膠州灣典型河口濕地土壤活性有機碳和酶活性對互花米草入侵的響應

張晗冰，孔范龍，郗 敏，李 悅，孫小琳

青島大學環境科學與工程學院,青島 266071

土壤活性有機碳(LOC)是土壤中活躍的化學組分，不僅對土壤碳庫周轉變化響應敏感，而且直接參與土壤中生物化學轉換過程，其分解、礦化過程直接影響微生物和酶的活性[1- 3]，近年來已成為土壤、環境、生態學領域關注的焦點和研究的熱點。土壤酶參與了土壤LOC的分解和轉化過程，是土壤生物過程的主要調節者，酶活性的高低直接影響碳循環速率[4- 5]。因此，了解土壤LOC和酶活性有助于完善影響土壤碳循環的作用機制。

濱海濕地作為陸地和水域生態系統的過渡帶，盡管其占全球陸地總面積比例很小，但其碳固定量是生態系統中最高的，在碳循環中起著重要的作用[6- 8]。已有研究證明，濱海濕地中外來物種的入侵會導致土壤碳循環發生改變[9]，作為典型入侵物種的互花米草(Spartinaalterniflora)對我國海岸帶生態環境及碳循環造成了重大影響而受到廣泛關注[10]。目前關于互花米草入侵對土壤碳和微生物的研究已有大量文獻報道，研究主要關注了互花米草對土壤總有機碳及其組分[9,11- 18]、微生物群落種類[19- 20]的影響。對于互花米草入侵對濕地土壤LOC和酶活性的影響也開展了一些研究，主要集中在長江口、閩江河口、杭州灣[15,21- 24]等區域，研究中以空間尺度分析為主，內容上重點關注了土壤LOC和酶活性的垂直分布特征[22]及其影響因素[23- 24]。由于互花米草具備高生物量和生產力的特征，隨著入侵時間的增加，其對LOC和酶活性的影響程度會有明顯不同，而當前從入侵時間這一角度上開展LOC和酶活性對互花米草入侵響應的研究工作尚未見報道。

本文選取膠州灣洋河口濕地內的互花米草入侵區為研究區域，從時間和空間綜合尺度上系統開展土壤LOC和土壤酶(土壤堿性磷酸酶、脲酶、蔗糖酶、過氧化氫酶)活性對互花米草入侵的響應研究，旨在進一步研究互花米草入侵年限對濕地土壤活性有機碳和土壤酶活性的影響，為正確評價生物入侵對河口濕地生態系統的影響提供基礎數據，同時為相關部門有效管理外來生物入侵提供科學依據。

1 研究樣區與實驗方法

1.1 研究區域概況

膠州灣濕地(36°03′—36°22′N，120°06′—120°19′E)是山東半島面積最大的河口海灣型濕地，已被列入《國家重要濕地名錄》。該區域濕地總面積約17.76×104hm2。據青島市百年氣象資料統計，膠州灣濕地年平均降雨量為900 mm，年均溫度12℃，無霜期220 d左右，屬于溫帶季風氣候，受海洋季風調節，冬季寒冷干燥、夏季高溫多雨，雨熱同季，四季分明[25- 26]。本文研究區域設在洋河口，洋河為一條獨立入海的天然河道，古稱“洋水”。主源位于膠南市(現黃島區)呂家一帶，自西向東，流經膠州市的張應、洋河、九龍、營海四鎮，于營房鎮村王家灘村東注入膠州灣。河道全長31 km，流域面積303 km2，河口寬85 m。據大村水文站觀測，洋河多年平均徑流量6100萬m3，最大洪峰流量達608 m3/s[27]。自1963年從國外引進互花米草以來，洋河口濕地逐漸形成典型的互花米草草灘。

