互花米草入侵對膠州灣河口濕地土壤總鐵分布的影響

燕 倩,謝文霞,沙夢喬,李 萍

青島大學環境科學與工程學院, 青島 266071

鐵是地殼中含量位于氧、硅、鋁之后的第四位元素,是濕地生態系統最基本的生源要素,其生物地球化學循環對濕地生態系統起著極大地作用[1]。鐵的形態和價態變化對濕地環境具有重要的指示性意義[2]。相關研究表明,重金屬的遷移及其生物有效性[3- 5]、營養元素的吸收與釋放[6- 7]和溫室氣體的排放[8]等受濕地土壤鐵元素影響。目前,國外關于濕地土壤鐵元素生物地球化學循環的研究較多,例如,法國西部布列塔尼Mercy濕地鐵對金屬元素遷移影響和有機質對鐵氧化還原反應控制等[9- 11],以及美國威斯康星州濕地鐵的研究[12]。國內關于濕地鐵元素研究多集中在三江平原地區[13- 15]、黃河三角洲[16]、鄱陽湖濕地[17]、長江三角洲[18]、閩江河口濕地[19-21]等內陸濕地和濱海地區。

濱海濕地是陸地和海洋生態系統的過渡帶,也是自然界富有生物多樣性和較高生產力等特點的生態區。目前我國濱海濕地面積約為579.56萬公頃[22]。已有研究表明,互花米草(Spartinaalterniflora)自1979年引入我國濱海濕地以來[23],在消浪促於、保護海岸線等方面發揮了積極作用,但由于互花米草在我國沒有競爭物種及受環境影響,在沿岸快速繁殖擴張,對近海灘涂養殖業產生了消極影響,威脅地區生物多樣性,影響濱海濕地生態系統功能,因此在2003年被我國列為入侵物種[24]。

膠州灣濕地每年為數以萬計的候鳥提供停歇地或越冬地,是區域可持續發展的重要生態保障。自膠州灣濕地引入互花米草以來,由于環境適宜,互花米草快速生長蔓延,入侵面積逐漸擴大,對本地堿蓬、蘆葦等生物群落產生了一系列的不利影響。當前關于膠州灣濕地互花米草入侵的研究多集中在碳、氮、磷、硫等方面[25- 28],本文選取膠州灣洋河入灣處互花米草入侵的區域和未被入侵的光灘作為采樣區,分析和研究互花米草入侵對河口濕地土壤總鐵含量時空變化的影響以及總鐵與土壤理化性質的相關性,進一步探究互花米草入侵對濕地物質循環的影響,為更加全面客觀的評價互花米草入侵對濱海濕地生態系統產生的影響提供基礎研究。

1 材料與方法

1.1 研究區概況

膠州灣位于山東省青島市境內,是與黃海相通,以潮汐作用為主的山東半島南部面積最大的半封閉性海灣。該區域屬暖溫帶季風氣候,年平均氣溫為12.2℃,夏無酷暑,冬無嚴寒,年平均降水量775.6 mm,降水量年內分配不均,季節差異懸殊[29]。膠州灣潮汐是典型的正規半日潮,平均潮差約為2.71 m,最大潮差約為6.87 m。膠州灣承接洋河、大沽河、墨水河和白沙河四河流域的水量。洋河全長為27 km,在膠州市營房鎮土埠臺村注入膠州灣[30]。

互花米草莖稈堅韌直立、地下根莖發達,常密布于地下20—30 cm深的土壤中,有時可深達50 cm[31]。膠州灣濕地的互花米草一般在3月下旬返青,4—7月處在營養生長期,9—10月為開花期,11月中旬后植株枯萎,進入非生長季[28]。

