沟渠化对沼泽湿地土壤铁分异的影响1)

于秀丽　　　　姜明　于晓菲　邹元春

(白城师范学院，白城，137000)　　　　(中国科学院东北地理与农业生态研究所)



沟渠化对沼泽湿地土壤铁分异的影响1)

于秀丽姜明于晓菲邹元春

(白城师范学院，白城，137000)(中国科学院东北地理与农业生态研究所)

摘要利用沼泽湿地中距离渠岸不同位置所形成的沼泽土壤水文植被特征的差异，通过原位采集不同深度的土壤和土壤溶液，比较了湿地土壤固相和液相中铁的空间分异，分析了沟渠化对这种分异的影响。结果表明，土壤总铁量呈距离沟渠越近其质量分数越高，总铁量从沟渠边(25.17±4.06)g/kg下降到8.8 m外的(21.81±3.47)g/kg，减少了13.35%；无论溶解性亚铁(Fe2+)、溶解性高铁(Fe3+)还是溶解性总铁，都表现为随沟渠距离增加，先增加再降低的趋势，即距离沟渠4.4 m处溶解性铁质量浓度最高((1.75±0.95)mg/L)；以溶解性亚铁(Fe2+)与溶解性高铁(Fe3+)质量浓度比，表征的土壤氧化还原环境以距离沟渠6.6 m处还原性最强。沟渠对天然湿地的穿过显著影响土壤铁的分布，导致部分铁通过土壤表层(0～-10 cm)的冲刷和中上层土壤(-20～-40 cm)的侧向渗流从沟渠两侧土壤向沟渠汇集，从而导致天然湿地土壤铁的流失。土壤pH值和水势是影响土壤铁空间分异的主要因素。

关键词沟渠化；湿地土壤；溶解性铁；三江平原

由于天然湿地的宜农属性，通过兴建排水沟渠降低湿地水位从而便于农业开垦的现象在国内外都广泛存在。沟渠化直接影响湿地水文过程[1]，导致多种元素以溶解态从湿地土壤向下游水体中输移[2]。随着氮磷等养分元素的聚集，就可能造成下游水体的富营养化[3]。对于排水沟渠穿过的湿地而言，沟渠的存在对残余湿地储水和补水功能影响显著，除了导致元素的随水迁移外，还将导致湿地与其它地表水体之间水力联系的增加，扩大鱼类适宜生境的同时减少水生无脊椎动物的多度等[4]，带来一系列环境问题。对于我国三江平原而言，排干湿地造田是过去三江平原湿地农业的主要开发途径。自20世纪50年代以来，大规模的排水渠道形成了错综复杂的廊道网络系统，成为污染物从农田向河流传输的通道，影响了区域水环境和湿地生态系统健康，对湿地生态系统构成了严重威胁，成为几乎所有生态环境问题的根源[5-7]。

铁元素在地壳和土壤中的丰度仅次于氧、硅、铝[8]，不仅影响土壤结构，还可直接以化学途径或间接通过微生物/生物途径干预大量元素循环[9]，从而影响土壤功能。尤其在水分饱和或干湿交替的湿地中，铁的氧化还原和迁移转化具有不可忽视的作用[10]。湿地沟渠化对铁的影响不仅表现为在沟渠内随水迁移转化并在沟渠水和沉积物之间重新分配[11-12]，还可能通过对沟渠两侧湿地土壤水文情势的影响进而作用于土壤铁。不同的水文情势(土壤浸没或淹水的时机、频率、周期和强度等)可以直接改变湿地土壤中的理化特性[13]，决定铁元素等的氧化还原和迁移累积过程，从而对不同价态铁含量的空间分异产生深刻影响[14]。因此，本研究通过定量沟渠穿过天然湿地后对湿地土壤溶解性铁空间分异的影响，分析沟渠化水文情势下土壤铁的迁移、转化和归趋，有助于深入理解湿地土壤铁的环境化学行为及其影响因素，并为三江平原“湿地—农田”系统的可持续发展提供科学依据。

