于秀麗　　　　姜明　于曉菲　鄒元春

(白城師范學院，白城，137000)　　　　(中國科學院東北地理與農(nóng)業(yè)生態(tài)研究所)

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溝渠化對沼澤濕地土壤鐵分異的影響1)

于秀麗姜明于曉菲鄒元春

(白城師范學院，白城，137000)(中國科學院東北地理與農(nóng)業(yè)生態(tài)研究所)

摘要利用沼澤濕地中距離渠岸不同位置所形成的沼澤土壤水文植被特征的差異，通過原位采集不同深度的土壤和土壤溶液，比較了濕地土壤固相和液相中鐵的空間分異，分析了溝渠化對這種分異的影響。結(jié)果表明，土壤總鐵量呈距離溝渠越近其質(zhì)量分數(shù)越高，總鐵量從溝渠邊(25.17±4.06)g/kg下降到8.8 m外的(21.81±3.47)g/kg，減少了13.35%；無論溶解性亞鐵(Fe2+)、溶解性高鐵(Fe3+)還是溶解性總鐵，都表現(xiàn)為隨溝渠距離增加，先增加再降低的趨勢，即距離溝渠4.4 m處溶解性鐵質(zhì)量濃度最高((1.75±0.95)mg/L)；以溶解性亞鐵(Fe2+)與溶解性高鐵(Fe3+)質(zhì)量濃度比，表征的土壤氧化還原環(huán)境以距離溝渠6.6 m處還原性最強。溝渠對天然濕地的穿過顯著影響土壤鐵的分布，導致部分鐵通過土壤表層(0～-10 cm)的沖刷和中上層土壤(-20～-40 cm)的側(cè)向滲流從溝渠兩側(cè)土壤向溝渠匯集，從而導致天然濕地土壤鐵的流失。土壤pH值和水勢是影響土壤鐵空間分異的主要因素。

關鍵詞溝渠化；濕地土壤；溶解性鐵；三江平原

由于天然濕地的宜農(nóng)屬性，通過興建排水溝渠降低濕地水位從而便于農(nóng)業(yè)開墾的現(xiàn)象在國內(nèi)外都廣泛存在。溝渠化直接影響濕地水文過程[1]，導致多種元素以溶解態(tài)從濕地土壤向下游水體中輸移[2]。隨著氮磷等養(yǎng)分元素的聚集，就可能造成下游水體的富營養(yǎng)化[3]。對于排水溝渠穿過的濕地而言，溝渠的存在對殘余濕地儲水和補水功能影響顯著，除了導致元素的隨水遷移外，還將導致濕地與其它地表水體之間水力聯(lián)系的增加，擴大魚類適宜生境的同時減少水生無脊椎動物的多度等[4]，帶來一系列環(huán)境問題。對于我國三江平原而言，排干濕地造田是過去三江平原濕地農(nóng)業(yè)的主要開發(fā)途徑。自20世紀50年代以來，大規(guī)模的排水渠道形成了錯綜復雜的廊道網(wǎng)絡系統(tǒng)，成為污染物從農(nóng)田向河流傳輸?shù)耐ǖ?，影響了區(qū)域水環(huán)境和濕地生態(tài)系統(tǒng)健康，對濕地生態(tài)系統(tǒng)構成了嚴重威脅，成為幾乎所有生態(tài)環(huán)境問題的根源[5-7]。

