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生态恢复工程对生长季湿地土壤无机硫形态变化的影响分析

  2020-11-25    115  上传者:管理员

摘要:选择黄河口生态恢复前后的未恢复区(R0)、2007年恢复区(R2007)和2002年恢复区(R2002)的芦苇湿地为研究对象,探讨了生态恢复工程对生长季湿地土壤无机硫形态变化的影响。结果表明,生态恢复工程不同程度地改变了湿地土壤中各形态无机硫含量。相对于R0,R2002和R2007土壤中的水溶性硫(H2O—S)含量分别降低46.7%和44.7%,吸附性硫(Adsorbed—S)和盐酸可溶性硫(HCl—Soluble—S)含量分别增加0.4%,116.0%和50.1%,29.1%,而盐酸挥发性硫(HCl—Volatile—S)含量在R2002下降8.0%,在R2007增加19.7%。不同恢复阶段湿地土壤中各形态无机硫含量在生长季呈不同的变化特征,这一方面与不同湿地植物生长节律以及地上与地下之间的硫养分供给关系密切相关;另一方面则与不同生态补水方式导致的环境因子,尤其是pH、EC和氮养分的变化有关。随着恢复年限的增加,湿地土壤的总无机硫(TIS)含量以及其占全硫(TS)含量的比例均呈降低趋势。湿地土壤的TIS储量整体随恢复年限的增加而降低,而这种降低主要取决于H2O—S、Adsorbed—S和HCl—Soluble—S的贡献,且以H2O—S占优(78%~80%)。研究发现,随着黄河口湿地的逐渐恢复以及每年冬季芦苇收割活动的进行,恢复湿地土壤中的无机硫养分逐渐趋于缺乏状态,长期来看将不利于维持湿地的稳定与健康。

  • 关键词:
  • 总无机硫
  • 无机硫形态
  • 生态恢复
  • 芦苇湿地
  • 黄河口
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河口湿地作为陆地向海洋过渡的区域,在碳、氮、硫等元素的生物地球化学循环过程中扮演着重要角色。硫是湿地植物生长发育过程中必不可少的中量营养元素,其对于植物光合过程中碳水化合物的代谢、蛋白质和叶绿素的形成以及植物的呼吸作用和抗逆性等方面均具有非常重要的作用[1]。湿地土壤无机硫是植物获取硫养分的主要来源,超过植物硫吸收总量的55%[2],其形态特征及赋存状况直接影响着植物的生长发育。由于河口湿地受到双重水动力—河流径流和海洋潮汐—的影响,其氧化-还原环境交替较为频繁,使得土壤-水体系中的硫赋存形态多样,且不同形态之间的转化也极为复杂,进而可能会导致土壤和水体酸碱失衡以及生态系统退化等一系列生态问题[3]。

国外关于河口湿地土壤硫的研究目前已涉及土壤有机硫与无机硫形态的分离或提取[4,5]、不同形态硫分布及迁移转化[6]、挥发性含硫气体释放[7]、硫转化的微生物机制[8]以及硫与其他元素的耦合作用[9]等方面。而国内关于河口湿地土壤硫研究涉及的区域已涵盖闽江口[2,3,10]、南方红树林[11]、长江口[12]、黄河口[13]以及胶州湾[14],其研究侧重点主要集中于自然河口湿地土壤全硫及无机硫赋存、主要含硫气体释放(H2S、DMS和COS)以及硫生物循环特征等方面,而关于退化及恢复河口湿地土壤无机硫赋存形态及其转化的研究还比较薄弱。

