 抚远 156500
  • 4. 盘锦市湿地科学研究所,辽宁 盘锦 124000
  • 5. 盘锦市绿色发展服务中心,辽宁 盘锦 124221

摘要: 目的为探究退耕还湿对土壤重金属含量及其潜在危害的影响。方法取黑龙江三江国家级自然保护区内大豆田、不同退耕年限的杂草草甸或湿地和天然臌囊苔草—小叶章沼泽土样,测定土壤重金属含量。利用Hankanson潜在生态危害指数法,进行潜在生态危害评价。结果三江自然保护区退耕湿地恢复过程中土壤重金属污染物主要为Pb,其次是Cu,而Zn、Mn和Cr的影响很小。随土壤深度增加,Cu、Pb、Zn、Mn和Cr含量呈波动变化。Cu和Pb含量在退耕还湿11年之前,在0 ~ 10 cm土壤深度含量最高,而在退耕还湿11年之后,在40 ~ 50 cm土壤深度含量最高。其他重金属含量随着土壤深度变化没有表现出一定的规律。退耕恢复期间,土壤Cu、Pb、Zn与Cr含量随退耕时间先增加后减少,但Zn含量增加与减少未达到显著程度(P > 0.05)。而退耕样地土壤Mn含量从恢复第1年开始就显著低于大豆田(P < 0.05)。大豆田和退耕前6年的恢复样地具有强烈的潜在生态风险危害,退耕8、11年样地和天然沼泽的潜在生态风险危害指数为中度,退耕15和25年样地的潜在生态风险危害指数为轻度。结论随着退耕还湿时间的延长,土壤中Cu、Pb、Zn和Cr含量先增加后减少,分别在退耕15、12、2和10年左右恢复到天然湿地水平。而土壤Mn含量在退耕开始后便与天然湿地没有显著性差异(P > 0.05)。随着退耕年限增加,生态系统潜在生态风险危害逐渐降低。

English Abstract

  • 不利的自然因素或不合理的人类活动会造成湿地生态系统结构不合理、湿地功能衰退甚至湿地资源逐渐丧失[1]。退耕还湿是恢复湿地生态系统结构和功能的重要手段,而恢复效果评价是退耕还湿工程中不可缺少的一个重要环节。土壤是湿地生态系统的重要组成部分,土壤恢复是湿地植被恢复的基础,退化湿地生态系统的土壤恢复监测包括土壤物理性质[2-3]、土壤养分含量[4-5]、土壤重金属含量[6-7]等方面。通过对退化湿地土壤恢复的连续动态监测,一方面可以及时了解和掌握湿地基质恢复效果,另一方面也可以为进一步的湿地植被的恢复重建提供基础。

    重金属具有生物毒性强、生物富集性强、污染持久性强、污染频率高等特点[8],是退耕湿地土壤恢复的连续动态监测中不可忽视的部分,也被用作判断湿地环境质量的重要参考指标[9]。湿地重金属污染分析与评价已成为湿地环境污染的重要研究领域[10]。重金属污染评价的方法有污染指数法、富集指数法、Nemerow指数法、潜在生态风险指数法等 [11]。其中潜在生态风险指数法体现了生物有效性和相对贡献比例及地理空间差异等特点, 能综合反映沉积物中重金属的影响潜力[12]。有学者通过潜在生态风险指数法对扎龙湿地、饶阳河湿地等进行污染评价,结果表明,被开发过的湿地土壤出现不同程度的重金属污染[13-14]。当前土壤重金属污染主要研究对象是被人类开发的湿地[15-16],而对人为活动逐渐减弱的退耕湿地的土壤重金属污染研究还相对较少。

