全 文 ：盐城海滨盐沼湿地及围垦农田的土壤质量演变*
毛志刚1,2 摇 谷孝鸿1 摇 刘金娥3 摇 任丽娟3 摇 王国祥3**
( 1 中国科学院南京地理与湖泊研究所湖泊与环境国家重点实验室, 南京 210008; 2 中国科学院研究生院, 北京 100049; 3 南
京师范大学地理科学学院江苏省环境演变与生态建设重点实验室, 南京 210046)
摘摇 要摇 通过对盐城海滨盐沼湿地进行植被调查与土壤样品分析,利用土壤质量评价体系对
各样点的土壤质量状况进行评价,探讨盐沼植被演替过程中和围垦成农田后的土壤质量演变
规律.结果表明:随着盐沼植被的发育演替,湿地土壤的物理性状得到改善,有机碳含量增加,
氮、磷等养分得到积累,土壤微生物生物量和酶活性均得到明显提高;同时,不同植被类型及
发育时间导致土壤性状间的差异. 与盐沼湿地相比,围垦农田土壤含盐量下降到 0郾 01% ~
0郾 04% ,微生物和酶的活性均得到提高,土壤质量明显改善.土壤质量综合指数(SQI)由低到
高依次为光滩(0郾 194) < 碱蓬滩(0郾 233) < 白茅滩(0郾 278) < 互花米草滩(0郾 446) < 玉米地
(0郾 532) < 棉花地(0郾 674) < 大豆地(0郾 826) .自然植被的正向演替是提高盐沼湿地土壤质量
的有效途径.
关键词摇 盐沼植被摇 围垦农田摇 土壤质量演变摇 土壤质量评价摇 海滨湿地
文章编号摇 1001-9332(2010)08-1986-07摇 中图分类号摇 P153. 6摇 文献标识码摇 A
Evolvement of soil quality in salt marshes and reclaimed farmlands in Yancheng coastal wet鄄
land. MAO Zhi鄄gang1,2, GU Xiao鄄hong1, LIU Jin鄄e3, REN Li鄄juan3, WANG Guo鄄xiang3 ( 1State
Key Laboratory of Lake Science and Environment, Nanjing Institute of Geography and Limnology,
Chinese Academy of Sciences, Nanjing 210008, China; 2Graduate University of Chinese Academy of
Sciences, Beijing 100049, China; 3Jiangsu Province Key Laboratory of Environmental Change and
Ecological Construction, Nanjing Normal University, Nanjing 210046, China) . 鄄Chin. J. Appl.
Ecol. ,2010,21(8): 1986-1992.
Abstract: Through vegetation investigation and soil analysis, this paper studied the evolvement of
soil quality during natural vegetation succession and after farmland reclamation in the Yancheng
coastal wetland of Jiangsu Province. Along with the process of vegetation succession, the soil physi鄄
cal, chemical, and biological properties in the wetland improved, which was manifested in the im鄄
provement of soil physical properties and the increase of soil nutrient contents, microbial biomass,
and enzyme activities. Different vegetation type induced the differences in soil properties. Compa鄄
ring with those in salt marshes, the soil salt content in reclaimed farmlands decreased to 0郾 01 -
0郾 04% , the soil microbial biomass and enzyme activities increased, and the soil quality improved
obviously. The soil quality index ( SQI) in the wetland was in the order of mudflat (0郾 194) <
Suaeda salsa flat (0郾 233) < Imperata cylindrica flat (0郾 278) < Spartina alterniflora flat (0郾 446)
< maize field (0郾 532) < cotton field (0郾 674) < soybean field (0郾 826), suggesting that positive
vegetation succession would be an effective approach in improving soil quality.
Key words: salt marsh vegetation; reclaimed farmland; soil quality evolvement; soil quality assess鄄
ment; coastal wetland.
*国家重点基础研究发展计划重点项目(2008CB418104)、国家水专
项(2008ZX07101鄄012鄄02)和江苏海滨湿地保护与土地利用潜力评价
项目(JS鄄908鄄02鄄07)资助.
**通讯作者. E鄄mail: wangguoxiang@ njnu. edu. cn
2010鄄01鄄29 收稿,2010鄄06鄄15 接受.
摇 摇 我国海滨湿地主要分布在渤海、黄海、东海和南 海四大海区沿岸,总面积约 2郾 35伊104 km2,占全国耕
地面积的 2郾 3% [1] .随着我国耕地面积的迅速减少,
海滨湿地作为潜在的土地资源,为沿海地区经济发
展和保持耕地动态平衡做出了重要贡献[2] . 但是,
由于不合理的开发和资源过度利用,造成一系列环
应 用 生 态 学 报摇 2010 年 8 月摇 第 21 卷摇 第 8 期摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇
Chinese Journal of Applied Ecology, Aug. 2010,21(8): 1986-1992
境问题[3],而围垦土地的土壤质量偏低成为制约滩
涂开发的主要障碍因子[4] . 因此,开展海滨湿地的
土壤质量调查与评估,研究如何提高滩涂土壤生产
力具有重要意义.
苏北盐城海滨湿地是我国面积最大、生态类型
最齐全的典型淤泥质潮滩[5],拥有广阔的滩涂土地
资源、发育完善的盐沼植被和充足的动物资源.国内
外学者在盐城海滨湿地的形成过程、自然环境条件
以及盐沼植被演替等方面做了大量工作[6-8],但对
盐沼植被演替过程中湿地土壤性状的改善和围垦土
地质量演变的研究较少[9-10],有关海滨湿地土壤质
量评价方法的探讨也相对欠缺[11] .本实验选择苏北
盐城海滨湿地和滩涂围垦农田作为研究区域,通过
分析不同类型盐沼植被和农田作物下土壤的理化以
及生物性状,探讨盐沼植被演替和围垦成农田后的
土壤质量演变规律,旨在选择合适的土壤性状指标
进行土壤质量评价,为研究区的生态环境保护和滩
涂土地资源的合理利用提供科学依据.
