閩江口互花米草淤積作用對(duì)其自身和短葉茳芏殘?bào)w分解及硫養(yǎng)分釋放的影響

王 杰,孫志高,3,*,何 濤,高 會(huì),王 華,李 曉

1 福建師范大學(xué)地理研究所, 福州 350007 2 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 3 福建師范大學(xué)福建省亞熱帶資源與環(huán)境重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室, 福州 350007

濕地殘?bào)w分解是營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)循環(huán)和能量流動(dòng)的關(guān)鍵環(huán)節(jié),它連接著生物有機(jī)體的合成與分解,是維持濕地生態(tài)功能的主要過(guò)程之一[1- 2]。殘?bào)w分解速率的高低在很大程度上影響著殘?bào)w的現(xiàn)存量以及氮、磷、硫等養(yǎng)分和其他物質(zhì)向沉積物中的歸還,并影響著濕地的物質(zhì)循環(huán)狀況[3]。河口濕地殘?bào)w分解受到諸多因素(水分、潮汐、鹽度、土壤動(dòng)物、促淤?gòu)?qiáng)度等)的影響[4- 7]。在諸多因素中,促淤是影響殘?bào)w分解的一個(gè)極為重要的因素[8- 10],而植物攔沙淤積對(duì)其自身及其他植被殘?bào)w分解過(guò)程的影響可能更為重要,因?yàn)楹涌诔睘┲参锟赏ㄟ^(guò)絮凝作用、消浪緩流作用、改變水體紊動(dòng)和黏附懸沙運(yùn)動(dòng)等復(fù)雜過(guò)程來(lái)促進(jìn)河流與潮汐以及風(fēng)暴潮裹挾的泥沙在潮灘快速淤積下來(lái)[11- 16]。在這一系列復(fù)雜過(guò)程中,植物自身以及其他殘?bào)w可被掩埋到不同深度的沉積物中,從而可能顯著影響到河口潮灘濕地自身的物質(zhì)循環(huán)和能量流動(dòng)。然而,目前關(guān)于河口濕地植物促淤作用對(duì)其自身及其他植被殘?bào)w分解影響的研究還鮮有報(bào)道。

目前,國(guó)外已在河口濕地植物殘?bào)w分解方面開展了較多研究,且研究?jī)?nèi)容已涉及殘?bào)w分解特征、影響因素(水分、鹽度、溫度、養(yǎng)分和淤積強(qiáng)度等)[4- 7]和元素釋放(碳、氮、磷及痕量元素)規(guī)律[17- 21]等方面。與之相比,國(guó)內(nèi)在該方面也開展了許多工作,且研究區(qū)域多集中于黃河口濕地[19-21]、長(zhǎng)江口濕地[22]、閩江口濕地[23- 26]以及南方主要河口的紅樹林沼澤[7]等。整體而言,當(dāng)前國(guó)內(nèi)關(guān)于河口濕地植物殘?bào)w分解的研究大多集中在分解規(guī)律、養(yǎng)分釋放(碳、氮和磷)及一般影響因素(如溫度、水分和鹽度)的探討上,而關(guān)于河口濕地淤積對(duì)殘?bào)w分解的研究?jī)H集中于黃河口濕地和長(zhǎng)江口濕地[8,22],但關(guān)于植被攔沙淤積作用對(duì)其自身以及其他植被殘?bào)w分解和養(yǎng)分(特別是硫)釋放的影響研究還不多見。

閩江河口位于北亞熱帶與南亞熱帶的過(guò)渡區(qū),是中國(guó)東南部最典型的亞熱帶河口。鱔魚灘濕地是閩江河口分布面積最大的一塊濕地,其主要植被類型包括蘆葦(Phragmitesaustralis)、短葉茳芏(Cyperusmalaccensis)和扁穗莎草(Cyperuscompressus)。2002年以來(lái),互花米草開始入侵鱔魚灘,至2010年其分布面積已達(dá)306.9 hm2,年均增加9.82%。近年來(lái),互花米草開始入侵鱔魚灘濕地中西部,且主要沿潮溝兩側(cè)逐漸擴(kuò)大其覆蓋范圍[27]。在沿潮溝向陸一側(cè)擴(kuò)展過(guò)程中,其與本地種短葉茳芏形成了較為明顯的交錯(cuò)帶?；セ撞葑鳛橐环N耐鹽、耐淹的禾本科米草屬多年生草本植物,植株粗壯高大(1 m以上)且密度高,加之根系發(fā)達(dá),故其存在可顯著增加潮灘的表面粗率,阻滯潮流和波浪,具有明顯的促淤作用[11- 16]。當(dāng)前,關(guān)于閩江河口濕地植物殘?bào)w分解的相關(guān)研究主要集中在本地植被(蘆葦和短葉茳芏)和入侵植被(互花米草)殘?bào)w分解速率、養(yǎng)分釋放(碳、氮和磷)及一般影響因素(如水分、鹽度和植物類型)的探討上[23- 26],而關(guān)于互花米草的促淤作用對(duì)其自身以及其他植被(如短葉茳芏、扁穗莎草)殘?bào)w分解和硫釋放的影響研究還鮮有報(bào)道。鑒于此,本研究以鱔魚灘互花米草入侵短葉茳芏過(guò)程中形成的交錯(cuò)帶濕地為研究樣地,基于原位淤積模擬試驗(yàn),探討了不同淤積強(qiáng)度對(duì)互花米草和短葉茳芏殘?bào)w分解及硫養(yǎng)分釋放的影響。研究結(jié)果有助于明晰互花米草入侵過(guò)程中的養(yǎng)分循環(huán)特征,并可為該區(qū)濕地的生態(tài)保育提供重要依據(jù)。

