溝渠化對(duì)沼澤濕地土壤鐵分異的影響1)

于秀麗　　　　姜明　于曉菲　鄒元春

(白城師范學(xué)院，白城，137000)　　　　(中國(guó)科學(xué)院東北地理與農(nóng)業(yè)生態(tài)研究所)

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溝渠化對(duì)沼澤濕地土壤鐵分異的影響1)

于秀麗姜明于曉菲鄒元春

(白城師范學(xué)院，白城，137000)(中國(guó)科學(xué)院東北地理與農(nóng)業(yè)生態(tài)研究所)

摘要利用沼澤濕地中距離渠岸不同位置所形成的沼澤土壤水文植被特征的差異，通過(guò)原位采集不同深度的土壤和土壤溶液，比較了濕地土壤固相和液相中鐵的空間分異，分析了溝渠化對(duì)這種分異的影響。結(jié)果表明，土壤總鐵量呈距離溝渠越近其質(zhì)量分?jǐn)?shù)越高，總鐵量從溝渠邊(25.17±4.06)g/kg下降到8.8 m外的(21.81±3.47)g/kg，減少了13.35%；無(wú)論溶解性亞鐵(Fe2+)、溶解性高鐵(Fe3+)還是溶解性總鐵，都表現(xiàn)為隨溝渠距離增加，先增加再降低的趨勢(shì)，即距離溝渠4.4 m處溶解性鐵質(zhì)量濃度最高((1.75±0.95)mg/L)；以溶解性亞鐵(Fe2+)與溶解性高鐵(Fe3+)質(zhì)量濃度比，表征的土壤氧化還原環(huán)境以距離溝渠6.6 m處還原性最強(qiáng)。溝渠對(duì)天然濕地的穿過(guò)顯著影響土壤鐵的分布，導(dǎo)致部分鐵通過(guò)土壤表層(0～-10 cm)的沖刷和中上層土壤(-20～-40 cm)的側(cè)向滲流從溝渠兩側(cè)土壤向溝渠匯集，從而導(dǎo)致天然濕地土壤鐵的流失。土壤pH值和水勢(shì)是影響土壤鐵空間分異的主要因素。

關(guān)鍵詞溝渠化；濕地土壤；溶解性鐵；三江平原

由于天然濕地的宜農(nóng)屬性，通過(guò)興建排水溝渠降低濕地水位從而便于農(nóng)業(yè)開墾的現(xiàn)象在國(guó)內(nèi)外都廣泛存在。溝渠化直接影響濕地水文過(guò)程[1]，導(dǎo)致多種元素以溶解態(tài)從濕地土壤向下游水體中輸移[2]。隨著氮磷等養(yǎng)分元素的聚集，就可能造成下游水體的富營(yíng)養(yǎng)化[3]。對(duì)于排水溝渠穿過(guò)的濕地而言，溝渠的存在對(duì)殘余濕地儲(chǔ)水和補(bǔ)水功能影響顯著，除了導(dǎo)致元素的隨水遷移外，還將導(dǎo)致濕地與其它地表水體之間水力聯(lián)系的增加，擴(kuò)大魚類適宜生境的同時(shí)減少水生無(wú)脊椎動(dòng)物的多度等[4]，帶來(lái)一系列環(huán)境問(wèn)題。對(duì)于我國(guó)三江平原而言，排干濕地造田是過(guò)去三江平原濕地農(nóng)業(yè)的主要開發(fā)途徑。自20世紀(jì)50年代以來(lái)，大規(guī)模的排水渠道形成了錯(cuò)綜復(fù)雜的廊道網(wǎng)絡(luò)系統(tǒng)，成為污染物從農(nóng)田向河流傳輸?shù)耐ǖ?，影響了區(qū)域水環(huán)境和濕地生態(tài)系統(tǒng)健康，對(duì)濕地生態(tài)系統(tǒng)構(gòu)成了嚴(yán)重威脅，成為幾乎所有生態(tài)環(huán)境問(wèn)題的根源[5-7]。