1摇 研究区概况与研究方法
1郾 1摇 研究区概况
盐城国家级自然保护区位于江苏省盐城市,是
我国最大的沿海滩涂湿地类型的自然保护区. 该区
域属于典型季风气候区,年平均气温 13郾 8 益,年均
降雨量 1000 mm,日光辐射总量在 487 ~ 508 kJ·
cm-2 .盐城海滨湿地盐沼植被资源丰富,分布面积广
泛,但由于湿地不同高程滩面的土壤盐度和潮浸率
梯度的差异,在潮滩上,各植被类型呈明显的带状分
布[10] .
本试验选择位于保护区核心区的新洋港断面
(33毅32忆—33毅40忆 N, 120毅30忆—120毅40忆 E)作为研究
区.该区受人类干扰较少,植被基本保留海岸带原生
植被演替序列,由海向陆依次为:光滩、互花米草
(Spartina alterniflora)滩、盐地碱蓬 ( Suaeda salsa)
滩,以及由白茅( Imperata cylindrica var. major)、镳
草( Scirpus triqueter)、獐毛 ( Aeluropus littoralis var.
sinensis)、芦苇 ( Phragmites communis)组成的禾草
滩.核心区外筑有海堤,堤外开挖排水系统,淋盐洗
盐,开垦滩涂为农田,种植玉米(Zea mays)、棉花
(Gossypium hirsutum)、大豆(Glycine max)等作物.
1郾 2摇 研究方法
2008 年 5 月,结合 2007 年 1 月的调查结果,在
研究区由海向陆按植被分布情况设一样带,共布设
10个采样点(图1) ,分别代表不同类型植被的土
图 1摇 盐城海滨湿地采样点分布
Fig. 1摇 Study area and the distribution of sampling sites.
S1:光滩 Mudflat; S2 - S5:互花米草 Spartina alterniflora; S6:碱蓬
Suaeda salsa; S7:白茅 Imperata cylindrical; S8 -S10:农田 Farmlands.
壤:无植被生长的光滩(S1),互花米草滩(S2 ~ S5),
碱蓬滩(S6)和白茅滩(S7),以及围垦湿地改造的农
田,包括玉米地(S8)、棉花地(S9)和大豆地(S10).其
中在互花米草滩,按米草发育程度设定 2006、2003、
1989 和 2005 年米草开始生长的 4 个采样点,分别
对应 S2、S3、S4、S5 .现场调查和测定植被及土壤的基
本特征,每一个样点按 5 点取样法采集表层土壤(0
~ 20 cm),5 个样品等量充分混合,作为该采样点表
层土壤的代表性样品;同时采集配套的土壤微生物
生物量分析样品,用冰瓶保鲜法带回室内,立即分
析.
土壤有机碳测定采用低温外热重铬酸钾氧化
法;全氮采用半微量凯氏法;全磷采用高氯酸鄄钼锑
抗比色法;全钾采用氢氟酸鄄高氯酸消煮法;速效磷
采用碳酸氢钠鄄钼锑抗比色法;速效钾采用火焰光度
法;粒度采用 Malvern 2000 型激光粒度仪测定;含盐
量采用电导法测定;pH 值用 pH 计测定;含水量用
烘干法测定[12] .
土壤微生物生物量测定采用氯仿熏蒸法;土壤
脲酶活性采用苯酚钠次氯酸钠显色法,转化酶活性
采用 3,5鄄二硝基水杨酸显色法,过氧化氢酶活性采
用 KMnO4 滴定法,碱性磷酸酶活性采用磷酸苯二钠
比色法[13] .
1郾 3摇 数据处理
采用加权和法对土壤质量指数进行计算[14]:
SQI =移
n
i = 1
Wi 伊 F(xi)
式中:Wi 为各质量因子的权重向量,通过主成分分
析法确定;F(xi) 为各质量因子的隶属度值,通过隶
属函数标准化处理确定.
78918 期摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 毛志刚等: 盐城海滨盐沼湿地及围垦农田的土壤质量演变摇 摇 摇 摇 摇
数据分析采用 SPSS 11郾 5 软件,选择单因素方
差分析(one鄄way ANOVA )进行差异显著性检验,并
用 Pearson相关系数评价不同因子间的相关关系.
2摇 结果与分析
2郾 1摇 盐沼植被对海滨湿地土壤质量的影响
2郾 1郾 1 盐沼植被对海滨湿地土壤理化性状的影响摇
由表 1 可以看出,研究区各植被带土壤含水量均高
于光滩,其中互花米草滩 S3、S4 样点的土壤含水量
最高;各植被带土壤容重均低于光滩,且不同植被带
间差异显著(P<0郾 05). 米草滩 S4 的土壤容重和平
均粒径最低,粘粒含量也最高.土壤容重与粘粒含量
及平均粒径均呈显著负相关关系(表 2 ).