鐵元素在地殼和土壤中的豐度僅次于氧、硅、鋁[8]，不僅影響土壤結(jié)構，還可直接以化學途徑或間接通過微生物/生物途徑干預大量元素循環(huán)[9]，從而影響土壤功能。尤其在水分飽和或干濕交替的濕地中，鐵的氧化還原和遷移轉(zhuǎn)化具有不可忽視的作用[10]。濕地溝渠化對鐵的影響不僅表現(xiàn)為在溝渠內(nèi)隨水遷移轉(zhuǎn)化并在溝渠水和沉積物之間重新分配[11-12]，還可能通過對溝渠兩側(cè)濕地土壤水文情勢的影響進而作用于土壤鐵。不同的水文情勢(土壤浸沒或淹水的時機、頻率、周期和強度等)可以直接改變濕地土壤中的理化特性[13]，決定鐵元素等的氧化還原和遷移累積過程，從而對不同價態(tài)鐵含量的空間分異產(chǎn)生深刻影響[14]。因此，本研究通過定量溝渠穿過天然濕地后對濕地土壤溶解性鐵空間分異的影響，分析溝渠化水文情勢下土壤鐵的遷移、轉(zhuǎn)化和歸趨，有助于深入理解濕地土壤鐵的環(huán)境化學行為及其影響因素，并為三江平原“濕地—農(nóng)田”系統(tǒng)的可持續(xù)發(fā)展提供科學依據(jù)。

1材料與方法

布點：選取中國科學院三江平原沼澤生態(tài)試驗站內(nèi)主排水渠側(cè)濕地，由渠岸(記為點1)始向濕地一側(cè)，每隔2.2 m設點，分別記為點2～點5，各點植被依次為漂筏苔草(Carexpseudocuraica)、漂筏苔草—毛果苔草(Carexlasiocarpa)、毛果苔草—小葉章(Calamagrosticsangustifolia)、毛果苔草—小葉章、小葉章—沼柳(Salixbrachypoda)。與上述植被特征對應的各點土壤的水文情勢表現(xiàn)為其淹水時長由常年淹水逐漸減少為偶發(fā)淹水。

采樣：采用負壓式陶土管土壤溶液定點實時采集裝置[14]，按距地表10、20、40和60 cm，于采樣前2個月預埋設陶土管，密封抽氣端，同時采集各點同層土樣，隨機獲取該點位4個方向正負1 cm體積約10 cm3的土塊，混合后作為平行樣。土壤溶液采樣時利用真空泵抽氣造成棕色集水瓶中負壓，原位抽取24 h，個別難以抽取者二次加壓。所有土壤和土壤溶液樣品經(jīng)冷藏后送回實驗室分析鐵含量和pH值。

分析：土壤溶液樣品測試前先經(jīng)過0.45 μm濾膜過濾。不同價態(tài)鐵采用GB/T 8538—1995中鐵測定標準，其中加入鹽酸羥胺還原后測得溶解性總鐵，不加入鹽酸羥胺測得溶解性亞鐵(Fe2+)，二者之差為溶解性高鐵(Fe3+)；溶液pH值采用pH計(PHS-3C，上海雷磁)測定。所有土壤樣品經(jīng)風干、過200目篩后備分析測試。土壤總鐵采用濕法消解后原子吸收光度法(GBC-906，澳大利亞)測定；土壤pH值采用V(水)∶V(土)=5∶1浸提后測定。具體測定方法依據(jù)相關國家標準或手冊[15]。測定結(jié)果利用IBM SPSS 21.0進行統(tǒng)計分析。

2結(jié)果與分析

2.1土壤剖面土壤總鐵和土壤pH值的變化

從土壤縱向剖面看(表1)，研究區(qū)沼澤濕地土壤總鐵質(zhì)量分數(shù)隨采樣深度的增加而增加，從-10 cm土層的(15.92±0.20)g/kg提高到-60 cm土層的(33.06±0.73)g/kg，增加了107.66%。各土層總鐵的變異系數(shù)呈先增加再降低的趨勢(P<0.05)：從-10 cm土層的2.73%增加到-20 cm土層的10.83%，再到-40 cm土層的14.81%，最后減少到-60 cm土層的4.91%。從距離溝渠遠近看，土壤總鐵質(zhì)量分數(shù)呈距離溝渠越近，質(zhì)量分數(shù)越高的趨勢，從點1的(25.17±4.06)g/kg下降到點5的(21.81±3.47)g/kg，減少了13.35%。各點總鐵的變異系數(shù)差異不顯著(P>0.05)，點1到點5的變異系數(shù)分別為32.29%、35.74%、32.48%、31.54%和31.82%。