鐵元素在地殼和土壤中的豐度僅次于氧、硅、鋁[8]，不僅影響土壤結(jié)構(gòu)，還可直接以化學(xué)途徑或間接通過(guò)微生物/生物途徑干預(yù)大量元素循環(huán)[9]，從而影響土壤功能。尤其在水分飽和或干濕交替的濕地中，鐵的氧化還原和遷移轉(zhuǎn)化具有不可忽視的作用[10]。濕地溝渠化對(duì)鐵的影響不僅表現(xiàn)為在溝渠內(nèi)隨水遷移轉(zhuǎn)化并在溝渠水和沉積物之間重新分配[11-12]，還可能通過(guò)對(duì)溝渠兩側(cè)濕地土壤水文情勢(shì)的影響進(jìn)而作用于土壤鐵。不同的水文情勢(shì)(土壤浸沒(méi)或淹水的時(shí)機(jī)、頻率、周期和強(qiáng)度等)可以直接改變濕地土壤中的理化特性[13]，決定鐵元素等的氧化還原和遷移累積過(guò)程，從而對(duì)不同價(jià)態(tài)鐵含量的空間分異產(chǎn)生深刻影響[14]。因此，本研究通過(guò)定量溝渠穿過(guò)天然濕地后對(duì)濕地土壤溶解性鐵空間分異的影響，分析溝渠化水文情勢(shì)下土壤鐵的遷移、轉(zhuǎn)化和歸趨，有助于深入理解濕地土壤鐵的環(huán)境化學(xué)行為及其影響因素，并為三江平原“濕地—農(nóng)田”系統(tǒng)的可持續(xù)發(fā)展提供科學(xué)依據(jù)。

1材料與方法

布點(diǎn)：選取中國(guó)科學(xué)院三江平原沼澤生態(tài)試驗(yàn)站內(nèi)主排水渠側(cè)濕地，由渠岸(記為點(diǎn)1)始向濕地一側(cè)，每隔2.2 m設(shè)點(diǎn)，分別記為點(diǎn)2～點(diǎn)5，各點(diǎn)植被依次為漂筏苔草(Carexpseudocuraica)、漂筏苔草—毛果苔草(Carexlasiocarpa)、毛果苔草—小葉章(Calamagrosticsangustifolia)、毛果苔草—小葉章、小葉章—沼柳(Salixbrachypoda)。與上述植被特征對(duì)應(yīng)的各點(diǎn)土壤的水文情勢(shì)表現(xiàn)為其淹水時(shí)長(zhǎng)由常年淹水逐漸減少為偶發(fā)淹水。

采樣：采用負(fù)壓式陶土管土壤溶液定點(diǎn)實(shí)時(shí)采集裝置[14]，按距地表10、20、40和60 cm，于采樣前2個(gè)月預(yù)埋設(shè)陶土管，密封抽氣端，同時(shí)采集各點(diǎn)同層土樣，隨機(jī)獲取該點(diǎn)位4個(gè)方向正負(fù)1 cm體積約10 cm3的土塊，混合后作為平行樣。土壤溶液采樣時(shí)利用真空泵抽氣造成棕色集水瓶中負(fù)壓，原位抽取24 h，個(gè)別難以抽取者二次加壓。所有土壤和土壤溶液樣品經(jīng)冷藏后送回實(shí)驗(yàn)室分析鐵含量和pH值。

分析：土壤溶液樣品測(cè)試前先經(jīng)過(guò)0.45 μm濾膜過(guò)濾。不同價(jià)態(tài)鐵采用GB/T 8538—1995中鐵測(cè)定標(biāo)準(zhǔn)，其中加入鹽酸羥胺還原后測(cè)得溶解性總鐵，不加入鹽酸羥胺測(cè)得溶解性亞鐵(Fe2+)，二者之差為溶解性高鐵(Fe3+)；溶液pH值采用pH計(jì)(PHS-3C，上海雷磁)測(cè)定。所有土壤樣品經(jīng)風(fēng)干、過(guò)200目篩后備分析測(cè)試。土壤總鐵采用濕法消解后原子吸收光度法(GBC-906，澳大利亞)測(cè)定；土壤pH值采用V(水)∶V(土)=5∶1浸提后測(cè)定。具體測(cè)定方法依據(jù)相關(guān)國(guó)家標(biāo)準(zhǔn)或手冊(cè)[15]。測(cè)定結(jié)果利用IBM SPSS 21.0進(jìn)行統(tǒng)計(jì)分析。