研究区表层土壤中有机碳含量介于1 郾 71 ~
表 1摇 盐城海滨湿地采样点植被特征及土壤性质
Tab. 1摇 Description of vegetation and soil properties in Yancheng coastal wetland(mean依SD,n=3)
指标
Index
样 点 Sampling site
S1 S2 S3 S4 S5 S6 S7 S8 S9 S10
植被盖度
Vegetation coverage (% )
0 84
依2郾 5
93
依2郾 9
98
依2郾 1
86
依2郾 5
68
依3郾 0
88
依2郾 9
84
依2郾 5
75
依2郾 8
96
依2郾 1
生物量
Biomass (kg·m-2)
0 1郾 48
依0郾 30
2郾 37
依0郾 30
2郾 66
依0郾 58
1郾 58
依0郾 06
0郾 49
依0郾 07
2郾 08
依0郾 10
2郾 39
依0郾 38
1郾 03
依0郾 12
1郾 27
依0郾 17
含水量
Water content (% )
24郾 23
依2郾 48
26郾 17
依2郾 52
39郾 21
依1郾 55
47郾 61
依1郾 11
27郾 00
依1郾 51
26郾 73
依6郾 74
26郾 74
依2郾 23
25郾 72
依0郾 29
23郾 99
依1郾 51
23郾 81
依1郾 12
容重
Bulk density (g·cm-3)
1郾 75
依0郾 05
1郾 44
依0郾 07
1郾 14
依0郾 04
0郾 87
依0郾 05
1郾 67
依0郾 09
1郾 40
依0郾 06
1郾 47
依0郾 06
1郾 17
依0郾 04
1郾 22
依0郾 03
1郾 04
依0郾 04
平均粒径
Mean diameter (渍)
4郾 62
依0郾 12
4郾 53
依0郾 07
5郾 74
依0郾 04
5郾 78
依0郾 08
5郾 29
依0郾 15
5郾 68
依0郾 09
5郾 18
依0郾 10
5郾 51
依0郾 08
5郾 44
依0郾 06
5郾 49
依0郾 03
粘粒
Clay (% )
10郾 48
依0郾 19
10郾 86
依0郾 10
24郾 17
依0郾 19
28郾 00
依0郾 33
22郾 65
依0郾 46
19郾 44
依0郾 65
16郾 56
依0郾 25
19郾 95
依0郾 08
19郾 56
依0郾 06
19郾 90
依0郾 08
全盐
Total salt (% )
0郾 46
依0郾 07
0郾 40
依0郾 07
0郾 83
依0郾 04
1郾 00
依0郾 07
0郾 49
依0郾 03
0郾 84
依0郾 08
0郾 35
依0郾 05
0郾 01
依0郾 00
0郾 01
依0郾 00
0郾 04
依0郾 01
pH 8郾 85
依0郾 09
9郾 02
依0郾 08
8郾 56
依0郾 07
8郾 52
依0郾 04
8郾 98
依0郾 08
8郾 68
依0郾 05
9郾 08
依0郾 04
8郾 57
依0郾 09
8郾 30
依0郾 04
8郾 40
依0郾 05
有机碳
Organic C (g·kg-1)
1郾 71
依0郾 05
2郾 26
依0郾 09
6郾 72
依0郾 11
7郾 92
依0郾 11
3郾 58
依0郾 08
4郾 27
依0郾 12
4郾 27
依0郾 06
5郾 10
依0郾 11
7郾 46
依0郾 12
8郾 46
依0郾 10
全氮
Total N (g· kg-1)
0郾 17
依0郾 01
0郾 18
依0郾 00
0郾 34
依0郾 00
0郾 36
依0郾 01
0郾 26
依0郾 02
0郾 27
依0郾 02
0郾 28
依0郾 01
0郾 60
依0郾 04
0郾 93
依0郾 05
0郾 96
依0郾 05
速效氮
Available N (mg·kg-1)
14郾 57
依0郾 55
16郾 30
依0郾 70
21郾 04
依0郾 66
22郾 11
依0郾 85
19郾 29
依0郾 50
19郾 43
依0郾 73
18郾 58
依0郾 47
41郾 40
依1郾 15
67郾 39
依0郾 61
79郾 24
依0郾 70
全磷
Total P (g·kg-1)
0郾 85
依0郾 03
0郾 77
依0郾 03
0郾 68
依0郾 03
0郾 64
依0郾 01
0郾 70
依0郾 02
0郾 61
依0郾 02
0郾 60
依0郾 03
0郾 54
依0郾 02
0郾 58
依0郾 03
0郾 68
依0郾 03
速效磷
Available P (mg·kg-1)
4郾 93
依0郾 16
12郾 42
依0郾 12
13郾 85
依0郾 09
11郾 75
依0郾 10
7郾 56
依0郾 05
4郾 71
依0郾 07
3郾 96
依0郾 11
10郾 89
依0郾 20
10郾 45
依0郾 10
16郾 44
依0郾 19
全钾
Total K (g·kg-1)
20郾 19
依0郾 09
20郾 04
依0郾 06
20郾 23
依0郾 17
20郾 37
依0郾 03
19郾 23
依0郾 12
19郾 30
依0郾 07
18郾 62
依0郾 15
22郾 12
依0郾 14
21郾 42
依0郾 21
23郾 46
依0郾 16
速效钾
Available K (g· kg-1)
0郾 28
依0郾 02
0郾 25
依0郾 03
0郾 17
依0郾 01
0郾 22
依0郾 01
0郾 22
依0郾 03
0郾 34
依0郾 02
0郾 42
依0郾 03
0郾 39
依0郾 03
0郾 43
依0郾 04
0郾 44
依0郾 05
微生物生物量碳
