2019, Vol. 39文章信息
- 王华, 孙志高, 李家兵, 何涛, 高会, 王杰
- WANG Hua, SUN Zhigao, LI Jiabing, HE Tao, GAO Hui, WANG Jie
- 闽江口芦苇与短叶茳芏湿地土壤无机硫形态分布特征及其影响因素
- Distribution characteristics and influencing factors of inorganic sulfur forms in the soils of Phragmites australis marsh and Cyperus malaccensis marsh in the Min River Estuary
- 生态学报. 2019, 39(13): 4921-4932
- Acta Ecologica Sinica. 2019, 39(13): 4921-4932
- http://dx.doi.org/10.5846/stxb201805241143
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文章历史
- 收稿日期: 2018-05-24
- 网络出版日期: 2019-04-17
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. 福建师范大学福建省亚热带资源与环境重点实验室, 福州 350007;
4. 福建师范大学环境科学与工程学院, 福州 350007
2. Key Laboratory of Humid Subtropical Eco-geographical Process(Fujian Normal University), Ministry of Education, Fuzhou 350007, China;
3. Fujian Provincial Key Laboratory for Subtropical Resources and Environment, Fujian Normal University, Fuzhou 350007, China;
4. College of Environmental Science and Engineering, Fujian Normal University, Fuzhou 350007, China
硫是地壳中最丰富的元素之一, 具有-2至+6之间不同价态, 可以固态、溶解态和气态形式存在, 而不同形态硫之间的迁移转化对于环境条件的变化极为敏感[1]。湿地是地球上具有多功能的独特生态系统, 是C、N、S等元素的源、汇或转换器, 其对于全球元素循环及平衡有着重要影响。湿地土壤中的硫可分为无机硫和有机硫两大类[2], 而无机硫是植物吸收硫养分的主体, 占植物吸收硫总量的55%以上[3]。由于植物主要吸收土壤中的SO42-, 所以有机硫必须转化成无机硫才能被植物吸收与利用[4]。河口湿地是滨海湿地的一个重要生态类型, 是河流与海洋物质输运及转化的活跃地带, 其对外界胁迫压力反应的特有敏感性使其成为当前全球变化研究的理想区域。受河口水动力和海洋潮汐的双重影响, 河口湿地硫的生物地球化学循环极为复杂, 特别是河口湿地氧化-还原环境交替频繁, 导致沉积物-水体系中不同赋存形态的硫频繁地从一种形态转变为另一种形态[5]。目前, 国外关于湿地土壤中硫形态的研究主要集中在有机硫、酸可挥发性硫化物、黄铁矿硫和元素硫等的分离提取方法[6-7]以及其分布与转化特征方面[8-9], 且研究对象主要涉及盐沼[8, 10]、人工湿地[11]和海岸带湿地[12-13]。与国外相比, 国内对湿地土壤硫形态的研究相对较少, 且现有多集中在淡水湿地[14-15]和人工湿地[16-17]的探讨上, 而对于受入海径流及潮汐影响频繁的河口湿地和盐沼土壤硫形态的相关研究还不多见。
闽江是我国东南沿海重要的入海河流之一, 地处中亚热带与南亚热带过渡区, 具有流量大、流速快的特点。闽江口是福建省酸雨发生的重点地区, 酸雨发生频率达53.6%, 且酸雨中SO42-含量占绝对优势, 约占降水离子总量的70%左右, 接近我国酸雨严重的西南地区(80%)[18-19]。闽江口湿地除受到酸沉降的影响外, 还受到入海径流和潮流的多重影响, 特别是不同高程湿地地表的淹水时间和淹水深度可导致不同类型湿地或相同类型湿地土壤的氧化还原体系产生明显差异, 进而可影响到土壤中的硫的赋存形态及其转化特征。芦苇(Phragmites australis)和短叶茳芏(Cyperus malaccensis)是闽江河口重要的原生植被, 其对区域环境具有良好的适应性。当前, 芦苇与短叶茳芏在闽江河口鳝鱼滩(最大一块湿地)北部形成了明显的交错带, 宽度达70—120 m。已有研究表明, 湿地植被间的空间扩展(竞争)不仅可对植被的生态特征和养分吸收利用状况产生重要影响, 而且还可能导致湿地群落结构发生重大改变, 进而影响到生态系统的稳定性[20]。受酸沉降、河口水动力、潮汐和植被演替的多重影响, 闽江河口芦苇湿地与短叶茳芏湿地的硫循环体系在二者的空间扩展前后可能发生显著变化, 但这种变化有多大, 目前尚不明确。目前, 关于闽江河口硫循环的相关研究主要集中在不同淹水频率影响下不同类型湿地土壤-植物系统TS分布特征的探讨上[21-22], 而关于不同植被空间扩展影响下土壤无机硫形态分布特征的相关研究还鲜有报道。为此, 本研究以闽江口鳝鱼滩的芦苇湿地、短叶茳芏湿地以及二者交错带湿地为研究对象, 探讨了不同类型湿地土壤无机硫赋存形态的空间分布特征及其主要影响因素。研究结果有助于揭示该区植被空间扩展对湿地土壤硫形态分布及迁移转化的影响, 并可为湿地的生态保育提供重要科学依据。
