互花米草入侵影响下闽江河口湿地土壤有效硅的时空变化特征

2018-10-18翟水晶孙志高田莉萍胡星云

生态学报 2018年17期

高会, 翟水晶,3,*, 孙志高,3, 何涛, 田莉萍, 胡星云

1 福建师范大学地理科学学院,福州 350007 2 福建师范大学湿润亚热带生态-地理过程教育部重点实验室,福州 350007 3 福建师范大学地理研究所,福州 350007

硅(Si)是土壤中仅次于氧的大量元素,在许多生物地球化学过程中起着重要作用,如促进植物生长、缓冲土壤pH值、调节大气CO2浓度和全球气候等[1],因而一直是人们研究的热点。土壤有效硅是指土壤中可供当季作物吸收利用的硅素,包括土壤溶液中的单硅酸及各种易于转化为单硅酸的成分[2]。有效硅主要来源于母质的风化作用和高能硅化合物的分解作用,其含量是衡量土壤供给植物营养元素的重要标志[3]。

河口湿地作为陆地、河流与海洋间的过渡区域,是研究硅循环的重要地区[1]。硅作为河口近岸地区最基本的生源要素之一,其生物地球化学循环对河口近岸生态系统具有极其重要的作用[4-6]。土壤有效硅是植物硅素的主要来源,其含量直接影响植物硅的含量[7],因而在河口湿地硅的生物地球化学循环过程中占有重要地位[8]。目前,土壤有效硅的研究多集中于人工湿地(水稻田)、河流湿地、湖泊湿地等区域[9- 11],关于天然河口湿地土壤有效硅的研究还比较薄弱[6, 8,12]。近年来,互花米草(Spartinaalterniflora)入侵对河口湿地碳、氮、磷、硫等元素循环具有重要影响[13-16],但对于有效硅的影响尚不明确。因此,开展外来物种互花米草入侵下河口湿地土壤有效硅的影响研究,对于阐明物种入侵及其竞争机制等具有重要意义。

闽江河口鳝鱼滩湿地位于闽江入海口,2002年以来外来物种互花米草入侵本区中低潮滩,不断向土著植被扩张[17]。目前,关于鳝鱼滩湿地硅的研究主要集中于植物、土壤生物硅,表层土壤有效硅及间隙水中活性硅酸盐等方面[12,18-19],而关于互花米草入侵鳝鱼滩湿地的研究多集中于土壤有机碳[20-21]、氮[15- 16]、磷[22]等,互花米草入侵对鳝鱼滩湿地土壤有效硅的影响研究还未见报道。鉴于此,本文选取鳝鱼滩上的短叶江芏(Cyperusmalaccensis)湿地、互花米草湿地以及二者的交错带湿地为研究对象,采用定位研究方法探讨互花米草入侵影响下湿地土壤有效硅的时空变化特征,旨在揭示鳝鱼滩湿地土壤有效硅的变化过程以及互花米草的入侵及扩张机制,为本区互花米草的入侵治理提供重要基础数据。

1 材料与方法

1.1 研究区概况

鳝鱼滩湿地(119°34′12″—119°40′40″E, 26°00′36″—26°03′42″N)地处南亚热带与中亚热带的过渡地带,是闽江河口面积最大(约3120 hm2)的天然潮滩湿地,呈东西向弯曲长条状分布。气候暖热潮湿,雨热同期,年平均气温19℃,降水量可达1300 mm。潮汐属正规半日潮,潮水涨落频繁,潮沟纵横,水文条件相对复杂。土壤属滨海盐土和沙土,偏酸性。区内主要土著植被包括芦苇(Phragmitesaustralis)、短叶茳芏和扁穗莎草(Cyperuscompressus)等。2002年以来,外来物种互花米草入侵并不断向土著植被扩张,2010年鳝鱼滩湿地互花米草面积已达306.9 hm2[17],空间分布上主要表现为纯互花米草群落、互花米草与土著植物交错群落、纯土著植物群落[23],且由陆向海方向整体呈条带状分布(图1)。

1.2 样品采集与处理

2016年1—12月,采用定位研究方法,在地形较为平坦的鳝鱼滩中西部潮滩湿地,由陆向海方向选取短叶茳芏群落、短叶茳芏与互花米草交错群落、互花米草群落为研究样地(间隔60—100 m)(图1)。在每个样地分别设置3个相距5 m左右的重复采样点,每月用直径10 cm,高80 cm的土壤柱状采样器采集0—60 cm土壤样品,以10 cm厚度进行现场分割,共分6层,立即装入自封袋,带回实验室,自然风干,捡去残根、碎屑等杂质后研磨,过筛,保存待测。同时,采用便携式仪器原位测定各样地不同土层土温、pH、电导、含水量等,样地之间土壤理化性质较为相似(表1)。

