全 文 ：第 ３６ 卷第 １２ 期
２０１６年 ６月
生 态 学 报
ＡＣＴＡ ＥＣＯＬＯＧＩＣＡ ＳＩＮＩＣＡ
Ｖｏｌ．３６，Ｎｏ．１２
Ｊｕｎ．，２０１６
ｈｔｔｐ： ／ ／ ｗｗｗ．ｅｃｏｌｏｇｉｃａ．ｃｎ
基金项目：国家科技基础性工作专项（２０１３ＦＹ１１１８００）；福建省基本科研专项重点项目（２０１４Ｒ１０３４⁃１）；国家自然科学基金项目（４１１７１１１９）；福建
省教育厅 Ａ类（ＪＡ１４０８８）；福建省科技厅重点项目（２０１５Ｒ００９９）
收稿日期：２０１５⁃１０⁃０９； 修订日期：２０１６⁃０２⁃２５
∗通讯作者 Ｃｏｒｒｅｓｐｏｎｄｉｎｇ ａｕｔｈｏｒ．Ｅ⁃ｍａｉｌ： ｔｏｎｇｃｈ＠ ｆｊｎｕ．ｅｄｕ．ｃｎ
ＤＯＩ： １０．５８４６ ／ ｓｔｘｂ２０１５１００９２０４０
李家兵，张秋婷，张丽烟，仝川．闽江河口春季互花米草入侵过程对短叶茳芏沼泽土壤碳氮分布特征的影响．生态学报，２０１６，３６（１２）：３６２８⁃３６３８．
Ｌｉ Ｊ Ｂ，Ｚｈａｎｇ Ｑ Ｔ， Ｚｈａｎｇ Ｌ Ｙ， Ｔｏｎｇ Ｃ．Ｅｆｆｅｃｔ ｏｆ Ｓｐａｒｔｉｎａ ａｌｔｅｒｎｉｆｌｏｒａ ｉｎｖａｓｉｏｎ ｓｅｑｕｅｎｃｅ ｏｎ ｓｏｉｌ ｃａｒｂｏｎ ａｎｄ ｎｉｔｒｏｇｅｎ ｄｉｓｔｒｉｂｕｔｉｏｎ ｉｎ ａ Ｃｙｐｅｒｕｓ ｍａｌａｃｃｅｎｓｉｓ
ｍａｒｓｈ ｏｆ ｔｈｅ Ｍｉｎ Ｒｉｖｅｒ ｅｓｔｕａｒｙ ｉｎ ｓｐｒｉｎｇ．Ａｃｔａ Ｅｃｏｌｏｇｉｃａ Ｓｉｎｉｃａ，２０１６，３６（１２）：３６２８⁃３６３８．
闽江河口春季互花米草入侵过程对短叶茳芏沼泽土壤
碳氮分布特征的影响
李家兵１，２，张秋婷２，张丽烟３，仝 川１，４，５，６，∗
１ 福建师范大学地理科学学院，福州 ３５０００７
２ 福建师范大学环境科学与工程学院，福州 ３５０００７
３ 福建闽江河口湿地国家级自然保护区管理处，福州 ３５０２００
４ 福建师范大学亚热带湿地研究中心，福州 ３５０００７
５ 福建师范大学湿润亚热带生态地理过程教育部重点实验室，福州 ３５０００７
６ 福建师范大学地理研究所，福州 ３５０００７
摘要：２０１４年 ４月，选择闽江口鳝鱼滩湿地中未被入侵的短叶茳芏群落（Ａ）、互花米草入侵斑块边缘（Ｂ）以及互花米草入侵斑
块中央（Ｃ）为研究对象，基于时空互代研究方法，探讨了互花米草入侵序列下湿地土壤碳氮空间分布特征的差异。 结果表明，
互花米草入侵显著降低了土壤的 ＮＯ－３ ⁃Ｎ含量（Ｐ＞０．０５），但整体增加了 ＮＨ
＋
４ ⁃Ｎ含量，这与其入侵后导致湿地土壤颗粒组成发生
显著变化（砂砾含量增加 ３３．８１％），进而促进了土壤的矿化作用和硝化作用，并有助于硝态氮的垂直淋失有关。 互花米草入侵
整体增加了土壤的碳氮含量和 Ｃ ／ Ｎ 比，与入侵进程和入侵前相比，互花米草入侵后湿地土壤的碳储量分别增加了 ８．７３％和
２４．３７％，氮储量则分别增加了 １０．２２％和 １７．８７％，这主要与其对闽江口湿地植物群落格局、养分生物循环以及强促淤作用引起
的土壤颗粒组成等显著改变有关。 研究发现，闽江口互花米草入侵对短叶茳芏湿地土壤碳氮含量的影响相对于江苏盐城、长江
口以及杭州湾湿地的影响可能更为显著，其互花米草入侵较大改变了土壤中陆源和海源有机质的来源比例，使得入侵后湿地土
壤养分的自源性增强。
关键词：互花米草入侵；短叶茳芏；碳含量；氮含量；闽江口
Ｅｆｆｅｃｔ ｏｆ Ｓｐａｒｔｉｎａ ａｌｔｅｒｎｉｆｌｏｒａ ｉｎｖａｓｉｏｎ ｓｅｑｕｅｎｃｅ ｏｎ ｓｏｉｌ ｃａｒｂｏｎ ａｎｄ ｎｉｔｒｏｇｅｎ
ｄｉｓｔｒｉｂｕｔｉｏｎ ｉｎ ａ Ｃｙｐｅｒｕｓ ｍａｌａｃｃｅｎｓｉｓ ｍａｒｓｈ ｏｆ ｔｈｅ Ｍｉｎ Ｒｉｖｅｒ ｅｓｔｕａｒｙ ｉｎ ｓｐｒｉｎｇ
ＬＩ Ｊｉａｂｉｎｇ１，２，ＺＨＡＮＧ Ｑｉｕｔｉｎｇ２， ＺＨＡＮＧ Ｌｉｙａｎ３， ＴＯＮＧ Ｃｈｕａｎ１，４，５，６，∗
１ Ｃｏｌｌｅｇｅ ｏｆ Ｇｅｏｇｒａｐｈｉｃａｌ Ｓｃｉｅｎｃｅｓ， Ｆｕｊｉａｎ Ｎｏｒｍａｌ Ｕｎｉｖｅｒｓｉｔｙ， Ｆｕｚｈｏｕ ３５０００７， Ｃｈｉｎａ
２ Ｃｏｌｌｅｇｅ ｏｆ Ｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌ Ｓｃｉｅｎｃｅ ａｎｄ Ｅｎｇｉｎｅｅｒｉｎｇ， Ｆｕｊｉａｎ Ｎｏｒｍａｌ Ｕｎｉｖｅｒｓｉｔｙ，Ｆｕｚｈｏｕ ３５０００７， Ｃｈｉｎａ
３ Ｆｕｊｉａｎ Ｍｉｎ Ｒｉｖｅｒ Ｅｓｔｕａｒｙ Ｗｅｔｌａｎｄ Ｎａｔｉｏｎａｌ Ｎａｔｕｒｅ Ｒｅｓｅｒｖｅ， Ｆｕｚｈｏｕ ３５０２００， Ｃｈｉｎａ
４ Ｒｅｓｅａｒｃｈ Ｃｅｎｔｒｅ ｏｆ Ｗｅｔｌａｎｄｓ ｉｎ Ｓｕｂｔｒｏｐｉｃａｌ Ｒｅｇｉｏｎ， Ｆｕｊｉａｎ Ｎｏｒｍａｌ Ｕｎｉｖｅｒｓｉｔｙ，Ｆｕｚｈｏｕ ３５０００７， Ｃｈｉｎａ
