閩江河口互花米草入侵濕地土壤無機硫賦存形態(tài)及其影響因素

毛 立, 孫志高,3,*, 陳冰冰, 曾阿瑩, 童曉雨, 胡星云, 武慧慧

1 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 2 福建師范大學(xué)地理研究所,福州 350007 3 福建師范大學(xué)福建省亞熱帶資源與環(huán)境重點實驗室,福州 350007

濕地作為地球上最重要的生態(tài)系統(tǒng)之一,在碳、氮、硫等生物地球化學(xué)循環(huán)中扮演著重要的角色[1]。同時,濕地也是最為脆弱的生態(tài)系統(tǒng)之一,極易受到外來物種入侵的影響[2]。濱海濕地處于海陸相互作用地帶,物質(zhì)遷移和能量交換過程十分復(fù)雜,是研究生源元素生物地球化學(xué)循環(huán)的理想?yún)^(qū)域。硫作為濱海濕地中最為重要的生源元素之一,可以多種形態(tài)存在于環(huán)境之中,特別是在各種物理、化學(xué)及生物過程的影響下,其不同形態(tài)之間可發(fā)生復(fù)雜的相互轉(zhuǎn)化[3]。無機硫是可供濕地植物吸收與利用的主要硫養(yǎng)分,占植物吸收硫總量的55%以上[4],其在土壤中的形態(tài)特征及賦存狀況直接影響著植物的生長發(fā)育。

目前,國外關(guān)于濱海濕地硫循環(huán)已開展了許多工作,且現(xiàn)有研究主要集中于濕地硫形態(tài)分布及遷移轉(zhuǎn)化[5]、揮發(fā)性含硫氣體釋放[6]、硫循環(huán)微生物機制[7]以及硫與其它元素的耦合關(guān)系[8]等方面。與之相比,國內(nèi)在該領(lǐng)域也有很多報道,且研究區(qū)域已涉及黃河口濕地[9]、長江口濕地[10]、膠州灣濕地[11]、閩江河口濕地[12]以及南方紅樹林濕地[13]。整體而言,現(xiàn)有研究主要集中于濱海濕地植物-土壤系統(tǒng)全硫分布[14]、主要含硫氣體(H2S、DMS和COS)釋放[10],以及硫生物循環(huán)特征[12]等方面,而關(guān)于河口濕地?zé)o機硫賦存形態(tài)及其轉(zhuǎn)化的研究還比較薄弱。互花米草(Spartinaalterniflora)作為一種原產(chǎn)于美洲大西洋沿岸的多年生草本植物,于1979年引入我國用以促淤護(hù)灘及防止海岸侵蝕。由于互花米草具有較強的環(huán)境適應(yīng)能力和繁殖能力,故其自引入后便開始快速擴張,并遍及中國東部沿海地區(qū)。已有研究表明,互花米草入侵可深刻影響河口濕地的沉積過程、水動力學(xué)過程以及元素生物地球化學(xué)過程[15],其對河口濕地的穩(wěn)定與健康具有重要影響。目前,關(guān)于互花米草入侵對河口濕地的影響研究主要集中于生物多樣性[15]、碳循環(huán)[16]及氮循環(huán)[17]等方面,而關(guān)于硫循環(huán)的相關(guān)研究還不多見。此外,當(dāng)前關(guān)于互花米草入侵影響下硫循環(huán)的相關(guān)研究較少涉及其在不同入侵時間序列下的對比。

