王 杰,孫志高,3,*,何 濤,高 會,王 華,李 曉

1 福建師范大學(xué)地理研究所, 福州 350007 2 福建師范大學(xué)濕潤亞熱帶生態(tài)地理過程教育部重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室, 福州 350007 3 福建師范大學(xué)福建省亞熱帶資源與環(huán)境重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室, 福州 350007

濕地殘?bào)w分解是營養(yǎng)物質(zhì)循環(huán)和能量流動的關(guān)鍵環(huán)節(jié),它連接著生物有機(jī)體的合成與分解,是維持濕地生態(tài)功能的主要過程之一[1- 2]。殘?bào)w分解速率的高低在很大程度上影響著殘?bào)w的現(xiàn)存量以及氮、磷、硫等養(yǎng)分和其他物質(zhì)向沉積物中的歸還,并影響著濕地的物質(zhì)循環(huán)狀況[3]。河口濕地殘?bào)w分解受到諸多因素(水分、潮汐、鹽度、土壤動物、促淤強(qiáng)度等)的影響[4- 7]。在諸多因素中,促淤是影響殘?bào)w分解的一個極為重要的因素[8- 10],而植物攔沙淤積對其自身及其他植被殘?bào)w分解過程的影響可能更為重要,因?yàn)楹涌诔睘┲参锟赏ㄟ^絮凝作用、消浪緩流作用、改變水體紊動和黏附懸沙運(yùn)動等復(fù)雜過程來促進(jìn)河流與潮汐以及風(fēng)暴潮裹挾的泥沙在潮灘快速淤積下來[11- 16]。在這一系列復(fù)雜過程中,植物自身以及其他殘?bào)w可被掩埋到不同深度的沉積物中,從而可能顯著影響到河口潮灘濕地自身的物質(zhì)循環(huán)和能量流動。然而,目前關(guān)于河口濕地植物促淤作用對其自身及其他植被殘?bào)w分解影響的研究還鮮有報(bào)道。

目前,國外已在河口濕地植物殘?bào)w分解方面開展了較多研究,且研究內(nèi)容已涉及殘?bào)w分解特征、影響因素(水分、鹽度、溫度、養(yǎng)分和淤積強(qiáng)度等)[4- 7]和元素釋放(碳、氮、磷及痕量元素)規(guī)律[17- 21]等方面。與之相比,國內(nèi)在該方面也開展了許多工作,且研究區(qū)域多集中于黃河口濕地[19-21]、長江口濕地[22]、閩江口濕地[23- 26]以及南方主要河口的紅樹林沼澤[7]等。整體而言,當(dāng)前國內(nèi)關(guān)于河口濕地植物殘?bào)w分解的研究大多集中在分解規(guī)律、養(yǎng)分釋放(碳、氮和磷)及一般影響因素(如溫度、水分和鹽度)的探討上,而關(guān)于河口濕地淤積對殘?bào)w分解的研究僅集中于黃河口濕地和長江口濕地[8,22],但關(guān)于植被攔沙淤積作用對其自身以及其他植被殘?bào)w分解和養(yǎng)分(特別是硫)釋放的影響研究還不多見。

閩江河口位于北亞熱帶與南亞熱帶的過渡區(qū),是中國東南部最典型的亞熱帶河口。鱔魚灘濕地是閩江河口分布面積最大的一塊濕地,其主要植被類型包括蘆葦(Phragmitesaustralis)、短葉茳芏(Cyperusmalaccensis)和扁穗莎草(Cyperuscompressus)。2002年以來,互花米草開始入侵鱔魚灘,至2010年其分布面積已達(dá)306.9 hm2,年均增加9.82%。近年來,互花米草開始入侵鱔魚灘濕地中西部,且主要沿潮溝兩側(cè)逐漸擴(kuò)大其覆蓋范圍[27]。在沿潮溝向陸一側(cè)擴(kuò)展過程中,其與本地種短葉茳芏形成了較為明顯的交錯帶?；セ撞葑鳛橐环N耐鹽、耐淹的禾本科米草屬多年生草本植物,植株粗壯高大(1 m以上)且密度高,加之根系發(fā)達(dá),故其存在可顯著增加潮灘的表面粗率,阻滯潮流和波浪,具有明顯的促淤作用[11- 16]。當(dāng)前,關(guān)于閩江河口濕地植物殘?bào)w分解的相關(guān)研究主要集中在本地植被(蘆葦和短葉茳芏)和入侵植被(互花米草)殘?bào)w分解速率、養(yǎng)分釋放(碳、氮和磷)及一般影響因素(如水分、鹽度和植物類型)的探討上[23- 26],而關(guān)于互花米草的促淤作用對其自身以及其他植被(如短葉茳芏、扁穗莎草)殘?bào)w分解和硫釋放的影響研究還鮮有報(bào)道。鑒于此,本研究以鱔魚灘互花米草入侵短葉茳芏過程中形成的交錯帶濕地為研究樣地,基于原位淤積模擬試驗(yàn),探討了不同淤積強(qiáng)度對互花米草和短葉茳芏殘?bào)w分解及硫養(yǎng)分釋放的影響。研究結(jié)果有助于明晰互花米草入侵過程中的養(yǎng)分循環(huán)特征,并可為該區(qū)濕地的生態(tài)保育提供重要依據(jù)。