1.2 樣品采集與分析

利用GPS精確定位和現場測量的方法于2016年11月在洋河口潮灘濕地選取互花米草入侵不同年限下的樣地進行采樣，根據入侵時間分為3個樣地：2016年互花米草入侵處、2012年互花米草入侵處、2009年互花米草入侵處，入侵時間分別為1、5、8年，分別用SAF-1、SAF-5、SAF-8表示。同時選擇了相鄰的未被互花米草入侵的光灘濕地作為對照樣地，用MF表示(圖1)。在上述4個樣地分別用對角線法選擇3個植被蓋度較為一致的1 m×1 m的樣方進行土壤樣品的采集，共布設12個采樣點。每個樣方采用剖面挖掘法采集0—10、10—20、20—40、40—60 cm土層土樣(待樣品風干后，將樣方同一層土樣混合代表該樣點對應土層樣品)，同時用環刀法取土樣，測定不同層次土壤容重，取土后迅速將土壤裝入密封袋中帶回實驗室，在自然條件下風干，剔除可見的動植物殘體等，磨細過100目篩儲存備用，土壤基本情況見表1

圖1 膠州灣河口濕地采樣區域分布Fig.1 Location of sampling area in the estuary wetland of Jiaozhou BayMF：光灘濕地 Mudflat；SAF-1：互花米草入侵1年濕地 S.alterniflora flat of about 1 years；SAF-5：互花米草入侵5年濕地 S.alterniflora flat of about 5 years；SAF-8：互花米草入侵8年濕地S.alterniflora flat of about 8 years

入侵時間Invasion time/ a樣地編號Plot number植被覆蓋度Vegetation fractional cover/%植被類型Vegetation form有機碳Organic carbon/(g/kg)總氮Total nitrogen/(g/kg)總磷Total phosphorus/ (g/kg)pH容重Volume weight/(g/cm3)含水率Water content/%0MF0裸灘6.25±1.8232.22±2.910.33±0.028.06±0.281.48±0.1034±2.381SAF-112.27互花米草6.76±0.8132.93±5.850.28±0.017.55±0.31.47±0.0730±3.065SAF-559.43互花米草7.59±0.3231.44±0.890.64±0.077.38±0.390.72±0.0697.00±2.878SAF-871.27互花米草9.13±2.7432.5±4.410.48±0.077.23±0.350.91±0.2179±8.55

MF：光灘濕地 Mudflat；SAF-1：互花米草入侵1年濕地S.alternifloraflat of about 1 years；SAF-5：互花米草入侵5年濕地S.alternifloraflat of about 5 years；SAF-8：互花米草入侵8年濕地S.alternifloraflat of about 8 years

1.3 研究方法

土壤活性有機碳的測定采用高錳酸鉀氧化法[28]；土壤脲酶活性采用靛酚藍比色法；土壤蔗糖酶活性采用3,5-二硝基水楊酸比色法；過氧化氫酶活性采用高錳酸鉀滴定法[29]；堿性磷酸酶活性采用磷酸苯二鈉比色法確定[30]。土壤有機碳、總氮、總磷、pH分別用高錳酸鉀外加熱法、半微量開式法、鉬銻抗比色法、電位法測定[31]。

1.4 實驗數據統計

使用軟件Excel 2007對實驗數據進行初步整理，采用SPSS 20.0對整理的數據進行相關性分析，并采用Origin 7.0、CorelDRAW X7軟件進行繪圖。