黄河口湿地作为我国暖温带面积最大、最年轻的河口湿地,其对于维护区域生态安全发挥着重要作用。自20世纪80年代以来,黄河流域水量的年际变化大,其入海年径流量在1983—2001年间一直呈持续下降趋势,使得河水漫滩的概率降低,黄河口湿地水源补给量亦明显减少,从而导致黄河口湿地严重退化[15]。由于黄河口湿地的特殊重要性,自1999年开始,在国务院指导下,黄河水利委员会、科技部、国家林业局等有关部门相继启动了一系列工程措施,对其进行恢复治理。尤其是自2002年以来每年在调水调沙实施期间以引黄补水为主要手段对退化湿地进行了有效恢复。截止2015年,生态恢复工程累计补水10.5×107m3,完成2.3×104hm2[16]。通过引黄补水实施的湿地生态恢复工程在为湿地定期补充充足淡水导致湿地水文情势发生较大变化的同时,亦为湿地补充了大量养分。现有研究[16]表明,黄河口生态恢复工程的实施可导致湿地土壤养分及其理化性质发生改变,如土壤全氮(TN)、有机质含量[17]和氧化还原电位(Eh)、pH[18]以及温室气体释放[19]等,特别是水文情势及其导致的氧化还原环境变化可显著改变湿地土壤硫的转化过程,进而可能对土壤硫的赋存形态以及植物硫养分供给的有效性产生深刻影响。然而,目前关于黄河口退化湿地生态恢复前后土壤不同形态无机硫动态变化及其影响机制的研究还鲜有报道。鉴于此,本研究选择黄河口未恢复区、2002年恢复区和2007年恢复区的典型芦苇湿地为研究对象,研究了湿地不同恢复阶段土壤中不同形态无机硫赋存的动态变化及其主要影响因子。以期进一步认识生态恢复工程对湿地硫循环的影响机理,并可为该区下一步湿地的大规模恢复提供科学依据。


1、材料与方法


1.1研究区概况

研究区位于山东黄河三角洲国家级自然保护区(37°40′—38°10′N,118°41′—119°16′E)(图1)。该保护区于1992年经国务院批准建立,总面积15.3×104hm2,是我国暖温带极具代表性的河口湿地生态系统,主要保护黄河口新生湿地系统和珍稀濒危鸟类。保护区位于海相沉积平原,地势平坦,潜水位<2m,土壤为隐域性潮土和盐土土类。保护区属暖温带大陆性季风气候区,雨热同期,冷热干湿界限明显,年均气温12.1℃,无霜期约210d,年均蒸发量1962mm,年均降水量为551.6mm。该区主要植被有芦苇(Phragmitesaustralis)、翅碱蓬(Suaedasalsa)、芦苇—荻(Triarrhenasacchariflora)以及柽柳(Tamarixchinensis)等,并以芦苇和翅碱蓬的分布较广泛。

图1黄河三角洲自然保护区位置及恢复区样地布设

1.2研究方法

1.2.1样品采集与处理

本研究于2014年在黄河口典型芦苇湿地内设置3个试验样地,即:R0(未恢复区,采样前一直处于退化状态)、R2002(2002年恢复区,采样时已恢复13年)和R2007(2007年恢复区,采样时已恢复8年)。其中,R0和R2002样地均位于保护区大汶流管理站所辖区域内,R2007样地位于黄河口管理站所辖区域内(图1)。R2002和R2007在恢复前均处于退化状态,植被为低草甸芦苇;恢复后,植被均为淡水沼泽芦苇。R2007在调水调沙期间(6月下旬至7月上旬)采取一次性补水方式,而R2002由于连通黄河河道,一直采取全年连续补水方式。在上述3个典型研究样地内,采用土壤柱状采样器分别于植被的生长初期(4月中旬,initialstage,IS)、生长旺期(7月中旬,peakstage,PS)和生长末期(10月中旬,laterstage,LS)采集3个典型土壤剖面,采样深度为0—20cm,采样间隔为10cm,共采集54个样品。结合课题组前期研究结果,该区不同恢复阶段湿地的芦苇根系主要集中于0—20cm土层(占地下总生物量的比例在R0、R2002和R2007介于57.9%~66.5%,71.9%~72.8%和64.5%~78.5%)[16],所以探讨该土层的无机硫赋存可整体反映其对植物硫养分的供给状况。