1 研究區(qū)概況與研究方法

1.1 研究區(qū)概況

圖1 2016—2017年互花米草與短葉茳芏的促淤動態(tài) Fig.1 Dynamics of siltation by Spartina alterniflora and Cyperus malaccensis during 2016—2017SA2016: 2016年交錯帶淤積強(qiáng)度變化, Change of siltation degree in ectone during 2016; SA2017: 2017年交錯帶淤積強(qiáng)度變化, Change of siltation degree in ectone during 2017; CM2016: 2016年短葉茳芏群落淤積強(qiáng)度變化, Change of siltation degree in Cyperus malaccensis during 2016; CM2017: 2017年互花米草群落淤積強(qiáng)度變化, Change of siltation degree in ectone during 2017

閩江河口濕地地處中亞熱帶和南亞熱帶海洋性季風(fēng)氣候過渡區(qū),氣候暖熱潮濕,雨熱同期,年平均氣溫19℃,降水量可達(dá)1382 mm。閩江河口潮汐屬正規(guī)半日潮,潮汐作用強(qiáng)烈,濕地土壤類型屬濱海鹽土,天然植被主要有蘆葦(Phragmitesaustralis)、短葉茳芏、扁穗莎草(Cyperuscompressus)和互花米草等。自2002年互花米草入侵鱔魚灘以來,入侵方向大致可分為海向和陸向。海向主要是向?yàn)┩咳肭?而陸向主要是向本地種如短葉茳芏和扁穗莎草分布區(qū)入侵。近年來,在鱔魚灘西北部已形成了大片互花米草與短葉茳芏的交錯帶群落。目前,國內(nèi)外已運(yùn)用不同方法或技術(shù)(高程重復(fù)測量、210Pb、137Cs測年和P-A擬合方法、遙感技術(shù)等)對不同區(qū)域(路易斯安娜河口[11]、江蘇新洋港[12]、江蘇中部海岸潮灘[13- 14])的互花米草促淤速率進(jìn)行了大量研究,發(fā)現(xiàn)其促淤速率大致為3.5—6.5 cm/a。本研究組亦對閩江河口鱔魚灘的短葉茳芏和互花米草的促淤速率進(jìn)行了連續(xù)兩年的研究(圖1),具體做法為：首先,在研究樣地設(shè)置2列標(biāo)桿,每列4根,間隔為6 m。標(biāo)桿長度為3 m,其中2 m被垂直打入土壤,以確保其在外力擾動下保持垂直且不發(fā)生偏移；其次,在每根標(biāo)桿距離地表0 cm和10 cm處做標(biāo)記。若發(fā)生地表侵蝕,則侵蝕強(qiáng)度按地面至0 cm處標(biāo)記的高度進(jìn)行測量；若發(fā)生地表淤積,則淤積強(qiáng)度按照地面至10 cm處標(biāo)記的高度進(jìn)行換算。通過每月測定研究樣地的侵蝕/淤積強(qiáng)度,以分析其淤積的動態(tài)變化,進(jìn)而可測算出其年淤積強(qiáng)度。據(jù)圖可知,互花米草的促淤強(qiáng)度在不同時期差異較大,但其年促淤速率較為接近,約為4.33—5.33 cm/a,與上述相關(guān)研究結(jié)果接近。與之相比,互花米草入侵前短葉茳芏的促淤強(qiáng)度較低,其年促淤速率約為2.17—2.40 cm/a(圖1)。

