全 文 ：第 5卷 第 1期
2 0 0 7年 3月
湿　地　科　学
WETLAND　SC IENCE Vo l. 5　 No. 1M a r. , 2 0 0 7
收稿日期:2006 - 09 - 18;修订日期:2006 - 02 -08
基金项目:国家重点基础研究发展计划(973)项目(2004CB418502)和中日合作项目(三江平原铁的生物地球化学作用研究)资助。
作者简介:潘月鹏(1981 -),男 ,山东省济南人 ,硕士研究生 ,主要研究方向为环境污染及其调控。 E-m ail:xdy_23@ 163. com
　*通讯作者:阎百兴 ,研究员。 E-m ai l:yanbx8@ 163. com
三江平原毛苔草沼泽和小叶章沼泽化草甸湿地
水体中可溶性铁的分布特征
潘月鹏 1, 2 ,阎百兴1* ,张凤英1, 2 ,徐治国 1, 2
(1.中国科学院东北地理与农业生态研究所 ,吉林 长春 130012;2. 中国科学院研究生院 ,北京 100049)
摘要:2006年 5月至 10月期间 ,对三江平原典型的毛苔草(Carex lasiocarpa)沼泽和小叶章(Ca lam agrostis angus-
tifolia)沼泽化草甸湿地表层积水中可溶性铁(Fe2+, Fe3+)含量进行了现场采样和测试分析 , 同步测定了水体氧
化还原电位(Eh)、电导率(EC)、pH值等指标。结果表明 ,除 8月份的几次观测外 , 生长季内小叶章沼泽化草甸
湿地水体中可溶性铁含量明显高于毛苔草沼泽湿地;两种湿地水体中可溶性铁存在的主要形态为 Fe3+, 且 Fe2+
与 Fe3+含量之间呈显著正相关;受水温和降水的影响 ,湿地水体中可溶性铁含量具有明显的季节性差异 , 其中
小叶章沼泽化草甸湿地水体中的可溶性铁含量呈单峰型季节变化 ,而其在毛苔草沼泽湿地水体中呈双峰型季节
变化。统计分析表明 , Fe2+含量与水体的 Eh值具有负相关关系 , Fe3+含量与水体的 Eh值的相关性较小 , 而且其
含量并未随着还原性 Fe2+的增加而减少;pH值对沼泽湿地水体中铁的形态分布无显著影响;Fe2+含量与 EC值
相关性显著。
关 键 词:可溶性铁;分布特征;淡水沼泽;三江平原;影响因素
中图分类号:X144　文献标识码:A　文章编号:1672 -5948(2007)01 - 089 - 08
　　自 1990年 M artin[ 1]提出 “铁假说 ”以来 ,铁作
为海洋浮游植物的限制元素 ,备受人们的关注 。现
场铁加富试验 [ 2 ～ 4]和自然状态下观测 [ 5, 6]表明 ,铁
对海洋初级生产力具有明显的限制作用 。陆地作
为海洋中铁物质的源地 ,可以通过大气传输和河流
输送影响海洋生物的繁盛与衰亡 [ 6, 7] 。在查清近
海水域溶解态铁来源的基础上 ,通过调节铁的供应
量可降低赤潮发生的机率 [ 8] 。因此 , 入海河流流
域水环境中铁的动态值得重视 。
黑龙江流域湿地土壤和地表水体中铁含量丰
富 [ 9, 10] ,尤其是沼泽湿地为近岸海域输送了大量的
铁 [ 7] 。近几十年来 ,流域内的土地利用变化影响
了铁向黑龙江的输入 ,但目前相关方面的研究仍较
少 [ 10] 。湿地地表积水是物质地球化学循环的重要
环节和界面 ,积水深度变化或季节性干湿交替频
繁 ,深刻影响了铁的形态转化。在铁的还原过程
中 ,附着于铁氧化物上的磷及铬 、铜 、镍等金属元素
