李家兵,張秋婷,張麗煙,仝　川

1 福建師范大學(xué)地理科學(xué)學(xué)院,福州　350007 2 福建師范大學(xué)環(huán)境科學(xué)與工程學(xué)院,福州　350007 3 福建閩江河口濕地國(guó)家級(jí)自然保護(hù)區(qū)管理處,福州　350200 4 福建師范大學(xué)亞熱帶濕地研究中心,福州　350007 5 福建師范大學(xué)濕潤(rùn)亞熱帶生態(tài)地理過(guò)程教育部重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室,福州　350007 6 福建師范大學(xué)地理研究所,福州　350007

?

閩江河口春季互花米草入侵過(guò)程對(duì)短葉茳芏沼澤土壤碳氮分布特征的影響

李家兵1,2,張秋婷2,張麗煙3,仝川1,4,5,6,*

1 福建師范大學(xué)地理科學(xué)學(xué)院,福州350007 2 福建師范大學(xué)環(huán)境科學(xué)與工程學(xué)院,福州350007 3 福建閩江河口濕地國(guó)家級(jí)自然保護(hù)區(qū)管理處,福州350200 4 福建師范大學(xué)亞熱帶濕地研究中心,福州350007 5 福建師范大學(xué)濕潤(rùn)亞熱帶生態(tài)地理過(guò)程教育部重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室,福州350007 6 福建師范大學(xué)地理研究所,福州350007

摘要:2014年4月,選擇閩江口鱔魚(yú)灘濕地中未被入侵的短葉茳芏群落(A)、互花米草入侵斑塊邊緣(B)以及互花米草入侵斑塊中央(C)為研究對(duì)象,基于時(shí)空互代研究方法,探討了互花米草入侵序列下濕地土壤碳氮空間分布特征的差異。結(jié)果表明,互花米草入侵顯著降低了土壤的-N含量(P>0.05),但整體增加了-N含量,這與其入侵后導(dǎo)致濕地土壤顆粒組成發(fā)生顯著變化(砂礫含量增加33.81%),進(jìn)而促進(jìn)了土壤的礦化作用和硝化作用,并有助于硝態(tài)氮的垂直淋失有關(guān)?；セ撞萑肭终w增加了土壤的碳氮含量和C/N比,與入侵進(jìn)程和入侵前相比,互花米草入侵后濕地土壤的碳儲(chǔ)量分別增加了8.73%和24.37%,氮儲(chǔ)量則分別增加了10.22%和17.87%,這主要與其對(duì)閩江口濕地植物群落格局、養(yǎng)分生物循環(huán)以及強(qiáng)促淤作用引起的土壤顆粒組成等顯著改變有關(guān)。研究發(fā)現(xiàn),閩江口互花米草入侵對(duì)短葉茳芏濕地土壤碳氮含量的影響相對(duì)于江蘇鹽城、長(zhǎng)江口以及杭州灣濕地的影響可能更為顯著,其互花米草入侵較大改變了土壤中陸源和海源有機(jī)質(zhì)的來(lái)源比例,使得入侵后濕地土壤養(yǎng)分的自源性增強(qiáng)。

關(guān)鍵詞：互花米草入侵；短葉茳芏；碳含量；氮含量；閩江口

河口濕地是河口與海洋相互作用形成的重要生態(tài)類(lèi)型,是海岸帶地區(qū)響應(yīng)全球氣候變化和人類(lèi)活動(dòng)較為敏感的生態(tài)系統(tǒng)之一[1]。受河口水動(dòng)力和海洋潮汐的雙重影響,河口濕地的物理、化學(xué)及生物過(guò)程活躍,生源元素循環(huán)過(guò)程極為復(fù)雜[2]?；セ撞?Spartina alterniflora)引入我國(guó)濱海濕地后,在抬高灘面、消浪護(hù)堤、促淤固沙等方面均發(fā)揮了良好作用,但是互花米草在包括長(zhǎng)江口、閩江口等河口鹽沼-半咸水沼澤濕地的迅速入侵及快速蔓延,已嚴(yán)重威脅到原生河口濕地生態(tài)系統(tǒng)的結(jié)構(gòu)、過(guò)程及功能?；セ撞萑肭謱?duì)河口濱海濕地的影響研究已有較多文獻(xiàn)報(bào)道,包括互花米草入侵對(duì)濕地土壤碳氮養(yǎng)分、土壤有機(jī)碳組分及分布[3- 10]、植物種類(lèi)[11]、底棲生物與微生物群落[12-14]及濕地甲烷排放的影響[15-17]等方面,然而,以互花米草入侵斑塊及未被入侵的背景沼澤濕地為研究對(duì)象,揭示互花米草入侵短期序列下沼澤濕地碳氮養(yǎng)分分布影響的對(duì)比研究還比較薄弱。