2 結果與討論

2.1 土壤活性有機碳含量對互花米草入侵的響應

2.1.1 土壤活性有機碳垂直分布特征

由土壤活性有機碳(LOC)含量垂直分布特征(圖2)可見，互花米草入侵后，樣地表層土壤LOC含量與光灘相比明顯上升(P<0.05)，且隨著入侵時間延長而逐漸增加，該研究結果與王剛等人[15]報道的互花米草可有效提高表土LOC含量的研究結果一致。互花米草入侵改變了LOC含量垂直分布規律，SAF-1樣地LOC含量與光灘垂直分布規律一致，均表現為沿剖面逐漸上升。SAF-5、SAF-8樣地LOC含量均表現為沿剖面向下先增后減的趨勢，這2種樣地LOC含量垂直變化范圍分別為5.7—8.1、7.3—8.0 mg/g，SAF-5樣地含量最高土層為10—20 cm，而SAF-8樣地LOC含量最高為20—40 cm(表2)。采用 Duncan方法對不同土層的LOC含量進行多重分析，結果顯示4種樣地各土層間LOC含量具有差異性，MF和SAF-1樣地0—20 cm土層LOC含量差異顯著(P<0.05)，SAF-5樣地表層土壤差異顯著(P<0.05)，而SAF-8樣地土層LOC含量差異不明顯。另外，4種樣地0—60 cm不同土層LOC變異系數在0.4%—8%(圖3)。根據雷志棟等[32]通過變異系數(CV)對土壤空間變異性進行劃分：CV<10%為弱變異性，10%—100%為中等變異性，CV>100%為強變異性。據此說明，膠州灣河口濕地土壤活性有機碳含量變化屬于弱變異。

圖2 4種樣地土壤活性有機碳垂直分布特征Fig.2 Vertical dynamics of soil labile organic carbon (LOC) in 4 types of sample plots

樣地Plot最大值Maximum/ (mg/g)最小值Minimum/ (mg/g)均值Mean/ (mg/g)中值Median/ (mg/g)標準誤差SD變異系數CV/%變幅RangeMF4.360.692.893.251.65557.265.31SAF-14.512.473.733.980.90624.290.83SAF-58.735.77.658.451.33717.480.53SAF-88.387.368.008.300.44856.030.14

土壤LOC垂直分布規律主要與互花米草枯落物和根系分布有關[33- 35]。首先，互花米草入侵后，枯落物以及根系分泌物的增加導致土壤表層有機碳來源增加，使LOC含量提高[36]，并且隨著入侵時間延長土壤表層LOC表現為累積效應；其次，互花米草入侵初期，其根系主要集中在表層，隨著互花米草入侵時間的延長，其根系逐漸向下延伸，改變了不同深度土壤的通透性并促進了微生物活性[18]，從而改變了LOC含量垂直分布規律。根據研究結果顯示(圖2)，SAF-1樣地根系作用影響較弱，影響范圍也局限于表層，并未改變分布規律，因此光灘和SAF-1樣地10—20 cm土層LOC含量差異顯著(P<0.05)。隨著入侵年限的增加，其根系逐漸向下延伸，根系影響作用增強，影響范圍增大，導致SAF-5樣地含量最高土層為10—20 cm，僅表層土壤LOC含量差異性顯著(P<0.05)。另外，互花米草根系使得土壤通透性提高而有利于地表大量枯枝落葉經過腐殖化及淋溶過程由表層向深層機械遷移，逐年累積形成穩定的碳源[37- 38]，因此SAF-8樣地深層土壤LOC含量較高且各層之間差異性不顯著(P>0.05)。

2.1.2 土壤活性有機碳含量對互花米草入侵年限的響應

由圖4可以看出LOC含量隨著互花米草入侵時間的延長而增加，具體表現為SAF-8>SAF-5>SAF-1>MF,SAF-5和SAF-8含量顯著增加。圖5表明了隨著互花米草入侵時間增加，活性有機碳(LOC)與有機碳(SOC)比例逐漸減小，相關性分析表明LOC與SOC含量間呈正相關關系。

圖3 土壤活性有機碳剖面各層變異系數Fig.3 The coefficient of variation in each layer of soil labile organic carbon

圖4 互花米草入侵不同階段土壤活性有機碳的含量變化Fig.4 The content variation of soil labile organic carbon (LOC) after S. alterniflora invasion

圖5 土壤活性有機碳與有機碳的關系Fig.5 The relationship of soil labile organic carbon (LOC) and soil organic carbon (SOC)a：不同濕地土壤活性有機碳與有機碳比例的變化 Variation of the ratio of LOC to SOC in different wetlands；b：土壤活性有機碳與有機碳關系Relationship between LOC and SOC