1 研究區(qū)概況與研究方法

1.1 研究區(qū)概況

圖1 2016—2017年互花米草與短葉茳芏的促淤動(dòng)態(tài) Fig.1 Dynamics of siltation by Spartina alterniflora and Cyperus malaccensis during 2016—2017SA2016: 2016年交錯(cuò)帶淤積強(qiáng)度變化, Change of siltation degree in ectone during 2016; SA2017: 2017年交錯(cuò)帶淤積強(qiáng)度變化, Change of siltation degree in ectone during 2017; CM2016: 2016年短葉茳芏群落淤積強(qiáng)度變化, Change of siltation degree in Cyperus malaccensis during 2016; CM2017: 2017年互花米草群落淤積強(qiáng)度變化, Change of siltation degree in ectone during 2017

閩江河口濕地地處中亞熱帶和南亞熱帶海洋性季風(fēng)氣候過(guò)渡區(qū),氣候暖熱潮濕,雨熱同期,年平均氣溫19℃,降水量可達(dá)1382 mm。閩江河口潮汐屬正規(guī)半日潮,潮汐作用強(qiáng)烈,濕地土壤類型屬濱海鹽土,天然植被主要有蘆葦(Phragmitesaustralis)、短葉茳芏、扁穗莎草(Cyperuscompressus)和互花米草等。自2002年互花米草入侵鱔魚灘以來(lái),入侵方向大致可分為海向和陸向。海向主要是向?yàn)┩咳肭?而陸向主要是向本地種如短葉茳芏和扁穗莎草分布區(qū)入侵。近年來(lái),在鱔魚灘西北部已形成了大片互花米草與短葉茳芏的交錯(cuò)帶群落。目前,國(guó)內(nèi)外已運(yùn)用不同方法或技術(shù)(高程重復(fù)測(cè)量、210Pb、137Cs測(cè)年和P-A擬合方法、遙感技術(shù)等)對(duì)不同區(qū)域(路易斯安娜河口[11]、江蘇新洋港[12]、江蘇中部海岸潮灘[13- 14])的互花米草促淤速率進(jìn)行了大量研究,發(fā)現(xiàn)其促淤速率大致為3.5—6.5 cm/a。本研究組亦對(duì)閩江河口鱔魚灘的短葉茳芏和互花米草的促淤速率進(jìn)行了連續(xù)兩年的研究(圖1),具體做法為：首先,在研究樣地設(shè)置2列標(biāo)桿,每列4根,間隔為6 m。標(biāo)桿長(zhǎng)度為3 m,其中2 m被垂直打入土壤,以確保其在外力擾動(dòng)下保持垂直且不發(fā)生偏移；其次,在每根標(biāo)桿距離地表0 cm和10 cm處做標(biāo)記。若發(fā)生地表侵蝕,則侵蝕強(qiáng)度按地面至0 cm處標(biāo)記的高度進(jìn)行測(cè)量；若發(fā)生地表淤積,則淤積強(qiáng)度按照地面至10 cm處標(biāo)記的高度進(jìn)行換算。通過(guò)每月測(cè)定研究樣地的侵蝕/淤積強(qiáng)度,以分析其淤積的動(dòng)態(tài)變化,進(jìn)而可測(cè)算出其年淤積強(qiáng)度。據(jù)圖可知,互花米草的促淤?gòu)?qiáng)度在不同時(shí)期差異較大,但其年促淤速率較為接近,約為4.33—5.33 cm/a,與上述相關(guān)研究結(jié)果接近。與之相比,互花米草入侵前短葉茳芏的促淤?gòu)?qiáng)度較低,其年促淤速率約為2.17—2.40 cm/a(圖1)。