1 材料与方法 1.1 研究区概况闽江河口湿地位于中亚热带和南亚热带过渡区, 气候暖热潮湿, 雨热同期, 年平均气温19℃, 年均降水日数153 d, 降水量可达1300 mm。河口区地势低平, 河口潮流涨落具有周期性变化, 感潮段可延伸至福州市区, 发育有良好的湿地生态系统。本研究选取的鳝鱼滩湿地地处闽江入海口(119°34′12″—119°40′40″ E, 26°00′36″—26°03′42″ N), 是闽江河口最大的一块湿地, 湿地分布区内潮水涨落频繁, 潮沟纵横, 水文条件相对复杂。研究区的土壤类型属滨海盐土, 富含铁、铝等黏土矿物。主要原生植被包括短叶茳芏(Cyperus malaccensis)、芦苇(Phragmites australis)和扁穗莎草(Cyperus compressus)等, 植被群落由陆向海整体呈条带状分布。
1.2 样地布设与样品采集2016年7月, 采用定位研究方法, 在鳝鱼滩西北部由陆向海方向设置样带, 在该样带上布设3个典型研究样地, 即纯芦苇群落(P. australis, 记为P)、纯短叶茳芏群落(C. malaccensis, 记为C)以及两种植物空间扩展形成的交错带群落(P. australis-C. malaccensis, 记为P-C)(图 1)。采用土壤柱状采样器在上述典型样地内进行土壤样品采集, 采样深度为60 cm(每10 cm一层), 每个研究样地采集3个柱状样作为重复, 共54个样品。
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| 图 1 研究区域及研究样地示意图 Fig. 1 Sketch of the study region and sampling sites |
将土壤样品带回实验室后自然风干, 去除杂物研磨过100目筛后装袋待测。土壤样品采集的同时, 分别采用HACH-sensION3和ECTestr11+原位测定土壤的pH和电导率(EC); 土壤有机质含量采用高温外热重铬酸钾容量法测定; 土壤粒度采用MasterSizer2000激光粒度分析仪测定, 并采用国际制分类; 土壤容重采用环刀法测定; 土壤含水量采用土壤墒情速测仪测定(TZS-1);土壤铁、铝、铜含量采用高压酸消解ICP-MS测定; 土壤全硫(TS)含量采用硝酸、高氯酸和氢氟酸消煮, BaSO42-比浊法测定。土壤无机硫在参照Krairapanond等提取方法的基础上[6], 结合本研究区的实际情况(土壤母质为富含铁铝的酸性土壤), 对盐酸溶解性硫的提取步骤进行了改进。具体提取方法如下：(1)水溶性硫(H2O-S)：称5 g风干土样于离心管中, 加水20 mL振荡30 min, 离心5 min, 将上清液过滤后吸取10 mL定容至50 mL容量瓶中; 待测; (2)吸附性硫(Adsorbed-S)：将倾去离心液的样品加入25 mL 0.025 mol/L NaH2PO4 , 震荡30 min, 离心后过滤后吸取10 mL定容至50 mL容量瓶中; 待测; (3)盐酸溶解性硫(HCl-Soluble-S)及盐酸挥发性硫(HCl-Volatile-S)：用14 mL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, 加入1 mL 7.2 mol/L HCl溶液, 加热至沸腾后微沸30 min, 将样品洗入50 mL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过滤; 待测。补集管中加入2 mL过30% H2O2, 加热微沸30 min, 加入少量HCl溶液分解过量Na2CO3, 定容至50 mL; 待测。在待测液中分别加入1 gBaCl2, 于电磁搅拌器上搅拌1 min, 在5—30 min内用紫外分光光度计在波长440 nm处比浊。总无机硫(TIS)=H2O-S+Adsorbed-S+HCl-Soluble-S+HCl-Volatile-S[14]。
1.4 指标计算土壤总无机硫储量Ls可采用下式计算：
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式中, LSi表示第i层的土壤无机硫硫库储量(g/m2), dvi表示第i层土壤容重(g/m3), Si 表示第i层土壤剖面总无机硫含量(mg/kg), hi 表示土层深度(cm)。
1.5 数据处理与分析运用Origin 8.0软件对不同类型湿地土壤中各形态无机硫含量数据进行作图、计算和单因素方差分析, 方差分析的显著性水平设定为α=0.05。采用SPSS 18.0软件对影响不同类型湿地土壤中各形态无机硫含量的环境因子进行主成分分析和逐步线性回归分析。