1材料与方法

布点：选取中国科学院三江平原沼泽生态试验站内主排水渠侧湿地，由渠岸(记为点1)始向湿地一侧，每隔2.2 m设点，分别记为点2～点5，各点植被依次为漂筏苔草(Carexpseudocuraica)、漂筏苔草—毛果苔草(Carexlasiocarpa)、毛果苔草—小叶章(Calamagrosticsangustifolia)、毛果苔草—小叶章、小叶章—沼柳(Salixbrachypoda)。与上述植被特征对应的各点土壤的水文情势表现为其淹水时长由常年淹水逐渐减少为偶发淹水。

采样：采用负压式陶土管土壤溶液定点实时采集装置[14]，按距地表10、20、40和60 cm，于采样前2个月预埋设陶土管，密封抽气端，同时采集各点同层土样，随机获取该点位4个方向正负1 cm体积约10 cm3的土块，混合后作为平行样。土壤溶液采样时利用真空泵抽气造成棕色集水瓶中负压，原位抽取24 h，个别难以抽取者二次加压。所有土壤和土壤溶液样品经冷藏后送回实验室分析铁含量和pH值。

分析：土壤溶液样品测试前先经过0.45 μm滤膜过滤。不同价态铁采用GB/T 8538—1995中铁测定标准，其中加入盐酸羟胺还原后测得溶解性总铁，不加入盐酸羟胺测得溶解性亚铁(Fe2+)，二者之差为溶解性高铁(Fe3+)；溶液pH值采用pH计(PHS-3C，上海雷磁)测定。所有土壤样品经风干、过200目筛后备分析测试。土壤总铁采用湿法消解后原子吸收光度法(GBC-906，澳大利亚)测定；土壤pH值采用V(水)∶V(土)=5∶1浸提后测定。具体测定方法依据相关国家标准或手册[15]。测定结果利用IBM SPSS 21.0进行统计分析。

2结果与分析

2.1土壤剖面土壤总铁和土壤pH值的变化

从土壤纵向剖面看(表1)，研究区沼泽湿地土壤总铁质量分数随采样深度的增加而增加，从-10 cm土层的(15.92±0.20)g/kg提高到-60 cm土层的(33.06±0.73)g/kg，增加了107.66%。各土层总铁的变异系数呈先增加再降低的趋势(P<0.05)：从-10 cm土层的2.73%增加到-20 cm土层的10.83%，再到-40 cm土层的14.81%，最后减少到-60 cm土层的4.91%。从距离沟渠远近看，土壤总铁质量分数呈距离沟渠越近，质量分数越高的趋势，从点1的(25.17±4.06)g/kg下降到点5的(21.81±3.47)g/kg，减少了13.35%。各点总铁的变异系数差异不显著(P>0.05)，点1到点5的变异系数分别为32.29%、35.74%、32.48%、31.54%和31.82%。

表1　湿地土壤剖面总铁质量分数

对土壤剖面的pH值测试结果表明(表2)，随着土层深度的增加，pH值逐级增加(P<0.05)，从-10 cm土层的(5.62±0.13)增加到-60 cm土层的(6.48±0.04)。从距离沟渠远近看，各点土壤pHs含量差异不显著(P>0.05)，点1到点5的pH值分别为(6.10±0.20)、(5.79±0.26)、(6.12±0.23)、(6.17±0.15)和(6.08±0.15)。

表2　湿地土壤剖面pH值变化特征

2.2土壤溶液中不同铁形态的质量浓度和pH值变化

溶液中铁质量浓度的方差和变异系数远大于固相铁，因此，无论溶解性亚铁(Fe2+)、溶解性高铁(Fe3+)还是溶解性总铁，本研究都以均值表示各土层、各点之间的差异。

对湿地土壤溶液中溶解性亚铁(Fe2+)的分析结果表明(表3)，随土层深度的增加，溶解性亚铁(Fe2+)先降低再增加，各层溶解性亚铁(Fe2+)的平均质量浓度分别为(0.63±0.41)、(0.44±0.32)、(0.72±0.44)和(0.93±0.32)mg/L。从距离沟渠远近看，溶解性亚铁(Fe2+)表现为随距离增加先增加再降低的趋势，各点的均值分别为(0.75±0.51)、(0.89±0.40)、(1.08±0.54)、(0.35±0.25)和(0.33±0.28)mg/L。