    三江平原是我国沼泽湿地的重要分布区,由于自然保护区的建立,该区对部分垦殖湿地实施了退耕还湿工程。本研究选择以空间代替时间的方法,在三江自然保护区内选择退耕1、2、6、8、11、15、25年恢复样地和大豆(Glycine max)田、天然臌囊苔草(Carex schmidti)—小叶章(Deyeuxia angustifolia)沼泽为对象,进行退耕还湿恢复地土壤重金属含量动态变化及重金属污染评价的研究,科学、合理地对退耕还湿恢复地的恢复效果进行评价。该研究结果有利于提高区域湿地研究、监测和保护利用水平,为退化湿地恢复技术和恢复方法的选择和调整以及湿地恢复政策制定提供科学依据,对于提高生态环境质量、保障区域生态安全具有重要意义。

    • 研究地点选择在黑龙江三江国家级自然保护区,该保护区位于三江平原东北部,黑龙江、乌苏里江交汇处,地理坐标为47°26′00″ ~ 48°22′50″N、133°43′20″ ~ 134°46′40″E,总面积19.81 × 104 hm2。保护区东隔乌苏里江遥望俄罗斯,西跨鸭绿河进入同江市,南近饶河县与之为邻,北隔黑龙江远瞰俄罗斯,且乌苏里江和黑龙江主航道中心线为国界线。

      研究区域原始湿地的植物种类主要为毛果苔草(Carex lasiocarpa)、漂筏苔草(Carex pseudo-curaica)、臌囊苔草、小叶章等。本研究涉及的主要植被类型为湿地垦殖后的大豆田、退耕恢复的杂草草甸、小叶章湿草甸、小叶章沼泽和天然臌囊苔草—小叶章沼泽。垦殖沼泽以自然恢复方式进行退耕还湿,原耕种作物均为大豆,耕作年限在10年左右。样地内主要植物种类见表1

      表 1  样地植物种类

      Table 1.  Plant species in sample plots

      样地
      Sample plot
      植物种类
      Plant species
      DD 大豆 Glycine max、野苋 Amaranthus viridis、鸭跖草 Commelina communis
      T1 画眉草 Eragrostis pilosa、长芒野稗 Echinochloa caudate、藨草 Scirpus triqueter
      T2 画眉草 Eragrostis pilosa、稗草 Echinochloa crusgall、春蓼 Polygonum persicaria
      T6 小叶章 Deyeuxia angustifolia、臌囊苔草 Carex schmidti、沼泽蕨 Thelypteris palustris
      T8 小叶章 Deyeuxia angustifolia、小画眉草 Eragrostis minor、红花金丝桃 Triadenum japonicum
      T11 小叶章 Deyeuxia angustifolia、臌囊苔草 Carex schmidti、柳叶绣线菊 Spiraea salicifolia
      T15 小叶章 Deyeuxia angustifolia、臌囊苔草 Carex schmidti、荩草 Arthraxon hispidus
      T25 臌囊苔草 Carex schmidti、小叶章 Deyeuxia angustifolia、小白花地榆 Sanguisorba teriuifolia
      var. alba
      TR 小叶章 Deyeuxia angustifolia、臌囊苔草 Carex schmidti、广布野豌豆 Vicia cracca
      注:DD为大豆(Glycine max)田;T1 ~ T25为不同退耕年限样地;TR为天然臌囊苔草(Carex schmidti)—小叶章(Deyeuxia angustifolia)沼泽。下同。Notes: DD, soybean field; T1−T25, the sample plots of different converting years in the process of restoration; TR, natural C. schmidti-D. angustifolia marsh. The same below.
    • 2016年8月2日至7日,用自制不锈钢取土钻(钻头长50 cm、钻头直径5 cm)取退耕还湿1年(T1)、2年(T2)、6年(T6)、8年(T8)、11年(T11)、15年(T15)和25年(T25)的样地,以及大豆田(DD)和天然臌囊苔草—小叶章沼泽(TR)土壤剖面,采集深度为50 cm,土壤柱取出后平均分为5层,即每10 cm为一层,每个样地取3个重复。

