互花米草入侵对黄河口湿地土壤碳氮磷及其生态化学计量特征的影响

刘展航 ，张树岩，侯玉平，朱书玉，王立冬，施欣悦 ，李培广 ，韩广轩 ，谢宝华 *

1.鲁东大学生命科学学院，山东 烟台 264025；2.中国科学院烟台海岸带研究所/中国科学院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，山东 烟台 264003；3.中国科学院黄河三角洲滨海湿地生态系统野外科学观测研究站，山东 东营 257500；4.山东省黄河三角洲国家级自然保护区管理委员会，山东 东营 257500；5.吉林农业大学动物科学技术学院，吉林 长春 130118

互花米草于 1990年前后被引种于黄河口滨海湿地，截止至2018年其总面积达到了40 km2，其中在黄河入海口两侧分布面积最广（Ren et al.，2019）。土壤中的碳（C）、氮（N）、磷（P）是陆生生态系统植物生理过程所需的重要元素（Reich et al.，2006），也是衡量土壤营养水平的重要指标。外来入侵植物可改变被入侵地区的土壤碳、氮、磷循环，进而会显著影响湿地生态系统生产力（肖烨等，2014）及生态系统碳循环过程（王绍强等，2008）。土壤作为湿地的重要组成部分，养分主要来源于凋落物和根系分解及生物活动（Liu et al.，2021），其中动植物残体归还、微生物分解代谢、潮汐作用以及人为因素等是土壤养分输入与输出的主要途径（刘文龙等，2014）。互花米草具有较高生物量，地上和地下生物量分别可达 1108.0 g·m-2和 567.9 g·m-2，其枯落物可为土壤提供大量养分输入（乔沛阳等，2019），进而影响了在滨海湿地土壤碳氮磷元素的输入与输出之间的平衡。互花米草入侵对黄河口滨海湿地原生植被的生境、鸟类以及部分底栖动物的栖息地造成破坏（田家怡等，2008；马旭等，2020；姜少玉等，2021），因此，互花米草入侵对本土生态系统的影响及其防治方法成为近年来的研究热点（Xie et al.，2019；谢宝华等，2018；乔沛阳等，2019）。

有研究表明，随互花米草入侵时间增加，黄河口互花米草盐沼湿地中土壤有机碳和总碳的储量及w(C)/w(N)均随互花米草入侵时间增加而提高（Zhang et al.，2021），但也有研究表明，随互花米草入侵时间增加会降低底栖植物有机碳来源的多样性（姜少玉等，2021）。关于黄河口滨海湿地互花米草入侵生态影响的研究大多集中在互花米草对当地植被、底栖动物、微生物和土壤碳储量的影响（Zhang et al.，2020；Zhang et al.，2021；马旭等，2020；姜少玉等，2021），关于互花米草对土壤C、N、P的影响研究较为薄弱。生态化学计量学是生态学研究的热点，通过对生态系统中C、N、P含量及其化学计量比间关系的研究，能够更深刻地认识土壤养分循环的关键过程与内部驱动机制（李从娟等，2013），为进一步揭示生态系统内土壤和植物间各组分间的营养协调机制提供了一个行之有效的方法（Hu et al.，2018）。互花米草入侵对滨海湿地碳氮磷元素的影响已经引起了国内外学者的广泛关注（Wang et al.，2019；金宝石等，2017；苗萍等，2017）。从采样深度来看，过去研究更多的是基于表层土壤的研究，而以1 m深度开展研究的报道相对较少，这不利于科学认识时间和土壤剖面尺度土壤生态化学计量学特征对于植物入侵的响应（金宝石等，2017；苗萍等，2017）。本研究的开展恰好可弥补这一方面的不足。本研究在山东黄河三角洲国家级保护区内采集了不同入侵年限互花米草湿地0—100 cm的土壤样品，研究土壤C、N、P含量及其生态化学计量特征的差异，为综合评估互花米草入侵的生态影响提供理论支持。