2 结果与分析 2.1 无机硫形态水平分布特征3种类型湿地土壤中的H2O-S和HCl-Soluble-S含量在0—40 cm土层整体表现为交错带湿地>短叶茳芏湿地>芦苇湿地(图 2)。其中, 芦苇湿地与交错带湿地以及短叶茳芏湿地与交错带湿地的土壤H2O-S含量均不存在显著差异(P>0.05), 而芦苇湿地与交错带湿地(P=0.002)以及交错带湿地与短叶茳芏湿地(P=0.007)土壤的HCl-Soluble-S含量均存在显著差异。在40—60 cm土层, 3种类型湿地土壤的H2O-S和HCl-Soluble-S含量均表现为交错带湿地>芦苇湿地>短叶茳芏湿地。其中, 三者之间的H2O-S含量均不存在显著差异(P>0.05), 而短叶茳芏湿地土壤的HCl-Soluble-S含量分别与芦苇湿地(P=0.001)和交错带湿地(P=0.001)存在显著差异。另外, 3种类型湿地土壤的Adsorbed-S含量在0—10 cm土层表现为交错带湿地＞芦苇湿地＞短叶茳芏湿地(P＞0.05), 而在40—60 cm土层则整体表现为短叶茳芏湿地＞交错带湿地＞芦苇湿地(P＞0.05)。就10—40 cm土层而言, 3种类型湿地土壤的Adsorbed-S含量均表现出交错带湿地＞短叶茳芏湿地＞芦苇湿地, 且其值在芦苇湿地与交错带湿地(P=0.001)以及芦苇湿地与短叶茳芏湿地(P=0.029)均存在显著差异。另外, 3种类型湿地土壤的HCl-Volatile-S含量在0—60 cm土层上整体表现为短叶茳芏湿地＞芦苇湿地＞交错带湿地。其中, 短叶茳芏湿地土壤的HCl-Volatile-S含量分别与芦苇湿地(P=0.001)和交错带湿地(P=0.001)存在显著差异。
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| 图 2 不同类型湿地土壤不同形态无机硫含量水平分布特征 Fig. 2 Horizontal distributions of the contents of different inorganic sulfur forms in soils of different marshes |
3种类型湿地土壤的H2O-S、Adsorbed-S和HCl-Soluble-S含量整体均自表层向下呈先降低而后增加的变化(图 3)。其中, 三者土壤中的H2O-S和Adsorbed-S含量在垂直方向上均不存在显著差异(P＞0.05), 而芦苇湿地与交错带湿地(P=0.002)以及短叶茳芏湿地与交错带湿地(P=0.003)土壤的HCl-Soluble-S含量在垂直方向上均存在显著差异。整体而言, 短叶茳芏湿地(0—60 cm)土层的H2O-S含量垂直变化并不明显, 而芦苇湿地和交错带湿地土壤中的H2O-S含量的垂直变化较为明显且也比较一致, 其值在0—40 cm土层上随深度的增加而降低且二者之间存在显著差异(P=0.012), 而在40—60 cm土层上则之相反(P＞0.05)。尽管交错带湿地与短叶茳芏湿地土壤中Adsorbed-S含量的垂直变化趋势在0—40 cm土层正好相反, 但二者之间不存在显著差异(P＞0.05);但在40—60 cm土层, 二者Adsorbed-S含量的垂直变化趋势较为一致, 且二者之间亦不存在显著差异(P＞0.05)。对于HCl-Soluble-S而言, 其值在三种类型湿地土壤中的含量自表层向下整体均呈先降低后增加的变化。其中, 交错带湿地与芦苇湿地土壤的HCl-Soluble-S含量的垂直变化较为明显, 且二者之间存在显著差异(P=0.006)。与其他三种无机硫组分相比, 芦苇湿地与短叶茳芏湿地土壤的HCl-Volatile-S含量在垂直方向上呈相反变化特征且二者存在显著差异(P=0.001), 而交错带湿地土壤的HCl-Volatile-S含量在垂直方向上的变化较为平缓。方差分析表明, 芦苇湿地土壤的H2O-S与Adsorbed-S(P=0.005)、H2O-S与HCl-Volatile-S(P=0.001)以及HCl-Soluble-S与HCl-Volatile-S(P=0.021)存在显著差异; 交错带湿地土壤的H2O-S与Adsorbed-S(P=0.001)、H2O-S与HCl-Volatile-S(P=0.001)、HCl-Soluble-与Adsorbed-S(P=0.001)以及HCl-Soluble-S与HCl-Volatile-S(P=0.001)均存在显著差异; 而短叶茳芏湿地土壤中四种形态无机硫之间均存在显著差异(P＜0.05)。与芦苇湿地和短叶茳芏湿地相比, 交错带湿地土壤的H2O-S、Adsorbed-S、HCl-Soluble-S和TIS含量整体均呈增加趋势, 增幅分别为36.94%和54.31%、34.84%和13.03%、73.25%和67.59%以及45.72%和45.28%;与之不同, HCl-Volatile-S含量则呈降低趋势, 降幅分别为2.78%和22.24%(表 1)。
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| 图 3 不同类型湿地土壤不同形态无机硫含量垂直分布特征 Fig. 3 Vertical distributions of the contents of different inorganic sulfur forms in soils of different marshes |
| 湿地类型 Marsh types |
项目 Items |
无机硫形态Inorganic sulfur forms | ||||
| 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 |
总无机硫 TIS |
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| P | 含量/(mg/kg) | 146.09±81.63a | 46.96±25.98a | 103.53±26.60a | 20.47±1.60a | 317.50±118.79a |
| 变异系数CV | 55.87 | 55.33 | 25.69 | 7.82 | 37.47 | |
| P-C | 含量/(mg/kg) | 200.05±42.33b | 63.32±18.24a | 179.37±46.46b | 19.90±1.18a | 462.65±100.52b |
