全 文 ：第 35 卷第 17 期
2015年 9月
生 态 学 报
ACTA ECOLOGICA SINICA
Vol.35,No.17
Sep.,2015
http: / / www.ecologica.cn
基金项目:国家自然科学基金项目(41171424, 41371104); 山东省自然科学基金重点项目(ZR2010DZ001); 中国科学院“一三五冶规划生态突破
项目(Y254021031); 中国科学院重点部署项目(KZZD鄄EW鄄14)
收稿日期:2013鄄11鄄21; 摇 摇 网络出版日期:2014鄄11鄄03
*通讯作者 Corresponding author.E鄄mail: zgsun@ yic.ac.cn
DOI: 10.5846 / stxb201311212788
孙文广, 孙志高, 孙景宽, 孙万龙.黄河口芦苇湿地不同恢复阶段种群生态特征.生态学报,2015,35(17):5804鄄5812.
Sun W G, Sun Z G, Sun J K, Sun W L.Ecological traits of Phragmites australis community in different restoration phases of the Yellow River estuary,
China.Acta Ecologica Sinica,2015,35(17):5804鄄5812.
黄河口芦苇湿地不同恢复阶段种群生态特征
孙文广1,2,3, 孙志高1,*, 孙景宽3, 孙万龙1,2
1 中国科学院烟台海岸带研究所海岸带环境过程与生态修复重点实验室, 山东省海岸带环境过程重点实验室, 烟台摇 264003
2 中国科学院大学, 北京摇 100049
3 山东省黄河三角洲生态环境重点实验室, 滨州学院, 滨州摇 256603
摘要:采用时空替代法,选择黄河口未恢复区(R0)、恢复 5a区(R2007)和恢复 10a区(R2002)的芦苇湿地为研究对象,研究了建群
种芦苇的株高、密度、立枯物量、地上生物量的动态变化趋势。 结果表明,不同恢复阶段的芦苇株高整体均呈增加趋势,且 R2002
与其它两个恢复阶段差异显著(P<0.01);不同恢复阶段的芦苇密度亦具有明显季节动态,R0与其它两个恢复阶段差异显著。
不同恢复阶段芦苇地上及不同器官生物量整体均表现为 R2002 >R2007抑R0,其季节动态符合抛物线模型( y = b0 +b1 t+b2 t2, R2逸
0.90, P<0.01)。 不同恢复阶段芦苇地上器官对地上生物量的平均贡献率均无显著差异,但均以茎的贡献率最高,且表现为
R2002>R2007>R0。 不同恢复阶段芦苇的立枯物量随时间变化均符合指数增长模型(y=A0 ebT+B0, R2>0.95, P<0.01),整体表现为
R2002>R2007>R0,但其差异不显著。 研究发现,不同恢复阶段的湿地水文情势(积水深度和水质)是导致芦苇种群生态特征和地
上生物量差异的重要因素,故建议下一步湿地恢复工程蓄水应采取少量多次补水措施,并应避开水质较差时间。
关键词:生态恢复; 芦苇湿地; 生态特征; 水文情势; 黄河口
Ecological traits of Phragmites australis community in different restoration phases
of the Yellow River estuary, China
SUN Wenguang1,2,3, SUN Zhigao1,*, SUN Jingkuan3, SUN Wanlong1,2
1 Key Laboratory of Coastal Zone Environmental Processes and Ecological Remediation, Yantai Institute of Coastal Zone Research, Chinese Academy of
Sciences; Shandong Provincial Key Laboratory of Coastal Zone Environmental Processes, Yantai 264003, China
2 University of Chinese Academy of Sciences, Beijing 100049, China
3 Shandong Provincial Key Laboratory of Eco鄄Environmental Science for Yellow River Delta, Binzhou University, Binzhou 256603, China
Abstract: The Yellow River Delta wetland is the largest wetland ecosystem in the warm temperate zone of China and the
most active region of land鄄ocean interaction among the large river deltas in the world, which is of typical continental
monsoon climate with distinctive seasons. In recent years, low flow of the Yellow River has led to a decrease in water supply
to the wetlands. As a result, Phragmites australis wetland ecosystem in the Yellow River Delta has deteriorated significantly.
