高 會, 翟水晶,3,*, 孫志高,3, 何 濤, 田莉萍, 胡星云

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)濕潤亞熱帶生態(tài)-地理過程教育部重點實驗室,福州 350007 3 福建師范大學(xué)地理研究所,福州 350007

硅(Si)是土壤中僅次于氧的大量元素,在許多生物地球化學(xué)過程中起著重要作用,如促進植物生長、緩沖土壤pH值、調(diào)節(jié)大氣CO2濃度和全球氣候等[1],因而一直是人們研究的熱點。土壤有效硅是指土壤中可供當(dāng)季作物吸收利用的硅素,包括土壤溶液中的單硅酸及各種易于轉(zhuǎn)化為單硅酸的成分[2]。有效硅主要來源于母質(zhì)的風(fēng)化作用和高能硅化合物的分解作用,其含量是衡量土壤供給植物營養(yǎng)元素的重要標志[3]。

河口濕地作為陸地、河流與海洋間的過渡區(qū)域,是研究硅循環(huán)的重要地區(qū)[1]。硅作為河口近岸地區(qū)最基本的生源要素之一,其生物地球化學(xué)循環(huán)對河口近岸生態(tài)系統(tǒng)具有極其重要的作用[4-6]。土壤有效硅是植物硅素的主要來源,其含量直接影響植物硅的含量[7],因而在河口濕地硅的生物地球化學(xué)循環(huán)過程中占有重要地位[8]。目前,土壤有效硅的研究多集中于人工濕地(水稻田)、河流濕地、湖泊濕地等區(qū)域[9- 11],關(guān)于天然河口濕地土壤有效硅的研究還比較薄弱[6, 8,12]。近年來,互花米草(Spartinaalterniflora)入侵對河口濕地碳、氮、磷、硫等元素循環(huán)具有重要影響[13-16],但對于有效硅的影響尚不明確。因此,開展外來物種互花米草入侵下河口濕地土壤有效硅的影響研究,對于闡明物種入侵及其競爭機制等具有重要意義。

閩江河口鱔魚灘濕地位于閩江入海口,2002年以來外來物種互花米草入侵本區(qū)中低潮灘,不斷向土著植被擴張[17]。目前,關(guān)于鱔魚灘濕地硅的研究主要集中于植物、土壤生物硅,表層土壤有效硅及間隙水中活性硅酸鹽等方面[12,18-19],而關(guān)于互花米草入侵鱔魚灘濕地的研究多集中于土壤有機碳[20-21]、氮[15- 16]、磷[22]等,互花米草入侵對鱔魚灘濕地土壤有效硅的影響研究還未見報道。鑒于此,本文選取鱔魚灘上的短葉江芏(Cyperusmalaccensis)濕地、互花米草濕地以及二者的交錯帶濕地為研究對象,采用定位研究方法探討互花米草入侵影響下濕地土壤有效硅的時空變化特征,旨在揭示鱔魚灘濕地土壤有效硅的變化過程以及互花米草的入侵及擴張機制,為本區(qū)互花米草的入侵治理提供重要基礎(chǔ)數(shù)據(jù)。

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)概況

鱔魚灘濕地(119°34′12″—119°40′40″E, 26°00′36″—26°03′42″N)地處南亞熱帶與中亞熱帶的過渡地帶,是閩江河口面積最大(約3120 hm2)的天然潮灘濕地,呈東西向彎曲長條狀分布。氣候暖熱潮濕,雨熱同期,年平均氣溫19℃,降水量可達1300 mm。潮汐屬正規(guī)半日潮,潮水漲落頻繁,潮溝縱橫,水文條件相對復(fù)雜。土壤屬濱海鹽土和沙土,偏酸性。區(qū)內(nèi)主要土著植被包括蘆葦(Phragmitesaustralis)、短葉茳芏和扁穗莎草(Cyperuscompressus)等。2002年以來,外來物種互花米草入侵并不斷向土著植被擴張,2010年鱔魚灘濕地互花米草面積已達306.9 hm2[17],空間分布上主要表現(xiàn)為純互花米草群落、互花米草與土著植物交錯群落、純土著植物群落[23],且由陸向海方向整體呈條帶狀分布(圖1)。