閩江河口濕地是閩江與東海相互作用形成的重要生態(tài)系統(tǒng),其對于維護(hù)區(qū)域生態(tài)安全具有重要意義。自2002年以來,互花米草開始入侵閩江河口濕地,并在整體上沿西北-東南方向的主潮溝分別向陸和向海入侵。之后,互花米草入侵面積呈逐年增加趨勢,年均增加速率為9.8%[18]。已有研究表明,隨著互花米草入侵年限的增加,閩江河口濕地土壤有機碳[16]、有機氮及全氮[17]等含量均呈增加趨勢。盡管目前關(guān)于閩江河口濕地硫循環(huán)也開展了一些研究,但現(xiàn)有研究主要集中于蘆葦(Phragmitesaustralis)與短葉茳芏(Cyperusmalaccensis)空間擴展[14]以及互花米草新近入侵[12]對濕地植物-土壤系統(tǒng)硫分布特征與影響因素的探討上,而關(guān)于互花米草入侵時間序列下濕地土壤中無機硫賦存形態(tài)的對比研究還鮮有報道。為此,本研究以閩江河口鱔魚灘為研究對象,探討了不同互花米草入侵年限濕地土壤中無機硫賦存形態(tài)及其關(guān)鍵影響因素。研究結(jié)果有助于揭示互花米草長期入侵影響下濕地土壤的硫轉(zhuǎn)化機制,并可為該區(qū)濕地生態(tài)保護(hù)提供重要科學(xué)依據(jù)。

1 研究區(qū)域與研究方法

1.1 研究區(qū)概況

閩江河口位于南亞熱帶和中亞熱帶過渡區(qū),氣候溫暖濕潤,雨熱同期,年均氣溫為18.7—21.2℃,年降水量為1380 mm,河口潮汐為規(guī)則半日潮。本研究選取的鱔魚灘(26°00′36″—26°03′42″N,119°34′12″—119°40′40″E)位于閩江入?？谀喜?是閩江河口最大的一塊濕地。研究區(qū)的濕地土壤類型為濱海鹽土,主要植被有短葉茳芏、蘆葦、互花米草和藨草(Scirpustriqueter)等。

1.2 樣地布設(shè)與樣品采集

2016 年7 月,基于時空互代法,在閩江河口鱔魚灘的互花米草分布區(qū)內(nèi),依據(jù)互花米草入侵時間分別設(shè)置SA1(入侵5—6年)、SA2(入侵8—10年)和SA3(入侵12—14年)3個典型樣地(高程基本一致)。在上述樣地內(nèi),利用土壤柱狀采樣器進(jìn)行土壤樣品的采集,采樣深度為60 cm(每10 cm一層)。每個樣地隨機采集3個土壤樣品作為重復(fù),共計54個樣品。不同樣地表層土壤的理化性質(zhì)詳見表1。

表1 不同入侵年限濕地土壤理化性質(zhì)

1.3 樣品處理與測定

將采集的土壤樣品帶回實驗室自然風(fēng)干,去除碎石、動植物殘體等雜物,研磨并過100目篩后裝袋待測。由于研究區(qū)的土壤母質(zhì)為富含鐵鋁的酸性土壤,所以土壤無機硫的測定在參照Krairapanond等[19]提取方法的基礎(chǔ)上對鹽酸可溶性硫(HCl-Soluble-S)的提取步驟進(jìn)行了改進(jìn),具體方法如下：(1)水溶性硫(H2O-S)：取5 g土樣放入離心管中,按照水土比4∶1加入去離子水并振蕩30 min,再放入離心機中離心5 min,取出上清液并定容至50 mL,待測；(2)吸附性硫(Adsorbed-S)：向取出上清液的樣品中加入25 mL 0.025 mol/L NaH2PO4溶液,振蕩30 min,離心后過濾,取10 mL濾液定容至50 mL,待測；(3)鹽酸可溶性硫及鹽酸揮發(fā)性硫(HCl-Volatile-S)：用14 mL去離子水將上一步樣品洗入J-N蒸餾瓶中,向氣體補集管中加入25 mL 0.05 mol/L NaOH溶液,通氮氣5 min后,加入1 mL 7.2 mol/L HCl溶液,加熱至沸騰后保持微沸30 min,將樣品洗入容量瓶中,加入少量NaOH溶液進(jìn)行脫色處理,將溶液pH調(diào)至中性,去除土壤中的鐵鋁沉淀后定容至50 mL,過濾,待測；向氣體補集管中加入2 mL 30%的H2O2,加熱至沸騰后保持微沸約30 min,加入少量HCl,定容至50 mL,待測。采用Vario EL型元素分析儀測定土壤全硫(TS)含量；采用土壤養(yǎng)分分析儀(TFW—Ⅲ)測定土壤有機質(zhì)(SOM)含量；利用激光粒度分析儀測定土壤粒度,并按照國際制分類；采用土壤墑情速測儀(TZS—1)測定土壤水分含量；采用環(huán)刀法測定土壤容重(BD)；分別采用HACH—sensION3 和ECTestr11+原位測定土壤的pH和電導(dǎo)率(EC)?？偀o機硫(TIS)=水溶性硫(H2O-S)+吸附性硫(Adsorbed-S)+鹽酸可溶性硫(HCl-Soluble-S)+鹽酸揮發(fā)性硫(HCl-Volatile-S)。