To prevent further degradation of the wetland and improve the wetland functions, an ecological restoration project was
implemented in the region governed by Dawenliu Management Station in the Yellow River Delta Nature Reserve in July 2002
by supplementing abundant freshwater to the degraded wetlands. So far, enormous changes have occurred in the wetland
ecosystem in the past 12 years following restoration project. A monitoring study was implemented along with the restoration
project. By using the method of time鄄space mutual substitution, ecological traits of P. australis, such as height, density,
litter production, and aboveground biomass were studied in non鄄restoration wetland (R0), restoration wetland for five years
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(R2007), and restoration wetland for ten years (R2002 ) of the Yellow River estuary. Results showed that the height of
P. australis in the growing season generally increased in different restoration phases; the increase in R2002differed from that
in R2007and R0(P<0.01). The density of P. australis had also obvious seasonal dynamics in different restoration phases.
Besides, the density of P. australis in R0differed significantly from those in R2002 and R2007 . The aboveground biomass and its
components in different restoration phases were in the order of R2002> R2007抑 R0, which could be described by the parabola
model (y = b0+ b1 t + b2 t
2, R2逸 0.90, P < 0.01). The proportion of aboveground parts of P. australis during the growing
season showed no significant differences among different restoration phases. The percentage of stem biomass in the
aboveground biomass was the highest, which in different restoration phases was in the order of R2002 > R2007 > R0 . The
variations of litter production could be explained by an exponential model (y = A0e
bT+ B0, R
2> 0.95, P < 0.01), but no
significant differences were found among different restoration phases. In general, the litter production in these restoration
