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Variations of inorganic sulfur fractions and main influencing factors in marsh soils with different years of Spartina alterniflora invasion in the Min River estuary

花匠小妙招
2024-12-21 04:33

毛立, 孙志高, 陈冰冰, 曾阿莹, 童晓雨, 胡星云, 武慧慧. 闽江河口互花米草入侵湿地土壤无机硫赋存形态及其影响因素. 生态学报, 2021, 41(12): 4840-4852.

Mao L, Sun Z H, Chen B B, Zeng A Y, Tong X Y, Hu X Y, Wu H H. Variations of inorganic sulfur fractions and main influencing factors in marsh soils with different years of Spartina alterniflora invasion in the Min River estuary. Acta Ecologica Sinica, 2021, 41(12): 4840-4852.

闽江河口互花米草入侵湿地土壤无机硫赋存形态及其影响因素

, 孙志高1,2,3 , 陈冰冰1,2 , 曾阿莹1,2 , 童晓雨1,2 , 胡星云1,2 , 武慧慧1,2

1. 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;
2. 福建师范大学地理研究所, 福州 350007;
3. 福建师范大学福建省亚热带资源与环境重点实验室, 福州 350007

收稿日期: 2020-04-09; 网络出版日期: 2021-04-21

基金项目: 国家自然科学基金面上项目（41971128）；福建省"闽江学者奖励计划"项目；福建省公益类科研院所重点项目（2016R1032-1）

摘要: 选择闽江河口鳝鱼滩的互花米草湿地为研究对象，基于时空互代法，探讨了不同互花米草入侵年限（SA1：5-6年；SA2：8-10年；SA3：12-14年）湿地土壤的无机硫赋存形态及其主要影响因素。结果表明，随着互花米草入侵年限的增加，湿地土壤的水溶性硫（H2O-S）含量整体呈增加趋势，而吸附性硫（Adsorbed-S）、盐酸可溶性硫（HCl-Soluble-S）和盐酸挥发性硫（HCl-Volatile-S）含量整体均呈降低趋势。相对于SA1，SA2、SA3土壤的H2O-S含量分别增加了10.02%和2.68%，而其Adsorbed-S、HCl-Soluble-S和HCl-Volatile-S含量分别降低了9.02%、10.95%、7.57%和15.61%、32.89%、15.14%。湿地土壤的总无机硫（TIS）含量、TIS储量及其占全硫（TS）储量的比例均随互花米草入侵年限的增加而降低，且这种降低主要取决于Adsorbed-S、HCl-Soluble-S和HCl-Volatile-S的贡献。此外，随着互花米草入侵年限的增加，影响湿地土壤不同形态无机硫赋存的环境因子均发生了较大变化，其中土壤颗粒组成、EC和pH的改变对无机硫赋存形态的影响最为明显。研究发现，随着互花米草入侵年限的增加以及该区对互花米草定期刈割活动的进行，湿地土壤无机硫养分可能将继续降低并逐渐趋于缺乏状态，长期而言将减弱互花米草自身的入侵能力。

关键词: 无机硫形态湿地土壤互花米草入侵年限闽江河口

Variations of inorganic sulfur fractions and main influencing factors in marsh soils with different years of Spartina alterniflora invasion in the Min River estuary

MAO Li1,2 , SUN Zhigao1,2,3 , CHEN Bingbing1,2 , ZENG Aying1,2 , TONG Xiaoyu1,2 , HU Xingyun1,2 , WU Huihui1,2

1. Key Laboratory of Humid Subtropical Eco-geographical Process of Ministry of Education, Fujian Normal University, Fuzhou 350007, China;
2. Institute of Geography, Fujian Normal University, Fuzhou 350007, China;
3. Fujian Provincial Key Laboratory for Subtropical Resources and Environment, Fujian Normal University, Fuzhou 350007, China

Abstract: In order to investigate the effects of Spartina alterniflora invasion on the variations of inorganic sulfur fractions and its main influencing factors in soils, the marshes with different invasion years of S. alterniflora (SA1:5-6 a; SA2:8-10 a; and SA3:12-14 a) in Shanyutan of the Min River estuary were studied by the method of space-for-time substitution. Results indicated that the contents of water-soluble-sulfur (H2O-S) in soils generally increased with increasing invasion years, while those of adsorbed-sulfur (Adsorbed-S), HCl-soluble-sulfur (HCl-Soluble-S) and HCl-volatile-sulfur (HCl-Volatile-S) generally decreased. Compared with SA1, the levels of H2O-S in soils of SA2 and SA3 increased by 10.02% and 2.68%, whereas those of Adsorbed-S, HCl-Soluble-S and HCl-Volatile-S decreased by 9.02%, 10.95%, 7.57% (SA2) and 15.61%, 32.89%, 15.14% (SA3), respectively. The total inorganic sulfur (TIS) contents, TIS stocks and their proportions in total sulfur (TS) stocks in marshes decreased with the increasing invasion years, and the decline mainly rested with the contributions of Adsorbed-S, HCl-Soluble-S and HCl-Volatile-S. Moreover, with increasing invasion years, the environmental factors affecting the fractions of inorganic sulfur changed greatly. Thereinto, the alterations of soil grain composition, electrical conductivity (EC) and pH showed great effects on the variations of inorganic sulfur fractions. This study found that, with the increase of invasion years and the implementation of regular mowing activities for S. alterniflora, the inorganic sulfur nutrient in marshes would decline and become deficient, which might weaken the invasion capacity of S. alterniflora in the long term.