表1　濕地土壤剖面總鐵質(zhì)量分數(shù)

對土壤剖面的pH值測試結(jié)果表明(表2)，隨著土層深度的增加，pH值逐級增加(P<0.05)，從-10 cm土層的(5.62±0.13)增加到-60 cm土層的(6.48±0.04)。從距離溝渠遠近看，各點土壤pHs含量差異不顯著(P>0.05)，點1到點5的pH值分別為(6.10±0.20)、(5.79±0.26)、(6.12±0.23)、(6.17±0.15)和(6.08±0.15)。

表2　濕地土壤剖面pH值變化特征

2.2土壤溶液中不同鐵形態(tài)的質(zhì)量濃度和pH值變化

溶液中鐵質(zhì)量濃度的方差和變異系數(shù)遠大于固相鐵，因此，無論溶解性亞鐵(Fe2+)、溶解性高鐵(Fe3+)還是溶解性總鐵，本研究都以均值表示各土層、各點之間的差異。

對濕地土壤溶液中溶解性亞鐵(Fe2+)的分析結(jié)果表明(表3)，隨土層深度的增加，溶解性亞鐵(Fe2+)先降低再增加，各層溶解性亞鐵(Fe2+)的平均質(zhì)量濃度分別為(0.63±0.41)、(0.44±0.32)、(0.72±0.44)和(0.93±0.32)mg/L。從距離溝渠遠近看，溶解性亞鐵(Fe2+)表現(xiàn)為隨距離增加先增加再降低的趨勢，各點的均值分別為(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　濕地土壤溶液溶解性亞鐵(Fe2+)變化特征

對濕地土壤溶液中溶解性高鐵(Fe3+)的分析結(jié)果表明(表4)，隨土層深度的增加，溶解性高鐵(Fe3+)呈逐漸降低的趨勢，各層溶解性高鐵(Fe3+)的平均質(zhì)量濃度分別為(0.78±0.30)、(0.29±0.12)、(0.44±0.24)和(0.21±0.08)mg/L。從距離溝渠遠近看，溶解性高鐵(Fe3+)也表現(xiàn)為先增加再降低的趨勢，各點的均值分別為(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　濕地土壤溶液溶解性高鐵(Fe3+)變化特征

對濕地土壤溶液中溶解性總鐵的分析結(jié)果表明(表5)，隨土層深度的增加，溶解性總鐵呈先逐漸降低的趨勢，各層溶解性總鐵的平均質(zhì)量濃度分別為(1.74±0.70)、(1.36±0.64)、(0.63±0.37)和(0.72±0.31)mg/L。從距離溝渠遠近看，溶解性總鐵也表現(xiàn)為先增加再降低的趨勢，各點的均值分別為(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　濕地土壤溶液溶解性總鐵變化特征

對土壤溶液pH值的分析結(jié)果表明(表6)，土壤溶液的pH值與土壤固相pH值的均值相近，但前者數(shù)值間的差異小于后者。從-10到-60 cm，各層土壤溶液的pH值分別為(6.62±0.05)、(6.54±0.07)、(6.66±0.12)和(6.72±0.11)；從點1到點5，各點土壤溶液的pH值分別為(6.65±0.05)、(6.66±0.11)、(6.76±0.03)、(6.39±0.09)和(6.71±0.09)。

