燕 倩,谢文霞,沙梦乔,李 萍

青岛大学环境科学与工程学院, 青岛 266071

铁是地壳中含量位于氧、硅、铝之后的第四位元素,是湿地生态系统最基本的生源要素,其生物地球化学循环对湿地生态系统起着极大地作用[1]。铁的形态和价态变化对湿地环境具有重要的指示性意义[2]。相关研究表明,重金属的迁移及其生物有效性[3- 5]、营养元素的吸收与释放[6- 7]和温室气体的排放[8]等受湿地土壤铁元素影响。目前,国外关于湿地土壤铁元素生物地球化学循环的研究较多,例如,法国西部布列塔尼Mercy湿地铁对金属元素迁移影响和有机质对铁氧化还原反应控制等[9- 11],以及美国威斯康星州湿地铁的研究[12]。国内关于湿地铁元素研究多集中在三江平原地区[13- 15]、黄河三角洲[16]、鄱阳湖湿地[17]、长江三角洲[18]、闽江河口湿地[19-21]等内陆湿地和滨海地区。

滨海湿地是陆地和海洋生态系统的过渡带,也是自然界富有生物多样性和较高生产力等特点的生态区。目前我国滨海湿地面积约为579.56万公顷[22]。已有研究表明,互花米草(Spartinaalterniflora)自1979年引入我国滨海湿地以来[23],在消浪促於、保护海岸线等方面发挥了积极作用,但由于互花米草在我国没有竞争物种及受环境影响,在沿岸快速繁殖扩张,对近海滩涂养殖业产生了消极影响,威胁地区生物多样性,影响滨海湿地生态系统功能,因此在2003年被我国列为入侵物种[24]。

胶州湾湿地每年为数以万计的候鸟提供停歇地或越冬地,是区域可持续发展的重要生态保障。自胶州湾湿地引入互花米草以来,由于环境适宜,互花米草快速生长蔓延,入侵面积逐渐扩大,对本地碱蓬、芦苇等生物群落产生了一系列的不利影响。当前关于胶州湾湿地互花米草入侵的研究多集中在碳、氮、磷、硫等方面[25- 28],本文选取胶州湾洋河入湾处互花米草入侵的区域和未被入侵的光滩作为采样区,分析和研究互花米草入侵对河口湿地土壤总铁含量时空变化的影响以及总铁与土壤理化性质的相关性,进一步探究互花米草入侵对湿地物质循环的影响,为更加全面客观的评价互花米草入侵对滨海湿地生态系统产生的影响提供基础研究。

1 材料与方法

1.1 研究区概况

胶州湾位于山东省青岛市境内,是与黄海相通,以潮汐作用为主的山东半岛南部面积最大的半封闭性海湾。该区域属暖温带季风气候,年平均气温为12.2℃,夏无酷暑,冬无严寒,年平均降水量775.6 mm,降水量年内分配不均,季节差异悬殊[29]。胶州湾潮汐是典型的正规半日潮,平均潮差约为2.71 m,最大潮差约为6.87 m。胶州湾承接洋河、大沽河、墨水河和白沙河四河流域的水量。洋河全长为27 km,在胶州市营房镇土埠台村注入胶州湾[30]。

互花米草茎秆坚韧直立、地下根茎发达,常密布于地下20—30 cm深的土壤中,有时可深达50 cm[31]。胶州湾湿地的互花米草一般在3月下旬返青,4—7月处在营养生长期,9—10月为开花期,11月中旬后植株枯萎,进入非生长季[28]。

1.2 样品采集与分析

根据代表性、一致性和可行性原则,采用定位研究方法选取洋河入湾口处的互花米草湿地和光滩作为本次的采样区。两样区各设置3个平行采样点(图1),于2017年3月、5月、7月、9月和11月在采样点采用土钻法自下而上进行分层取样,总深度为60 cm,分别取0—10 cm、10—20 cm、20—30 cm、30—40 cm、40—50 cm、50—60 cm土层的土样。采样后,将土样迅速装入密封袋,带回实验室,去除杂质。土样平摊在阴凉通风处,经自然风干后研磨,全部过100目筛,装入密封袋备用。

图1 研究区与采样点Fig.1 The study area and location of the sampling sites

土壤总铁采用邻菲啰啉光度法(HF-HCIO4-HNO3)测定,参照《土壤农化分析》[32]中的相关方法采用K2Cr2O7-H2SO4外加热法测有机质含量,电导分析法测可溶性盐,电位法测土壤样品中的pH,烘干法测含水率,环刀法测土壤容重,Master Sizer 2000激光粒度分析仪测土壤粒度。整理得到不同样区土壤理化性质(表1)。

表1 不同样区土壤理化性质(0—60 cm)