phases was in the order of R2002> R2007> R0 . This study also found that wetland hydrological regime (water depth and water
quality) were the most important factors influencing the different ecological traits and the aboveground biomass of
P. australis in different restoration phases. Therefore, it was suggested that, in the next step, the wetland restoration project
should adopt the approach of less but more frequent replenishment. Furthermore, the restoration project should avoid the
period of poor water quality .The results of this paper provide basic information for evaluating the effects of the ecological
restoration project and improving the management of wetland restoration in the future. However, long鄄term monitoring is still
needed to determine the inter鄄annual variations of ecological traits of P. australis within the restoration wetlands, which is
essential to evaluate the effects of wetland restoration projects.
Key Words: ecological restoration; Phragmites australis marshes; hydrological regime; ecological traits; Yellow
River estuary
湿地是地球上具有多功能的独特生态系统,其对全球元素循环及平衡有着极为重要的影响。 近几十年
来,由于全球变化和人类活动的影响,滨海湿地生态系统的结构、功能出现了不同程度的退化,其恢复与重建
已成为是湿地科学研究领域的热点[1鄄6]。 目前,国外对退化滨海湿地恢复的研究主要集中在恢复工程设
计[2,7]、恢复案例分析[1]、恢复效果评估[8]、恢复成本核算[9]和恢复湿地服务价值评估[10]等方面,湿地的恢复
效果评估作为研究热点之一,近年来得到越来越多的关注,主要集中于植被、土壤、水质和生物多样性恢复以
及对温室气体削弱[6]等方面,而优势种群的生态特征研究是目前恢复效果评价的一个重要方面。 与之相比,
国内对退化滨海湿地的恢复工作在最近 10年才得到重视,如云南洱海湖滨湿地生态恢复[11]、黄河三角洲湿
地生态恢复[12鄄13]、广东南澳岛植被恢复[14]、南方红树林和珊瑚礁湿地生态恢复[15鄄16]等,且这些研究对恢复效
果的评价不够深入,而从优势种群的生态特征去探讨更是少之又少。 整体而言,当前国内关于退化滨海湿地
生态恢复的效果评估研究还比较薄弱,而对此进行探讨将有助于揭示退化滨海湿地恢复的关键过程。
黄河三角洲滨海湿地是河口与渤海相互作用形成的重要湿地类型。 当前,针对调水调沙进行的退化湿地
恢复工程已取得显著效果,而围绕恢复前后湿地生态过程的变化亦开展了一些初步工作。 唐娜等[12]研究了
黄河三角洲芦苇湿地恢复前后水质、土壤盐碱化和水禽数量等的变化特征。 Cui 等[13]评价了 2002—2008 年
黄河三角洲实施恢复工程以来湿地水质、土壤盐分、有机质和鸟类种类的变化特征。 姚庆祯等[17]则针对黄河
口的水沙变化开展了湿地恢复工程实施后黄河口水体、沉积物中生源元素的变化特征。 芦苇作为黄河口湿地
的主要植被类型[18],自然是恢复工程实施的主要对象,其在不同恢复阶段种群特征的表现将是我们评价恢复
效果的重要依据,到目前为止,国内关于黄河口生态恢复工程实施 10a 来芦苇湿地种群特征对不同水文情势
的响应研究还鲜有报道。 鉴于此,选择黄河口生态恢复工程实施前后不同恢复阶段的芦苇湿地为研究对象,
对此进行了系统研究。 研究结果可为下一步湿地恢复区的生态保育与管理提供重要科学依据[19]。
1摇 研究区域与研究方法