1.2.2样品处理与测定

将上述采集到的土样及时带回实验室自然风干,去除杂物,用球磨机研磨后过100目筛装袋待测。土壤中不同形态无机硫(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)含量参照Krairapanond等[4]的提取方法,采用紫外分光光度计测定。总无机硫(TIS)含量为上述4种形态无机硫含量之和[20]。采用VarioEL型元素分析仪测定土壤全碳(TC)、全硫(TS)和TN含量,采用土壤墒情速测仪(TZS-1)测定土壤含水量,采用环刀法测定土壤容重,采用酸度计(PHS-3D)测定土壤pH(水土比2.5∶1),采用电导法(DDS-307电导率仪)测定电导率(水土比5∶1),铵态氮(NH4+—N)和硝态氮(NO3-—N)的含量采用2mol/L的KCl浸提后使用连续流动分析仪(Bran-LubeeAAA3)测定。

1.3指标计算

土壤第i层的TIS储量(Lsi,g/m2i)为相应土层的TIS含量(Si,mg/kg)、土壤容重(dvi,g/cm3)与土壤厚度(hi,cm)的乘积[21],即:

Lsi=dvi×Si×hi/100

单位面积一定剖面深度(j到n层)的TIS储量(Ls,g/m2)为j到n层储量之和,即:

Ls=∑i=jnLsi=∑i=jndvi×Si×hi×100Ls=∑i=jnLsi=∑i=jndvi×Si×hi×100

1.4数据处理与分析

运用Excel2010和Origin8.0软件对数据进行分析与绘图,运用SPSS23.0软件对不同恢复阶段湿地土壤以及相同湿地不同层次土壤的无机硫含量进行单因素方差分析,对不同恢复阶段湿地土壤无机硫含量与环境因子进行Person相关性分析和逐步线性回归分析。上述分析的显著性水平均设定为α=0.05。


2、结果与分析


2.1不同恢复阶段湿地土壤无机硫含量动态

2.1.1H2O—S

同恢复阶段湿地土壤中的H2O—S含量均高于其他3种形态的无机硫(图2),且不同时期表层土壤中的H2O—S含量均显著高于亚表层土壤(P<0.05)(图2a)。0—10cm土层的H2O—S含量在生长初期表现为R2007>R2002>R0(P<0.05),而在生长旺期(P>0.05)和生长末期(P<0.05)均表现为R0>R2002>R2007;相对于R0,R2002和R2007表层土壤的H2O—S含量分别下降43.62%和36.95%(表1)。与之不同,10—20cm土层的H2O—S含量在生长初期表现为R0≈R2007>R2002(P>0.05),而在生长旺期(P>0.05)和生长末期(P<0.05)均表现R0>R2002>R2007;相对于R0,R2002和R2007亚表层土壤的H2O—S含量分别下降50.85%和56.06%(表1)。在生长季内,R0表层和亚表层土壤的H2O—S含量整体呈升高趋势,并均于生长末期取得最大值;而R2007表层和亚表层土壤的H2O—S含量整体呈降低变化,并均于生长末期取得最低值。R2002的H2O—S含量在表层土壤整体呈降低趋势,而在亚表层则呈先增加后降低变化。

图2湿地土壤H2O-S、Adsorbed-S、HCl-Soluble-S和HCl-Volatile-S含量动态变化

注:不同大写字母表示相同湿地不同土层间差异显著(P<0.05);不同小写字母表示不同湿地间差异显著(P<0.05)。下同。

表1生长季不同恢复阶段湿地土壤各形态无机硫平均含量

不同恢复阶段湿地表层和亚表层土壤中的Adsorbed—S含量在各时期均存在显著差异(P<0.05)(图2b)。0—10cm土层的Adsorbed—S含量在生长初期表现为R0>R2002>R2007(P>0.05),在生长旺期表现为R2007>R0>R2002(P>0.05),而在生长末期表现为R0>R2007≈R2002(P>0.05);相对于R0,表层土壤的Adsorbed—S含量在R2002下降40.78%,而在R2007升高37.49%(表1)。与之相比,10—20cm土层中的Adsorbed—S含量在生长初期和生长末期均表现为R2007≈R0>R2002(P>0.05),而在生长旺期表现为R2007>R2002>R0(P<0.05);相对于R0,R2002和R2007亚表层土壤的Adsorbed—S含量分别增加62.08%和234.57%(表1)。在生长季内,R0、R2002和R2007表层土壤的Adsorbed—S含量均呈先升高后降低变化,且于生长旺期取得最高值;与之不同,R0亚表层土壤的Adsorbed—S含量呈先降低后升高变化,并于生长末期取得最大值,而R2002和R2007亚表层土壤的Adsorbed—S含量均呈先升高后降低变化,并于生长旺期取得最大值。