1 材料与方法

1.1 研究区概况

研究区域位于山东黄河三角洲国家级自然保护区内（图1）。保护区土壤主要来源于黄河中上游黄土高原侵蚀产生的大量泥沙，盐渍土覆盖面积广（Fang et al.，2005）。该区域降水量551.6 mm，蒸发量1928.2 mm，气候为暖温带季风型大陆性气候。研究区域由海向陆分别生长着互花米草（S.alterniflora）、盐地碱蓬（Suaedasalsa）、柽柳（Tamarixchinensis）、芦苇（Phragmitescommunis）等植被群落。

图1 研究地点及不同采样点的分布Figure 1 Distribution of study sites and different sampling sites

1.2 样品采集与分析

2019年12月中旬，在山东黄河三角洲国家级自然保护区（119°9′54″—119°10′15″E，37°47′48″—37°48′12″N）内的潮间带选取光滩（SA0）、2016年入侵互花米草（SA3）、2011年入侵互花米草（SA8）、2006年入侵互花米草（SA13）等4个样点，采集柱状土壤样品，每个样点设置3个重复，重复之间相距100 m左右。采用长120 cm直径12 cm的亚克力透明取土器，采集0—100 cm柱状土壤样品，并将其分割为 0—10、10—20、20—40、40—60、60—80、80—100 cm共6层，共得到72个土壤样品。

土壤样品风干后，研磨过0.15 mm孔径的筛；用元素分析仪（Vario MACRO cube，Elementar，Germany）测定土壤总碳（TC）与总氮（TN）含量（g·kg-1）；用连续流动分析仪（AutoAnalyzer III，Elementar，Germany）测定土壤总磷（TP）含量（g·kg-1）。土壤有机碳（SOC）测定方法为，称取2 g过0.15 mm筛的风干土，放入50 mL离心管，加入10 mL的盐酸（1 mol·L-1）充分反应以清除无机碳，上离心机离心15 min后倒掉上清液，将样品放入烘干机中烘干（55 ℃），烘干后的样品重新过0.15 mm孔径的筛，用元素分析仪测定的碳含量即为SOC 含量（姚润珏等,2011）。w(C)/w(N)和w(C)/w(P)分别为SOC与TN、TP的比值，w(N)/w(P)为TN与TP的比值。用土水质量比=1∶5混合的方法浸提土壤，用pH计（Mettler Toledo，LE438 IP67）测定pH值，用电导率仪（雷磁，DDBJ-350F）测定土壤电导率（Conductivity）。用环刀法测定土壤容重（Bulk density）。

根据土壤碳含量和土壤容重，计算土壤总碳储量，计算方法如下（土壤总氮和土壤总磷储量的计算与土壤总碳储量计算相同）：

其中：

Cstorage——土壤总碳储量（kg·m-2）；

w(TC)i——i层土壤总碳质量分数（g·kg-1）；

Di——i层土壤土壤容重（g·cm-3）；

Hi——i层土壤厚度（m）。

1.3 数据分析

采用单因素方差分析法（One-way ANOVA）对光滩和不同入侵年限互花米草土壤C、N、P含量及其化学计量比进行分析，采用双因素方差分析方法（Two-way ANOVA）对不同入侵年限、不同深度土壤 C、N、P含量及其化学计量比进行分析，用Pearson法对土壤C、N、P含量及其生态化学计量比特征与土壤性质进行相关性分析。使用Microsoft Excel 2013与SPSS 19.0对数据进行统计分析，使用Origin 2018进行作图。