福建是我國(guó)互花米草入侵最為嚴(yán)重的省份之一,目前全省互花米草面積已達(dá)4166hm2,僅次于江蘇、浙江和上海[18]。閩江河口濕地是福建省面積最大、生態(tài)類(lèi)型最齊全、沖淤演變最復(fù)雜的典型淤泥質(zhì)海濱濕地,其主要分布的原生濕地沼澤植物主要有蘆葦(Phragmites australis)、短葉茳芏(Cyperus malaccensis)和海三棱藨草(Scirpus mariqueter)等。自2002年互花米草開(kāi)始入侵閩江河口鱔魚(yú)灘濕地,2010年鱔魚(yú)灘濕地互花米草濕地面積已達(dá)306.9hm2[19]。近年來(lái)互花米草開(kāi)始入侵分布在鱔魚(yú)灘濕地中西部的土著種短葉茳芏沼澤濕地并形成一些大小不一的互花米草入侵斑塊。當(dāng)前,關(guān)于互花米草入侵影響下閩江河口濕地的相關(guān)研究主要集中于互花米草生物量及不同治理方式對(duì)土壤有機(jī)碳及養(yǎng)分影響[20-21]、土壤間隙水營(yíng)養(yǎng)鹽分布[22]、植物養(yǎng)分累積[23]、殘?bào)w分解釋放動(dòng)態(tài)[24-25]、溫室氣體通量及影響因素[26-29]以及入侵裸灘和蘆葦濕地有機(jī)碳庫(kù)[30-31]等方面,而關(guān)于互花米草入侵土著種短葉茳芏過(guò)程中其對(duì)不同入侵階段濕地土壤碳氮分布特征的影響研究還比較薄弱。鑒于此,本研究選擇互花米草入侵濕地、入侵邊緣濕地以及未入侵短葉茳芏濕地作為研究對(duì)象,采用時(shí)空互代研究方法,探討互花米草入侵序列下濕地土壤碳氮空間分布特征的差異。研究結(jié)果不但可揭示互花米草不同入侵階段濕地碳氮養(yǎng)分的變化過(guò)程,而且還可為下一步本區(qū)互花米草的入侵治理提供重要基礎(chǔ)數(shù)據(jù)。

1研究區(qū)域與研究方法

1.1研究區(qū)概況及樣品采集

研究區(qū)位于閩江河口區(qū)域面積最大的鱔魚(yú)灘濕地(119°34′12″—119°41′40″E、26°00′36″—26°03′42″N)。該區(qū)域氣候暖熱潮濕,年均溫度19.3 ℃,年降水量1380mm左右。鱔魚(yú)灘濕地位于瑯岐島與長(zhǎng)樂(lè)市梅花水道之間,是閩江水流從上游搬運(yùn)來(lái)的泥沙在梅花水道中淤積形成的河口淺灘,正常潮汐情況下顯現(xiàn)于水面。濕地土壤為濱海鹽土和砂土,主要植物群落為短葉茳芏群落、蘆葦群落、海三棱藨草群落以及互花米草群落,其中西部高潮灘潮汐微咸水鹽度約為3.79±1.35。

近2年來(lái),在研究區(qū)鱔魚(yú)灘中西部大面積短葉茳芏群落中零星分布有遭受互花米草入侵的斑塊。為此,2014年4月中旬,選擇其中最大的一個(gè)地勢(shì)平坦、遠(yuǎn)離潮溝的互花米草入侵斑塊(面積約900m2)為研究樣地,沿著等高線方向布設(shè)短葉茳芏群落、互花米草入侵斑塊邊緣以及斑塊中央3個(gè)研究樣點(diǎn)。3個(gè)樣點(diǎn)在高潮時(shí)均被潮水淹沒(méi),退潮時(shí)均裸露,因此潮漲潮落對(duì)3個(gè)樣點(diǎn)土壤各元素分布的影響比較一致。基于時(shí)空互代法以及前述短葉茳芏群落(簡(jiǎn)稱(chēng)入侵前：A),互花米草入侵斑塊邊緣(簡(jiǎn)稱(chēng)入侵進(jìn)程：B)以及互花米草入侵斑塊中央(簡(jiǎn)稱(chēng)入侵后：C)3個(gè)樣點(diǎn)(圖1)探討互花米草入侵序列下濕地土壤碳氮空間分布特征的差異。3個(gè)樣點(diǎn)的土壤田間持水量分別為(44.11±3.65)%,(43.88±8.37)%和(44.98±3.75)%,地上生物量分別為3.99×102、13.45×102g/m2和24.42×102g/m2,植株密度分別為(130±11)、(121±10)株/m2和(116±8) 株/m2,平均高度分別為45、100cm和150cm。

圖1　閩江河口鱔魚(yú)灘濕地采樣點(diǎn)示意圖Fig.1　Location of the sampling sits in the Shanyutan wetland of the Min River estuary

采樣時(shí)間選擇在小潮日,在A、B、C采樣點(diǎn)分別用內(nèi)徑為6cm,長(zhǎng)60cm的硬質(zhì)PVC管沿S形分別選擇4個(gè)點(diǎn)位取樣,每個(gè)點(diǎn)位采集4個(gè)重復(fù)柱樣(采樣深度為30cm),3個(gè)樣地共采集48個(gè)。柱狀樣采集后,對(duì)每根柱狀樣按照3cm一層進(jìn)行現(xiàn)場(chǎng)分割。分割后的土壤樣品立即用自封帶封口避光保存。新鮮土樣帶回實(shí)驗(yàn)室挑出可見(jiàn)的動(dòng)植物殘?bào)w,石頭和其余雜物,自然風(fēng)干后等分成2份：一份研磨過(guò)2mm和0.149mm土壤篩,裝袋備測(cè)；另一份土樣過(guò)2mm土壤篩,裝袋置于4℃冰箱中保存?zhèn)錅y(cè)。

1.2樣品分析

1.3指標(biāo)計(jì)算

土壤剖面第i層平均碳、氮元素密度(Ci)和單位面積一定深度內(nèi)(j到n 層)碳、氮元素儲(chǔ)量(Tc)采用下式計(jì)算：

式中,Ci為碳、氮元素密度(kg/m3)；Tc為碳、氮元素儲(chǔ)量(10g/m2)；Di為第i 層土壤容重(g/cm3)；Mc為相應(yīng)的土壤碳、氮元素含量(g/kg)；di為第i層厚度(cm)；n為土壤剖面分割的層數(shù)。

