杭子清，王國祥,劉金娥,*,王 剛，王 會

(1. 南京師范大學地理科學學院， 南京 210023； 2. 鹽城師范學院城市與資源環(huán)境學院， 鹽城 224002；3. 鹽城國家級珍禽自然保護區(qū)，鹽城 224057)

濕地土壤有機碳(SOC)是全球陸地最大的碳庫之一，其碳含量是大氣中CO2碳含量的2—3倍[1-2]，兼有“碳源”與“碳匯”的雙重功能，其碳循環(huán)對大氣全球碳收支以及與之有關的全球氣候變化有重要影響。鹽城海濱濕地是我國面積最大、生態(tài)類型最齊全、沖淤演變最復雜的典型淤泥質海濱濕地[3]。自1982年引種互花米草以來，迅速海向擴張，形成大面積的鹽沼，和本地種堿蓬產(chǎn)生了種間競爭，未來有可能取代堿蓬[4]，植物種類的更替改變了生態(tài)系統(tǒng)結構和物質轉化過程，影響土壤有機碳庫的大小和結構[5]?；セ撞菥哂休^長的生長季、較高的凈光合作用速率以及較大的生物量，固碳作用非常顯著[6]，相關研究結果亦表明互花米草的生長導致土壤有機碳含量顯著增加[7-8]，隨著入侵時間的增長，互花米草來源有機碳的輸入顯著改變了土壤有機碳組分，提高了土壤碳匯能力[9]，然而有關互花米草對土壤碳庫中不同組分結構有機碳影響的研究鮮見報道。由于鹽城海濱濕地灘面沉積環(huán)境以及互花米草建群時間存在差異，土壤中有機碳在化學組成、降解難易程度以及轉化速率等方面也會有所不同[10-12]。目前分析有機碳組成結構的方法有很多種，紅外光譜法可以根據(jù)紅外吸收曲線的峰位、峰強及峰形來判斷化合物的結構組成[13]，熒光光譜法則依據(jù)膠團中各種熒光團的綜合表現(xiàn)推測出腐殖質中可能存在的官能團[14]，電子自旋共振譜法可以通過譜圖的不同線形和峰寬反映其內(nèi)部結構[14]，其中核磁共振技術(NMR)是一種非破壞性的分析方法，在研究土壤有機碳庫的化學組成結構上優(yōu)勢明顯[15]。因此，本研究以江蘇鹽城海濱濕地作為研究區(qū)域，借助核磁共振技術判別土壤中有機碳庫組成和結構，分析互花米草在入侵過程中對土壤的生物地球化學循環(huán)過程的作用，以期為科學評價互花米草對有機碳庫的影響提供支持。

1 研究地區(qū)與研究方法

1.1 研究區(qū)概況

研究區(qū)位于江蘇鹽城新洋港潮灘濕地(32°34′—34°28′N，119°48′—120°56′E)，該區(qū)受海洋性與大陸性氣候的共同影響，屬于典型季風氣候區(qū)，年平均氣溫13.7—14.6 ℃，日光輻射總量為485—506 kJ/cm2，年降水量為980—1070 mm。研究范圍內(nèi)人類干擾較少，植被帶分布明顯，由海向陸依次分布有：光灘、互花米草(Spartinaalterniflora)鹽沼、堿蓬(Suaedasalsa)鹽沼以及蘆葦(Phragmitesaustralis)鹽沼。

1.2 研究方法

1.2.1 樣地選擇與采樣方法

新洋港潮灘濕地的互花米草引種于1989年，此地建有永久性標志。本研究組使用手持GPS/GIS數(shù)據(jù)采集器對鹽城海濱濕地互花米草擴張動態(tài)進行多年野外定位調查，并從2003年起，在互花米草擴張邊緣建立永久性標志，記錄互花米草種群定居時間和擴張過程。2011年6月，在研究區(qū)內(nèi)自海向陸選擇一個剖面，根據(jù)已建立的永久性標志確定互花米草種群定居時間，按照互花米草的不同定居時間設置6個樣地，光灘(Mudflat)、建群1a互花米草鹽沼(S.alternifloraflat 2011)、5a互花米草鹽沼(S.alternifloraflat 2007)、12a互花米草鹽沼(S.alternifloraflat 2000)、23a互花米草鹽沼(S.alternifloraflat 1989)以及堿蓬鹽沼(S.salsaflat 1989)，每處設3個1 m×1 m的樣方，采集表層0—20 cm的土壤樣品，將所采集的3份土壤混合，作為該樣地的土壤樣品，分別用MF、SAF2011、SAF2007、SAF2000、SAF1989、SSF1989表示(圖1)，裝入標有編號的塑料自封袋中，帶回實驗室后過2 mm篩分成2份土樣，一份鮮土在4 ℃下冷藏，另一份自然風干處理后待測。