５ Ｆｕｊｉａｎ Ｐｒｏｖｉｎｃｅ ａｎｄ Ｅｄｕｃａｔｉｏｎ ｏｆ Ｍｉｎｉｓｔｒｙ′ ｓ Ｋｅｙ Ｌａｂｏｒａｔｏｒｙ ｏｆ Ｈｕｍｉｄ Ｓｕｂ⁃ｔｒｏｐｉｃａｌ Ｅｃｏ⁃ｇｅｏｇｒａｐｈｉｃａｌ Ｐｒｏｃｅｓｓ， Ｆｕｊｉａｎ Ｎｏｒｍａｌ Ｕｎｉｖｅｒｓｉｔｙ， Ｆｕｚｈｏｕ
３５０００７， Ｃｈｉｎａ
６ Ｉｎｓｔｉｔｕｔｅ ｏｆ Ｇｅｏｇｒａｐｈｙ，Ｆｕｊｉａｎ Ｎｏｒｍａｌ Ｕｎｉｖｅｒｓｉｔｙ， Ｆｕｚｈｏｕ ３５０００７，Ｃｈｉｎａ
Ａｂｓｔｒａｃｔ： Ｉｎ Ａｐｒｉｌ ２０１４， ｗｅ ｉｎｖｅｓｔｉｇａｔｅｄ ｔｈｅ ｄｉｆｆｅｒｅｎｃｅｓ ｏｆ ｓｐａｔｉａｌ ｄｉｓｔｒｉｂｕｔｉｏｎ ｏｆ Ｓｐａｒｔｉｎａ ａｌｔｅｒｎｉｆｌｏｒａ ｉｎｖａｓｉｏｎ ｓｅｑｕｅｎｃｅ ｏｎ
ｓｏｉｌ ｃａｒｂｏｎ ａｎｄ ｎｉｔｒｏｇｅｎ ｉｎ ａ Ｃｙｐｅｒｕｓ ｍａｌａｃｃｅｎｓｉｓ ｍａｒｓｈ． Ｗｅ ａｎａｌｙｚｅｄ ａ ｎｏｎ⁃ｉｎｖａｄｅｄ Ｃ． ｍａｌａｃｃｅｎｓｉｓ ｍａｒｓｈ （ Ａ）， Ｓ．
ｈｔｔｐ： ／ ／ ｗｗｗ．ｅｃｏｌｏｇｉｃａ．ｃｎ
ａｌｔｅｒｎｉｆｌｏｒａ⁃ｉｎｖａｄｅｄ ｐａｔｃｈ ｅｄｇｅ （ Ｂ）， ａｎｄ Ｓ． ａｌｔｅｒｎｉｆｌｏｒａ⁃ｉｎｖａｄｅｄ ｍａｒｓｈ （ Ｃ） ｏｆ ｔｈｅ Ｍｉｎ Ｒｉｖｅｒ ｅｓｔｕａｒｙ ｂｙ ｕｓｉｎｇ ｎｅｗ⁃
ｇｅｎｅｒａｔｉｏｎ ｓｐａｃｅ⁃ｔｉｍｅ ｍｅｔｈｏｄｓ． Ｔｈｅ ｒｅｓｕｌｔｓ ｓｈｏｗｅｄ ｔｈａｔ ｉｎｖａｓｉｏｎ ｏｆ Ｓ． ａｌｔｅｒｎｉｆｌｏｒａ ｓｉｇｎｉｆｉｃａｎｔｌｙ ｒｅｄｕｃｅｄ ｔｈｅ ＮＯ－３ ⁃Ｎ ｃｏｎｔｅｎｔ
（Ｐ＞０．０５） ｂｕｔ ｉｎｃｒｅａｓｅｄ ｔｈｅ ＮＨ＋４ ⁃Ｎ ｃｏｎｔｅｎｔ， ｗｈｉｃｈ ｉｓ ｍａｉｎｌｙ ｄｕｅ ｔｏ ｔｈｅ ｉｎｖａｓｉｏｎ ｓｉｇｎｉｆｉｃａｎｔｌｙ ｃｈａｎｇｅｄ ｔｈｅ ｍａｒｓｈ ｓｏｉｌ
ｐａｒｔｉｃｌｅ ｃｏｍｐｏｓｉｔｉｏｎ （ ｔｈｅ ｓａｎｄ ｃｏｎｔｅｎｔ ｓｉｇｎｉｆｉｃａｎｔｌｙ ｉｎｃｒｅａｓｅｄ ｂｙ ３３． ８１％） ａｎｄ ｐｒｏｍｏｔｅｄ ｓｏｉｌ ｍｉｎｅｒａｌｉｚａｔｉｏｎ ａｎｄ
ｎｉｔｒｉｆｉｃａｔｉｏｎ， ａｎｄ ｖｅｒｔｉｃａｌ ｎｉｔｒａｔｅ ｌｅａｃｈｉｎｇ． Ｓ． ａｌｔｅｒｎｉｆｌｏｒａ ｉｎｖａｓｉｏｎ ｉｎｃｒｅａｓｅｄ ｔｈｅ ｃａｒｂｏｎ ａｎｄ ｎｉｔｒｏｇｅｎ ｃｏｎｔｅｎｔ ａｎｄ Ｃ ／ Ｎ ｒａｔｉｏ
ｏｆ ｓｏｉｌ． Ｃｏｍｐａｒｉｎｇ ｔｈｅ Ｃ． ｍａｌａｃｃｅｎｓｉｓ ｃｏｍｍｕｎｉｔｙ ａｎｄ ｔｈｅ ｉｎｖａｓｉｖｅ ｐｌａｔｅ ｅｄｇｅ， ｓｏｉｌ ｃａｒｂｏｎ ｓｔｏｃｋ ｉｎｃｒｅａｓｅｄ ｂｙ ８．７３％ ａｎｄ
２４．３７％， ｒｅｓｐｅｃｔｉｖｅｌｙ， ｗｈｉｌｅ ｎｉｔｒｏｇｅｎ ｓｔｏｃｋ ｉｎｃｒｅａｓｅｄ ｂｙ １０．２２％ ａｎｄ １７．８７％， ｒｅｓｐｅｃｔｉｖｅｌｙ， ｂｅｃａｕｓｅ ｔｈｅ ｉｎｖａｓｉｏｎ ｏｆ Ｓ．
ａｌｔｅｒｎｉｆｌｏｒａ ｒｅｓｕｌｔｅｄ ｉｎ ａ ｓｉｇｎｉｆｉｃａｎｔ ｃｈａｎｇｅ ｏｆ ｓｏｉｌ ｐａｒｔｉｃｌｅ ｃｏｍｐｏｓｉｔｉｏｎ ｆｒｏｍ ｍａｒｓｈ ｐｌａｎｔ ｃｏｍｍｕｎｉｔｙ ｓｔｒｕｃｔｕｒｅ， ｎｕｔｒｉｅｎｔ
ｃｙｃｌｉｎｇ ａｎｄ ｈｉｇｈ ｓｉｌｔａｔｉｏｎ． Ｗｉｔｈ ｒｅｓｐｅｃｔ ｔｏ ｔｈｅ ｉｎｖａｓｉｏｎ ｏｆ Ｓ． ａｌｔｅｒｎｉｆｌｏｒａ ｉｎ Ｙａｎｃｈｅｎｇ （Ｊｉａｎｇｓｕ Ｐｒｏｖｉｎｃｅ）， Ｙａｎｇｔｚｅ ｅｓｔｕａｒｙ，
ａｎｄ Ｈａｎｇｚｈｏｕ Ｂａｙ ｗｅｔｌａｎｄｓ， ｔｈｅ ｃａｒｂｏｎ ａｎｄ ｎｉｔｒｏｇｅｎ ｃｏｎｔｅｎｔｓ ｏｆ ｓｏｉｌ ｓｈｏｗｅｄ ｍｏｒｅ ｓｉｇｎｉｆｉｃａｎｔ ｃｈａｎｇｅｓ ｂｙ ｔｈｅ ｉｎｖａｓｉｏｎ ｏｆ Ｓ．
ａｌｔｅｒｎｉｆｌｏｒａ ｏｎ Ｃ． ｍａｌａｃｃｅｎｓｉｓ ｉｎ ｔｈｅ Ｍｉｎ Ｒｉｖｅｒ ｅｓｔｕａｒｙ， ａｎｄ ｔｈｅ Ｓ． ａｌｔｅｒｎｉｆｌｏｒａ ｉｎｖａｓｉｏｎ ｃｏｕｌｄ ｃｈａｎｇｅ ｔｈｅ ｓｏｕｒｃｅｓ ｏｆ
ｔｅｒｒｅｓｔｒｉａｌ ａｎｄ ｍａｒｉｎｅ ｏｒｇａｎｉｃ ｍａｔｔｅｒ ｉｎ ｔｈｅ ｓｏｉｌ， ａｕｔｏｇｅｎｏｕｓｌｙ ｅｎｈａｎｃｉｎｇ ｓｏｉｌ ｎｕｔｒｉｅｎｔｓ ｉｎ ｍａｒｓｈｅｓ，ｔｏｏ．
Ｋｅｙ Ｗｏｒｄｓ： Ｓｐａｒｔｉｎａ ａｌｔｅｒｎｉｆｌｏｒａ ｉｎｖａｓｉｏｎ； Ｃｙｐｅｒｕｓ ｍａｌａｃｃｅｎｓｉｓ； ｃａｒｂｏｎ ｃｏｎｔｅｎｔ； ｎｉｔｒｏｇｅｎ ｃｏｎｔｅｎｔ； Ｍｉｎ Ｒｉｖｅｒ ｅｓｔｕａｒｙ
河口湿地是河口与海洋相互作用形成的重要生态类型，是海岸带地区响应全球气候变化和人类活动较为
敏感的生态系统之一［１］。 受河口水动力和海洋潮汐的双重影响，河口湿地的物理、化学及生物过程活跃，生
