李云桑，黨瑋，郭沛涌，2*，洪怡萍，單子軒，萬媛寧，陳曉霞，鄧俊，2

（1.華僑大學化工學院環(huán)境科學與工程系，福建廈門361021；2.華僑大學 環(huán)境與資源技術研究所，福建 廈門361021）

近年來，隨著城市化進程的加快，城市生活廢水 及工業(yè)污水排放量不斷增加，濱海濕地嚴重退化，對當?shù)氐纳鷳B(tài)環(huán)境及物種的多樣性造成了極大影響。對濱海退化濕地的生態(tài)修復已刻不容緩［1］！在濕地恢復過程中，濕地植被會通過根際釋放氧氣和分泌物，導致土壤的pH 發(fā)生改變，影響磷酸酶、脲酶等的活性，進而改變土壤中氮、磷的物質循環(huán)［2］。土壤酶活性對植被的生長有一定影響，進而影響濕地生態(tài)系統(tǒng)恢復的進程。已有的對土壤酶活性的研究主要集中在天然濕地，有關濱海退化濕地修復對土壤酶活性影響的研究鮮見報道。

泉州灣地處福建東南沿海，為亞熱帶海洋性季風氣候，濱海濕地生態(tài)旅游資源豐富且富有特色，但由于受人類活動等因素的干擾，泉州濱海濕地嚴重退化，因此，對泉州灣臺商投資區(qū)的濱海濕地實施了紅樹林生態(tài)系統(tǒng)修復工程。本研究采用野外調查、采樣、實驗室分析相結合的方法，探討泉州灣濱海退化濕地紅樹林恢復過程對土壤酶活性的影響機制，明確退化濕地紅樹林修復工程的重要環(huán)境意義，為相似退化濕地修復工程的開展提供科學依據與參考。

1 研究區(qū)域與方法

1.1 研究區(qū)概況

選取泉州灣臺商投資區(qū)濱海退化濕地（24.858 9°N，118.697 8°E）作為研究對象，該濕地為互花米草與裸地混合區(qū)，位于福建東南沿海洛陽江河口。泉州灣屬亞熱帶海洋性季風氣候，氣溫在10～32 ℃，年平均氣溫24.4 ℃，降水充沛，有明顯的干、濕季。采樣點位置如圖1 所示。

修復前，首先將研究區(qū)域內的雜草等全部清除。在退化濕地修復模式中，混交種植的紅樹植物采用三水平隨機區(qū)組設計，種植密度均為0.5 m×0.5 m。3種修復模式分別為秋茄+桐花樹+白骨壤（Kandelia obovata+Aegiceras corniculatum+Avicennia marina，KAA）、秋茄+桐花樹+木欖（Kandelia obovata+Aegiceras corniculatum+Bruguiera gymnorrhiza，KAB）、秋茄+桐花樹+紅海欖（Kandelia obovata+Aegiceras corniculatum+Rhizophora stylosa，KAR），同時設置對照組。

1.2 樣品采集

在泉州灣濱海濕地實驗區(qū)，選取表層土樣進行采樣，采集的樣品用自封袋密封保存，依次注明標號、時間、地點，帶回實驗室放入冰箱冷凍保存。實驗前，將土樣拿出解凍、自然風干，隨后研磨、過20目的尼龍篩、密封、標記，以備用，測定土壤理化性質和酶活性。采樣時間為退化濕地修復前的2018 年8月和修復后的2019 年2 月。

圖1 采樣點位置Fig.1 Location of sampling sites

1.3 實驗方法

土壤磷酸酶活性采用改進的Hoffman 方法測試［3］，以酚μg/（g·24 h）為單位表示；土壤脲酶活性采用靛酚藍比色法測定［4］，以NH3-N μg/（g·24 h）表示；用過硫酸鉀氧化法測量土壤總氮質量分數(shù)［5］；用鉬藍比色法測量土壤總磷質量分數(shù)［6］；風干土壤加入蒸餾水，攪拌后靜置1～3 h，用pH 計測量土壤pH［7］。

1.4 數(shù)據統(tǒng)計分析

應用Microsoft Excel 2019 計算各值的平均值和標準偏差；應用SPSS 22.0 對修復前后土壤磷酸酶、脲酶和土壤理化因子進行相關性分析（Spearman 法）；用Origin 9.0 制圖。

2 結果與分析

2.1 泉州灣濱海退化濕地紅樹林修復工程對土壤酶活性的影響

2.1.1 紅樹林修復工程對土壤磷酸酶活性的影響

泉州灣濱海退化濕地紅樹林修復工程對土壤磷酸酶活性的影響見圖2。在種植密度為0.5 m×0.5 m的條件下，不同修復模式土壤磷酸酶活性不同。修復前土壤磷酸酶活性為8.78～17.72 μg/（g·24 h），采用3 種紅樹林修復模式修復后，土壤磷酸酶活性為10.21～14.22 μg/（g·24 h），修復前后土壤磷酸酶活 性 平 均 值 分 別 為13.59 μg/（g·24 h）和12.81 μg/（g·24 h）。在修復模式為KAR 時，土壤磷酸酶活性有最大值，為14.22 μg/（g·24 h），在修復模式為KAM 時，有最小值，為10.21 μg/（g·24 h）。從圖2可見，在KAM 修復模式下，修復后的土壤磷酸酶活性降低較明顯，在KAB 修復模式下，修復后的土壤磷酸酶活性降低不明顯，在KAR 修復模式下，修復后的土壤磷酸酶活性有一定增高。

