专利名称：入侵植物互花米草的空中凋落物的研究方法
技术领域：
本发明属入侵植物环境安全评价技术领域，具体涉及一种入侵植物互花米草的空中凋落物的研究方法，特别是涉及一种入侵植物互花米草的空中凋落物对入侵地长江口湿地崇明东滩的研究方法。
背景技术：
Τ ^^^-, Spartina alternifIora Loisel,smooth cordgrass, Atlantic cordgrass或saltmarsh cordgrass,禾本科米草属(又名绳草属)，多年生草本植物属，多年生C4草本植物，原产于大西洋沿岸，从加拿大的纽芬兰到美国的佛罗里达中部，直到墨西哥均有分布。根系发达，常密布于O 30cm的土层内，有时可深达50 100cm。 地下茎多横向分布，深度可达50cm以上。茎直立、挺拔，高1. 5 3. 5m,粗0. 5 1. 5cm ； 茎节具叶鞘，叶腋有腋芽。叶互生，呈长披针形，宽1.5 2cm;茎基部叶片相对较短，长仅 IOcm左右，向上则变宽变长，长可达90cm;叶片具盐腺，可将根系吸收的盐分排出体外。圆锥花序，长20 45cm，具10 20个穗状花序徐炳声，上海植物志下卷[M]，上海科学技术文献出版社，1999，p526 ；王卿等，植物分类学报，2006 (44) :559_588。互花米草以有性和无性两种方式繁殖后代，对已经建立的种群，局部扩张主要以无性生殖(根状茎)的方式进行Metcalfe etal. ，Annals of Botany,1986,58(2) :249_258。作为一种盐沼植物，互花米草因其独特的生理生态特点，成为保滩护岸、促淤造陆的先锋物种。由于发达的地下结构(包括根状茎和根系)，互花米草在海岸带能有效地保护滩涂、削弱海水侵蚀，并加速沉积物的沉积。因此，互花米草已被世界上包括美国在内的许多国家引种，用于海岸带生态工程，诸如欧洲的大西洋海岸、大不列颠、新西兰、美国西海岸以及中国沿海地区均有分布，我国于1979年引进互花米草，经过30年的发展，目前已占据我国北起天津、南至广西北海的广大海岸线。互花米草入侵对海岸带盐沼湿地生态系统生物多样性和生态系统过程的影响已经引起人们的重视。其入侵对长江盐沼湿地生态系统内的土著植物海三棱薦草和芦苇、底栖动物、线虫、土壤的碳氮库等都具有很大的影响。目前，互花米草仍是生态学家开展入侵生态学和盐沼生态学研究的模式材料，而且由于研究思路的拓展与研究手段的发展，与互花米草相关的研究也日趋深入。通过对互花米草的研究，为其入侵控制和管理提供理论帮助和依据。众所周知，很多草本植物在其衰老后，叶片并不立即脱离植株，往往伴随着在空中分解一段时间后才会完全脱离植物。在对互花米草凋落物的最近的研究中表明入侵物种互花米草的凋落物中，空中凋落物占45%，地下凋落物占48%，余下的是地表凋落物，与土著种互花米草与芦苇和海三棱薦草相比，有更多的生物量被分配到空中凋落物中。早在上个世纪八十年代，Schubauer和Hopkinson就分别报道了在美国东海岸土著互花米草将大量的凋落物分配到空中和地下，大量的地上部分凋落物是存在于空中。空中凋落物所处的微环境是不与土壤接触的，因此其分解过程有别于地下和地表的凋落物分解过程，同时，由
3于互花米草空中凋落物所占的比重较大，因此对其分解动态的研究，可以有助于更加全面地认识互花米草的生理生态特征，也对认识被入侵生态系统的特征和过程具有重要意义。
发明内容