源元素循环过程极为复杂［２］。 互花米草（Ｓｐａｒｔｉｎａ ａｌｔｅｒｎｉｆｌｏｒａ）引入我国滨海湿地后，在抬高滩面、消浪护堤、
促淤固沙等方面均发挥了良好作用，但是互花米草在包括长江口、闽江口等河口盐沼－半咸水沼泽湿地的迅
速入侵及快速蔓延，已严重威胁到原生河口湿地生态系统的结构、过程及功能。 互花米草入侵对河口滨海湿
地的影响研究已有较多文献报道，包括互花米草入侵对湿地土壤碳氮养分、土壤有机碳组分及分布［３⁃１０］、植物
种类［１１］、底栖生物与微生物群落［１２⁃１４］及湿地甲烷排放的影响［１５⁃１７］等方面，然而，以互花米草入侵斑块及未被
入侵的背景沼泽湿地为研究对象，揭示互花米草入侵短期序列下沼泽湿地碳氮养分分布影响的对比研究还比
较薄弱。
福建是我国互花米草入侵最为严重的省份之一，目前全省互花米草面积已达 ４１６６ ｈｍ２，仅次于江苏、浙
江和上海［１８］。 闽江河口湿地是福建省面积最大、生态类型最齐全、冲淤演变最复杂的典型淤泥质海滨湿地，
其主要分布的原生湿地沼泽植物主要有芦苇（Ｐｈｒａｇｍｉｔｅｓ ａｕｓｔｒａｌｉｓ）、短叶茳芏（Ｃｙｐｅｒｕｓ ｍａｌａｃｃｅｎｓｉｓ）和海三棱
藨草（Ｓｃｉｒｐｕｓ ｍａｒｉｑｕｅｔｅｒ）等。 自 ２００２年互花米草开始入侵闽江河口鳝鱼滩湿地，２０１０年鳝鱼滩湿地互花米草
湿地面积已达 ３０６．９ ｈｍ２ ［１９］。 近年来互花米草开始入侵分布在鳝鱼滩湿地中西部的土著种短叶茳芏沼泽湿
地并形成一些大小不一的互花米草入侵斑块。 当前，关于互花米草入侵影响下闽江河口湿地的相关研究主要
集中于互花米草生物量及不同治理方式对土壤有机碳及养分影响［２０⁃２１］、土壤间隙水营养盐分布［２２］、植物养分
累积［２３］、残体分解释放动态［２４⁃２５］、温室气体通量及影响因素［２６⁃２９］以及入侵裸滩和芦苇湿地有机碳库［３０⁃３１］等
方面，而关于互花米草入侵土著种短叶茳芏过程中其对不同入侵阶段湿地土壤碳氮分布特征的影响研究还比
较薄弱。 鉴于此，本研究选择互花米草入侵湿地、入侵边缘湿地以及未入侵短叶茳芏湿地作为研究对象，采用
时空互代研究方法，探讨互花米草入侵序列下湿地土壤碳氮空间分布特征的差异。 研究结果不但可揭示互花
米草不同入侵阶段湿地碳氮养分的变化过程，而且还可为下一步本区互花米草的入侵治理提供重要基础
数据。
１ 研究区域与研究方法
１．１ 研究区概况及样品采集
研究区位于闽江河口区域面积最大的鳝鱼滩湿地（１１９°３４′１２″—１１９°４１′４０″Ｅ、２６°００′３６″—２６°０３′４２″Ｎ）。
该区域气候暖热潮湿，年均温度 １９．３ ℃，年降水量 １３８０ ｍｍ左右。 鳝鱼滩湿地位于琅岐岛与长乐市梅花水道
９２６３ １２期 李家兵 等：闽江河口春季互花米草入侵过程对短叶茳芏沼泽土壤碳氮分布特征的影响
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之间，是闽江水流从上游搬运来的泥沙在梅花水道中淤积形成的河口浅滩，正常潮汐情况下显现于水面。 湿
地土壤为滨海盐土和砂土，主要植物群落为短叶茳芏群落、芦苇群落、海三棱藨草群落以及互花米草群落，其
中西部高潮滩潮汐微咸水盐度约为 ３．７９±１．３５。
近 ２年来，在研究区鳝鱼滩中西部大面积短叶茳芏群落中零星分布有遭受互花米草入侵的斑块。 为此，
２０１４年 ４月中旬，选择其中最大的一个地势平坦、远离潮沟的互花米草入侵斑块（面积约 ９００ ｍ２）为研究样
地，沿着等高线方向布设短叶茳芏群落、互花米草入侵斑块边缘以及斑块中央 ３ 个研究样点。 ３ 个样点在高
潮时均被潮水淹没，退潮时均裸露，因此潮涨潮落对 ３ 个样点土壤各元素分布的影响比较一致。 基于时空互
代法以及前述短叶茳芏群落（简称入侵前：Ａ），互花米草入侵斑块边缘（简称入侵进程：Ｂ）以及互花米草入侵
斑块中央（简称入侵后：Ｃ）３个样点（图 １）探讨互花米草入侵序列下湿地土壤碳氮空间分布特征的差异。 ３
个样点的土壤田间持水量分别为（４４．１１±３．６５）％，（４３．８８±８．３７）％和（４４．９８±３．７５）％，地上生物量分别为
３．９９×１０２、１３．４５×１０２ ｇ ／ ｍ２和 ２４．４２×１０２ ｇ ／ ｍ２，植株密度分别为（１３０±１１）、（１２１±１０）株 ／ ｍ２和（１１６±８） 株 ／ ｍ２，
平均高度分别为 ４５、１００ ｃｍ和 １５０ ｃｍ。
图 １ 闽江河口鳝鱼滩湿地采样点示意图
Ｆｉｇ．１ Ｌｏｃａｔｉｏｎ ｏｆ ｔｈｅ ｓａｍｐｌｉｎｇ ｓｉｔｓ ｉｎ ｔｈｅ Ｓｈａｎｙｕｔａｎ ｗｅｔｌａｎｄ ｏｆ ｔｈｅ Ｍｉｎ Ｒｉｖｅｒ ｅｓｔｕａｒｙ
采样时间选择在小潮日，在 Ａ、Ｂ、Ｃ采样点分别用内径为 ６ ｃｍ，长 ６０ ｃｍ 的硬质 ＰＶＣ管沿 Ｓ形分别选择 ４
个点位取样，每个点位采集 ４个重复柱样（采样深度为 ３０ ｃｍ），３个样地共采集 ４８个。 柱状样采集后，对每根