2結(jié)果與分析

2.1土壤剖面土壤總鐵和土壤pH值的變化

從土壤縱向剖面看(表1)，研究區(qū)沼澤濕地土壤總鐵質(zhì)量分?jǐn)?shù)隨采樣深度的增加而增加，從-10 cm土層的(15.92±0.20)g/kg提高到-60 cm土層的(33.06±0.73)g/kg，增加了107.66%。各土層總鐵的變異系數(shù)呈先增加再降低的趨勢(shì)(P<0.05)：從-10 cm土層的2.73%增加到-20 cm土層的10.83%，再到-40 cm土層的14.81%，最后減少到-60 cm土層的4.91%。從距離溝渠遠(yuǎn)近看，土壤總鐵質(zhì)量分?jǐn)?shù)呈距離溝渠越近，質(zhì)量分?jǐn)?shù)越高的趨勢(shì)，從點(diǎn)1的(25.17±4.06)g/kg下降到點(diǎn)5的(21.81±3.47)g/kg，減少了13.35%。各點(diǎn)總鐵的變異系數(shù)差異不顯著(P>0.05)，點(diǎn)1到點(diǎn)5的變異系數(shù)分別為32.29%、35.74%、32.48%、31.54%和31.82%。

表1　濕地土壤剖面總鐵質(zhì)量分?jǐn)?shù)

對(duì)土壤剖面的pH值測(cè)試結(jié)果表明(表2)，隨著土層深度的增加，pH值逐級(jí)增加(P<0.05)，從-10 cm土層的(5.62±0.13)增加到-60 cm土層的(6.48±0.04)。從距離溝渠遠(yuǎn)近看，各點(diǎn)土壤pHs含量差異不顯著(P>0.05)，點(diǎn)1到點(diǎn)5的pH值分別為(6.10±0.20)、(5.79±0.26)、(6.12±0.23)、(6.17±0.15)和(6.08±0.15)。

表2　濕地土壤剖面pH值變化特征

2.2土壤溶液中不同鐵形態(tài)的質(zhì)量濃度和pH值變化

溶液中鐵質(zhì)量濃度的方差和變異系數(shù)遠(yuǎn)大于固相鐵，因此，無(wú)論溶解性亞鐵(Fe2+)、溶解性高鐵(Fe3+)還是溶解性總鐵，本研究都以均值表示各土層、各點(diǎn)之間的差異。

對(duì)濕地土壤溶液中溶解性亞鐵(Fe2+)的分析結(jié)果表明(表3)，隨土層深度的增加，溶解性亞鐵(Fe2+)先降低再增加，各層溶解性亞鐵(Fe2+)的平均質(zhì)量濃度分別為(0.63±0.41)、(0.44±0.32)、(0.72±0.44)和(0.93±0.32)mg/L。從距離溝渠遠(yuǎn)近看，溶解性亞鐵(Fe2+)表現(xiàn)為隨距離增加先增加再降低的趨勢(shì)，各點(diǎn)的均值分別為(0.75±0.51)、(0.89±0.40)、(1.08±0.54)、(0.35±0.25)和(0.33±0.28)mg/L。

表3　濕地土壤溶液溶解性亞鐵(Fe2+)變化特征

對(duì)濕地土壤溶液中溶解性高鐵(Fe3+)的分析結(jié)果表明(表4)，隨土層深度的增加，溶解性高鐵(Fe3+)呈逐漸降低的趨勢(shì)，各層溶解性高鐵(Fe3+)的平均質(zhì)量濃度分別為(0.78±0.30)、(0.29±0.12)、(0.44±0.24)和(0.21±0.08)mg/L。從距離溝渠遠(yuǎn)近看，溶解性高鐵(Fe3+)也表現(xiàn)為先增加再降低的趨勢(shì)，各點(diǎn)的均值分別為(0.45±0.22)、(0.70±0.20)、(0.67±0.42)、(0.16±0.08)和(0.17±0.06)mg/L。

表4　濕地土壤溶液溶解性高鐵(Fe3+)變化特征

對(duì)濕地土壤溶液中溶解性總鐵的分析結(jié)果表明(表5)，隨土層深度的增加，溶解性總鐵呈先逐漸降低的趨勢(shì)，各層溶解性總鐵的平均質(zhì)量濃度分別為(1.74±0.70)、(1.36±0.64)、(0.63±0.37)和(0.72±0.31)mg/L。從距離溝渠遠(yuǎn)近看，溶解性總鐵也表現(xiàn)為先增加再降低的趨勢(shì)，各點(diǎn)的均值分別為(1.21±0.72)、(1.58±0.46)、(1.75±0.95)、(0.51±0.27)和(0.50±0.32)mg/L。