圖1 研究區(qū)域位置及采樣點分布

1.2.2 樣品處理與指標測定

(1)可溶性有機碳(DOC)的測定[16]稱取20 g鮮土置于盛有100 mL蒸餾水的三角瓶中，做3個重復，按照水土比2∶1在恒溫搖床振蕩浸提30 min(25 ℃，100 r/min)后離心10 min(5500 r/min)，將上清液過0.45 μm濾膜后直接上機(TOC-LCSH, 島津公司)測定浸提液中的有機碳含量。

(2)微生物量碳(MBC)的測定[17]采用氯仿熏蒸提取法提取土壤微生物量碳，稱取20 g鮮土兩份，一份置于100 mL離心管中，另一份置于100 mL燒杯中，做3個重復，熏蒸和未熏蒸的土壤樣品分別用0.5 mol/L的K2SO4浸提30 min，TOC儀(TOC-LCSH, 島津公司)測定浸提液中的有機碳含量。最后用以下公式計算MBC:

MBC=(E1-E2)/0.45

(1)

式中,E1和E2分別為熏蒸和未熏蒸土樣提取液中的有機碳含量，0.45為浸提系數(shù)。

土壤有機碳(SOC)直接采用有機碳分析儀(TOC-LCSH, 島津公司)進行測定。

可溶性有機碳、微生物量碳以及土壤有機碳的實際測定過程中每個土樣均做3個重復，控制相對標準偏差≤10%。

核磁共振樣品預處理與波譜分析：為了提高固體核磁共振測定的精確度，土壤樣品在進行核磁共振分析前先用氫氟酸(HF)進行預處理，預處理方法如下[18]：稱量8 g土壤樣品于100 mL塑料離心管中，加50 mL HF(體積分數(shù)10%)溶液，搖床上振蕩1 h(25 ℃，100 r/min)，離心機上3000 r/min離心10 min，棄去上清液，殘余物繼續(xù)用HF溶液處理。共重復處理8次，搖床時間依次是：第1—4次1 h，第5—7次12 h，最后1次24 h。處理過后的殘余物用蒸餾水清洗后以除去其中的HF溶液，方法如下：加50 mL蒸餾水，振蕩10 min，離心10 min(3000 r/min)，去掉上清液，整個過程重復4次。殘余物在40 ℃的烘箱中烘干，過60目篩后置于密實袋中，備NMR上機測定。

處理后的樣品用固體核磁共振儀(AVANCE III 400MHz，布魯克公司)進行測定，采用交叉極化魔角自旋(CPMAS)技術，測定參數(shù)分別是：光譜頻率為100.63 MHz，魔角自旋頻率為5 kHz，接觸時間為2 ms，遲滯時間為0.5 s，采樣時間為0.01 s，掃描次數(shù)為140000次，各類型碳相對含量用該區(qū)間化學位移積分面積的百分數(shù)表示，由機器自動給出。

1.3 數(shù)據(jù)統(tǒng)計分析

試驗數(shù)據(jù)的計算與分析工作在Excel 2003、Origin 8.0上進行，使用統(tǒng)計軟件SPSS17.0單因素方差分析法對數(shù)據(jù)進行顯著性檢驗和相關性分析。