2 结果与分析

2.1 互花米草湿地和光滩土壤性质

互花米草入侵显著改变了土壤理化性质（表1）。3个互花米草点位即SA3、SA8和SA13的高程随入侵年限增加而逐渐减少，而距海最远的SA0的高程显著低于邻近的SA3，这是因为互花米草有很强的促淤作用，能截留潮水带来的泥沙。SA0、SA3、SA8和SA13等4个点位的土壤容重和pH值均呈下降趋势，SA13的pH值显著低于SA0，由于促淤作用，3个互花米草点位的土壤容重均显著低于SA0。土壤电导率、土壤含水量和土壤温度均随互花米草入侵年限增加而逐渐升高，在相距最远的SA0和SA13两个点位上，各项指标值均差异显著。

表1 光滩和不同入侵年限互花米草湿地土壤理化性质Table 1 Soil physical and chemical properties of bare flat and Spartina alterniflora wetland with different invasion years

2.2 互花米草对土壤碳、氮、磷含量的影响

光滩土壤的 TC含量在不同土层间无显著差异，互花米草入侵引起0—10 cm土层TC的积累，且 TC含量随入侵时间增加而逐渐升高（图 2a）。0—10 cm土层 TC含量差异最大，相对于 SA0，SA3、SA8和SA13的0—10 cm土层TC含量分别增加了18.9%、27.6%和57.6%。在60—80 cm土层中，SA3、SA8和SA13的TC含量分别比SA0减少了19.8%、27.48和23.02%；在80—100 cm土层中 SA8和 SA13的 TC含量分别比 SA0减少了23.0%和19.5%，SA3的TC含量与SA0无显著差异；在10—100 cm土层中，不同入侵年限互花米草湿地土壤的TC平均含量与SA0无显著差异或略低于SA0。在0—100 cm土层中，SA0土壤TC储量与SA3无显著差异，但显著高于SA8和SA13（表2）。

图2 光滩和互花米草湿地不同深度土层的碳、氮、磷含量Figure 2 Soil carbon, nitrogen and phosphorus contents at different depths in bare falt and Spartina alterniflora wetlands

光滩土壤TN含量在不同土层间的差异很小。互花米草入侵引起0—20 cm土层中TN显著增多，且影响程度随互花米草入侵时间延长而增强（图2b）。SA3、SA8和SA13的 TN含量在0—10 cm土层中分别比 SA0高 1.39、2.37和 3.66倍，在10—20 cm土层中分别比 SA0增加 62%、44%和168%。随着土层加深，互花米草入侵有使土壤TN含量降低的趋势，在 20—60 cm土层中，各样点TN含量无显著差异；在60—80 cm土层中，互花米草湿地土壤TN含量与SA3、SA8和SA13分别比SA0减少了36%、54%和40%；在80—100 cm土层中，SA8和SA13的TN含量分别比SA0减少了49%和27%。在0—100 cm土层中，SA13的土壤 TN 储量最高（0.45 kg·m-2），显著高于 SA0、SA3和SA8（表2）。

光滩土壤TP含量在不同土层间的差异很小，互花米草湿地土壤TP含量与光滩差别也很小（图2c）。在0—10 cm和40—60 cm土层中，SA13土壤TP含量比光滩高7%和12%；在20—40 cm土层中SA13土壤TP含量比光滩低18%；在60—80 cm土层中，SA8土壤TP含量比光滩高12%；其他土层的 TP含量在不同样点之间没有显著差异。在 0—100 cm土层中，SA3的土壤 TP储量最高（1.00 kg·m-2），显著高于 SA0、SA8 和 SA13（表 2）。

表2 光滩和不同入侵年限互花米草湿地土壤不同土层间土壤总碳、总氮和总磷储量对比Table 2 Comparison of soil total carbon, total nitrogen and total phosphorus storage between soil layers of bare flat and Spartina alterniflora wetland with different invasion years

2.3 互花米草对土壤生态化学计量特征的影响

图3为光滩和互花米草湿地不同土层的碳、氮、磷生态化学计量比。总体而言，光滩土壤w(C)/w(N)随土层加深略有下降趋势，互花米草入侵对土壤w(C)/w(N)的影响没有明显规律，但在 0—10 cm 和80—100 cm土层，互花米草湿地土壤w(C)/w(N)有低于光滩的趋势。SA0、SA3、SA8和SA13的6个土层w(C)/w(N)均值分别为7.39、6.90、7.33和7.13。