1.2 樣地布設(shè)與樣品采集

2016年2月,基于野外原位分解袋法,在閩江河口鱔魚灘西北部互花米草(SA)與短葉茳芏(CM)的典型交錯(cuò)帶(互花米草入侵初期,1—2 a)同時(shí)采集兩種植物的殘?bào)w。將殘?bào)w帶回實(shí)驗(yàn)室用去離子水沖洗烘干后剪成 10 cm 左右小段,裝入孔徑為 0.2 mm,規(guī)格為 20 cm×25 cm的分解袋中,每袋15 g(干重)。野外原位淤積模擬試驗(yàn)參照上述國(guó)內(nèi)外研究數(shù)據(jù)以及本研究組的實(shí)際監(jiān)測(cè)數(shù)據(jù)取平均值將互花米草當(dāng)前的淤積強(qiáng)度設(shè)定為5 cm/a。2016 年2月19日,在互花米草與短葉茳芏的典型交錯(cuò)帶設(shè)定無(wú)淤積(S0,0 cm/a)、當(dāng)前淤積(S5,5 cm/a)和未來(lái)淤積增強(qiáng)(S10,10 cm/a)3種處理,以模擬互花米草入侵過(guò)程中導(dǎo)致的淤積作用(或未來(lái)淤積增強(qiáng))對(duì)其自身以及短葉茳芏殘?bào)w分解的影響。在研究樣地內(nèi),每個(gè)處理隨機(jī)設(shè)定3個(gè)分解小區(qū)。為防止研究期間分解袋受到其他促淤干擾的影響,采用尼龍網(wǎng)(孔徑0.2 mm,高1.5 m)將各分解小區(qū)圍起。本研究所用互花米草與短葉茳芏殘?bào)w的基本性質(zhì)如表1所示。

1.3 樣品采集與分析

試驗(yàn)期內(nèi)(0—375 d),不定期從分解小區(qū)取回分解袋,每次3—4個(gè)重復(fù),共采集13次(15、30、62、94、123、153、184、217、245、276、306、334 d和375 d)。將取回的分解袋及時(shí)帶回實(shí)驗(yàn)室,去掉泥土并揀出袋內(nèi)雜物,用去離子水將樣品清洗干凈后,置于烘干箱中烘干至恒重。稱量后,將樣品用粉碎機(jī)磨碎,過(guò)100目篩后裝袋待測(cè)。采用元素分析儀(Vario EL,Germany)測(cè)定樣品的全碳(TC)和全氮(TN)含量；利用HNO3-HClO4消解,BaSO4比濁法測(cè)定樣品的全硫(TS)含量。試驗(yàn)進(jìn)行時(shí),同步測(cè)定地表溫度、土壤含水量、pH和電導(dǎo)率(EC)等環(huán)境因子。

表1 兩種植物殘?bào)w的基本性質(zhì)

同列不同字母表示數(shù)據(jù)間在p<0.05水平上差異顯著; SA: 互花米草, Spartina alterniflora; CM: 短葉茳芏, Cyperus malaccensis

1.4 指標(biāo)計(jì)算

殘?bào)w的殘留率(R, %)和分解速率(d-1)可用下式計(jì)算：

R= (Wt/Wo)×100%

ln (Wt/Wo) = -kt

式中,Wt為分解t時(shí)間后殘?bào)w的殘留量(g),Wo為殘?bào)w的初始質(zhì)量(g),k為分解速率常數(shù)(d-1),t為分解時(shí)間(d),R為殘?bào)w的殘留率(%)。

殘?bào)w分解過(guò)程中S的累積或釋放可用累積指數(shù)(SAI)表示,即

SAI=MiXi/MoXo× 100%,

式中,Mi為殘?bào)w在t時(shí)刻的質(zhì)量(g),Mo為殘?bào)w的初始質(zhì)量(g),Xi為t時(shí)刻殘?bào)w的S含量(mg/g),Xo為殘?bào)w中的S初始含量(mg/g)。若SAI <100%,表明殘?bào)w在分解過(guò)程中發(fā)生S凈釋放,反之則發(fā)生S凈累積。

1.5 數(shù)據(jù)處理與分析

運(yùn)用Origin 8.0軟件對(duì)數(shù)據(jù)進(jìn)行計(jì)算和作圖,采用SPSS 20.0軟件對(duì)相同植物殘?bào)w在3種促淤?gòu)?qiáng)度間以及相同促淤?gòu)?qiáng)度下不同植物間的殘留率、TS、SAI以及環(huán)境因子(地溫、含水量、pH、EC)等數(shù)據(jù)進(jìn)行單因素方差分析,對(duì)殘?bào)w的殘留率、TS含量、SAI、C/N、C/S和環(huán)境因子數(shù)據(jù)進(jìn)行Pearson相關(guān)分析和逐步線性回歸分析。

2 結(jié)果與分析

2.1 淤積對(duì)殘?bào)w殘留率的影響

不同淤積強(qiáng)度下互花米草與短葉茳芏殘?bào)w的殘留率在研究時(shí)段內(nèi)均呈波動(dòng)下降趨勢(shì),且其值均隨著淤積強(qiáng)度的增加而增加(圖2)。互花米草殘?bào)w的殘留率在經(jīng)歷375 d分解后分別為14.33%(S0)、32.57%(S5)和31.67%(S10),且S0處理與S5(或S10)處理之間存在顯著差異(P<0.05)。 與之相比,短葉茳芏殘?bào)w在S0、S5和S10處理下的殘留率分別為6.03%、12.73%和16.13%,但三者之間的差異均不顯著(P>0.05)。比較而言,相同淤積強(qiáng)度下短葉茳芏的殘留率均小于互花米草,且二者在S5或S10處理下的殘留率之間還存在極顯著差異(P<0.01)。上述結(jié)果表明,互花米草入侵導(dǎo)致的淤積作用對(duì)兩種植物殘?bào)w的分解均產(chǎn)生重要影響,且這種影響在短葉茳芏殘?bào)w分解過(guò)程中表現(xiàn)的更為顯著。