Microbial biomass C
(mg·kg-1)
8郾 09
依0郾 14
17郾 17
依0郾 12
31郾 62
依0郾 19
48郾 04
依0郾 22
9郾 78
依0郾 14
13郾 87
依0郾 20
15郾 39
依0郾 17
66郾 04
依1郾 81
61郾 32
依1郾 55
81郾 37
依1郾 72
微生物生物量氮
Microbial biomass N
(mg·kg-1)
3郾 84
依0郾 11
5郾 44
依3郾 12
9郾 12
依0郾 16
23郾 47
依0郾 26
7郾 92
依0郾 22
5郾 40
依0郾 28
6郾 00
依0郾 10
32郾 50
依0郾 89
39郾 63
依0郾 61
42郾 16
依1郾 20
脲酶
Urease (mg·g-1
·h-1)
0郾 18
依0郾 01
0郾 20
依0郾 01
0郾 25
依0郾 02
0郾 21
依0郾 01
0郾 25
依0郾 02
0郾 27
依0郾 01
0郾 29
依0郾 03
0郾 49
依0郾 04
0郾 65
依0郾 02
0郾 74
依0郾 01
转化酶
Invertase (mg·g-1
·h-1)
0郾 26
依0郾 07
0郾 39
依0郾 04
0郾 96
依0郾 18
1郾 12
依0郾 02
0郾 31
依0郾 05
0郾 35
依0郾 16
0郾 97
依0郾 38
4郾 12
依0郾 19
9郾 63
依0郾 24
10郾 52
依0郾 47
过氧化氢酶
Catalase [ml·g-1
·(20 min) -1]
0郾 28
依0郾 02
0郾 38
依0郾 02
0郾 72
依0郾 03
0郾 75
依0郾 01
0郾 72
依0郾 01
0郾 71
依0郾 01
0郾 72
依0郾 01
1郾 35
依0郾 03
1郾 70
依0郾 01
1郾 57
依0郾 05
碱性磷酸酶
Alkaline phosphatase
(mg·g-1·h-1)
0郾 04
依0郾 00
0郾 09
依0郾 00
0郾 32
依0郾 04
0郾 36
依0郾 01
0郾 20
依0郾 01
0郾 20
依0郾 02
0郾 36
依0郾 03
0郾 54
依0郾 02
0郾 83
依0郾 01
1郾 16
依0郾 03
S1:光滩 Mudflat; S2 ~ S5:互花米草 Spartina alterniflora; S6:碱蓬 Suaeda salsa; S7:白茅 Imperata cylindrical; S8:玉米 Zea may; S9:棉花 Gossypi鄄
um irsutum; S10:大豆 Glycine max.
8891 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 应摇 用摇 生摇 态摇 学摇 报摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 21 卷
表 2摇 盐城海滨湿地土壤有机碳与部分理化性质间的相关关系
Tab. 2摇 Correlations between organic C and some physical鄄chemical properties in Yancheng coastal wetland
指标
Index
有机碳
Organic C
容 重
Bulk density
平均粒径
Mean diameter
粘粒
Clay
全 氮
Total N
速效氮
Available N
容重 Bulk density -0郾 884** -
平均粒径 Mean diameter 0郾 781** -0郾 701* -
粘粒 Clay 0郾 739* -0郾 668* 0郾 906** -
全氮 Total N 0郾 751* -0郾 558 0郾 394 0郾 258 -
速效氮 Available N 0郾 690* -0郾 491 0郾 296 0郾 161 0郾 988** -
微生物生物量碳 BC 0郾 827** -0郾 779** 0郾 471 0郾 382 0郾 928** 0郾 899**
微生物生物量氮 BN 0郾 771** -0郾 672* 0郾 420 0郾 346 0郾 954** 0郾 927**
*P<0郾 05; **P<0郾 01; n=10. 下同 The same below.
7郾 92 g·kg-1,各植被带土壤中有机碳含量均高于光
滩,其中互花米草滩 S4 的有机碳含量是光滩的 4郾 6
倍.植被发育程度对土壤有机碳含量有显著影响.其
中,互花米草滩 S4 植被发育时间最长,密度高、生物
量大,其土壤有机碳含量达 7郾 92 g·kg-1,而 2006、
2005 年新形成的米草群丛 S2、S5 的土壤有机碳含量
较低,仅为 S4 的 28郾 5%和 45郾 2% . 土壤全氮、速效
氮含量变化趋势与有机碳基本一致(表 1),且与有
机碳含量呈显著正相关(表 2).
土壤全磷含量在 0郾 60 ~ 0郾 85 g·kg-1,但各盐
沼植被下全磷含量均低于光滩,这与有机碳、全氮的
分布特征不同.大部分湿地盐沼植物吸收土壤中的
磷,吸附在粘土表面而沉积的 P 是植物吸收的主要
养分来源.互花米草滩的土壤速效磷含量明显提高,
而光滩的含量最低. 不同类型盐沼植被间土壤中全
钾含量无明显变化. 由于土壤中 K 主要来源于母
质,参与土壤中钾素循环的速效钾只占土壤中钾素
的极少部分.相关分析表明,速效钾与土壤含水量呈
极显著负相关( r = -0郾 770**,n = 10),表明 K 易随
水分淋失.
湿地不同类型盐沼植被土壤的含盐量和 pH 值
变化范围较大,互花米草滩 S4 的含盐量最高,但其
pH值最低;而白茅滩含盐量较低,pH值较高.