| 变异系数CV | 21.16 | 28.80 | 25.90 | 5.91 | 21.73 | |
| C | 含量/(mg/kg) | 129.64±16.09b | 56.20±13.90a | 107.03±10.82a | 25.59±2.25b | 318.45±29.11a |
| 变异系数CV | 12.41 | 24.73 | 10.11 | 8.79 | 9.14 | |
| a, b表示不同类型湿地之间的差异, 字母不同表示二者在P < 0.05水平上差异显著; 纯芦苇群落P, P. australis；芦苇-短叶茳芏交错带群落P-C, P. australis-C. malaccensis; 纯短叶茳芏群落C, C. malaccensis | ||||||
芦苇湿地、交错带湿地和短叶茳芏湿地土壤的TIS平均含量分别为((317.05±118.79)mg/kg)、((462.65±100.52) mg/kg)和((318.45±29.11) mg/kg), 占相应类型湿地全硫含量的22.29%—39.99%、32.39%—33.33%和30.20%—30.86%。另外, 交错带湿地土壤的TIS含量明显高于芦苇湿地和短叶茳芏湿地(图 4、图 5), 前者是后者的1.0—1.5倍。具体而言, 0—10 cm土层的TIS含量整体表现为交错带湿地>芦苇湿地>短叶茳芏湿地, 且芦苇湿地与短叶茳芏湿地(P=0.011)以及短叶茳芏湿地与交错带湿地(P=0.006)均存在显著差异; 20—40 cm土层的TIS含量整体均表现为交错带湿地>短叶茳芏湿地>芦苇湿地, 且芦苇湿地与交错带湿地(P=0.001)、芦苇湿地与短叶茳芏湿地(P=0.026)以及短叶茳芏湿地与交错带湿(P=0.030)均存在显著差异; 与0—10 cm土层相似, 50—60 cm土层的TIS含量亦表现为交错带湿地>芦苇湿地>短叶茳芏湿地, 但仅交错带湿地与短叶茳芏湿地之间存在显著差异(P=0.036)。就垂直变化而言, 不同类型湿地土壤的TIS含量和储量整体均随深度的增加呈先降低后增加变化, 其中芦苇湿地与交错带湿地于30—40 cm土层取得最低值, 而短叶茳芏湿地则于20—30 cm土层取得最低值。比较而言, 3种类型湿地土壤的TIS储量整体表现为交错带湿地>芦苇湿地>短叶茳芏湿地, 其值分别为((174.59±42.84) g/m2)、((252.19±18.46) g/m2)和((167.30±16.51) g/m2), 与芦苇湿地和短叶茳芏湿地相比, 交错带湿地土壤的TIS储量分别增加了44.44%和50.73%。
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| 图 4 不同类型湿地土壤总无机硫含量分布 Fig. 4 Distribution of total inorganic sulfur contents in soils of different marshes |
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| 图 5 不同类型湿地土壤无机硫储量分布 Fig. 5 Distribution of inorganic sulfur stocks in soils of different marshes |
通过主成分分析对影响无机硫赋存量的相关因子进行筛选结果表明(表 2), 芦苇湿地的第一主成分Z1与x2和x9存在明显的正相关, 与x1和x3存在较为明显的负相关, 故可看作是土壤氧化还原环境和金属矿物的代表; 第二主成分Z2与x4、x6和x8存在明显的正相关, 可看作是土壤水分、土壤细颗粒组成和金属矿物的组成的代表; 第三主成分Z3与x5、x7和x10存在明显的正相关, 可看作是土壤养分、细颗粒组成和金属矿物的代表。因此, 土壤氧化还原环境、细颗粒组成和金属矿物含量是影响芦苇湿地土壤无机硫含量的关键因素(累积贡献率可达81.44%), 而土壤养分也对其分布也具有重要影响(累积贡献率为11.51%)。交错带湿地的第一主成分Z1与x2、x5和x8存在明显的正相关, 与x1和x3存在明显的负相关, 可看作是土壤氧化还原环境、养分和金属矿物的代表; 第二主成分Z2与x6和x7存在明显的正相关, 而与x4和x10存在明显的负相关, 可看作是土壤细颗粒组成的代表。因此, 土壤氧化还原环境、养分和金属矿物是影响交错带湿地土壤无机硫含量的关键因素(累积贡献率可达58.23%), 而土壤细颗粒组成也对其分布也具有重要影响(累积贡献率为32.35%)。短叶茳芏湿地的第一主成分Z1与x2和x8存在明显的正相关, 而与x1存在明显的负相关, 可看作是土壤氧化还原环境和金属矿物的代表; 第二主成分Z2与x5和x6存在明显的正相关, 而与x4存在明显的负相关, 可看作是土壤养分和土壤细颗粒组成的代表; 第三主成分Z3与x9存在明显的正相关, 可看作是土壤金属矿物的代表。因此, 土壤氧化还原环境、养分和细颗粒组成是影响短叶茳芏湿地土壤无机硫含量的关键因素(累积贡献率可达75.95%), 而金属矿物对其分布也具有重要影响(累积贡献率达13.02%)。为了进一步识别影响不同无机硫形态分布的关键因子, 对不同形态无机硫含量及主要环境因子进行多元逐步线性回归分析(表 3), 结果表明, 芦苇湿地土壤的H2O-S、Adsorbed-S和TIS含量分布主要受有机质含量的影响(R2分别为0.68、0.73和0.93), 而HCl-Soluble-S和HCl-Volatile-S含量无任何因子进入方程; 交错带湿地土壤的HCl-Soluble-S和TIS含量主要受到粉粒含量的影响(R2分别为0.93和0.88), H2O-S和HCl-Volatile-S含量除受到粉粒含量的影响外, 还分别受到氧化还原电位(Eh)和Fe含量的影响(R2分别为0.94和0.99), Adsorbed-S含量主要受Al含量的影响(R2为0.57);短叶茳芏湿地土壤的Adsorbed-S和HCl-Volatile-S含量主要受到黏粒和粉粒含量的影响(R2分别为0.91和0.99), TIS含量除受到黏粒含量的影响外, 还受到有机质含量的影响(R2为0.96), 而H2O-S和HCl-Soluble-S含量均未有任何因子进入方程。