柱状样按照 ３ ｃｍ一层进行现场分割。 分割后的土壤样品立即用自封带封口避光保存。 新鲜土样带回实验室
挑出可见的动植物残体，石头和其余杂物，自然风干后等分成 ２ 份：一份研磨过 ２ ｍｍ 和 ０．１４９ｍｍ 土壤筛，装
袋备测；另一份土样过 ２ ｍｍ土壤筛，装袋置于 ４℃冰箱中保存备测。
１．２ 样品分析
称取 １０ ｍｇ过 ０．１４９ ｍｍ筛的土壤样品，用碳氮元素分析仪（Ｖａｒｉｏ ＭＡＸ，德国）测定 ＴＣ、ＴＮ含量。 称取 ５
ｇ过 ０．１４９ ｍｍ筛的土壤样品，采用 ２５ ｍｌ的 ２ ｍｏｌ ／ Ｌ溶液浸提后用连续流动分析仪（ＳＫＡＬＡＲ ＳＡＮ＋＋，荷兰）测
定 ＮＯ－３ ⁃Ｎ和 ＮＨ
＋
４ ⁃Ｎ含量。 称取 ５ ｇ过 ２ ｍｍ筛的土壤样品，加入 ２５ ｍＬ蒸馏水，振荡 ３０ ｍｉｎ后离心静置澄清
后用 ｐＨ计（ＩＱ１５０，美国）直接测定 ｐＨ。 电导率在采样现场使用便携式电导仪（２２６５ＦＳ，美国）直接测定。
１．３ 指标计算
土壤剖面第 ｉ层平均碳、氮元素密度（Ｃ ｉ）和单位面积一定深度内（ ｊ 到 ｎ 层）碳、氮元素储量（Ｔｃ）采用下
式计算：
０３６３ 生 态 学 报 ３６卷
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Ｃ ｉ ＝ Ｄｉ × Ｍｃ ， Ｔｃ ＝∑
ｎ
ｉ ＝ ｊ
Ｃ ｉ × ｄｉ
式中，Ｃ ｉ为碳、氮元素密度（ｋｇ ／ ｍ３）；Ｔｃ为碳、氮元素储量（１０ ｇ ／ ｍ２）；Ｄｉ为第 ｉ 层土壤容重（ｇ ／ ｃｍ３）；Ｍｃ为相应
的土壤碳、氮元素含量（ｇ ／ ｋｇ）；ｄｉ为第 ｉ层厚度（ｃｍ）；ｎ为土壤剖面分割的层数。
１．４ 数据处理
利用 Ｏｒｉｇｉｎ ８．１ 软件对数据进行作图和描述性统计分析，运用 ＳＰＳＳ １７．１ 软件对不同样地土壤的 ＴＣ 和
ＴＮ含量垂直分布进行方差分析，并对 ｐＨ、粒径、容重、电导以及 ＴＣ、ＴＮ、ＮＨ＋４ ⁃Ｎ、ＮＯ
－
３ ⁃Ｎ含量进行 Ｐｅａｒｓｏｎ 相关
分析。
２ 结果与分析
２．１ 入侵前后土壤理化性质的变化
从图 ２可知，在互花米草入侵短叶茳芏以后，在 ｐＨ、电导率、容重和粒径分布上均有明显的变化规律，即
入侵前后 ｐＨ从表层到底层均表现为 Ａ＞Ｂ＞Ｃ，整体上 ３ 个采样点从表层到底层 ｐＨ 分别呈现减小趋势，说明
互花米草入侵后提高了同层土壤的酸性；电导率在入侵前后表现为 Ｂ＞Ｃ＞Ａ，整体上 ３个采样点从表层到底层
ＥＣ分别呈现增加趋势，说明互花米草入侵后提高了同层土壤的电导率；对于容重来说，入侵前后表现为 Ａ＞Ｂ
＞Ｃ，３个采样点从表层到底层变化幅度较小，说明互花米草入侵后改变了土壤的物理性质，这在入侵前后土壤
粒径方面表现的也较为明显，其 Ａ 和 Ｃ 点土壤粘粒、粉粒和砂粒含量分别为（１１． ２４ ± １． ７３）％、（６２． ００ ±
１．６６）％、（２６．７７±３．３９）％和（７．７９±０．４１）％、（５６．２１±１．１５）％、（３５．８２±１．５７）％，与入侵前相比，入侵后湿地表层
土壤的粘粒、粉粒含量显著降低了 ３０．６９％和 ９．３４％，而砂粒含量显著增加了 ３３．８１％。
图 ２ 入侵前后土壤理化性质对比
Ｆｉｇ．２ Ｃｏｍｐａｒｉｓｏｎ ｏｆ ｐｈｙｓｉｃａｌ ａｎｄ ｃｈｅｍｉｃａｌ ｐｒｏｐｅｒｔｉｅｓ ｏｆ ｄｉｆｆｅｒｅｎｔ ｓｏｉｌｓ ｉｎ ｔｈｅ ｐｒｏｃｅｓｓ ｏｆ Ｓｐａｒｔｉｎａ ａｌｔｅｒｎｉｆｌｏｒａ ｉｎｖａｓｉｏｎ
１３６３ １２期 李家兵 等：闽江河口春季互花米草入侵过程对短叶茳芏沼泽土壤碳氮分布特征的影响
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２．２ 入侵前后土壤碳氮含量垂直分布的比较
尽管互花米草不同入侵序列土壤 ＮＯ－３ ⁃Ｎ 含量的垂直变化特征较为相似，但变化幅度差异较大，其值在
Ａ、Ｂ和 Ｃ分别为（０．９７±０．８８）、（０．３２±０．２８）ｍｇ ／ ｋｇ和（０．６１±０．５２） ｍｇ ／ ｋｇ。 整体而言，不同土层的 ＮＯ－３ ⁃Ｎ含量
整体均表现为 Ａ＞Ｃ＞Ｂ（Ｐ＞０．０５），说明互花米草入侵可显著降低土壤的 ＮＯ－３ ⁃Ｎ含量（图 ３）。 不同入侵阶段土
壤 ＮＨ＋４ ⁃Ｎ含量的垂直变化特征并不一致，且变化幅度差异不大，其值在入侵前、入侵边缘和入侵后分别为
（１５．７５±３．９０）、（１９．８０±４．３２）ｍｇ ／ ｋｇ和（１８．７２±３．４５） ｍｇ ／ ｋｇ。 尽管不同土层的 ＮＨ＋４ ⁃Ｎ含量在入侵前后未达到
显著水平（Ｐ＞０．０５），但互花米草入侵在一定程度上增加了土壤的 ＮＨ＋４ ⁃Ｎ含量（图 ３）。 不同入侵阶段土壤 ＴＣ
和 ＴＮ的垂直变化特征均比较一致，其值在入侵前、入侵边缘和入侵后分别为（１５．０２±１．４５）、（１７．１８±２．２５）、