2.1.3HCl—Soluble—S

不同恢复阶段湿地表层和亚表层土壤中的HCl—Soluble—S含量在各时期均不存在显著差异(P>0.05)(图2c)。0—10cm土层的HCl—Soluble—S含量在生长初期表现为R2002>R2007>R0(P>0.05),而在生长旺期和生长末期均表现为R2007>R0>R2002(P>0.05);相对于R0,R2002和R2007表层土壤的HCl—Soluble—S含量分别升高11.95%和65.39%(表1)。与之不同,10—20cm土层的HCl—Soluble—S含量在生长初期(P>0.05)和生长旺期(P<0.05)均表现为R2002>R0>R2007,而在生长末期表现为R2007>R0>R2002(P<0.05);相对于R0,亚表层土壤的HCl—Soluble—S含量在R2002增加87.34%,而在R2007降低6.29%(表1)。在生长季内,R0、R2002和R2007表层土壤的HCl—Soluble—S含量均呈先降低后升高变化,并均于生长初期取得最高值。R0和R2007亚表层土壤的HCl—Soluble—S含量也均呈先降低后升高变化,并亦于生长初期取得最高值;R2002亚表层土壤的HCl—Soluble—S含量变化与R0和R2007相反,其于生长旺期取得最大值。

2.1.4HCl—Volatile—S

不同恢复阶段湿地土壤中的HCl—Volatile—S含量在4种无机硫形态中最低(图2),且不同时期相同湿地表层和亚表层土壤中的HCl—Volatile—S含量均不存在显著差异(P>0.05)(图2d)。比较而言,表层或亚表层土壤中的HCl—Volatile—S含量在生长初期和生长末期均表现为R2007>R2002>R0(P>0.05),而在生长旺期表现为R0>R2007>R2002(P>0.05)。相对于R0,表层和亚表层土壤的HCl—Volatile—S含量在R2002分别下降11.43%和4.15%,而在R2007分别升高16.28%和23.70%(表1)。在生长季内,R2002和R2007表层与亚表层土壤的HCl—Volatile—S含量均呈先降低后升高变化,并均于生长旺期取得最低值;R0亚表层土壤的HCl—Volatile—S含量也呈先降低后升高变化,且亦于生长旺期取得最低值,但其在表层土壤中的变化与之相反,并在生长旺期取得最高值。

2.2不同恢复阶段湿地土壤TIS含量动态

不同恢复阶段湿地表层和亚表层土壤中的TIS含量在生长末期均存在显著差异(P<0.05),而在生长初期和生长旺期均不存在显著差异(P>0.05)(图3)。另外,不同恢复阶段湿地表层与亚表层土壤中的TIS含量在不同时期的差异也均不显著(P>0.05)(图3)。在生长季内,R0表层土壤的TIS含量呈逐渐增加趋势,并于生长末期取得最高值;而R2002和R2007表层土壤的TIS含量均呈逐渐降低变化,并于生长末期取得最低值。与之不同,R0亚表层土壤的TIS含量呈先小幅降低后大幅增加变化,并于生长末期取得最高值;而R2002和R2007亚表层土壤的TIS含量均呈先升高后降低趋势,并于生长末期取得最低值。比较而言,R0、R2002和R2007表层和亚表层土壤的TIS含量在生长季均表现为R0>R2007>R2002(图3)。相对于R0,TIS含量的降幅在R2002介于19.58%~35.68%,而在R2007为13.31%~18.19%。另外,表层和亚表层土壤中TIS含量占TS含量的比例在R0分别为38.25%和27.17%,在R2007分别为38.19%和25.45%,而在R2002分别为25.17%和22.89%(表1)。可见,随着恢复年限的增加,土壤的TIS含量及其占TS含量的比例均呈降低趋势。