表6　濕地土壤溶液pH值變化特征

2.3溶解性亞鐵(Fe2+)與溶解性高鐵(Fe3+)質(zhì)量濃度比值的變化

在濕地土壤或沉積物的研究中，可以根據(jù)溶解性亞鐵(Fe2+)與溶解性高鐵(Fe3+)質(zhì)量濃度比值來判定土壤或沉積物的氧化還原狀況。當溶解性亞鐵(Fe2+)與溶解性高鐵(Fe3+)質(zhì)量濃度比值<1，土壤溶液為氧化系統(tǒng)，且值越小，氧化性越強；當溶解性亞鐵(Fe2+)與溶解性高鐵(Fe3+)質(zhì)量濃度比值>1，為還原系統(tǒng)，且值越大，還原性越強[14，16]。由表7可以看出，溶解性亞鐵(Fe2+)與溶解性高鐵(Fe3+)質(zhì)量濃度比值隨土層深度的增加而增加，從-10 cm到-60 cm，各層土壤溶液的溶解性亞鐵(Fe2+)與溶解性高鐵(Fe3+)質(zhì)量濃度比值分別為(0.60±0.17)、(1.55±0.64)、(1.65±0.28)和(4.52±0.42)；溶解性亞鐵(Fe2+)與溶解性高鐵(Fe3+)質(zhì)量濃度比值隨至溝渠距離的增加，呈先增加再降低的趨勢，從點1到點5，各點土壤溶液的溶解性亞鐵(Fe2+)與溶解性高鐵(Fe3+)質(zhì)量濃度比值分別為(1.82±0.64)、(1.47±0.82)、(2.61±0.89)、(2.98±1.15)和(1.53±0.96)。

表7濕地土壤溶液溶解性亞鐵(Fe2+)與溶解性高鐵(Fe3+)質(zhì)量濃度比

土層深度/cm溶解性亞鐵(Fe2+)與溶解性高鐵(Fe3+)質(zhì)量濃度比值點1點2點3點4點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土壤固相與液相鐵和pH值的相關性

相關分析表明(表8)，土壤溶液中的溶解性亞鐵(Fe2+)和溶解性高鐵(Fe3+)呈顯著的正相關(r=0.730,P<0.01)，溶解性總鐵作為溶解性亞鐵(Fe2+)與溶解性高鐵(Fe3+)之和，因而分別與之呈正相關(r=0.462,P<0.05；r=0.707,P<0.01)。溶解性亞鐵(Fe2+)與溶解性高鐵(Fe3+)質(zhì)量濃度比值分別與土壤固相總鐵和土壤pH值呈顯著的正相關(r=0.822,P<0.01；r=0.722,P<0.01)，而后二者之間也存在顯著的正相關(r=0.860,P<0.01)。土壤溶液中的溶解性高鐵(Fe3+)與土壤pH值呈顯著負相關(r=-0.481,P<0.05)。

3結(jié)果與討論

三江平原沼澤土的鐵平均含量高于全國背景值和各類沼澤土的平均值[17]，因此鐵的遷移轉(zhuǎn)化在濕地物質(zhì)循環(huán)研究中具有重要價值。另一方面，60多年來的墾殖導致該區(qū)鐵循環(huán)過程又具有鮮明的人類活動的影響[5-7，10-11]。由此可見，以溝渠化為特征的人為活動對天然濕地生態(tài)系統(tǒng)中鐵的影響不可忽視。

本研究以穿過天然濕地的溝渠為目標，分別從不同土層深度和距離溝渠的遠近縱橫兩個維度，分析了土壤固相和溶液中的鐵形態(tài)和含量，并以pH值為例分析了土壤環(huán)境對鐵遷移轉(zhuǎn)化的影響。結(jié)果表明，溝渠對天然濕地的穿過顯著影響土壤鐵的分布，導致部分鐵通過土壤表層(0～-10 cm)的沖刷和中上層土壤(-20～-40 cm)的側(cè)向滲流，從溝渠兩側(cè)向溝渠匯集，從而導致土壤鐵的流失。