1.2 樣地布設(shè)與樣品采集

2016年2月,基于野外原位分解袋法,在閩江河口鱔魚灘西北部互花米草(SA)與短葉茳芏(CM)的典型交錯帶(互花米草入侵初期,1—2 a)同時采集兩種植物的殘?bào)w。將殘?bào)w帶回實(shí)驗(yàn)室用去離子水沖洗烘干后剪成 10 cm 左右小段,裝入孔徑為 0.2 mm,規(guī)格為 20 cm×25 cm的分解袋中,每袋15 g(干重)。野外原位淤積模擬試驗(yàn)參照上述國內(nèi)外研究數(shù)據(jù)以及本研究組的實(shí)際監(jiān)測數(shù)據(jù)取平均值將互花米草當(dāng)前的淤積強(qiáng)度設(shè)定為5 cm/a。2016 年2月19日,在互花米草與短葉茳芏的典型交錯帶設(shè)定無淤積(S0,0 cm/a)、當(dāng)前淤積(S5,5 cm/a)和未來淤積增強(qiáng)(S10,10 cm/a)3種處理,以模擬互花米草入侵過程中導(dǎo)致的淤積作用(或未來淤積增強(qiáng))對其自身以及短葉茳芏殘?bào)w分解的影響。在研究樣地內(nèi),每個處理隨機(jī)設(shè)定3個分解小區(qū)。為防止研究期間分解袋受到其他促淤干擾的影響,采用尼龍網(wǎng)(孔徑0.2 mm,高1.5 m)將各分解小區(qū)圍起。本研究所用互花米草與短葉茳芏殘?bào)w的基本性質(zhì)如表1所示。

1.3 樣品采集與分析

試驗(yàn)期內(nèi)(0—375 d),不定期從分解小區(qū)取回分解袋,每次3—4個重復(fù),共采集13次(15、30、62、94、123、153、184、217、245、276、306、334 d和375 d)。將取回的分解袋及時帶回實(shí)驗(yàn)室,去掉泥土并揀出袋內(nèi)雜物,用去離子水將樣品清洗干凈后,置于烘干箱中烘干至恒重。稱量后,將樣品用粉碎機(jī)磨碎,過100目篩后裝袋待測。采用元素分析儀(Vario EL,Germany)測定樣品的全碳(TC)和全氮(TN)含量；利用HNO3-HClO4消解,BaSO4比濁法測定樣品的全硫(TS)含量。試驗(yàn)進(jìn)行時,同步測定地表溫度、土壤含水量、pH和電導(dǎo)率(EC)等環(huán)境因子。

表1 兩種植物殘?bào)w的基本性質(zhì)

同列不同字母表示數(shù)據(jù)間在p<0.05水平上差異顯著; SA: 互花米草, Spartina alterniflora; CM: 短葉茳芏, Cyperus malaccensis

1.4 指標(biāo)計(jì)算

殘?bào)w的殘留率(R, %)和分解速率(d-1)可用下式計(jì)算：

R= (Wt/Wo)×100%

ln (Wt/Wo) = -kt

式中,Wt為分解t時間后殘?bào)w的殘留量(g),Wo為殘?bào)w的初始質(zhì)量(g),k為分解速率常數(shù)(d-1),t為分解時間(d),R為殘?bào)w的殘留率(%)。

殘?bào)w分解過程中S的累積或釋放可用累積指數(shù)(SAI)表示,即

SAI=MiXi/MoXo× 100%,

式中,Mi為殘?bào)w在t時刻的質(zhì)量(g),Mo為殘?bào)w的初始質(zhì)量(g),Xi為t時刻殘?bào)w的S含量(mg/g),Xo為殘?bào)w中的S初始含量(mg/g)。若SAI <100%,表明殘?bào)w在分解過程中發(fā)生S凈釋放,反之則發(fā)生S凈累積。

1.5 數(shù)據(jù)處理與分析

運(yùn)用Origin 8.0軟件對數(shù)據(jù)進(jìn)行計(jì)算和作圖,采用SPSS 20.0軟件對相同植物殘?bào)w在3種促淤強(qiáng)度間以及相同促淤強(qiáng)度下不同植物間的殘留率、TS、SAI以及環(huán)境因子(地溫、含水量、pH、EC)等數(shù)據(jù)進(jìn)行單因素方差分析,對殘?bào)w的殘留率、TS含量、SAI、C/N、C/S和環(huán)境因子數(shù)據(jù)進(jìn)行Pearson相關(guān)分析和逐步線性回歸分析。

2 結(jié)果與分析

2.1 淤積對殘?bào)w殘留率的影響

不同淤積強(qiáng)度下互花米草與短葉茳芏殘?bào)w的殘留率在研究時段內(nèi)均呈波動下降趨勢,且其值均隨著淤積強(qiáng)度的增加而增加(圖2)?；セ撞輾?bào)w的殘留率在經(jīng)歷375 d分解后分別為14.33%(S0)、32.57%(S5)和31.67%(S10),且S0處理與S5(或S10)處理之間存在顯著差異(P<0.05)。 與之相比,短葉茳芏殘?bào)w在S0、S5和S10處理下的殘留率分別為6.03%、12.73%和16.13%,但三者之間的差異均不顯著(P>0.05)。比較而言,相同淤積強(qiáng)度下短葉茳芏的殘留率均小于互花米草,且二者在S5或S10處理下的殘留率之間還存在極顯著差異(P<0.01)。上述結(jié)果表明,互花米草入侵導(dǎo)致的淤積作用對兩種植物殘?bào)w的分解均產(chǎn)生重要影響,且這種影響在短葉茳芏殘?bào)w分解過程中表現(xiàn)的更為顯著。