图3不同恢复阶段湿地土壤无机硫含量动态变化

2.3不同恢复阶段湿地土壤无机硫储量动态

不同恢复阶段湿地表层或亚表层土壤的TIS储量变化与其含量变化特征基本一致(图3,图4a)。生长季内,不同恢复阶段湿地表层土壤的TIS平均储量表现为R0(56.31±12.32g/m2)>R2002(23.11±10.23g/m2)>R2007(17.05±7.59g/m2),而在亚表层土壤表现为R0(42.80±16.67g/m2)>R2007(24.60±2.41g/m2)>R2002(15.59±8.08g/m2)(图4b)。相比于R0,表层和亚表层土壤的TIS储量在R2002分别下降58.96%和63.57%,而在R2007分别下降69.72%和42.52%。相比R0,R2002和R20070—20cm土层的TIS储量分别下降60.95%和57.98%。就不同形态无机硫储量而言,表层土壤的H2O—S、Adsorbed—S、HCl—Soluble—S和HCl—Volatile—S储量占TIS储量的比例在R0分别为72.43%,12.96%,12.07%和2.54%,在R2002分别为63.48%,12.01%,21.01%和3.50%,而在R2007分别为53.01%,20.55%,22.03%和3.41%;相应地,亚表层土壤中的上述占比在R0分别为64.72%,10.62%,15.32%和2.81%,在R2002分别为39.55%,21.41%,35.69%和3.35%,而在R2007分别为34.76%,43.44%,17.55%和4.25%(图4b)。可见,随着恢复年限的增加,湿地土壤的TIS储量呈降低趋势,而这种降低主要取决于H2O—S、Adsorbed—S和HCl—Soluble—S的贡献。

图4不同恢复阶段湿地土壤无机硫储量动态变化(a)及其组成(b)


3、讨论


3.1生态恢复工程对湿地土壤无机硫形态变化的影响

本研究表明,不同恢复阶段湿地土壤中各形态无机硫含量在生长季呈现出不同变化特征,而这种变化可能主要与湿地不同恢复阶段下植物的生长状况及其养分供给关系密切相关。土壤无机硫作为供给植物生长所需硫养分的主要储库,其赋存量与植物的吸收利用密切相关[22]。本研究中,由于H2O—S是TIS的主体,故生长季内的TIS含量变化特征与H2O—S含量保持一致(图2a,图3)。除R0外,R2002和R2007土壤中的H2O—S、HCl—Soluble—S及TIS含量在生长初期总体处于较高水平,这主要与此间植物地上生物量均较小(图5),所需硫养分相对较低有关。

图5不同恢复阶段湿地芦苇地上生物量动态

值得注意的是,尽管Adsorbed—S的有效性高于HCl—Soluble—S[10],但其含量在生长初期并未处于较高水平,原因可能与水文情势的改变导致R2002和R2007土壤—水体系中的阴离子交换加强,进而使得通过阴离子交换吸收和配位方式保留在土壤胶体表面的SO42-减少有关。不同的是,生长初期R0土壤中较低的Adsorbed—S含量主要与其H2O—S含量较低(图2),相当一部分Adsorbed—S可能通过解吸过程而供给地上植物生长有关。随着植物生长加快,特别是在生长旺期,不同恢复阶段植物对硫养分的需求量均随之增加,由此导致此间土壤中的H2O—S、HCl—Soluble—S及TIS含量均迅速降低(图2)。与生长初期不同,R0、R2002和R2007土壤中的Adsorbed—S含量在生长旺期均取得最高值。其中,R0与7月温度升高,水热条件较好,土壤有机硫矿化增强有关[23],由于R0为退化湿地,地表植被稀疏,植物对土壤硫养分的需求量不大,加之其较高的H2O—S含量可基本满足植物生长需求,由此导致矿化产生的SO42-在土壤中得以保存。R2002和R2007土壤中Adsorbed—S含量在生长旺期较高值的取得除与上述H2O—S含量供给充足使得矿化增强产生的大量SO42-得以保存有关外,还与此间调水调沙(6月下旬至7月中旬)补充大量的氮硫养分有关。大量氮硫养分的输入在促进植物生长及其加大对H2O—S和HCl—Soluble—S吸收的同时,亦可能导致土壤—水体系中的阴离子交换吸收和配位吸附增强[24],进而导致土壤中的Adsorbed—S含量均较高。在生长末期,不同恢复阶段湿地植物不再需要大量的硫养分来维持生长,加之HCl—Soluble—S的有效性仅次于H2O—S和Adsorbed—S[10],由此导致其在R0、R2002和R2007土壤中的均明显增加(图2a~图2c)。由于R0的地上部分基本枯死,对硫养分需求很少,故使得其土壤中的H2O—S和TIS含量增加明显;而R2002和R2007的地上仅部分死亡,为抵御生长末期的低温环境,其对硫养分依然保持着较强需求,由此导致此间土壤中的H2O—S、Adsorbed—S和TIS含量均较低。