表3　湿地土壤溶液溶解性亚铁(Fe2+)变化特征

对湿地土壤溶液中溶解性高铁(Fe3+)的分析结果表明(表4)，随土层深度的增加，溶解性高铁(Fe3+)呈逐渐降低的趋势，各层溶解性高铁(Fe3+)的平均质量浓度分别为(0.78±0.30)、(0.29±0.12)、(0.44±0.24)和(0.21±0.08)mg/L。从距离沟渠远近看，溶解性高铁(Fe3+)也表现为先增加再降低的趋势，各点的均值分别为(0.45±0.22)、(0.70±0.20)、(0.67±0.42)、(0.16±0.08)和(0.17±0.06)mg/L。

表4　湿地土壤溶液溶解性高铁(Fe3+)变化特征

对湿地土壤溶液中溶解性总铁的分析结果表明(表5)，随土层深度的增加，溶解性总铁呈先逐渐降低的趋势，各层溶解性总铁的平均质量浓度分别为(1.74±0.70)、(1.36±0.64)、(0.63±0.37)和(0.72±0.31)mg/L。从距离沟渠远近看，溶解性总铁也表现为先增加再降低的趋势，各点的均值分别为(1.21±0.72)、(1.58±0.46)、(1.75±0.95)、(0.51±0.27)和(0.50±0.32)mg/L。

表5　湿地土壤溶液溶解性总铁变化特征

对土壤溶液pH值的分析结果表明(表6)，土壤溶液的pH值与土壤固相pH值的均值相近，但前者数值间的差异小于后者。从-10到-60 cm，各层土壤溶液的pH值分别为(6.62±0.05)、(6.54±0.07)、(6.66±0.12)和(6.72±0.11)；从点1到点5，各点土壤溶液的pH值分别为(6.65±0.05)、(6.66±0.11)、(6.76±0.03)、(6.39±0.09)和(6.71±0.09)。

表6　湿地土壤溶液pH值变化特征

2.3溶解性亚铁(Fe2+)与溶解性高铁(Fe3+)质量浓度比值的变化

在湿地土壤或沉积物的研究中，可以根据溶解性亚铁(Fe2+)与溶解性高铁(Fe3+)质量浓度比值来判定土壤或沉积物的氧化还原状况。当溶解性亚铁(Fe2+)与溶解性高铁(Fe3+)质量浓度比值<1，土壤溶液为氧化系统，且值越小，氧化性越强；当溶解性亚铁(Fe2+)与溶解性高铁(Fe3+)质量浓度比值>1，为还原系统，且值越大，还原性越强[14，16]。由表7可以看出，溶解性亚铁(Fe2+)与溶解性高铁(Fe3+)质量浓度比值随土层深度的增加而增加，从-10 cm到-60 cm，各层土壤溶液的溶解性亚铁(Fe2+)与溶解性高铁(Fe3+)质量浓度比值分别为(0.60±0.17)、(1.55±0.64)、(1.65±0.28)和(4.52±0.42)；溶解性亚铁(Fe2+)与溶解性高铁(Fe3+)质量浓度比值随至沟渠距离的增加，呈先增加再降低的趋势，从点1到点5，各点土壤溶液的溶解性亚铁(Fe2+)与溶解性高铁(Fe3+)质量浓度比值分别为(1.82±0.64)、(1.47±0.82)、(2.61±0.89)、(2.98±1.15)和(1.53±0.96)。

表7湿地土壤溶液溶解性亚铁(Fe2+)与溶解性高铁(Fe3+)质量浓度比

土层深度/cm溶解性亚铁(Fe2+)与溶解性高铁(Fe3+)质量浓度比值点1点2点3点4点5 00.5610.4071.2370.2600.542-201.0530.5232.3093.6670.200-402.2491.0531.7002.2671.000-603.4173.8795.2005.7374.370