首先，對于土壤固相鐵而言，由于表層土壤(-10 cm)被水沖刷，表層土壤總鐵從溝渠兩側(cè)向溝渠匯集的趨勢并不明顯，表現(xiàn)為變異系數(shù)最低(2.73%)；深層土壤(-60 cm)則由于本身質(zhì)地黏重，總鐵本底質(zhì)量分數(shù)較高，因此側(cè)向聚集效應不明顯，變異系數(shù)也較低(4.91%)。土壤鐵發(fā)生側(cè)向遷移的土層主要位于-20～-40 cm，表現(xiàn)為點1的總鐵含量顯著高于距離溝渠較遠的點，而距離最遠的點5的總鐵質(zhì)量分數(shù)最低(表1)。與溝渠附近的孤立濕地相比[17]，同類型植被下的溝渠兩側(cè)濕地土壤總鐵質(zhì)量分數(shù)略低，表明部分土壤固相鐵因還原活化或絡合活化而側(cè)向隨水遷移[18]，匯集到溝渠中，部分逐級沉積于不同等級的溝渠底泥中，部分隨水遷移到下游水體[11-12]，從而導致研究區(qū)無論表層濕地土壤或是0～60 cm全剖面土壤的總鐵質(zhì)量分數(shù)均低于三江平原平均水平[19]。土壤pH值隨土層深度增加而增加，由弱酸性升高至近中性(表2)，土壤鐵的活動性逐漸降低，因而盡管深層土壤(-60 cm)的總鐵含量較高，但側(cè)向遷移反而不如中上層土壤(-20～-40 cm)。

表8　土壤固相與液相鐵和pH值的相關分析

注：Pearson雙側(cè)檢驗，*P<0.05，**P<0.01。

其次，對于土壤溶解性鐵而言，受土壤通氣性的影響，溶解性亞鐵(Fe2+)隨土層深度增加先降低再增加(表3)，表明深層土壤的還原環(huán)境有利于溶解性亞鐵(Fe2+)的形成和活化[14]；溶解性高鐵(Fe3+)隨土層深度增加而降低(表4)，特別是-10 cm土層的溶解性高鐵(Fe3+)質(zhì)量濃度可達-60 cm土層的3.71倍，表明通過土壤固相活化的溶解性高鐵(Fe3+)的將迅速被還原為溶解性亞鐵(Fe2+)[14]。DFet表現(xiàn)出表聚趨勢，-10 cm土層的可達-60 cm土層的2.41倍(表5)，這可能是因為溶解性鐵隨植物根孔和毛管水由深層土壤向表層土壤遷移而不斷累積的結(jié)果[22]。從距離溝渠遠近看，無論溶解性亞鐵(Fe2+)、溶解性高鐵(Fe3+)還是溶解性總鐵，都表現(xiàn)為隨溝渠距離增加，先增加再降低的趨勢，即點2和3的溶解性鐵質(zhì)量濃度最高，表明距離溝渠越近，溶解性鐵的側(cè)向遷移速率越低，從而導致溶解性鐵在點2和3處聚集。鑒于濕地植被與水文情勢的對應關系[18]，盡管距離溝渠越遠，土壤水勢越高，溶解性鐵應隨水從遠溝渠的點5向近溝渠的點1遷移，但由于溝渠洪泛的存在導致水分渠水淹沒點1，從而使點1和點2的水勢差降低，溶解性鐵的側(cè)向遷移速率降低。由此可見，溶解性鐵與固相鐵相同，都揭示了鐵從兩側(cè)向溝渠匯集的趨勢。土壤溶液的pH值也因頻繁的側(cè)向和縱向水分遷移而導致空間差異不顯著，總體上呈弱中性，不利于溶解性鐵的快速遷移。

