王永杰, 鄭祥民*, 周立旻, 翟立群, 錢 鵬, , 吳永紅,

(1. 華東師范大學(xué) 資源與環(huán)境科學(xué)學(xué)院 地理系, 上海 200062; 2. 南通大學(xué) 地理科學(xué)學(xué)院, 江蘇 南通 226019;3. 閩江學(xué)院 地理科學(xué)系, 福建 福州 350108)

0 引 言

沉積物厭氧環(huán)境中, 在微生物作用下, 有機(jī)質(zhì)的降解過程伴隨著硫酸鹽異化還原作用造成硫化物大量積累[1-2]。酸揮發(fā)性硫化物(acid volatile sulfide, AVS)是硫酸鹽異化還原產(chǎn)物之一, 通常指沉積物中的硫化物與1 mol/L或6 mol/L鹽酸反應(yīng), 以H2S形式釋放出來的還原性無機(jī)硫, 可以理解為沉積物中可被重復(fù)氧化還原的硫化物的總稱, 其含量大約占總還原無機(jī)硫含量的 10%[3], 雖然其比例甚微, 但在控制孔隙水重金屬濃度與重金屬生物可給性方面扮演著重要的角色[4-5], 因而AVS成為評價沉積物重金屬生物毒性的一個重要參數(shù)。硫酸鹽異化還原過程同樣會影響碳(C)、氮(N)、鐵(Fe)、錳(Mn)、砷(As)等氧化還原敏感元素的循環(huán)[6], 所以對硫酸鹽異化還原過程的研究也有助于了解C、N、Fe、Mn、As等的循環(huán)。

我國海岸線曲折漫長, 杭州灣以北分布有廣闊的泥質(zhì)海岸, 也稱之為潮灘。潮灘環(huán)境受周期性潮水淹沒及植被生長的季節(jié)變化(特別是中低潮灘),使得表層沉積物的氧化還原環(huán)境不斷發(fā)生變化。具體而言, 周期性潮水作用影響著沉積物的通氣(富氧)狀況, 植被的生長對有機(jī)質(zhì)的降解及微生物的活動等有重要影響, 這些因素的變化必然會對沉積物中硫酸鹽異化還原過程產(chǎn)生一定的影響, 進(jìn)而影響其中AVS含量的時空變化。有關(guān)長江河口鹽沼濕地(潮灘)沉積物中AVS含量的時空變化特征及其與環(huán)境因子的關(guān)系的研究報道不多[7-9]。再者, 近幾十年來,外來物種互花米草(Spartina alterniflora)的迅速蔓延,使得其已經(jīng)成為長江河口潮灘主要植被之一。有研究表明, 互花米草對潮灘濕地生態(tài)系統(tǒng)物質(zhì)循環(huán)產(chǎn)生了一定的影響。例如: 互花米草能夠促進(jìn)C、N及S在沉積物中的儲存[10-12], 其對沉積物中的硫酸鹽還原細(xì)菌也產(chǎn)生了一定的影響[13], 因此, 互花米草對沉積物中AVS含量時空變化的影響值得探討。本文擬以長江河口典型潮灘濕地崇明東灘植被根際柱狀沉積物(0～33 cm)為研究對象, 探討長江河口潮灘不同植被根際沉積物中AVS含量的時空變化特征與環(huán)境因子的關(guān)系, 及其變化對潮灘生態(tài)系統(tǒng)的潛在環(huán)境影響, 以期為我國淤泥質(zhì)海岸濕地生態(tài)系統(tǒng)保育、維護(hù)及修復(fù)提供科學(xué)依據(jù)。

1 崇明東灘濕地概況

崇明島位于長江河口, 島上發(fā)育有較大面積的典型潮間帶。崇明東灘位于崇明島東端, 是長江河口地區(qū)發(fā)育最完善、最大的河口型潮汐灘涂濕地,占地面積48 km2, 最大長度約10 km[14], 其自陸向海依次劃分為: 高潮灘、中潮灘和低潮灘。高潮灘茂盛發(fā)育蘆葦(Phragmites australis), 中潮灘生長著互花米草(Spartina alterniflora)或海三棱藨草(Scirpus mariqueter), 低潮灘無植被生長(圖1)。自20世紀(jì) 90年代末互花米草引種東灘以來, 互花米草不斷地迅速蔓延, 截至 2005年, 互花米草覆蓋面積已達(dá)到總植被覆蓋面積的49.4%[15]。東灘潮汐作用十分明顯, 中、低潮灘受非正規(guī)半日潮潮水淹沒, 高潮灘在大潮時受潮水淹沒。受潮水作用, 灘面上潮溝廣布, 局部洼地有長期漬水現(xiàn)象。周期性的潮汐過程使得潮灘經(jīng)歷周期性的相對的干濕交替變化過程。另一方面, 受長江流域雨季變化的影響, 長江河口入海流量的年內(nèi)及年際變化比較大,尤其是年內(nèi)入海流量分配有著明顯的洪水季節(jié)及枯水季節(jié)的變化, 這些變化會直接影響東灘濕地高中潮灘出現(xiàn)明顯的干季(11月～5月)和濕季(6月～10月)的變化。