2.4土壤固相与液相铁和pH值的相关性

相关分析表明(表8)，土壤溶液中的溶解性亚铁(Fe2+)和溶解性高铁(Fe3+)呈显著的正相关(r=0.730,P<0.01)，溶解性总铁作为溶解性亚铁(Fe2+)与溶解性高铁(Fe3+)之和，因而分别与之呈正相关(r=0.462,P<0.05；r=0.707,P<0.01)。溶解性亚铁(Fe2+)与溶解性高铁(Fe3+)质量浓度比值分别与土壤固相总铁和土壤pH值呈显著的正相关(r=0.822,P<0.01；r=0.722,P<0.01)，而后二者之间也存在显著的正相关(r=0.860,P<0.01)。土壤溶液中的溶解性高铁(Fe3+)与土壤pH值呈显著负相关(r=-0.481,P<0.05)。

3结果与讨论

三江平原沼泽土的铁平均含量高于全国背景值和各类沼泽土的平均值[17]，因此铁的迁移转化在湿地物质循环研究中具有重要价值。另一方面，60多年来的垦殖导致该区铁循环过程又具有鲜明的人类活动的影响[5-7，10-11]。由此可见，以沟渠化为特征的人为活动对天然湿地生态系统中铁的影响不可忽视。

本研究以穿过天然湿地的沟渠为目标，分别从不同土层深度和距离沟渠的远近纵横两个维度，分析了土壤固相和溶液中的铁形态和含量，并以pH值为例分析了土壤环境对铁迁移转化的影响。结果表明，沟渠对天然湿地的穿过显著影响土壤铁的分布，导致部分铁通过土壤表层(0～-10 cm)的冲刷和中上层土壤(-20～-40 cm)的侧向渗流，从沟渠两侧向沟渠汇集，从而导致土壤铁的流失。

首先，对于土壤固相铁而言，由于表层土壤(-10 cm)被水冲刷，表层土壤总铁从沟渠两侧向沟渠汇集的趋势并不明显，表现为变异系数最低(2.73%)；深层土壤(-60 cm)则由于本身质地黏重，总铁本底质量分数较高，因此侧向聚集效应不明显，变异系数也较低(4.91%)。土壤铁发生侧向迁移的土层主要位于-20～-40 cm，表现为点1的总铁含量显著高于距离沟渠较远的点，而距离最远的点5的总铁质量分数最低(表1)。与沟渠附近的孤立湿地相比[17]，同类型植被下的沟渠两侧湿地土壤总铁质量分数略低，表明部分土壤固相铁因还原活化或络合活化而侧向随水迁移[18]，汇集到沟渠中，部分逐级沉积于不同等级的沟渠底泥中，部分随水迁移到下游水体[11-12]，从而导致研究区无论表层湿地土壤或是0～60 cm全剖面土壤的总铁质量分数均低于三江平原平均水平[19]。土壤pH值随土层深度增加而增加，由弱酸性升高至近中性(表2)，土壤铁的活动性逐渐降低，因而尽管深层土壤(-60 cm)的总铁含量较高，但侧向迁移反而不如中上层土壤(-20～-40 cm)。

表8　土壤固相与液相铁和pH值的相关分析

注：Pearson双侧检验，*P<0.05，**P<0.01。

其次，对于土壤溶解性铁而言，受土壤通气性的影响，溶解性亚铁(Fe2+)随土层深度增加先降低再增加(表3)，表明深层土壤的还原环境有利于溶解性亚铁(Fe2+)的形成和活化[14]；溶解性高铁(Fe3+)随土层深度增加而降低(表4)，特别是-10 cm土层的溶解性高铁(Fe3+)质量浓度可达-60 cm土层的3.71倍，表明通过土壤固相活化的溶解性高铁(Fe3+)的将迅速被还原为溶解性亚铁(Fe2+)[14]。DFet表现出表聚趋势，-10 cm土层的可达-60 cm土层的2.41倍(表5)，这可能是因为溶解性铁随植物根孔和毛管水由深层土壤向表层土壤迁移而不断累积的结果[22]。从距离沟渠远近看，无论溶解性亚铁(Fe2+)、溶解性高铁(Fe3+)还是溶解性总铁，都表现为随沟渠距离增加，先增加再降低的趋势，即点2和3的溶解性铁质量浓度最高，表明距离沟渠越近，溶解性铁的侧向迁移速率越低，从而导致溶解性铁在点2和3处聚集。鉴于湿地植被与水文情势的对应关系[18]，尽管距离沟渠越远，土壤水势越高，溶解性铁应随水从远沟渠的点5向近沟渠的点1迁移，但由于沟渠洪泛的存在导致水分渠水淹没点1，从而使点1和点2的水势差降低，溶解性铁的侧向迁移速率降低。由此可见，溶解性铁与固相铁相同，都揭示了铁从两侧向沟渠汇集的趋势。土壤溶液的pH值也因频繁的侧向和纵向水分迁移而导致空间差异不显著，总体上呈弱中性，不利于溶解性铁的快速迁移。