圖2 不同淤積強(qiáng)度下殘?bào)w殘留率的變化Fig.2 Variations of dry mass remaining of litters in different siltation treatmentsSA-S0/ CM-S0: 無淤積處理下的互花米草/短葉茳芏; SAS5/ CM-S5: 當(dāng)前淤積處理下的互花米草; SA-S10/ CM-S10: 未來淤積增強(qiáng)下的互花米草;不同的大寫字母表示同種植物不同淤積強(qiáng)度下存在顯著差異(P<0.05)

2.2 淤積對殘?bào)w分解速率的影響

不同淤積強(qiáng)度下互花米草和短葉茳芏的分解速率均存在明顯差異(表2)。其中,S0處理下二者殘?bào)w的分解速率最高(SAS0=0.0055 d-1和CMS0=0.0074 d-1),S5處理次之(SAS5=0.0028 d-1和CMS5=0.0048 d-1),S10處理最低(SAS10=0.0024 d-1和CMS10=0.0041 d-1)。相應(yīng)的,二者 95%分解所需時間(t0.95)分別為SA=1.36 a與CM=1.01 a(S0)、SA=2.70 a與CM=1.38 a(S5)以及SA=3.18 a與CM=1.54 a(S10)。與S0相比,S5與S10處理下二者的分解速率分別降低SA=49.09%、CM=35.14%(S5)和SA=56.36%、CM=44.59%(S10),t0.95分別增加SA=98.53%、CM=36.63%(S5)和SA=133.82%、CM=52.48%(S10)。比較而言,相同淤積強(qiáng)度下,短葉茳芏(SA)殘?bào)w的分解速率分別為互花米草(CM)殘?bào)w的1.35倍(S0)、1.71倍(S5)和1.70倍(S10),t0.95分別縮短0.35 a、1.32 a和1.64 a。上述結(jié)果表明,隨著互花米草入侵導(dǎo)致的淤積強(qiáng)度的增加,兩種植物殘?bào)w的分解速率均明顯降低,但其對短葉茳芏殘?bào)w分解速率的影響最為明顯。

表2 不同淤積強(qiáng)度下殘?bào)w殘留率自然對數(shù)(y)與分解天數(shù)(x)線性擬合方程及其相應(yīng)參數(shù)

Table 2 Linear equations and parameters between the natural logarithm(y)of mass remaining and decomposition days(x)in different siltation treatments

殘?bào)w類型Litter types淤積強(qiáng)度Siltation treatments線性回歸方程Linear equationsk/d -1R2Pt0.95/aSAS0y= -0.0055x-0.08190.00550.97< 0.011.36S5y= -0.0028x-0.17110.00280.85< 0.012.70S10y= -0.0024x-0.17570.00240.90< 0.013.18CMS0y= -0.0074x-0.27620.00740.96< 0.011.01S5y= -0.0048x-0.48210.00480.84< 0.011.38S10y= -0.0041x-0.53290.00410.75< 0.011.54

S0:無淤積強(qiáng)度處理, No siltation treatment; S5:當(dāng)前淤積強(qiáng)度處理, Current siltation treatment; S10:未來淤積增加處理, Strong siltation treatment

2.3 淤積對殘?bào)w碳硫含量變化的影響

2.3.1碳含量變化

盡管不同淤積強(qiáng)度下互花米草和短葉茳芏殘?bào)w中的TC含量變化模式差異較大(圖3),但分解期間S5與S10處理下二者的TC含量均明顯高于S0處理(P<0.01)。S0處理下兩種殘?bào)w的TC含量變化趨勢在0—270 d基本一致,之后則呈相反規(guī)律變化。雖然S5和S10處理下相同植物殘?bào)w的TC含量變化趨勢較為一致(P>0.05),但相同淤積強(qiáng)度下不同植物殘?bào)wTC含量之間的變化特征差異較大(P<0.05)。375 d后,S5處理下互花米草殘?bào)w的TC含量相對于初始值增加了3.47%,S0和S10處理下殘?bào)w的TC含量相對于初始值分別降低了9.17%和5.99%。與之不同,不同淤積強(qiáng)度下短葉茳芏殘?bào)w的TC含量相對于初始值均降低,降幅分別為23.34%(S0)、5.98%(S5)和6.54%(S10)。上述結(jié)果表明,隨著互花米草入侵導(dǎo)致的淤積強(qiáng)度的增加,兩種植物殘?bào)w在分解過程中的TC含量整體均呈增加趨勢,但其對于分解末期短葉茳芏殘?bào)w中TC含量變化的影響較為明顯。