Key Words: inorganic sulfur fraction marsh soil Spartina alterniflora invasion years Min River estuary

湿地作为地球上最重要的生态系统之一, 在碳、氮、硫等生物地球化学循环中扮演着重要的角色[1]。同时, 湿地也是最为脆弱的生态系统之一, 极易受到外来物种入侵的影响[2]。滨海湿地处于海陆相互作用地带, 物质迁移和能量交换过程十分复杂, 是研究生源元素生物地球化学循环的理想区域。硫作为滨海湿地中最为重要的生源元素之一, 可以多种形态存在于环境之中, 特别是在各种物理、化学及生物过程的影响下, 其不同形态之间可发生复杂的相互转化[3]。无机硫是可供湿地植物吸收与利用的主要硫养分, 占植物吸收硫总量的55%以上[4], 其在土壤中的形态特征及赋存状况直接影响着植物的生长发育。

目前, 国外关于滨海湿地硫循环已开展了许多工作, 且现有研究主要集中于湿地硫形态分布及迁移转化[5]、挥发性含硫气体释放[6]、硫循环微生物机制[7]以及硫与其它元素的耦合关系[8]等方面。与之相比, 国内在该领域也有很多报道, 且研究区域已涉及黄河口湿地[9]、长江口湿地[10]、胶州湾湿地[11]、闽江河口湿地[12]以及南方红树林湿地[13]。整体而言, 现有研究主要集中于滨海湿地植物-土壤系统全硫分布[14]、主要含硫气体(H2S、DMS和COS)释放[10], 以及硫生物循环特征[12]等方面, 而关于河口湿地无机硫赋存形态及其转化的研究还比较薄弱。互花米草(Spartina alterniflora)作为一种原产于美洲大西洋沿岸的多年生草本植物, 于1979年引入我国用以促淤护滩及防止海岸侵蚀。由于互花米草具有较强的环境适应能力和繁殖能力, 故其自引入后便开始快速扩张, 并遍及中国东部沿海地区。已有研究表明, 互花米草入侵可深刻影响河口湿地的沉积过程、水动力学过程以及元素生物地球化学过程[15], 其对河口湿地的稳定与健康具有重要影响。目前, 关于互花米草入侵对河口湿地的影响研究主要集中于生物多样性[15]、碳循环[16]及氮循环[17]等方面, 而关于硫循环的相关研究还不多见。此外, 当前关于互花米草入侵影响下硫循环的相关研究较少涉及其在不同入侵时间序列下的对比。

闽江河口湿地是闽江与东海相互作用形成的重要生态系统, 其对于维护区域生态安全具有重要意义。自2002年以来, 互花米草开始入侵闽江河口湿地, 并在整体上沿西北-东南方向的主潮沟分别向陆和向海入侵。之后, 互花米草入侵面积呈逐年增加趋势, 年均增加速率为9.8%[18]。已有研究表明, 随着互花米草入侵年限的增加, 闽江河口湿地土壤有机碳[16]、有机氮及全氮[17]等含量均呈增加趋势。尽管目前关于闽江河口湿地硫循环也开展了一些研究, 但现有研究主要集中于芦苇(Phragmites australis)与短叶茳芏(Cyperus malaccensis)空间扩展[14]以及互花米草新近入侵[12]对湿地植物-土壤系统硫分布特征与影响因素的探讨上, 而关于互花米草入侵时间序列下湿地土壤中无机硫赋存形态的对比研究还鲜有报道。为此, 本研究以闽江河口鳝鱼滩为研究对象, 探讨了不同互花米草入侵年限湿地土壤中无机硫赋存形态及其关键影响因素。研究结果有助于揭示互花米草长期入侵影响下湿地土壤的硫转化机制, 并可为该区湿地生态保护提供重要科学依据。

1 研究区域与研究方法1.1 研究区概况

闽江河口位于南亚热带和中亚热带过渡区, 气候温暖湿润, 雨热同期, 年均气温为18.7—21.2℃, 年降水量为1380 mm, 河口潮汐为规则半日潮。本研究选取的鳝鱼滩(26°00′36″—26°03′42″N, 119°34′12″—119°40′40″E)位于闽江入海口南部, 是闽江河口最大的一块湿地。研究区的湿地土壤类型为滨海盐土, 主要植被有短叶茳芏、芦苇、互花米草和藨草(Scirpus triqueter)等。

1.2 样地布设与样品采集

2016年7月, 基于时空互代法, 在闽江河口鳝鱼滩的互花米草分布区内, 依据互花米草入侵时间分别设置SA1(入侵5—6年)、SA2(入侵8—10年)和SA3(入侵12—14年)3个典型样地(高程基本一致)。在上述样地内, 利用土壤柱状采样器进行土壤样品的采集, 采样深度为60 cm(每10 cm一层)。每个样地随机采集3个土壤样品作为重复, 共计54个样品。不同样地表层土壤的理化性质详见表 1。

表 1 不同入侵年限湿地土壤理化性质Table 1 Physical and chemical properties of marsh soils with different invasion years