1.2 樣品采集與分析

根據代表性、一致性和可行性原則,采用定位研究方法選取洋河入灣口處的互花米草濕地和光灘作為本次的采樣區。兩樣區各設置3個平行采樣點(圖1),于2017年3月、5月、7月、9月和11月在采樣點采用土鉆法自下而上進行分層取樣,總深度為60 cm,分別取0—10 cm、10—20 cm、20—30 cm、30—40 cm、40—50 cm、50—60 cm土層的土樣。采樣后,將土樣迅速裝入密封袋,帶回實驗室,去除雜質。土樣平攤在陰涼通風處,經自然風干后研磨,全部過100目篩,裝入密封袋備用。

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

土壤總鐵采用鄰菲啰啉光度法(HF-HCIO4-HNO3)測定,參照《土壤農化分析》[32]中的相關方法采用K2Cr2O7-H2SO4外加熱法測有機質含量,電導分析法測可溶性鹽,電位法測土壤樣品中的pH,烘干法測含水率,環刀法測土壤容重,Master Sizer 2000激光粒度分析儀測土壤粒度。整理得到不同樣區土壤理化性質(表1)。

表1 不同樣區土壤理化性質(0—60 cm)

1.3 指標計算

變異系數(CV,%)[33]計算公式：

CV=SD/M×100% (標準偏差SD,平均值M)

1.4 數據處理

應用Excel 2010 和Origin 2017進行數據處理和繪圖,采用SPSS 22.0對兩樣區土壤總鐵進行T-test檢驗和單因素方差分析(One-way-ANOVA),并對總鐵含量與有機質含量、可溶性鹽、pH、含水量、容重和土壤粒度進行Pearson相關性分析、主成分分析和逐步線性回歸分析。

2 結果與分析

2.1 土壤總鐵空間分布特征

整體而言,互花米草入侵區土壤總鐵含量為35.325 g/kg,光灘總鐵含量為28.848 g/kg。不同月份光灘總鐵含量均低于互花米草濕地,且差異顯著(P<0.05)(表2)。3月互花米草濕地土壤總鐵含量在0—10 cm土層最高,50—60 cm土層最低,總鐵含量隨土壤深度增加呈現出“S”變化趨勢(圖2)。5月和7月互花米草濕地10—20 cm土層總鐵含量均高于0—10 cm土層,總鐵含量隨土壤深度增加呈先增后減趨勢。9月和11月互花米草濕地土壤總鐵含量隨土壤深度增加呈波動下降趨勢。由不同月份土壤總鐵含量分布特征可見(表2),互花米草濕地9月與7月、11月土壤總鐵含量差異顯著(P<0.05),其他月份間差異不顯著(P>0.05)。在光灘區,9月土壤總鐵含量在0—10 cm土層最高,50—60 cm最低,總鐵含量在垂直方向上隨土壤深度增加逐漸下降,與11月土壤總鐵含量變化呈相似的下降趨勢(圖2)。光灘各月份間土壤鐵含量差異不顯著(P>0.05)。通過變異系數(CV)對兩樣區土壤總鐵含量空間變異性進行分級[33]：CV<10%為弱變異性,10%—100%為中等變異性,CV>100%為強變異性。互花米草濕地各月份土壤總鐵含量垂直分布為弱變異性,光灘9月、11月土壤總鐵含量垂直分布為中等變異性,3月、5月和7月為弱變異性(表2)。

表2 不同月份土壤總鐵含量分布特征(0—60 cm)

圖2 不同采樣月份土壤總鐵含量垂直分布特征Fig.2 Vertical variations of total iron contents in marsh soils of different sampling months