第三，溶解性亚铁(Fe2+)与溶解性高铁(Fe3+)质量浓度比是湿地土壤中重要的氧化还原体系之一，能迅速响应并指示湿地土壤氧化还原状况的变化[14，16，21]。本研究中指示土壤还原性的溶解性亚铁(Fe2+)与溶解性高铁(Fe3+)质量浓度比值随土层深度增加而降低，由表层土壤的氧化环境过渡到深层土壤的还原和强还原环境(表7)，与我们在其它湿地土壤中的研究结果相似[14]。溶解性亚铁(Fe2+)与溶解性高铁(Fe3+)质量浓度比随至沟渠距离的增加呈先增加再降低的趋势，还原性最强的是点4，可能与点4的深层土壤溶解性亚铁(Fe2+)较高而溶解性高铁(Fe3+)特别低有关。此外，土壤固相总铁和土壤pH值之间存在显著的正相关，与前人研究一致[19]；而溶解性亚铁(Fe2+)与溶解性高铁(Fe3+)质量浓度比，分别与土壤固相总铁和土壤pH值也呈显著的正相关，表明还原和高pH值环境有利于铁的累积，即虽然在还原条件下铁的可迁移性会增加，但由于高还原环境往往也是水势较低之处[14]，随水迁移的溶解性铁还是会在此处累积，两种因素共同作用下，仍然可能表现为有利于铁累积的正效应。

参考文献

[1]GAVIN H. Impact of ditch management on the water levels of a wet grassland in Southeast England[J]. Agriculture, Ecosystems and Environment,2003,99(1/2/3):51-60.

[2]BRUNET N N, CHERIE J, WESTBROOK C J. Wetland drainage in the Canadian prairies: Nutrient, salt and bacteria characteristics[J]. Agriculture, Ecosystems and Environment,2012,146(1):1-12.

[3]SHARPLEY A N, KROGSTAD T, KLELNMAN P J A, et al. Managing natural processes in drainage ditches for nonpoint source phosphorus control[J]. Journal of Soil and Water Conservation,2007,62(4):197-206．

[4]MCCAULEY L A, ANTEAU M J, VAN DER BURG M P, et al. Land use and wetland drainage affect water levels and dynamics of remaining wetlands[J]. Ecosphere,2015,6(6):12-22.

[5]张芸,吕宪国.排水对三江平原沼泽湿地土壤中化学元素的影响[J].农村生态环境,2001,17(1):9-12．

[6]郗敏,吕宪国.沟渠对湿地生物地球化学循环影响初析——以三江平原湿地为例[J].水土保持通报,2006,26(5):43-45,64.

[7]陆琦,马克明,倪红伟.湿地农田渠系的生态环境影响研究综述[J].生态学报,2007,27(5):2118-2125．

[8]RUDNICK R L, GAO S. The composition of the continental crust[M]. Amsterdam: Elsevier Press,2004.

[9]REDDY K R, D’ANGELO E M, HARRIS W G. Biogeochemistry of Wetlands[M]. Boca Raton: CRC Press，2000.

[10]姜明,吕宪国.湿地铁生物地球化学循环及其环境效应[J].土壤学报,2006,43(3):493-499.

[11]邹元春,于晓菲,霍莉莉,等.三江平原典型灌区井灌地下水中铁的随水迁移特征[J].环境科学,2012,33(4):1209-1215.