表5　濕地土壤溶液溶解性總鐵變化特征

對(duì)土壤溶液pH值的分析結(jié)果表明(表6)，土壤溶液的pH值與土壤固相pH值的均值相近，但前者數(shù)值間的差異小于后者。從-10到-60 cm，各層土壤溶液的pH值分別為(6.62±0.05)、(6.54±0.07)、(6.66±0.12)和(6.72±0.11)；從點(diǎn)1到點(diǎn)5，各點(diǎn)土壤溶液的pH值分別為(6.65±0.05)、(6.66±0.11)、(6.76±0.03)、(6.39±0.09)和(6.71±0.09)。

表6　濕地土壤溶液pH值變化特征

2.3溶解性亞鐵(Fe2+)與溶解性高鐵(Fe3+)質(zhì)量濃度比值的變化

在濕地土壤或沉積物的研究中，可以根據(jù)溶解性亞鐵(Fe2+)與溶解性高鐵(Fe3+)質(zhì)量濃度比值來(lái)判定土壤或沉積物的氧化還原狀況。當(dāng)溶解性亞鐵(Fe2+)與溶解性高鐵(Fe3+)質(zhì)量濃度比值<1，土壤溶液為氧化系統(tǒng)，且值越小，氧化性越強(qiáng)；當(dāng)溶解性亞鐵(Fe2+)與溶解性高鐵(Fe3+)質(zhì)量濃度比值>1，為還原系統(tǒng)，且值越大，還原性越強(qiáng)[14，16]。由表7可以看出，溶解性亞鐵(Fe2+)與溶解性高鐵(Fe3+)質(zhì)量濃度比值隨土層深度的增加而增加，從-10 cm到-60 cm，各層土壤溶液的溶解性亞鐵(Fe2+)與溶解性高鐵(Fe3+)質(zhì)量濃度比值分別為(0.60±0.17)、(1.55±0.64)、(1.65±0.28)和(4.52±0.42)；溶解性亞鐵(Fe2+)與溶解性高鐵(Fe3+)質(zhì)量濃度比值隨至溝渠距離的增加，呈先增加再降低的趨勢(shì)，從點(diǎn)1到點(diǎn)5，各點(diǎn)土壤溶液的溶解性亞鐵(Fe2+)與溶解性高鐵(Fe3+)質(zhì)量濃度比值分別為(1.82±0.64)、(1.47±0.82)、(2.61±0.89)、(2.98±1.15)和(1.53±0.96)。

表7濕地土壤溶液溶解性亞鐵(Fe2+)與溶解性高鐵(Fe3+)質(zhì)量濃度比

土層深度/cm溶解性亞鐵(Fe2+)與溶解性高鐵(Fe3+)質(zhì)量濃度比值點(diǎn)1點(diǎn)2點(diǎn)3點(diǎn)4點(diǎn)5 00.5610.4071.2370.2600.542-201.0530.5232.3093.6670.200-402.2491.0531.7002.2671.000-603.4173.8795.2005.7374.370

2.4土壤固相與液相鐵和pH值的相關(guān)性

相關(guān)分析表明(表8)，土壤溶液中的溶解性亞鐵(Fe2+)和溶解性高鐵(Fe3+)呈顯著的正相關(guān)(r=0.730,P<0.01)，溶解性總鐵作為溶解性亞鐵(Fe2+)與溶解性高鐵(Fe3+)之和，因而分別與之呈正相關(guān)(r=0.462,P<0.05；r=0.707,P<0.01)。溶解性亞鐵(Fe2+)與溶解性高鐵(Fe3+)質(zhì)量濃度比值分別與土壤固相總鐵和土壤pH值呈顯著的正相關(guān)(r=0.822,P<0.01；r=0.722,P<0.01)，而后二者之間也存在顯著的正相關(guān)(r=0.860,P<0.01)。土壤溶液中的溶解性高鐵(Fe3+)與土壤pH值呈顯著負(fù)相關(guān)(r=-0.481,P<0.05)。

3結(jié)果與討論

三江平原沼澤土的鐵平均含量高于全國(guó)背景值和各類沼澤土的平均值[17]，因此鐵的遷移轉(zhuǎn)化在濕地物質(zhì)循環(huán)研究中具有重要價(jià)值。另一方面，60多年來(lái)的墾殖導(dǎo)致該區(qū)鐵循環(huán)過(guò)程又具有鮮明的人類活動(dòng)的影響[5-7，10-11]。由此可見(jiàn)，以溝渠化為特征的人為活動(dòng)對(duì)天然濕地生態(tài)系統(tǒng)中鐵的影響不可忽視。