| 湿地类型 Marsh types |
成分 Component |
特征值 Eigenvalue |
贡献率 Contribution rate/% |
累积贡献率 Accumulative contribution/% |
因素 Factors |
Z1 | Z2 | Z3 |
| P | 1 | 5.854 | 58.542 | 58.542 | 电导率x1 | -0.800 | -0.574 | -0.153 |
| 2 | 2.29 | 22.897 | 81.438 | 氧化还原电位x2 | 0.787 | 0.607 | -0.011 | |
| 3 | 1.151 | 11.505 | 92.944 | pH x3 | -0.813 | -0.543 | 0.110 | |
| 4 | 0.54 | 5.398 | 98.341 | 含水量x4 | 0.452 | 0.869 | -0.166 | |
| 5 | 0.166 | 1.659 | 100 | 有机质x5 | 0.260 | 0.547 | 0.747 | |
| 6 | 3.01×10-16 | 3.01×10-15 | 100 | 黏粒x6 | -0.012 | 0.900 | 0.169 | |
| 7 | 1.11×10-16 | 1.11×10-15 | 100 | 粉粒x7 | -0.042 | -0.175 | 0.962 | |
| 8 | -8.25×10-17 | -8.25×10-16 | 100 | Cu x8 | 0.387 | 0.732 | -0.185 | |
| 9 | -2.48×10-16 | -2.48×10-15 | 100 | Fe x9 | 0.960 | 0.005 | -0.043 | |
| 10 | -3.23×10-16 | -3.23×10-15 | 100 | Al x10 | -0.666 | -0.084 | 0.738 | |
| P-C | 1 | 5.823 | 58.225 | 58.225 | 电导率x1 | -0.952 | 0.170 | |
| 2 | 3.235 | 32.349 | 90.574 | 氧化还原电位x2 | 0.935 | 0.116 | ||
| 3 | 0.544 | 5.442 | 96.016 | pH x3 | -0.826 | 0.381 | ||
| 4 | 0.306 | 3.062 | 99.079 | 含水量x4 | 0.622 | -0.709 | ||
| 5 | 0.092 | 0.921 | 100 | 有机质x5 | 0.927 | -0.026 | ||
| 6 | 2.71×10-16 | 2.71×10-15 | 100 | 黏粒x6 | 0.462 | 0.866 | ||
| 7 | 9.89×10-17 | 9.89×10-16 | 100 | 粉粒x7 | -0.237 | 0.875 | ||
| 8 | -5.97×10-17 | -5.97×10-16 | 100 | Cu x8 | 0.968 | 0.087 | ||
| 9 | -1.23×10-16 | -1.23×10-15 | 100 | Fe x9 | 0.681 | -0.689 | ||
| 10 | -3.23×10-16 | -3.23×10-15 | 100 | Al x10 | -0.054 | -0.992 | ||
| C | 1 | 5.425 | 54.249 | 54.249 | 电导率x1 | -0.871 | 0.427 | -0.109 |
| 2 | 2.17 | 21.697 | 75.946 | 氧化还原电位x2 | 0.843 | -0.473 | 0.154 | |
| 3 | 1.302 | 13.023 | 88.969 | pH x3 | -0.132 | 0.673 | 0.130 | |
| 4 | 0.762 | 7.625 | 96.594 | 含水量x4 | 0.650 | -0.736 | 0.143 | |
| 5 | 0.341 | 3.406 | 100 | 有机质x5 | 0.093 | 0.864 | -0.294 | |
| 6 | 3.52×10-16 | 3.52×10-15 | 100 | 黏粒x6 | -0.291 | 0.88 | 0.232 | |
| 7 | 1.88×10-16 | 1.88×10-15 | 100 | 粉粒x7 | -0.571 | 0.694 | -0.377 | |
| 8 | 4.35×10-17 | 4.35×10-16 | 100 | Cu x8 | 0.944 | 0.021 | 0.229 | |
| 9 | -2.65×10-17 | -2.65×10-16 | 100 | Fe x9 | 0.308 | 0.090 | 0.923 | |