由不同樣區土壤總鐵水平分布特征可見(表3),互花米草濕地與光灘0—10 cm、10—20 cm、20—30 cm、30—40 cm和40—50 cm土層土壤總鐵含量差異顯著(P<0.05),兩樣區50—60 cm土層土壤總鐵含量差異不顯著(P>0.05)。互花米草濕地0—10 cm、10—20 cm、20—30 cm、30—40 cm和40—50 cm土層土壤總鐵含量水平分布為弱變異性,50—60 cm土層為中等變異性。互花米草濕地50—60 cm土層土壤總鐵含量分別與同一樣區0—10 cm、10—20 cm、20—30 cm和30—40 cm土層差異顯著(P<0.05),其他土層間總鐵含量差異不顯著(P>0.05)。光灘0—10 cm和10—20 cm土層土壤總鐵含量水平分布為中等變異性,20—30 cm、30—40 cm、40—50 cm和50—60 cm土層為弱變異性。光灘0—10 cm土層總鐵含量分別與20—30 cm、30—40 cm、40—50 cm和50—60 cm土層差異顯著(P<0.05),10—20 cm土層總鐵含量與50—60 cm土層差異顯著(P<0.05),其他光灘各土層間總鐵含量差異不顯著(P>0.05)。

表3 不同樣區土壤總鐵水平分布特征

2.2 土壤總鐵時間分布特征

互花米草濕地各月份土壤總鐵含量依次是 34.889 g/kg、35.977 g/kg、34.478 g/kg、36.818 g/kg、34.001 g/kg,光灘土壤總鐵含量依次是27.831 g/kg、27.781 g/kg、29.337 g/kg、28.261 g/kg、29.700 g/kg,含量增幅分別為25.36%、29.50%、17.52%、30.28%、14.48%。與光灘相比,9月互花米草濕地土壤總鐵含量增幅最大,11月增幅最小。互花米草濕地土壤總鐵含量隨時間呈“M”變化趨勢,5月土壤總鐵含量高于3月和7月,9月總鐵含量達到最高值,11月總鐵含量最低。光灘土壤總鐵含量隨采樣時間呈波動上升趨勢,3月和5月總鐵含量相近,7月有所上升,11月總鐵含量最高(圖3)。

圖3 不同樣區土壤總鐵含量時間變化特征 Fig.3 Temporal variations of total iron contents in different sampling sites

3 討論

3.1 互花米草入侵對土壤總鐵含量時空分布的影響

膠州灣河口濕地互花米草入侵下土壤總鐵含量高于光灘,兩樣區土壤總鐵含量上層(0—30 cm)均高于下層(30—60 cm),總體來說,土壤總鐵含量隨土壤深度增加而降低,這與米慧珊等人關于閩江河口濕地土壤鐵含量在垂直方向上分布的研究結果相似[20]。

在本研究中,5月互花米草濕地10—40 cm土層土壤總鐵含量高于0—10 cm土層(圖2),一方面這可能與互花米草處在營養生長期有關,互花米草是多年生草本植物,處在營養生長期的植株根系在土壤中快速向下伸長,根系活動強度加強,改變了土壤的通透性并間接促進了土壤微生物的活性[34- 35]。根系吸收能力強,分泌物增多[36],土壤有機質含量增加,加速了土壤鐵的合成轉化速率；另一方面與溫度有關,5月研究區溫度變化顯著,較大的溫差使得土壤表層溫度不穩定[37],10—40 cm土層土壤溫度比0—10 cm土層土壤溫度穩定,下層土壤微生物活性高,土壤中鐵還原微生物將外界的三價鐵作為電子受體,氧化有機質底物,將三價鐵還原為二價鐵,在此過程中完成呼吸作用[36],使得10—40 cm土層土壤總鐵含量高于0—10 cm土層,影響了土壤總鐵含量的垂直分布規律。9月和11月互花米草濕地土壤總鐵含量隨土壤深度增加呈先下降后上升然后下降的趨勢,9月互花米草區30—40 cm土層總鐵含量高于20—30 cm土層,11月40—50 cm土層總鐵含量高于30—40 cm土層,這可能與植株根系活動增加了土壤通透性,加強了土壤向下淋溶作用有關,互花米草濕地土壤中可溶性鐵隨土壤水分由土壤表層向下層移動,在土壤剖面中形成淋溶層和淀積層,該層土壤總鐵含量高于上層,這與鄒元春等關于環形濕地土壤總鐵含量的土壤剖面分布規律相似[15]。