本研究以穿過(guò)天然濕地的溝渠為目標(biāo)，分別從不同土層深度和距離溝渠的遠(yuǎn)近縱橫兩個(gè)維度，分析了土壤固相和溶液中的鐵形態(tài)和含量，并以pH值為例分析了土壤環(huán)境對(duì)鐵遷移轉(zhuǎn)化的影響。結(jié)果表明，溝渠對(duì)天然濕地的穿過(guò)顯著影響土壤鐵的分布，導(dǎo)致部分鐵通過(guò)土壤表層(0～-10 cm)的沖刷和中上層土壤(-20～-40 cm)的側(cè)向滲流，從溝渠兩側(cè)向溝渠匯集，從而導(dǎo)致土壤鐵的流失。

首先，對(duì)于土壤固相鐵而言，由于表層土壤(-10 cm)被水沖刷，表層土壤總鐵從溝渠兩側(cè)向溝渠匯集的趨勢(shì)并不明顯，表現(xiàn)為變異系數(shù)最低(2.73%)；深層土壤(-60 cm)則由于本身質(zhì)地黏重，總鐵本底質(zhì)量分?jǐn)?shù)較高，因此側(cè)向聚集效應(yīng)不明顯，變異系數(shù)也較低(4.91%)。土壤鐵發(fā)生側(cè)向遷移的土層主要位于-20～-40 cm，表現(xiàn)為點(diǎn)1的總鐵含量顯著高于距離溝渠較遠(yuǎn)的點(diǎn)，而距離最遠(yuǎn)的點(diǎn)5的總鐵質(zhì)量分?jǐn)?shù)最低(表1)。與溝渠附近的孤立濕地相比[17]，同類型植被下的溝渠兩側(cè)濕地土壤總鐵質(zhì)量分?jǐn)?shù)略低，表明部分土壤固相鐵因還原活化或絡(luò)合活化而側(cè)向隨水遷移[18]，匯集到溝渠中，部分逐級(jí)沉積于不同等級(jí)的溝渠底泥中，部分隨水遷移到下游水體[11-12]，從而導(dǎo)致研究區(qū)無(wú)論表層濕地土壤或是0～60 cm全剖面土壤的總鐵質(zhì)量分?jǐn)?shù)均低于三江平原平均水平[19]。土壤pH值隨土層深度增加而增加，由弱酸性升高至近中性(表2)，土壤鐵的活動(dòng)性逐漸降低，因而盡管深層土壤(-60 cm)的總鐵含量較高，但側(cè)向遷移反而不如中上層土壤(-20～-40 cm)。

表8　土壤固相與液相鐵和pH值的相關(guān)分析

注：Pearson雙側(cè)檢驗(yàn)，*P<0.05，**P<0.01。

其次，對(duì)于土壤溶解性鐵而言，受土壤通氣性的影響，溶解性亞鐵(Fe2+)隨土層深度增加先降低再增加(表3)，表明深層土壤的還原環(huán)境有利于溶解性亞鐵(Fe2+)的形成和活化[14]；溶解性高鐵(Fe3+)隨土層深度增加而降低(表4)，特別是-10 cm土層的溶解性高鐵(Fe3+)質(zhì)量濃度可達(dá)-60 cm土層的3.71倍，表明通過(guò)土壤固相活化的溶解性高鐵(Fe3+)的將迅速被還原為溶解性亞鐵(Fe2+)[14]。DFet表現(xiàn)出表聚趨勢(shì)，-10 cm土層的可達(dá)-60 cm土層的2.41倍(表5)，這可能是因?yàn)槿芙庑澡F隨植物根孔和毛管水由深層土壤向表層土壤遷移而不斷累積的結(jié)果[22]。從距離溝渠遠(yuǎn)近看，無(wú)論溶解性亞鐵(Fe2+)、溶解性高鐵(Fe3+)還是溶解性總鐵，都表現(xiàn)為隨溝渠距離增加，先增加再降低的趨勢(shì)，即點(diǎn)2和3的溶解性鐵質(zhì)量濃度最高，表明距離溝渠越近，溶解性鐵的側(cè)向遷移速率越低，從而導(dǎo)致溶解性鐵在點(diǎn)2和3處聚集。鑒于濕地植被與水文情勢(shì)的對(duì)應(yīng)關(guān)系[18]，盡管距離溝渠越遠(yuǎn)，土壤水勢(shì)越高，溶解性鐵應(yīng)隨水從遠(yuǎn)溝渠的點(diǎn)5向近溝渠的點(diǎn)1遷移，但由于溝渠洪泛的存在導(dǎo)致水分渠水淹沒(méi)點(diǎn)1，從而使點(diǎn)1和點(diǎn)2的水勢(shì)差降低，溶解性鐵的側(cè)向遷移速率降低。由此可見(jiàn)，溶解性鐵與固相鐵相同，都揭示了鐵從兩側(cè)向溝渠匯集的趨勢(shì)。土壤溶液的pH值也因頻繁的側(cè)向和縱向水分遷移而導(dǎo)致空間差異不顯著，總體上呈弱中性，不利于溶解性鐵的快速遷移。