      将土样密封于双层聚乙烯塑料袋中,带回实验室,剔除小石块与植物根系。在实验室中,将土样置于阴凉通风处自然风干,而后将土样置于塑料板上研磨,过100目土壤筛,进行土壤重金属含量测定。Cu和Zn采用HF-HClO4-HCl-HNO3法消解(GB/T 17138—1997);Pb采用HF-HClO4-HNO3法消解,KI-MIBK萃取(GB/T 17140—1997);Mn采用Na2CO3碱熔-HCl提取法(LY/T 1253—1999);Cr采用HF-HClO4-H2SO4-HNO3法消解(GB/T 17137—1997),用原子吸收分光光度计测定土样中重金属离子Cu、Pb、Zn、Mn和Cr的含量。

    • 利用Hankanson[18]潜在生态危害指数法,对不同恢复年限的沼泽湿地土壤中重金属的生态危害进行评价,评估退耕还湿对恢复沼泽湿地土壤中重金属生态危害的抑制作用。具体公式如下:

      $ C_{\rm{f}}^i = C_{\rm{s}}^i/C_{\rm{n}}^i $

      (1)

      $ E_{\rm{r}}^i = T_{\rm{r}}^i\cdot C_{\rm{f}}^i $

      (2)

      $ {\rm{RI}} = \sum { E_{\rm{r}}^{{i}}} $

      (3)

      式中:$C_{\rm{f}}^i $为重金属富集系数;$C_{\rm{s}}^i $为重金属i的浓度实测含量;$C_{\rm{n}}^i $为计算所需的参照值(采用三江平原土壤微量元素背景值[17]);$T_{\rm{r}}^i $为重金属毒素响应系数;$E_{\rm{r}}^i $为第i种金属的潜在生态危害系数;RI为综合潜在风险系数。

      据研究[18~21]E 值风险分级的第一级上限值由非污染的污染系数(C = 1)与参评污染物中最大毒性系数相乘得到,其他风险级别的上限值分别用上一级的分级值乘 2 得到。Cu、Pb、Zn、Mn和Cr的沉积学毒性系数分别为5、5、1、1、2[22],最大为5。据此得到本研究 E 的第一级生态风险分级标准为 < 5,余者依次乘2(表2)。

      表 2  土壤重金属潜在生态风险分级标准

      Table 2.  Potential ecological risk grading standards for soil heavy metal

      潜在生态风险等级
      Potential ecological risk grade
      轻度
      Mild
      中度
      Moderate
      强烈
      Strong
      很强
      Very strong
      极强
      Extremely strong
      Eri < 5 5 ~ 1010 ~ 2020 ~ 40 > 40
      RI < 2020 ~ 4040 ~ 80 > 80
      注:Eri为第i种金属的潜在生态危害系数;RI为综合潜在风险系数。Notes: Eri is potential ecological risk index of the i-th metal; RI is compositive potential ecological risk coefficient.

      对 RI 的分级标准做如下调整[20]: 先根据Hakanson 的研究得到单位毒性系数的 RI分级值(1.13),然后将此乘以本研究5种重金属的毒性系数总值(14),并取十位整数得到 RI 第一级界限值(1.13 × 14 = 15.82 ≈ 20)。其他级别的分级值分别用上一级的分级值乘2得到(表2)。

    • 随土壤深度增加,Cu、Pb、Zn、Mn和Cr含量呈波动变化。Cu和Pb含量在土壤剖面内随土壤深度变化呈现一定的变化规律,以退耕还湿11年为分界线,退耕还湿11年之前,Cu和Pb含量基本是在表层(0 ~ 10 cm)土壤中最高,退耕还湿11年之后,Cu和Pb含量基本是在底层(40 ~ 50 cm)土壤中最高。Zn、Mn和Cr含量的变化趋势相似,均呈锯齿状变化。基本的变化规律为表层和底层土壤中含量较高,而中间层的含量略低于表层和底层。但也有例外的情况,例如退耕2年样地,Zn含量在10 ~ 20 cm土壤层中最高,Cr含量在20 ~ 30 cm最高;大豆田和退耕15年样地的Mn含量分别在20 ~ 30 cm和10 ~ 20 cm最高。退耕1、2年样地表层土壤Cu含量和退耕6年样地表层土壤Pb含量均显著性高于其他土层(P < 0.05),退耕25年样地底层土壤Cu含量和退耕11年样地、天然湿地底层Pb含量均显著性高于其他土层(P < 0.05);而其他退耕年限样地不同土壤深度间重金属含量没有显著性差异(P > 0.05)(图1)。