1.2 樣品采集與處理

2016年1—12月,采用定位研究方法,在地形較為平坦的鱔魚灘中西部潮灘濕地,由陸向海方向選取短葉茳芏群落、短葉茳芏與互花米草交錯群落、互花米草群落為研究樣地(間隔60—100 m)(圖1)。在每個樣地分別設(shè)置3個相距5 m左右的重復(fù)采樣點,每月用直徑10 cm,高80 cm的土壤柱狀采樣器采集0—60 cm土壤樣品,以10 cm厚度進行現(xiàn)場分割,共分6層,立即裝入自封袋,帶回實驗室,自然風(fēng)干,撿去殘根、碎屑等雜質(zhì)后研磨,過篩,保存待測。同時,采用便攜式儀器原位測定各樣地不同土層土溫、pH、電導(dǎo)、含水量等,樣地之間土壤理化性質(zhì)較為相似(表1)。

圖1 研究區(qū)與采樣點Fig.1 The study area and location of the sampling sites

1.3 樣品測定

土壤有效硅采用檸檬酸提取-鉬藍比色法測定[24],土壤有機質(zhì)采用水合熱重鉻酸鉀氧化-比色法測定,土壤溫度和pH采用便攜式pH儀(IQ150, USA)測定,電導(dǎo)采用2265FS便攜式電導(dǎo)計(Spectrum Technologies Inc., USA)測定,含水量采用便攜式土壤墑情速測儀(TZS- 1, China)測定,容重采用環(huán)刀法測定。不同樣地土壤理化性質(zhì)見表1,表中數(shù)值為12個月6層土壤的平均值±標準誤(n=216)。

表1 不同樣地土壤(0—60 cm)理化性質(zhì)

不同小寫字母表示同一指標不同類型濕地在P<0.05水平上差異顯著

1.4 數(shù)據(jù)分析

分別采用Excel 2007和Origin 8.0進行數(shù)據(jù)分析與繪圖處理,采用SPSS 19.0對濕地土壤有效硅含量進行單因素方差分析(One-way ANOVA),并對有效硅含量、電導(dǎo)、pH、含水量、土溫、有機質(zhì)、容重進行Pearson相關(guān)分析、主成分分析(Principal component analysis, PCA)和逐步線性回歸分析(Stepwise linear regression analysis)(P<0.05和P<0.01分別表示差異達到顯著和極顯著水平)。

1.5 指標計算

變異系數(shù)(CV,%)為標準偏差(SD)與其平均值(M)的比值,即CV=SD/M×100%,用來表示有效硅含量的變化幅度。

2 結(jié)果與分析

2.1 濕地土壤有效硅含量的時間變化特征

互花米草入侵影響下短葉江芏濕地、互花米草濕地以及二者的交錯帶濕地0—60 cm土層平均有效硅含量隨時間累積整體呈波動上升趨勢(圖2)。整體而言,3塊濕地土壤有效硅含量在1—2月均呈下降趨勢,于2月取得最小值,2—8月整體呈不規(guī)則的“M”型變化,8月之后,短葉江芏濕地有效硅含量呈波動上升趨勢,交錯帶濕地有效硅含量呈現(xiàn)“N”型波動上升變化,二者均于12月取得最大值,而互花米草濕地有效硅含量的變化則相對比較穩(wěn)定。