1.4數(shù)據(jù)處理

2結(jié)果與分析

2.1入侵前后土壤理化性質(zhì)的變化

從圖2可知,在互花米草入侵短葉茳芏以后,在pH、電導(dǎo)率、容重和粒徑分布上均有明顯的變化規(guī)律,即入侵前后pH從表層到底層均表現(xiàn)為A>B>C,整體上3個(gè)采樣點(diǎn)從表層到底層pH分別呈現(xiàn)減小趨勢(shì),說(shuō)明互花米草入侵后提高了同層土壤的酸性；電導(dǎo)率在入侵前后表現(xiàn)為B>C>A,整體上3個(gè)采樣點(diǎn)從表層到底層EC分別呈現(xiàn)增加趨勢(shì),說(shuō)明互花米草入侵后提高了同層土壤的電導(dǎo)率；對(duì)于容重來(lái)說(shuō),入侵前后表現(xiàn)為A>B>C,3個(gè)采樣點(diǎn)從表層到底層變化幅度較小,說(shuō)明互花米草入侵后改變了土壤的物理性質(zhì),這在入侵前后土壤粒徑方面表現(xiàn)的也較為明顯,其A和C點(diǎn)土壤粘粒、粉粒和砂粒含量分別為(11.24±1.73)%、(62.00±1.66)%、(26.77±3.39)%和(7.79±0.41)%、(56.21±1.15)%、(35.82±1.57)%,與入侵前相比,入侵后濕地表層土壤的粘粒、粉粒含量顯著降低了30.69%和9.34%,而砂粒含量顯著增加了33.81%。

圖2　入侵前后土壤理化性質(zhì)對(duì)比Fig.2　Comparison of physical and chemical properties of different soils in the process of Spartina alterniflora invasion

2.2入侵前后土壤碳氮含量垂直分布的比較

圖3　互花米草入侵過(guò)程中土壤硝態(tài)氮和銨態(tài)氮含量變化Fig.3　Variations of nitrate nitrogen and ammonium nitrogen contents in different marsh soils in the process of Spartina alterniflora invasion

圖4　互花米草入侵過(guò)程中土壤全碳和全氮含量變化Fig.4　Variations of total carbon and total nitrogen contents in different marsh soils in the process of Spartina alterniflora invasion

2.3入侵前后土壤碳氮儲(chǔ)量垂直分布的比較

研究發(fā)現(xiàn),0—6cm和15—30cm土層的碳氮儲(chǔ)量整體均表現(xiàn)為C>B>A(P<0.01),而在6—15cm土層,三者的碳氮儲(chǔ)量差異不大(P>0.05)(圖5),說(shuō)明互花米草入侵顯著改變了原生濕地環(huán)境,從而使得不同土層的碳氮儲(chǔ)量整體呈極顯著變化(P<0.01)。比較而言,互花米草不同入侵階段土壤的碳儲(chǔ)量呈明顯增加趨勢(shì),其值在入侵前、入侵邊緣和入侵后分別為(646.87±62.53)、(739.91±96.91)g/m2和(804.52±174.98)g/m2。與入侵邊緣和入侵前相比,互花米草入侵后的碳儲(chǔ)量分別增加了8.73%和24.37%。與之相比,不同入侵階段土壤的氮儲(chǔ)量呈緩慢增加趨勢(shì),其值在入侵前、入侵邊緣和入侵后分別為(68.72±5.40)、(73.49±7.81)g/m2和(81.00±14.60)g/m2。與入侵邊緣和入侵前相比,互花米草入侵后的氮儲(chǔ)量分別增加了10.22%和17.87%(圖5)。

圖5　互花米草入侵過(guò)程中土壤碳氮儲(chǔ)量變化Fig.5　Variations of carbon and nitrogen stocks in different marsh soils in the process of Spartina alterniflora invasion

圖6　互花米草入侵過(guò)程中土壤(0—30cm)碳氮總儲(chǔ)量變化　Fig.6　Variations of carbon and nitrogen stocks in marsh soils (0—30 cm) in the process of Spartina alterniflora invasion

對(duì)于0—30cm土層而言,互花米草入侵后的碳總儲(chǔ)量為8486.12±21.24g/m2,相比較入侵邊緣的碳儲(chǔ)量(7420.31±11.94)g/m2增加了14.36%,比入侵前的碳儲(chǔ)量(6542.62±8.37)g/m2增加了29.71%；與之相比,互花米草入侵后的氮儲(chǔ)量為(825.67±1.60)t/km2,比入侵邊緣的碳儲(chǔ)量(745.32±1.00)g/m2增加了10.78%,比入侵前的碳儲(chǔ)量(687.95±0.78)g/m2增加了20.02%(圖6)。方差分析表明,互花米草入侵顯著增加了短葉茳芏土壤碳氮儲(chǔ)量,二者均表現(xiàn)為C>B>A(P <0.01)。

3討論

與國(guó)內(nèi)其他濕地的相關(guān)研究相似,閩江口互花米草入侵后濕地的碳氮含量均明顯高于入侵濕地。不同的是,閩江口互花米草入侵后濕地以及入侵濕地的碳氮含量整體要高于江蘇鹽城、長(zhǎng)江口以及杭州灣濕地的相關(guān)結(jié)果(表1)。就閩江口而言,互花米草入侵后濕地的碳含量還與入侵濕地類(lèi)型有關(guān)。本研究中,互花米草入侵短葉茳芏濕地的碳含量要接近于入侵蘆葦濕地的碳含量,但明顯高于入侵裸灘的相應(yīng)數(shù)值(表1)。上述對(duì)比結(jié)果表明,閩江口互花米草入侵對(duì)于原生蘆葦和短葉茳芏濕地碳氮含量的影響可能更為顯著。