（１８．６８±４．０６） ｇ ／ ｋｇ和（１．６０±０．１３）、（１．７１±０．１８）、（１．８８±０．３４） ｇ ／ ｋｇ（图 ４）。 比较而言，０—６ ｃｍ和 １５—３０ ｃｍ
土层的 ＴＣ和 ＴＮ含量均表现为 Ｃ＞Ｂ＞Ａ（Ｐ＜０．０１），而在 ６—１５ ｃｍ 土层，三者均呈显著降低趋势，且碳氮含量
较为接近（Ｐ＞０．０５），但整体上互花米草入侵还是增加了土壤的碳氮含量。 此外，互花米草入侵前、入侵边缘
以及入侵后的 Ｃ ／ Ｎ 比整体也表现为 Ｃ＞Ｂ＞Ａ（Ｐ＜０．０５），其均值分别为（９．５０±０．０８）、（９．９４±０．１１）和（１０．２４±
０．２１），说明互花米草入侵整体提高了入侵湿地土壤的 Ｃ ／ Ｎ比。
图 ３ 互花米草入侵过程中土壤硝态氮和铵态氮含量变化
Ｆｉｇ．３ Ｖａｒｉａｔｉｏｎｓ ｏｆ ｎｉｔｒａｔｅ ｎｉｔｒｏｇｅｎ ａｎｄ ａｍｍｏｎｉｕｍ ｎｉｔｒｏｇｅｎ ｃｏｎｔｅｎｔｓ ｉｎ ｄｉｆｆｅｒｅｎｔ ｍａｒｓｈ ｓｏｉｌｓ ｉｎ ｔｈｅ ｐｒｏｃｅｓｓ ｏｆ Ｓｐａｒｔｉｎａ ａｌｔｅｒｎｉｆｌｏｒａ ｉｎｖａｓｉｏｎ
图 ４ 互花米草入侵过程中土壤全碳和全氮含量变化
Ｆｉｇ．４ Ｖａｒｉａｔｉｏｎｓ ｏｆ ｔｏｔａｌ ｃａｒｂｏｎ ａｎｄ ｔｏｔａｌ ｎｉｔｒｏｇｅｎ ｃｏｎｔｅｎｔｓ ｉｎ ｄｉｆｆｅｒｅｎｔ ｍａｒｓｈ ｓｏｉｌｓ ｉｎ ｔｈｅ ｐｒｏｃｅｓｓ ｏｆ Ｓｐａｒｔｉｎａ ａｌｔｅｒｎｉｆｌｏｒａ ｉｎｖａｓｉｏｎ
２．３ 入侵前后土壤碳氮储量垂直分布的比较
研究发现，０—６ ｃｍ和 １５—３０ ｃｍ土层的碳氮储量整体均表现为 Ｃ＞Ｂ＞Ａ（Ｐ＜０．０１），而在 ６—１５ ｃｍ土层，
２３６３ 生 态 学 报 ３６卷
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三者的碳氮储量差异不大（Ｐ＞０．０５）（图 ５），说明互花米草入侵显著改变了原生湿地环境，从而使得不同土层
的碳氮储量整体呈极显著变化（Ｐ＜０．０１）。 比较而言，互花米草不同入侵阶段土壤的碳储量呈明显增加趋势，
其值在入侵前、入侵边缘和入侵后分别为（６４６．８７±６２．５３）、（７３９．９１±９６．９１）ｇ ／ ｍ２和（８０４．５２±１７４．９８） ｇ ／ ｍ２。 与
入侵边缘和入侵前相比，互花米草入侵后的碳储量分别增加了 ８．７３％和 ２４．３７％。 与之相比，不同入侵阶段土
壤的氮储量呈缓慢增加趋势，其值在入侵前、入侵边缘和入侵后分别为（６８．７２±５．４０）、（７３．４９±７．８１） ｇ ／ ｍ２和
（８１．００±１４．６０） ｇ ／ ｍ２。 与入侵边缘和入侵前相比，互花米草入侵后的氮储量分别增加了 １０．２２％和 １７．８７％
（图 ５）。
图 ５ 互花米草入侵过程中土壤碳氮储量变化
Ｆｉｇ．５ Ｖａｒｉａｔｉｏｎｓ ｏｆ ｃａｒｂｏｎ ａｎｄ ｎｉｔｒｏｇｅｎ ｓｔｏｃｋｓ ｉｎ ｄｉｆｆｅｒｅｎｔ ｍａｒｓｈ ｓｏｉｌｓ ｉｎ ｔｈｅ ｐｒｏｃｅｓｓ ｏｆ Ｓｐａｒｔｉｎａ ａｌｔｅｒｎｉｆｌｏｒａ ｉｎｖａｓｉｏｎ
图 ６ 互花米草入侵过程中土壤（０—３０ｃｍ）碳氮总储量变化
Ｆｉｇ．６ Ｖａｒｉａｔｉｏｎｓ ｏｆ ｃａｒｂｏｎ ａｎｄ ｎｉｔｒｏｇｅｎ ｓｔｏｃｋｓ ｉｎ ｍａｒｓｈ ｓｏｉｌｓ
（０—３０ ｃｍ） ｉｎ ｔｈｅ ｐｒｏｃｅｓｓ ｏｆ Ｓｐａｒｔｉｎａ ａｌｔｅｒｎｉｆｌｏｒａ ｉｎｖａｓｉｏｎ
对于 ０—３０ ｃｍ土层而言，互花米草入侵后的碳总
储量为 ８４８６．１２±２１．２４ ｇ ／ ｍ２，相比较入侵边缘的碳储量
（７４２０．３１±１１．９４） ｇ ／ ｍ２增加了 １４．３６％，比入侵前的碳
储量（６５４２．６２±８．３７） ｇ ／ ｍ２增加了 ２９．７１％；与之相比，
互花米草入侵后的氮储量为（８２５．６７±１．６０） ｔ ／ ｋｍ２，比
入侵边缘的碳储量（７４５．３２±１．００） ｇ ／ ｍ２增加了１０．７８％，
比入侵前的碳储量（６８７．９５±０．７８） ｇ ／ ｍ２增加了 ２０．０２％
（图 ６）。 方差分析表明，互花米草入侵显著增加了短叶
茳芏土壤碳氮储量，二者均表现为 Ｃ＞Ｂ＞Ａ（Ｐ ＜０．０１）。
３ 讨论
与国内其他湿地的相关研究相似，闽江口互花米草
入侵后湿地的碳氮含量均明显高于入侵湿地。 不同的
是，闽江口互花米草入侵后湿地以及入侵湿地的碳氮含
量整体要高于江苏盐城、长江口以及杭州湾湿地的相关结果（表 １）。 就闽江口而言，互花米草入侵后湿地的
碳含量还与入侵湿地类型有关。 本研究中，互花米草入侵短叶茳芏湿地的碳含量要接近于入侵芦苇湿地的碳
含量，但明显高于入侵裸滩的相应数值（表 １）。 上述对比结果表明，闽江口互花米草入侵对于原生芦苇和短
叶茳芏湿地碳氮含量的影响可能更为显著。
３３６３ １２期 李家兵 等：闽江河口春季互花米草入侵过程对短叶茳芏沼泽土壤碳氮分布特征的影响
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表 １ 互花米草入侵对不同湿地土壤碳氮含量的影响