2.2 濕地土壤有效硅含量的空間變化特征

水平方向上,0—60 cm土層土壤有效硅含量整體表現(xiàn)為互花米草濕地最高,其次分別為交錯帶濕地和短葉江芏濕地(P<0.01)。與短葉江芏濕地相比,交錯帶濕地和互花米草濕地土壤有效硅含量分別增加了3.90%和10.17%。從不同土層來看,0—20 cm土層有效硅含量均表現(xiàn)為短葉江芏濕地>互花米草濕地>交錯帶濕地(P>0.05),20—30 cm土層呈現(xiàn)交錯帶濕地>互花米草濕地>短葉江芏濕地的規(guī)律(P>0.05),而30—60 cm各土層有效硅含量則均表現(xiàn)為互花米草濕地>交錯帶濕地>短葉江芏濕地(P<0.01)(圖3)。與短葉江芏濕地相比,交錯帶濕地和互花米草濕地在30—60 cm土層的有效硅含量整體分別提高了8.56%和19.97%。就其變異系數(shù)而言,交錯帶濕地和互花米草濕地不同土層土壤有效硅含量的變異系數(shù)整體高于短葉江芏濕地(表2)。

圖2 不同樣地土壤有效硅含量時間變化特征 Fig.2 Temporal variations of ASi contents in marsh soils of different sampling sites

圖3 不同樣地土壤有效硅含量空間變化特征 Fig.3 Spatial variations of ASi contents in marsh soils of different sampling sites

垂直方向上,互花米草入侵影響下短葉茳芏濕地、交錯帶濕地和互花米草濕地土壤有效硅含量的分布差異較大(圖3)。短葉江芏濕地土壤有效硅含量隨深度的增加無明顯規(guī)律,交錯帶濕地土壤有效硅含量隨深度整體呈現(xiàn)出先增后減的趨勢,而互花米草濕地土壤有效硅含量整體則具有隨深度的增加而上升的趨勢。除短葉江芏濕地外,交錯帶濕地和互花米草濕地土壤有效硅含量在垂直方向上均存在顯著性差異(P<0.01)。3塊濕地土壤有效硅含量在垂直方向上均屬于中等變異水平(10%

3 討論

影響河口濕地土壤有效硅含量的因素有很多,如土壤溫度、微生物活動、植物的影響以及潮汐作用等。已有研究表明,當(dāng)土壤溫度在20—40℃時,土溫越高,土壤有效硅含量越高[25- 26]。本研究中3塊濕地0—60 cm土層有效硅含量隨時間推移整體呈波動上升趨勢,且與土壤溫度呈顯著正相關(guān)(R2=0.260,P<0.01)。在1—2月土壤有效硅含量均呈下降趨勢,于2月取得最小值,這可能是與2月土壤溫度較低(15.98℃),土壤微生物活動較弱,導(dǎo)致濕地土壤上一年累積的有效硅不易釋放有關(guān)。隨著土壤溫度不斷升高,微生物活動逐漸加強,土壤有效硅逐漸釋放。但由于植物生長需要吸收土壤硅素,土壤有效硅含量在植物生長初期(4—5月)和旺盛期(7—8月)波動下降。此外,植物枯體分解過程中硅素的釋放也會影響土壤有效硅含量。8月之后土壤溫度有所下降,但是由于植物枯落物逐漸增加,枯體分解釋放導(dǎo)致土壤有效硅含量波動上升,尤其是短葉江芏濕地和交錯帶濕地土壤有效硅含量均于12月取得最大值,而互花米草濕地有效硅含量的變化相對穩(wěn)定,可能是因為濕地更靠近潮溝,植物枯落物分解釋放的硅素易被潮水沖刷帶走所導(dǎo)致。