2 結果與分析

2.1 互花米草鹽沼土壤有機碳庫組分分析

土壤可溶性有機碳(DOC)是指能溶解于水，并且能通過0.45μm濾膜的含碳有機物，它們極易被土壤微生物所分解，是土壤微生物直接利用的土壤碳源[19]。各樣地表層土壤可溶性有機碳含量(圖2)表現(xiàn)為SAF2007> SAF1989> SAF2000> SSF1989> SAF2011> MF，平均值分別為50.67、46.22、39.12、17.43、8.31、6.92 mg/kg。相關性分析表明，土壤可溶性有機碳與土壤有機碳極顯著相關(P<0.01)(圖3)，這說明土壤有機碳很有可能決定了土壤中可溶性有機碳的含量。各樣地(MF、SAF2011、SAF2007、SAF2000、SAF1989)的DOC/SOC比值分別為0.66%、1.01%、0.67%、0.62%、0.61%，互花米草建群該比值沒有明顯變化。

圖2 土壤DOC、MBC及SOC含量

土壤微生物量碳(MBC)是土壤有機碳庫中活性很強的一部分，盡管占總有機碳的比例很小，但常被作為評價土壤有機碳庫周轉速率的指標之一[20]。各樣地表層土壤微生物量碳含量(圖2)表現(xiàn)為SAF2007> SAF1989> SAF2000> SSF1989> SAF2011> MF，平均值為70.34、69.24、61.55、18.27、13.56、8.92 mg/kg。相關性分析表明，土壤微生物量碳與土壤有機碳極顯著相關(P<0.01)(圖3)。

由互花米草鹽沼土壤有機碳的含量(圖2)變化可知，在建群初期，隨著互花米草建群時間的增加，土壤有機碳含量顯著增加(P<0.01)，在SAF2007處達到最大，對照樣點MF僅為其13.8%。但是隨著互花米草鹽沼進一步的擴張發(fā)育，灘面高程增加，鹽沼內(nèi)水分鹽度等環(huán)境條件變化梯度更加顯著，影響土壤有機碳積累和分解過程，土壤有機碳含量有波動?；セ撞蓰}沼各樣點含量為0.82—7.60 g/kg，平均值為4.29 g/kg，總體高于堿蓬鹽沼和光灘。不同植被類型表層土壤有機碳含量表現(xiàn)為：互花米草鹽沼灘(5.57 g/kg)>堿蓬鹽沼(2.40 g/kg)>光灘(1.05 g/kg)。

圖3 土壤DOC、MBC與SOC的關系

2.2 土壤有機碳組成結構特征分析

土壤有機碳固態(tài)NMR碳譜主要可劃分為以下4個共振區(qū)域[17]，烷基碳(Alkyl C)區(qū)，0—45 μmol/mol；烷氧碳區(qū)(Alcoxyl C)區(qū)，45—110 μmol/mol；芳香碳(Aromatic C)區(qū)，110—160 μmol/mol；羧基碳(Carboxyl C)區(qū)，160—200 μmol/mol。根據(jù)已有的研究報道[10,17,19-20]，烷基碳區(qū)內(nèi)，可以在δ21—22、25—26、31、33和43—44μmol/mol等處觀察到吸收峰，其中δ30處的吸收峰最為明顯；烷氧碳區(qū)內(nèi)，δ50—60處的吸收峰為甲氧基碳，δ60—110處的吸收峰為碳水化合物碳；芳香碳區(qū)內(nèi)，δ110—145處的吸收峰是芳香碳，δ145—160處的吸收峰為被O取代的酚基碳；羧基碳區(qū)內(nèi)，δ172—174處的吸收峰為羧基、酰胺和脂碳。

互花米草鹽沼土壤中的有機碳形態(tài)以烷氧碳和芳香碳為主(圖4)，芳香碳的平均比例(35.85%)最高，其次為烷氧碳(32.83%)和羧基碳(20.62%)，烷基碳的平均比例(10.36%)最低?；セ撞萁ㄈ撼跗冢寥烙袡C碳中烷基碳有增加趨勢，在SAF2007處出現(xiàn)最大值(11.84%)后逐漸下降，低于堿蓬鹽沼(SSF1989處)土壤烷基碳含量(12.2%)。烷氧碳與烷基碳的變化趨勢相反，在SAF2007處出現(xiàn)最小值27.2%后逐漸增加至SAF1989處的37.73%。有機碳中芳香碳含量變化不大，堿蓬鹽沼(SSF1989處)的芳香碳含量低于互花米草鹽沼；羧基碳與烷基碳的變化趨勢一致，在SAF2007處出現(xiàn)最大值(23.45%)，普遍低于堿蓬鹽沼(SSF1989處)土壤的羧基碳含量(25.13%)。