1.1摇 研究区域
摇 摇 研究区位于山东黄河三角洲国家级自然保护区内(37毅40忆 N — 38毅10忆 N, 118毅41忆 E — 119毅16忆 E)。 保
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护区属暖温带季风气候,具有明显的大陆性季风气候特点,雨热同期,四季分明,冷热干湿界限极为明显。 该
区年平均气温 12.1 益,无霜期 196 d,逸10 益的年有效积温约 4300 益,年均蒸发量 1962 mm,年均降水量
551.6 mm,70%的降水集中于 7—8月。 区域内地势平坦,生态格局时空变化迥异,湿地类型多样,植物物种有
三棱蔗草(Sparganiaceae)、朝天委陵菜(Potentilla supina)、假苇拂子茅(Calamagrostis pseudophragmites)、白茅
( Imperata cylindrica)、芦苇(Phragmites australis)、碱蓬(Suaeda salsa)、柽柳(Tamatix chinensis)。
20世纪 80年代以来,黄河流域水量年际变化较大。 据利津水文站 1980—2007 年实测资料,利津站最大
年径流量为 49.1伊109m3(1983年),此后年径流量一直下降到 20.0伊109m3左右。 除 1998 年外,利津站 1997—
2002年的年径流量一直低于 10.0伊109m3。 由此导致河水漫滩几率减少,侧渗补给到黄河口两岸湿地的水量
也明显减少,保护区内部分湿地严重退化。 由于水文过程是决定湿地形成与维持的最重要因素,所以根据国
务院授权,在“维持黄河健康生命冶治河新理念的支持下,黄河水利委员会自 1999 年开始对黄河水量实行统
一调度,以引黄补水为主要手段对退化湿地进行恢复。 始于 2002年的 17次调水调沙工程使黄河入海口地区
的退化湿地得到有效恢复。 2003年,国家林业局全面实施保护区湿地生态恢复工程,初期完成恢复面积0.333
万 hm2,之后 4期工程分别完成 0.667万 hm2、1万 hm2、1.333万 hm2 和 2.333万 hm2。
1.2摇 研究方法
图 1摇 黄河三角洲自然保护区位置及恢复区样点布设
摇 Fig. 1 摇 Location of the Yellow River natural reserve and the
experimental sites of wetland restoration
1.2.1摇 样品采集与处理
试验区位于山东省黄河三角洲大汶流管理站和黄
河口管理站所辖区域内(图 1)。 采用定位研究方法,按
照“典型性、代表性、一致性冶的原则,设置未恢复区(取
样前一直处于退化状态,R0)、恢复 10a 区(2002 年开始
生态恢复,采样时已恢复 10a,R2002)和恢复 5a 区(2007
年开始生态恢复,采样时已恢复 5a,R2007)3 个典型芦苇
湿地样地,每个样地 30 m伊30 m。 3 样地恢复前,均处
于退化状态,由于缺水植被类型为低草甸芦苇。 恢复
后,由于补水方式发生巨大变化,R2007采取 7 月下旬一
次补水方式,而 R2002由于临近黄河引水河道,采取全年
连续补水方式,植被类型均为淡水沼泽芦苇。 在研究样
地内,每 20 d左右随机设置 3—4个 50 cm伊50 cm的样
方,首先测定每个样方的植株密度,并随机选取 10—15
株植物测量株高;然后用剪刀剪下植物地上部分,在将
其带回实验室分离为茎、叶、叶鞘、穗和立枯物后置于
80 益烘干箱中烘干称重。
1.2.2摇 数据处理与分析方法
根据测得的植物株高、密度、地上生物量及结构动态对不同恢复年限湿地芦苇种群生态特征和生物量进
行统计分析。 运用 Origin 8.0进行作图,运用 SPSS16. 0均值比较 T检验法进行单因素方差分析。
2摇 结果与分析
2.1摇 芦苇种群生态特征
2.1.1摇 株高
摇 摇 不同恢复阶段的芦苇株高均具有明显的季节动态(图 2)。 R0株高生长初期株高增长缓慢,6 月以后增长
迅速,而 R2007除在 7月增长迅速以及 11月末略有增加外,其它时期并无显著增加。 相对而言,R2002株高变化
趋势较大,其在 5—6月增长迅速,8月略有降低,10—11月缓慢增加。 比较而言,不同恢复阶段的芦苇株高整
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体表现为 R2002>R0>R2007,其中 R0与 R2002、R2002与 R2007存在极显著差异(P<0.01),而 R0与 R2007之间的差异并未
达到显著水平(P>0.05)。