2郾 1郾 2 盐沼植被对海滨湿地土壤生物性状的影响摇
研究区湿地土壤微生物生物量碳( BC )在 8郾 09 ~
48郾 04 mg·kg-1,最高值出现在互花米草滩 S4,其含
量是光滩的 5郾 94 倍,且各植被带间差异显著(P<
0郾 05).土壤微生物生物量氮(BN)分布趋势与 BC 基
本一致. BC、BN 与土壤有机碳、全氮和速效氮之间均
呈极显著正相关关系(表 2).
盐沼植被的生长能够显著提高土壤酶活性.由
表 1 可以看出,各类型盐沼植被下土壤酶活性均高
于光滩,米草滩 S4 的脲酶、转化酶、过氧化氢酶和碱
性磷酸酶活性分别是光滩的 1郾 2、4郾 4、2郾 7 和 8郾 6
倍,碱性磷酸酶活性提高最快.而在无植物生长的光
滩,各种酶活性均很低,碱性磷酸酶活性仅为 0郾 04
mg·g-1·h-1 .
海滨湿地上不同自然植被群落间土壤酶活性差
异显著. 4 种酶活性大小表现为互花米草滩(S4)>白
茅滩>碱蓬滩.
2郾 2摇 围垦农田与盐沼湿地间土壤性状比较
在研究区海堤外,不同类型围垦农田土壤养分
含量与成熟米草滩接近,略高于碱蓬滩和白茅滩.其
中,土壤有机碳和全氮含量均高于光滩、碱蓬滩和白
茅滩,与互花米草滩 S3、S4 的含量接近;玉米地(S8)、
棉花地(S9)和大豆地(S10)土壤速效氮含量分别是米
草滩 S4 的 1郾 8、3郾 0 和 3郾 6 倍,而农田土壤中全磷、速
效磷、全钾和速效钾含量与盐沼湿地差别不大.
表 3摇 盐城海滨湿地土壤酶活性及其与部分土壤理化因子
的相关关系
Tab. 3 摇 Correlations of soil enzyme activities and some
physical鄄chemical properties in Yancheng coastal wetland
指标
Index
脲酶
Urease
转化酶
Invertase
过氧
化氢酶
Catalase
碱性磷酸酶
Alkaline
phosphatase
转化酶
Invertase
0郾 977** - - -
过氧化氢酶
Catalase
0郾 952** 0郾 914** - -
碱性磷酸酶
Alkaline phosphatase
0郾 959** 0郾 952** 0郾 922** -
有机碳
Organic C
0郾 647* 0郾 674* 0郾 740* 0郾 801**
全氮
Total N
0郾 980** 0郾 985** 0郾 964** 0郾 966**
速效氮
Available N
0郾 984** 0郾 995** 0郾 924** 0郾 964**
全磷
Total P
-0郾 471 -0郾 354 -0郾 671* -0郾 465
速效磷
Available P
0郾 470 0郾 537 0郾 446 0郾 569
含水量
Water content
-0郾 562 -0郾 517 -0郾 495 -0郾 411
全盐
Total salt
-0郾 747* -0郾 710* -0郾 642* -0郾 597
pH -0郾 695* -0郾 735* -0郾 765** -0郾 728*
98918 期摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 毛志刚等: 盐城海滨盐沼湿地及围垦农田的土壤质量演变摇 摇 摇 摇 摇
摇 摇 各类农田的土壤容重和粘粒含量介于成熟米草
滩和碱蓬滩、白茅滩之间,但土壤含盐量剧减,仅为
0郾 01% ~0郾 04% ;pH值亦低于湿地盐沼植被.
农田中土壤微生物生物量和酶活性与盐沼植被
有显著差异,基本表现为大豆地>棉花地>玉米地>
盐沼植被.其中大豆地土壤脲酶、转化酶、过氧化氢
酶和碱性磷酸酶活性分别是盐沼植被中酶活性最高
的米草滩 S4 的 3郾 5、9郾 4、2郾 1 和 3郾 2 倍.
2郾 3摇 盐沼湿地及围垦农田的土壤质量评价
土壤质量指标是由代表土壤物理、化学和生物
性质及过程的复杂指标组成. 根据土壤质量指标的
公正、灵敏、具有预测能力、数据资料易于收集和交
流等原则[15],结合海滨湿地的自然状况,本研究选
用土壤平均粒径、含水量、容重、pH、含盐量、有机
碳、全氮、速效氮、全磷、速效磷、微生物生物量碳、氮
以及脲酶和转化酶共 14 个项目作为土壤质量评价
指标,然后以各主成分特征贡献率为权重,加权计算
各样点的土壤综合质量指数值(图 2).
由图 2 可见,研究区不同类型盐沼植被的土壤
质量指数由低到高依次为:光滩(S1)<碱蓬滩(S6)<
互花米草滩(S2) <互花米草滩(S5) <白茅滩(S7) <
互花米草滩(S3)<互花米草滩(S4)<玉米地(S8)<棉
花地(S9) <大豆地(S10). 其中,互花米草滩土壤质
量指数随米草生长年限的增长而提高,但 1989 年生
米草滩 S4 的质量指数相对 2003 年生米草滩 S3 年
均仅增长 1郾 0% ,增长速度随发育程度呈逐渐减缓
的特征. 互花米草滩 S2、S5 的土壤质量指数与碱蓬
滩、白茅滩接近,米草发育 2 ~ 3 年后,其土壤质量几
乎赶上发育几十年的碱蓬滩和白茅滩. 3 种围垦农
田的土壤质量指数均高于盐沼植被,其中土壤质量
指数最高的大豆地是互花米草滩 S4 的 1郾 9 倍.