互花米草入侵改變了土壤理化性質進而影響土壤微生物的活性，引起土壤各組分一系列的連鎖變化[22]。首先，隨著互花米草入侵年限增長，土壤細顆粒組分變大，使得腐殖化產物和根系分泌物增加[9]。同時，互花米草入侵后受根系的影響土壤比較疏松，通透性好，有利于微生物呼吸和土壤CO2的釋放，這兩個原因導致LOC含量不斷增加。其次，SAF-1樣地中互花米草對環境條件影響小，入侵5年后樣地中互花米草進一步擴張發育，灘面高程增加，環境條件變化顯著，因此SAF-5和SAF-8樣地土壤LOC含量明顯增加。LOC與SOC呈正相關關系說明土壤活性有機碳量可能會影響有機碳量[39- 40]。LOC/SOC隨入侵年限增加逐漸降低，這說明雖然入侵后LOC含量顯著提高，但是降低了土壤SOC中的活性組分比例，這與張耀鴻[40]等研究結果一致。另外，土壤活性有機碳與有機碳的比例(LOC/SOC)可以度量土壤有機碳的質量和穩定程度，該比例小則表示土壤有機碳較穩定[41]，說明互花米草入侵促進了土壤碳庫的穩定，也就是說互花米草濕地更有利于土壤有機碳的儲存和固定。

2.2 土壤酶活性對互花米草入侵的響應

2.2.1 土壤酶活性垂直分布特征

由土壤不同酶活性垂直分布特征(圖6)可見，與光灘相比，互花米草入侵后4種樣地土壤酶活性顯著提高(P<0.05)，這與孫炳寅等[42]報道互花米草濕地土壤中酶(脲酶、過氧化氫酶)活性高于光灘的研究結果一致。但互花米草入侵并未改變酶活性沿剖面向下逐漸降低的垂直分布規律,不同樣地中4種酶活性峰值均出現在0—10 cm范圍內，這與楊文英等[21]對互花米草群落酶活性垂直分布特征的研究結果一致。研究區各樣地中蔗糖酶和過氧化氫酶活性整體表現均為SAF-1樣地較高，垂直變化范圍分別為9—36.4 mg/g和0.02—0.026 mg KMnO4·g-1·min-1，脲酶和堿性磷酸酶活性最高出現在SAF-8樣地中，垂直變化范圍分別為6.33—10.23 mg/g和4.28—5.52 mg/g。采用Duncan方法對4種酶不同土層、不同樣地進行多重分析，結果顯示4種酶同一土層不同樣地間酶活性差異顯著(P<0.05)，同時在同一樣地不同土層酶活性也有差異，表現為SAF-1樣地中蔗糖酶隨土壤深度增加變化顯著(P<0.05)；SAF-5樣地4種酶均隨土壤深度變化顯著(P<0.05)；SAF-8樣地中除過氧化氫酶外，其余3種酶土壤表層酶活性變化顯著(P<0.05)，深層土壤酶活性趨于穩定。

土壤酶是具有蛋白質性質的高分子生物催化劑，參與土壤中腐殖質的合成與分解、有機物和動植物及微生物殘體的水解與轉化，促進土壤中各種有機、無機物質轉化與能量交換[43]。與光灘相比，互花米草所在的土壤中由于其高生物量和高生產力而具有豐富的碳源種類[33]，隨著入侵時間的延長，微生物功能群種類增加，酶活性也隨之升高，這就使得不同樣地酶活性差異顯著(P<0.05)。但是隨著土壤剖面的加深，氧氣逐漸減少，抑制了微生物活性從而表現出酶活性隨土壤深度逐漸降低的趨勢。研究表明蔗糖酶和過氧化氫酶活性分別與土壤微生物數量、土壤呼吸強度和土壤pH有直接依賴性[29,44]，SAF-1樣地中新生植物根系生長旺盛，良好的土壤通透性使得酶活性較高，隨著入侵時間增加，植物根系促使泥沙淤積并提高了土壤蓄水能力，降低了土壤呼吸強度，同時長時間入侵降低了土壤pH[45]，pH值超過酶最適范圍導致酶活性下降，這就是蔗糖酶和過氧化氫酶活性最高出現在SAF-1樣地的原因。土壤脲酶和堿性磷酸酶與土壤有機質(有機碳)顯著相關[46]，互花米草入侵后土壤中積累了較多的植物殘體和腐殖質，有機質含量豐富使得微生物生長旺盛，微生物數量增大導致酶活性上升，隨著入侵時間增加，植物生長代謝穩定并通過枯枝落葉向土壤中輸送養分，在一定程度上可促進酶活性，因此土壤脲酶和堿性磷酸酶活性在SAF-8樣地中最高。至于不同土層同一樣地中酶活性差異的顯著性，主要與酶所屬的環境有關，各土層中微生物種類、數量均有所差異，導致酶活性隨土壤深度差異性顯著，而互花米草長時間入侵，土壤各層均存在大量動植物殘體分解產生的過氧化氫，因此各層過氧化氫酶活性差異性不顯著(P>0.05)。