在水平方向上,互花米草濕地和光灘同一土層(0—50 cm)土壤總鐵含量差異顯著(P<0.05),50—60 cm土層兩樣區土壤總鐵含量差異不顯著(P>0.05)(表3)。一方面這可能與土壤中互花米草植株根系長度有關,互花米草作為膠州灣濱海濕地的典型入侵物種,根系在樣區0—40 cm土層中較多；另一方面由于互花米草的入侵,導致濕地土壤微生物及生境發生了改變,互花米草濕地土壤根際與光灘有所差別[35-36]。根系生長顯著增加了土壤的通透性,提高鐵向下遷移的能力,根系生長的土層中總鐵含量增高,影響顯著。互花米草濕地50—60 cm土層中根系較少,對土壤鐵含量影響不明顯,所以兩樣區土壤總鐵含量在這一土層差異不顯著。

互花米草入侵下濕地土壤總鐵含量因時間而有所變化(圖3)。5月和7月互花米草處在營養生長期,根系生長、吸收和分泌等生命活動旺盛,但7月互花米草區土壤總鐵含量低于5月,這可能是因為7月樣區氣溫高于5月,氣溫與濕地土壤溫度之間呈線性正相關,土壤微生物活動受到土壤溫度影響[37-38],使得土壤總鐵含量有所下降。9月互花米草濕地土壤總鐵含量最高,一方面因為植株處在開花期,生物量大[39],生命活動旺盛,地上部分光合作用產生的部分氧輸送到根系,促進根際微生物鐵的合成和轉化[36]；另一方面因為溫度適宜,互花米草根際土壤微生物活性高[38],促進了土壤中鐵的積累,使得9月總鐵含量最高。11月互花米草進入非生長季,開始枯萎,此時氣溫降低,土壤中微生物活性減弱,鐵還原微生物活性下降,導致11月土壤總鐵含量最低。11月光灘土壤總鐵含量最高,這可能是因為從11月初開始大批候鳥聚集在膠州灣河流入灣口處的濕地覓食停留,富集了重金屬的各種鳥類糞便排泄到濕地生態系統中[40],鳥類排泄物對濕地底泥重金屬遷移及形態產生影響[41],使得光灘土壤總鐵含量升高。互花米草濕地與光灘土壤總鐵含量相比,11月增幅是最小的。

3.2 土壤總鐵與土壤理化性質的相關性分析

膠州灣互花米草入侵下河口濕地和光灘土壤總鐵含量時空分布變化與濕地植被、海水潮汐、土壤營養元素、區域地表徑流和鳥類遷徙等都有關系。互花米草入侵對我國沿海濕地生態系統產生了重要影響,在一定程度上改變了土壤理化性質和影響物質循環[42- 43]。

有機質是土壤固相重要組成成分,是植物生長發育和土壤微生物活動的主要營養物質。通過Pearson相關性分析表明(表4),互花米草濕地和光灘土壤總鐵含量均與有機質含量呈顯著正相關(P<0.01),土壤總鐵含量受土壤有機質含量影響,研究表明有機質影響土壤中鐵礦物的催化轉化和反應活性[9,44]。膠州灣河口濕地土壤有機質主要有兩大來源,一是陸源,有機質來源于動、植物和微生物殘體及其分泌物、植被枯落物的分解和區域河流匯入含有的營養物質等；二是海源,來源于潮汐運動海水所帶來的營養物質[45]。互花米草濕地土壤有機質含量高于光灘,互花米草的入侵顯著提高了土壤有機質含量和改變有機質組分[39]。