被释放到水体中 [ 11, 12] ,这可能会影响水体中离子
的总浓度。鉴于此 ,以三江平原天然沼泽湿地为研
究对象 ,在地表积水明显变化的阶段现场测试分析
了可溶性铁的含量 、形态 , 还同步测定了水体的
Eh、pH 和 EC值 ,探讨它们与铁离子之间的相关
性 ,为深入了解沼泽湿地中铁的循环过程及其有关
物质和元素的生物地球化学行为提供参考依据。
1　材料与方法
1. 1　研究区概况
三江平原沼泽湿地是黑龙江中下游湿地的缩
影 ,常年积水 (水深 10 ～ 50 cm )的毛苔草 (Carex
lasiocarpa)沼泽和季节性积水 (水深 10 ～ 20 cm)的
小叶章 (Calamagrostis angustifolia)沼泽化草甸分
别占三江平原沼泽湿地总面积的 57%和 31%[ 13] ,
是三江平原具有代表性的湿地类型。在位于别拉
洪河与浓江河分水线上的中国科学院三江平原沼
泽湿地生态试验站 (中心位置为 47°35′11″N ,
133°30′04″E)中 ,选取这两种湿地的地表积水为研
究对象。三江平原沼泽湿地生态试验站内分布有
大面积的天然沼泽湿地 ,主要湿地植被有毛苔草 、
DOI牶牨牥牣牨牫牪牬牳牤j牣cnki牣wet landsci牣牪牥牥牱牣牥牨牣牥牨牬
　 90　 湿　　地　　科　　学 5卷
乌拉苔草(Carex meyeriana)和小叶章等 ,海拔高度
55 ～ 65 m ,具有温带大陆性季风气候 ,年平均气温
1. 9℃, 1月平均气温 -21 ℃, 7月平均气温 22℃,
平均年降水量为 550 ～ 600mm ,降水主要集中在每
年的 7 ～ 9月 ,无霜期 125 d左右。
1. 2　样品采集与分析方法
三江平原沼泽湿地生态试验站内的小叶章沼
泽化草甸主要发育在碟形洼地边缘 ,土壤类型为潜
育白浆土;毛苔草沼泽靠近洼地中心 ,土壤类型为
腐殖质沼泽土。试验开始于 2006年 5月 31日 ,结
束于同年 10月 9日。采样时间主要选在积水深度
变化明显的时期 。试验包括 6个阶段 ,即 5月下
旬 , 6月上旬 , 7月下旬 , 8月下旬 , 9月上旬 , 10月
上旬 。分别在两种湿地中随机选取 3个 2 m ×2 m
的样地作为固定取样点 ,每次采样时用 60mL注射
器在每个样地抽取 20 mL表层积水 。共采样 10
次。其中 , pH、EC、水温 (T)使用日本 HOR IBA公
司生产的 U - 10水质速测仪现场测定;Eh使用南
京土壤研究所生产的 FJA - 4型氧化还原电位去
极化全自动测定仪现场测定 ,测定结果见表 1。
表 1　三江平原毛苔草沼泽和小叶章沼泽化草甸湿地地表积水的基本特征
Table 1　The characteristics of the logg ing wa ter ofCarex lasiocarpa m arsh and
Ca lam agrostis angustifolia m arsh in the Sanjiang P lain
湿地类型 pH Eh(mV) EC(m S /cm) 水深(cm) T(℃) 样本数(n)
小叶章沼泽化草甸 5. 82±0. 13 363±163 0. 080±0. 034 18. 3±10. 1 17. 3±3. 7 10
毛苔草沼泽 5. 59±0. 12 424±66 0. 056±0. 011 26. 2±7. 3 18. 0±3. 8 10