1.3 指标计算

变异系数(CV,%)[33]计算公式：

CV=SD/M×100% (标准偏差SD,平均值M)

1.4 数据处理

应用Excel 2010 和Origin 2017进行数据处理和绘图,采用SPSS 22.0对两样区土壤总铁进行T-test检验和单因素方差分析(One-way-ANOVA),并对总铁含量与有机质含量、可溶性盐、pH、含水量、容重和土壤粒度进行Pearson相关性分析、主成分分析和逐步线性回归分析。

2 结果与分析

2.1 土壤总铁空间分布特征

整体而言,互花米草入侵区土壤总铁含量为35.325 g/kg,光滩总铁含量为28.848 g/kg。不同月份光滩总铁含量均低于互花米草湿地,且差异显著(P<0.05)(表2)。3月互花米草湿地土壤总铁含量在0—10 cm土层最高,50—60 cm土层最低,总铁含量随土壤深度增加呈现出“S”变化趋势(图2)。5月和7月互花米草湿地10—20 cm土层总铁含量均高于0—10 cm土层,总铁含量随土壤深度增加呈先增后减趋势。9月和11月互花米草湿地土壤总铁含量随土壤深度增加呈波动下降趋势。由不同月份土壤总铁含量分布特征可见(表2),互花米草湿地9月与7月、11月土壤总铁含量差异显著(P<0.05),其他月份间差异不显著(P>0.05)。在光滩区,9月土壤总铁含量在0—10 cm土层最高,50—60 cm最低,总铁含量在垂直方向上随土壤深度增加逐渐下降,与11月土壤总铁含量变化呈相似的下降趋势(图2)。光滩各月份间土壤铁含量差异不显著(P>0.05)。通过变异系数(CV)对两样区土壤总铁含量空间变异性进行分级[33]：CV<10%为弱变异性,10%—100%为中等变异性,CV>100%为强变异性。互花米草湿地各月份土壤总铁含量垂直分布为弱变异性,光滩9月、11月土壤总铁含量垂直分布为中等变异性,3月、5月和7月为弱变异性(表2)。

表2 不同月份土壤总铁含量分布特征(0—60 cm)

图2 不同采样月份土壤总铁含量垂直分布特征Fig.2 Vertical variations of total iron contents in marsh soils of different sampling months

由不同样区土壤总铁水平分布特征可见(表3),互花米草湿地与光滩0—10 cm、10—20 cm、20—30 cm、30—40 cm和40—50 cm土层土壤总铁含量差异显著(P<0.05),两样区50—60 cm土层土壤总铁含量差异不显著(P>0.05)。互花米草湿地0—10 cm、10—20 cm、20—30 cm、30—40 cm和40—50 cm土层土壤总铁含量水平分布为弱变异性,50—60 cm土层为中等变异性。互花米草湿地50—60 cm土层土壤总铁含量分别与同一样区0—10 cm、10—20 cm、20—30 cm和30—40 cm土层差异显著(P<0.05),其他土层间总铁含量差异不显著(P>0.05)。光滩0—10 cm和10—20 cm土层土壤总铁含量水平分布为中等变异性,20—30 cm、30—40 cm、40—50 cm和50—60 cm土层为弱变异性。光滩0—10 cm土层总铁含量分别与20—30 cm、30—40 cm、40—50 cm和50—60 cm土层差异显著(P<0.05),10—20 cm土层总铁含量与50—60 cm土层差异显著(P<0.05),其他光滩各土层间总铁含量差异不显著(P>0.05)。

表3 不同样区土壤总铁水平分布特征

2.2 土壤总铁时间分布特征

互花米草湿地各月份土壤总铁含量依次是 34.889 g/kg、35.977 g/kg、34.478 g/kg、36.818 g/kg、34.001 g/kg,光滩土壤总铁含量依次是27.831 g/kg、27.781 g/kg、29.337 g/kg、28.261 g/kg、29.700 g/kg,含量增幅分别为25.36%、29.50%、17.52%、30.28%、14.48%。与光滩相比,9月互花米草湿地土壤总铁含量增幅最大,11月增幅最小。互花米草湿地土壤总铁含量随时间呈“M”变化趋势,5月土壤总铁含量高于3月和7月,9月总铁含量达到最高值,11月总铁含量最低。光滩土壤总铁含量随采样时间呈波动上升趋势,3月和5月总铁含量相近,7月有所上升,11月总铁含量最高(图3)。

图3 不同样区土壤总铁含量时间变化特征 Fig.3 Temporal variations of total iron contents in different sampling sites