2 樣品采集與分析

2.1 樣品采集

分別于2009年4月、10月和12月及2010年8月, 在崇明東灘典型高潮灘、中潮灘和中潮灘前緣典型植被帶(圖 1)采集植物根際沉積物柱樣, 其中,A線中潮灘全部為互花米草, B線中潮灘為海三棱藨草, 零星分布有互花米草。4月份, 在A線中潮灘前緣采集互花米草柱樣1根。10月份, 在B線中潮灘采集海三棱藨草柱樣1根。8月份和12月份, 在A、B線高潮灘、中潮灘和中潮灘前緣植被帶各采集 5根柱樣, 共得到12根(長約40 cm)沉積物柱樣。所有柱樣現(xiàn)場密封好, 當(dāng)天運(yùn)回實(shí)驗室并分割樣品。在實(shí)驗室內(nèi)將柱樣取出, 以0～1 cm、1～2 cm、2～4 cm、4～6 cm、6～9 cm、9～12 cm、12～15 cm、15～18 cm、18～21 cm、21～24 cm、24～27 cm、27～30 cm、30～33 cm間隔分取, 立即裝入塑料袋密封(盡量排除袋內(nèi)空氣), 而后放入黑色袋子中置于冰箱內(nèi), 于4 ℃下保存。

圖1 研究區(qū)域及采樣點(diǎn)Fig.1 Location map of the study area and sampling sites

2.2 樣品分析

在實(shí)驗室內(nèi)空氣狀態(tài)下, 迅速稱取1～2 g新鮮原樣, 立即放入5 mL乙酸鋅-乙酸鈉混合溶液中, 而后置于抽濾瓶中, 預(yù)先以100 cm3/min的速率通氮?dú)饧s2 min, 然后加入30 mL 1 mol/L鹽酸, 再通氮?dú)?0 min。兩個吸氣瓶(50 mL比色管)分別裝10 mL乙酸鋅-乙酸鈉混合溶液吸收H2S氣體(具體方法參考文獻(xiàn)[4–5]), 采用亞甲基藍(lán)分光光度法測定AVS的含量,該反應(yīng)條件下, AVS測定回收率可達(dá)90%以上, 該方法的檢出限為0.02 μmol/g (干泥)[4]。實(shí)驗室內(nèi)使用Na2S·9H2O測定硫化物, 回收率為97%±6% (n = 3)。部分沉積物樣品(n = 9)三次重復(fù)實(shí)驗, 測得AVS含量的相對標(biāo)準(zhǔn)偏差優(yōu)于15%。所有樣品AVS含量的測定均在采集后兩周內(nèi)完成分析。一部分原樣在烘箱中((105±2) ℃)烘24 h, 測定其含水率。另一部分在冷凍干燥器(Christ Alpha 1- 4 LD, Germany)中冷凍干燥后, 采用美國Beckman Coulter LS13320激光粒度儀測試粒度。過60目篩冷干樣品, 采用重鉻酸鉀氧化-外加熱法測定沉積物總有機(jī)碳(TOC)含量。

3 結(jié)果與討論

AVS很容易被氧化, 沉積物樣品接觸空氣后,其表面的一部分AVS很快會被氧化, 所以準(zhǔn)確測定沉積物中AVS含量是比較困難的。通常, 樣品的分割及稱重需在無氧的條件下進(jìn)行。本研究樣品的分割和稱重是在空氣中進(jìn)行的, 雖然是短暫地接觸空氣, 而且盡量減少空氣對AVS的影響, 但樣品表面仍有部分AVS會很快被氧化。我們認(rèn)為樣品短時間接觸空氣對其AVS的含量影響是微弱的, 所以實(shí)驗測定的AVS含量是相對一致的實(shí)驗條件下沉積物中AVS含量的近似值, 這個測試值低于自然環(huán)境下沉積物中AVS含量的真實(shí)值。