2.3.2硫含量變化

不同淤積強(qiáng)度下互花米草殘?bào)w中的TS含量均呈波動增加趨勢,其值至試驗(yàn)結(jié)束相對于初始含量分別增加了31.46%(S0)、32.57%(S5)、13.60%(S10)。與之不同,S0處理下短葉茳芏殘?bào)w中的TS含量整體呈較小波動變化(CV=20.35%),而S5和S10處理下殘?bào)w的TS含量變化趨勢較為一致且均呈先增加后降低變化。375 d后,短葉茳芏殘?bào)w的TS含量相對于其初始含量分別增加了28.22%(S0)、165.51%(S5)、124.00%(S10)。比較而言,S0處理下兩種植物殘?bào)w的TS含量在0—120 d均明顯高于S5和S10處理(P<0.05)；120—375 d,3種淤積強(qiáng)度下互花米草殘?bào)w的TS含量變化差異不大(P>0.05),而S5和S10處理下短葉茳芏殘?bào)w的TS含量均高于S0處理(P<0.01)。此外,相同淤積強(qiáng)度下兩種植物殘?bào)w的TS含量在S0處理下并未達(dá)到顯著差異水平(P>0.05),而在S5和S10處理下則達(dá)到極顯著差異水平(P<0.01)。上述結(jié)果表明,隨著互花米草入侵導(dǎo)致的淤積強(qiáng)度的增加,兩種植物殘?bào)w在分解過程中的TS含量整體均呈增加趨勢,但其對于短葉茳芏殘?bào)w中TS含量變化的影響較為明顯(圖3)。

圖3 不同淤積強(qiáng)度下殘?bào)wTC和TS含量變化Fig.3 Variations of TC and TS contents in litters in different siltation treatments

2.4 淤積對殘?bào)w硫釋放的影響

不同淤積強(qiáng)度下互花米草和短葉茳芏殘?bào)w的SAI在研究時段內(nèi)均小于100%,說明二者在分解過程中均發(fā)生了硫養(yǎng)分凈釋放(圖4)。分解期間,3種淤積強(qiáng)度下互花米草的SAI分別降低了25.09%—88.51%、34.14%—67.91%和32.42%—71.56%,而短葉茳芏的SAI分別降低了24.12%—92.25%、31.18%—67.71%和28.12%—65.75%,說明相同淤積強(qiáng)度下短葉茳芏殘?bào)w釋放的硫養(yǎng)分整體要高于互花米草。比較而言,S0處理下互花米草和短葉茳芏殘?bào)w的硫釋放量在0—120 d均明顯低于S5和S10處理(P<0.05),而在120—375 d,其硫釋放量均明顯高于S5和S10處理(P<0.05)。上述結(jié)果表明,隨著互花米草入侵導(dǎo)致的淤積強(qiáng)度增加,兩種殘?bào)w的硫釋放量整體均呈降低趨勢,但短葉茳芏殘?bào)w的硫釋放量要高于互花米草。

圖4 不同淤積強(qiáng)度下殘?bào)w硫累積指數(shù)(SAI)的變化Fig.4 Variations of sulfur accumulation index (SAI) of litters in different siltation treatments