图 2摇 盐沼湿地及围垦农田的土壤综合质量指数
Fig. 2摇 Soil quality index (SQI) under the salt marsh and rec鄄
lamation farms.
S1:光滩 Mudflat; S2 ~ S5:互花米草 Spartina alterniflora; S6:碱蓬
Suaeda salsa; S7:白茅 Imperata cylindrical; S8:玉米 Zea may; S9:棉
花 Gossypium irsutum; S10:大豆 Glycine max.
3摇 讨摇 摇 论
3郾 1摇 盐沼植被演替过程中海滨湿地土壤质量的演
变
土壤作为植被演替的重要环境条件,其基本属
性和特征必然影响群落演替. 某一阶段的土壤质量
状况不仅反映了在此之前群落与土壤协调作用的结
果,同时也决定了后续演替群落的土壤肥力基础和
初始状态[16] .盐城海滨湿地盐沼植被的发育演替对
潮滩土壤产生了重要的影响.盐沼植被的出现,使得
土壤的物理结构得以改善:植被对太阳辐射的遮蔽
减少了地表水分蒸发,阻止了地表径流;植物根系的
生长穿插对土壤起到疏松作用;植被下土壤有机质
含量提高,丰富的碳源有利于土壤中微生物的活
动[17],同时,土壤孔隙度增加,持水能力增强.
海滨湿地位于陆鄄海交界处,径流、海洋和大气
等因素变化活跃,湿地土壤养分的来源较为复杂.其
中土壤有机碳主要有两种来源:一是海源,主要为浮
游生物和悬浮颗粒物;二是陆源,主要为本地植物的
输入[18] .研究发现,盐城海滨湿地中光滩的有机碳
来源以海源为主,而互花米草和碱蓬等植被带以陆
源为主[19] . 因此,在较大区域尺度上,气候、成土母
质的差异对土壤有机碳空间变化有较大的影响[20];
而在小区域内,气候和成土母质基本一致,土壤中有
机碳含量的变化主要受植被影响. 土壤中氮素绝大
部分来源于有机质,受植被凋落物分解的影响,全
氮、速效氮与有机碳含量亦呈显著正相关(表 2).
土壤环境中微生物数量和活性受多种环境因子
(如土壤类型、营养源状况、pH 值、水分等)的影响,
其中植物通过向土壤提供营养源,改变土壤环境中
的理化性质,以及产生分泌物等作用,对微生物产生
重要的影响,是决定微生物群落的关键性因素[2] .
相关性分析表明,BC、BN 与土壤有机碳、全氮和速效
氮含量均呈极显著正相关(表 2).从表 3 可以看出,
研究区内土壤酶活性与土壤养分关系密切,4 种酶
活性均与有机碳、全氮和速效氮达到显著正相关关
系.这与靳正忠等[22]和万忠梅等[23]研究结果一致.
土壤肥力状况是土壤酶活性的基础,土壤有机
质存在的状况及氮、磷等营养物质的形态和含量都
与土壤酶活性变化有关[24] . 由此推测,随着植被的
生长发育,植物积累的碳、氮等养分进入土壤,使土
壤中微生物提供的养分增加,微生物代谢增强;另一
方面,植物残体在分解过程中也能够向土壤释放酶,
或者在分解的植物细胞组织中保持部分活性. 盐沼
0991 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 应摇 用摇 生摇 态摇 学摇 报摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 21 卷
植被、土壤酶和土壤养分三者之间形成一种相互促
进的密切关系.
在群落演替过程中,不同群落的植被特征(如
盖度、分布面积),尤其是植物生物量的差异会导致
土壤性状(如养分含量)的差异;同时,物种多样性
和物种组成亦可影响土壤微生物和动物的数量及种
类[17] .且植被发育程度对土壤性状也有显著影响.
由表 1 可见,在发育时间最长的互花米草滩 S4,植
被密度高、生物量大,其土壤有机碳含量达 7郾 92 g·
kg-1;而 2006、2005 年新形成的米草群丛 S2、S5 的土
壤有机碳含量较低,仅为 S4 的 28郾 5%和 45郾 2% .这
说明植被类型和发育时间不同,其土壤基本属性和
特征也呈现出差异,反映出植被与土壤之间一种相
互依赖和制约的关系.
3郾 2摇 围垦农田的土壤性状比较
围垦农田土壤养分含量与成熟米草滩接近,略
高于碱蓬滩和白茅滩,但其土壤微生物生物量和酶
活性均明显高于各类盐沼植被. 土壤生物性状的影
响因素非常复杂,除了土壤结构组成、土壤养分外,
酸碱度和盐分等都显著影响土壤的生物活性. 从表
3 可以看出,土壤 pH值与 4 种酶均呈显著或极显著
负相关,表明土壤 pH 值的升高不利于土壤酶活性
的增加.土壤酸碱性直接影响土壤酶参与生化反应
的速度,有些酶促反应对 pH 值变化很敏感,甚至只
能在较窄的 pH范围内进行;当 pH值超过其最适范
围,就会对酶活性产生抑制作用[13] .同样,研究区土
壤盐分与脲酶、转化酶及过氧化氢酶也呈显著负相
关(表 3),表明随着土壤盐分的增加,土壤酶活性呈
递减趋势.这与马献发等[25]对松嫩平原苏打草甸碱
土的研究结果一致.