3.1 潮灘植被根際沉積物基本特征

潮灘不同地貌單元植被根際沉積物pH 5.7～8.5,平均為 7.1, 隨季節(jié)變化不明顯。溫度 9.5～26.4 ℃,季節(jié)變化明顯, 4月和10月平均溫度相差很小, 均約為20.0 ℃, 8月平均溫度為24.9 ℃, 12月份平均溫度為10.2 ℃。根際沉積物粒度特征: ＜2 μm的黏粒平均為 14.2%, 2～63 μm 的粉砂粒平均為 79.0%, ＞63 μm的砂粒平均為 5.2%。總之, 根際沉積物以粉砂為主,黏粒次之, 含極少量的砂粒, ＜16 μm的細(xì)顆粒物體積分?jǐn)?shù)達(dá)到 50%左右(表 1)。根際沉積物含水率為21.9%～48.3%, 平均為33.5%。根際沉積物TOC含量為0.4%～1.4%, 平均為 0.8%。從各植被根際沉積物TOC平均含量來看, 依次為: 互花米草＞海三棱藨草＞蘆葦, 而且隨季節(jié)變化不明顯(表 1)。TOC含量隨深度增加變化較小, 其變化趨勢無規(guī)律可尋。

表1 潮灘不同地貌單元植物根際沉積物特征Table 1 Characteristics of the rhizosphere sediments from different geomorphic units in the Dongtan wetland

3.2 AVS含量的空間變化

圖2 不同植被根際沉積物AVS平均含量的季節(jié)變化Fig.2 Seasonal variation in mean concentrations of AVS in the rhizosphere sediments of different vegetation zones

根際沉積物中AVS平均含量變化表現(xiàn)為: 12月份, 互花米草＞蘆葦＞海三棱藨草; 8月份, 蘆葦＞互花米草＞海三棱藨草(圖2)。AVS含量的垂向變化, 在不同植被根際沉積物中有很大的差異性。高潮灘蘆葦, 表層(約6 cm)沉積物中AVS含量明顯高于其深層(圖3, a1～a3), 但8月份, B線高潮灘蘆葦根際沉積物中AVS含量呈現(xiàn)出隨深度增加顯著增大, 而又顯著減小的劇烈變化(圖 3, a4)。中潮灘及中潮灘前緣互花米草根際沉積物中AVS含量隨深度增加先增大后減小, 在約20 cm處顯著增大, 并分別在21 cm、30 cm、33 cm、30 cm、15 cm處達(dá)AVS含量的最大值(8.23 μmol/g、19.51 μmol/g、22.10 μmol/g、5.51 μmol/g、6.32 μmol/g; 圖 3, b1～b5)。中潮灘海三棱藨草根際沉積物中AVS含量變化特征與互花米草根際沉積物中AVS含量的變化特征相似, 其AVS含量的最大值(9.37 μmol/g、0.65 μmol/g、5.73 μmol/g)分別出現(xiàn)在24 cm、24 cm、30 cm處(圖3, c1～c3)。

不同地貌單元同樣的植被, 其根際沉積物中AVS含量表現(xiàn)出一定差異性(圖3, b1～b5)。例如: 12月份, A線中潮灘前緣互花米草根際沉積物中 AVS含量在30 cm處達(dá)最大值, 而B線中潮灘沉積物中AVS含量在21 cm處達(dá)最大值, 這可能與氧氣滲透深度有密切關(guān)系。同一地貌單元中, 不同的植被際沉積物中AVS含量也有一定的差異, B線中潮灘主要為海三棱藨草植被, 零星分布有互花米草, 根際沉積物AVS含量均隨深度增加先增大后減小, 但其各自的 AVS 含量相差懸殊(圖 3, b1～b2; c2～c3)。

3.3 AVS含量的季節(jié)變化

根際沉積物中AVS含量隨季節(jié)變化差異顯著: 就AVS平均含量而言, 4月、8月和10月均高于12月(圖2);就其最大含量而言, 亦是如此(圖3)。例如: A線中潮灘前緣互花米草根際, 12月份沉積物中AVS最大含量約為4月份的25%。B線中潮灘海三棱藨草根際, 12月份沉積物中AVS最大含量僅約為10月份的7%。不同植被根際沉積物中AVS含量垂向變化, 同樣隨季節(jié)變化差異顯著。A線, 高潮灘蘆葦根際表層(約6 cm)沉積物中AVS含量在8月份顯著增大(圖3, a2)。中潮灘前緣互花米草根際表層(約25 cm), 12月份沉積物中AVS含量比4月和8月份明顯減少(圖3, b3～b5)。B線, 高潮灘蘆葦根際表層沉積物(約6 cm)中AVS含量在8月份顯著減小,但其深部AVS含量顯著增大(圖3, a4)。中潮灘互花米草和海三棱藨草根際表層沉積物(約20 cm), 8月份沉積物中AVS含量比12月份明顯減少, 但其一定深度沉積物中AVS含量卻顯著增大(圖3, b1～b2; c2～c3)。