湿地
Marshes 土层
Soil layers/cm 颗粒组成/% 容重
Bulk density/
(g/cm3) 含水量
Water content/% pH 电导率
Electrical conductivity/
(mS/cm) 有机质
Organic matter/% 全硫
Total sulfur/
(mg/kg) 黏粒Clay 粉粒Silt 砂粒Sand SA1 0—10 18.21±3.62 57.04±3.27 24.75±2.78 0.82±0.11 44.01±5.47 5.88±0.12 0.70±0.06 3.88±0.51 878.07±13.58 10—20 15.49±0.97 48.99±3.29 35.52±4.19 0.70±0.08 47.85±1.63 5.91±0.11 1.18±0.11 3.70±0.56 967.46±29.55 20—30 16.77±1.30 55.41±2.39 27.82±3.61 0.89±0.09 39.83±5.18 5.98±0.14 1.65±0.19 3.91±0.63 1133.86±204.20 30—40 20.74±3.63 52.46±5.68 26.81±5.19 0.90±0.11 40.31±5.40 6.01±0.16 2.00±0.15 3.75±0.50 1006.17±99.88 40—50 13.48±1.40 57.57±1.31 28.95±2.23 0.73±0.04 47.77±2.02 6.06±0.11 2.41±0.13 3.04±0.55 966.12±100.27 50—60 13.52±2.24 52.62±3.97 33.86±6.05 0.93±0.11 38.99±5.69 6.07±0.08 2.60±0.33 3.64±0.08 956.32±33.28 SA2 0—10 15.66±0.53 63.49±1.18 20.85±1.70 0.79±0.03 43.85±0.39 5.18±0.39 0.73±0.05 4.59±0.06 958.17±135.24 10—20 13.16±0.80 58.76±1.87 28.08±2.63 0.66±0.07 50.68±1.41 5.25±0.36 1.24±0.11 4.83±0.06 1239.73±242.41 20—30 11.91±0.26 56.24±1.06 31.85±1.32 0.67±0.08 50.90±4.74 5.36±0.43 1.63±0.15 4.73±0.22 1512.19±227.99 30—40 15.82±1.28 62.12±1.60 22.07±2.64 0.70±0.02 47.79±1.63 5.37±0.43 1.89±0.19 4.63±0.05 1420.05±146.87 40—50 13.57±0.68 65.04±0.59 21.39±1.26 0.63±0.08 51.03±2.40 5.43±0.42 2.48±0.20 4.64±0.42 1339.79±174.75 50—60 15.82±2.34 65.45±1.84 18.73±3.95 0.73±0.12 46.64±4.65 5.51±0.41 2.65±0.17 4.29±0.38 1132.36±152.65 SA3 0—10 17.10±0.62 64.56±0.27 18.34±0.71 0.87±0.05 41.06±2.15 5.27±0.10 1.24±0.14 4.94±0.23 992.14±121.29 10—20 14.52±0.52 72.29±0.61 13.18±1.13 0.78±0.04 44.12±1.61 5.26±0.08 1.73±0.15 5.20±0.32 1007.88±70.50 20—30 20.41±2.18 71.64±3.23 7.96±3.49 0.71±0.08 47.70±3.57 5.29±0.08 1.82±0.16 5.06±0.04 938.92±69.48 30—40 18.23±1.94 67.78±0.24 14.00±1.79 0.58±0.08 55.67±4.56 5.30±0.05 3.11±0.30 4.93±0.17 1010.01±59.41 40—50 16.94±0.01 73.05±0.41 10.02±0.42 0.83±0.03 43.95±0.33 5.28±0.09 3.67±0.44 4.52±0.25 1066.44±69.33 50—60 19.99±1.52 67.05±0.78 12.97±1.18 0.73±0.02 48.14±0.58 5.26±0.10 4.52±0.38 4.76±0.31 1347.01±175.99 SA1：入侵5—6年Invade for 5 to 6 years；SA2：入侵8—10年Invade for 8 to 10 years；SA3：入侵12—14年Invade for 12 to 14 years

1.3 样品处理与测定

将采集的土壤样品带回实验室自然风干, 去除碎石、动植物残体等杂物, 研磨并过100目筛后装袋待测。由于研究区的土壤母质为富含铁铝的酸性土壤, 所以土壤无机硫的测定在参照Krairapanond等[19]提取方法的基础上对盐酸可溶性硫(HCl-Soluble-S)的提取步骤进行了改进, 具体方法如下：(1)水溶性硫(H2O-S)：取5 g土样放入离心管中, 按照水土比4∶1加入去离子水并振荡30 min, 再放入离心机中离心5 min, 取出上清液并定容至50 mL, 待测；(2)吸附性硫(Adsorbed-S)：向取出上清液的样品中加入25 mL 0.025 mol/L NaH2PO4溶液, 振荡30 min, 离心后过滤, 取10 mL滤液定容至50 mL, 待测；(3)盐酸可溶性硫及盐酸挥发性硫(HCl-Volatile-S)：用14 mL去离子水将上一步样品洗入J-N蒸馏瓶中, 向气体补集管中加入25 mL 0.05 mol/L NaOH溶液, 通氮气5 min后, 加入1 mL 7.2 mol/L HCl溶液, 加热至沸腾后保持微沸30 min, 将样品洗入容量瓶中, 加入少量NaOH溶液进行脱色处理, 将溶液pH调至中性, 去除土壤中的铁铝沉淀后定容至50 mL, 过滤, 待测；向气体补集管中加入2 mL 30%的H2O2, 加热至沸腾后保持微沸约30 min, 加入少量HCl, 定容至50 mL, 待测。采用Vario EL型元素分析仪测定土壤全硫(TS)含量；采用土壤养分分析仪(TFW—Ⅲ)测定土壤有机质(SOM)含量；利用激光粒度分析仪测定土壤粒度, 并按照国际制分类；采用土壤墒情速测仪(TZS—1)测定土壤水分含量；采用环刀法测定土壤容重(BD)；分别采用HACH—sensION3和ECTestr11+原位测定土壤的pH和电导率(EC)。总无机硫(TIS)=水溶性硫(H2O-S)+吸附性硫(Adsorbed-S)+盐酸可溶性硫(HCl-Soluble-S)+盐酸挥发性硫(HCl-Volatile-S)。