1.4 指標(biāo)計算

土壤中的無機硫儲量(Ts,g/m2)可用下式計算：

式中,TSi為第i層土壤的TIS儲量(g/m2)；dvi為第i層土壤容重(g/cm3)；Si為第i層土壤的TIS含量(mg/kg)；hi為土壤深度(cm)。

1.5 數(shù)據(jù)處理與統(tǒng)計

利用Origin 2018軟件對數(shù)據(jù)進(jìn)行分析與作圖；運用SPSS 25.0軟件對數(shù)據(jù)進(jìn)行Pearson相關(guān)分析、單因素方差分析和逐步線性回歸分析,顯著性水平設(shè)定為P=0.05；應(yīng)用Canoco 5.0軟件對數(shù)據(jù)進(jìn)行主成分分析。

2 結(jié)果與分析

2.1 不同入侵年限濕地土壤無機硫含量水平分布

不同入侵年限濕地土壤的H2O-S和Adsorbed-S含量在各土層間的變化較復(fù)雜(圖1),但僅40—50 cm土層的Adsorbed-S含量在SA1與SA3之間存在顯著差異(P=0.026)。不同入侵年限濕地土壤的HCl-Soluble-S含量在0—50 cm土層整體表現(xiàn)為SA1>SA2>SA3,在50—60 cm土層表現(xiàn)為SA3>SA1>SA2,但僅10—20 cm土層的SA1與SA3、SA2與SA3之間存在顯著差異(P<0.05)。隨著入侵年限的增加,各土層的HCl-Volatile-S含量均在SA3中最低,且在10—20 cm土層SA1與SA3之間存在顯著差異(P=0.044)。整體而言,SA1土壤中H2O-S、Adsorbed-S含量以及SA3土壤中HCl-Soluble-S、HCl-Volatile-S含量的水平變異性均較低,屬弱變異；而SA1土壤中HCl-Soluble-S和HCl-Volatile-S含量、SA2土壤中各形態(tài)無機硫含量以及SA3土壤中H2O-S和Adsorbed-S含量的水平變異性均不高,屬中等變異(表2)。

圖1 不同入侵年限濕地土壤中各形態(tài)無機硫含量水平分布特征Fig.1 Horizontal distributions of the contents of inorganic sulfur fractions in marsh soils with different invasion yearsSA1：入侵5—6年 Invade for 5 to 6 years；SA2：入侵8—10年 Invade for 8 to 10 years；SA3入侵12—14年 Invade for 12 to 14 years；不同大寫字母表示相同濕地各土層間差異顯著(P<0.05)，不同小寫字母表示相同土層不同濕地間差異顯著(P<0.05)

2.2 不同入侵年限濕地土壤無機硫含量垂直分布

不同入侵年限濕地土壤中各形態(tài)無機硫含量的垂直分布特征均發(fā)生了較大改變。其中,H2O-S和Adsorbed-S含量在SA1或SA2中整體均呈先增加而后降低變化,而在SA3中總體呈先降低后增加趨勢(圖2)。就HCl-Soluble-S而言,其在SA1與SA2土壤中整體均呈先增加后降低變化,而在SA3土壤中則呈較大波動變化。與上述三種無機硫形態(tài)相比,不同入侵年限濕地土壤中的HCl-Volatile-S含量在垂直方向上均呈較小波動變化。比較而言,H2O-S和Adsorbed-S的垂直變異性均以SA2最高,HCl-Soluble-S含量的垂直變異性以SA3最高,而HCl-Volatile-S含量的垂直變異性以SA1最高(表2)。與SA1相比,Adsorbed-S、HCl-Soluble-S和HCl-Volatile-S含量均呈降低趨勢,其在SA2土壤中的降幅分別為9.02%、10.95%和7.57%,而在SA3土壤中的降幅分別為15.61%、32.89%和15.14%。不同的是,SA2和SA3土壤中的H2O-S含量相比SA1均呈增加趨勢,其增幅分別為10.02%和2.68%。