| 10 | -9.72×10-17 | -9.72×10-16 | 100 | Al x10 | 0.666 | 0.490 | -0.474 |
| 湿地类型 Marsh types |
无机硫形态 Inorganic sulfur forms |
方程 Equation |
R2 | P |
| P | 水溶性硫 | y=-163.789x5+1267.226 | 0.68 | 0.027 |
| 吸附性硫 | y=-53.514x5+413.394 | 0.73 | 0.019 | |
| 总无机硫 | y=-231.965x5+1904.842 | 0.93 | 0.037 | |
| P-C | 水溶性硫 | y=-6.717x2-6.793x7+1146.057 | 0.94 | 0.008 |
| 吸附性硫 | y=-13.965x10+555.297 | 0.57 | 0.050 | |
| 盐酸可溶性硫 | y=-7.935x7+687.703 | 0.93 | 0.004 | |
| 盐酸挥发性硫 | y=0.109x7+0.216x9+3.387 | 0.99 | 0.001 | |
| 总无机硫 | y=-16.732x7+1534.557 | 0.88 | 0.001 | |
| C | 吸附性硫 | y=-1.097x7-5.229x6+201.383 | 0.91 | 0.012 |
| 盐酸挥发性硫 | y=-0.553x6-0.319x7+13.112 | 0.99 | 0.021 | |
| 总无机硫 | y=-34.587x5-7.476x6+662.315 | 0.96 | 0.020 | |
| x1至x9所代表的因子同表 2 | ||||
与国内相关研究对比可知, 闽江河口湿地表层土壤的各形态硫含量在我国整体处于较高水平, 其值明显高于三江平原淡水湿地、鄱阳湖湿地、三峡库区消落带和江苏盐城滨海湿地。另外, 本研究中不同形态无机硫含量的顺序为HCl-Soluble-S＞H2O-S＞Adsorbed-S＞HCl-Volatile-S, 与郝庆菊等对三江平原典型湿地土壤硫的相关研究结果一致(表 4)。由于土壤无机硫含量与TS含量呈显著正相关关系[14], 加之闽江河口湿地土壤TS含量较高于我国其他区域的淡水湿地[23], 由此导致其无机硫含量也相对较高。河口湿地处于河流与海洋相互作用地带, 受潮汐影响频繁, 河口湿地土壤水溶液中的硫酸盐主要来源于海洋[24], 而H2O-S和Adsorbed-S主要以SO42-的形式存在, 故其含量高于淡水湿地。尽管河口湿地受潮汐的频繁影响而处于淹水状态, 但芦苇发达的通气组织可使其根际保持较高的氧化还原电位, 有利于根际微生物活动, 导致其土壤有机硫更易矿化为无机硫[16], 提高了土壤的供硫能力, 进而增加了植物可直接吸收利用的H2O-S和Adsorbed-S含量。HCl-Soluble-S主要是和碳酸钙、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。与北方淡水湿地相比, 闽江河口湿地的沉积物富集了大量富含Fe、Al酸性沉积物, 其在耦合海水中游离态的SO42-后, 通常可与土壤中的碳酸钙共沉淀形成更多的含硫化合物(如难溶的CaSO4、FeS2和Al2SO4固态矿物态硫或元素硫)[25], 由此导致其HCl-Soluble-S占TS总量的比例远高于北方淡水湿地。HCl-Volatile-S是在厌氧环境中SO42-被硫酸根异化还原细菌还原成无机态而形成的挥发性硫化物, 因此土壤中氧气含量的高低对其含量具有显著影响。闽江河口潮汐属规则半日潮, 受潮水的周期性影响明显, 这就使得湿地土壤的含水量较高(表 5), 通气状况较差, 而厌氧环境下有利于HCl-Volatile-S的形成。另外, 由表 5可知, 闽江口的湿地土壤以黏粒和粉粒为主, 土壤紧实度较高, 通气状况差, 氧气很难渗入, 因而有利于HCl-Volatile-S的累积[26]。亦有研究表明, 土壤中有机质含量越高, 硫酸盐还原速率一般越高, 而酸挥发性硫化物的浓度也就越高[27]。与北方淡水湿地相比, 闽江口的芦苇湿地与短叶茳芏湿地具有很高的生产力, 其地表有机物的积累能力较高, 凋落物层有机质含量较高(表 5), 加之土壤含水量较高, 通气状况较差, 由此导致其湿地土壤HCl-Volatile-S含量较高。
| 研究区域 Study region |
植被类型 Vegetation types |
水溶性硫 H2O-S/(mg/kg) |
吸附性硫 Adsorbed-S/(mg/kg) |
盐酸可溶性硫 HCl-Soluble-S/(mg/kg) |
盐酸挥发性硫 HCl-Volatile-S/(mg/kg) |
参考文献 References |
| 盐城(江苏) | *b | 15.08±1.31 | 20.59±1.27 | *a | *a | [24] |
| 互花米草Spartina alterniflora | 24.06±2.65 | 28.43±1.39 | *a | *a | ||
| 碱蓬Suaeda salsa | 23.60±1.16 | 24.46±0.97 | *a | *a | ||
| 芦苇Phragmites australis | 13.10±0.88 | 22.37±0.71 | *a | *a | ||
| 鄱阳湖(江西) | *b | 43.61±32.64 | 30.57±30.49 | *a | *a | [15] |
| 三峡库区(重庆) | *b | 51.05±4.33 | *a | *a | *a | [17] |