本发明所要解决的技术问题在于提供一种入侵植物互花米草的空中凋落物的研究方法，通过采用不同方法对互花米草凋落物的研究，可以对湿地生态系统内凋落物的研究提供一些方法上的帮助，进一步从理论上阐明互花米草入侵对凋落物库的影响，有助于大家更加深入认识植物入侵如何影响生态系统功能和过程。由于互花米草分布于盐沼，受到外界环境的影响较大，因此对于互花米草凋落物动态的研究，一般采用的是凋落物袋法测定和标记凋落物法。本研究采用原位和凋落物袋分解法来研究互花米草凋落物的分解动态，目的在于研究原位和凋落物袋分解法在互花米草空中凋落物分解过程中是否具有差异，比较两种方法的凋落物分解速率，碳氮元素的变化以及木质素变化的差异。另外，通过采用不同方法对互花米草凋落物的研究，可以对湿地生态系统内凋落物的研究提供一些方法上的帮助，进一步从理论上阐明互花米草入侵对凋落物库的影响，有助于我们深入认识植物入侵如何影响生态系统功能和过程。本发明的研究方法是在上海市崇明岛的东滩国际重要湿地进行的。东滩位于东经 121° 45'，北纬31° 30'，是崇明岛的最东端，也是全岛最具成长性的部分，目前以每年 140m左右的速度向外延伸。东滩地势平坦，高程在4. an以下。该区域三面环水，北面是长江口北支水道末端，南面是北港水道，东面是长江口滨海区域。东滩位于北亚热带南缘沿海地区，属北亚热带海洋性气候，气候温和湿润，四季分明，日照较为充足。年平均气温15. 3°C， 最热为7、8月间，月平均气温为27. 5°C，最冷为1月，月平均气温为2. 9°C。全年降水量充足，年平均降雨量为 1117. lm(http://tifz. tonRii. edu. cn/article. php ？ articleid = 209)。东滩适宜的气候条件为互花米草迅速扩张提供了良好的条件，加上互花米草本身适于盐沼湿地生态系统，使得在短短的时间内，互花米草排挤了土著种芦苇和海三棱薦草，成为东滩盐沼湿地最优势的植物。2007年12月，在东滩高潮位互花米草单物种群落中随机选择6块9X9m2的样地 (参看图la)。该样地内的互花米草在前一年已被刈割，因此12月样地中互花米草的空中 (直立)凋落物全部来自2007年度的生长季节，而没有之前年份的凋落物的积累，这样可以避免因凋落物年龄的差异所造成的分解速率的差异，也可以使结果更加明确。本发明的入侵植物互花米草的空中凋落物的研究方法，分别采用凋落物袋法和原位分解法研究互花米草凋落物的分解动态，研究该两种方法在互花米草空中凋落物分解过程中是否具有差异性，进而比较这两种方法的凋落物分解速率，碳、氮元素以及木质素的变化差异。所述凋落物袋法和原位分解法分别同时在不同样地中进行，其中，凋落物袋尺寸为20CmX20Cm，凋落物袋网眼为1. OmmXl. 0mm，并悬挂于被研究的互花米草的样地空中。所述凋落物中碳、氮含量采用氧化还原法进行测定。所述凋落物中木质素含量采用Soest van法进行测定。本发明的研究方法对湿地生态系统内凋落物的研究提供一些方法上的帮助，进一步从理论上阐明了互花米草入侵对凋落物库的影响，有助于大家更加深入认识植物入侵如何影响生态系统功能和过程。
图1为互花米草的生长样地，其中a)为2008年夏季崇明东滩样地的外貌，b)为原位分解法凋落物收割后的样地，c)为凋落物袋法用于悬挂凋落物袋的设施。
具体实施例方式以下结合具体实施例进一步详细描述本发明的技术方案。实验材料的收集用于实验的凋落物收集时间为2007年12月中旬，地上凋落物的收集为互花米草地上直立的当年生枯萎植株(叶片由绿转黄的时候)，凋落物收集后用清水洗净后，在50°C 下烘至恒重，地上凋落物分为茎、叶和叶鞘，并将凋落物切成IOcm长的样品备用，凋落物样品的称量精度为士O.Olg。实施例1凋落物袋法采用Wieder& Lang，Ecology，1982，63 (6) :1636_1642的研究方法来测定互花米草在空中的分解速率，以及在分解过程中凋落物碳、氮含量的变化(参见图Ic)。