表4 不同樣區土壤總鐵與土壤理化性質的相關性分析

土壤可溶性鹽是土壤的一種組分,通常是指土壤中所含的水溶性鹽分。互花米草濕地和光灘土壤總鐵含量與可溶性鹽呈顯著正相關(P<0.01),表明土壤鐵含量受土壤可溶性鹽的影響。膠州灣濕地作為濱海濕地,受周期性海水潮汐作用影響顯著,土壤在經過規律性淹水后,海水帶來豐富的可溶性鹽和營養物質[45],土壤中可溶性鹽含量增加。有研究表明,互花米草在可溶性鹽高于20‰時生長受到抑制[46]。互花米草濕地土壤可溶性鹽均值為3.714 mS/cm,含量高于光灘,互花米草長勢良好。

pH是土壤基本理化性質之一,是表述土壤酸堿性強弱的指標。一方面,土壤酸堿性直接影響著土壤營養元素的轉化、利用和有效性；另一方面,通過影響土壤微生物活動來間接影響元素的轉化和利用。pH與互花米草濕地土壤總鐵含量呈正相關,與光灘鐵含量呈負相關。互花米草濕地pH低于光灘,植物根系分泌的有機酸促使根際微域的pH降低,增進根際三價鐵的溶解[35]。含水率是基本的土壤理化性質,光灘總鐵含量與含水率呈顯著正相關(P<0.01),互花米草濕地鐵含量與含水率呈正相關。光灘沒有植被遮擋,土壤含水率受規律性潮汐作用影響大,同時也受降水和河流入灣影響。含水率與光灘有機質和土壤可溶性鹽呈顯著正相關(P<0.01),間接影響濕地土壤總鐵含量。

容重也是土壤基本理化性質指標之一,光灘總鐵含量與容重呈顯著負相關(P<0.01),互花米草濕地鐵含量與容重呈負相關。李威威等[47]研究表明,互花米草的入侵及大量繁殖,使得濕地土壤通透性增加,細顆粒組分變大,導致濱海濕地土壤容重減小,這與本研究結果相同。膠州灣河口濕地由于互花米草入侵影響,使得土壤總鐵含量與容重的相關性降低。土壤粒徑是最基本的土壤理化性質,兩樣區總鐵與土壤粒徑呈相關性,且互花米草區容重與砂粒呈顯著負相關(P<0.01)。

3.3 影響土壤總鐵含量的主要環境因子

為進一步明確影響河口濕地土壤總鐵含量變化的主要環境因子,對可能影響濕地土壤總鐵含量分布的環境因子進行主成分分析和逐步線性回歸分析。由不同樣區土壤總鐵特征值及主成分矩陣可見(表5),互花米草濕地總鐵含量主要受有機質和粘粒影響,光灘受可溶性鹽和粉粒影響。逐步回歸分析表明,光灘有機質進入回歸方程(y=17.142+1.003x1,R2=0.891,P=0.016),互花米草濕地無因子進入回歸方程,表明互花米草入侵后環境因子對土壤總鐵含量變化的影響更復雜,交互影響更加顯著。

表5 不同樣區土壤總鐵特征值及主成分矩陣

4 結論

(1)從整體上來說,互花米草濕地(35.325 g/kg)土壤總鐵含量高于光灘(28.848 g/kg)。在垂直方向上,兩樣區土壤總鐵含量上層(0—30 cm)均高于下層(30—60 cm),含量峰值出現在0—20 cm土層中；在水平方向上,同一深度土層(0—50 cm)互花米草濕地總鐵含量與光灘差異顯著(P<0.05),50—60 cm土層兩樣區總鐵含量差異不顯著(P>0.05)；

(2)互花米草濕地土壤總鐵含量與光灘在同一采樣月份相比,含量增幅分別為25.36%、29.50%、17.52%、30.28%和14.48%,兩者差異顯著(P<0.05)。與光灘相比,互花米草濕地總鐵含量9月增幅最大,11月增幅最小；

(3)互花米草濕地和光灘土壤總鐵含量均與有機質含量和土壤可溶性鹽呈顯著正相關(P<0.01)。光灘土壤總鐵含量與含水率呈顯著正相關(P<0.01),與容重呈顯著負相關(P<0.01),而互花米草濕地與含水率和容重無顯著關系(P>0.05),這與互花米草入侵后導致土壤理化性質改變有關。