圖2 不同淤積強(qiáng)度下殘?bào)w殘留率的變化Fig.2 Variations of dry mass remaining of litters in different siltation treatmentsSA-S0/ CM-S0: 無(wú)淤積處理下的互花米草/短葉茳芏; SAS5/ CM-S5: 當(dāng)前淤積處理下的互花米草; SA-S10/ CM-S10: 未來(lái)淤積增強(qiáng)下的互花米草;不同的大寫字母表示同種植物不同淤積強(qiáng)度下存在顯著差異(P<0.05)

2.2 淤積對(duì)殘?bào)w分解速率的影響

不同淤積強(qiáng)度下互花米草和短葉茳芏的分解速率均存在明顯差異(表2)。其中,S0處理下二者殘?bào)w的分解速率最高(SAS0=0.0055 d-1和CMS0=0.0074 d-1),S5處理次之(SAS5=0.0028 d-1和CMS5=0.0048 d-1),S10處理最低(SAS10=0.0024 d-1和CMS10=0.0041 d-1)。相應(yīng)的,二者 95%分解所需時(shí)間(t0.95)分別為SA=1.36 a與CM=1.01 a(S0)、SA=2.70 a與CM=1.38 a(S5)以及SA=3.18 a與CM=1.54 a(S10)。與S0相比,S5與S10處理下二者的分解速率分別降低SA=49.09%、CM=35.14%(S5)和SA=56.36%、CM=44.59%(S10),t0.95分別增加SA=98.53%、CM=36.63%(S5)和SA=133.82%、CM=52.48%(S10)。比較而言,相同淤積強(qiáng)度下,短葉茳芏(SA)殘?bào)w的分解速率分別為互花米草(CM)殘?bào)w的1.35倍(S0)、1.71倍(S5)和1.70倍(S10),t0.95分別縮短0.35 a、1.32 a和1.64 a。上述結(jié)果表明,隨著互花米草入侵導(dǎo)致的淤積強(qiáng)度的增加,兩種植物殘?bào)w的分解速率均明顯降低,但其對(duì)短葉茳芏殘?bào)w分解速率的影響最為明顯。

表2 不同淤積強(qiáng)度下殘?bào)w殘留率自然對(duì)數(shù)(y)與分解天數(shù)(x)線性擬合方程及其相應(yīng)參數(shù)

Table 2 Linear equations and parameters between the natural logarithm(y)of mass remaining and decomposition days(x)in different siltation treatments

殘?bào)w類型Litter types淤積強(qiáng)度Siltation treatments線性回歸方程Linear equationsk/d -1R2Pt0.95/aSAS0y= -0.0055x-0.08190.00550.97< 0.011.36S5y= -0.0028x-0.17110.00280.85< 0.012.70S10y= -0.0024x-0.17570.00240.90< 0.013.18CMS0y= -0.0074x-0.27620.00740.96< 0.011.01S5y= -0.0048x-0.48210.00480.84< 0.011.38S10y= -0.0041x-0.53290.00410.75< 0.011.54

S0:無(wú)淤積強(qiáng)度處理, No siltation treatment; S5:當(dāng)前淤積強(qiáng)度處理, Current siltation treatment; S10:未來(lái)淤積增加處理, Strong siltation treatment

2.3 淤積對(duì)殘?bào)w碳硫含量變化的影響

2.3.1碳含量變化

盡管不同淤積強(qiáng)度下互花米草和短葉茳芏殘?bào)w中的TC含量變化模式差異較大(圖3),但分解期間S5與S10處理下二者的TC含量均明顯高于S0處理(P<0.01)。S0處理下兩種殘?bào)w的TC含量變化趨勢(shì)在0—270 d基本一致,之后則呈相反規(guī)律變化。雖然S5和S10處理下相同植物殘?bào)w的TC含量變化趨勢(shì)較為一致(P>0.05),但相同淤積強(qiáng)度下不同植物殘?bào)wTC含量之間的變化特征差異較大(P<0.05)。375 d后,S5處理下互花米草殘?bào)w的TC含量相對(duì)于初始值增加了3.47%,S0和S10處理下殘?bào)w的TC含量相對(duì)于初始值分別降低了9.17%和5.99%。與之不同,不同淤積強(qiáng)度下短葉茳芏殘?bào)w的TC含量相對(duì)于初始值均降低,降幅分別為23.34%(S0)、5.98%(S5)和6.54%(S10)。上述結(jié)果表明,隨著互花米草入侵導(dǎo)致的淤積強(qiáng)度的增加,兩種植物殘?bào)w在分解過(guò)程中的TC含量整體均呈增加趨勢(shì),但其對(duì)于分解末期短葉茳芏殘?bào)w中TC含量變化的影響較為明顯。