1.4 指标计算

土壤中的无机硫储量(Ts, g/m2)可用下式计算：

式中, TSi为第i层土壤的TIS储量(g/m2)；dvi为第i层土壤容重(g/cm3)；Si为第i层土壤的TIS含量(mg/kg)；hi为土壤深度(cm)。

1.5 数据处理与统计

利用Origin 2018软件对数据进行分析与作图；运用SPSS 25.0软件对数据进行Pearson相关分析、单因素方差分析和逐步线性回归分析, 显著性水平设定为P=0.05；应用Canoco 5.0软件对数据进行主成分分析。

2 结果与分析2.1 不同入侵年限湿地土壤无机硫含量水平分布

不同入侵年限湿地土壤的H2O-S和Adsorbed-S含量在各土层间的变化较复杂(图 1), 但仅40—50 cm土层的Adsorbed-S含量在SA1与SA3之间存在显著差异(P=0.026)。不同入侵年限湿地土壤的HCl-Soluble-S含量在0—50 cm土层整体表现为SA1＞SA2＞SA3, 在50—60 cm土层表现为SA3＞SA1＞SA2, 但仅10—20 cm土层的SA1与SA3、SA2与SA3之间存在显著差异(P＜0.05)。随着入侵年限的增加, 各土层的HCl-Volatile-S含量均在SA3中最低, 且在10—20 cm土层SA1与SA3之间存在显著差异(P=0.044)。整体而言, SA1土壤中H2O-S、Adsorbed-S含量以及SA3土壤中HCl-Soluble-S、HCl-Volatile-S含量的水平变异性均较低, 属弱变异；而SA1土壤中HCl-Soluble-S和HCl-Volatile-S含量、SA2土壤中各形态无机硫含量以及SA3土壤中H2O-S和Adsorbed-S含量的水平变异性均不高, 属中等变异(表 2)。

图 1 不同入侵年限湿地土壤中各形态无机硫含量水平分布特征Fig. 1 Horizontal distributions of the contents of inorganic sulfur fractions in marsh soils with different invasion yearsSA1：入侵5—6年Invade for 5 to 6 years；SA2：入侵8—10年Invade for 8 to 10 years；SA3入侵12—14年Invade for 12 to 14 years；不同大写字母表示相同湿地各土层间差异显著(P < 0.05)，不同小写字母表示相同土层不同湿地间差异显著(P < 0.05)

表 2 不同入侵年限湿地土壤中各形态无机硫含量变异系数Table 2 Variation coefficients of contents of inorganic sulfur fractions in marsh soils with different invasion years

无机硫形态
Inorganic sulfur fractions 湿地
Marshes 土层Soil layers/cm 0—10 10—20 20—30 30—40 40—50 50—60 0—60 水溶性硫 SA1 14.3% 14.0% 22.2% 3.3% 5.2% 7.5% 9.3% Water-soluble-sulfur SA2 31.4% 29.6% 17.7% 26.2% 33.4% 22.1% 20.3% SA3 13.7% 15.0% 29.8% 11.4% 14.5% 8.9% 10.2% 吸附性硫 SA1 16.9% 8.9% 13.2% 6.1% 7.5% 16.7% 8.4% Adsorbed-sulfur SA2 21.4% 35.5% 18.6% 23.4% 40.7% 41.1% 26.5% SA3 15.90% 35.7% 33.65% 2.7% 17.6% 18.6% 7.4% 盐酸可溶性硫 SA1 22.9% 4.2% 19.9% 50.3% 29.5% 39.0% 16.4% HCl-soluble-sulfur SA2 32.2% 15.7% 19.4% 19.3% 30.0% 24.9% 20.5% SA3 15.5% 8.4% 7.9% 12.7% 5.1% 11.9% 24.7% 盐酸挥发性硫 SA1 28.9% 27.5% 19.9% 15.3% 18.6% 12.4% 20.1% HCl-volatile-sulfur SA2 16.2% 21.1% 3.7% 17.5% 23.2% 4.8% 18.9% SA3 8.0% 11.4% 10.6% 4.0% 6.6% 7.1% 6.4%