采用的凋落物袋尺寸为 20cmX20cm [Eviner & Vaughn,Rothstein et al. ,Ecological Society of America Annual Meeting Abstracts, 2004 (89) :148，凋落物袋网眼为 1. OmmX 1. 0mm。 将IOg茎、叶和叶鞘的凋落物装入凋落物袋中。2007年12月底，分别将装有互花米草茎、叶和叶鞘的凋落物袋放置于野外样地中，凋落物袋悬挂在离地面大约1. :3m处，每块样地共放置36个凋落物袋，总计216个，分别于2008年1、2、3、4、5、6、7、8、9、11和12月进行采样， 每月共计18个凋落物袋，将凋落物袋带回实验室进行实验分析。实施例2原位分解法本研究方法测定自然状态下互花米草在空中的分解速率，以及在分解过程中凋落物碳、氮含量的变化，并与凋落物袋法的结果进行比较(参见图lb)。与凋落物袋法实验同时进行，原位分解法的实验样地选择在崇明东滩高潮位互花米草单物种群落中，每次在选定的6块9X9m2的样地中随机的收割1 X Im2的样方，采样时间分别于2008年1、2、3、4、5、 6、7、8、9、11和12月，将采回的样品去除新鲜植物部位部分，保留剩余的空中凋落物部分， 带回实验室进行数据分析。实施例31)凋落物中碳、氮含量的测定所有的待测样品经研磨并过筛(筛子的规格为100目)。碳、氮浓度的测定在氮碳土壤元素分析仪(FlashEA 1112 Series，Italy)上进行，测定的基本原理是氧化还原法，操作步骤如下①选天门冬氨酸(C4H7NO4)作为本方法的标准样品(即随机配送标样)。②标样和样品的容器均为锡纸杯(即随机配送的标准容器)。③测定植物样品的进样量为4 6mg，标样为2. 5 :3mg，精度为0. OOlmg0
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④仪器开机后，首先进行气路漏气检查，只有当漏气检查通过后(< 3)，才允许机器升温到900°C (左炉，氧化炉)和680°C (右炉，还原炉)，否则先排除漏气故障方能允许仪器升温。⑤当左、右炉温度达到测定温度时，过5min后进行测试空烧的谱图，当谱图曲线直而平时，进行下一步操作。⑥用空锡纸杯和标样进行调试，如果空锡纸杯和标样的两条谱图的底线重叠吻合，标样的出峰时间短暂，高峰后没有拖尾现象，则可进行正式的样品测定。⑦通常测定样品排放的顺序为标样一空杯一标样一10 15样品一标样一空杯 —标样，依次循环，测定的项目程序选CN 土壤分析。⑧样品测完后按程序进行计算。要求标样的碳或氮浓度测量值与理论值的相对误差在士2%范围内。实验结果表明原位和凋落物袋分解中，互花米草茎、叶和叶鞘凋落物分别于同一时期测定其碳、 氮浓度，所以在分解前的碳、氮浓度是相同的。在凋落物分解过程中，碳库是随着时间推移而变化的，在原位分解中，碳浓度的变化具有一定的波动性，经过一年的分解，茎凋落物碳浓度随时间的变化具有显著差异(Fli65 = 3. 378，P <0.05)。8月份，凋落物的碳浓度降到最低，为新鲜凋落物的85%。而叶和叶鞘凋落物碳浓度随着时间的变化不具有显著差异 (叶$，65 = 1. 518，P > 0. 05 ；叶鞘=F1,65 = 0. 295, P > 0. 05)。而在对碳含量的分析比较中，我们发现，茎、叶和叶鞘凋落物碳含量随时间的变化呈现显著降低的趋势(茎= 9. 371，P < 0. 05 ；Bf :F1;65 = 11. 002，P < 0. 05 ；叶鞘=Flj65 = 6. 961，P < 0. 05)最后收获时，茎、叶和叶鞘各部位凋落物的碳含量为初始的38. 87%,33. 