李云桑，黨瑋，郭沛涌，2*，洪怡萍，單子軒，萬(wàn)媛寧，陳曉霞，鄧俊，2

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

近年來(lái)，隨著城市化進(jìn)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(yán)重退化，對(duì)當(dāng)?shù)氐纳鷳B(tài)環(huán)境及物種的多樣性造成了極大影響。對(duì)濱海退化濕地的生態(tài)修復(fù)已刻不容緩［1］！在濕地恢復(fù)過(guò)程中，濕地植被會(huì)通過(guò)根際釋放氧氣和分泌物，導(dǎo)致土壤的pH 發(fā)生改變，影響磷酸酶、脲酶等的活性，進(jìn)而改變土壤中氮、磷的物質(zhì)循環(huán)［2］。土壤酶活性對(duì)植被的生長(zhǎng)有一定影響，進(jìn)而影響濕地生態(tài)系統(tǒng)恢復(fù)的進(jìn)程。已有的對(duì)土壤酶活性的研究主要集中在天然濕地，有關(guān)濱海退化濕地修復(fù)對(duì)土壤酶活性影響的研究鮮見(jiàn)報(bào)道。

泉州灣地處福建東南沿海，為亞熱帶海洋性季風(fēng)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(dòng)等因素的干擾，泉州濱海濕地嚴(yán)重退化，因此，對(duì)泉州灣臺(tái)商投資區(qū)的濱海濕地實(shí)施了紅樹林生態(tài)系統(tǒng)修復(fù)工程。本研究采用野外調(diào)查、采樣、實(shí)驗(yàn)室分析相結(jié)合的方法，探討泉州灣濱海退化濕地紅樹林恢復(fù)過(guò)程對(duì)土壤酶活性的影響機(jī)制，明確退化濕地紅樹林修復(fù)工程的重要環(huán)境意義，為相似退化濕地修復(fù)工程的開展提供科學(xué)依據(jù)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(tái)商投資區(qū)濱海退化濕地（24.858 9°N，118.697 8°E）作為研究對(duì)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(yáng)江河口。泉州灣屬亞熱帶海洋性季風(fēng)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(diǎn)位置如圖1 所示。

修復(fù)前，首先將研究區(qū)域內(nèi)的雜草等全部清除。在退化濕地修復(fù)模式中，混交種植的紅樹植物采用三水平隨機(jī)區(qū)組設(shè)計(jì)，種植密度均為0.5 m×0.5 m。3種修復(fù)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(shí)設(shè)置對(duì)照組。

1.2 樣品采集

在泉州灣濱海濕地實(shí)驗(yàn)區(qū)，選取表層土樣進(jìn)行采樣，采集的樣品用自封袋密封保存，依次注明標(biāo)號(hào)、時(shí)間、地點(diǎn)，帶回實(shí)驗(yàn)室放入冰箱冷凍保存。實(shí)驗(yàn)前，將土樣拿出解凍、自然風(fēng)干，隨后研磨、過(guò)20目的尼龍篩、密封、標(biāo)記，以備用，測(cè)定土壤理化性質(zhì)和酶活性。采樣時(shí)間為退化濕地修復(fù)前的2018 年8月和修復(fù)后的2019 年2 月。

圖1 采樣點(diǎn)位置Fig.1 Location of sampling sites

1.3 實(shí)驗(yàn)方法

土壤磷酸酶活性采用改進(jìn)的Hoffman 方法測(cè)試［3］，以酚μg/（g·24 h）為單位表示；土壤脲酶活性采用靛酚藍(lán)比色法測(cè)定［4］，以NH3-N μg/（g·24 h）表示；用過(guò)硫酸鉀氧化法測(cè)量土壤總氮質(zhì)量分?jǐn)?shù)［5］；用鉬藍(lán)比色法測(cè)量土壤總磷質(zhì)量分?jǐn)?shù)［6］；風(fēng)干土壤加入蒸餾水，攪拌后靜置1～3 h，用pH 計(jì)測(cè)量土壤pH［7］。

1.4 數(shù)據(jù)統(tǒng)計(jì)分析

應(yīng)用Microsoft Excel 2019 計(jì)算各值的平均值和標(biāo)準(zhǔn)偏差；應(yīng)用SPSS 22.0 對(duì)修復(fù)前后土壤磷酸酶、脲酶和土壤理化因子進(jìn)行相關(guān)性分析（Spearman 法）；用Origin 9.0 制圖。