圖6 不同酶活性的垂直分布特征Fig.6 Vertical dynamics of variation enzyme activities不同大寫字母表示同一土層不同樣點間差異顯著，不同小寫字母表示同一樣點不同土層間差異顯著(單因素方差分析，Duncan多重比較,P<0.05)

圖7 互花米草入侵不同階段土壤酶活性的變化 Fig.7 The variation of soil enzyme activity after S. alterniflora invasion

2.2.2 土壤酶活性對互花米草入侵年限的響應

由圖7可以看出，土壤酶活性在時間上受互花米草植被入侵變化明顯，過氧化氫酶和蔗糖酶活性隨著入侵時間的增長呈現先急劇增加后逐漸減少的趨勢，其值分別為0.01—0.03 mg KMnO4g-1min-1、9.4—28.5 mg/g，而堿性磷酸酶和脲酶活性隨著入侵時間的延長逐漸增加，增長速率緩慢,其值分別為0.84—2.78、1.8—6.92 mg/g,此研究結果表明隨著互花米草入侵時間延長4種酶活性發生變化。

土壤酶主要來源于土壤微生物的活動、植物根系分泌物和動植物殘體腐解過程中釋放的酶[47]，土壤中廣泛存在的酶類是氧化還原酶類(過氧化氫酶)和水解酶類(蔗糖酶、脲酶、堿性磷酸酶)，其對土壤肥力起重要作用。首先，過氧化氫酶和蔗糖酶在生物呼吸、代謝過程以及土壤動植物根系分泌、殘體分解中起重要作用[48]。互花米草植被發育過程中不斷將碳氮等營養元素送入土壤，養分逐漸積累，酶活性也不斷增大，但是隨著入侵時間增加，互花米草根系發達，密度增加，滯水能力增強，而淹水條件抑制了微生物活性[49]，同時也改變了酶反應過程中土壤酶的電子受體從而影響濕地土壤或沉積物中土壤酶的活性[50],導致蔗糖酶和過氧化氫酶活性降低，因而蔗糖酶和過氧化氫酶活性呈現隨入侵時間先增加后降低的趨勢；其次，研究表明，土壤脲酶和堿性磷酸酶與土壤碳氮含量、微生物總生物量顯著相關[51]，互花米草入侵初期對土壤酶刺激顯著，在根系泌氧及根系分泌物的作用下微生物大量繁殖，隨著互花米草入侵時間增加，土壤中酶活性上升，微生物群落種類增加，這就是脲酶和堿性磷酸酶活性隨時間逐漸增加的原因。

2.3 土壤活性有機碳和酶活性相關性隨互花米草入侵時間的變化

通過Pearson相關性分析(表3)可以看出，隨著互花米草入侵時間的增長，LOC和土壤酶活性的相關性發生了改變：互花米草入侵前的光灘濕地中土壤LOC和土壤蔗糖酶活性呈顯著負相關(P<0.01)，相關系數高達0.991；SAF-1樣地中土壤LOC和脲酶、堿性磷酸酶均顯著負相關,相關系數分別為0.995和0.83；SAF-5樣地中土壤LOC和土壤脲酶活性呈顯著負相關，相關系數0.721低于SAF-1濕地相關系數；SAF-8樣地中土壤LOC和4種酶活性無顯著相關性，說明隨著互花米草入侵時間延長，土壤LOC與酶活性相關性發生改變。