2.2 不同入侵年限湿地土壤无机硫含量垂直分布

不同入侵年限湿地土壤中各形态无机硫含量的垂直分布特征均发生了较大改变。其中, H2O-S和Adsorbed-S含量在SA1或SA2中整体均呈先增加而后降低变化, 而在SA3中总体呈先降低后增加趋势(图 2)。就HCl-Soluble-S而言, 其在SA1与SA2土壤中整体均呈先增加后降低变化, 而在SA3土壤中则呈较大波动变化。与上述三种无机硫形态相比, 不同入侵年限湿地土壤中的HCl-Volatile-S含量在垂直方向上均呈较小波动变化。比较而言, H2O-S和Adsorbed-S的垂直变异性均以SA2最高, HCl-Soluble-S含量的垂直变异性以SA3最高, 而HCl-Volatile-S含量的垂直变异性以SA1最高(表 2)。与SA1相比, Adsorbed-S、HCl-Soluble-S和HCl-Volatile-S含量均呈降低趋势, 其在SA2土壤中的降幅分别为9.02%、10.95%和7.57%, 而在SA3土壤中的降幅分别为15.61%、32.89%和15.14%。不同的是, SA2和SA3土壤中的H2O-S含量相比SA1均呈增加趋势, 其增幅分别为10.02%和2.68%。

图 2 不同入侵年限湿地土壤中不同形态无机硫含量垂直分布特征Fig. 2 Vertical distributions of the contents of inorganic sulfur fractions in marsh soils with different invasion years

2.3 不同入侵年限湿地土壤TIS含量及储量

不同入侵年限湿地土壤的TIS含量垂直变化特征差异较大, SA1和SA2整体呈先增加后降低变化, 而SA3总体呈先降低后增加趋势(图 3)。此外, 不同入侵年限湿地土壤的TIS含量在0—10 cm和50—60 cm土层整体均表现为SA3＞SA1＞SA2(P＞0.05), 在10—20 cm土层表现为SA1＞SA2＞SA3, 而在20—50 cm土层均表现为SA2＞SA1＞SA3。其中, SA1与SA2在10—20 cm土层(P=0.049)以及40—50 cm土层(P=0.033)均存在显著差异。比较而言, SA1、SA2和SA3土壤的TIS平均含量分别为(586.00±66.97)、(576.12±125.75)、(507.53±65.83) mg/kg, 说明湿地土壤中的TIS含量随互花米草入侵时间的延长呈降低趋势。不同入侵年限湿地0—60 cm土层的TIS储量整体表现为SA1((290.30±27.69) g/m2)＞SA2((239.58±40.53) g/m2)＞SA3((228.53±20.26) g/m2)。与SA1相比, SA2、SA3土壤的TIS储量分别降低了17.47%和21.28%。就TIS储量的组成而言, SA2土壤中H2O-S、Adsorbed-S、HCl-Soluble-S和HCl-Volatile-S储量相对于SA1分别降低了2.18%、23.44%、21.14%和18.50%, 而SA3土壤中四种形态无机硫储量分别降低了2.95%、25.27%、34.47%和22.49%(图 3), 说明SA2与SA3土壤中TIS储量的降低主要取决于Adsorbed-S和HCl-Soluble-S的储量变化。尽管不同入侵年限湿地土壤的TS储量总体以SA2最高, SA1次之, SA3最低, 但TIS储量占TS储量的比例则以SA1最高(59.32%), SA3次之(47.91%), SA2最低(45.50%)(图 3)。

图 3 不同入侵年限湿地土壤中TIS含量及储量Fig. 3 Total inorganic sulfur contents and inorganic sulfur stocks in marsh soils with different invasion years大写字母表示相同湿地各土层间差异显著(P < 0.05)，不同小写字母表示相同土层在不同湿地间差异显著(P < 0.05)

3 讨论3.1 互花米草入侵湿地土壤不同形态无机硫含量对比

本研究中, 闽江河口不同互花米草入侵年限湿地土壤中的Adsorbed-S、HCl-Soluble-S、HCl-Volatile-S含量以及TIS含量均明显高于胶州湾洋河河口湿地和江苏盐城湿地(表 3), 原因可能在于：一方面, 闽江河口位于中亚热带和南亚热带过渡区, 相较于上述两个地区具有更好的水热条件, 而良好的水热条件可提高土壤微生物的活性, 有利于有机硫的矿化和植物残体的分解, 进而增加了土壤中的无机硫含量[23]；另一方面, 闽江河口位于我国酸沉降最为严重的地区之一[24], 大量的SO42-以酸沉降的形式进入到湿地土壤中, 这在一定程度上也增加了土壤中的无机硫含量。不同的是, 闽江河口不同互花米草入侵年限湿地土壤中的H2O-S含量明显低于胶州湾洋河河口, 这主要与闽江河口湿地土壤铁铝含量较高, SO42-易发生还原反应并易与铁铝等结合形成难溶硫化物, 从而导致湿地土壤中的H2O-S含量相对较低；此外, 由于H2O-S是土壤中有效性最高的无机硫形态, 亚热带湿地植被的较高初级生产力使得其在生长过程中会大量吸收H2O-S, 由此导致土壤中的H2O-S含量降低。本研究中, 不同互花米草入侵年限湿地土壤中的HCl-Soluble-S含量和TIS含量均明显低于密西西比河口湿地以及特拉华湾湿地。相较于闽江河口地区, 密西西比河口地区以及特拉华湾地区工业发展历史较长, 而长期的工业活动可能导致其河口湿地土壤中的硫化物含量升高[19, 21]。