3 讨论

3.1 互花米草入侵对土壤总铁含量时空分布的影响

胶州湾河口湿地互花米草入侵下土壤总铁含量高于光滩,两样区土壤总铁含量上层(0—30 cm)均高于下层(30—60 cm),总体来说,土壤总铁含量随土壤深度增加而降低,这与米慧珊等人关于闽江河口湿地土壤铁含量在垂直方向上分布的研究结果相似[20]。

在本研究中,5月互花米草湿地10—40 cm土层土壤总铁含量高于0—10 cm土层(图2),一方面这可能与互花米草处在营养生长期有关,互花米草是多年生草本植物,处在营养生长期的植株根系在土壤中快速向下伸长,根系活动强度加强,改变了土壤的通透性并间接促进了土壤微生物的活性[34- 35]。根系吸收能力强,分泌物增多[36],土壤有机质含量增加,加速了土壤铁的合成转化速率；另一方面与温度有关,5月研究区温度变化显著,较大的温差使得土壤表层温度不稳定[37],10—40 cm土层土壤温度比0—10 cm土层土壤温度稳定,下层土壤微生物活性高,土壤中铁还原微生物将外界的三价铁作为电子受体,氧化有机质底物,将三价铁还原为二价铁,在此过程中完成呼吸作用[36],使得10—40 cm土层土壤总铁含量高于0—10 cm土层,影响了土壤总铁含量的垂直分布规律。9月和11月互花米草湿地土壤总铁含量随土壤深度增加呈先下降后上升然后下降的趋势,9月互花米草区30—40 cm土层总铁含量高于20—30 cm土层,11月40—50 cm土层总铁含量高于30—40 cm土层,这可能与植株根系活动增加了土壤通透性,加强了土壤向下淋溶作用有关,互花米草湿地土壤中可溶性铁随土壤水分由土壤表层向下层移动,在土壤剖面中形成淋溶层和淀积层,该层土壤总铁含量高于上层,这与邹元春等关于环形湿地土壤总铁含量的土壤剖面分布规律相似[15]。

在水平方向上,互花米草湿地和光滩同一土层(0—50 cm)土壤总铁含量差异显著(P<0.05),50—60 cm土层两样区土壤总铁含量差异不显著(P>0.05)(表3)。一方面这可能与土壤中互花米草植株根系长度有关,互花米草作为胶州湾滨海湿地的典型入侵物种,根系在样区0—40 cm土层中较多；另一方面由于互花米草的入侵,导致湿地土壤微生物及生境发生了改变,互花米草湿地土壤根际与光滩有所差别[35-36]。根系生长显著增加了土壤的通透性,提高铁向下迁移的能力,根系生长的土层中总铁含量增高,影响显著。互花米草湿地50—60 cm土层中根系较少,对土壤铁含量影响不明显,所以两样区土壤总铁含量在这一土层差异不显著。

互花米草入侵下湿地土壤总铁含量因时间而有所变化(图3)。5月和7月互花米草处在营养生长期,根系生长、吸收和分泌等生命活动旺盛,但7月互花米草区土壤总铁含量低于5月,这可能是因为7月样区气温高于5月,气温与湿地土壤温度之间呈线性正相关,土壤微生物活动受到土壤温度影响[37-38],使得土壤总铁含量有所下降。9月互花米草湿地土壤总铁含量最高,一方面因为植株处在开花期,生物量大[39],生命活动旺盛,地上部分光合作用产生的部分氧输送到根系,促进根际微生物铁的合成和转化[36]；另一方面因为温度适宜,互花米草根际土壤微生物活性高[38],促进了土壤中铁的积累,使得9月总铁含量最高。11月互花米草进入非生长季,开始枯萎,此时气温降低,土壤中微生物活性减弱,铁还原微生物活性下降,导致11月土壤总铁含量最低。11月光滩土壤总铁含量最高,这可能是因为从11月初开始大批候鸟聚集在胶州湾河流入湾口处的湿地觅食停留,富集了重金属的各种鸟类粪便排泄到湿地生态系统中[40],鸟类排泄物对湿地底泥重金属迁移及形态产生影响[41],使得光滩土壤总铁含量升高。互花米草湿地与光滩土壤总铁含量相比,11月增幅是最小的。

3.2 土壤总铁与土壤理化性质的相关性分析

胶州湾互花米草入侵下河口湿地和光滩土壤总铁含量时空分布变化与湿地植被、海水潮汐、土壤营养元素、区域地表径流和鸟类迁徙等都有关系。互花米草入侵对我国沿海湿地生态系统产生了重要影响,在一定程度上改变了土壤理化性质和影响物质循环[42- 43]。