　　为防止 Fe2+发生氧化 ,使样品具有代表性 ,水
样采集后立刻用 RPA - 100铁含量分析仪于现场
测定 Fe2+含量 ,最低检测限为 0. 01 mg /L,工作原
理见文献 [ 14]和 [ 15] 。在水样中加入抗坏血酸将
Fe
3+还原为 Fe2 +,可测得可溶性铁含量 (Fe2 +与
Fe
3+含量之和 ,下文简称为 WS IFe ),通过差减法求
得 Fe3+含量 。在对每批样品进行测定之前均用去
离子水调零 ,用标准溶液进行校准 ,同时做 1个空
白样以控制分析质量 。
2　结果与讨论
2. 1　湿地水体中可溶性铁的总体含量
从图 1可以看出 ,两种湿地水体中WSIFe变化
在 0. 24 ～ 7. 30mg /L范围内 ,平均为 2. 35mg /L ,
图 1　2006年 5月 31日至 10月 9日三江平原毛苔草沼泽和小叶章沼泽化草甸湿地水体中可溶性铁动态
F ig. 1　Dynam ics ofWS I
F e
in the logg ing w a te r o fCarex lasiocarpa marsh andCa lam agrostis angustifolia
m arsh in the Sanjiang P lain from M ay 31 to O ctober 9 in 2006
　1期 潘月鹏等:三江平原毛苔草沼泽和小叶章沼泽化草甸湿地水体中可溶性铁的分布特征 91　
明显高于我国地下水环境质量标准①(Ⅲ类水总铁
含量≤0. 30 mg /L)。与黑龙江上游流域内的湿地
水体中铁含量(0. 27 ～ 3. 96mg /L)相比也偏高[ 9] ,
这与三江平原湿地土壤 (包括草根层 、枯枝落叶
层 )中铁的含量及特殊的水化学条件有关 。
研究表明 ,土壤中的铁可以通过淋滤作用向下
迁移 ,从而影响地下水中铁的含量 ,并且上覆介质
(土壤)中的铁含量与地下水中的铁含量具有较好
的相关性[ 16] 。另外对湖泊沉积物—水界面的研究
表明 ,沉积物也可以通过扩散作用向上覆水中释放
一定数量的铁 [ 17] ,尽管该研究中铁的释放通量很
小 ,但至少表明这种释放机制的存在 。这两项研究
表明 ,在固相 —液相体系中 ,固相中的铁可以通过
某种途径向液相中释放 ,并且决定着液相中铁的含
量 ,这也很可能是引起三江平原湿地水体中 WSIFe
较高的原因 。因为三江平原沼泽土壤中 Fe含量平
均为 2. 98%[ 18] ,高于我国沼泽土及各类土壤中铁
含量平均值 [ 9] (分别为 2. 86%, 2. 94%),土壤中
较高的铁含量背景值为湿地水体较高的铁含量提
供了基础。湿地渍水后 ,有机质发生嫌气分解所产
生的还原性有机物显著降低了土壤 Eh值和 pH
值 ,从而能够达到铁大量还原所要求的 Eh和 pH
条件[ 19] ,导致湿地土壤中 Fe2+的溶出 ,通过垂直扩
散在土壤剖面中移动[ 20] , 进而影响表层水体中
Fe
2+的含量。即使部分 Fe2+可能在表层水中被氧
化 ,但由于湿地渍水后 ,有机质矿化也受到抑制 ,有
利于腐殖酸物质大量积累 ,腐殖酸物质可与水体中
的 Fe3+发生络合而增加 Fe3 +溶解量 [ 21, 22] ,这些络
合物在较低的 pH值条件下解吸率较大 [ 23] ,因此
沼泽水体弱酸性条件 (pH值变化于 5. 35 ～ 6. 05之