Ｔａｂｌｅ １ Ｅｆｆｅｃｔｓ ｏｆ Ｓ． ａｌｔｅｒｎｉｆｌｏｒａ ｉｎｖａｓｉｏｎ ｏｎ ｓｏｉｌ ｃａｒｂｏｎ ａｎｄ ｎｉｔｒｏｇｅｎ ｃｏｎｔｅｎｔｓ ｉｎ ｍａｒｓｈｅｓ ｐｒｅｖｉｏｕｓｌｙ ｄｏｍｉｎａｔｅｄ ｂｙ ｄｉｆｆｅｒｅｎｔ ｐｌａｎｔ ｓｐｅｃｉｅｓ
研究区域
Ｓｔｕｄｙ ａｒｅａｓ
碳含量 ／ （ｇ ／ ｋｇ）
Ｃａｒｂｏｎ ｃｏｎｔｅｎｔ
氮含量 ／ （ｇ ／ ｋｇ）
Ｔｏｔａｌ ｎｉｔｒｏｇｅｎ ｃｏｎｔｅｎｔ
碳形态
Ｃａｒｂｏｎ ｆｏｒｍｓ
互花米草
Ｓ． ａｌｔｅｒｎｉｆｌｏｒａ
被入侵群落
Ｉｎｖａｓｉｏｎ ｏｆ
ｃｏｍｍｕｎｉｔｙ
互花米草
Ｓ． ａｌｔｅｒｎｉｆｌｏｒａ
被入侵群落
Ｉｎｖａｓｉｏｎ ｏｆ
ｃｏｍｍｕｎｉｔｙ
被入侵群落
Ｉｎｖａｓｉｏｎ ｏｆ
ｃｏｍｍｕｎｉｔｙ
参考文献
Ｒｅｆｅｒｅｎｃｅｓ
江苏盐城 ＴＯＣ ６．０８ ４．７３ ０．４８ ０．４１ 盐蒿 ［３２］
ＳＯＣ ０．５３—２．０３（１．００）（１ａ） ［３３］
０．３６—８．９３（１．７０）（５ａ）
０．３６—８．９３（１．７０）（１２ａ）
０．８２—１１．３３（２．４９）（２３ａ）
长江口 ＴＯＣ ５．５７ ２．４０ 碱蓬 ［３４］
杭州湾 ＳＯＣ ６．４６—６．７８ ４．３３—４．４８ ０．６９—０．７７ ０．３９—０．５ 海三棱藤草 ［３５］
闽江口 ＳＯＣ ４．３５ ４．０３ 裸滩 ［３１］
１７．１６ １５．５４ 芦苇 ［３６］
ＴＣ １８．６８±４．０６ １５．０２±１．４５ １．８８±０．３４ １．６０±０．１３ 短叶茳芏 本研究
研究表明，互花米草在入侵边缘以及入侵后均明显增加了短叶茳芏湿地土壤的碳氮含量和储量，而这可
能与其在改变湿地植被分布格局的同时，亦提高了碳氮在植物⁃土壤系统中的累积能力有关。 互花米草成功
入侵后可迅速形成高密度与高生产力的单物种群落［３７⁃３８］。 首先，与土著种短叶茳芏相比，互花米草入侵边缘
和入侵后的地上生物量分别增加了 ２３７．０９％和 ５１２．０３％，生物量的大幅增加可明显增加碳的累积量。 Ｌｉａｏ
等［３］的研究表明，与土著植物相比，互花米草生长期较长，且具有叶面积指数、净光合速率和根系生物量高等
特征，由此使得其固碳能力很高。 本研究亦得到类似结果，互花米草入侵后植被的固碳能力（０．８５ ｋｇ Ｃ ／ ｍ２）
约为入侵边缘植被固碳能力（０．４７ ｋｇ Ｃ ／ ｍ２）的 １．８１ 倍。 高建华等［３２］的研究表明，互花米草作为研究区潮滩
湿地的先锋植物，其生长和发育过程对潮滩淤积发挥着重要控制作用，滩面的沉积速率较高，有利于营养物质
的埋藏和保存，增加了整个潮滩湿地每年 ＴＣ、ＴＮ和 ＴＰ 的累积量［３９］；互花米草对整个潮滩湿地不同植被分布
格局改变的同时也增加了 ＴＣ和 ＴＮ在整个生态系统中的累积量，而这种生物量、碳氮累积量的增加必然会增
加入侵湿地土壤的碳氮含量和储量。 其次，互花米草入侵边缘和入侵后凋落物数量、质量及分解速率亦可明
显影响入侵湿地土壤的碳氮含量及储量［４０］。 由于互花米草生物量大且生长期较长，所以其凋落物产生量较
短叶茳芏高很多［４１］。 另外，尽管互花米草入侵导致了植物根际微生物多样性和均匀度降低，使得其凋落物的
分解速率略低于短叶茳芏［４２］，但其较高的凋落物累积量使得碳氮归还土壤的量依然较高。 更为主要的是，互
花米草根系更为发达，其根系周转速率更快［３７］，大量死根分解可将碳氮大量释放到不同土层中，进而显著增
加入侵过程和入侵后湿地土壤的碳氮含量及储量［４３⁃４４］。 本研究还表明，互花米草入侵后，６—１５ ｃｍ 土层的
ＴＣ、ＴＮ含量呈现明显降低，原因可能主要与其入侵后中层土壤的砂粒含量明显增加有关。 高建华等［３２］关于
互花米草入侵对苏北潮滩湿地碳、氮和磷分布影响的研究表明，互花米草入侵可导致沉积物中细颗粒比例的
增加，进而可为营养物质的储存提供了有利条件。 本研究中，互花米草入侵短叶茳芏湿地后，沉积物的容重明
显降低而砂粒含量明显增加（图 ２），进而不利于养分的存留，导致碳氮含量明显降低。
研究发现，互花米草入侵后湿地土壤的硝态氮整体随土壤深度的增加而增加，铵态氮含量则呈降低趋势
（图 ２），这主要与入侵后互花米草发达的植物根系促进了表层土壤中硝态氮的深层淋失有关，铵态氮则由于
带正电荷，易于被土壤胶体吸附，由此使得其在表层土壤中含量较高，而深层土壤含量较低。 另外，互花米草
入侵后的硝态氮含量整体呈现降低趋势，而铵态氮呈一定增加趋势。 这可能主要与入侵后互花米草根系可促
进有机氮矿化及硝化作用有关。 已有研究表明，湿地土壤氮的矿化作用与粘粒含量呈负相关，而各类型土壤
氮矿化作用的大小一般表现为砂土＞壤土＞粘土［４５］。 本研究区的土壤类型为砂壤土，有利于矿化作用的进
