【摘要】：互花米草在上世紀(jì)被引進(jìn)我國后,因其密集生長、抗逆性與繁殖力極強(qiáng),導(dǎo)致灘涂生態(tài)失衡、航道淤塞,同時對本土植物種及鳥類造成了嚴(yán)重威脅而亟待治理。紅樹林是熱帶亞熱帶潮間帶木本植物,具有重大的社會、經(jīng)濟(jì)、生態(tài)效益。秋茄是我國濱海濕地生態(tài)修復(fù)的重要鄉(xiāng)土紅樹物種。課題組研究出“刈割+翻耕+覆膜+種植鄉(xiāng)土紅樹植物+回收薄膜”的互花米草生物-物理防控方法,該方法高效環(huán)保起到了良好的成效。本研究以泉州灣“濱海濕地鄉(xiāng)土紅樹植物防控互花米草示范基地”為實驗樣地,在研究秋茄一年苗治理互花米草生態(tài)效應(yīng)的基礎(chǔ)上,對泉州灣互花米草和秋茄二年苗種群生長特征以及秋茄治理互花米草的生理生態(tài)效應(yīng)進(jìn)行研究,結(jié)果如下:(1)刈割可以顯著降低互花米草的株高、叢徑、鮮重和干重,但一年后反而使其密度有所上升。刈割過的互花米草葉片中碳、氮、磷含量及其C/N、C/P與未經(jīng)處理的互花米草有顯著差異,N/P比較相似。單一物理刈割可以在一定程度抑制互花米草生長,但經(jīng)一年恢復(fù)后效果則不明顯。(2)用生物-物理專利方法防控互花米草,隨著秋茄的生長,低密度種植模式的優(yōu)勢逐漸體現(xiàn)。在第二年生長周周期末時,100×100 cm種植模式的秋茄株高、冠幅、根長、生物量、絕對生長速率、葉片有機(jī)碳含量,均顯著高于其他種植模式,且固碳水平和對P的利用效率為4種種植模式中最高。種植模式對秋茄葉全氮含量影響不大,秋茄二年苗的生長可能主要受N元素限制。(3)密集種植模式(25×25 cm、50×50 cm)會導(dǎo)致秋茄第二年葉綠素a、葉綠素b和總?cè)~綠素含量下降,但對葉綠素a/b比值影響不大�？寡趸富钚噪S著秋茄種植的密集程度而增加,但最密集25×25 cm秋茄二年苗的酶活性也未下降,密集種植脅迫沒有對秋茄二年苗造成不可逆損傷,仍低于其耐受閾值。研究結(jié)果表明100×100 cm種植模式最適于秋茄二年苗的生長,帶來的脅迫最小。(4)種植秋茄第二年后,100×100 cm秋茄種植模式可以有效提升上、下層土壤有機(jī)質(zhì)含量,提高土壤全氮含量,小幅度提升土壤全磷含量,同時有效地降低土壤浸出液的鹽度和pH,改良土壤性質(zhì)。綜上所述,采用專利生物-物理方法防控互花米草入侵的效果顯著,100×100 cm種植模式的秋茄在第二年末期生長狀況、營養(yǎng)元素含量、抗逆性和土壤理化性質(zhì)等均優(yōu)于其他種植模式,建議可在濱海濕地生態(tài)恢復(fù)中采用該方法和種植模式。
【學(xué)位授予單位】：集美大學(xué)
【學(xué)位級別】：碩士
【學(xué)位授予年份】：2019
【分類號】：Q948
【圖文】：

未刈割 523.33±14.32759.00±54.11581.67±21.55506.22±30.5刈割過 533.11±32.03b449.11±32.13c577.56±25.50a540.44±32.7平均值±標(biāo)準(zhǔn)偏差；不同字母分別表示不同處理方式的不同季節(jié)間具有顯著差異(3 可以看出，隨著季節(jié)的變換，互花米草從生長旺盛期到新舊交種群密度呈現(xiàn)出夏季＞秋季＞春季＞冬季。夏季未刈割的互花 3 個季度的種群密度，而春季和冬季之間，未刈割互花米草密的互花米草種群密度則表現(xiàn)為在秋季時密度最大，從大到小。秋季刈割過互花米草的密度顯著高于其他 3 個季度的種群密也為不顯著�？傮w來看，未刈割與經(jīng)過物理刈割的互花米草種之間不具有顯著差異；且從密度的測定絕對值來看，春季和秋灣互花米草種群的密度差異不大。相比之下刈割處理后的互花的夏季時，其密度相比未經(jīng)處理的樣地有明顯的降低。但是經(jīng)活史周期后，刈割過后的互花米草種群的密度反而有所上升。米草種群密度的平均值，高于未刈割互花米草種群密度 30 株未刈割互花米草不同季節(jié)株高、叢徑、鮮重、干重見圖 2-2 至圖

刈割處理對互花米草叢徑在不同季節(jié)的影響

刈割處理對互花米草株鮮重在不同季節(jié)的影響

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本文編號：2750195