间 ,平均值为 5. 71)也可能会引起水中 Fe3+含量普
遍较高 [ 24] 。由于可溶性铁主要由 Fe2+和 Fe3+构
成 ,而三江平原这种特殊的湿地水体又有利于它们
富集 ,这可能是导致湿地水体中可溶性铁含量较高
的原因 。
2. 2　湿地水体可溶性铁含量的空间差异
由图 1可以看出 ,小叶章沼泽化草甸湿地水体
中的WSIFe变化在 1. 20 ～ 7. 30 mg /L范围内 ,平均
为 2. 77mg /L;毛苔草沼泽湿地水体中的 WSIFe变
化在 0. 24 ～ 5. 20 mg /L之间 ,平均为 1. 62 mg /L。
总体上可以看出 ,两种湿地水体中的WSIFe具有明
显的差异 ,除 8月份以后湿地水体中的WS IFe受到
暴雨事件强烈干扰外 ,试验阶段其它时间的 WSIFe
都是小叶章沼泽化草甸湿地大于毛苔草沼泽湿地 ,
由于地貌位置的不同 ,这种差异主要表现在 WSIFe
随着远离碟形洼地中心水体而逐渐增加的空间分
布趋势 ,这与前人的研究结果 [ 25]相一致。而对黑
龙江一级支流公别拉河流域河滨湿地的研究表明 ,
铁含量在靠近河岸的丛苔草 (Carex caespitosa)湿
地中最高 , 随着地势的抬升 , 臌囊苔草 (Carex
schm id tii)—细叶沼柳 (Salix rosmarinifolia)湿地中
降低 ,位于台地上的沼泽皱蒴藓 (Au lacomn ium pa l-
uster)—柴桦(Betu la fruitcosa)湿地最低 [ 9] ,湿地水
体中铁含量表现出随着远离水体而逐渐降低的空
间分布特征 ,恰与本研究中的结果相反 ,这种矛盾
的出现可能与湿地土壤 、植物中铁的含量有关 。河
滨湿地中铁主要来源于河流洪泛作用携带的陆源
物质在湿地中的沉积 ,随着与主河道距离的增加河
流的洪泛作用逐渐减弱 ,使得沉积物中的铁元素也
减少 [ 26] 。在碟形洼地中 ,小叶章沼泽化草甸湿地
不同深度土壤中铁的平均含量 (3. 7%)高于毛苔
草沼泽湿地 (2. 7%)[ 25, 27] ,小叶章沼泽化草甸湿地
植物体中铁的含量也高于毛苔草沼泽湿地植
物[ 18] ,这与两种湿地水体中WS IFe的分布具有一致
性。这是由于碟形洼地从岸边到中心方向上 ,表层
土壤与底层土壤的距离随积水深度增加而增大 ,那
些主要从矿质土壤中得到补充的元素越来越难以
被植物根系吸取 , 植物中这些元素的含量也越缺
乏 ,从而导致了小叶章沼泽化草甸湿地植物体中铁
含量高于毛苔草沼泽湿地植物 ,这些植物死亡之后
的分解过程中释放到水体中的铁也就具有同样的
差异性。可见 ,湿地土壤与植被中铁的含量可能是
引起小叶章沼泽化草甸 、毛苔草沼泽湿地水体中铁
含量空间分异的主要原因 。
2. 3　两种湿地水体中可溶性铁含量的季节差异
由图 1还可以看出 ,两种湿地不同植物群落下
积水中的WSIFe具有显著的季节差异 (p <0. 05)。
小叶章沼泽化草甸湿地水体中 WS IFe呈现出单峰
曲线特征 ,即 5月底较低 ,随着时间变化逐渐升高 ,
7月份出现峰值后开始下降 ,降至 8月份后出现了
小幅度升高 、降低的波动 ,在观测结束时其WSIFe降
至 0. 70 mg /L,低于观测初期值。毛苔草沼泽湿地
① 国家技术监督局. 地下水环境质量标准(GB /T14848 - 1993)[ S] . 1993.