表 3 不同研究区互花米草入侵湿地土壤无机硫含量对比Table 3 Comparison of inorganic sulfur contents in marsh soils of different study regions

研究地区
Study regions 入侵方向
Invasion direction 入侵年限
Invasion years/a 水溶性硫
Water-soluble-sulfur/
(mg/kg) 吸附性硫
Adsorbed-sulfur/
(mg/kg) 盐酸可溶性硫
HCl-soluble-sulfur/
(mg/kg) 盐酸挥发性硫
HCl-volatile-sulfur/
(mg/kg) 总无机硫
Total inorganic sulfur/
(mg/kg) 参考文献
References 盐城自然保护区
Yancheng Nature Reserve, China 海向入侵 NA 24.06±2.64 28.43±1.39 NA NA 410.97±20.93 [20] 胶州湾
Jiaozhou Bay, China 海向入侵 6 353.24±47.24 41.78±18.34 77.64±27.69 3.75±1.34 478.01±38.70 [11] 特拉华湾
Delaware Bay, USA 海向入侵 NA NA NA NA NA 5469.01±3208.86 [21] 密西西比河口
Mississippi estuary, USA 海向入侵 NA NA NA 2994.5±826.1 NA 3994.02 ± 1234.45 [19] 闽江河口海向入侵 6 243.89±22.79 151.41±12.65 183.17±30.02 7.53±1.52 586.00±66.97 本研究 Min River estuary, China 10 268.33±54.40 137.75±36.53 163.11±33.50 6.96±1.32 576.12±125.75 14 250.43±25.64 127.78±9.41 122.92±30.37 6.39±0.41 507.53±65.83 闽江河口陆向入侵 2 156.97±40.06 110.85±19.45 148.06±22.66 21.37±1.69 437.45±72.43 [22] Min River estuary, China 5 167.19±44.42 115.95±33.32 148.27±23.42 21.46±1.35 452.87±93.11 NA: 无数据No data

本研究中, 不同互花米草入侵年限湿地土壤中的H2O-S、Adsorbed-S、HCl-Soluble-S含量以及TIS含量整体高于He等[22]对该区的相关研究结果(表 3), 原因可能有两方面：一是与互花米草入侵的年限有关。互花米草入侵过程中可增强对环境中硫养分的吸收, 并通过残体分解的形式将其不断归还土壤, 而土壤中硫养分的变化主要取决于植物吸收与残体分解归还之间的动态平衡, 即当吸收量大于归还量时, 土壤中的硫养分含量降低, 反之则升高。与He等的研究相比, 本研究三个样地的互花米草入侵年限均更长, 其残体的产生量相对较高, 故通过残体分解归还土壤的硫养分也相对更多, 从而导致土壤中的无机硫含量相对较高。二是与互花米草入侵的方向有关。与He等的研究不同, 本研究中的互花米草为海向入侵。相较于海向入侵, 陆向入侵的互花米草往往面临着来自其它植被的养分竞争, 而在竞争过程中互花米草以及受到其入侵的植被(短叶茳芏)均可能增加对土壤中硫养分的吸收利用[12], 从而导致土壤中的无机硫含量可能较低。