表1　互花米草入侵對(duì)不同濕地土壤碳氮含量的影響

研究表明,互花米草在入侵邊緣以及入侵后均明顯增加了短葉茳芏濕地土壤的碳氮含量和儲(chǔ)量,而這可能與其在改變濕地植被分布格局的同時(shí),亦提高了碳氮在植物-土壤系統(tǒng)中的累積能力有關(guān)。互花米草成功入侵后可迅速形成高密度與高生產(chǎn)力的單物種群落[37-38]。首先,與土著種短葉茳芏相比,互花米草入侵邊緣和入侵后的地上生物量分別增加了237.09%和512.03%,生物量的大幅增加可明顯增加碳的累積量。Liao等[3]的研究表明,與土著植物相比,互花米草生長(zhǎng)期較長(zhǎng),且具有葉面積指數(shù)、凈光合速率和根系生物量高等特征,由此使得其固碳能力很高。本研究亦得到類(lèi)似結(jié)果,互花米草入侵后植被的固碳能力(0.85kgC/m2)約為入侵邊緣植被固碳能力(0.47kgC/m2)的1.81倍。高建華等[32]的研究表明,互花米草作為研究區(qū)潮灘濕地的先鋒植物,其生長(zhǎng)和發(fā)育過(guò)程對(duì)潮灘淤積發(fā)揮著重要控制作用,灘面的沉積速率較高,有利于營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)的埋藏和保存,增加了整個(gè)潮灘濕地每年TC、TN和TP的累積量[39]；互花米草對(duì)整個(gè)潮灘濕地不同植被分布格局改變的同時(shí)也增加了TC和TN在整個(gè)生態(tài)系統(tǒng)中的累積量,而這種生物量、碳氮累積量的增加必然會(huì)增加入侵濕地土壤的碳氮含量和儲(chǔ)量。其次,互花米草入侵邊緣和入侵后凋落物數(shù)量、質(zhì)量及分解速率亦可明顯影響入侵濕地土壤的碳氮含量及儲(chǔ)量[40]。由于互花米草生物量大且生長(zhǎng)期較長(zhǎng),所以其凋落物產(chǎn)生量較短葉茳芏高很多[41]。另外,盡管互花米草入侵導(dǎo)致了植物根際微生物多樣性和均勻度降低,使得其凋落物的分解速率略低于短葉茳芏[42],但其較高的凋落物累積量使得碳氮?dú)w還土壤的量依然較高。更為主要的是,互花米草根系更為發(fā)達(dá),其根系周轉(zhuǎn)速率更快[37],大量死根分解可將碳氮大量釋放到不同土層中,進(jìn)而顯著增加入侵過(guò)程和入侵后濕地土壤的碳氮含量及儲(chǔ)量[43- 44]。本研究還表明,互花米草入侵后,6—15cm土層的TC、TN含量呈現(xiàn)明顯降低,原因可能主要與其入侵后中層土壤的砂粒含量明顯增加有關(guān)。高建華等[32]關(guān)于互花米草入侵對(duì)蘇北潮灘濕地碳、氮和磷分布影響的研究表明,互花米草入侵可導(dǎo)致沉積物中細(xì)顆粒比例的增加,進(jìn)而可為營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)的儲(chǔ)存提供了有利條件。本研究中,互花米草入侵短葉茳芏濕地后,沉積物的容重明顯降低而砂粒含量明顯增加(圖2),進(jìn)而不利于養(yǎng)分的存留,導(dǎo)致碳氮含量明顯降低。

研究發(fā)現(xiàn),互花米草入侵后濕地土壤的硝態(tài)氮整體隨土壤深度的增加而增加,銨態(tài)氮含量則呈降低趨勢(shì)(圖2),這主要與入侵后互花米草發(fā)達(dá)的植物根系促進(jìn)了表層土壤中硝態(tài)氮的深層淋失有關(guān),銨態(tài)氮?jiǎng)t由于帶正電荷,易于被土壤膠體吸附,由此使得其在表層土壤中含量較高,而深層土壤含量較低。另外,互花米草入侵后的硝態(tài)氮含量整體呈現(xiàn)降低趨勢(shì),而銨態(tài)氮呈一定增加趨勢(shì)。這可能主要與入侵后互花米草根系可促進(jìn)有機(jī)氮礦化及硝化作用有關(guān)。已有研究表明,濕地土壤氮的礦化作用與粘粒含量呈負(fù)相關(guān),而各類(lèi)型土壤氮礦化作用的大小一般表現(xiàn)為砂土>壤土>粘土[45]。本研究區(qū)的土壤類(lèi)型為砂壤土,有利于礦化作用的進(jìn)行。另有研究表明,植物可通過(guò)根系分泌的H+和某些具有解膠性的有機(jī)酸促進(jìn)土壤有機(jī)氮的礦化,而根際某些生物活性較強(qiáng)微生物的富集也是促進(jìn)氮礦化的一個(gè)重要原因?；セ撞萑肭趾?根系周轉(zhuǎn)能力增強(qiáng),根際分泌物增多,加上發(fā)達(dá)根系通氣組織可將氧氣帶至深層土壤,使得土壤礦化能力增強(qiáng),銨態(tài)氮含量呈增加趨勢(shì)。孫炳寅等[46]對(duì)互花米草入侵土壤微生物分布的研究還表明,互花米草的入侵可導(dǎo)致根際細(xì)菌、放線菌和真菌數(shù)量的增多,且在各生理類(lèi)群中,氨化細(xì)菌和固氮細(xì)菌占優(yōu)勢(shì),硝化細(xì)菌次之,說(shuō)明互花米草根系的存在不但有助于土壤的礦化作用,而且硝化作用可能也隨之增強(qiáng)。盡管硝化作用產(chǎn)生的硝態(tài)氮含量較高,但因硝態(tài)氮含量在水分條件較好的研究樣地極易淋失,由此導(dǎo)致其含量整體呈降低趨勢(shì)。另外,伴隨著濕地土壤硝化能力的增強(qiáng),硝化作用導(dǎo)致的氮?dú)鈶B(tài)損失可能也隨之增加[47-49]。Groffman等[50]的研究還發(fā)現(xiàn),具有較高硝化潛勢(shì)的生態(tài)系統(tǒng)可能具有較高的氮損失量?？赡苷怯捎谶@種硝化脫氮機(jī)制的存在,使得本研究中互花米草在入侵進(jìn)程和入侵后濕地土壤的硝態(tài)氮含量呈降低趨勢(shì)。