| 三江平原(黑龙江) | 小叶章Calamagrostis angustifolia | 40.9±19.60 | 29.5±12.10 | 36.2±15.10 | 1.21±0.35 | [14] |
| 乌拉苔草Carex meyeriana | 70.5±19.60 | 44.2±5.40 | 48.6±25.70 | 1.17±0.15 | ||
| 毛果苔草Carex lasiocarpa | 111.8±71.7 | 74.0±46.1 | 61.6±17.6 | 1.90±0.5 | ||
| 闽江河口(福建) | 芦苇Phragmites australis | 146.09±81.63 | 46.96±25.98 | 103.53±26.60 | 20.47±1.60 | 本研究 |
| 芦苇-短叶茳芏P-C | 200.05±42.33 | 63.32±18.24 | 179.37±46.46 | 19.90±1.18 | ||
| 短叶茳芏Cyperus malaccensis | 129.64±16.09 | 56.20±13.90 | 107.03±10.82 | 25.59±2.25 | ||
| 盐沼湿地(墨西哥湾) | *b | *a | *a | 2994.5±826.10 | *a | [8] |
| 淡水湿地(墨西哥湾 | *b | *a | *a | 1100.0±562.00 | *a | [28] |
| 潟湖(亚得里亚海北部) | *b | 551.2±245.64 | *a | 1023.4±488.10 | *a | [12] |
| *a表示该形态无机硫数据缺失。*b表示研究区域为无植被覆盖地 | ||||||
| 理化因子 Physical and Chemical factors |
湿地类型Marsh types | |||
| 芦苇 Phragmites australis |
交错带 Phragmites australis-Cyperus malaccensis |
短叶茳芏 Cyperus malaccensis |
||
| 粒径组成 | < 2 μm | 16.06±0.81a | 15.66±3.04a | 10.08±5.89b |
| Grain composition/% | 2—20 μm | 55.44±1.39a | 64.27±1.39b | 51.82±17.24a |
| >20 μm | 28.49±1.58a | 20.05±6.33b | 38.09±23.14ab | |
| 土壤容重Soil bulk density/(g/cm3) | 0.99±0.01a | 0.91±0.03a | 0.99±0.01a | |
| 含水量Moisture/% | 52.47±4.82a | 51.37±6.36a | 48.13±3.19a | |
| pH | 4.81±0.14a | 5.33±0.21b | 5.66±0.07ab | |
| 电导率EC Electrical conductivity/(ms/cm) | 1.61±0.23a | 1.61±0.17a | 1.81±0.29a | |
| 有机质Organic matter/% | 6.69±0.66a | 6.96±0.25a | 5.67±0.71a | |
| Fe (g/kg) | 45.89±0.87ab | 48.57±0.67a | 43.83±0.77b | |
| Al (g/kg) | 33.72±0.38a | 35.01±0.01b | 32.80±0.73ab | |
| Cu (g/kg) | 0.061±0.001a | 0.061±0.001a | 0.058±0.001a | |
| a, b表示不同类型湿地之间的差异, 字母不同表示二者在P < 0.05水平上差异显著 | ||||
与国外相关研究的对比可知, 墨西哥湾盐沼和淡水湿地土壤的HCl-Soluble-S含量以及亚得里亚湾北部潟湖沉积物的H2O-S含量和HCl-Soluble-S含量均显著高于我国学者对淡水湿地和河口湿地的相关研究数值。一方面, 可能是由于相关研究区域均显著受到潮汐的影响, 使得土壤孔隙水中的SO42-丰富, 加之沉积物均被海水长期淹没并一直处于还原环境, 由此导致其H2O-S和HCl-Soluble-S含量可能普遍较高。Krairapanond等研究表明, 墨西哥湾盐沼土壤中的HCl-Soluble-S含量主要来源于土壤孔隙水中的硫酸盐, 而Daniele则报道了研究区域土壤的H2O-S含量和HCl-Soluble-S含量主要受潮汐的影响。另一方面, 国外相关研究区域的黄铁矿硫化物含量高且存在很高的金属化合物污染风险性, 而这也是导致国外研究区域HCl-Soluble-S含量较高的重要原因之一[8, 12, 28]。