第三，溶解性亞鐵(Fe2+)與溶解性高鐵(Fe3+)質(zhì)量濃度比是濕地土壤中重要的氧化還原體系之一，能迅速響應并指示濕地土壤氧化還原狀況的變化[14，16，21]。本研究中指示土壤還原性的溶解性亞鐵(Fe2+)與溶解性高鐵(Fe3+)質(zhì)量濃度比值隨土層深度增加而降低，由表層土壤的氧化環(huán)境過渡到深層土壤的還原和強還原環(huán)境(表7)，與我們在其它濕地土壤中的研究結(jié)果相似[14]。溶解性亞鐵(Fe2+)與溶解性高鐵(Fe3+)質(zhì)量濃度比隨至溝渠距離的增加呈先增加再降低的趨勢，還原性最強的是點4，可能與點4的深層土壤溶解性亞鐵(Fe2+)較高而溶解性高鐵(Fe3+)特別低有關。此外，土壤固相總鐵和土壤pH值之間存在顯著的正相關，與前人研究一致[19]；而溶解性亞鐵(Fe2+)與溶解性高鐵(Fe3+)質(zhì)量濃度比，分別與土壤固相總鐵和土壤pH值也呈顯著的正相關，表明還原和高pH值環(huán)境有利于鐵的累積，即雖然在還原條件下鐵的可遷移性會增加，但由于高還原環(huán)境往往也是水勢較低之處[14]，隨水遷移的溶解性鐵還是會在此處累積，兩種因素共同作用下，仍然可能表現(xiàn)為有利于鐵累積的正效應。

參考文獻

[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]張蕓,呂憲國.排水對三江平原沼澤濕地土壤中化學元素的影響[J].農(nóng)村生態(tài)環(huán)境,2001,17(1):9-12．

[6]郗敏,呂憲國.溝渠對濕地生物地球化學循環(huán)影響初析——以三江平原濕地為例[J].水土保持通報,2006,26(5):43-45,64.

[7]陸琦,馬克明,倪紅偉.濕地農(nóng)田渠系的生態(tài)環(huán)境影響研究綜述[J].生態(tài)學報,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,呂憲國.濕地鐵生物地球化學循環(huán)及其環(huán)境效應[J].土壤學報,2006,43(3):493-499.

[11]鄒元春,于曉菲,霍莉莉,等.三江平原典型灌區(qū)井灌地下水中鐵的隨水遷移特征[J].環(huán)境科學,2012,33(4):1209-1215.

[12]蘇文輝,于曉菲,王國平,等.溝渠化對三江平原濕地鐵元素沉積過程的影響[J].環(huán)境科學,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]謝賢群,王立軍.水環(huán)境要素觀測與分析(中國生態(tài)系統(tǒng)研究網(wǎng)絡觀測與分析標準方法)[M].北京:中國標準出版社,1998.

[16]王立群,戴雪榮,劉清玉,等.長江口崇明東灘地貌發(fā)育過程中的活性鐵變化及環(huán)境意義[J].海洋通報,2006,25(3):45-51.

[17]金泰龍.三江平原沼澤沼澤生態(tài)環(huán)境的化學特征[M].北京:科學出版社,1988.

[18]鄒元春,呂憲國,姜明.不同水文情勢下環(huán)形濕地土壤鐵的時空分布特征[J].環(huán)境科學,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]唐羅忠,生原喜久雄,戶田浩人,等.濕地林土壤的Fe2+，Eh及pH值的變化[J].生態(tài)學報,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,呂憲國,鄒元春.三江平原水稻田耕層土壤鐵隨開墾年限的動態(tài)變化[J].水土保持通報,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

第一作者簡介：于秀麗，女，1973年12月生，白城師范學院地理科學學院，副教授。E-mail：yxl1198@163.com。 通信作者：鄒元春，中國科學院東北地理與農(nóng)業(yè)生態(tài)研究所，副研究員。E-mail：zouyc@iga.ac.cn。

收稿日期：2016年2月11日。

分類號X825；S276

1)國家自然科學基金資助(4127007、41271106、41471079)；中國科學院青年創(chuàng)新促進會共同資助(2012179、2014204)。

責任編輯：潘華。