表2 不同入侵年限濕地土壤中各形態(tài)無機硫含量變異系數(shù)

圖2 不同入侵年限濕地土壤中不同形態(tài)無機硫含量垂直分布特征Fig.2 Vertical distributions of the contents of inorganic sulfur fractions in marsh soils with different invasion years

2.3 不同入侵年限濕地土壤TIS含量及儲量

不同入侵年限濕地土壤的TIS含量垂直變化特征差異較大,SA1和SA2整體呈先增加后降低變化,而SA3總體呈先降低后增加趨勢(圖3)。此外,不同入侵年限濕地土壤的TIS含量在0—10 cm和50—60 cm土層整體均表現(xiàn)為SA3>SA1>SA2(P>0.05),在10—20 cm土層表現(xiàn)為SA1>SA2>SA3,而在20—50 cm土層均表現(xiàn)為SA2>SA1>SA3。其中,SA1與SA2在10—20 cm土層(P=0.049)以及40—50 cm土層(P=0.033)均存在顯著差異。比較而言,SA1、SA2和SA3土壤的TIS平均含量分別為(586.00±66.97)、(576.12±125.75)、(507.53±65.83) mg/kg,說明濕地土壤中的TIS含量隨互花米草入侵時間的延長呈降低趨勢。不同入侵年限濕地0—60 cm土層的TIS儲量整體表現(xiàn)為SA1((290.30±27.69) g/m2)>SA2((239.58±40.53) g/m2)>SA3((228.53±20.26) g/m2)。與SA1相比,SA2、SA3土壤的TIS儲量分別降低了17.47%和21.28%。就TIS儲量的組成而言,SA2土壤中H2O-S、Adsorbed-S、HCl-Soluble-S和HCl-Volatile-S儲量相對于SA1分別降低了2.18%、23.44%、21.14%和18.50%,而SA3土壤中四種形態(tài)無機硫儲量分別降低了2.95%、25.27%、34.47%和22.49%(圖3),說明SA2與SA3土壤中TIS儲量的降低主要取決于Adsorbed-S和HCl-Soluble-S的儲量變化。盡管不同入侵年限濕地土壤的TS儲量總體以SA2最高,SA1次之,SA3最低,但TIS儲量占TS儲量的比例則以SA1最高(59.32%),SA3次之(47.91%),SA2最低(45.50%)(圖3)。

圖3 不同入侵年限濕地土壤中TIS含量及儲量Fig.3 Total inorganic sulfur contents and inorganic sulfur stocks in marsh soils with different invasion years大寫字母表示相同濕地各土層間差異顯著(P<0.05)，不同小寫字母表示相同土層在不同濕地間差異顯著(P<0.05)