3 討論

3.1 淤積強(qiáng)度對殘?bào)w分解速率的影響

本研究表明,不同淤積強(qiáng)度下互花米草與短葉茳芏殘?bào)w的失重率均隨淤積強(qiáng)度的增加而降低,這可能與不同淤積強(qiáng)度下分解樣地的環(huán)境因子密切相關(guān)。相關(guān)分析表明,三種淤積強(qiáng)度下,互花米草與短葉茳芏殘?bào)w的殘留率與EC均呈極顯著負(fù)相關(guān)(P<0.01),與pH呈正相關(guān)(二者在S10處理下呈顯著正相關(guān),P<0.05),與含水量及地溫大多呈負(fù)相關(guān)(P>0.05)(表3)。逐步線性回歸分析進(jìn)一步表明,EC(x)均是不同淤積強(qiáng)度下殘?bào)w殘留率變化的主要影響因素(表4)。本研究中,隨著淤積強(qiáng)度的增加,鹽度(以EC來表征)越高(表5),兩種殘?bào)w的殘留率越高(圖2)。盡管前人關(guān)于鹽度對殘?bào)w分解的影響尚無定論[6- 7,28- 31],但該結(jié)果與多數(shù)研究結(jié)果相近[7,28- 30],即鹽度(以EC表征)增加可抑制殘?bào)w分解,而這可能與鹽度對參與分解微生物的脅迫機(jī)制有關(guān)[29]。一般而言,鹽度會影響微生物的生理類群及酶活性,因?yàn)辂}分的毒害作用抑制了酶活性和微生物活性,進(jìn)而導(dǎo)致微生物對殘?bào)w的降解能力減弱[29]。胡宏友等關(guān)于九龍江口秋茄(Kandeliacandel)分解對于鹽水梯度響應(yīng)的研究也得到類似結(jié)果,即鹽度的升高顯著降低了秋茄殘?bào)w的呼吸速率和分解速率[7]。Roache等的研究也表明,鹽分的增加可明顯抑制微生物的活性,進(jìn)而抑制殘?bào)w的分解[28]。一般而言,隨著土壤水分的增加,水體中的氧氣濃度下降,而這會對微生物活性產(chǎn)生抑制,進(jìn)而降低殘?bào)w的分解速率[9]。另外,在微生物活動的最適宜溫度范圍內(nèi)(約為25—35℃)[32],溫度升高可通過提高微生物活性而加速殘?bào)w分解,而溫度的降低則會減緩殘?bào)w的分解[33- 34]。本研究中,盡管兩種殘?bào)w的殘留率與含水量(或地溫)之間的相關(guān)性均不顯著,但其在整體上與含水量或地溫呈負(fù)相關(guān)(表3),說明隨著淤積強(qiáng)度的增加,含水量和地溫對于殘?bào)w分解均起到了一定的抑制作用,而這點(diǎn)可為表4和圖2中的相關(guān)結(jié)果所證實(shí),即隨著深度增加,含水量隨之增加,地溫隨之降低,而殘?bào)w的殘留率增加。盡管殘?bào)w的殘留率與pH呈大多呈正相關(guān)(S10處理下呈顯著正相關(guān)),但其對于不同淤積強(qiáng)度下殘?bào)w分解的影響可能并不大,原因與不同淤積強(qiáng)度下沉積物的pH變幅較小(介于6.3—6.5之間)且不存在顯著差異有關(guān)(P>0.05)(表3)。

不同淤積強(qiáng)度下兩種殘?bào)w分解速率的變化不僅與上述分解樣地的主要環(huán)境因子有關(guān),而且還可能與殘?bào)w本身的初始基質(zhì)質(zhì)量以及淤積作用導(dǎo)致的養(yǎng)分條件改變對殘?bào)w基質(zhì)質(zhì)量的影響有關(guān)。由于C/N可反映微生物對養(yǎng)分的需求狀況,故常常被認(rèn)為是反映和預(yù)測分解速率的重要指標(biāo),C/N越高,殘?bào)w分解越緩慢,反之越快[2]。本研究中,盡管不同促淤強(qiáng)度下相同殘?bào)w的初始C/N相同(表1),但在分解期間,互花米草殘?bào)w的C/N在S0與S5以及S0與S10之間存在極顯著差異(P<0.01),且S5與S10處理下殘?bào)w的C/N均大于S0(圖5),說明隨著淤積強(qiáng)度的增加互花米草殘?bào)w的C/N呈增加趨勢,而C/N的增加可對殘?bào)w分解產(chǎn)生一定的抑制作用；與之不同,短葉茳芏殘?bào)w的C/N在S0、S5和S10處理下較為接近(圖5)且不存在顯著差異(P>0.05)(表5),即隨著淤積強(qiáng)度的增加,殘?bào)w中的相近C/N是導(dǎo)致3種淤積強(qiáng)度下殘?bào)w分解不存在顯著差異的重要原因。本研究還表明,相同淤積強(qiáng)度下互花米草殘?bào)w的分解速率均小于短葉茳芏殘?bào)w(表2),這與互花米草屬木質(zhì)素和纖維素較高的草本植物[35- 36],其殘?bào)w的C/N均大于短葉茳芏且二者之間存在極顯著差異有關(guān)(P<0.01)(圖5和表5)。另外,兩種殘?bào)w分解速率的變化還可能與淤積作用導(dǎo)致的養(yǎng)分條件改變而對二者基質(zhì)質(zhì)量的影響有關(guān)。已有研究表明,濕地沉積強(qiáng)度增加可通過許多直接或間接機(jī)制來抑制殘?bào)w分解的進(jìn)行,如改變殘?bào)w周圍水化學(xué)特征、對殘?bào)w碎屑的物理壓實(shí)作用、減少殘?bào)w與周圍環(huán)境的氣體和養(yǎng)分交換、抑制微生物或大型濕地動物活動等[10]。本研究表明,不同淤積強(qiáng)度下相同殘?bào)w的C/N之間存在一定差異(其中互花米草的S0處理與S5、S10處理均呈顯著差異P<0.05(表5)),而該差異與淤積作用導(dǎo)致分解環(huán)境中的養(yǎng)分條件及殘?bào)w的C/N改變有關(guān)[21]。由于S0淤積強(qiáng)度下的殘?bào)w貼近地表且更易從周圍水環(huán)境和懸浮顆粒中獲得養(yǎng)分,由此使得該處理下兩種殘?bào)w的C/N相對于S5和S10淤積強(qiáng)度明顯降低(圖5),進(jìn)而導(dǎo)致S0處理下殘?bào)w的分解較快,而S5和S10淤積強(qiáng)度下較慢。另外,隨著淤積強(qiáng)度的增加,沉積物的通氣狀況變差,好氧微生物的活性降低,進(jìn)而導(dǎo)致兩種殘?bào)w的分解速率相對于S0處理明顯降低。