      图  1  不同土壤深度的重金属含量

      Figure 1.  Heavy metal contents in different soil depths

    • 比较土壤剖面上平均重金属含量随退耕时间的变化规律发现,Cu、Pb与Cr含量随退耕时间变化情况相似,其含量在退耕1、2年均显著升高(P < 0.05),在退耕2年达到最高。Cu和Pb含量在退耕2、6年,差异不显著(P > 0.05),之后便开始降低,在退耕8、11年与大豆田差异不显著(P > 0.05);而Cr含量在退耕2年后便开始显著降低(P < 0.05),其中退耕1年和退耕8年分别与大豆田土壤Cr含量差异不显著(P > 0.05)。退耕15、25年Cu和Cr含量与天然臌囊苔草—小叶章沼泽Cu和Cr含量差异不显著(P > 0.05);而Pb含量显著低于天然臌囊苔草—小叶章沼泽(P < 0.05)。退耕恢复期间,退耕1年样地土壤Zn含量显著高于天然臌囊苔草—小叶章沼泽(P < 0.05),虽然也高于大豆田,但差异未达到显著程度,而其他样地之间土壤Zn含量差异不显著(P > 0.05);土壤Mn含量显著低于大豆田(P < 0.05)而与天然臌囊苔草—小叶章沼泽差异不显著(P > 0.05)(图2)。

      图  2  不同样地间土壤重金属含量

      Figure 2.  Heavy metal contents in different sample plots

    • 土壤Cu、Pb、Cr含量与退耕年限之间的相关性极显著,经过回归拟合得到土壤Cu、Pb、Cr含量与退耕时间的关系分别为:y = 0.113 9x2 − 6.515 9x + 108.09,R2 = 0.77,P < 0.05;y = 0.233 8x2 − 11.864x + 205.33,R2 = 0.75;y = 0.230 2x2 − 9.981 3x + 113.94,R2 = 0.67。通过回归曲线可得,土壤Cu、Pb和Cr含量恢复到天然湿地水平分别大约需要15、12和10年。Cu、Pb和Cr之间具有极显著的相关性(P < 0.01),相关系数r均大于0.5,Cu和Pb、Pb和Cr、Cr和Cu相关系数分别是0.967、0.892、0.926。但是Zn和Mn的含量与退耕年限及与其他重金属元素的含量都没有显著相关性(P > 0.05),与其他重金属元素间的相关系数r均低于0.4(表3)。

      表 3  退耕恢复过程中土壤重金属含量之间及其与退耕年限的相关性

      Table 3.  Correlations of soil heavy metal contents and converting years in the process of restoration

      项目 Item退耕年限 Restoring yearCuPbZnMnCr
      退耕年限 Restoring year 1
      Cu − 0.842** 1
      Pb − 0.810** 0.967** 1
      Zn − 0.312 − 0.110 − 0.249 1
      Mn 0.317 − 0.330 − 0.238 0.175 1
      Cr − 0.717** 0.926** 0.892** − 0.064 − 0.250 1
      注:**表示相关性极显著(P < 0.01)。Note: ** means correlation is extremely significant at P < 0.01 level .
    • 本研究测定的这5种土壤重金属中,Pb的潜在生态风险危害指数最高,Cu次之,而Zn、Mn和Cr的影响很小。土壤Pb仅在退耕15年的潜在生态风险危害等级为中度,退耕25年和天然臌囊苔草—小叶章沼泽为强烈,其他样地均为很强。退耕2、6年土壤Cu的潜在生态风险危害等级为很强,退耕1、8、11年和大豆田的潜在生态风险危害等级为强烈,仅在退耕15、25年为轻度,天然臌囊苔草—小叶章沼泽为中度。而土壤中Zn、Mn和Cr在退耕湿地恢复过程中的潜在生态风险危害等级均为轻度。对于综合潜在风险系数而言,退耕1、2、6年和大豆田的综合潜在风险等级为强烈,退耕8、11年和天然臌囊苔草—小叶章沼泽的综合潜在风险等级为中度,退耕15、25年的综合潜在风险等级为轻度(表4)。