本研究表明, 芦苇与短叶茳芏的空间扩展明显改变了土壤中不同形态无机硫的分布特征, 其形成的交错带湿地土壤的H2O-S和Adsorbed-S含量在0—40 cm土层上整体要高于纯群落湿地, 原因可能是与植被在空间扩展过程中对土壤理化性质的改变有关。已有研究表明, 交错带湿地中芦苇的相对密度较纯群落有所提高, 这可导致其枯落物量明显增加, 养分归还能力相对增强[22], 土壤有机质含量整体较高(表 5)。此外, 交错带湿地中芦苇的相对密度较纯群落提高也会导致交错带对潮汐中的悬浮颗粒物特别是细颗粒的拦截能力增强, 使得交错带湿地土壤的细颗粒(黏粒和粉粒之和)含量要高于芦苇和短叶茳芏纯群落湿地(表 5), 这与前述分析得出的土壤的细颗粒组成和有机质含量是影响不同类型湿地土壤中H2O-S和Adsorbed-S含量分布关键因子的结论较为一致。Adsorbed-S主要通过阴离子交换吸收和配位吸收的方式而保留在土壤胶体表面。已有研究表明, 硫酸盐的吸附与土壤细颗粒和黏土矿物组成呈显著正相关[29]。据表 5可知, 由于交错带湿地土壤的细颗粒组成明显高于芦苇湿地或短叶茳芏湿地土壤, 故可使得其Adsorbed-S含量也相对较高。本研究还表明, H2O-S和Adsorbed-S含量呈现出相似的变化特征, 且二者存在较为密切的正相关关系(图 6), 原因与二者可以相互转化并处于动态平衡有关, 即当H2O-S含量被植物吸收或其他原因减少时, Adsorbed-S含量则会转化为H2O-S来补充[30]。与H2O-S和Adsorbed-S相比, HCl-Soluble-S的主要来源于与土壤中的碳酸钙、碳酸镁等结合在一起形成的较为稳定的共沉淀硫化物。已有研究表明, S0、S2-在好气作用下常被氧化成SO42-, 从而与土壤中的重金属和铁锰反应生成硫化物沉淀[25]。本研究表明, HCl-Soluble-S含量在0—40 cm土层整体表现为交错带湿地>短叶茳芏湿地>芦苇湿地。由于交错带湿地土壤中的Fe、Al含量要高于芦苇湿地或短叶茳芏湿地(表 5), 故更易形成FeS2、Al2SO4等固态硫化物, 进而导致其HCl-Soluble-S含量相对较高。对于HCl-Volatile-S而言, 其在0—60 cm土层整体表现为短叶茳芏湿地＞芦苇湿地＞交错带湿地。由于短叶茳芏湿地更靠近主潮沟, 故其受潮汐的影响更为明显, 加之其淹水频次较高, 使得湿地长期处于还原环境。在硫酸盐异化还原菌的作用下, 硫酸盐被还原并产生更多的S2-、HS-, 进而增加了HCl-Volatile-S[19]。然而, 由于湿地土壤的上覆水可能会对挥发性硫化物的上升扩散产生阻碍, 由此导致短叶茳芏湿地土壤HCl-Volatile-S含量的赋存量较高[31]。前述分析可知, 交错带湿地中芦苇的相对密度较纯群落有所提高, 导致其对潮汐中悬浮颗粒物的拦截能力增强, 进而改变了土壤的颗粒组成和容重。据表 5可知, 尽管交错带湿地土壤的细颗粒(黏粒和粉粒之和)所占比例有所增加, 但其土壤容重要低于芦苇湿地和短叶茳芏湿地, 说明土壤的紧实度不高, 易于HCl-Volatile-S的逸散。
|
| 图 6 湿地土壤H2O-S含量和Adsorbed-S含量的关系 Fig. 6 Relationship between the contents of H2O-S and Adsorbed-S in marsh soils |
本研究还表明, 芦苇与短叶茳芏空间扩展形成的交错带湿地土壤的TIS含量明显高于纯群落湿地, 前者是后者的1.0—1.5倍。前述分析表明, TIS含量主要受到土壤有机质和土壤细颗粒组成的重要影响。由于交错带湿地植物的枯落物归还能力和拦截细颗粒的能力较高, 使得其土壤有机质含量和细颗粒含量也较芦苇湿地或短叶茳芏湿地高[32], 进而导致其TIS含量亦高于纯群落湿地。另有研究表明, 土壤无机硫含量与土壤TS含量呈显著正相关[14]。本研究中, 交错带湿地土壤的TS平均含量((1.40±0.29) mg/g)要高于芦苇湿地((1.20±0.07) mg/g)和短叶茳芏湿地((1.04±0.08) mg/g), 这就使得其无机硫含量可能高于纯群落湿地。此外, 湿地土壤中的无机硫含量也可能与植物对硫养分的吸收利用密切相关[33]。关于交错带湿地与纯群落湿地的相关研究表明, 交错带湿地的芦苇地下生物量分配比(29.46%)要高于纯群落芦苇湿地(25.79%), 而其短叶茳芏地下生物量分配比(26.64%)与纯群落短叶茳芏湿地(26.77%)相差不大[22], 说明交错带湿地植物的生物量主要分配在地下, 而地上生物量的分配比相对降低, 又因为硫直接参与植物叶绿素的合成以及植物光合作用等过程[34], 故可能导致交错带植物地上器官所需的有效硫含量相对降低, 进而使得土壤中存留的无机硫含量也就相对较高。
4 结论(1) 不同类型湿地土壤中各形态的无机硫含量整体表现为HCl-Soluble-S>H2O-S>Adsorbed-S>HCl-Volatile-S, 分别占TS含量的22.29%—39.99%、32.39%—33.33%和30.20%—30.86%。闽江口湿地土壤中不同形态无机硫含量在全国处于较高水平, 但明显低于国外潟湖沉积物和盐沼土壤的研究结果。
(2) 芦苇与短叶茳芏的空间扩展明显增加了交错带湿地土壤的H2O-S、Adsorbed-S、HCl-Soluble-S和TIS含量, 增幅分别为36.94%和54.31%、34.84%和13.03%、73.25%和67.59%以及45.72%和45.28%;而HCl-Volatile-S含量整体降低, 降幅分别为2.78%和22.24%。
(3) 不同类型湿地土壤中H2O-S、Adsorbed-S和TIS含量的变化主要受有机质含量和细颗粒组成的控制, 而HCl-Soluble-S和HCl-Volatile-S含量主要受土壤氧化还原环境和金属元素分布的影响。
(4) 芦苇与短叶茳芏的空间扩展增加了土壤中H2O-S、Adsorbed-S、HCl-Soluble-S和TIS含量, 但降低了HCl-Volatile-S含量, 说明二者的空间扩展在整体提高交错带湿地土壤有效硫供给能力的同时, 亦降低了挥发性硫化物可能对二者生长产生的不利影响, 这对于保持二者在交错带湿地中的竞争力具有重要生态意义。
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