78%和41. 28%。在凋落物袋中，叶和茎凋落物碳浓度随时间变化具有显著差异(叶&65 = 3. 884，P < 0. 05 ；茎=F1,65 =4. 473，P < 0. 05)，而叶鞘凋落物碳浓度随时间变化不具有显著差异(P > 0. 05)。茎、叶和叶鞘凋落物碳含量随时间变化呈现显著降低的趋势(茎=F1,65 = 77. 595，P < 0. 05 ；叶 Flj65 = 10. 955，P < 0. 05 ；叶鞘F1 65 = 9. 050，P < 0. 05)。在原位分解中，氮浓度的变化也具有一定的波动性，但总体趋势是增加的，茎、叶和叶鞘凋落物的氮含量分别为初始凋落物氮含量的57%，69%和74%，经过12月的分解后，茎、叶和叶鞘凋落物的氮浓度分别为107%，106%和122%，各部位凋落物氮浓度随时间变化具有显著差异(茎=Fy5 = 6. 013，P < 0. 05 ；叶 $，65 = 7. 895，P < 0. 05 ；叶鞘=F1^5 =6. 059，P < 0. 05)。各部位的凋落物氮含量随时间变化呈现显著降低趋势(茎=F1,65 = 7. 703，P < 0.05 ；叶疋1;65 = 9. 772，P < 0. 05 ；叶鞘疋1;65 = 5. 076，P < 0. 05)，最终凋落物各部位的氮含量分别为初始凋落物氮含量的41%，36%和51%。在凋落物袋状态的整个分解过程中，各部位凋落物氮浓度随时间变化呈现显著升高的趋势(茎=F1,65 = 5. 504, P < 0. 05 ；叶 $，65 = 6. 523，P < 0. 05 ；叶鞘疋1;65 = 1. 960，P < 0. 05)，在 9 月达到最高浓度，茎、叶和叶鞘的氮浓度分别为初始凋落物氮浓度的197%、156%和146%。茎和叶凋落物氮含量随时间变化显著降低(叶巧，65 = 3. 457，P < 0. 05 ；茎$，65 = 2. 308，P < 0. 05)， 而叶鞘凋落物氮含量随时间变化无显著变化(Fli65 = 1. 736，P > 0. 05)。碳氮比是衡量凋落物质量并与凋落物分解相关的一个重要指标，碳氮比的变化在原位分解过程中波动比较大，整体趋势是逐渐下降的，相对于原位分解实验中的碳氮比变化，凋落物袋中的碳氮比变化相对较为稳定。在两种分解条件下，凋落物各部位的碳氮比均具有显著的差异(P <0.05)。在凋落物袋和原位分解的两种不同的分解状态中，凋落物各部位的碳浓度在两种分解状态下无显著差异(原位分解=F1J = 0. . 154，P > 0. 05 ；凋落物袋分解=F1J = 1. 238，P > 0. 05)。茎、叶和叶鞘碳含量在两种分解状态下具有显著差异(茎:FL10 = 16. 154，P < 0. 05 ；叶=Flio = 34. 966，P < 0. 05 ；叶鞘=Flio = 83. 24，P
<0.055)。与碳含量相同，茎、叶和叶鞘氮浓度在两种分解状态下具有显著差异(茎=F1J =38. 585, P < 0. 05 ；叶=Flio = 8. 74, P < 0. 05 ；叶鞘=Flio = 13. 977, P < 0. 05)，氮含量在两种分解状态下同样具有显著差异(茎=Flio = 29. 234,P < 0. 05 ；叶=Flio = 51. 894,P