表和TC含量與土壤理化性質(zhì)間的相關(guān)關(guān)系

*P<0.05；**P<0.01；左上角A、B分別表示入侵前和入侵后

互花米草具有高基因滲入能力、高遺傳分化能力、高適應(yīng)性及高抗性,其蔓延的速度相當(dāng)驚人。互花米草植株高大密集,株高一般為1—3m,直徑在1cm以上。根系發(fā)達(dá),常密布于地下30cm深的土層內(nèi),有時(shí)可深達(dá)50—100cm[53]。一方面,互花米草生長(zhǎng)年份越久,其向土壤輸入的有機(jī)質(zhì)含量就越高；另一方面,互花米草入侵在改變研究區(qū)潮灘淤積狀況的同時(shí),亦改變了土壤有機(jī)質(zhì)的來(lái)源。楊桂山等[54]對(duì)蘇北潮灘濕地的研究表明,互花米草的多年平均沉積速率達(dá)到3cm/a,且這種淤積改變了土壤有機(jī)質(zhì)的來(lái)源。土壤C/N比經(jīng)常被用于辨別有機(jī)質(zhì)的陸源性和海源性,陸源植物由于富含纖維素,其C/N比往往高于12,而海水中水草富含蛋白質(zhì),其C/N比通常介于6—9[55]。本研究中,互花米草入侵前、入侵邊緣和入侵后濕地土壤的C/N比分別為(10.24±0.62)、(9.94±0.30)和(9.51±0.29),均小于12,說(shuō)明研究樣地的有機(jī)質(zhì)主要來(lái)自海源輸人。但從互花米草入侵過(guò)程來(lái)看,C/N沿入侵方向呈降低趨勢(shì),這一遞減趨勢(shì)在一定程度上反映出互花米草入侵正在改變潮灘沉積物中陸源和海源有機(jī)質(zhì)的比例。綜上可知,隨著互花米草入侵時(shí)間的延長(zhǎng),互花米草來(lái)源有機(jī)質(zhì)(自源有機(jī)質(zhì))的比例將呈增加趨勢(shì),而海源有機(jī)質(zhì)的比例則呈降低趨勢(shì)。這一研究結(jié)果正好與杭子清[33]對(duì)江蘇鹽城互花米草入侵濕地的研究結(jié)果相吻合,即隨著入侵年限的延長(zhǎng),來(lái)源于互花米草的濕地土壤有機(jī)質(zhì)含量呈增加趨勢(shì)(表1)?？梢?jiàn),互花米草在增強(qiáng)濕地淤積能力的同時(shí)亦改變了沉積物中有機(jī)質(zhì)的來(lái)源比例,使得入侵后濕地土壤養(yǎng)分的自源性增強(qiáng)(提供有機(jī)質(zhì)和養(yǎng)分的能力增強(qiáng))。本研究從互花米草入侵導(dǎo)致的養(yǎng)分自源性加強(qiáng)以及促淤導(dǎo)致的沉積物養(yǎng)分輸入增加角度揭示了其入侵不斷增強(qiáng)的關(guān)鍵機(jī)制。

互花米草在其不同生長(zhǎng)階段對(duì)土壤碳氮含量的確存在一定影響,這就使得開(kāi)展不同季節(jié)互花米草入侵序列對(duì)土壤碳氮含量動(dòng)態(tài)變化的影響研究顯得尤為必要。但由于閩江口國(guó)家級(jí)自然保護(hù)區(qū)的互花米草在春季后常常進(jìn)行物理割除治理,由此使得開(kāi)展互花米草不同生長(zhǎng)階段對(duì)土壤碳氮含量的影響研究存在一定難度。今后應(yīng)選擇更具典型的替代樣地進(jìn)行分季節(jié)采樣,并將研究結(jié)果與當(dāng)前數(shù)據(jù)進(jìn)行對(duì)比分析,以更好的揭示互花米草入侵時(shí)間序列對(duì)濕地土壤碳氮含量的影響。

4結(jié)論

(2)互花米草不同入侵過(guò)程土壤TC、TN含量以及C/N比的垂直變化特征均比較一致,入侵整體增加了土壤的碳氮含量和C/N比和土壤的碳氮儲(chǔ)量,這主要與其對(duì)閩江口濕地植物群落格局、養(yǎng)分生物循環(huán)以及強(qiáng)促淤作用引起的土壤顆粒組成等顯著改變有關(guān)。

(3)閩江口互花米草入侵對(duì)短葉茳芏濕地土壤碳氮含量的影響相對(duì)于江蘇鹽城、長(zhǎng)江口以及杭州灣濕地的影響可能更為顯著,其互花米草入侵較大改變了土壤中陸源和海源有機(jī)質(zhì)的來(lái)源比例,使得入侵后濕地土壤養(yǎng)分的自源性增強(qiáng)。

致謝：野外采樣得到福建師范大學(xué)地理科學(xué)學(xué)院汪旭明、楊平、章文龍等同學(xué)的幫助,特此致謝。

參考文獻(xiàn)(References):

[1]SimasT,NunesJP,FerreiraJG.Effectsofglobalclimatechangeoncoastalsaltmarshes.EcologicalModelling, 2001, 139(1): 1- 15.

[2]辛沛, 李凌濱. 濱海鹽沼孔隙水動(dòng)力過(guò)程研究綜述. 濕地科學(xué), 2007, 5(4): 376- 384.