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

1.3 样品测定

土壤有效硅采用柠檬酸提取-钼蓝比色法测定[24],土壤有机质采用水合热重铬酸钾氧化-比色法测定,土壤温度和pH采用便携式pH仪(IQ150, USA)测定,电导采用2265FS便携式电导计(Spectrum Technologies Inc., USA)测定,含水量采用便携式土壤墒情速测仪(TZS- 1, China)测定,容重采用环刀法测定。不同样地土壤理化性质见表1,表中数值为12个月6层土壤的平均值±标准误(n=216)。

表1 不同样地土壤(0—60 cm)理化性质

不同小写字母表示同一指标不同类型湿地在P<0.05水平上差异显著

1.4 数据分析

分别采用Excel 2007和Origin 8.0进行数据分析与绘图处理,采用SPSS 19.0对湿地土壤有效硅含量进行单因素方差分析(One-way ANOVA),并对有效硅含量、电导、pH、含水量、土温、有机质、容重进行Pearson相关分析、主成分分析(Principal component analysis, PCA)和逐步线性回归分析(Stepwise linear regression analysis)(P<0.05和P<0.01分别表示差异达到显著和极显著水平)。

1.5 指标计算

变异系数(CV,%)为标准偏差(SD)与其平均值(M)的比值,即CV=SD/M×100%,用来表示有效硅含量的变化幅度。

2 结果与分析

2.1 湿地土壤有效硅含量的时间变化特征

互花米草入侵影响下短叶江芏湿地、互花米草湿地以及二者的交错带湿地0—60 cm土层平均有效硅含量随时间累积整体呈波动上升趋势(图2)。整体而言,3块湿地土壤有效硅含量在1—2月均呈下降趋势,于2月取得最小值,2—8月整体呈不规则的“M”型变化,8月之后,短叶江芏湿地有效硅含量呈波动上升趋势,交错带湿地有效硅含量呈现“N”型波动上升变化,二者均于12月取得最大值,而互花米草湿地有效硅含量的变化则相对比较稳定。

2.2 湿地土壤有效硅含量的空间变化特征

水平方向上,0—60 cm土层土壤有效硅含量整体表现为互花米草湿地最高,其次分别为交错带湿地和短叶江芏湿地(P<0.01)。与短叶江芏湿地相比,交错带湿地和互花米草湿地土壤有效硅含量分别增加了3.90%和10.17%。从不同土层来看,0—20 cm土层有效硅含量均表现为短叶江芏湿地>互花米草湿地>交错带湿地(P>0.05),20—30 cm土层呈现交错带湿地>互花米草湿地>短叶江芏湿地的规律(P>0.05),而30—60 cm各土层有效硅含量则均表现为互花米草湿地>交错带湿地>短叶江芏湿地(P<0.01)(图3)。与短叶江芏湿地相比,交错带湿地和互花米草湿地在30—60 cm土层的有效硅含量整体分别提高了8.56%和19.97%。就其变异系数而言,交错带湿地和互花米草湿地不同土层土壤有效硅含量的变异系数整体高于短叶江芏湿地(表2)。

图2 不同样地土壤有效硅含量时间变化特征 Fig.2 Temporal variations of ASi contents in marsh soils of different sampling sites

图3 不同样地土壤有效硅含量空间变化特征 Fig.3 Spatial variations of ASi contents in marsh soils of different sampling sites

垂直方向上,互花米草入侵影响下短叶茳芏湿地、交错带湿地和互花米草湿地土壤有效硅含量的分布差异较大(图3)。短叶江芏湿地土壤有效硅含量随深度的增加无明显规律,交错带湿地土壤有效硅含量随深度整体呈现出先增后减的趋势,而互花米草湿地土壤有效硅含量整体则具有随深度的增加而上升的趋势。除短叶江芏湿地外,交错带湿地和互花米草湿地土壤有效硅含量在垂直方向上均存在显著性差异(P<0.01)。3块湿地土壤有效硅含量在垂直方向上均属于中等变异水平(10%