图 2摇 不同恢复阶段芦苇株高季节动态(R0:未恢复区、R2002:恢复 5a区、R2002:恢复 10a区)
Fig.2摇 Seasonal dynamics of the height of P. australis in different restoration phases (R0: non鄄restoration wetland, R2002: restoration wetland
for five years, R2002: restoration wetland for ten years)
2.1.2摇 密度
不同恢复阶段的芦苇密度亦具有明显的季节动态(图 3)。 R0密度除 11 月末降低外,其它时期整体呈增
加趋势,并以 6—9月的增加最为迅速。 相对而言,R2007和 R2002生长季的密度变化幅度较大。 R2007密度在 7 月
取得最大值,8月有所降低,11月末迅速降低。 而 R2002密度除在 6月略有降低外,7—9月一直呈增加趋势,之
后略有降低。 比较而言,不同恢复阶段的芦苇密度整体表现为 R2002抑R2007>R0,其中 R0与 R2002、R0与 R2007均存
在显著差异(P<0.01或 P<0.05),而 R2002与 R2007之间的差异并未达到显著水平(P>0.05)。
图 3摇 不同恢复阶段芦苇密度季节动态
Fig.3摇 Seasonal dynamics of the density of P. australis in different restoration phases
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2.2摇 地上生物量及结构动态
不同恢复阶段芦苇地上及不同器官生物量整体均呈单峰型变化(图 4),且符合抛物线模型(y = b0 +b1 t+
b2 t2, R2逸0.90, P<0.01)。 R0在 5—9月的地上生物量低于 R2002和 R2007,而在生长末期,其值维持在较高水平
且个别时期高于 R2002和 R2007。 R2007的地上生物量明显低于 R2002,其值在 7—9月一直维持在较高水平且变化
不大。 尽管 R2002的地上生物量在 7—9月亦维持在较高水平,但不同时期差异较大。 就地上生物量峰值出现
的时间而言,R2002与 R2007峰值出现的时间较为一致(7 月中旬),均比 R0提前 60 多天。 整体而言,不同恢复阶
段的地上生物量表现为 R2002>R2007>R0,其中 R0与 R2002、R2002与 R2007均存在极显著差异(P<0.01),而 R0与 R2007
之间的差异并未达到显著水平(P>0.05)。 就不同器官生物量而言,R0茎生物量的季节变化明显,而叶和叶鞘
生物量的变化相对平缓,三者分别于 10月上旬、7月中旬和 9月上旬取得最大值。 与之相比,R2007与 R2002的茎
生物量均于 9月上旬取得最大值,比 R0提前 30多天。 与 R0相似,二者叶的生物量也均在 7 月中旬取得最大
值。 R2007与 R2002的叶鞘生物量在 5—6月增加迅速,并均于 6 月中旬取得最大值后逐渐降低。 不同恢复阶段
的芦苇均自 8月末穗生物量迅速增加,并均于 10月上旬取得最大值后逐渐降低。 比较而言,不同恢复阶段穗
的生物量比较相近,而茎、叶和叶鞘生物量则表现为 R2002>R2007>R0。 其中,R0与 R2002、R2002与 R2007茎和叶鞘生
物量均存在极显著差异(P<0.01),R2002与 R2007叶和穗生物量存在显著差异(P<0.05),而 R0与 R2007不同器官
生物量之间的差异并未达到显著水平(P>0.05)。 不同恢复阶段芦苇地上生物量的器官分布在 5—8月均表
现为茎>叶>叶鞘,之后叶和叶鞘所占比例逐渐降低,而穗或茎的比例占优(图 5)。 不同恢复阶段芦苇叶所占
比例整体均呈先增加后降低变化,而叶鞘一直呈降低趋势。 相对于 R2007和 R2002,R0茎占地上生物量的比例最
低,但叶和叶鞘所占比例却高于 R2007和 R0。
图 4摇 不同恢复阶段芦苇地上生物量及其组成季节动态
Fig.4摇 Seasonal dynamics of the aboveground biomass and its components of P. australis in different restoration phases
2.3摇 立枯物量
不同恢复阶段芦苇的立枯物量在生长季整体均呈逐渐增加变化(图 6),符合指数增长模型 (y = A0 ebT +
B0,R2>0.95, P<0.01)。 具体而言,R0、R2007和 R2002的立枯物量均在生长初期较低。 R0的立枯物量在 5—9月