[3]LiaoCZ,LuoYQ,JiangLF,ZhouXH,WuXW,FangCM,ChenJK,LiB.InvasionofSpartina alternifloraenhancedecosystemcarbonandnitrogenstocksintheYangtzeEstuary,China.Ecosystems, 2007, 10(8): 1351- 1361.

[4]MozdzerTJ,ZiemanJC,McGlatheryKJ.Nitrogenuptakebynativeandinvasivetemperatecoastalmacrophytes:importanceofdissolvedorganicnitrogen.EstuariesandCoasts, 2010, 33(3): 784- 797.

[5]張耀鴻, 王艷玲, 李仁英, 朱紅霞, 張富存, 黃賓賓, 彭曉丹. 互花米草入侵對(duì)潮灘土壤活性有機(jī)碳組分的影響. 土壤通報(bào), 2012, 43(1): 102- 105.

[6]王剛, 楊文斌, 王國(guó)祥, 劉金娥, 杭子清. 互花米草海向入侵對(duì)土壤有機(jī)碳組分、來(lái)源和分布的影響. 生態(tài)學(xué)報(bào), 2013, 33(8): 2474- 2483.

[7]馮振興, 高建華, 陳蓮, 汪亞平, 高建慧, 白鳳龍. 互花米草生物量變化對(duì)鹽沼沉積物有機(jī)碳的影響. 生態(tài)學(xué)報(bào), 2015, 35(7): 2038- 2047.

[8]PengRH,FangCM,LiB,ChenJK. Spartina alterniflorainvasionincreasessoilinorganicnitrogenpoolsthroughinteractionswithtidalsubsidiesintheYangtzeEstuary,China.Oecologia, 2011, 165(3): 797- 807.

[9]廖成章. 外來(lái)植物入侵對(duì)生態(tài)系統(tǒng)碳、氮循環(huán)的影響: 案例研究與整合分析[D]. 上海: 復(fù)旦大學(xué), 2007

[10]彭容豪. 互花米草對(duì)河口鹽沼生態(tài)系統(tǒng)氮循環(huán)的影響——上海崇明東灘實(shí)例研究[D]. 上海: 復(fù)旦大學(xué), 2009

[11]袁月. 崇明東灘濕地蘆葦與互花米草種群間關(guān)系格局與影響因素研究[D]. 上海: 華東師范大學(xué), 2014.

[12]曾艷, 田廣紅, 陳蕾伊, 李靜, 安東, 雷振勝, 唐虹, 彭少麟. 互花米草入侵對(duì)土壤生態(tài)系統(tǒng)的影響. 生態(tài)學(xué)雜志, 2011, 30(9): 2080- 2087.

[13]張驍棟. 互花米草與蟹類(lèi)擾動(dòng)對(duì)崇明東灘植物種間關(guān)系及生地化循環(huán)的影響[D]. 上海: 復(fù)旦大學(xué), 2012

[14]沈永明, 楊勁松, 曾華, 周勤. 我國(guó)對(duì)外來(lái)物種互花米草的研究進(jìn)展與展望. 海洋環(huán)境科學(xué), 2008, 27(4): 391- 396.

[15]項(xiàng)劍, 劉德燕, 袁俊吉, 丁維新. 互花米草入侵對(duì)沿海濕地甲烷排放的影響. 生態(tài)學(xué)雜志, 2012, 31(6): 1361- 1366.

[16]何清華, 黃佳芳, 王維奇, 仝川. 刈割治理互花米草對(duì)河口沼澤CO2和CH4排放通量的短期效應(yīng). 濕地科學(xué), 2013, 11(2): 204- 211.

[17]李楊杰, 陳振樓, 王東啟, 胡泓, 王初. 長(zhǎng)江口鹽沼帶濕地生態(tài)演替過(guò)程中甲烷排放研究. 環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào), 2014, 34(8): 2035- 2042.

[18]SunZG,SunWG,TongC,ZengCS,YuX,MouXJ.China′scoastalwetlands:conservationhistory,implementationefforts,existingissuesandstrategiesforfutureimprovement.EnvironmentInternational, 2015, 79: 25- 41.

[19]ZhangWL,ZengCS,TongC,ZhangZC,HuangJF.Analysisoftheexpandingprocessofthespartina alterniflorasaltmarshinshanyutanwetland,minjiangriverestuarybyremotesensing.ProcediaEnvironmentalSciences, 2011, 10(PartC): 2472- 2477.

[20]李麗純, 林瑞坤, 吳振海, 陳家金, 楊凱, 徐宗煥. 閩江口濕地互花米草地上生物量的月動(dòng)態(tài)特征. 資源科學(xué), 2009, 31(11): 1967- 1972.

[21]仝川, 李旭偉, 雍石泉, 楊平, 黃佳芳. 閩江口互花米草不同治理方式對(duì)土壤有機(jī)碳及養(yǎng)分含量的影響. 水土保持學(xué)報(bào), 2012, 26(4): 138- 142.

[22]翟水晶, 田琳琳, 仝川. 閩江河口短葉茳芏和互花米草沼澤土壤剖面間隙水營(yíng)養(yǎng)鹽含量比較. 濕地科學(xué), 2013, 11(1): 68- 74.

[23]曾從盛, 張林海, 仝川. 閩江河口濕地短葉茳芏氮、磷含量與積累量季節(jié)變化. 生態(tài)學(xué)雜志, 2009, 28(5): 788- 794.

[24]曾從盛, 張林海, 王天鵝, 張文娟, 仝川. 閩江河口濕地植物枯落物立枯和倒伏分解主要元素動(dòng)態(tài). 生態(tài)學(xué)報(bào), 2012, 32(20): 6289- 6299.

[25]ZhangLH,TongC,MarrsR,WangTE,ZhangWL,ZengCS.ComparinglitterdynamicsofPhragmites australisandSpartina alterniflorainasub-tropicalChineseestuary:contrastsinearlyandlatedecomposition.AquaticBotany, 2014, 117: 1- 11.