互花米草入侵使浅层土壤w(C)/w(P)增加，但使深层土壤w(C)/w(P)降低（图3b）。在0—20 cm土层，不同入侵年限互花米草土壤w(C)/w(P)均显著高于光滩，且增幅随互花米草入侵年限延长而变大。在0—10 cm 土层，SA0、SA16、SA11 和 SA06土壤w(C)/w(P)依次为2.66、4.70、7.89和9.90。在60—100 cm土层，互花米草湿地w(C)/w(P)均低于光滩，且SA11和SA06与SA0的差异显著。6个土层的w(C)/w(P)均值在SA0、SA3、SA8和SA13中依次为2.72、2.61、2.95和3.85。

土壤w(N)/w(P)与w(C)/w(P)的变化规律相似，互花米草入侵使浅层土壤w(N)/w(P)增加，但使深层土壤w(N)/w(P)降低（图3c）。在0—20 cm土层，不同入侵年限互花米草土壤w(N)/w(P)均显著高于光滩，且增幅随互花米草入侵年限延长而变大。在0—10 cm土层，SA0、SA3、SA8和SA13土壤w(N)/w(P)依次为0.28、0.65、1.01和1.72。在60—100 cm土层，互花米草湿地w(N)/w(P)均低于光滩。6个土层的w(N)/w(P)均值在SA0、SA3、SA8和SA13中依次为0.38、0.37、0.34 和 0.55。

图3 光滩和互花米草湿地不同深度土层的w(C)/w(N)、w(C)/w(P)和w(N)/w(P)Figure 3 Soil w(C)/w(N), w(C)/w(P) and w(N)/w(P) at different depths in bare falt and Spartina alterniflora wetlands

2.4 土壤碳氮磷含量及其生态化学计量特征与土壤理化性质的相关性分析

如表3所示，入侵年限、土壤深度均对互花米草湿地土壤TC含量有显著影响，但这两种因素的影响没有交互作用，TN含量仅受入侵年限显著影响，TP含量与互花米草入侵年限和土壤深度均没有显著相关性，互花米草入侵年限对w(C)/w(P)和w(N)/w(P)均有显著影响，但对w(C)/w(N)无显著影响。

表3 土壤碳、氮、磷含量及生态化学计量指标的双因素方差分析Table 3 Two-away AVOVA analysis of carbon, nitrogen and phosphorus content and ecological stoichiometry indexes (F value)

对碳氮磷3种元素相关性的分析表明，TC、TN与TP两两之间均有显著相关性（图4，P=0.002）。由表4结果可知，TC和TN均与土壤电导率和含水量显著正相关（P＜0.05），与土壤容重显著负相关，TP还与高程显著正相关，与土壤pH显著负相关。w(C)/w(N)与土壤性质的相关性较差，w(C)/w(P)和w(N)/w(P)均与土壤电导率显著正相关（P＜0.05），与土壤容重显著负相关；w(N)/w(P)还与pH显著负相关。滩涂高程对w(N)/w(P)有较好相关性。另外，由于TP含量变化小，而 TC与 TN极显著正相关，因此w(C)/w(P)与w(N)/w(P)极显著正相关。

表4 土壤碳氮磷含量及其生态化学计量特征与土壤理化性质的相关系数Table 4 Correlation coefficients between soil C, N, P and its ecological stoichiometry and soil physical and chemical properties

图4 光滩和互花米草湿地土壤碳、氮、磷含量的回归分析Figure 4 Regression analysis of soil carbon, nitrogen and phosphorus concentration in bare falt and Spartina alterniflora wetlands