与上述3种无机硫形态相比,HCl—Volatile—S含量在不同恢复阶段湿地土壤中的含量最低。其中,R0土壤中HCl—Volatile—S含量在生长季变化不大,而R2002和R2007土壤中的HCl—Volatile—S含量则波动较大,并于生长旺期取得最低值(图2d)。由于HCl—Volatile—S主要是SO42-在厌氧环境中被硫酸盐异化还原细菌还原形成的无机态的硫[10],而R0为退化湿地,地表无积水,土壤中的硫酸盐异化还原过程在生长季一直较弱,由此使得其HCl—Volatile—S含量相对较低且变化不大。与之不同,R2002和R2007在生长季一直有积水,硫酸盐异化还原过程一直较强,由此使得二者的HCl—Volatile—S含量在生长初期和生长旺期相对较高(图2d)。不同的是,生长旺期(7月)R2002和R2007土壤中的HCl—Volatile—S含量明显低于R0,这可能与此间调水调沙输入的大量氮养分有关[16]。陈冰冰等[25]研究表明,外源氮输入可明显促进黄河口湿地土壤挥发性含硫气体的产生,进而可在一定程度上导致存留在土壤中的HCl—Volatile—S含量相对较低。值得注意的是,R2007土壤中的HCl—Volatile—S含量在生长季均要高于R2002,这主要与二者采取的不同补水方式有关。R2002采取是连续补水方式(与黄河河道连通),水位波动变化不大,有利于硫酸盐异化还原过程的持续进行;而R2007是在调水调沙期间采取一次补水方式,水位波动变化较大,由此使得其挥发性含硫气体的产生量相比R2002土壤可能较低[10],进而导致其土壤中的HCl—Volatile—S含量相对较高。

不同恢复阶段湿地土壤中各形态无机硫含量的动态变化亦受环境因子的影响。相关分析表明,R2007土壤中的H2O—S与pH呈极显著负相关(P<0.01),与TN呈极显著正相关(P<0.01),与EC和TC均呈显著正相关(P<0.05);Adsorbed—S与NO3-—N呈显著负相关(P<0.05)。HCl—Soluble—S在R0土壤中与TS呈显著负相关(P<0.05),而在R2002土壤中与TS呈极显著正相关(P<0.01);HCl—Volatile—S在R2002土壤中与NO3-—N呈显著负相关(P<0.05),而在R2007土壤中与NO3-—N呈显著正相关(P<0.05)(表2)。据此可知,R2007土壤中的上述形态无机硫含量变化主要受pH、EC及氮养分(如TN、NO3-—N)的影响,而R0和R2002土壤中的上述形态无机硫含量变化受氮硫养分(如TS、NO3-—N)的影响可能更为明显。已有研究[26]表明,pH的变化不但可影响SO42-的吸附能力,而且还可通过影响参与硫循环的微生物活性而影响硫的赋存形态及其转化[11,27];而EC主要通过影响土壤溶液中可交换态盐基离子以及土壤中微生物(如硫酸盐异化还原菌)群落结构和活性而影响不同形态硫的赋存及其之间的转化[28]。本研究中,R2007土壤的pH和EC均高于R2002,说明其SO42-的的吸附量可能降低(即Adsorbed—S含量降低),且EC对有机硫的矿化亦可能产生一定抑制[21]。但据图2b可知,R2007土壤的Adsorbed—S含量在生长季均明显高于R2002。原因可能在于,R2007恢复区采取的是一次补水方式,水位波动变化大,而在水位变化大或干湿交替的环境中,其土壤有机硫矿化作用相比R2002往往又会增强[29],由此导致土壤中的有效态硫(H2O—S和Adsorbed—S)含量增加。然而,由于R2007土壤中的H2O—S可能足够满足植物的优先吸收利用,故使得其实际的H2O—S含量在生长旺期和生长末期一直较低(图2a),而Adsorbed—S一直较高(图2b)。另有研究[16]表明,黄河口湿地主要受氮养分限制,生态恢复工程在改变湿地水文情势的同时,也为其输入大量来自黄河中上游的含氮物质[15],而氮养分输入主要通过提高土壤微生物活性而促进有机硫矿化和硫酸盐异化还原过程[30],进而对湿地硫循环特别是土壤中不同形态硫的赋存及转化产生深刻影响。实际上,上述相关分析结果也证实了这一点。