      表 4  农田、恢复湿地与天然湿地潜在生态风险危害指数

      Table 4.  Potential ecological risk index of farmland, restored wetland and natural marsh

      潜在生态风险指数
      Potential ecological risk index
      DDT1T2T6T8T11T15T25TR
      ErCu b12.13 b17.74 c23.38 c22.57 b12.44 b11.41 4.27 4.68 a5.17
      SE 0.55 11.34 1.45 0.74 0.74 1.45 0.83 1.03 0.9
      ErPb c26.19 c30.95 c36.87 c35.43 c24.67 c22.57 a6.45 b12.72 b16.58
      SE 2.10 4.15 1.40 1.80 1.10 2.20 1.99 2.02 3.56
      ErZn 0.30 0.60 0.39 0.21 0.24 0.25 0.69 0.20 0.059
      SE 0.049 0.72 0.24 0.11 0.12 0.087 0.039 0.17 0.053
      ErMn 0.82 0.37 0.14 0.12 0.17 0.22 0.38 0.34 0.18
      SE 0.45 0.17 0.024 0.088 0.13 0.14 0.11 0.078 0.078
      ErCr 1.76 2.04 4.43 2.77 1.24 0.81 0.37 0.37 0.62
      SE 0.45 0.76 0.61 0.59 0.24 0.33 0.36 0.20 0.19
      RI b41.20 b51.69 b65.21 b61.10 a38.75 a35.25 12.16 18.30 a22.61
      注:T1 ~ T25为不同退耕年限样地;Eri为第i种金属的潜在生态危害系数。RI为综合潜在风险系数,a为中度,b为强烈,c为很强。Notes: T1−T25 represent sample plots of varied restoring years; Eri is potential ecological risk index of the i-th metal. RI is compositive potential ecological risk index; a,moderate; b, strong; c, very strong.
    • 三江平原土壤表层为黑土,腐殖质含量高,其中有机、无机胶体或有机−无机复合胶体易与重金属离子发生吸附和生物作用[23],将重金属聚集于土壤表层(0 ~ 10 cm土壤深度)。而研究区有周期性的淹水条件,导致发生淋溶作用,将重金属沉积于底层(40 ~ 50 cm土壤深度)[24]。在退耕初期(T1、T2、T6、T8),研究区表层土壤(0 ~ 10 cm土壤深度)Cu、Pb含量最高,是因为退耕时间较短,总淋失量小于土壤表层的吸附量,而在退耕后期(T11、T15、T25),总淋失量大于土壤表层吸附量,从而使得底层土壤(40 ~ 50 cm土壤深度)重金属含量高于表层。Zn、Mn和Cr在上述作用综合影响下,基本表现为表层和底层土壤中含量较高,中间层的含量略低于表层和底层,虽然并没有在时间序列上表现出一定的规律性。

      退耕后湿地植被开始恢复,在退耕初期,土壤Cu、Pb、Zn和Cr被植物直接吸收利用的量相对较少[25-26]。由于季节性淹水形成的氧化还原环境,一方面土壤中重金属会发生水解反应生成氢氧化物;另一方面易与土壤中的H2CO3、H2S、H3PO4等反应,生成碳酸盐、硫化物、磷酸盐等难溶物质[27-28]。在上述综合作用下,土壤Cu、Pb、Zn和Cr含量在退耕初期快速升高,这与部分学者的研究结果较一致[29-30]。而Mn在无氧条件下会溶解,酸度较高, 锰的活动性较强, 在土壤中锰的淋溶和迁移系数较大, 导致锰淋失严重[31]。故而退耕工作展开后,在土壤Mn输入减弱的情况下,其含量显著降低(P < 0.05),而后达到自然的动态平衡状态。而在退耕后期,湿地土壤受外界扰动较少,土壤重金属输入减弱,植被逐渐恢复,湿地植物对土壤重金属的消耗和归还[32-34]及周期性淹水条件导致其淋失[35-36]使得土壤重金属达到自然动态平衡状态。