3 討論

3.1 互花米草入侵濕地土壤不同形態(tài)無機硫含量對比

表3 不同研究區(qū)互花米草入侵濕地土壤無機硫含量對比

本研究中,不同互花米草入侵年限濕地土壤中的H2O-S、Adsorbed-S、HCl-Soluble-S含量以及TIS含量整體高于He等[22]對該區(qū)的相關(guān)研究結(jié)果(表3),原因可能有兩方面：一是與互花米草入侵的年限有關(guān)?；セ撞萑肭诌^程中可增強對環(huán)境中硫養(yǎng)分的吸收,并通過殘體分解的形式將其不斷歸還土壤,而土壤中硫養(yǎng)分的變化主要取決于植物吸收與殘體分解歸還之間的動態(tài)平衡,即當(dāng)吸收量大于歸還量時,土壤中的硫養(yǎng)分含量降低,反之則升高。與He等的研究相比,本研究三個樣地的互花米草入侵年限均更長,其殘體的產(chǎn)生量相對較高,故通過殘體分解歸還土壤的硫養(yǎng)分也相對更多,從而導(dǎo)致土壤中的無機硫含量相對較高。二是與互花米草入侵的方向有關(guān)。與He等的研究不同,本研究中的互花米草為海向入侵。相較于海向入侵,陸向入侵的互花米草往往面臨著來自其它植被的養(yǎng)分競爭,而在競爭過程中互花米草以及受到其入侵的植被(短葉茳芏)均可能增加對土壤中硫養(yǎng)分的吸收利用[12],從而導(dǎo)致土壤中的無機硫含量可能較低。

3.2 互花米草入侵對濕地土壤無機硫賦存的影響

表4 不同形態(tài)無機硫含量與環(huán)境因子之間相關(guān)關(guān)系

圖4 濕地土壤中H2O-S與Adsorbed-S含量的關(guān) Fig.4 Relationship between the contents of H2O-S and Adsorbed-S in marsh soils

本研究亦表明,互花米草入侵在一定程度上改變了濕地土壤理化性質(zhì)(表1),而土壤理化性質(zhì)的改變亦可能對土壤無機硫的賦存產(chǎn)生深刻影響。基于主成分分析對影響不同互花米草入侵年限濕地土壤中無機硫含量的環(huán)境因子進(jìn)行識別(圖5),結(jié)果表明：SA1提取的兩個主成分(PC1、PC2)累積貢獻(xiàn)率達(dá)69.23%。其中,PC1的貢獻(xiàn)率為47.81%,可看作是土壤EC的代表；PC2的貢獻(xiàn)率為21.42%,可看作是砂粒的代表。進(jìn)一步分析發(fā)現(xiàn),HCl-Soluble-S與PC1存在顯著相關(guān)關(guān)系,而HCl-Volatile-S與PC2存在密切關(guān)系。SA2提取的PC1和PC2的累積貢獻(xiàn)率為86.67%。其中,PC1可看作是土壤EC的代表,貢獻(xiàn)率為47.23%；PC2可看做是TS的代表,貢獻(xiàn)率為39.43%。進(jìn)一步分析表明,HCl-Soluble-S與PC1存在顯著相關(guān)關(guān)系,而H2O-S、TIS與PC2存在較強的相關(guān)性。SA3提取的兩個主要成分(PC1和PC2)的累積貢獻(xiàn)率為86.64%。其中,PC1的貢獻(xiàn)率為50.56%,同樣可看作是土壤EC的代表；PC2的貢獻(xiàn)率為36.08%,可看作是砂粒的代表。進(jìn)一步分析發(fā)現(xiàn),Adsorbed-S與PC1存在較強的相關(guān)性,而HCl-Volatile-S與PC2存在較強的相關(guān)性。多元逐步線性回歸分析進(jìn)一步表明(表5),SA1土壤的H2O-S和TIS含量主要受黏粒含量的 影響(R2=0.254；R2=0.232),而HCl-Volatile-S含量主要受pH的控制(R2=0.582)。SA2土壤的H2O-S、Adsorbed-S和TIS含量主要受TS的影響(R2=0.696；R2=0.380；R2=0.614),HCl-Soluble-S的含量主要受粉粒的影響(R2=0.358),而HCl-Volatile-S含量主要受有機質(zhì)的影響(R2=0.497)。SA3土壤的HCl-Soluble-S含量主要受粉粒的影響(R2=0.255),而HCl-Volatile-S含量則主要受pH的影響(R2=0.429)。另外,SA1土壤中的HCl-Soluble-S、HCl-Volatile-S含量以及SA3土壤中的TIS、H2O-S和Adsorbed-S含量均無任何因子進(jìn)入方程,說明其含量變化受環(huán)境因子的影響可能更為復(fù)雜。上述結(jié)果與前述分析得出的結(jié)論基本一致,即隨著互花米草入侵年限的增加,影響濕地土壤不同形態(tài)無機硫賦存的關(guān)鍵因子均發(fā)生了較大改變,其中土壤顆粒組成、EC和pH的改變對無機硫賦存形態(tài)的影響尤為明顯。