3.2 互花米草入侵对湿地土壤无机硫赋存的影响

本研究表明, 湿地土壤中的H2O-S含量随着互花米草入侵年限的增加整体呈增加趋势。相关分析表明, 湿地土壤的H2O-S含量与TS含量存在极显著正相关关系(P＜0.01)(表 4), 这与迟凤琴等的研究结果基本一致[25]。现有研究表明, 湿地土壤有机质含量与TS含量呈显著正相关(P＜0.05)[13], 而土壤中TS含量增加的同时往往亦提高了有机硫的矿化量, 由此导致H2O-S含量可能增加[26]。本研究中, 随着互花米草入侵年限的增加, 湿地土壤有机质含量和TS含量均呈明显增加趋势(表 1), 说明有机硫矿化产生有效硫养分的能力可能逐渐增强[26], 从而导致湿地土壤中的H2O-S含量不断增加。本研究还表明, 湿地土壤中的Adsorbed-S、HCl-Soluble-S和HCl-Volatile-S含量均随互花米草入侵年限的增加整体呈降低趋势。Adsorbed-S主要是通过阴离子交换吸收和配位吸附作用保留在土壤胶体表面的SO42-。pH的变化可影响土壤胶体表面的电荷状态, 从而影响土壤胶体对SO42-的吸附[27]。一般而言, pH降低会增强土壤对SO42-的吸附能力, 从而导致Adsorbed-S含量的增加[28]。然而, 本研究湿地土壤中的Adsorbed-S含量随pH的下降呈降低趋势, 且Adsorbed-S含量与pH呈极显著正相关关系(P＜0.01), 说明土壤中的Adsorbed-S含量除受pH的影响外还可能受到其它因素(如粉粒)的显著影响(表 4)。由于Adsorbed-S是土壤中有效性仅次于H2O-S的无机硫形态, 且Adsorbed-S与H2O-S之间可相互转化并处于动态平衡中[29]。已有研究表明, 随着入侵年限的增加, 闽江河口的互花米草生物量呈增加趋势[30], 说明植被对土壤中有效硫的吸收能力可能也随之增强[31]。由于本研究湿地土壤中的Adsorbed-S与H2O-S存在极显著正相关关系(P＜0.01)(图 4), 所以当土壤中的H2O-S因互花米草大量吸收而减少时, 相当一部分Adsorbed-S可转化为H2O-S[25], 由此导致土壤中的Adsorbed-S含量随入侵年限的增加而降低。HCl-Soluble-S主要是与碳酸钙、碳酸镁等结合在一起生成共沉淀的无机态硫, 易溶于酸性溶液, 其有效性略差于H2O-S和Adsorbed-S。相关分析表明, 湿地土壤的HCl-Soluble-S含量与pH呈显著正相关(P＜0.05)(表 4)。现有研究表明, pH的降低可提高湿地土壤中HCl-Soluble-S的溶解性[32], 从而降低了HCl-Soluble-S的含量。本研究中, 随着互花米草入侵年限的增加, pH呈明显降低趋势(表 1), 而这可能是导致土壤中HCl-Soluble-S含量降低的一个重要原因。HCl-Volatile-S主要是在厌氧环境中SO42-被硫酸盐异化还原细菌还原形成的无机态硫。已有研究表明, pH降低以及盐度增加均会对硫酸盐异化还原菌的活性产生抑制作用, 降低硫酸盐还原速率[33]。尽管本研究中湿地土壤的HCl-Volatile-S含量与EC和pH的相关性均未达到显著水平, 但其之间均呈负相关关系, 说明EC和pH对HCl-Volatile-S含量变化的影响可能被其它因素(如粉粒和砂粒)的复杂作用所掩盖(表 4)。本研究中, 随着互花米草入侵年限的增加, 湿地土壤的EC呈升高趋势, 而pH呈现下降变化(表 1), 说明EC和pH极有可能对硫酸盐还原菌的活性产生了一定的抑制作用[33], 进而在一定程度上降低了土壤中的HCl-Volatile-S含量[10]。综上可知, 随着互花米草入侵年限的增加, 湿地土壤中的H2O-S虽然呈增加趋势, 但其增幅不大, 而Adsorbed-S、HCl-Soluble-S和HCl-Volatile-S含量均随着入侵年限的增加呈降低趋势, 且下降幅度较大。因此, 湿地土壤中TIS含量的降低主要是由Adsorbed-S、HCl-Soluble-S和HCl-Volatile-S含量的下降所致。

表 4 不同形态无机硫含量与环境因子之间相关关系Table 4 Relationship between inorganic sulfur fractions and environmental factors

黏粒
Clay 粉粒
Silt 砂粒
Sand 容重
Bulk density 含水量
Water content pH 电导率
Electrical conductivity 有机质
Organic matter 总硫
Total sulfur 水溶性硫 0.142 -0.065 0.007 -0.283* 0.246 0.079 0.004 0.112 0.550** 吸附性硫 0.167 -0.303* 0.205 0.034 -0.061 0.415** -0.134 -0.180 0.194 盐酸可溶性硫 -0.021 -0.559** 0.493** 0.049 -0.046 0.329* -0.452** -0.190 0.237 盐酸挥发性硫 -0.128 -0.370** 0.365** 0.005 0.003 -0.035 -0.213 -0.159 -0.086 **P＜0.01；*P＜0.05

图 4 湿地土壤中H2O-S与Adsorbed-S含量的关Fig. 4 Relationship between the contents of H2O-S and Adsorbed-S in marsh soils

本研究亦表明, 互花米草入侵在一定程度上改变了湿地土壤理化性质(表 1), 而土壤理化性质的改变亦可能对土壤无机硫的赋存产生深刻影响。基于主成分分析对影响不同互花米草入侵年限湿地土壤中无机硫含量的环境因子进行识别(图 5), 结果表明：SA1提取的两个主成分(PC1、PC2)累积贡献率达69.23%。其中, PC1的贡献率为47.81%, 可看作是土壤EC的代表；PC2的贡献率为21.42%, 可看作是砂粒的代表。进一步分析发现, HCl-Soluble-S与PC1存在显著相关关系, 而HCl-Volatile-S与PC2存在密切关系。SA2提取的PC1和PC2的累积贡献率为86.67%。其中, PC1可看作是土壤EC的代表, 贡献率为47.23%；PC2可看做是TS的代表, 贡献率为39.43%。进一步分析表明, HCl-Soluble-S与PC1存在显著相关关系, 而H2O-S、TIS与PC2存在较强的相关性。SA3提取的两个主要成分(PC1和PC2)的累积贡献率为86.64%。其中, PC1的贡献率为50.56%, 同样可看作是土壤EC的代表；PC2的贡献率为36.08%, 可看作是砂粒的代表。进一步分析发现, Adsorbed-S与PC1存在较强的相关性, 而HCl-Volatile-S与PC2存在较强的相关性。多元逐步线性回归分析进一步表明(表 5), SA1土壤的H2O-S和TIS含量主要受黏粒含量的影响(R2=0.254；R2=0.232), 而HCl-Volatile-S含量主要受pH的控制(R2=0.582)。SA2土壤的H2O-S、Adsorbed-S和TIS含量主要受TS的影响(R2=0.696；R2=0.380；R2=0.614), HCl-Soluble-S的含量主要受粉粒的影响(R2=0.358), 而HCl-Volatile-S含量主要受有机质的影响(R2=0.497)。SA3土壤的HCl-Soluble-S含量主要受粉粒的影响(R2=0.255), 而HCl-Volatile-S含量则主要受pH的影响(R2=0.429)。另外, SA1土壤中的HCl-Soluble-S、HCl-Volatile-S含量以及SA3土壤中的TIS、H2O-S和Adsorbed-S含量均无任何因子进入方程, 说明其含量变化受环境因子的影响可能更为复杂。上述结果与前述分析得出的结论基本一致, 即随着互花米草入侵年限的增加, 影响湿地土壤不同形态无机硫赋存的关键因子均发生了较大改变, 其中土壤颗粒组成、EC和pH的改变对无机硫赋存形态的影响尤为明显。