圖2 不同紅樹植物修復模式下的土壤磷酸酶活性Fig.2 Soil phosphatase activities under different mangrove restoration

2.1.2 紅樹林修復工程對土壤脲酶活性的影響

泉州灣濱海退化濕地紅樹林修復工程對土壤脲酶活性的影響見圖3。在種植密度為0.5 m×0.5 m的條件下，不同修復模式土壤脲酶活性不同，修復前土壤脲酶活性為45.86～80.12 μg/（g?24 h），采用3種模式修復后，土壤脲酶活性為85.83～102.22 μg/（g?24 h）。修復前后土壤脲酶活性平均值分別為66.01 μg/（g?24 h）和91.67 μg/（g?24 h）。在修復模式為KAM 時，土壤脲酶活性有最大值，為102.22 μg/（g?24 h），在修復模式為KAR 時，有最小值，為85.83 μg/（g?24 h）。由圖3 可知，在KAR 修復模式下，修復后脲酶活性增高較大，在KAM 修復模式下，脲酶活性有一定增高，在KAB 修復模式下，脲酶活性增高較小。采用各修復模式修復后，土壤脲酶活性均高于對照組。

圖3 不同紅樹林修復模式下的土壤脲酶活性Fig.3 Soil urease activities under different mangrove restoration

2.2 土壤酶與pH、TN 和TP 的相關性分析

泉州灣濱海退化濕地修復前后土壤pH、TN 和TP 值見表1。

表1 退化濕地修復前后土壤pH、TN 和TPTable 1 pH，TN and TP of soil before and after soil restoration at degraded wetland

由表1可知，泉州灣濱海退化濕地修復后土壤pH、TN、TP 總體呈上升趨勢。pH 從7.578 上升至7.835，TN 從364.20 mg?kg-1上升至440.21 mg?kg-1，TP 從616.75 mg?kg-1上升至689.35 mg?kg-1。

泉州灣濱海退化濕地修復前土壤磷酸酶、脲酶活性與理化因子的相關性見表2。

表2 退化濕地修復前土壤磷酸酶、脲酶與pH、TN和TP 的相關性Table 2 Correlation among phosphatase，urease，pH，TN，and TP in soil before restoration at degraded wetland

由表2 可知，泉州灣濱海退化濕地修復前土壤磷酸酶、脲酶活性與土壤pH 呈負相關，但相關性不顯著（P＞0.05），說明pH 對土壤中磷酸酶與脲酶活性無明顯影響。土壤磷酸酶活性與TN、TP 呈負相關，脲酶活性與土壤TN、TP 呈正相關，磷酸酶、脲酶活性與土壤TN、TP 均無顯著相關性（P＞0.05）。此外，土壤磷酸酶活性與脲酶活性呈正相關，但相關性不顯著（P＞0.05），說明修復前泉州灣濱海退化濕地土壤磷酸酶和脲酶活性不具有統(tǒng)一性。

泉州灣濱海退化濕地修復后土壤磷酸酶、脲酶與理化因子的相關性見表3。

由表3 可知，泉州灣濱海退化濕地修復后土壤磷酸酶、脲酶活性與土壤pH 呈負相關，但相關性不顯著（P＞0.05），說明pH 對土壤磷酸酶與脲酶活性影響不顯著。磷酸酶、脲酶活性與土壤TN 呈正相關，但相關性不顯著（P＞0.05）。磷酸酶與土壤TP呈負相關，但相關性不顯著（P＞0.05）。脲酶活性與土壤TP 呈極顯著負相關（P＞0.01），說明脲酶與土壤TP 相互影響。此外，土壤磷酸酶活性與脲酶活性無顯著相關性，說明在修復后的泉州灣濱海退化濕地土壤中，磷酸酶和脲酶活性不具有統(tǒng)一性。

表3 退化濕地修復后土壤磷酸酶、脲酶與pH、TN 及TP 的 相 關 性Table 3 Correlation among phosphatase，urease，pH，TN and TP in soil after restoration at degraded wetland