表3 不同淤積強(qiáng)度下殘?bào)w的殘留率與其他因子之間的相關(guān)性

*為P<0.05; **為P<0.01

表4 不同淤積強(qiáng)度下殘?bào)w殘留率(y)與主要影響因子(EC, x)回歸方程

表5 不同淤積強(qiáng)度下的環(huán)境因子對比

同列不同字母表示數(shù)據(jù)間在P< 0.05或P< 0.01水平上差異顯著或極顯著

圖5 不同淤積強(qiáng)度下殘?bào)wC/N比和C/S比的變化Fig.5 Variations of C/N and C/S ratios in litters in different siltation treatments

3.2 淤積強(qiáng)度對殘?bào)w硫含量及其釋放的影響

本研究表明,隨著互花米草入侵導(dǎo)致的淤積強(qiáng)度增加,兩種殘?bào)w在分解過程中的TS含量整體均呈增加趨勢,原因與不同淤積強(qiáng)度下殘?bào)w質(zhì)量損失以及淤積作用導(dǎo)致的分解環(huán)境養(yǎng)分變化使得C/S改變有關(guān)。前述可知,盡管不同淤積強(qiáng)度下殘?bào)w中的TS含量變化并不完全一致,但其均與相應(yīng)的C/S呈相反變化(圖3和圖5)。相關(guān)分析表明,不同淤積強(qiáng)度下殘?bào)w中的TS含量與殘留率、C/S之間均呈極顯著負(fù)相關(guān)(P<0.01)(表6)。逐步線性回歸分析進(jìn)一步表明,C/S和殘留率對不同淤積強(qiáng)度下殘?bào)w分解過程中TS含量的變化具有重要影響(表7)。相關(guān)研究也得到類似結(jié)果,如Sun等和李新華等在分別研究黃河口潮灘堿蓬(Suaedasalsa)和三江平原小葉章(Deyeuxiaangustifolia)殘?bào)w分解時均表明,殘?bào)w的硫含量變化與C/S均呈極顯著負(fù)相關(guān)[21,37]。另外,不同淤積強(qiáng)度下互花米草和短葉茳芏殘?bào)w的TS含量與C/N也均存在極顯著負(fù)相關(guān)關(guān)系(表6),而殘留率又與C/N呈極顯著正相關(guān)(P<0.01)(表3)。因此,C/N主要通過影響殘留率而間接影響殘?bào)w的TS含量。本研究還表明,不同淤積強(qiáng)度下兩種殘?bào)w的TS含量在分解期間均出現(xiàn)階段性升高,而這主要與微生物對分解環(huán)境中(如潮水、潮灘沉積物)的硫養(yǎng)分固持作用有關(guān)。李新華等在研究三江平原小葉章(Deyeuxiaangustifolia)殘?bào)w分解時亦表明,殘?bào)w中硫含量的明顯增加主要源于微生物對沼澤水中硫的固持作用[38]。Sun等對黃河口潮灘濕地堿蓬殘?bào)w分解的研究還表明,殘?bào)w分解過程中硫含量的階段性升高主要與微生物對海水和沉積物中硫的固持作用有關(guān)[21]。本研究還表明,淤積強(qiáng)度對短葉茳芏殘?bào)w中TS含量變化的影響較互花米草更為明顯,而這可能與相同淤積強(qiáng)度下不同殘?bào)w的TS含量在很大程度上可能更取決于殘留率有關(guān),即殘留率越低,TS含量越高。前述研究可知,相同淤積強(qiáng)度下短葉茳芏殘?bào)w的分解較互花米草更快(圖2和表2),由此使得其殘?bào)w中的TS含量隨淤積強(qiáng)度增加的變化較互花米草更為明顯。