酶是濕地土壤的重要組分，參與濕地營養物質循環轉化過程，而引起濕地土壤有機碳庫的最初變化主要是活性有機碳部分[45]，因此酶活性的變化在一定程度上影響土壤活性有機碳庫的循環轉化過程。同時，相關研究表明，土壤LOC和酶活性關系密切[6- 7]。首先，互花米草入侵后其植物殘體經過微生物分解成尿素進入土壤，而脲酶以尿素為底物，通過為硝化微生物提供養料來改變氮循環，土壤氮含量增加又反過來促進互花米草的生長和生物量分配，研究表明植物生物量會顯著影響土壤有機碳組成含量[14]，因此互花米草入侵后LOC與脲酶呈顯著相關。同時，互花米草根系分泌的酸性物質改變了土壤酸堿性，使得LOC與堿性磷酸酶顯著相關；另外，互花米草入侵初期以土壤養分為主，造成土壤群落組成發生改變，從而造成LOC和酶活性相關性改變，長時間入侵互花米草對土壤環境作用復雜，水淹條件、土壤酸堿度還有植被本身的影響可能導致LOC和酶活性無相關性，由此可見不同酶在各個入侵階段受環境影響程度不同，對濕地土壤有機碳庫的貢獻也不同。

表3 不同樣地土壤活性有機碳與酶活性的相關性分析

** 在0.01水平(雙側)上顯著相關;* 在0.05水平(雙側)上顯著相關

3 結論

洋河口濕地互花米草不同入侵年限對土壤LOC含量的影響程度具有差異性。MF、SAF-1、SAF-5、SAF-8樣地LOC含量平均值分別為2.89、3.73、7.64、8.0 mg/g。垂直方向上，互花米草入侵后土壤LOC含量明顯(P<0.05)上升，且其改變了LOC垂直分布特征規律，除MF和SAF-1樣地表現出沿剖面逐漸上升之外，其他樣地表現為沿剖面先上升后下降的趨勢；時間上，隨著互花米草入侵時間的延長LOC含量逐漸增加，SAF-5和SAF-8樣地中增加顯著。另外，相關性分析表明LOC與SOC含量間呈正相關關系，LOC與SOC比例逐漸減小?；セ撞萑肭趾笤黾恿送寥捞荚摧斎胍约爸脖坏母捣植际荓OC變化的主要原因。

土壤酶活性對入侵物種互花米草響應敏感。垂直方向上，互花米草入侵后4種樣地土壤酶活性顯著(P<0.05)提高，但其并未改變酶活性沿剖面向下逐漸降低的垂直分布規律,不同樣地中4種酶活性峰值均出現在0—10 cm范圍內；時間上，隨著互花米草入侵時間的延長，4種酶活性發生變化且趨勢不同,過氧化氫酶和蔗糖酶活性隨著入侵時間的增長呈現先急劇增加后逐漸減少的趨勢，而堿性磷酸酶和脲酶活性隨著入侵時間的延長逐漸增加，趨勢變化小。土壤中碳氮磷等營養元素和微生物功能種類群的變化是酶活性變化的主要原因。

酶活性的變化在一定程度上影響土壤活性有機碳庫的循環轉化過程。利用Pearson相關性分析表明隨著互花米草入侵時間延長，LOC和土壤酶活性的相關性發生了改變，MF、SAF-1、SAF-5樣地中土壤LOC分別與蔗糖酶、脲酶和堿性磷酸酶、脲酶呈負相關，相關系數逐漸降低，直至SAF-8樣地中無顯著相關性。這主要是水淹條件、土壤性質、植物根系等綜合作用的結果。