增长缓慢,而 R2007的立枯物量除 7 月略有增加外,7—10 月的立枯物量几乎无明显变化。 与之相比,R2002的立
枯物量在 5—8月的增长较为缓慢,9月有小幅增加。 至 10 月, R0、R2007和 R2002的立枯物量骤然增加,并均于
11月末取得最大值(337.88、584.80 g / m2和 971.04 g / m2)。 比较而言,不同恢复阶段芦苇的立枯物量整体表
现为 R2002>R2007>R0,但其差异并未达到显著水平(P>0.05)。
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图 5摇 不同恢复阶段芦苇地上生物量各器官所占比例
Fig.5摇 Proportions of aboveground parts of P. australis in different restoration phases
图 6摇 不同恢复阶段芦苇立枯物量季节动态
Fig.6摇 Seasonal dynamics of the litter production of Phragmites australis in different restoration phases
3摇 讨论
3.1摇 水深对不同恢复阶段芦苇生态特征影响
摇 摇 植被密度与株高是反映芦苇种群特征的重要参数,其通过改变芦苇形态结构可导致生物量产生差异。 已
有研究表明,水深梯度变化对芦苇种群生态特征具有重要影响[20鄄22]。 本研究表明,生长季不同恢复阶段的芦
苇株高和密度分别表现为 R2002>R0>R2007和 R2002抑R2007>R0,生长初期 R2007的株高略高于 R0,但远低于 R2002。
虽然 R2007在生长初期无地表积水,但其地下水位较浅。 与之相比,尽管 R0除降水外不存在其它淡水输入且地
下水位较深,但芦苇根茎有“水力提升冶作用,可通过根系、水平根茎等完成水分代谢[23]。 可见,生长初期水
分条件对 R0与 R2007植株生长的影响可能不大,由此使得二者株高相近。 R2002临近黄河引水河道,采取连续补
水方式。 尽管生长初期的积水水位略有增加,但一直稳定在 12—13 cm左右。 相关研究表明,芦苇春季萌发,
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适宜浅水环境[18]。 另外,芦苇作为大型挺水植物,需挺出水面去获得 CO2和光照以进行光合作用,并且将 O2
输送到根系进行呼吸和根围氧化,故在水分条件较好环境中生长的芦苇为争夺更多资源,植株往往发育的比
较高大[24],由此导致生长初期 R2002的株高远高于 R2007和 R0。 本研究还发现,R2007在 7月以后的株高除生长末
期因抽穗略有增加外,其他时期并无显著增加,甚至还低于 R0。 这可能是由于 7 月中旬蓄水后地表积水深度
迅速增加,且维持在 40 cm左右。 而相关研究表明,芦苇对水深的最适宜范围介于 10—30 cm之间[19]。 所以
在极端水环境条件下,芦苇的生长特别是其形态特征发育可能受到抑制,而这可能也是导致其株高变化不大
的重要原因。 此外,湿地蓄水时,水深的大幅度变化也可能对芦苇的生长产生不利影响。 本研究表明,季节性
积水恢复区(R2007)与常年积水恢复区(R2002)的植株密度大体相当,且均明显高无积水未恢复区(R0)的植株
密度。 生长初期,由于 R2007的地下水位较浅,而 R2002地表积水适宜,所以水分可能不是影响两个恢复区芦苇
生长重要限制因子,由此可能使得二者植株的密度均较大。 由于 R0的地下水位较深,水分可能是影响芦苇植
株密度的重要因素。 加之生长初期植株尚未适应退化湿地区的高盐分生境,致使 R0在生长前期的植株密度
较低。 由于 R0恢复区的芦苇具有较强的耐旱耐盐能力[25],所以生长后期其密度在经历逐渐增加后仍可达到
较高水平。 就 R2007而言,其在 7月中旬蓄水后,植株密度在 8 月呈显著降低变化。 这可能与随水深增加芦苇
种群的自疏作用有关,因为自疏作用可对芦苇的高度和径向生长产生一种补偿[26]。
水深亦可通过改变芦苇群落的形态结构而显著影响其地上生物量[24, 27]。 本研究结果表明,生长季不同
恢复阶段芦苇地上及不同器官生物量、立枯物量均表现为 R2002>R2007>R0,即 10a 恢复区芦苇湿地的生长状况
优于 5年恢复区或未恢复区。 与株高、密度相似,虽然 R0仅靠降水补给且地下水位较深,但可通过根系、水平
根茎等完成水分代谢[23],使得其在生长初期的地上生物量一直与 R2007相当。 在缺水胁迫下,芦苇又可通过降
低其暗呼吸速率、减少呼吸作用对光合产物的消耗以及通过提高水分利用效率来维持其较高的光合速率[20],