　 92　 湿　　地　　科　　学 5卷
水体中WS IFe与小叶章沼泽化草甸湿地的季节变化
特征略有不同 ,不同之处在于 8月份出现波动时间
早于小叶章沼泽化草甸湿地 ,而且波动的幅度较大 ,
在 8月底出现的第 2个峰值高于第 1个峰值 。
湿地水体中营养元素含量受植物吸收 、枯落物
分解 、降水输入和土壤的离子交换作用等多因素的
综合影响而具有多变性[ 25] 。本研究中的小叶章沼
泽化草甸 、毛苔草沼泽两种湿地的深层土壤多为透
水性差的白浆土 ,且地下水水位较低 (生长季低于
8 m),因此地下水水位的波动对本研究中两种湿
地地表积水中的 WSIFe季节变化没有影响 ,尽管地
下水中WS IFe较高(6 ～ 7 mg /L)。降雨中铁的含量
比较低 (Fe2+含量平均为 0. 03 mg /L;Fe3+为 0. 01
mg /L),不会导致小叶章沼泽化草甸 、毛苔草沼泽
湿地地表积水中的 WSIFe峰值的出现 。因此 ,湿地
水体中WSIFe的季节变化可能是受到地表积水 、枯
落物及土壤草根层中 Fe2 +、Fe3 +释放的影响 ,而释
放的动力来自于温度的变化和降水的扰动。
温度可以通过影响微生物活性 、有机质分解及
其氧化还原反应的速率来影响 Fe2+、Fe3 +的产
生[ 28, 29] 。总体上看 , 5 ～ 6月 Fe2+、Fe3+的含量均
比较低且变化缓慢 (图 2), 此时的温度也较低
(13 ～ 19 ℃)。在 7 ～ 8月份温度较高 (17 ～ 24
℃),在淹水状态下 ,微生物活动频繁 ,有机质分解
快 ,加速了氧的消耗 ,还原性铁离子产生的多而且
快;水温升高 , Fe3+络合物的解吸率也增加 [ 23] ,进
而影响了 WS IFe的大小 。 9 ～ 10月份温度逐渐下
降 ,到观测结束时已降至 10 ℃以下 ,此时WSIFe也
比较低。可见 ,WS IFe的季节变化趋势与水温变化
基本一致。
图 2　三江平原小叶章沼泽化草甸和毛苔草沼泽湿地水体中铁离子含量与降雨量的对应变化关系
F ig. 2　Responding re lationship between theW SIFe in the logg ing wa ter ofCarex lasiocarpa m arsh and
Calamagrostis angustifolia m arsh and precipita tion in the San jiang P la in
　　研究表明 ,水动力作用 (如风浪 )可以使沉积
物再悬浮[ 30] ,引起水体中溶解性铁含量增加 [ 31] .
由于小叶章沼泽化草甸和毛苔草沼泽湿地地表积
水较浅 ,降水也可能具有同样的扰动作用 ,导致水
体悬浮物质 、枯落物或土壤草根层中吸附的 Fe2+、
Fe
3+释放到了水体中。从图 2可以看出 ,降雨后 (7
月 19日 )湿地水体中 Fe2+、Fe3 +的含量与没有降
雨的时期(7月 17日 )相比 ,具有明显增加的趋势;
而持续降雨后(7月 29日)湿地水体中铁离子含量
又出现了降低 ,这可能是连续降雨对湿地水体的稀
释作用超过了降水扰动对水体中 Fe2+、Fe3+含量的
影响程度;在接下来的 3次观测中出现了同样的变
化 ,即 8月 29日降雨后湿地水体中铁离子含量高于
8月 22日(晴天 ),之后出现下降。可见湿地水体中
铁离子含量在近期的降雨之后会出现增加 ,而连续
的降雨或暴雨都会使水体中铁离子含量降低。