图 5 不同入侵年限湿地土壤中无机硫形态与环境因子的主成分分析Fig. 5 Principal component analyses for inorganic sulfur fractions and environmental factors in marsh soils with different marshesH2O-S: 水溶性硫Water-soluble-sulfur; Adsorbed-S: 吸附性硫Adsorbed-sulfur; HCl-Soluble-S: 盐酸溶解性硫HCl-Soluble-sulfur; HCl-Volatile-S: 盐酸挥发性硫HCl-volatile-sulfur; TIS: 总无机硫Total inorganic sulfur; TS: 全硫Total sulfur

表 5 不同入侵年限湿地土壤中无机硫形态与环境因子的逐步线性回归分析Table 5 Stepwise regression analyses for the relationships between inorganic sulfur fractions and environmental factors in marsh soils with different invasion years

湿地
Marshes 无机硫形态
Inorganic sulfur fractions 方程
Equations R2 P SA1 H2O-S y=115.800+7.825x5 0.254 0.033 HCl-Volatile-S y=61.039-8.941x2 0.582 0.006 TIS y=328.411+15.735x5 0.232 0.043 SA2 H2O-S y=-67.815+0.265x9 0.696 0.000 Adsorbed-S y=2.710+0.103x9 0.380 0.006 HCl-Soluble-S y=691.271-8.473x6 0.358 0.009 HCl-Volatile-S y=-14.900+4.734x4 0.497 0.001 TIS y=-13.161+0.645x9 0.614 0.000 SA3 HCl-Soluble-S y=456.994-4.789x6 0.255 0.033 HCl-Volatile-S y=-16.985+4.43x2 0.429 0.003 x1: 电导率Electrical conductivity (EC)；x2: pH；x3: 含水量Water content；x4: 有机质Organic matter；x5: 黏粒Clay；x6: 粉粒Silt；x7: 砂粒Sand；x8: 容重Bulk density；x9: 全硫Total sulfur(TS)

本研究还表明, 随着互花米草入侵年限的延长, 湿地土壤TIS储量以及其占TS储量的比例均呈降低趋势, 并且TIS储量的降低主要取决于Adsorbed-S、HCl-Soluble-S和HCl-Volatile-S的贡献。由于无机硫是湿地植物可吸收利用的重要硫养分[7], 所以该区土壤中TIS含量及储量的降低意味着可供互花米草吸收利用的有效硫养分将随入侵年限的增加而降低, 由此使得其在入侵到一定年限后可能处于一种有效硫养分缺乏状态, 进而可能导致其入侵能力减弱。残体分解是湿地物质循环与能量流动的重要环节, 是养分(包括硫)向土壤归还的重要过程[34]。然而, 本研究区互花米草的这一养分“自我施肥”过程又可能由于定期(7—8月)互花米草刈割移除(潮汐冲走)而受阻[35-36], 这就降低了无机硫养分向土壤的归还, 从而可能导致湿地土壤中的TIS养分随互花米草入侵年限的增加进一步降低。因此, 随着该区互花米草入侵年限的增加以及对互花米草定期刈割活动的进行, 湿地土壤中的无机硫养分可能将继续降低并逐渐趋于缺乏状态, 长期而言将减弱互花米草的自身入侵能力, 这从侧面亦说明了采取定期刈割方式治理互花米草入侵是有效的。

4 结论

(1) 随着互花米草入侵年限的增加, 湿地土壤的H2O-S含量整体呈增加趋势, 而Adsorbed-S、HCl-Soluble-S和HCl-Volatile-S含量整体均呈降低趋势。相对于SA1, SA2和SA3土壤的H2O-S含量分别增加了10.02%和2.68%, 而其Adsorbed-S、HCl-Soluble-S和HCl-Volatile-S含量分别降低了9.02%、10.95%、7.57%和15.61%、32.89%、15.14%。

(2) 随着互花米草入侵年限的增加, 湿地土壤的TIS含量、TIS储量及其占TS储量的比例均而降低, 且这种降低主要取决于Adsorbed-S、HCl-Soluble-S和HCl-Volatile-S的贡献。

(3) 随着互花米草入侵年限的增加, 影响湿地土壤不同形态无机硫赋存的环境因子均发生了较大改变, 其中土壤颗粒组成、EC和pH的改变对无机硫赋存形态的影响尤为明显。

(4) 随着互花米草入侵年限的增加以及对互花米草定期刈割活动的进行, 闽江河口湿地土壤的无机硫养分可能将继续降低并逐渐趋于缺乏状态, 长期而言将减弱互花米草自身的入侵能力。

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