<0. 05 ；叶鞘=Flio = 33. 381，P < 0. 05)2)凋落物中木质素含量的测定将一部分用于凋落物袋分解实验的样品通过20目的网筛，用于测定凋落物的酸性木质素(木质素)浓度。木质素测定采用Soest van方法，仪器为纤维素测定仪(Fiwe Velp Scientifica, Italy)。其测定的主要操作步骤如下①称取约2g(精度为O.OOlg)的样品(Gl)置于Velp坩锅中，然后放置于主机的红外加热槽。②用IOOOml去离子水、20ml无水浓硫酸、20g十六烷基三甲基溴化铵(C19H42BrN) 配成稀酸溶液，加入蒸溜管中，再加入少量镇泡剂(正辛醇，C8H18O)，然后加热并保持沸腾状态Ih0③抽提后用丙酮润洗3次，再用去离子水润洗3次。④用72%的浓硫酸硝冷萃取池，冷萃过程中不停地搅拌。⑤抽提后用丙酮润洗3次，再用去离子润洗3次。⑥在105 °C恒温下烘2h后，称重G2。⑦然后，将样品转移到马福炉在550°C温度下焚烧证；取出后在干硅胶燥瓶冷却后称重G3。⑧酸性木质素浓度％ = (G2-G3) / (G1-G3) X 100 %。实验结果表明在两种不同的分解状态下，互花米草各部位凋落物的木质素浓度都随着时间而显著升高(P < 0. 05)。其中，茎、叶和叶鞘凋落物的木质素初始浓度分别为12. 34%U2. 23% 和11%。经过12个月的分解，原位分解中茎、叶和叶鞘凋落物的木质素含量分别增加至 23. 98%,23. 28%和25. 17%，凋落物袋中的茎、叶和叶鞘的木质素含量为24%,25. 55%和 23. 86%。两种方法的分解过程中，木质素含量的变化无显著差异(P > 0. 05)。凋落物中木质素氮比是一项重要的质量指标，凋落物袋分解过程中，茎凋落物的木质素氮比叶和叶鞘的要高。原位分解中凋落物木质素氮比波动较大，各月间的差异显著(P <0.05)。两种方法的分解过程中，木质素氮比的变化无显著差异(P > 0. 05)。最后应当说明的是，以上实施例仅用以说明本发明的技术方案而非限制，尽管参照较佳实施例对本发明进行了详细说明，本领域的普通技术人员应当理解，可以对发明的技术方案进行修改或者等同替换，而不脱离本发明技术方案的精神和范围，其均应涵盖在本发明的权利要求范围中。
权利要求
1.一种入侵植物互花米草的空中凋落物的研究方法，其特征在于，分别采用凋落物袋法和原位分解法研究互花米草凋落物的分解动态，研究该两种方法在互花米草空中凋落物分解过程中是否具有差异性，进而比较这两种方法的凋落物分解速率，碳、氮元素以及木质素的变化差异。
2.根据权利要求1所述的研究方法，其特征在于，所述凋落物袋法和原位分解法分别同时在不同样地中进行。
3.根据权利要求1所述的研究方法，其特征在于，所述凋落物袋法中的凋落物袋尺寸为20cmX20cm，凋落物袋网眼为1. OmmXl. 0mm。
4.根据权利要求3所述的研究方法，其特征在于，所述凋落物袋悬挂于被研究的互花米草的样地空中。
5.根据权利要求1所述的研究方法，其特征在于，所述凋落物中碳、氮含量采用氧化还原法进行测定。
6.根据权利要求1所述的研究方法，其特征在于，所述凋落物中木质素含量采用Soest van法进行测定。
全文摘要
本发明公开了一种入侵植物互花米草的空中凋落物的研究方法，分别采用凋落物袋法和原位分解法研究互花米草凋落物的分解动态，研究该两种方法在互花米草空中凋落物分解过程中是否具有差异性，进而比较这两种方法的凋落物分解速率，碳、氮元素以及木质素的变化差异。本发明通过采用不同方法对互花米草凋落物的研究，可以对湿地生态系统内凋落物的研究提供一些方法上的帮助，进一步从理论上阐明互花米草入侵对凋落物库的影响，有助于大家更加深入认识植物入侵如何影响生态系统功能和过程。
文档编号G01N33/00GK102243222SQ20101017374
公开日2011年11月16日 申请日期2010年5月13日 优先权日2010年5月13日
发明者吴潇, 唐雪明, 朱宏, 王金斌, 蒋玲曦, 谭芙蓉, 赵凯, 陶世如 申请人:上海市农业科学院