第三，溶解性亞鐵(Fe2+)與溶解性高鐵(Fe3+)質(zhì)量濃度比是濕地土壤中重要的氧化還原體系之一，能迅速響應(yīng)并指示濕地土壤氧化還原狀況的變化[14，16，21]。本研究中指示土壤還原性的溶解性亞鐵(Fe2+)與溶解性高鐵(Fe3+)質(zhì)量濃度比值隨土層深度增加而降低，由表層土壤的氧化環(huán)境過(guò)渡到深層土壤的還原和強(qiáng)還原環(huán)境(表7)，與我們?cè)谄渌鼭竦赝寥乐械难芯拷Y(jié)果相似[14]。溶解性亞鐵(Fe2+)與溶解性高鐵(Fe3+)質(zhì)量濃度比隨至溝渠距離的增加呈先增加再降低的趨勢(shì)，還原性最強(qiáng)的是點(diǎn)4，可能與點(diǎn)4的深層土壤溶解性亞鐵(Fe2+)較高而溶解性高鐵(Fe3+)特別低有關(guān)。此外，土壤固相總鐵和土壤pH值之間存在顯著的正相關(guān)，與前人研究一致[19]；而溶解性亞鐵(Fe2+)與溶解性高鐵(Fe3+)質(zhì)量濃度比，分別與土壤固相總鐵和土壤pH值也呈顯著的正相關(guān)，表明還原和高pH值環(huán)境有利于鐵的累積，即雖然在還原條件下鐵的可遷移性會(huì)增加，但由于高還原環(huán)境往往也是水勢(shì)較低之處[14]，隨水遷移的溶解性鐵還是會(huì)在此處累積，兩種因素共同作用下，仍然可能表現(xiàn)為有利于鐵累積的正效應(yīng)。

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Effects of Canalization on Soil Iron Distribution Heterogeneity of Typical Marsh Wetlands

Yu Xiuli

(Baicheng Normal College, Baicheng 137000, P. R. China); Jiang Ming, Yu Xiaofei, Zou Yuanchun(Northeast Institute of Geography and Agroecology, Chinese Academy of Sciences)//Journal of Northeast Forestry University，2016,44(6)：79-83.

The spatial differences of solid and dissolved iron in the marsh wetlands were comparatively analyzed by in-situ collection of soils and soil solutions at different depths. The total iron concentration was greater similar to the canal ((25.17±4.06)g/kg) compared with the soil of 8.8 m far from the canal ((21.81±3.47)g/kg) and decreased by13.35%. Dissolved Fe2+, Fe3+and the total dissolved iron (DFet) were increased first and then decreased with the increment of the distance from the canal, and the greatest DFetwas (1.75±0.95)mg/L located at the site of 4.4 m far from the canal. The strongest reduced condition occurred at the site of 6.6 m far from the canal with the expression of Fe2+/Fe3+. The canalization affected the distribution of wetland soil iron significantly, because the dissolved soil iron will transfer through the canal water flushing of the surface soil (0--10 cm) and lateral waterborne seepage of subsurface soil solutions (-20--40 cm) from the sides to the canal, leading to the loss of natural wetlands soil iron. Soil pH and water potential are two major factors affecting the spatial heterogeneity of wetland soil iron caused by the canalization.

KeywordsCanalization； Wetland soils； Dissolved iron； Sanjiang Plain

第一作者簡(jiǎn)介：于秀麗，女，1973年12月生，白城師范學(xué)院地理科學(xué)學(xué)院，副教授。E-mail：yxl1198@163.com。 通信作者：鄒元春，中國(guó)科學(xué)院東北地理與農(nóng)業(yè)生態(tài)研究所，副研究員。E-mail：zouyc@iga.ac.cn。

收稿日期：2016年2月11日。

分類號(hào)X825；S276

1)國(guó)家自然科學(xué)基金資助(4127007、41271106、41471079)；中國(guó)科學(xué)院青年創(chuàng)新促進(jìn)會(huì)共同資助(2012179、2014204)。

責(zé)任編輯：潘華。