3 讨论

影响河口湿地土壤有效硅含量的因素有很多,如土壤温度、微生物活动、植物的影响以及潮汐作用等。已有研究表明,当土壤温度在20—40℃时,土温越高,土壤有效硅含量越高[25- 26]。本研究中3块湿地0—60 cm土层有效硅含量随时间推移整体呈波动上升趋势,且与土壤温度呈显著正相关(R2=0.260,P<0.01)。在1—2月土壤有效硅含量均呈下降趋势,于2月取得最小值,这可能是与2月土壤温度较低(15.98℃),土壤微生物活动较弱,导致湿地土壤上一年累积的有效硅不易释放有关。随着土壤温度不断升高,微生物活动逐渐加强,土壤有效硅逐渐释放。但由于植物生长需要吸收土壤硅素,土壤有效硅含量在植物生长初期(4—5月)和旺盛期(7—8月)波动下降。此外,植物枯体分解过程中硅素的释放也会影响土壤有效硅含量。8月之后土壤温度有所下降,但是由于植物枯落物逐渐增加,枯体分解释放导致土壤有效硅含量波动上升,尤其是短叶江芏湿地和交错带湿地土壤有效硅含量均于12月取得最大值,而互花米草湿地有效硅含量的变化相对稳定,可能是因为湿地更靠近潮沟,植物枯落物分解释放的硅素易被潮水冲刷带走所导致。

表2 不同样地土壤有效硅含量的变异系数/%

翟水晶和薛丽丽[18]研究发现互花米草入侵在一定程度上改变了闽江河口土著种湿地土壤硅的分布格局。植物对土壤有效硅具有重要影响,它通过对有效硅的吸收、归还以及根系作用等方式改变土壤有效硅含量的高低与分布[8, 19, 27-29]。对比本研究3块湿地发现,互花米草入侵提高了湿地土壤有效硅含量,特别是对湿地30—60 cm 土层土壤有效硅含量的影响更为显著,这可能与互花米草自身特性有关。由于互花米草总生物量比短叶茳芏大,其枯落物产生量较多[30],导致硅素归还土壤的量较高；更重要的是互花米草根系周转速率更快[31],其死亡根系分解可大量释放硅,从而增加了土壤有效硅含量。就不同土层而言,0—20 cm土层土壤有效硅含量表现为短叶江芏湿地>互花米草湿地>交错带湿地(P>0.05)。一方面可能是因为互花米草湿地和交错带湿地更靠近潮沟和海洋,受潮汐作用明显,土壤表层有效硅和植物残体易受潮水冲刷带走,而被潮水冲刷带走的植物残体可能在短叶江芏湿地堆积分解释放硅素,导致表层土有效硅含量高[12]；另一方面可能是短叶江芏地下生物量多集中于0—30 cm[32],导致表层土壤有效硅含量较高,而互花米草发达的根系(长达50 cm)促进了有效硅向较深层土壤迁移[29]。20—30 cm土层土壤有效硅含量在交错带湿地最高,可能是由于交错带湿地两种植物根系的共同影响对硅的富集作用较强[12],但这种根系通常作用到某一范围[8],其具体影响机制还有待进一步探讨。对于深层土壤(30—60 cm)而言,互花米草湿地有效硅含量显著高于交错带湿地和短叶江芏湿地(P<0.01),原因可能与互花米草发达的根系有关,互花米草入侵之后,其发达的根系,尤其是死亡后形成于土壤剖面的根孔可显著增加土壤的水分迁移能力[33],增强了有效硅的土壤垂直迁移能力[29, 34]。综上所述,互花米草入侵对湿地30—60 cm 土层土壤有效硅含量的影响更为显著。互花米草对深层土壤有效硅的利用,在一定程度上有利于增加初级生产力,提高其竞争力,从而增强其入侵性[35],这可能是互花米草入侵后迅速扩张的重要原因之一。

为了进一步明确互花米草入侵影响下3块湿地土壤有效硅含量分布的主要因素,对影响3块湿地土壤有效硅含量(y)的主要环境因子(x)进行主成分分析(表3)。结果表明,土温(x4)、有机质(x5)和含水量(x3)对于影响短叶江芏湿地土壤有效硅含量起主导作用,土温、容重(x6)和含水量对于影响交错带湿地土壤有效硅含量有重要作用,而土温、含水量和电导(x1)是影响互花米草湿地土壤有效硅含量的主要因子。对识别出的主要因子分别进行逐步线性回归分析,结果表明,短叶江芏湿地中土温进入回归方程(y=375.621+2.874x4,P<0.01),说明其有效硅含量主要受到土温的影响；交错带湿地中无任何因子进入方程,说明其有效硅含量可能受到多种环境因素的交互影响；互花米草湿地中土温和电导进入回归方程(y=286.904+38.853x1+3.909x4,P<0.01),表明互花米草湿地土壤有效硅含量主要受到土温和电导的共同影响。因此,土温和电导对于互花米草入侵影响下鳝鱼滩湿地土壤有效硅含量的分布具有重要作用。