4 AVS含量時空變化的影響因素

圖3 潮灘不同植被根際柱狀沉積物中AVS含量變化特征Fig.3 Distribution profiles of AVS concentrations in the rhizosphere sediments from different vegetation zones in salt marsh

沉積物中的AVS形成于厭氧環(huán)境中微生物作用下有機(jī)質(zhì)降解過程中的硫酸鹽異化還原, 因此沉積物的通氣(富氧)狀況、其中的有機(jī)質(zhì)降解過程及微生物的活動等因素對AVS含量大小有著很大影響[16–17]。

4.1 沉積物通氣狀況的影響

AVS很容易被氧化, 沉積物中氧氣含量高低對AVS含量有著顯著影響。沉積物的富氧狀況取決于其通氣狀況。周期性的潮水對崇明東灘沉積物通氣狀況的影響十分明顯, 中潮灘和低潮灘, 每日受潮水淹沒兩次, 而高潮灘通常在大潮時才被潮水淹沒,因此中低潮灘相對于高潮灘而言, 沉積物含水率通常較高(表1), 通氣狀況較差, 厭氧環(huán)境有利于AVS形成。沉積物粒度特征以粉砂為主, 并且由于重力壓實(shí)作用, 氧氣很難滲透進(jìn)入更深沉積層, 因而中低潮灘深層沉積物中的AVS容易積累, 而在表層一定深度 AVS含量很容易受氧氣的影響。例如: 在8月份, 小潮時間的前后幾天, 潮水僅僅能夠淹沒 A線和 B線的低潮灘及小部分中潮灘, 而大部分的中潮灘及高潮灘則較長時間不受潮水的影響。灘地由于高溫而蒸發(fā)強(qiáng)烈, 導(dǎo)致表層沉積物含水率下降(表1), 一定深度內(nèi)通氣狀況改善, 其 AVS含量因氧化而降低, 而深部受氧氣影響較小, 其 AVS含量較高(圖 3, a4、b2、b5、c3)。

4.2 有機(jī)質(zhì)降解的影響

Pearson相關(guān)分析表明, 沉積物含水率、有機(jī)碳含量與＜16 μm 粒徑的顆粒物之間有較好正相關(guān)關(guān)系(r = 0.7; r = 0.9, P＜0.01), 這表明＜16 μm 粒徑的顆粒物與有機(jī)碳含量及含水率有一定的聯(lián)系, 這可能與細(xì)顆粒物具有較大的比表面積有關(guān)。AVS含量與＜16 μm粒徑的顆粒物、含水率、有機(jī)碳含量之間不存在簡單相關(guān)關(guān)系, 這與以往的研究所得出的結(jié)論(AVS含量與總有機(jī)碳含量及含水率之間存在顯著正相關(guān)關(guān)系[7])有所不同。雖然厭氧條件下富含有機(jī)質(zhì)的沉積物中, AVS易于形成和積累, 但影響AVS的形成和積累關(guān)鍵因素之一是有機(jī)質(zhì)降解過程。大量新鮮有機(jī)質(zhì)在厭氧條件下降解, 可以迅速導(dǎo)致 AVS形成和積累[1–2], 因此潮灘環(huán)境中有機(jī)質(zhì)的降解成為影響根際沉積物中 AVS含量變化的又一重要因素。

8月份, B線高潮灘蘆葦根際AVS含量表現(xiàn)出隨深度增加顯著增大而又減小的劇烈變化(圖 3, a4),這可能與新鮮有機(jī)質(zhì)的存在有直接關(guān)系。因為在采樣過程中, 我們注意到有一定的蘆葦根系及其殘體存在, 而且在越靠近根系的微區(qū)域有明顯的黑色沉積物, 其存在反映了較強(qiáng)的還原條件。中低潮灘互花米草和海三棱藨草根系集中分布在地表下 10～40 cm處, 其生長代謝可產(chǎn)生大量易降解有機(jī)質(zhì), 在厭氧條件下大量有機(jī)質(zhì)降解, 導(dǎo)致硫酸鹽異化還原作用增強(qiáng), 沉積物中AVS含量增大。植物根系作用在根際更深部位可能有所減弱, 從而導(dǎo)致AVS的含量降低(圖 3, b1～b5,c1～c3)。與海三棱藨草和蘆葦相比, 互花米草根系尤為發(fā)達(dá), 且生長期長[15], 這些可能會導(dǎo)致根際一定深度內(nèi)沉積物中新鮮有機(jī)質(zhì)大量積累,其降解必然會導(dǎo)致其根際硫酸鹽異化還原作用增強(qiáng),生成的硫化物增多(圖3, b1～b5)。