3 讨论

3.1 互花米草入侵对土壤C、N、P的影响

本研究发现，互花米草入侵后，0—10 cm土壤TC含量有增加趋势，其中SA3土壤TC含量显著高于SA0。在闽江河口的研究也发现互花米草入侵引起了表层TC含量增加，土壤碳储量也同时增加，这是因为互花米草粗壮的根系以及发达的茎叶可以削弱潮水的动力，将河流径流在退潮中夹带的陆源有机质以及生源物质持留进而不断沉积（李家兵等，2016；金宝石等，2017）。另外，本研究发现，互花米草湿地表层土壤TC含量高于深层，闽江河口等地区的研究也有相似的发现（金宝石等，2017）。互花米草入侵使滨海湿地土壤TC增加的主要原因是植物增加了土壤有机碳含量。在长江口九段沙湿地的互花米草和海三棱藨草群落下，0—100 cm各土层中，土壤无机碳含量没有差别，但互花米草湿地土壤有机碳含量是海三棱藨草湿地的1.11—1.84倍（Cheng et al.，2006）。江苏盐城的互花米草盐沼土壤有机碳储量比光滩高1.5倍（Zhou et al.，2015）。杭州湾互花米草入侵也显著提高了土壤固碳能力，互花米草湿地土壤有机碳含量比芦苇、海三棱藨草和光滩分别高47%、47%和26%（张文敏等，2014）。

互花米草入侵不仅会影响滨海湿地碳循环，对氮循环同样有重要影响（Windham et al.，2003）。相关研究表明，互花米草入侵后会促进土壤中固氮菌的丰度与数量增加，进而将土壤中氮元素转化成更利于植物吸收的形式（Zhang et al.，2020）。本研究中土壤TC与TN含量呈显著正相关（P=0.002），与长江口、闽江河口等滨海湿地的研究结果一致（Cheng et al.，2006；金宝石等，2017）。互花米草入侵引起表层土壤总氮含量的积累，这与互花米草入侵促进了土壤有机氮的硝化作用与矿化作用密切相关（韩广轩等，2021）。在闽江河口的研究发现，互花米草入侵降低了土壤硝态氮含量，但显著增加了铵态氮含量，因此土壤总氮含量显著增加（李家兵等，2016）。本研究中，互花米草湿地表层土壤总氮含量显著高于深层土壤，这与闽江河口、胶州湾等互花米草湿地土壤氮特征相似，互花米草50%以上的根系集中在 0—20 cm土层，因而其腐解归还的营养物质主要集中在 0—20 cm土层（苗萍等，2017）。带正电荷的铵态氮易被土壤胶体吸附，其含量随土层深度增加而减少，这可能是一个原因（李家兵等，2016）。另外，互花米草可截留潮水带来的氮元素，使氮元素在土壤表层积累（杨永兴等，2011）。

本研究发现互花米草入侵并没有显著提高土壤TP含量，这与在长江口等地的研究不同（Wang et al.，2019）。互花米草生物量高且植被体内磷浓度较高（高建华等，2007；Xia et al.，2021），其根系的腐解归还为互花米草湿地土壤提供了大量的营养物质（苗萍等，2017），能够提高土壤中磷元素的含量，但由于采样点距离海水更近，因此潮水的冲刷和淋溶作用更强，这也可能导致土壤磷含量普遍较低（Li et al.，2018），并且在不同入侵年限之间差异并不显著。

3.2 互花米草入侵对土壤碳氮磷生态化学计量特征的影响

生态化学计量比作为一种重要指标能够评价土壤质量，同时也是表征土壤中C、N和P元素在土壤中分配平衡的重要参数（杨霞等，2021）。关于互花米草入侵对土壤碳氮磷化学计量特征的研究很少。由于滩涂土壤样品采集难度大，在有限的研究中，采集的土壤样品深度不同，且多数为60 cm以内（表5）。土壤样品深度的不同，使得在对比不同研究结果时，可能存在较大误差。对表5的数据进一步计算，得到图5的数据，即互花米草湿地生态化学计量比与原生滨海湿地的差别。计算方法为：差别=(1-互花米草湿地生态化学计量比/原生滨海湿地生态化学计量比)×100%；若某地有不同入侵年限互花米草，取其均值；若有多种类型原生滨海湿地类型，选择第一种原生湿地即光滩或长有较矮小植被的湿地。