行。 另有研究表明，植物可通过根系分泌的 Ｈ＋和某些具有解胶性的有机酸促进土壤有机氮的矿化，而根际某
４３６３ 生 态 学 报 ３６卷
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些生物活性较强微生物的富集也是促进氮矿化的一个重要原因。 互花米草入侵后，根系周转能力增强，根际
分泌物增多，加上发达根系通气组织可将氧气带至深层土壤，使得土壤矿化能力增强，铵态氮含量呈增加趋
势。 孙炳寅等［４６］对互花米草入侵土壤微生物分布的研究还表明，互花米草的入侵可导致根际细菌、放线菌和
真菌数量的增多，且在各生理类群中，氨化细菌和固氮细菌占优势，硝化细菌次之，说明互花米草根系的存在
不但有助于土壤的矿化作用，而且硝化作用可能也随之增强。 尽管硝化作用产生的硝态氮含量较高，但因硝
态氮含量在水分条件较好的研究样地极易淋失，由此导致其含量整体呈降低趋势。 另外，伴随着湿地土壤硝
化能力的增强，硝化作用导致的氮气态损失可能也随之增加［４７⁃４９］。 Ｇｒｏｆｆｍａｎ 等［５０］的研究还发现，具有较高硝
化潜势的生态系统可能具有较高的氮损失量。 可能正是由于这种硝化脱氮机制的存在，使得本研究中互花米
草在入侵进程和入侵后湿地土壤的硝态氮含量呈降低趋势。
相关性分析表明，湿地土壤的 ＴＣ与 ＴＮ含量在互花米草入侵前后均呈极显著性正相关（Ｐ＜０．０１），说明二
者在养分供给与循环方面的密切联系。 另外，互花米草入侵前土壤的 ＮＨ＋４ ⁃Ｎ 含量与 ｐＨ 呈显著正相关（Ｐ ＜
０．０５），但入侵后与土壤粘粒和粉粒含量呈显著负相关（Ｐ ＜０．０５），与砂粒含量呈显著正相关（Ｐ＜０．０５），而与
容重、电导无显著性相关关系（表 ２）。 已有研究表明，植物通过根系分泌的某些具有解胶性的有机酸和 Ｈ＋可
促进土壤有机氮的矿化，同时根际某些生物活性较强微生物的富集亦可促进氮矿化［５１⁃５２］。 但在本研究中，
ＮＨ＋４ ⁃Ｎ含量与 ｐＨ在互花米草入侵后并未呈显著正相关关系（表 ２），原因可能主要与其入侵后土壤颗粒组成
发生显著变化，进而促进土壤的矿化作用有关。 与入侵前相比，入侵后湿地表层土壤的粘粒、粉粒含量显著降
低（分别降低了 ３０．６９％和 ９．３４％），而砂粒含量显著增加（增加了 ３３．８１％），而这在一定程度上增加了土壤的
孔隙度，改善了土壤的通气状况，进而使得铵态氮含量有所增加。 这一结果正好与前述得出的互花米草入侵
后尽管土壤 ｐＨ明显降低但砂粒含量和 ＮＨ＋４ ⁃Ｎ含量整体增加的研究结果正好吻合（图 ２，图 ３）。 对于 ＮＯ
－
３ ⁃Ｎ
而言，其含量在入侵后与粘粒含量呈显著正相关（Ｐ ＜０．０５），而与砂粒含量呈显著负相关（Ｐ＜０．０５）（表 ２），而
这可能亦主要与互花米草自身的强促淤作用导致土壤颗粒组成发生一定改变有关。 入侵后，湿地表层土壤的
砂粒含量显著增加，这在一定程度上增加了土壤的孔隙度，改善了土壤的通气状况，而土壤孔隙度的增加尽管
有助于土壤硝化作用的进行，但硝态氮的垂直淋失亦同时增加，这一结果也与前述得出的互花米草入侵可导
致硝态氮含量降低的结论相吻合。
表 ２ ＮＨ＋４ ⁃Ｎ、ＮＯ－３ ⁃Ｎ、ＴＮ 和 ＴＣ含量与土壤理化性质间的相关关系
Ｔａｂｌｅ ２ Ｃｏｒｒｅｌａｔｉｏｎｓ ｂｅｔｗｅｅｎ ＮＨ＋４ ⁃Ｎ （ＮＯ－３ ⁃Ｎ ｏｒ ＴＮ ｏｒ ＴＣ） ｃｏｎｔｅｎｔｓ ａｎｄ ｓｏｉｌ ｐｈｙｓｉｃａｌ ａｎｄ ｃｈｅｍｉｃａｌ ｐｒｏｐｅｒｔｉｅｓ
指标
Ｉｎｄｅｘ ｐＨ
粘粒
Ｃｌａｙ
粉粒
Ｓｉｌｔ
砂粒
Ｓａｎｄ
容重
Ｂｕｌｋ
ｄｅｎｓｉｔｙ
电导
Ｅｌｅｃｔｒｉｃａｌ
ｃｏｎｄｕｃｔｉｖｉｔｙ
氨态氮
ＮＨ＋４⁃Ｎ
硝态氮
ＮＯ－３⁃Ｎ
总氮
ＴＮ
总碳
ＴＣ
碳氮比
Ｃ ／ Ｎ ｒａｔｉｏ
ｐＨ １ Ｂ－０．１４９ Ｂ－０．１８６ Ｂ０．１７６ Ｂ０．１３２ Ｂ－０．１７７ Ｂ－０．１３１ Ｂ－０．１７５ Ｂ－０．４１２∗ Ｂ－０．３４７ Ｂ－０．１６４
粘粒 Ｃｌａｙ Ａ ０．０８４ １ Ｂ０．８８５∗∗Ｂ－０．９６３∗∗ Ｂ０．１５８ Ｂ０．０５３ Ｂ－０．５１２∗ Ｂ０．４５３∗ Ｂ－０．１９５ Ｂ－０．１５１ Ｂ－０．０７１
粉粒 Ｓｉｌｔ Ａ －０．１７０ Ａ０．８１４∗∗ １ Ｂ－０．９７８∗∗ Ｂ０．０３１ Ｂ０．１１３ Ｂ－０．４４０∗ Ｂ０．３９６ Ｂ０．００３ Ｂ０．０２５ Ｂ０．０３６
砂粒 Ｓａｎｄ Ａ０．６６３∗∗ Ａ０．３７９ Ａ０．３５８ １ Ｂ－０．０８６ Ｂ－０．０９４ Ｂ０．４８５∗ Ｂ－０．４３５∗ Ｂ０．０８４ Ｂ０．０５ Ｂ０．００８
容重 Ｂｕｌｋ ｄｅｎｓｉｔｙ Ａ０．０１３ Ａ－０．１７６ Ａ－０．１０７ Ａ０．１０１ １ Ｂ－０．６０８∗∗ Ｂ－０．０９４ Ｂ－０．３８ Ｂ－０．１９９ Ｂ－０．２１７ Ｂ－０．２１
电导 Ｅｌｅｃｔｒｉｃａｌ ｃｏｎｄｕｃｔｉｖｉｔｙ Ａ－０．５９１∗∗ Ａ０．０１２ Ａ０．２６３ Ａ－０．３４７ Ａ－０．３１４ １ Ｂ－０．０５５ Ｂ０．３４ Ｂ０．１９ Ｂ０．２２２ Ｂ０．２０８