2.3.2硫含量變化

不同淤積強(qiáng)度下互花米草殘?bào)w中的TS含量均呈波動(dòng)增加趨勢(shì),其值至試驗(yàn)結(jié)束相對(duì)于初始含量分別增加了31.46%(S0)、32.57%(S5)、13.60%(S10)。與之不同,S0處理下短葉茳芏殘?bào)w中的TS含量整體呈較小波動(dòng)變化(CV=20.35%),而S5和S10處理下殘?bào)w的TS含量變化趨勢(shì)較為一致且均呈先增加后降低變化。375 d后,短葉茳芏殘?bào)w的TS含量相對(duì)于其初始含量分別增加了28.22%(S0)、165.51%(S5)、124.00%(S10)。比較而言,S0處理下兩種植物殘?bào)w的TS含量在0—120 d均明顯高于S5和S10處理(P<0.05)；120—375 d,3種淤積強(qiáng)度下互花米草殘?bào)w的TS含量變化差異不大(P>0.05),而S5和S10處理下短葉茳芏殘?bào)w的TS含量均高于S0處理(P<0.01)。此外,相同淤積強(qiáng)度下兩種植物殘?bào)w的TS含量在S0處理下并未達(dá)到顯著差異水平(P>0.05),而在S5和S10處理下則達(dá)到極顯著差異水平(P<0.01)。上述結(jié)果表明,隨著互花米草入侵導(dǎo)致的淤積強(qiáng)度的增加,兩種植物殘?bào)w在分解過(guò)程中的TS含量整體均呈增加趨勢(shì),但其對(duì)于短葉茳芏殘?bào)w中TS含量變化的影響較為明顯(圖3)。

圖3 不同淤積強(qiáng)度下殘?bào)wTC和TS含量變化Fig.3 Variations of TC and TS contents in litters in different siltation treatments

2.4 淤積對(duì)殘?bào)w硫釋放的影響

不同淤積強(qiáng)度下互花米草和短葉茳芏殘?bào)w的SAI在研究時(shí)段內(nèi)均小于100%,說(shuō)明二者在分解過(guò)程中均發(fā)生了硫養(yǎng)分凈釋放(圖4)。分解期間,3種淤積強(qiáng)度下互花米草的SAI分別降低了25.09%—88.51%、34.14%—67.91%和32.42%—71.56%,而短葉茳芏的SAI分別降低了24.12%—92.25%、31.18%—67.71%和28.12%—65.75%,說(shuō)明相同淤積強(qiáng)度下短葉茳芏殘?bào)w釋放的硫養(yǎng)分整體要高于互花米草。比較而言,S0處理下互花米草和短葉茳芏殘?bào)w的硫釋放量在0—120 d均明顯低于S5和S10處理(P<0.05),而在120—375 d,其硫釋放量均明顯高于S5和S10處理(P<0.05)。上述結(jié)果表明,隨著互花米草入侵導(dǎo)致的淤積強(qiáng)度增加,兩種殘?bào)w的硫釋放量整體均呈降低趨勢(shì),但短葉茳芏殘?bào)w的硫釋放量要高于互花米草。

圖4 不同淤積強(qiáng)度下殘?bào)w硫累積指數(shù)(SAI)的變化Fig.4 Variations of sulfur accumulation index (SAI) of litters in different siltation treatments