图5 互花米草湿地土壤生态化学计量比与原生滨海湿地的差别Figure 5 Differences of w(C)/w(N), w(C)/w(P) and w(N)/w(P) between Spartina alterniflora wetland soil and native coastal wetland

表5 不同地点互花米草入侵湿地及本土湿地的土壤碳氮磷生态化学计量比Table 5 Ecological stoichiometric ratio of soil carbon, nitrogen and phosphorus of Spartina alterniflora invaded wetlands and native wetlands in different places

互花米草入侵通常会导致土壤SOC和TN含量增加，二者增幅的不同，会导致互花米草湿地土壤w(C)/w(N)与本土生态系统的差别可能因地而异。表4列出了中国不同区域的互花米草入侵对土壤碳氮磷生态化学计量特征影响的研究结果。总体而言，多数地方的互花米草湿地土壤w(C)/w(N)比较接近，但杭州湾和闽江河口因为土壤 SOC含量很低所导致w(C)/w(N)明显偏低（项琦，2021），在杭州湾的研究中，互花米草、海三棱藨草和光滩土壤的w(C)/w(N)均显著低于其他地区；芦苇湿地土壤w(C)/w(N)为12.53，是其他植被群落土壤w(C)/w(N)的3.1—7.4倍。闽江河口互花米草湿地土壤w(C)/w(N)值虽然在11左右（金宝石等，2017），但作者在计算w(C)/w(N)时用的是TC，如果像其他研究一样用SOC，则w(C)/w(N)值会大幅降低。本研究中，虽然互花米草入侵导致土壤尤其是表层土壤碳氮含量显著增加，但由于SOC和TN的增幅比例相近，因此，在0—100 cm土层内，互花米草湿地土壤w(C)/w(N)与光滩差别很小。不同入侵年限互花米草湿地土壤w(C)/w(N)没有显著性差异，但在0—10 cm土层内，互花米草湿地土壤w(C)/w(N)有低于光滩的趋势，尤其是入侵年限较短的SA16，土壤w(C)/w(N)比光滩低19%。但在黄河三角洲的另一项研究发现，随着互花米草入侵年限的增加，0—100 cm土层的w(C)/w(N)有增加趋势，且互花米草和盐地碱蓬湿地的w(C)/w(N)值均显著高于本研究（Zhang et al.，2021），这可能和除了取样地点不同有较大关系外，还与土壤SOC和TN含量本身具有较大的空间变异性有关。本研究的取样地点远离潮沟，而Zhang et al.（2021）的取样地点在大潮沟附近，潮水的冲刷作用很可能更强，引起土壤氮流失，导致互花米草湿地土壤 TN含量仅为本研究的44%，因此其研究结果中w(C)/w(N)值高于本研究。

对比互花米草湿地和本土滨海湿地土壤w(C)/w(N)可知，表4列出的各区域中，盐城互花米草入侵使土壤w(C)/w(N)升高了32%，杭州湾互花米草入侵却使土壤w(C)/w(N)降低31%，而在其他区域，无论对照区是盐沼、光滩还是红树林，互花米草湿地与本土滨海湿地土壤w(C)/w(N)的差别很小，一般低于10%（图5）。