氨态氮 ＮＨ＋４⁃Ｎ Ａ０．４６０∗ Ａ０．１３０ Ａ０．０００ Ａ０．３８２ Ａ－０．０６８ Ａ－０．３２０ １ Ｂ－０．１３７ Ｂ０．３６５ Ｂ０．１６６ Ｂ－０．１４４
硝态氮 ＮＯ－３⁃Ｎ Ａ０．０６４ Ａ０．１０７ Ａ０．１１６ Ａ０．３６７ Ａ－０．０８０ Ａ－０．３４８ Ａ０．１４７ １ Ｂ０．０７２ Ｂ０．１１４ Ｂ０．１４
总氮 ＴＮ Ａ０．０００ Ａ０．１４７ Ａ－０．０１４ Ａ－０．０２３ Ａ－０．２２７ Ａ０．１７３ Ａ－０．１４０ Ａ０．０７９ １ Ｂ０．９２１∗∗ Ｂ０．５５５∗∗
总碳 ＴＣ Ａ０．１７３ Ａ０．２６３ Ａ－０．１０９ Ａ０．０５０ Ａ－０．１０１ Ａ－０．０２８ Ａ－０．１１１ Ａ０．０４１ Ａ０．８６２∗∗ １ Ｂ０．８３３∗∗
碳氮比 Ｃ ／ Ｎ ｒａｔｉｏ Ａ０．３７６ Ａ０．２６１ Ａ－０．１９７ Ａ０．１６７ Ａ０．２０６ Ａ－０．３８５ Ａ０．０１５ Ａ－０．０６１ Ａ－０．０３３ Ａ０．４７７∗ １
∗Ｐ＜０．０５；∗∗Ｐ＜０．０１；左上角 Ａ、Ｂ分别表示入侵前和入侵后
互花米草具有高基因渗入能力、高遗传分化能力、高适应性及高抗性，其蔓延的速度相当惊人。 互花米草
植株高大密集，株高一般为 １—３ ｍ，直径在 １ ｃｍ以上。 根系发达，常密布于地下 ３０ ｃｍ深的土层内，有时可深
５３６３ １２期 李家兵 等：闽江河口春季互花米草入侵过程对短叶茳芏沼泽土壤碳氮分布特征的影响
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达 ５０—１００ ｃｍ［５３］。 一方面，互花米草生长年份越久，其向土壤输入的有机质含量就越高；另一方面，互花米草
入侵在改变研究区潮滩淤积状况的同时，亦改变了土壤有机质的来源。 杨桂山等［５４］对苏北潮滩湿地的研究
表明，互花米草的多年平均沉积速率达到 ３ ｃｍ ／ ａ，且这种淤积改变了土壤有机质的来源。 土壤 Ｃ ／ Ｎ比经常被
用于辨别有机质的陆源性和海源性，陆源植物由于富含纤维素，其 Ｃ ／ Ｎ比往往高于 １２，而海水中水草富含蛋
白质，其 Ｃ ／ Ｎ比通常介于 ６—９［５５］。 本研究中，互花米草入侵前、入侵边缘和入侵后湿地土壤的 Ｃ ／ Ｎ比分别为
（１０．２４±０．６２）、（９．９４±０．３０）和（９．５１±０．２９），均小于 １２，说明研究样地的有机质主要来自海源输人。 但从互花
米草入侵过程来看，Ｃ ／ Ｎ沿入侵方向呈降低趋势，这一递减趋势在一定程度上反映出互花米草入侵正在改变
潮滩沉积物中陆源和海源有机质的比例。 综上可知，随着互花米草入侵时间的延长，互花米草来源有机质
（自源有机质）的比例将呈增加趋势，而海源有机质的比例则呈降低趋势。 这一研究结果正好与杭子清［３３］对
江苏盐城互花米草入侵湿地的研究结果相吻合，即随着入侵年限的延长，来源于互花米草的湿地土壤有机质
含量呈增加趋势（表 １）。 可见，互花米草在增强湿地淤积能力的同时亦改变了沉积物中有机质的来源比例，
使得入侵后湿地土壤养分的自源性增强（提供有机质和养分的能力增强）。 本研究从互花米草入侵导致的养
分自源性加强以及促淤导致的沉积物养分输入增加角度揭示了其入侵不断增强的关键机制。
互花米草在其不同生长阶段对土壤碳氮含量的确存在一定影响，这就使得开展不同季节互花米草入侵序
列对土壤碳氮含量动态变化的影响研究显得尤为必要。 但由于闽江口国家级自然保护区的互花米草在春季
后常常进行物理割除治理，由此使得开展互花米草不同生长阶段对土壤碳氮含量的影响研究存在一定难度。
今后应选择更具典型的替代样地进行分季节采样，并将研究结果与当前数据进行对比分析，以更好的揭示互
花米草入侵时间序列对湿地土壤碳氮含量的影响。
４ 结论
（１）互花米草入侵显著降低土壤的 ＮＯ－３ ⁃Ｎ含量，但整体增加了土壤的 ＮＨ
＋
４ ⁃Ｎ含量，这与其入侵后导致湿
地土壤颗粒组成发生显著变化，进而促进了土壤的矿化作用和硝化作用，并有助于硝态氮的垂直淋失有关。
（２）互花米草不同入侵过程土壤 ＴＣ、ＴＮ含量以及 Ｃ ／ Ｎ 比的垂直变化特征均比较一致，入侵整体增加了
土壤的碳氮含量和 Ｃ ／ Ｎ比和土壤的碳氮储量，这主要与其对闽江口湿地植物群落格局、养分生物循环以及强
促淤作用引起的土壤颗粒组成等显著改变有关。
（３）闽江口互花米草入侵对短叶茳芏湿地土壤碳氮含量的影响相对于江苏盐城、长江口以及杭州湾湿地
的影响可能更为显著，其互花米草入侵较大改变了土壤中陆源和海源有机质的来源比例，使得入侵后湿地土
壤养分的自源性增强。
致谢：野外采样得到福建师范大学地理科学学院汪旭明、杨平、章文龙等同学的帮助，特此致谢。
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８３６３ 生 态 学 报 ３６卷