[12]苏文辉,于晓菲,王国平,等.沟渠化对三江平原湿地铁元素沉积过程的影响[J].环境科学,2015,36(4):1431-1436.

[13]HURT G W, WHITED P M, PRINGLE R F(eds.). Field Indicators of Hydric Soils in the United States. USDA, NRCS in cooperation with the National Technical Committee for Hydric Soils[R]. Fort Worth, Texas, US,2003.

[14]ZOU Y C, LU X G, JIANG M. Dynamics of dissolved iron under pedohydrological regime caused by pulsed rain events in wetland soils[J]. Geoderma,2009,150(1/2):46-53.

[15]谢贤群,王立军.水环境要素观测与分析(中国生态系统研究网络观测与分析标准方法)[M].北京:中国标准出版社,1998.

[16]王立群,戴雪荣,刘清玉,等.长江口崇明东滩地貌发育过程中的活性铁变化及环境意义[J].海洋通报,2006,25(3):45-51.

[17]金泰龙.三江平原沼泽沼泽生态环境的化学特征[M].北京:科学出版社,1988.

[18]邹元春,吕宪国,姜明.不同水文情势下环形湿地土壤铁的时空分布特征[J].环境科学,2009,30(7):2059-2064.

[19]XI M, KONG F L, LV X G, et al. Spatial variation of dissolved organic carbon in soils of riparian wetlands and responses to hydro-geomorphologic changes in Sanjiang Plain, China[J]. Chinese Geographical Science,2015,25(2):174-183.

[20]唐罗忠,生原喜久雄,户田浩人,等.湿地林土壤的Fe2+，Eh及pH值的变化[J].生态学报,2005,25(1):103-107.

[21]PREM M, CHRISTIAN H, HANSEN B, et al. High spatial and fast changes of iron redox state and phosphorus solubility in a seasonally flooded temperate wetland soil[J]. Wetlands,2015,35(2):237-246.

[22]霍莉莉,吕宪国,邹元春.三江平原水稻田耕层土壤铁随开垦年限的动态变化[J].水土保持通报,2011,31(3):22-25,51.

Effects of Canalization on Soil Iron Distribution Heterogeneity of Typical Marsh Wetlands

Yu Xiuli

(Baicheng Normal College, Baicheng 137000, P. R. China); Jiang Ming, Yu Xiaofei, Zou Yuanchun(Northeast Institute of Geography and Agroecology, Chinese Academy of Sciences)//Journal of Northeast Forestry University，2016,44(6)：79-83.

The spatial differences of solid and dissolved iron in the marsh wetlands were comparatively analyzed by in-situ collection of soils and soil solutions at different depths. The total iron concentration was greater similar to the canal ((25.17±4.06)g/kg) compared with the soil of 8.8 m far from the canal ((21.81±3.47)g/kg) and decreased by13.35%. Dissolved Fe2+, Fe3+and the total dissolved iron (DFet) were increased first and then decreased with the increment of the distance from the canal, and the greatest DFetwas (1.75±0.95)mg/L located at the site of 4.4 m far from the canal. The strongest reduced condition occurred at the site of 6.6 m far from the canal with the expression of Fe2+/Fe3+. The canalization affected the distribution of wetland soil iron significantly, because the dissolved soil iron will transfer through the canal water flushing of the surface soil (0--10 cm) and lateral waterborne seepage of subsurface soil solutions (-20--40 cm) from the sides to the canal, leading to the loss of natural wetlands soil iron. Soil pH and water potential are two major factors affecting the spatial heterogeneity of wetland soil iron caused by the canalization.

KeywordsCanalization； Wetland soils； Dissolved iron； Sanjiang Plain

第一作者简介：于秀丽，女，1973年12月生，白城师范学院地理科学学院，副教授。E-mail：yxl1198@163.com。 通信作者：邹元春，中国科学院东北地理与农业生态研究所，副研究员。E-mail：zouyc@iga.ac.cn。

收稿日期：2016年2月11日。

分类号X825；S276

1)国家自然科学基金资助(4127007、41271106、41471079)；中国科学院青年创新促进会共同资助(2012179、2014204)。

责任编辑：潘华。