表2不同恢复阶段湿地土壤中各形态无机硫与环境因子之间的相关性分析

注:**表示P<0.01;*表示P<0.05。

逐步线性回归分析进一步表明,R0土壤中HCl—Soluble—S含量主要受TS、C/N、TC和容重的共同影响(R2=1.000);R2002土壤中HCl—Soluble—S含量主要受TS的影响(R2=0.846),HCl—Volatile—S含量主要受NO3-—N和TN的共同影响(R2=0.954);R2007土壤中H2O—S含量主要受TN的影响(R2=0.945),Adsorbed—S的含量主要受NO3-—N的影响(R2=0.767),HCl—Volatile—S含量主要受NO3-—N、NH4+—N、C/N、TC和pH的共同影响(R2=1.000)(表3)。另外,R0土壤中H2O—S、Adsorbed—S和HCl—Volatile—S含量,R2002土壤中H2O—S和Adsorbed—S含量,以及R2007土壤中HCl—Soluble—S含量在逐步线性回归分析中无任何因子进入方程,说明其变化受环境因子的影响可能更为复杂。上述结果与相关分析得出的认识整体较为一致,即不同恢复阶段湿地土壤中各形态无机硫的变化主要受pH和氮养分的影响。

表3不同恢复阶段湿地土壤中各形态无机硫与环境因子的逐步线性回归分析

3.2生态恢复工程对湿地土壤TIS的影响

本研究表明,不同恢复阶段湿地土壤中的TIS含量占TS含量的22.89%~38.25%,明显高于黄土母质发育的土壤(14.7%)[31]。原因可能是研究区的土壤主要为黄河所携带大量源于黄土高原的泥沙在河口的河海作用下冲积而成的滨海盐土,盐类矿物含量较多,加之研究区生态恢复补给水源中含有丰富的硫酸盐及Ca、Mg等离子[32],而Ca、Mg等离子与硫酸盐在土壤中会形成共沉淀,从而导致土壤中的TIS含量偏高。随着恢复年限的增加,湿地土壤的TIS含量以及其占TS含量的比例均呈降低趋势(图3),原因可能有3个方面:一是与植被对无机硫养分的吸收利用有关。前述分析可知,随着湿地的不断恢复,植物长势趋于良好(图5),而其从土壤中吸收的有效态氮硫等养分也会大幅增加[16],由此可能导致TIS含量降低。二是与生态恢复工程改变湿地水文情势,进而加剧了土壤中易溶性盐基离子的淋溶有关[33]。本研究中,R2002和R2007在0—20cm土层的SO42-极易在积水条件下被垂直淋失至深层土壤,从而导致其TIS含量较低。此外,由于补水方式的不同,处于连续补水状态的R2002土壤中的SO42-淋溶作用可能比一次性补水方式的R2007更明显,由此导致其TIS含量更低(图3)。三是与生态恢复工程导致湿地土壤pH变化的同时也促进了硫酸盐异化还原过程有关。相较于R0,R2002和R2007土壤的pH均有所升高,而其TIS含量却相对降低(表1)。相关分析亦表明,R2002和R2007土壤的TIS含量均与pH呈显著负相关(P<0.05)(表2)。现有研究[33]表明,TIS的主要组分H2O—S和Adsorbed—S(61.0%~86.4%)受pH的影响较大,且较高的pH不利于SO42-的吸附[26]。郝庆菊等[20]在对三江平原典型湿地土壤的研究中亦指出,硫酸盐含量随土壤pH的升高而降低。