4.3 硫酸鹽還原細(xì)菌的影響

硫酸鹽還原細(xì)菌(SRB)在硫酸鹽還原過程中扮演著十分重要角色。潮灘不同植被根際AVS含量的時空變化與硫酸鹽還原菌群落有直接關(guān)系。有研究表明[13], 長江口九段沙潮灘根際沉積物中SRB群落的物種以及數(shù)量, 在生長期和繁殖期(4月～10月)多于休眠期和衰老期(11月～3月)。另一方面, 硫酸鹽還原速率又與鹽沼植物的生產(chǎn)力緊密相關(guān)。例如:當(dāng)互花米草處于生長期時, 硫酸鹽還原速率迅速增加[18], 這與硫酸鹽還原菌在互花米草生長期內(nèi)活性增強(qiáng)有直接關(guān)系。植物生長期, 其代謝可以產(chǎn)生大量新鮮有機(jī)質(zhì), 這為微生物的作用提供了能量基礎(chǔ),溫度的升高為微生物活性顯著增強(qiáng)提供了條件, 所以4月、8月和10月不同植被根際AVS含量均高于12 月(圖 2)。

總之, 不同植被根際沉積物中AVS含量的時空變化, 反映了潮灘沉積物處于氧化還原條件不斷變化調(diào)控作用下。蘆葦根際表層枯枝落葉層含有大量新鮮有機(jī)質(zhì), 且表層含水率較高, 但其根際一定深度內(nèi)根系分泌有機(jī)質(zhì)的作用有限(蘆葦根系主要集中分布在地表下 20～80 cm處), 且由于水的滲透有限, 含水率較低, 通氣狀況較好, 這些可能是影響高潮灘蘆葦根際沉積物中AVS含量垂向變化的主要原因。互花米草和海三棱藨草根際剖面表層(20 cm)還原作用要弱于其下層, 主要源于表層受植物的根系作用弱, 而且受氧氣的影響較為顯著, 20 cm以下植物的根系作用顯著增強(qiáng), 且微生物作用增強(qiáng), 導(dǎo)致還原作用增強(qiáng), AVS含量增大, 而更深部位可能有所減弱, 從而導(dǎo)致AVS的含量降低。

4.4 沉積物中AVS含量時空變化的潛在環(huán)境影響

根際沉積物中AVS含量的時空變化主要源于周期性潮水作用和植被生長的季節(jié)變化。植被生長季節(jié)沉積物中硫酸鹽異化還原作用增強(qiáng), 而凋落季節(jié)沉積物中硫酸鹽異化還原作用減弱, 這種作用因植被不同而有所差異。從不同植被的比較可知: 互花米草對于其根際沉積物中硫酸鹽異化還原有較為明顯的影響, 這意味著入侵物種互花米草可能改變了潮灘濕地沉積物中原有的硫酸鹽異化還原循環(huán)過程,進(jìn)而對潮灘沉積物中復(fù)雜多變的氧化還原環(huán)境產(chǎn)生一定影響。現(xiàn)今, 互花米草在我國海岸帶分布面積達(dá)344.51 km2, 分布范圍北起遼寧, 南達(dá)廣西, 覆蓋了除海南島、臺灣島之外的全部沿海省份[19]?；セ撞輰τ诔睘竦爻练e物中硫酸鹽異化還原循環(huán)過程的影響, 可能會導(dǎo)致海岸帶互花米草分布區(qū)沉積物中氧化還原敏感元素及重金屬元素的生物地球化學(xué)循環(huán)過程產(chǎn)生一定的變化, 有關(guān)這些方面的內(nèi)容需進(jìn)一步的研究。

5 結(jié) 論

(1) 不同植被根際沉積物中AVS含量的時空變化主要源于周期性潮水作用和植被生長的季節(jié)變化。植被生長季節(jié), 沉積物中硫酸鹽異化還原作用明顯增強(qiáng)。

(2) 與蘆葦和海三棱藨草相比, 互花米草根際沉積物中 AVS含量的時空變化反映了硫酸鹽異化還原在其根際沉積物中有較為明顯的時空變化, 這意味著入侵物種互花米草改變了潮灘濕地沉積物中原有的硫酸鹽異化還原循環(huán)過程, 并因此可能改變了潮灘濕地生態(tài)系統(tǒng)原有的氧化還原生物地球化學(xué)循環(huán)過程。

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