w(C)/w(P)是土壤P元素矿化能力的反映，其比值越小越有利于土壤中微生物矿化有机质，进而释放较多的P元素，从而补充土壤中的有效磷（汪宗飞等，2018）。本研究中，w(C)/w(P)与TC和TN显著正相关，但与TP没有显著相关性，互花米草入侵提高了土壤尤其是表层土壤有机碳含量，而对TP影响不大，因此w(C)/w(P)值变大。由表4和图5可知，互花米草入侵使中国滨海盐沼湿地土壤w(C)/w(P)升高，其主要原因是互花米草入侵促使土壤有机碳增加（高建华等，2007；项琦，2021）。盐城互花米草湿地SOC含量远大于光滩而TP含量低于光滩，因此互花米草湿地w(C)/w(P)相比光滩增加最大（高建华等，2007）。在南方红树林地区，互花米草入侵却是土壤w(C)/w(P)降低了 14%，这是因为互花米草入侵红树林后土壤TOC含量有所下降（Wang et al.，2019）。本研究发现，互花米草湿地土壤w(C)/w(P)与其入侵年限显著正相关（图3），这是因为SOC随入侵年限增加而增加，在杭州湾也有相似的规律，但闽江河口互花米草湿地土壤w(C)/w(P)与入侵年限无关（金宝石等，2017；项琦，2021）。土壤w(C)/w(P)可能与土壤理化性质相关，本研究中土壤w(C)/w(P)受电导率、土壤容重和含水量影响显著，而闽江河口互花米草湿地土壤w(C)/w(P)基本不受土壤化学性质的影响，但与土壤砂粒含量显著正相关，与土壤粉粒含量显著负相关（金宝石等，2017）。

土壤中w(N)/w(P)能够用来表征土壤中氮磷营养供应情况，可用来辨别互花米草入侵湿地土壤中土壤养分的供给状态。本研究和杭州湾的研究结果中，土壤w(N)/w(P)主要受土壤 TN含量的影响（项琦，2021）。黄河口滨海湿地土壤w(N)/w(P)显著低于其他滨海地区，全国而言，南方滨海湿地土壤w(N)/w(P)高于北方，黄河口、胶州湾、盐城、闽江河口和广东广西的不同植被类型滨海湿地的土壤w(N)/w(P)均值依次为0.41、0.93、0.55、2.38和2.18（表 4）。互花米草入侵对盐城和杭州湾滨海湿地w(N)/w(P)的影响最大，分别使w(N)/w(P)增加了2.06和1.87倍，而在其他区域，互花米草入侵对土壤w(N)/w(P)影响很小，南方红树林湿地土壤w(N)/w(P)因互花米草入侵降低了10%（图5）。本研究中，土壤w(N)/w(P)与pH、土壤电导率、土壤容重和含水量均有极显著相关性，而闽江河口互花米草湿地土壤w(N)/w(P)与土壤砂粒含量显著正相关，与土壤粉粒含量显著负相关（金宝石等，2017）。

4 结论

与光滩相比，互花米草入侵显著改变了黄河口滨海盐沼湿地土壤理化性质，降低了土壤pH，增加了土壤容重和土壤含水量。互花米草入侵使盐沼湿地土壤尤其是表层土壤的TC和TN含量显著增加，增幅随入侵时间延长而变强，但对土壤TP含量基本无影响。入侵年限和土壤深度对互花米草湿地土壤TC含量有显著影响，但这两种因素的影响没有交互作用；TN含量仅受入侵年限的显著影响；TP含量与互花米草入侵年限和土壤深度均没有显著相关性。互花米草入侵对土壤w(C)/w(N)的影响小且没有明显规律，使浅层土壤w(C)/w(P)和w(N)/w(P)增加而深层土壤w(C)/w(P)和w(N)/w(P)降低；入侵年限对土壤w(C)/w(P)和w(N)/w(P)有显著影响。土壤 pH、电导率、容重、含水量是影响土壤碳氮磷含量的重要环境因子，而w(C)/w(N)与土壤环境因子没有显著相关性，但w(C)/w(P)和w(N)/w(P)均与土壤电导率显著正相关，与土壤容重显著负相关。另外，w(N)/w(P)还受滩涂高程、土壤pH和土壤含水量的影响。