所以 R0的地上生物量一直于生长后期(10月上旬)取得峰值。 R2002恢复区在生长季的水文条件一直较好,由
此使得其生物量在 7—9月一直稳定在较高水平。 比较而言,R2007的地表在芦苇生长初期无积水,植物生长受
到抑制,地上生物量较低;7月下旬蓄水后,在水深增加的情况下,芦苇种群自疏作用使得地上生物量略有降
低。 R2007的地上生物量一直远远低于 R2002,其值在蓄水后略有下降,这可能与芦苇短时不能适应水深环境变
化,部分植株或器官大量死亡有关[28]。 而这也是导致 R2007在 7 月份之后立枯物量迅速增加的重要原因。 可
见,水深及水深梯度是影响不同恢复区芦苇种群生态特征和地上生物量差异的重要因素,故建议下一步湿地
恢复工程蓄水应采取少量多次补水措施。
3.2摇 水质对不同恢复阶段芦苇生态特征影响
除水深梯度外,不同恢复阶段湿地的水质状况也是影响芦苇生长的重要因素。 相关研究表明,溶解氧
(DO)增多可促进芦苇进行强烈的呼吸作用, 从而快速生长并释放出更多的氧气[29]。 生化需氧量(BOD)是
评价水质状况的一个重要指标,并可反映水体 DO的含量。 BOD越高,说明水中的有机物越多,DO越低,水体
受污染的程度越高。 在水体 BOD较高情况下,芦苇生长可受到显著抑制,长势不好[30]。 张爱勤等[30]对扎龙
湿地芦苇生长与水因子关系的研究发现,水质对芦苇生长具有重要影响,水质越好,DO越多,芦苇长势越好,
地上生物量越大。 表 1为 2012年黄河口生态恢复工程蓄水的水质状况。 据此可知,7 月下旬的蓄水水质处
于全年最低水平,为芋类水质,DO处于全年最低值,而 BOD处于全年最高值。 由于 R2007采取的是一次性补水
方式,芦苇短时不能适应这种水质,植物顶端叶片出现枯死现象(野外采样时的确发现这种现象),由此导致 8
月植株的株高略有降低。 同样,R2002恢复区由于 7 月下旬的水质较差,亦导致其 8 月植株株高略有降低。 不
同的是,可能由于 R2007恢复区的芦苇植株不能很快适应这种水质环境,其在生长中后期的株高增长缓慢;而
R2002恢复区的补水量相对于 R2007较少,加之芦苇具有一定的自净能力[31],故其生长受影响较小,株高在生长
中后期仍呈增长趋势。 此外,7月下旬生态恢复工程较差的水质亦可导致 R2007恢复区的芦苇生长受到抑制,
部分植株发生死亡,密度开始减少,地上生物量也略有降低。 可见,水质变化亦显著影响不同恢复阶段芦苇的
生态特征及地上生物量,故建议下一步湿地恢复工程蓄水时应避开水质较差时间。
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表 1摇 2012年黄河口生态恢复工程蓄水水质情况*
Table 1摇 Water quality of the ecological restoration project in the Yellow River estuary in 2012
月份
Month pH
DO /
(mg / L)
COD Mn /
(mg / L)
NH3 鄄N /
(mg / L)
水质
Water quality
3 8.20 10.47 2.66 0.36 域
4 8.48 7.04 2.53 0.24 域
5 8.60 6.49 2.43 0.19 域
6 8.66 6.18 2.36 0.18 域
7 上旬(Early July) 8.52 6.66 2.3 0.25 域
7 下旬(Late July) 8.77 5.65 3.35 0.17 芋
8 8.07 6.60 2.86 0.19 域
9 8.05 8.20 2.35 0.17 域
10 8.09 9.49 2.90 0.23 域
11 8.16 10.71 2.60 0.24 域
摇 摇 *环保部数据中心全国主要流域重点断面(入海口)水质状况表
4摇 结论
(1)生长季不同恢复阶段的芦苇株高和密度均具有明显季节动态,株高整体均呈增加趋势,表现为 R2002>
R0>R2007;R2002和 R2007的密度变化幅度较小,而 R0的密度变化明显,表现为 R2002抑R2007>R0。
(2)不同恢复阶段芦苇地上及不同器官生物量整体均呈单峰型变化,表现为 R2002>R2007抑R0;不同恢复阶
段芦苇地上器官对地上生物量的平均贡献以茎最高,且表现为 R2002>R2007>R0。
(3)水深及水深梯度是影响不同恢复区芦苇种群生态特征和地上生物量差异的重要因素,故建议下一步
湿地恢复工程蓄水应采取少量多次补水措施;水质变化亦显著影响不同恢复阶段芦苇的生态特征及地上生物
量,故建议下一步湿地恢复工程蓄水时应避开水质较差时间。
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