[26]仝川, 曾從盛, 王維奇, 閆宗平, 楊紅玉. 閩江河口蘆葦潮汐濕地甲烷通量及主要影響因子. 環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào), 2009, 29(1): 207- 216.

[27]仝川, 鄂焱, 廖稷, 姚順, 王維奇, 黃佳芳, 張林海, 楊紅玉, 曾從盛. 閩江河口潮汐沼澤濕地CO2排放通量特征. 環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào), 2011, 31(12): 2830- 2840.

[28]仝川, 姚順, 王維奇, 黃佳芳, 張林海, 章文龍, 曾從盛. 中國(guó)東南沿海短葉茳芏潮汐沼澤濕地甲烷動(dòng)態(tài). 中國(guó)科學(xué): 地球科學(xué), 2012, 42(5): 723- 735.

[29]張永勛, 曾從盛, 黃佳芳, 王維奇, 仝川. 人為干擾對(duì)閩江河口短葉茳芏濕地N2O排放的影響. 中國(guó)環(huán)境科學(xué), 2013, 33(1): 138- 146.

[30]王寶霞, 曾從盛, 陳丹, 王維奇, 張林海. 互花米草入侵對(duì)閩江河口蘆葦濕地土壤有機(jī)碳的影響. 中國(guó)水土保持科學(xué), 2010, 8(5): 114- 118.

[31]潘婷, 曾六福, 曾從盛, 王維奇. 互花米草入侵對(duì)閩江河口裸灘濕地土壤有機(jī)碳的影響. 中國(guó)水土保持科學(xué), 2015, 13(1): 84- 89.

[32]高建華, 楊桂山, 歐維新. 互花米草引種對(duì)蘇北潮灘濕地TOC、TN和TP分布的影響. 地理研究, 2007, 26(4): 799- 808.

[33]杭子清, 王國(guó)祥, 劉金娥, 王剛, 王會(huì). 互花米草鹽沼土壤有機(jī)碳庫(kù)組分及結(jié)構(gòu)特征. 生態(tài)學(xué)報(bào), 2014, 34(15): 4175- 4182.

[34]張?zhí)煊? 葛振鳴, 張利權(quán), 陳懷璞, 嚴(yán)格. 崇明東灘濕地植被類(lèi)型和沉積特征對(duì)土壤碳、氮分布的影響. 環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào), 2015, 35(3): 836- 843

[35]張文敏, 吳明, 王蒙, 邵學(xué)新, 姜小三, 周斌. 杭州灣濕地不同植被類(lèi)型下土壤有機(jī)碳及其組分分布特征. 土壤學(xué)報(bào), 2014, 51(6): 1351- 1360.

[36]王寶霞. 閩江口鱔魚(yú)灘入侵種互花米草與土著種蘆葦濕地土壤碳庫(kù)特征比較[D]. 福州: 福建師范大學(xué), 2011.

[37]鄧自發(fā), 安樹(shù)青, 智穎飆, 周長(zhǎng)芳, 陳琳, 趙聰蛟, 方淑波, 李紅麗. 外來(lái)種互花米草入侵模式與爆發(fā)機(jī)制. 生態(tài)學(xué)報(bào), 2006, 26(8): 2678- 2686.

[38]沈永明, 王艷芳, 陳壽軍, 吳德力, 虞慰巖, 李朝暉. 互花米草鹽沼濕地大型底棲動(dòng)物時(shí)空分布特征. 地理研究, 2013, 32(4): 638- 644.

[39]MayerLM,MackoSA,CammenL.Provenance,concentrationsandnatureofsedimentaryorganicnitrogeninthegulfofMaine.MarineChemistry, 1988, 25(3): 291- 304.

[40]LiuJE,ZhouHX,QinP,ZhouJ.EffectsofSpartina alterniflorasaltmarshesonorganiccarbonacquisitioninintertidalzonesofJiangsuProvince,China.EcologicalEngineering, 2007, 30(3): 240- 249.

[41]歐陽(yáng)林梅, 王純, 王維奇, 仝川. 互花米草與短葉茳芏枯落物分解過(guò)程中碳氮磷化學(xué)計(jì)量學(xué)特征. 生態(tài)學(xué)報(bào), 2013, 33(2): 389- 394.

[42]劉白貴, 仝川, 羅榕婷. 閩江河口濕地3種主要植物冬春季枯落物分解特征. 福建師范大學(xué)學(xué)報(bào): 自然科學(xué)版. 2008, 24(2): 80- 85.

[43]FranceR,CulbertH,FreeboroughC,Peters,R.Leachingandearlymasslossofborealleavesandwoodinoligotrophicwater.Hydrobiologia, 1997, 345(2/3): 209- 214.

[44]WangXC,ChenRF,BerryA.SourcesandpreservationoforganicmatterinPlumIslandsaltmarshsediments(MA,USA):long-chainn-alkanesandstablecarbonisotopecompositions.Estuarine,CoastalandShelfScience, 2003, 58(4): 917- 928.

[45]孫志高, 劉景雙, 王金達(dá), 李新華, 楊繼松. 濕地生態(tài)系統(tǒng)土壤氮素礦化過(guò)程研究動(dòng)態(tài). 土壤通報(bào), 2007, 38(1): 155- 161.

[46]孫炳寅, 朱長(zhǎng)生. 互花米草(Spartina alterniflora)草場(chǎng)土壤微生物生態(tài)分布及某些酶活性的研究. 生態(tài)學(xué)報(bào), 1989, 9(3): 240- 244.

[47]孫志高, 劉景雙, 楊繼松, 李新華, 周旺明. 三江平原典型小葉章濕地土壤硝化-反硝化作用與氧化亞氮排放. 應(yīng)用生態(tài)學(xué)報(bào), 2007, 18(1): 185- 192.