　1期 潘月鹏等:三江平原毛苔草沼泽和小叶章沼泽化草甸湿地水体中可溶性铁的分布特征 93　
　　值得注意的是 8月下旬出现的两次大暴雨对
湿地水体中铁离子的分布产生了强烈的干扰 ,毛苔
草沼泽湿地中仅 Fe3+的含量就高达到 4. 50 mg /L,
这显然影响了毛苔草沼泽湿地中的 WSIFe ,导致 8
月份以后毛苔草沼泽湿地中的 WSIFe高于小叶章
沼泽化草甸湿地 ,并出现峰值 ,因此也造成了湿地
水体中WS IFe空间分布格局的异常 ,这可能是暴雨
过程影响了WS IFe由洼地边缘向洼地中心的水平
迁移。沼泽土壤具有巨大的持水性[ 32] ,因此湿地
积水下的草根层和泥炭层对降雨有一定的缓冲容
量 ,使得湿地 7月份降雨后的地表积水水位没有明
显的变化 ,但 8月份的暴雨后 ,毛苔草沼泽湿地积
水水位急剧增加到 40 cm。在此降雨过程中 ,洼地
边缘岛状林和草甸土壤中的WSIFe可能通过地表径
流和土壤侧向流动向洼地中心方向迁移 ,导致小叶
章沼泽化草甸湿地水体中的WS IFe因流失而减少 ,而
毛苔草沼泽湿地水体中的WSIFe因蓄积而增加。
2. 4　两种湿地水体中可溶性铁的形态分布
研究中 , Fe2+含量高于 Fe3+的样品数分别只
占总样品数的 1 /10(小叶章沼泽化草甸 )和 2 /5
(毛苔草沼泽)(图 3),可见 Fe2 +并不在湿地水体
WSIFe的形态分布中占有优势地位 , Fe3 +是WSIFe主
图 3　三江平原小叶章沼泽化草甸(a)和毛苔草沼泽(b)湿地水体中可溶性铁的形态分布
F ig. 3　Species distribu tion o fWSIFe in the logg ing w ater ofCarex lasiocarpa m arsh andCalamagrostis angustifolia
m arsh in the Sanjiang P lain
要组成部分 。统计分析表明 , Fe3+与 WSIFe之间存
在着明显的线性相关关系 (r=0. 90, p<0. 01)。渍
水环境下 ,缺氧在沼泽湿地深层土壤中出现 ,但土
壤水中的氧气并不一定被完全耗尽 ,因此在水 —土
界面上的土壤表层常有一层氧化薄层 ,在此薄层中
发现了 Fe3+的存在 ,而还原性的 Fe2+较少[ 33] 。湿
地表层积水直接与大气接触 ,溶解氧的含量要高于
这一薄层 ,可能也会导致 Fe3+含量高于 Fe2+的
含量。
2. 5　Fe3+、Fe2+含量与 pH、Eh和 EC值的关系
一般认为 Fe3+和 Fe2+在水体中的溶解性受
Eh、pH共同控制 [ 24] ,但本研究的统计分析表明 ,湿
地水体 pH值与 Fe3 +和 Fe2 +含量几乎没有相关性
(r=- 0. 01, 0. 11;p<0. 05),这可能是因为沼泽水
体中 pH值的变化范围较小 , pH值对湿地水体中
Fe
3 +和 Fe2+溶解度的影响被其它因素所掩盖 ,因
此在沼泽湿地这种特殊的水体中 , pH 不是控制
WSIFe的主要环境影响因子 。
湿地土壤中 Fe2+在 120 mV 时即被氧化为
Fe
3 +[ 34] ,但也有研究表明 Fe2 +出现的临界 Eh值
可能是 200mV[ 35] 。由于对转化速率而言 ,温度和
pH值也是重要的影响因子 ,所以这些氧化还原电
位并不是精确的阈值 ,加之湿地水体与土壤性质的
不同 ,使得在本研究中较高的 Eh值条件下也出现