2 結(jié)果與分析

2.1 泉州灣濱海退化濕地紅樹林修復(fù)工程對(duì)土壤酶活性的影響

2.1.1 紅樹林修復(fù)工程對(duì)土壤磷酸酶活性的影響

泉州灣濱海退化濕地紅樹林修復(fù)工程對(duì)土壤磷酸酶活性的影響見(jiàn)圖2。在種植密度為0.5 m×0.5 m的條件下，不同修復(fù)模式土壤磷酸酶活性不同。修復(fù)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(fù)模式修復(fù)后，土壤磷酸酶活性為10.21～14.22 μg/（g·24 h），修復(fù)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(fù)模式為KAR 時(shí)，土壤磷酸酶活性有最大值，為14.22 μg/（g·24 h），在修復(fù)模式為KAM 時(shí)，有最小值，為10.21 μg/（g·24 h）。從圖2可見(jiàn)，在KAM 修復(fù)模式下，修復(fù)后的土壤磷酸酶活性降低較明顯，在KAB 修復(fù)模式下，修復(fù)后的土壤磷酸酶活性降低不明顯，在KAR 修復(fù)模式下，修復(fù)后的土壤磷酸酶活性有一定增高。

圖2 不同紅樹植物修復(fù)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(fù)工程對(duì)土壤脲酶活性的影響

泉州灣濱海退化濕地紅樹林修復(fù)工程對(duì)土壤脲酶活性的影響見(jiàn)圖3。在種植密度為0.5 m×0.5 m的條件下，不同修復(fù)模式土壤脲酶活性不同，修復(fù)前土壤脲酶活性為45.86～80.12 μg/（g?24 h），采用3種模式修復(fù)后，土壤脲酶活性為85.83～102.22 μg/（g?24 h）。修復(fù)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(fù)模式為KAM 時(shí)，土壤脲酶活性有最大值，為102.22 μg/（g?24 h），在修復(fù)模式為KAR 時(shí)，有最小值，為85.83 μg/（g?24 h）。由圖3 可知，在KAR 修復(fù)模式下，修復(fù)后脲酶活性增高較大，在KAM 修復(fù)模式下，脲酶活性有一定增高，在KAB 修復(fù)模式下，脲酶活性增高較小。采用各修復(fù)模式修復(fù)后，土壤脲酶活性均高于對(duì)照組。

圖3 不同紅樹林修復(fù)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(guān)性分析

泉州灣濱海退化濕地修復(fù)前后土壤pH、TN 和TP 值見(jiàn)表1。

表1 退化濕地修復(fù)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(fù)后土壤pH、TN、TP 總體呈上升趨勢(shì)。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(fù)前土壤磷酸酶、脲酶活性與理化因子的相關(guān)性見(jiàn)表2。

表2 退化濕地修復(fù)前土壤磷酸酶、脲酶與pH、TN和TP 的相關(guān)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(fù)前土壤磷酸酶、脲酶活性與土壤pH 呈負(fù)相關(guān)，但相關(guān)性不顯著（P＞0.05），說(shuō)明pH 對(duì)土壤中磷酸酶與脲酶活性無(wú)明顯影響。土壤磷酸酶活性與TN、TP 呈負(fù)相關(guān)，脲酶活性與土壤TN、TP 呈正相關(guān)，磷酸酶、脲酶活性與土壤TN、TP 均無(wú)顯著相關(guān)性（P＞0.05）。此外，土壤磷酸酶活性與脲酶活性呈正相關(guān)，但相關(guān)性不顯著（P＞0.05），說(shuō)明修復(fù)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(fù)后土壤磷酸酶、脲酶與理化因子的相關(guān)性見(jiàn)表3。