另有研究[26]表明,硫酸盐异化还原菌(SRB)对土壤酸碱度较为敏感,其活性在中性范围内最强。尽管本研究中恢复湿地土壤的pH介于8.07~8.28,但由于其水文和氮养分状况均发生较大变化[16],有利于硫酸盐异化还原过程的进行,从而导致土壤中的TIS含量均降低。实际上,相关分析和逐步线性回归分析得出的恢复湿地土壤的TIS含量与TN含量密切相关的结果(表2~表3)亦可部分所证实上述分析。另外,由于R2002和R2007采取的补水方式不同,特别是R2002采取全年连续补水方式,使得其硫酸盐异化还原过程在长期处于淹水条件下可能更为强烈[34],由此导致其TIS含量更低(图3)。

本研究亦表明,随着恢复年限的增加,湿地土壤的TIS储量呈降低趋势,且这种降低主要取决于H2O—S、Adsorbed—S和HCl—Soluble—S的贡献,其中H2O—S占优(78%~80%),而Adsorbed—S和HCl—Soluble—S相对较低(17%~19%)。前述可知,随着恢复年限的增加,湿地植物为维持自身生长需不断从土壤中吸收大量以H2O—S为主体的无机硫养分,而这直接导致了土壤TIS储量的不断降低。已有研究[25]表明,残体分解是湿地物质循环与能量流动的重要环节,其释放的各种养分(包括硫)是生态系统“自我施肥”的重要过程。然而,该区不同年限恢复湿地的这一“自我施肥”过程又可能由于每年冬季的大规模芦苇收割而阻断[35,36,37]。尽管每年生态补水和大气干湿沉降可为湿地输入一定的硫养分,但其与每年因芦苇收割而移出湿地的硫养分相比又低的多。在此情况下,随着湿地的逐渐恢复以及冬季芦苇收割活动的持续进行,恢复湿地土壤中的无机硫养分将逐渐趋于缺乏状态,长期而言将不利于维持湿地的稳定与健康。


4、结论


(1)湿地生态恢复不同程度改变了土壤中各形态无机硫含量。相对于R0,R2002和R20070—20cm土层的H2O—S含量分别降低46.7%和44.7%,Adsorbed—S和HCl—Soluble—S含量分别增加0.4%,116.0%和50.1%,29.1%,而HCl—Volatile—S含量在R2002下降8.0%,在R2007增加19.7%。

(2)不同恢复阶段湿地土壤中各形态无机硫含量在生长季呈现出不同变化特征,这一方面与不同湿地植物生长状况及其养分供给关系密切相关;另一方面与不同生态补水方式导致的环境因子尤其是pH、EC以及氮养分状况的变化有关。

(3)随着恢复年限的增加,湿地土壤的TIS含量以及其占TS含量的比例均呈降低趋势;湿地土壤TIS储量亦随恢复年限增加而降低,而这种降低主要取决于H2O—S、Adsorbed—S和HCl—Soluble—S的贡献,且以H2O—S占优(78%~80%)。

(4)随着黄河口湿地的逐渐恢复以及每年冬季芦苇收割活动的进行,恢复湿地土壤中的无机硫养分将逐渐趋于缺乏状态,长期而言将不利于维持湿地的稳定与健康。


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基金:国家自然科学基金面上项目(41371104,41971128);山东农业科学院农业科技创新工程项目(CXGC2016A08).

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