[48]WrageN,VelthofGL,vanBeusichemML,OenemaO.VanML.Roleofnitrifierdenitrificationintheproductionofnitrousoxide.SoilBiologyandBiochemistry, 2001, 33(12- 13): 1723- 1732.

[49]孫文廣, 孫志高, 甘卓亭, 孫萬(wàn)龍, 王偉. 黃河口不同恢復(fù)階段濕地土壤N2O產(chǎn)生的不同過(guò)程及貢獻(xiàn). 環(huán)境科學(xué), 2014, 35(8): 3110- 3119.

[50]GroffmanPM,HansonGC,ErickK,StevensG.Variationinmicrobialbiomassandactivityinfourdifferentwetlandtypes.SoilScienceSocietyofAmericaJournal, 1996, 60(2): 622- 629.

[51]]NartehLT,SahrawatKL.PotentiallymineralizablenitrogeninWestAfricanlowlandricesoils.Geoderma, 1997, 76(1/2): 145- 154.

[52]FiorettoA.DecompositiondynamicsoflittersofvariouspinespeciesinCorsicanpineforest.SoilBiologyandBiochemistry, 1998, 30(6): 721- 727.

[53]王卿, 安樹(shù)青, 馬志軍, 趙斌, 陳家寬, 李博. 入侵植物互花米草—生物學(xué)、生態(tài)學(xué)及管理. 植物分類(lèi)學(xué)報(bào), 2006, 44(5): 559- 588.

[54]楊桂山, 施雅風(fēng), 秀子修. 江蘇淤泥質(zhì)潮灘對(duì)海平面變化的形態(tài)響應(yīng). 地理學(xué)報(bào), 2002, 57(1): 76- 84.

[55]CifuentesLA,CoffinRB,SolorzanoL,CardenasW,EspinozaJ,TwilleyRR.Isotopicandelementalvariationsofcarbonandnitrogeninamangroveestuary.Estuarine,CoastalandShelfScience, 1996, 43(6): 781- 800.

基金項(xiàng)目:國(guó)家科技基礎(chǔ)性工作專(zhuān)項(xiàng)(2013FY111800)；福建省基本科研專(zhuān)項(xiàng)重點(diǎn)項(xiàng)目(2014R1034- 1)；國(guó)家自然科學(xué)基金項(xiàng)目(41171119)；福建省教育廳A類(lèi)(JA14088)；福建省科技廳重點(diǎn)項(xiàng)目(2015R0099)

收稿日期:2015- 10- 09;

修訂日期:2016- 02- 25

*通訊作者

Corresponding author.E-mail: tongch@fjnu.edu.cn

DOI:10.5846/stxb201510092040

EffectofSpartina alterniflorainvasionsequenceonsoilcarbonandnitrogendistributioninaCyperus malaccensismarshoftheMinRiverestuaryinspring

LIJiabing1,2,ZHANGQiuting2,ZHANGLiyan3,TONGChuan1,4,5,6,*

1 College of Geographical Sciences, Fujian Normal University, Fuzhou 350007, China 2 College of Environmental Science and Engineering, Fujian Normal University,Fuzhou 350007, China 3 Fujian Min River Estuary Wetland National Nature Reserve, Fuzhou 350200, China 4 Research Centre of Wetlands in Subtropical Region, Fujian Normal University,Fuzhou 350007, China 5 Fujian Province and Education of Ministry′s Key Laboratory of Humid Sub-tropical Eco-geographical Process, Fujian Normal University,Fuzhou 350007, China 6 Institute of Geography,Fujian Normal University, Fuzhou 350007,China

Abstract：In April 2014, we investigated the differences of spatial distribution of Spartina alterniflora invasion sequence on soil carbon and nitrogen in a Cyperus malaccensis marsh. We analyzed a non-invaded C. malaccensis marsh (A), S. alterniflora-invaded patch edge (B), and S. alterniflora-invaded marsh (C) of the Min River estuary by using new-generation space-time methods. The results showed that invasion of S. alterniflora significantly reduced the -N content(P>0.05) but increased the -N content, which is mainly due to the invasion significantly changed the marsh soil particle composition (the sand content significantly increased by 33.81%) and promoted soil mineralization and nitrification, and vertical nitrate leaching. S. alterniflora invasion increased the carbon and nitrogen content and C/N ratio of soil. Comparing the C. malaccensis community and the invasive plate edge, soil carbon stock increased by 8.73% and 24.37%, respectively, while nitrogen stock increased by 10.22% and 17.87%, respectively, because the invasion of S. alterniflora resulted in a significant change of soil particle composition from marsh plant community structure, nutrient cycling and high siltation. With respect to the invasion of S. alterniflora in Yancheng (Jiangsu Province), Yangtze estuary, and Hangzhou Bay wetlands, the carbon and nitrogen contents of soil showed more significant changes by the invasion of S. alterniflora on C. malaccensis in the Min River estuary, and the S. alterniflora invasion could change the sources of terrestrial and marine organic matter in the soil, autogenously enhancing soil nutrients in marshes,too.

Key Words:Spartina alterniflora invasion; Cyperus malaccensis; carbon content; nitrogen content; Min River estuary

李家兵,張秋婷,張麗煙,仝川.閩江河口春季互花米草入侵過(guò)程對(duì)短葉茳芏沼澤土壤碳氮分布特征的影響.生態(tài)學(xué)報(bào),2016,36(12):3628- 3638.

LiJB,ZhangQT,ZhangLY,TongC.EffectofSpartina alterniflorainvasionsequenceonsoilcarbonandnitrogendistributioninaCyperus malaccensismarshoftheMinRiverestuaryinspring.ActaEcologicaSinica,2016,36(12):3628- 3638.