由表3 可知，泉州灣濱海退化濕地修復(fù)后土壤磷酸酶、脲酶活性與土壤pH 呈負(fù)相關(guān)，但相關(guān)性不顯著（P＞0.05），說(shuō)明pH 對(duì)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(guān)，但相關(guān)性不顯著（P＞0.05）。磷酸酶與土壤TP呈負(fù)相關(guān)，但相關(guān)性不顯著（P＞0.05）。脲酶活性與土壤TP 呈極顯著負(fù)相關(guān)（P＞0.01），說(shuō)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(wú)顯著相關(guān)性，說(shuō)明在修復(fù)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(fù)后土壤磷酸酶、脲酶與pH、TN 及TP 的 相 關(guān) 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(fù)工程對(duì)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(dú)特性，可作為土壤質(zhì)量和環(huán)境質(zhì)量指標(biāo)［9］。本研究發(fā)現(xiàn)，在泉州灣濱海退化濕地修復(fù)過(guò)程中，磷酸酶活性在KAR 修復(fù)模式下呈上升趨勢(shì)，脲酶活性在3 種修復(fù)模式下都呈上升趨勢(shì)。大部分研究表明，隨著濕地生態(tài)系統(tǒng)的恢復(fù)，土壤環(huán)境逐漸得到改善，與修復(fù)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(duì)三江平原濕地土壤酶分布特征及相關(guān)肥力因子的影響研究中發(fā)現(xiàn)，修復(fù)前后土壤酶活性發(fā)生變化，修復(fù)后的土壤酶活性大幅增高。WU 等［12］在對(duì)泉州灣河口濕地種植3 種紅樹植物的土壤進(jìn)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(huì)促進(jìn)土壤中的磷酸酶、脲酶積聚，修復(fù)后的濕地酶活性有所上升。種植時(shí)間、根系、土壤pH 值和鹽度都會(huì)對(duì)酶活性造成影響，進(jìn)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(guān)于土壤酶活性的研究中指出，修復(fù)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(jié)果相似。SARDANS 等［14］在水分對(duì)土壤磷酸酶活性影響的研究中發(fā)現(xiàn)，土壤水分減少，會(huì)使土壤磷酸酶活性下降。姜經(jīng)梅等［15］在對(duì)長(zhǎng)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(fù)后土壤的采樣時(shí)間為冬季，溫度較低，可能會(huì)影響土壤磷酸酶活性的檢測(cè)結(jié)果。本研究還發(fā)現(xiàn)，濕地土壤經(jīng)過(guò)修復(fù)后，在KAB 和KAR 修復(fù)模式下的酶活性水平相當(dāng)，而KAM 修復(fù)模式與KAB 和KAR 修復(fù)模式差別明顯?？傊?，不同的修復(fù)模式對(duì)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(fù)模式對(duì)土壤酶活性的影響研究時(shí)發(fā)現(xiàn)，植被修復(fù)模式不同，土壤酶活性也會(huì)發(fā)生相應(yīng)改變。不同修復(fù)模式下，土壤環(huán)境不同，如土壤鹽分不同，會(huì)導(dǎo)致土壤酶活性發(fā)生變化［17］。土壤酶活性的變化會(huì)引起紅樹林生態(tài)系統(tǒng)固氮能力的變化，進(jìn)而影響水體凈化、植被生長(zhǎng)、氣候調(diào)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(guān)性

研究發(fā)現(xiàn)，除脲酶與TP 呈極顯著負(fù)相關(guān)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(wú)顯著相關(guān)性。SELVARAJ 等［18］對(duì)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(wú)顯著相關(guān)性，這與本研究結(jié)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(guān)。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(duì)雙臺(tái)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(guān)系的研究表明，脲酶活性與TN 呈負(fù)相關(guān)。朱蕓蕓等［23］在對(duì)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(fù)相關(guān)，而土壤中TN 與土壤酶活性呈一定程度的正相關(guān)。以上與本研究的結(jié)果不同，可能與土壤類型、土壤鹽分、pH 和水熱條件等有關(guān)。本研究表明，脲酶與TP 呈極顯著負(fù)相關(guān)，可能與土壤pH、土壤鹽分較高、溫度較低等有關(guān)，抑制了脲酶的活性，具體原因有待進(jìn)一步研究。濕地修復(fù)后pH、TN、TP 總體呈上升趨勢(shì)，將對(duì)植物根系生長(zhǎng)和土壤微生物群落產(chǎn)生影響，進(jìn)而對(duì)紅樹林生態(tài)系統(tǒng)功能產(chǎn)生影響。

4 結(jié) 論

4.1 泉州灣濱海退化濕地修復(fù)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(fù)模式修復(fù)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(fù)后的土壤脲酶活性均高于修復(fù)前，表明通過(guò)種植紅樹植物進(jìn)行濕地修復(fù)可以提高土壤脲酶活性。

4.2 在KAM、KAB 修復(fù)模式下，土壤磷酸酶活性下降，在KAR 修復(fù)模式下，土壤磷酸酶活性上升。在KAM、KAB、KAR 修復(fù)模式下，土壤脲酶活性均有增高。不同修復(fù)模式下土壤酶活性不同，說(shuō)明修復(fù)模式會(huì)對(duì)土壤酶活性產(chǎn)生影響。

4.3 通過(guò)對(duì)土壤酶活性與土壤理化性質(zhì)的相關(guān)性分析發(fā)現(xiàn)，在對(duì)泉州濱海退化濕地修復(fù)過(guò)程中，除脲酶與TP 呈極顯著負(fù)相關(guān)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(wú)顯著相關(guān)性。