表2 不同樣地土壤有效硅含量的變異系數(shù)/%

翟水晶和薛麗麗[18]研究發(fā)現(xiàn)互花米草入侵在一定程度上改變了閩江河口土著種濕地土壤硅的分布格局。植物對土壤有效硅具有重要影響,它通過對有效硅的吸收、歸還以及根系作用等方式改變土壤有效硅含量的高低與分布[8, 19, 27-29]。對比本研究3塊濕地發(fā)現(xiàn),互花米草入侵提高了濕地土壤有效硅含量,特別是對濕地30—60 cm 土層土壤有效硅含量的影響更為顯著,這可能與互花米草自身特性有關(guān)。由于互花米草總生物量比短葉茳芏大,其枯落物產(chǎn)生量較多[30],導(dǎo)致硅素歸還土壤的量較高；更重要的是互花米草根系周轉(zhuǎn)速率更快[31],其死亡根系分解可大量釋放硅,從而增加了土壤有效硅含量。就不同土層而言,0—20 cm土層土壤有效硅含量表現(xiàn)為短葉江芏濕地>互花米草濕地>交錯帶濕地(P>0.05)。一方面可能是因為互花米草濕地和交錯帶濕地更靠近潮溝和海洋,受潮汐作用明顯,土壤表層有效硅和植物殘體易受潮水沖刷帶走,而被潮水沖刷帶走的植物殘體可能在短葉江芏濕地堆積分解釋放硅素,導(dǎo)致表層土有效硅含量高[12]；另一方面可能是短葉江芏地下生物量多集中于0—30 cm[32],導(dǎo)致表層土壤有效硅含量較高,而互花米草發(fā)達的根系(長達50 cm)促進了有效硅向較深層土壤遷移[29]。20—30 cm土層土壤有效硅含量在交錯帶濕地最高,可能是由于交錯帶濕地兩種植物根系的共同影響對硅的富集作用較強[12],但這種根系通常作用到某一范圍[8],其具體影響機制還有待進一步探討。對于深層土壤(30—60 cm)而言,互花米草濕地有效硅含量顯著高于交錯帶濕地和短葉江芏濕地(P<0.01),原因可能與互花米草發(fā)達的根系有關(guān),互花米草入侵之后,其發(fā)達的根系,尤其是死亡后形成于土壤剖面的根孔可顯著增加土壤的水分遷移能力[33],增強了有效硅的土壤垂直遷移能力[29, 34]。綜上所述,互花米草入侵對濕地30—60 cm 土層土壤有效硅含量的影響更為顯著?；セ撞輰ι顚油寥烙行Ч璧睦?在一定程度上有利于增加初級生產(chǎn)力,提高其競爭力,從而增強其入侵性[35],這可能是互花米草入侵后迅速擴張的重要原因之一。

為了進一步明確互花米草入侵影響下3塊濕地土壤有效硅含量分布的主要因素,對影響3塊濕地土壤有效硅含量(y)的主要環(huán)境因子(x)進行主成分分析(表3)。結(jié)果表明,土溫(x4)、有機質(zhì)(x5)和含水量(x3)對于影響短葉江芏濕地土壤有效硅含量起主導(dǎo)作用,土溫、容重(x6)和含水量對于影響交錯帶濕地土壤有效硅含量有重要作用,而土溫、含水量和電導(dǎo)(x1)是影響互花米草濕地土壤有效硅含量的主要因子。對識別出的主要因子分別進行逐步線性回歸分析,結(jié)果表明,短葉江芏濕地中土溫進入回歸方程(y=375.621+2.874x4,P<0.01),說明其有效硅含量主要受到土溫的影響；交錯帶濕地中無任何因子進入方程,說明其有效硅含量可能受到多種環(huán)境因素的交互影響；互花米草濕地中土溫和電導(dǎo)進入回歸方程(y=286.904+38.853x1+3.909x4,P<0.01),表明互花米草濕地土壤有效硅含量主要受到土溫和電導(dǎo)的共同影響。因此,土溫和電導(dǎo)對于互花米草入侵影響下鱔魚灘濕地土壤有效硅含量的分布具有重要作用。

表3 濕地土壤有效硅特征值及主成分矩陣

4 結(jié)論

(1)互花米草入侵影響下鱔魚灘短葉江芏濕地、互花米草濕地及其二者的交錯帶濕地土壤有效硅含量隨時間推移整體呈波動上升趨勢,且與土壤溫度呈顯著正相關(guān)。

(2)互花米草入侵顯著提高了鱔魚灘濕地深層土壤(30—60 cm)有效硅含量。

(3)土溫和電導(dǎo)對于互花米草入侵影響下鱔魚灘濕地土壤有效硅含量的分布具有重要作用。