3 討 論

3.1 紅樹林修復工程對土壤酶活性的影響

土壤酶是土壤生態(tài)系統(tǒng)的重要組成部分，參與自然環(huán)境中的重要循環(huán)［8］，由于其獨特性，可作為土壤質量和環(huán)境質量指標［9］。本研究發(fā)現(xiàn)，在泉州灣濱海退化濕地修復過程中，磷酸酶活性在KAR 修復模式下呈上升趨勢，脲酶活性在3 種修復模式下都呈上升趨勢。大部分研究表明，隨著濕地生態(tài)系統(tǒng)的恢復，土壤環(huán)境逐漸得到改善，與修復前相比，酶活性均有提高［10］。王樹起等［11］在不同土地利用方式對三江平原濕地土壤酶分布特征及相關肥力因子的影響研究中發(fā)現(xiàn)，修復前后土壤酶活性發(fā)生變化，修復后的土壤酶活性大幅增高。WU 等［12］在對泉州灣河口濕地種植3 種紅樹植物的土壤進行金屬和酶差異分布研究中發(fā)現(xiàn)，秋茄、桐花樹、白骨壤會促進土壤中的磷酸酶、脲酶積聚，修復后的濕地酶活性有所上升。種植時間、根系、土壤pH 值和鹽度都會對酶活性造成影響，進而影響濕地生態(tài)系統(tǒng)的生物多樣性。楊剛等［13］在洞庭湖區(qū)關于土壤酶活性的研究中指出，修復后磷酸酶活性下降，與本研究發(fā)現(xiàn)的在KAB、KAR 模式下磷酸酶活性下降的結果相似。SARDANS 等［14］在水分對土壤磷酸酶活性影響的研究中發(fā)現(xiàn)，土壤水分減少，會使土壤磷酸酶活性下降。姜經梅等［15］在對長江口潮灘土壤磷酸酶活性的研究中發(fā)現(xiàn)，磷酸酶活性具有明顯的季節(jié)差異。冬季，土壤磷酸酶活性較低，夏季，土壤磷酸酶活性較高。本研究修復后土壤的采樣時間為冬季，溫度較低，可能會影響土壤磷酸酶活性的檢測結果。本研究還發(fā)現(xiàn)，濕地土壤經過修復后，在KAB 和KAR 修復模式下的酶活性水平相當，而KAM 修復模式與KAB 和KAR 修復模式差別明顯?？傊?，不同的修復模式對土壤酶活性的影響不同。楊君瓏等［16］在六盤山生態(tài)移民遷出區(qū)不同植被恢復模式對土壤酶活性的影響研究時發(fā)現(xiàn)，植被修復模式不同，土壤酶活性也會發(fā)生相應改變。不同修復模式下，土壤環(huán)境不同，如土壤鹽分不同，會導致土壤酶活性發(fā)生變化［17］。土壤酶活性的變化會引起紅樹林生態(tài)系統(tǒng)固氮能力的變化，進而影響水體凈化、植被生長、氣候調節(jié)以及生物多樣性維持的能力。

3.2 土壤酶與pH、TN 及TP 的相關性

研究發(fā)現(xiàn)，除脲酶與TP 呈極顯著負相關外，磷酸酶、脲酶與pH、TN，磷酸酶與TP 及脲酶與磷酸酶之間均無顯著相關性。SELVARAJ 等［18］對印度西高止山脈的土壤酶活性的研究表明，土壤磷酸酶活性與土壤磷無顯著相關性，這與本研究結果相似。但不少研究表明［19-20］，土壤酶活性與土壤pH、TN、TP 相關。ALISON 等［21］的研究表明，N 增加或P 減少，可能引起土壤酸化，改變土壤養(yǎng)分的有效性和微生物群落，從而使磷酸酶活性增高。齊繼薇等［22］對雙臺河口潮灘濕地不同植被沉積物脲酶、磷酸酶活性及其與TN、TP 關系的研究表明，脲酶活性與TN 呈負相關。朱蕓蕓等［23］在對濕地植物根際土壤磷酸酶活性變化規(guī)律的研究中發(fā)現(xiàn)，pH 與土壤酶活性呈一定程度的負相關，而土壤中TN 與土壤酶活性呈一定程度的正相關。以上與本研究的結果不同，可能與土壤類型、土壤鹽分、pH 和水熱條件等有關。本研究表明，脲酶與TP 呈極顯著負相關，可能與土壤pH、土壤鹽分較高、溫度較低等有關，抑制了脲酶的活性，具體原因有待進一步研究。濕地修復后pH、TN、TP 總體呈上升趨勢，將對植物根系生長和土壤微生物群落產生影響，進而對紅樹林生態(tài)系統(tǒng)功能產生影響。

4 結 論

4.1 泉州灣濱海退化濕地修復前土壤磷酸酶和脲酶 活 性 平 均 值 分 別 為13.59 μg/（g ?24 h）和66.01 μg/（g?24 h）。采用3 種修復模式修復后，土壤磷酸酶與脲酶活性平均值分別為12.81 μg/（g?24 h）和91.67 μg/（g?24 h）。修復后的土壤脲酶活性均高于修復前，表明通過種植紅樹植物進行濕地修復可以提高土壤脲酶活性。

4.2 在KAM、KAB 修復模式下，土壤磷酸酶活性下降，在KAR 修復模式下，土壤磷酸酶活性上升。在KAM、KAB、KAR 修復模式下，土壤脲酶活性均有增高。不同修復模式下土壤酶活性不同，說明修復模式會對土壤酶活性產生影響。

4.3 通過對土壤酶活性與土壤理化性質的相關性分析發(fā)現(xiàn)，在對泉州濱海退化濕地修復過程中，除脲酶與TP 呈極顯著負相關外，磷酸酶、脲酶與pH、TN，磷酸酶與TP 及脲酶與磷酸酶之間均無顯著相關性。