有机质是土壤固相重要组成成分,是植物生长发育和土壤微生物活动的主要营养物质。通过Pearson相关性分析表明(表4),互花米草湿地和光滩土壤总铁含量均与有机质含量呈显著正相关(P<0.01),土壤总铁含量受土壤有机质含量影响,研究表明有机质影响土壤中铁矿物的催化转化和反应活性[9,44]。胶州湾河口湿地土壤有机质主要有两大来源,一是陆源,有机质来源于动、植物和微生物残体及其分泌物、植被枯落物的分解和区域河流汇入含有的营养物质等；二是海源,来源于潮汐运动海水所带来的营养物质[45]。互花米草湿地土壤有机质含量高于光滩,互花米草的入侵显著提高了土壤有机质含量和改变有机质组分[39]。

表4 不同样区土壤总铁与土壤理化性质的相关性分析

土壤可溶性盐是土壤的一种组分,通常是指土壤中所含的水溶性盐分。互花米草湿地和光滩土壤总铁含量与可溶性盐呈显著正相关(P<0.01),表明土壤铁含量受土壤可溶性盐的影响。胶州湾湿地作为滨海湿地,受周期性海水潮汐作用影响显著,土壤在经过规律性淹水后,海水带来丰富的可溶性盐和营养物质[45],土壤中可溶性盐含量增加。有研究表明,互花米草在可溶性盐高于20‰时生长受到抑制[46]。互花米草湿地土壤可溶性盐均值为3.714 mS/cm,含量高于光滩,互花米草长势良好。

pH是土壤基本理化性质之一,是表述土壤酸碱性强弱的指标。一方面,土壤酸碱性直接影响着土壤营养元素的转化、利用和有效性；另一方面,通过影响土壤微生物活动来间接影响元素的转化和利用。pH与互花米草湿地土壤总铁含量呈正相关,与光滩铁含量呈负相关。互花米草湿地pH低于光滩,植物根系分泌的有机酸促使根际微域的pH降低,增进根际三价铁的溶解[35]。含水率是基本的土壤理化性质,光滩总铁含量与含水率呈显著正相关(P<0.01),互花米草湿地铁含量与含水率呈正相关。光滩没有植被遮挡,土壤含水率受规律性潮汐作用影响大,同时也受降水和河流入湾影响。含水率与光滩有机质和土壤可溶性盐呈显著正相关(P<0.01),间接影响湿地土壤总铁含量。

容重也是土壤基本理化性质指标之一,光滩总铁含量与容重呈显著负相关(P<0.01),互花米草湿地铁含量与容重呈负相关。李威威等[47]研究表明,互花米草的入侵及大量繁殖,使得湿地土壤通透性增加,细颗粒组分变大,导致滨海湿地土壤容重减小,这与本研究结果相同。胶州湾河口湿地由于互花米草入侵影响,使得土壤总铁含量与容重的相关性降低。土壤粒径是最基本的土壤理化性质,两样区总铁与土壤粒径呈相关性,且互花米草区容重与砂粒呈显著负相关(P<0.01)。

3.3 影响土壤总铁含量的主要环境因子

为进一步明确影响河口湿地土壤总铁含量变化的主要环境因子,对可能影响湿地土壤总铁含量分布的环境因子进行主成分分析和逐步线性回归分析。由不同样区土壤总铁特征值及主成分矩阵可见(表5),互花米草湿地总铁含量主要受有机质和粘粒影响,光滩受可溶性盐和粉粒影响。逐步回归分析表明,光滩有机质进入回归方程(y=17.142+1.003x1,R2=0.891,P=0.016),互花米草湿地无因子进入回归方程,表明互花米草入侵后环境因子对土壤总铁含量变化的影响更复杂,交互影响更加显著。

表5 不同样区土壤总铁特征值及主成分矩阵

4 结论

(1)从整体上来说,互花米草湿地(35.325 g/kg)土壤总铁含量高于光滩(28.848 g/kg)。在垂直方向上,两样区土壤总铁含量上层(0—30 cm)均高于下层(30—60 cm),含量峰值出现在0—20 cm土层中；在水平方向上,同一深度土层(0—50 cm)互花米草湿地总铁含量与光滩差异显著(P<0.05),50—60 cm土层两样区总铁含量差异不显著(P>0.05)；

(2)互花米草湿地土壤总铁含量与光滩在同一采样月份相比,含量增幅分别为25.36%、29.50%、17.52%、30.28%和14.48%,两者差异显著(P<0.05)。与光滩相比,互花米草湿地总铁含量9月增幅最大,11月增幅最小；

(3)互花米草湿地和光滩土壤总铁含量均与有机质含量和土壤可溶性盐呈显著正相关(P<0.01)。光滩土壤总铁含量与含水率呈显著正相关(P<0.01),与容重呈显著负相关(P<0.01),而互花米草湿地与含水率和容重无显著关系(P>0.05),这与互花米草入侵后导致土壤理化性质改变有关。