了 Fe2+。分析表明 , Eh值与 Fe2+之间存在一定的
负相关关系 (r=- 0. 34, p <0. 05),说明随着 Eh
值的降低 ,有大量的 Fe3+被还原为 Fe2+。但是
　 94　 湿　　地　　科　　学 5卷
Fe
3+含量并未因为 Fe2+增加而减少 ,且两者之间
存在较好的正相关性 (r =0. 78, p <0. 05), 说明
Fe
3+具有一个稳定的来源 , Fe3 +与 Fe2+之间的相
互转化对 Fe3+含量没有明显的影响 ,这也可能从
另一方面说明 Fe3+并不受 Eh值的控制 ,分析也表
明两者没有明显的相关性 (r=0. 14, p<0. 05)。
EC值常用于间接推测水体中离子成份的总浓
度 [ 36] ,这也适用于湿地生态系统的观测 [ 37] 。对湿
地土壤溶液的研究表明 , EC值与有机碳和用 ED-
TA提取的溶解性铁 (Disso lved iron)具有显著的相
关关系 [ 38] 。本次研究的沼泽水体中不仅 WSIFe与
EC值具有一定的相关关系 (r=0. 34, p<0. 05),而
且 Fe2+与 EC值也呈正相关 (r=0. 48, p<0. 05),
表明随着还原性 Fe2+含量的增加 ,水体中可溶性
离子的浓度有所增加 。这可能是因为在铁的还原
过程中 ,被铁的氧化物所束缚的物质重新转化成离
子形态 [ 11, 12] ,影响了溶液中常规离子及微量元素
的分布 [ 20] ,增加了水体的电导率 ,进而导致 EC值
的升高 。这在一定程度上表明铁的形态变化对其
它元素的生物地球化学过程具有影响 。
3　结　论
小叶章沼泽化草甸湿地水体中可溶性铁含量
为 1. 20 ～ 7. 30 mg /L, 毛苔草沼泽湿地水体中为
0. 24 ～ 5. 20mg /L;除 8月份暴雨之后的几次观测
外 ,整个生长季内毛苔草沼泽湿地水体中可溶性铁
含量低于小叶章沼泽化草甸湿地。
75%的观测样品中 Fe3 +含量高于 Fe2+含量 ,
Fe
2+并不在可溶性铁的形态分布中占据优势地位 ,
Fe
3+是沼泽湿地水体中铁的主要形态 ,两者之间存
在显著正相关关系。
沼泽湿地水体中可溶性铁含量具有明显的季
节变化规律;总体上 ,小叶章沼泽化草甸湿地水体
中可溶性铁的分布呈单峰型变化 ,而毛苔草沼泽湿
地呈双峰型变化 ,峰值出现在 7 ～ 8月份。
统计分析表明 ,沼泽湿地水体中 Fe2 +含量与
Eh值之间存在一定的负相关关系 , pH值不是控
制可溶性铁的含量发生变化的主要环境影响因子;
Fe
2+含量与 EC值具有正相关关系。
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D istribution ofW ater - so luble Ion ic Iron ofDeyeux ia angustifoliaMarsh and
Carex lasiocarpaMarsh in the Sanjiang P la in
PAN Yue-Peng1, 2 , YAN Bai-X ing1 , ZHANG Feng-Y ing1, 2 , XU Zhi-Guo1, 2
(1. Northeast Institute of Geography and Agroecology, Ch inese Academy of S ciences, Changchun 130012, J ilin, P. R. China;2.