3 討論

3.1 淤積強(qiáng)度對(duì)殘?bào)w分解速率的影響

本研究表明,不同淤積強(qiáng)度下互花米草與短葉茳芏殘?bào)w的失重率均隨淤積強(qiáng)度的增加而降低,這可能與不同淤積強(qiáng)度下分解樣地的環(huán)境因子密切相關(guān)。相關(guān)分析表明,三種淤積強(qiáng)度下,互花米草與短葉茳芏殘?bào)w的殘留率與EC均呈極顯著負(fù)相關(guān)(P<0.01),與pH呈正相關(guān)(二者在S10處理下呈顯著正相關(guān),P<0.05),與含水量及地溫大多呈負(fù)相關(guān)(P>0.05)(表3)。逐步線性回歸分析進(jìn)一步表明,EC(x)均是不同淤積強(qiáng)度下殘?bào)w殘留率變化的主要影響因素(表4)。本研究中,隨著淤積強(qiáng)度的增加,鹽度(以EC來(lái)表征)越高(表5),兩種殘?bào)w的殘留率越高(圖2)。盡管前人關(guān)于鹽度對(duì)殘?bào)w分解的影響尚無(wú)定論[6- 7,28- 31],但該結(jié)果與多數(shù)研究結(jié)果相近[7,28- 30],即鹽度(以EC表征)增加可抑制殘?bào)w分解,而這可能與鹽度對(duì)參與分解微生物的脅迫機(jī)制有關(guān)[29]。一般而言,鹽度會(huì)影響微生物的生理類群及酶活性,因?yàn)辂}分的毒害作用抑制了酶活性和微生物活性,進(jìn)而導(dǎo)致微生物對(duì)殘?bào)w的降解能力減弱[29]。胡宏友等關(guān)于九龍江口秋茄(Kandeliacandel)分解對(duì)于鹽水梯度響應(yīng)的研究也得到類似結(jié)果,即鹽度的升高顯著降低了秋茄殘?bào)w的呼吸速率和分解速率[7]。Roache等的研究也表明,鹽分的增加可明顯抑制微生物的活性,進(jìn)而抑制殘?bào)w的分解[28]。一般而言,隨著土壤水分的增加,水體中的氧氣濃度下降,而這會(huì)對(duì)微生物活性產(chǎn)生抑制,進(jìn)而降低殘?bào)w的分解速率[9]。另外,在微生物活動(dòng)的最適宜溫度范圍內(nèi)(約為25—35℃)[32],溫度升高可通過(guò)提高微生物活性而加速殘?bào)w分解,而溫度的降低則會(huì)減緩殘?bào)w的分解[33- 34]。本研究中,盡管兩種殘?bào)w的殘留率與含水量(或地溫)之間的相關(guān)性均不顯著,但其在整體上與含水量或地溫呈負(fù)相關(guān)(表3),說(shuō)明隨著淤積強(qiáng)度的增加,含水量和地溫對(duì)于殘?bào)w分解均起到了一定的抑制作用,而這點(diǎn)可為表4和圖2中的相關(guān)結(jié)果所證實(shí),即隨著深度增加,含水量隨之增加,地溫隨之降低,而殘?bào)w的殘留率增加。盡管殘?bào)w的殘留率與pH呈大多呈正相關(guān)(S10處理下呈顯著正相關(guān)),但其對(duì)于不同淤積強(qiáng)度下殘?bào)w分解的影響可能并不大,原因與不同淤積強(qiáng)度下沉積物的pH變幅較小(介于6.3—6.5之間)且不存在顯著差異有關(guān)(P>0.05)(表3)。

不同淤積強(qiáng)度下兩種殘?bào)w分解速率的變化不僅與上述分解樣地的主要環(huán)境因子有關(guān),而且還可能與殘?bào)w本身的初始基質(zhì)質(zhì)量以及淤積作用導(dǎo)致的養(yǎng)分條件改變對(duì)殘?bào)w基質(zhì)質(zhì)量的影響有關(guān)。由于C/N可反映微生物對(duì)養(yǎng)分的需求狀況,故常常被認(rèn)為是反映和預(yù)測(cè)分解速率的重要指標(biāo),C/N越高,殘?bào)w分解越緩慢,反之越快[2]。本研究中,盡管不同促淤?gòu)?qiáng)度下相同殘?bào)w的初始C/N相同(表1),但在分解期間,互花米草殘?bào)w的C/N在S0與S5以及S0與S10之間存在極顯著差異(P<0.01),且S5與S10處理下殘?bào)w的C/N均大于S0(圖5),說(shuō)明隨著淤積強(qiáng)度的增加互花米草殘?bào)w的C/N呈增加趨勢(shì),而C/N的增加可對(duì)殘?bào)w分解產(chǎn)生一定的抑制作用；與之不同,短葉茳芏殘?bào)w的C/N在S0、S5和S10處理下較為接近(圖5)且不存在顯著差異(P>0.05)(表5),即隨著淤積強(qiáng)度的增加,殘?bào)w中的相近C/N是導(dǎo)致3種淤積強(qiáng)度下殘?bào)w分解不存在顯著差異的重要原因。本研究還表明,相同淤積強(qiáng)度下互花米草殘?bào)w的分解速率均小于短葉茳芏殘?bào)w(表2),這與互花米草屬木質(zhì)素和纖維素較高的草本植物[35- 36],其殘?bào)w的C/N均大于短葉茳芏且二者之間存在極顯著差異有關(guān)(P<0.01)(圖5和表5)。另外,兩種殘?bào)w分解速率的變化還可能與淤積作用導(dǎo)致的養(yǎng)分條件改變而對(duì)二者基質(zhì)質(zhì)量的影響有關(guān)。已有研究表明,濕地沉積強(qiáng)度增加可通過(guò)許多直接或間接機(jī)制來(lái)抑制殘?bào)w分解的進(jìn)行,如改變殘?bào)w周圍水化學(xué)特征、對(duì)殘?bào)w碎屑的物理壓實(shí)作用、減少殘?bào)w與周圍環(huán)境的氣體和養(yǎng)分交換、抑制微生物或大型濕地動(dòng)物活動(dòng)等[10]。本研究表明,不同淤積強(qiáng)度下相同殘?bào)w的C/N之間存在一定差異(其中互花米草的S0處理與S5、S10處理均呈顯著差異P<0.05(表5)),而該差異與淤積作用導(dǎo)致分解環(huán)境中的養(yǎng)分條件及殘?bào)w的C/N改變有關(guān)[21]。由于S0淤積強(qiáng)度下的殘?bào)w貼近地表且更易從周圍水環(huán)境和懸浮顆粒中獲得養(yǎng)分,由此使得該處理下兩種殘?bào)w的C/N相對(duì)于S5和S10淤積強(qiáng)度明顯降低(圖5),進(jìn)而導(dǎo)致S0處理下殘?bào)w的分解較快,而S5和S10淤積強(qiáng)度下較慢。另外,隨著淤積強(qiáng)度的增加,沉積物的通氣狀況變差,好氧微生物的活性降低,進(jìn)而導(dǎo)致兩種殘?bào)w的分解速率相對(duì)于S0處理明顯降低。