圖5 不同入侵年限濕地土壤中無機硫形態(tài)與環(huán)境因子的主成分分析Fig.5 Principal component analyses for inorganic sulfur fractions and environmental factors in marsh soils with different marshesH2O-S：水溶性硫Water-soluble-sulfur；Adsorbed-S：吸附性硫Adsorbed-sulfur；HCl-Soluble-S：鹽酸溶解性硫HCl-Soluble-sulfur；HCl-Volatile-S：鹽酸揮發(fā)性硫HCl-volatile-sulfur；TIS：總無機硫Total inorganic sulfur；TS：全硫Total sulfur

表5 不同入侵年限濕地土壤中無機硫形態(tài)與環(huán)境因子的逐步線性回歸分析

本研究還表明,隨著互花米草入侵年限的延長,濕地土壤TIS儲量以及其占TS儲量的比例均呈降低趨勢,并且TIS儲量的降低主要取決于Adsorbed-S、HCl-Soluble-S和HCl-Volatile-S的貢獻(xiàn)。由于無機硫是濕地植物可吸收利用的重要硫養(yǎng)分[7],所以該區(qū)土壤中TIS含量及儲量的降低意味著可供互花米草吸收利用的有效硫養(yǎng)分將隨入侵年限的增加而降低,由此使得其在入侵到一定年限后可能處于一種有效硫養(yǎng)分缺乏狀態(tài),進(jìn)而可能導(dǎo)致其入侵能力減弱。殘體分解是濕地物質(zhì)循環(huán)與能量流動的重要環(huán)節(jié),是養(yǎng)分(包括硫)向土壤歸還的重要過程[34]。然而,本研究區(qū)互花米草的這一養(yǎng)分“自我施肥”過程又可能由于定期(7—8月)互花米草刈割移除(潮汐沖走)而受阻[35-36],這就降低了無機硫養(yǎng)分向土壤的歸還,從而可能導(dǎo)致濕地土壤中的TIS養(yǎng)分隨互花米草入侵年限的增加進(jìn)一步降低。因此,隨著該區(qū)互花米草入侵年限的增加以及對互花米草定期刈割活動的進(jìn)行,濕地土壤中的無機硫養(yǎng)分可能將繼續(xù)降低并逐漸趨于缺乏狀態(tài),長期而言將減弱互花米草的自身入侵能力,這從側(cè)面亦說明了采取定期刈割方式治理互花米草入侵是有效的。

4 結(jié)論

(1)隨著互花米草入侵年限的增加,濕地土壤的H2O-S含量整體呈增加趨勢,而Adsorbed-S、HCl-Soluble-S和HCl-Volatile-S含量整體均呈降低趨勢。相對于SA1,SA2和SA3土壤的H2O-S含量分別增加了10.02%和2.68%,而其Adsorbed-S、HCl-Soluble-S和HCl-Volatile-S含量分別降低了9.02%、10.95%、7.57%和15.61%、32.89%、15.14%。

(2)隨著互花米草入侵年限的增加,濕地土壤的TIS含量、TIS儲量及其占TS儲量的比例均而降低,且這種降低主要取決于Adsorbed-S、HCl-Soluble-S和HCl-Volatile-S的貢獻(xiàn)。

(3)隨著互花米草入侵年限的增加,影響濕地土壤不同形態(tài)無機硫賦存的環(huán)境因子均發(fā)生了較大改變,其中土壤顆粒組成、EC和pH的改變對無機硫賦存形態(tài)的影響尤為明顯。

(4)隨著互花米草入侵年限的增加以及對互花米草定期刈割活動的進(jìn)行,閩江河口濕地土壤的無機硫養(yǎng)分可能將繼續(xù)降低并逐漸趨于缺乏狀態(tài),長期而言將減弱互花米草自身的入侵能力。