1949 年以来,江苏省共经历了 5 次滩涂围垦高
潮,现在进行农业生产的滩涂基本都经过人为的洗
盐和压盐处理,缩短了“自然脱盐鄄淡水环境土壤发
育冶的过程[4] .研究区农田经过淋、盐洗盐和耕作管
理后,土壤性质得到较大的改善,土壤 pH、盐分含量
等低于围垦前的自然盐沼植被,其土壤含盐量仅为
0郾 01% ~ 0郾 04% 郾 这也是农田土壤养分含量在与成
熟米草滩差别不大情况下,其土壤酶活性迅速提高
的主要原因.同时,中国东部地区耕地土壤有机碳和
全氮含量的均值分别为 27郾 07 和 1郾 58 g·kg-1,而盐
城围垦农田仅为 7郾 01 和 0郾 83 g·kg-1,其土地肥力
偏低、养分含量较少,必须设法增加土地的肥料投
入[26] .
3郾 3摇 盐沼湿地及围垦农田的土壤质量评价
利用土壤质量指数法对盐沼湿地的土壤质量状
况进行了评价,结果显示,不同类型的盐沼植被其土
壤质量指数均高于无植被生长的光滩,说明植被群
落的发育演替过程是土壤质量不断提高的过程. 同
时,土壤质量指数也随植被生长时间的增加而提高,
但增长速度随发育程度呈现出逐渐减缓的特征. 在
互花米草发育早期,光滩土壤质量较低,米草的出现
迅速改善了土壤的理化性状和微生态环境,土壤质
量也得到较快的提高;互花米草发育到一定程度后,
植物扩展速度和植株新老代谢减慢,植被群落和土
壤处于相对稳定的环境,土壤中的养分循环和生物
活动保持在一定水平,土壤质量的提高速度相对放
缓.
围垦农田的土壤质量指数均高于盐沼植被,农
田经过施肥松土等耕作管理,土壤性质得到较大改
善,特别是淋盐、洗盐后,农田土壤的含盐量下降,使
得土壤的生物活性得以迅速释放,土壤质量得到较
大提高.
3郾 4摇 互花米草引进对海滨滩涂围垦的影响
互花米草的引进增加了江苏潮滩盐沼植被类
型,加速了植被演替的进程,也为潮滩土壤性状特征
的变化增加了一个因素. 互花米草经过 2 ~ 3 年生
长,土壤质量已与白茅群落接近,但含盐量较高限制
了其开垦利用.如果在光滩大面积种植和拓展互花
米草,须在其促淤增肥的基础上,有充足的淡水保证
和相应的配套水利设施,利用人工洗盐降低米草滩
的土壤含盐量,将大大缩短潮滩的可开垦利用时间.
综上可见,随着盐沼植被的发育演替,海滨湿地
土壤的质量不断提高,当发展到白茅群落阶段时,土
壤理化性状基本满足开垦需要,自然植被的正向演
替是提高盐沼湿地土壤质量的有效途径. 与盐沼植
被比较,围垦农田土壤质量提高明显,土壤含盐量下
降,微生物和酶活性得到释放,从而达到农田生态系
统可持续经营的目的.
致谢摇 葛绪广、潘国权、冯冰冰和周崴协助采集样品,傅侃协
助样品测试,谨致谢忱.
参考文献
[1]摇 Yang B鄄G (杨宝国), Wang Y (王 摇 颖), Zhu D鄄K
(朱大奎). The tidal flat resource of China. Journal of
Natural Resources (自然资源学报), 1997, 12 (4):
307-316 (in Chinese)
[2]摇 Gu D鄄Q (谷东起), Zhao X鄄T (赵晓涛), Xia D鄄X
(夏东兴). A systemic analysis of the environmental
pressure factors to the degradation of coastal wetlands in
19918 期摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 毛志刚等: 盐城海滨盐沼湿地及围垦农田的土壤质量演变摇 摇 摇 摇 摇
China. Acta Oceanologica Sinica (海洋学报), 2003,
25(1):78-85 (in Chinese)
[3] 摇 Mitsch WJ, Gosselink JG. Wetlands. New York: John
Wiley & Sons, 2000
[4]摇 Yan C鄄Q (严长清), Sun W (孙摇 伟), Lu X鄄P (陆效
平), et al. Study on coastal wetlands use and its eco鄄
logical protection of Jiangsu Province. Ecological Science
(生态科学), 2007, 26(3): 263-268 (in Chinese)
[5]摇 Wang Y (王 摇 颖), Zhang Z鄄K (张振克), Zhu D鄄K
(朱大奎), et al. River鄄sea interaction and the North
Jiangsu Plain formation. Quaternary Sciences (第四纪
研究), 2006, 26(3): 301-320 (in Chinese)
[6]摇 Gao J鄄H (高建华), Ou W鄄X (欧维新), Yang G鄄S
(杨桂山), et al. Characteristics of tidal flat sediment
at different ecologic zones, north Jiangsu Province.