表3 不同淤積強(qiáng)度下殘?bào)w的殘留率與其他因子之間的相關(guān)性

*為P<0.05; **為P<0.01

表4 不同淤積強(qiáng)度下殘?bào)w殘留率(y)與主要影響因子(EC, x)回歸方程

表5 不同淤積強(qiáng)度下的環(huán)境因子對(duì)比

同列不同字母表示數(shù)據(jù)間在P< 0.05或P< 0.01水平上差異顯著或極顯著

圖5 不同淤積強(qiáng)度下殘?bào)wC/N比和C/S比的變化Fig.5 Variations of C/N and C/S ratios in litters in different siltation treatments

3.2 淤積強(qiáng)度對(duì)殘?bào)w硫含量及其釋放的影響

本研究表明,隨著互花米草入侵導(dǎo)致的淤積強(qiáng)度增加,兩種殘?bào)w在分解過(guò)程中的TS含量整體均呈增加趨勢(shì),原因與不同淤積強(qiáng)度下殘?bào)w質(zhì)量損失以及淤積作用導(dǎo)致的分解環(huán)境養(yǎng)分變化使得C/S改變有關(guān)。前述可知,盡管不同淤積強(qiáng)度下殘?bào)w中的TS含量變化并不完全一致,但其均與相應(yīng)的C/S呈相反變化(圖3和圖5)。相關(guān)分析表明,不同淤積強(qiáng)度下殘?bào)w中的TS含量與殘留率、C/S之間均呈極顯著負(fù)相關(guān)(P<0.01)(表6)。逐步線性回歸分析進(jìn)一步表明,C/S和殘留率對(duì)不同淤積強(qiáng)度下殘?bào)w分解過(guò)程中TS含量的變化具有重要影響(表7)。相關(guān)研究也得到類似結(jié)果,如Sun等和李新華等在分別研究黃河口潮灘堿蓬(Suaedasalsa)和三江平原小葉章(Deyeuxiaangustifolia)殘?bào)w分解時(shí)均表明,殘?bào)w的硫含量變化與C/S均呈極顯著負(fù)相關(guān)[21,37]。另外,不同淤積強(qiáng)度下互花米草和短葉茳芏殘?bào)w的TS含量與C/N也均存在極顯著負(fù)相關(guān)關(guān)系(表6),而殘留率又與C/N呈極顯著正相關(guān)(P<0.01)(表3)。因此,C/N主要通過(guò)影響殘留率而間接影響殘?bào)w的TS含量。本研究還表明,不同淤積強(qiáng)度下兩種殘?bào)w的TS含量在分解期間均出現(xiàn)階段性升高,而這主要與微生物對(duì)分解環(huán)境中(如潮水、潮灘沉積物)的硫養(yǎng)分固持作用有關(guān)。李新華等在研究三江平原小葉章(Deyeuxiaangustifolia)殘?bào)w分解時(shí)亦表明,殘?bào)w中硫含量的明顯增加主要源于微生物對(duì)沼澤水中硫的固持作用[38]。Sun等對(duì)黃河口潮灘濕地堿蓬殘?bào)w分解的研究還表明,殘?bào)w分解過(guò)程中硫含量的階段性升高主要與微生物對(duì)海水和沉積物中硫的固持作用有關(guān)[21]。本研究還表明,淤積強(qiáng)度對(duì)短葉茳芏殘?bào)w中TS含量變化的影響較互花米草更為明顯,而這可能與相同淤積強(qiáng)度下不同殘?bào)w的TS含量在很大程度上可能更取決于殘留率有關(guān),即殘留率越低,TS含量越高。前述研究可知,相同淤積強(qiáng)度下短葉茳芏殘?bào)w的分解較互花米草更快(圖2和表2),由此使得其殘?bào)w中的TS含量隨淤積強(qiáng)度增加的變化較互花米草更為明顯。