本研究還表明,互花米草和短葉茳芏殘?bào)w在分解過程中均表現(xiàn)為不同程度的硫釋放,且隨著互花米草入侵導(dǎo)致的淤積強(qiáng)度的增加,二者的硫釋放量均呈降低趨勢(圖4)。整體而言,不同淤積強(qiáng)度下兩種殘?bào)w的硫釋放特征與其相應(yīng)的殘留率變化趨勢較為一致(圖4和圖2)。相關(guān)分析進(jìn)一步表明,不同淤積強(qiáng)度下兩種殘?bào)w的殘留率與相應(yīng)的SAI均呈顯著或極顯著正相關(guān)(P<0.05或P<0.01),說明不同淤積強(qiáng)度下殘?bào)w分解過程中的干物質(zhì)質(zhì)量損失對其硫養(yǎng)分釋放具有重要影響。另外,C/S和EC也是影響殘?bào)wSAI變化的重要因素(表6)。前述分析可知,不同淤積強(qiáng)度下兩種殘?bào)w中的C/S和殘留率均與TS含量密切相關(guān)(表6),而EC又與殘留率密切相關(guān)(表3),故EC對相應(yīng)殘?bào)w的SAI亦可產(chǎn)生間接影響,且其與SAI在S0處理下還存在極顯著負(fù)相關(guān)關(guān)系(P<0.01)(表6)。本研究亦表明,相同淤積強(qiáng)度下短葉茳芏殘?bào)w的硫釋放量整體要高于互花米草,這可能與短葉茳芏殘?bào)w較低的初始C/N比(表1)以及分解過程中較低的C/N比有關(guān)(表5)。較低的C/N比可導(dǎo)致相同淤積強(qiáng)度下短葉茳芏殘?bào)w的分解速率高于互花米草(表2),加之兩種殘?bào)w的硫養(yǎng)分釋放量在很大程度上均取決于殘留率(表6),由此導(dǎo)致短葉茳芏殘?bào)w的硫釋放量高于互花米草。

表6 不同淤積強(qiáng)度下殘?bào)wTS含量和SAI與不同因子間的相關(guān)性

TS: 全硫含量, Total sulfur contents; SAI: 硫累積系數(shù), sulfur accumulation index;*為P<0.05;**為P<0.01

表7 不同淤積強(qiáng)度下殘?bào)w硫含量(y)與主要因子(x)的回歸方程

x1:C/S;x2:地溫(Ground temperature);x3:殘留率(Mass remaining);x4:EC;x5:pH

綜上所述,盡管互花米草入侵過程中導(dǎo)致的淤積強(qiáng)度增加使得其自身和短葉茳芏殘?bào)w分解速率及硫釋放強(qiáng)度均降低,但就相同淤積強(qiáng)度而言,短葉茳芏殘?bào)w的分解速率和硫釋放量均大于互花米草。與短葉茳芏相比,相同生境下互花米草對硫的吸收累積能力更強(qiáng)[39],且其可通過快速擴(kuò)張來增加濕地土壤的硫庫儲量,從而影響到濕地的硫養(yǎng)分供給能力[39-40]。根據(jù)本研究結(jié)果可得,互花米草入侵過程中導(dǎo)致的土壤硫庫儲量增加在很大程度上可能取決于短葉茳芏殘?bào)w分解的貢獻(xiàn)。

4 結(jié)論

(1)隨著互花米草入侵導(dǎo)致的淤積強(qiáng)度的增加,互花米草和短葉茳芏殘?bào)w的分解速率均明顯降低,且這種影響在短葉茳芏殘?bào)w分解過程中表現(xiàn)的更為顯著；相同淤積強(qiáng)度下互花米草的分解速率低于短葉茳芏。

(2)隨著互花米草入侵導(dǎo)致的淤積強(qiáng)度的增加,互花米草和短葉茳芏殘?bào)w在分解過程中的TC和TS含量整體均呈增加趨勢,但其對短葉茳芏殘?bào)w中二者變化的影響較為明顯。

(3)互花米草和短葉茳芏殘?bào)w在分解過程中均表現(xiàn)為不同程度的硫釋放,且隨著互花米草入侵導(dǎo)致的淤積強(qiáng)度增加,二者的硫釋放量均呈降低趨勢,但相同淤積強(qiáng)度下短葉茳芏殘?bào)w的硫釋放量要高于互花米草。

(4)不同淤積強(qiáng)度下兩種殘?bào)w分解速率及硫養(yǎng)分釋放強(qiáng)度的差異不僅與分解環(huán)境中的EC密切相關(guān),而且與殘留率、初始基質(zhì)質(zhì)量(C/N和C/S)以及淤積導(dǎo)致養(yǎng)分條件改變而對分解過程中殘?bào)w基質(zhì)質(zhì)量的影響有關(guān)。

(5)互花米草入侵過程中導(dǎo)致的淤積強(qiáng)度增加使得其自身和短葉茳芏殘?bào)w的分解速率及硫釋放強(qiáng)度均降低；但就相同淤積強(qiáng)度而言,短葉茳芏殘?bào)w的分解速率和硫釋放量均大于互花米草。