      当沉积物来源相同或相似时,各个元素具有显著的相关性[37-38]。土壤Cu、Pb、Cr含量之间有极显著相关性(P < 0.01),相关系数r均大于0.8,说明这些重金属元素存在着同源性。根据研究区域情况,农业生产活动是土壤中Cu、Pb和Cr的主要来源,退耕后三江平原土壤Cu、Pb、Cr含量主要以自然因素影响为主[13,39],包括水文条件、地形和气候等。土壤Zn和Mn与其他重金属元素之间相关系数较低,均小于0.4,表明Zn、Mn来源复杂。

      利用Hankanson[18]潜在生态危害指数法,对不同恢复年限的沼泽湿地土壤中重金属的生态危害进行评价的结果显示,研究区土壤Pb、Cu生态危害程度较高,污染较严重,但是经过8年的自然恢复后,其含量和污染指数都降低了,15年后便恢复到甚至低于天然臌囊苔草—小叶章沼泽水平。与本研究结果相似,云南大山包湿地退耕10年后,土壤重金属含量显著降低 [40-41]。由此可见,自然恢复到一定的年限,可以降低重金属污染风险。但在退耕恢复初期,其污染指数上升,这与部分学者研究结果一致[29-30]。在这一阶段可通过化学淋洗、生物修复等方式[42-43]来降低土壤重金属含量。

      恢复样地的土壤重金属综合潜在风险危害指数呈现先升高后降低的趋势,自然恢复15年以后,降至轻度。与本研究结果类似,安庆菜子湖不同退耕年限恢复湿地土壤重金属综合潜在风险危害指数变化趋势也是先升高后降低,在退耕11年时恢复到原始湿地水平[29-30]。与本研究结果不同,经过2年自然恢复的晋江河口湿地,综合潜在风险危害指数略有升高[44]。而自然恢复的黄河河口湿地与未修复的潮间带及石油开采区相比,综合潜在风险危害指数略有降低[45]。但不管是晋江河口湿地还是黄河河口湿地,恢复湿地与未修复湿地的综合潜在风险危害指数之间并没有显著性差异(P > 0.05),恢复前后其综合潜在生态风险危害均为中度。由此可见,自然恢复方法在短期可能效果不明显,可能需要10多年的时间才能恢复到自然水平。

    • 三江自然保护区退耕湿地恢复过程中土壤重金属污染物主要是Pb,其次是Cu,而Zn、Mn和Cr的影响较小。根据回归模型可知,随着退耕还湿时间的延长,土壤中Cu、Pb和Cr含量先增加后减少,分别在退耕15、12和10年左右恢复到天然湿地水平。依据潜在生态风险危害评估结果,大豆田和退耕前6年的退耕恢复样地具有强烈的潜在生态风险危害,退耕8、11年样地和天然湿地的潜在生态风险危害指数为中度,退耕15和25年样地的潜在生态风险危害指数为轻度。

      由本研究可知,今后进行退耕还湿工作展开时,选择自然恢复方式,土壤重金属含量会在退耕初期阶段上升,潜在生态风险系数上升。但这仅是短期的结果,随着恢复时间的增加,土壤重金属含量和潜在生态风险指数会迅速下降。在湿地管理中,对退耕还湿恢复效果的评价要达到一定的年限,否则可能会因为评价时间过短,而造成对恢复结果的错误判断。此外,为降低恢复早期潜在生态风险,可在退耕初期因地制宜,选择快速去除土壤重金属的湿地恢复技术与方法。

参考文献 (45)

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