本研究還表明,互花米草和短葉茳芏殘?bào)w在分解過(guò)程中均表現(xiàn)為不同程度的硫釋放,且隨著互花米草入侵導(dǎo)致的淤積強(qiáng)度的增加,二者的硫釋放量均呈降低趨勢(shì)(圖4)。整體而言,不同淤積強(qiáng)度下兩種殘?bào)w的硫釋放特征與其相應(yīng)的殘留率變化趨勢(shì)較為一致(圖4和圖2)。相關(guān)分析進(jìn)一步表明,不同淤積強(qiáng)度下兩種殘?bào)w的殘留率與相應(yīng)的SAI均呈顯著或極顯著正相關(guān)(P<0.05或P<0.01),說(shuō)明不同淤積強(qiáng)度下殘?bào)w分解過(guò)程中的干物質(zhì)質(zhì)量損失對(duì)其硫養(yǎng)分釋放具有重要影響。另外,C/S和EC也是影響殘?bào)wSAI變化的重要因素(表6)。前述分析可知,不同淤積強(qiáng)度下兩種殘?bào)w中的C/S和殘留率均與TS含量密切相關(guān)(表6),而EC又與殘留率密切相關(guān)(表3),故EC對(duì)相應(yīng)殘?bào)w的SAI亦可產(chǎn)生間接影響,且其與SAI在S0處理下還存在極顯著負(fù)相關(guān)關(guān)系(P<0.01)(表6)。本研究亦表明,相同淤積強(qiáng)度下短葉茳芏殘?bào)w的硫釋放量整體要高于互花米草,這可能與短葉茳芏殘?bào)w較低的初始C/N比(表1)以及分解過(guò)程中較低的C/N比有關(guān)(表5)。較低的C/N比可導(dǎo)致相同淤積強(qiáng)度下短葉茳芏殘?bào)w的分解速率高于互花米草(表2),加之兩種殘?bào)w的硫養(yǎng)分釋放量在很大程度上均取決于殘留率(表6),由此導(dǎo)致短葉茳芏殘?bào)w的硫釋放量高于互花米草。

表6 不同淤積強(qiáng)度下殘?bào)wTS含量和SAI與不同因子間的相關(guān)性

TS: 全硫含量, Total sulfur contents; SAI: 硫累積系數(shù), sulfur accumulation index;*為P<0.05;**為P<0.01

表7 不同淤積強(qiáng)度下殘?bào)w硫含量(y)與主要因子(x)的回歸方程

x1:C/S;x2:地溫(Ground temperature);x3:殘留率(Mass remaining);x4:EC;x5:pH

綜上所述,盡管互花米草入侵過(guò)程中導(dǎo)致的淤積強(qiáng)度增加使得其自身和短葉茳芏殘?bào)w分解速率及硫釋放強(qiáng)度均降低,但就相同淤積強(qiáng)度而言,短葉茳芏殘?bào)w的分解速率和硫釋放量均大于互花米草。與短葉茳芏相比,相同生境下互花米草對(duì)硫的吸收累積能力更強(qiáng)[39],且其可通過(guò)快速擴(kuò)張來(lái)增加濕地土壤的硫庫(kù)儲(chǔ)量,從而影響到濕地的硫養(yǎng)分供給能力[39-40]。根據(jù)本研究結(jié)果可得,互花米草入侵過(guò)程中導(dǎo)致的土壤硫庫(kù)儲(chǔ)量增加在很大程度上可能取決于短葉茳芏殘?bào)w分解的貢獻(xiàn)。

4 結(jié)論

(1)隨著互花米草入侵導(dǎo)致的淤積強(qiáng)度的增加,互花米草和短葉茳芏殘?bào)w的分解速率均明顯降低,且這種影響在短葉茳芏殘?bào)w分解過(guò)程中表現(xiàn)的更為顯著；相同淤積強(qiáng)度下互花米草的分解速率低于短葉茳芏。

(2)隨著互花米草入侵導(dǎo)致的淤積強(qiáng)度的增加,互花米草和短葉茳芏殘?bào)w在分解過(guò)程中的TC和TS含量整體均呈增加趨勢(shì),但其對(duì)短葉茳芏殘?bào)w中二者變化的影響較為明顯。

(3)互花米草和短葉茳芏殘?bào)w在分解過(guò)程中均表現(xiàn)為不同程度的硫釋放,且隨著互花米草入侵導(dǎo)致的淤積強(qiáng)度增加,二者的硫釋放量均呈降低趨勢(shì),但相同淤積強(qiáng)度下短葉茳芏殘?bào)w的硫釋放量要高于互花米草。

(4)不同淤積強(qiáng)度下兩種殘?bào)w分解速率及硫養(yǎng)分釋放強(qiáng)度的差異不僅與分解環(huán)境中的EC密切相關(guān),而且與殘留率、初始基質(zhì)質(zhì)量(C/N和C/S)以及淤積導(dǎo)致養(yǎng)分條件改變而對(duì)分解過(guò)程中殘?bào)w基質(zhì)質(zhì)量的影響有關(guān)。

(5)互花米草入侵過(guò)程中導(dǎo)致的淤積強(qiáng)度增加使得其自身和短葉茳芏殘?bào)w的分解速率及硫釋放強(qiáng)度均降低；但就相同淤積強(qiáng)度而言,短葉茳芏殘?bào)w的分解速率和硫釋放量均大于互花米草。