Graduate School of Chinese Academy of Sciences, B eijing 100049, P. R. China)
Abstract:The impo rtance of iron as a lim iting m ic ronutrien t fo r primary productivity in the w orld ocean, espe-
cia lly in the HNLC (H ighN itrate Low Chlorophy ll) regions, has become increasing clear follow ing large - sca le
in - situ iron enrichment expe riments and a lso been p roved by na tu ra l obse rvation after the aero so ldustdepo sition
on the ocean. In recent years, the shortage o f disso lved iron w as conside red to be one o f thema in factors lim iting
the primary productivity in the Okho tsk Sea and the no rthe rn No rth Pacific, while the changes of land use pa t-
terns nearby affec t the iron inpu t o f these w ate rs. M arsh w etlands w as one of the m ajor possible sources of d is-
solved iron and p layed an impo rtant ro le in the disso lved iron output from te rrestria l ecosy stems to rivers, howev-
er, themean annual decrement area o fw etland in the Sanjiang Plain inH eilong jiang prov ince o fNortheastChina
w ere 86×103 hm2 in the past 50 years, this maybe had been resulted in a marked decrease o f disso lved iron
outpu.t
In orde r to approach the disso lved iron species and their dynam ics in the naturalw e tland, and estima te the
contribution o fw e tland disso lved iron output to the nea rby rive rs, 2 typical na tura l fresh marsh w etlands w ithout
hum an activity disturbance w ere se lected in the San jiang Experimental S tation ofW etland E co logy, CAS. The
concentration o f ferrous iron(Fe2+) and ferric iron(Fe3+), asw ell as environmen tal factors such as redox po ten-
　 96　 湿　　地　　科　　学 5卷
tial(Eh) , e lectrica l conductivity (EC) and w ater tempe ra ture(T) in the logg ing w a te r of the above 2 typical
freshm arshe sw ere dete rm ined based on the in - situ samp ling method and analyses technique from M ay toO cto-
ber in 2006 , and the re lationsh ip of Eh , EC and Fe2+, Fe3 +were also studied. A ffected by the iron con tent bo th in
them arsh so il and plants covered, the to tal concen tration of w ater - so lub le ionic iron in the Calamagrostis an-
gustifolia marsh w a te rs ranged from 1. 20mg /L to 7. 30mg /L, wh ich w as higher than tha t in the Carex lasiocar-
pa (0. 24 mg /L to 5. 20mg /L) exceptAugust after storm s. Temperature and prec ip ita tion had significant inf lu-
ence upon the temporal distribution o f w a ter - so luble ionic iron in the 2 marshes. the to tal concen tration of
w a ter - so luble ion ic iron in theCa lamagrostisangustifolia marsh w a tersw as lowe r inM ay, and then increased o-
ve r tim e till the peak va lue appeared in July, and then decreased. The re was a sligh ter peak in August, and then
decreased w ith time again. A t last, in the Oc tober, the to tal concentration ofw ater - soluble ionic iron in theCa-
lamagrostis angustifolia marsh w ate rsw as 0. 70mg /L, wh ich w as low er than thoses inM ay. The temporal d istri-
bution of w ater - so luble ionic iron in theCarex lasiocarpam arsh w a te rsw as sim ilar to theCa lamagrostis angusti-
folia marsh except that the peak va lue s appeared in bo th July andAugus.t The concentration of Fe
3+
and Fe
2+
in
the 2marshes ranged from 0. 02mg /L to 4. 50mg /L and 0. 10mg /L to 3. 70mg /L respectively. A s for the spe-
cies o fw a ter - so lub le ionic iron, Fe3 + dom inated bo th of the above marshes excep t for a quart samples. The d is-
tribution o f the Fe
2+
was influenced by the Eh;howeve r, Fe3+ was not corre lated w ith Eh. pH was no t a key fac-
to r for the distribution o f Fe
2+
and Fe
3+
in the typica lmarsh w etlands. The positive corre lation be tw een EC and
Fe
2+
was highly like ly ind ica ted thatmany disso lved ion ic substances we re re leased during the reduc tive process
of iron, howeve r, the concentration of Fe3+did no t decreased w ith the amoun t of Fe2+, this interesting phenome-
non maybe linked w ith the organic matters.
Key words:wa ter - so lub le ionic iron;distribution characteristics;freshw a term arsh;the Sanjiang Plain;affect
fac to rs