Donghai Marine Science (东海海洋), 2005, 23(1):
40-46 (in Chinese)
[7]摇 Wang A鄄J (王爱军), Gao S (高摇 抒), Jia J鄄J (贾建
军). Impact of Spartina alterniflora on sedimentary and
morphological evolution of tidal salt marshes of Jiangsu,
China. Acta Oceanologica Sinica (海洋学报), 2006,
28(1): 92-99 (in Chinese)
[8]摇 Yang G鄄S (杨桂山), Shi Y鄄F (施雅风), Zhang C
(张摇 琛). The ecological response of typical mud flat
to sea level change in Jiangsu coastal plain. Acta Geo鄄
graphica Sinica (地理学报), 2002, 57(3): 325-332
(in Chinese)
[9]摇 Gao J鄄H (高建华), Yang G鄄S (杨桂山), Ou W鄄X
(欧维新). The influence after introduction of Spartina
alterniflora on the distribution of TOC, TN and TP in the
national Yancheng Rare Birds Nature Reserve, Jiangsu
Province, China. Geographical Research (地理研究),
2007, 26(4): 799-806 (in Chinese)
[10] 摇 Shen Y鄄M (沈永明), Zeng H (曾 摇 华), Wang H
(王摇 辉), et al. Characteristics of halophyte and asso鄄
ciated soil along aggradational muddy coasts in Jiangsu
Province. Acta Ecologica Sinica (生态学报), 2005,
25(1): 1-6 (in Chinese)
[11]摇 Yao R鄄J (姚荣江), Yang J鄄S (杨劲松), Chen X鄄B
(陈小兵), et al. Fuzzy synthetic evaluation of soil
quality in coastal reclamation region of north Jiangsu
Province. Scientia Agricultura Sinica (中国农业科
学), 2009, 42(6): 2019-2027 (in Chinese)
[12]摇 Liu G鄄S (刘光菘). Soil Physical and Chemical Analy鄄
sis & Description of Soil Profiles. Beijing: China Stand鄄
ards Press, 1996 (in Chinese)
[13]摇 Guan S鄄Y (关松荫). Soil Enzymes and Research Meth鄄
ods. Beijing: China Agricultural Press, 1986 ( in Chi鄄
nese)
[14]摇 Fu BJ, Liu SL, Chen LD, et al. Soil quality regime in
relation to land cover and slope position cross a highly
modified slope landscape. Ecological Research, 2004,
19: 111-118
[15]摇 Huang Y (黄摇 勇), Yang Z鄄F (杨忠芳). Recent re鄄
search progress of overseas soil quality evaluation. Geo鄄
logical Bulletin of China (地质通报), 2009, 28(1):
130-136 (in Chinese)
[16]摇 Pang X鄄Y (庞学勇), Liu Q (刘摇 庆), Liu S鄄Q (刘
世全), et al. Changes of soil fertility quality properties
under subalpine spruce plantation in Western Sichuan.
Acta Ecologica Sinica (生态学报), 2004, 24(2): 261
-267 (in Chinese)
[17]摇 Xia B鄄C (夏北成). Effect of vegetation on structure of
soil microbial community. Chinese Journal of Applied
Ecology (应用生态学报), 1998, 9(3): 296-300 ( in
Chinese)
[18] 摇 Cifuentes LA, Coffins RB, Solozano L, et al. Isotopic
and elemental variations of carbon and nitrogen in a
mangrove estuary. Estuarine, Coastal and Shelf Science,
1996, 43: 781-800
[19]摇 Mao Z鄄G (毛志刚), Wang G鄄X (王国祥), Liu J鄄E
(刘金娥), et al. Influence of salt marsh vegetation on
spatial distribution of soil carbon and nitrogen in
Yancheng coastal wetland. Chinese Journal of Applied
Ecology (应用生态学报), 2009, 20(2): 293-297(in
Chinese)
[20]摇 Bai J鄄H (白军红), Deng W (邓摇 伟), Zhu Y鄄M (朱
颜明), et al. Spatial distribution characteristics and ec鄄
ological effects of carbon and nitrogen of soil in Huolin
River catchment wetland. Chinese Journal of Applied
Ecology (应用生态学报), 2003, 14(9): 1494-1498
(in Chinese)
[21]摇 Garland JL. Patterns of potential C source utilization by
rhizosphere communities. Soil Biology and Biochemis鄄
try, 1996, 28: 223-230
[22]摇 Jin Z鄄Z (靳正忠), Lei J鄄Q (雷加强), Xu X鄄W (徐
新文), et al. Canonical correlations of soil nutrients,
microbial biomass and enzyme activity of forest land
drip鄄irrigated with saline water in the hinterland of Tak鄄
limakan Desert. Acta Pedologica Sinica (土壤学报),
2008, 45(6): 1119-1127 (in Chinese)
[23] 摇 Wan Z鄄M (万忠梅), Song C鄄C (宋长春). Soil en鄄
zyme activity and its relationship with the soil nutrient
environment of different type wetlands in Sanjiang Plain.
Journal of Soil and Water Conservation (水土保持学
报), 2008, 22(5): 158-161 (in Chinese)
[24]摇 Zhang Y鄄H (张焱华), Wu M (吴 摇 敏), He P (何
鹏). Research advance of the relationship between soil
enzyme activity and soil fertility. Journal of Anhui Agri鄄
cultural Sciences (安徽农业科学), 2007, 35 (34):
11139-11142 (in Chinese)
[25]摇 Ma X鄄F (马献发), Zhou L鄄R (周连仁), Chen R (陈
然). Effect of recovering quickly vegetation ameliorative
ways in meadow Solonetz soil on salt content and enzyme
activities. Acta Pedologica Sinica (土壤学报), 2007,
44(4): 761-763 (in Chinese)
[26]摇 Yu H (俞 摇 海), Huang J鄄K (黄季焜), Scott R, et
al. Soil fertility changes of cultivated land in Eastern
China. Geographical Research (地理研究), 2003, 22
(3): 380-388 (in Chinese)
作者简介摇 毛志刚,男,1984 年生,博士研究生,主要从事水
环境生态学研究. E鄄mail: dazhaxie217@ 163. com
责任编辑摇 李凤琴
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39918 期摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 毛志刚等: 盐城海滨盐沼湿地及围垦农田的土壤质量演变摇 摇 摇 摇 摇