脂肪族碳(烷基碳+烷氧碳)與芳香碳比值表現(xiàn)為SAF2000 (1.29)>SAF1989 (1.27)>SAF2011 (1.24)>SSF1989 (1.19)>SAF2007 (1.04)，該比值在互花米草建群12a(SAF2000處)達到最大值1.29后下降，高于堿蓬鹽沼(SSF1989處)；烷基碳與烷氧碳的比值在SAF2007處達到最大值，和堿蓬鹽沼(SSF1989處)相近。

烷基碳與烷氧碳的比值表現(xiàn)為SAF2007 (0.44) >SSF1989 (0.43)>SAF2000 (0.28)>SAF2011(0.27)>SAF1989 (0.22)，呈先上升后下降的趨勢，其中SAF2007樣地比值最高。

烷基碳+芳香基碳為疏水碳，烷氧碳+羧基碳為親水碳。各樣地疏水碳含量/親水碳含量表現(xiàn)為：SAF2007 (0.97)>SSF1989 (0.87)>SAF2000 (0.85)>SAF2011 (0.83)>SAF1989 (0.81)。

圖4 土壤有機碳中不同類型C含量分布

3 討論

3.1 互花米草對土壤有機碳庫組分的影響

有機碳是土壤的重要組成部分，其含量大小可以反映土壤肥力及初級生產(chǎn)力[21]。相關研究表明互花米草海向擴張?zhí)岣吡薙OC含量，這是海源輸入、植物輸入以及潮溝、洼地、水分等因素共同作用于分解過程的結果，隨著建群時間的增長，有機碳庫周轉率降低，生物可利用性減小，SOC質量提高[7,11,22]。王剛等[9]研究表明，入侵12 a的互花米草樣地表土年均碳匯積累速率為1.8 t/hm2，如此多的有機物輸入到土壤中是土壤有機碳增加的主要原因。本研究中，在互花米草定居鹽城海濱濕地1—23a后，表層土壤的有機碳含量與光灘相比顯著增加(P<0.05)，這說明互花米草入侵鹽城海濱濕地促進了土壤碳匯。

土壤可溶性有機碳(DOC)和微生物量碳(MBC)是用來表征土壤活性碳庫的重要指標，盡管它們只在土壤碳庫中占很小的部分，卻在土壤物質轉化和養(yǎng)分循環(huán)中發(fā)揮著重要作用[4]。土壤可溶性有機碳(DOC)主要來源于光合產(chǎn)物、表層有機質的淋溶或分解和土壤有機質的微生物過程。植被變化首先改變了土壤的植被條件、理化性質等，從而影響土壤微生物活性的變化，引起土壤各組分一系列的連鎖變化[18]。江蘇大豐王港口濕地互花米草灘可溶性有機碳的含量介于20.3—27.2 mg/kg之間[7]，DOC與SOC呈顯著正相關(P<0.05)，本研究也表明，DOC有與SOC相同的變化趨勢，究其原因可能有：1)互花米草樣地凋落物和根系分泌物較多，有機碳含量較大，淋溶作用以及分解形成的DOC含量也較多；2)互花米草樣地DOC中的富啡酸和酚類物質較多，可以抑制土壤微生物的活動[18]，使得微生物可利用的DOC減少，土壤中的DOC含量增加。

和其他自然濕地生態(tài)系統(tǒng)相比較而言，鹽沼濕地土壤的微生物量碳(MBC)含量相對較小，雖然互花米草的生長可以促進土壤微生物量碳增加，但是與淡水濕地土壤微生物量碳相比仍要小一個數(shù)量級[23]，如三江平原濕地的土壤MBC含量分別達到2035.5、1729.8、1035.2 mg/kg[23]，與本研究的測定結果差異很大，這可能主要是與海濱潮灘濕地的特殊生境有關。相關研究表明[24]，互花米草在濱海潮間帶的大面積生長，為土壤微生物提供了不同的碳源，改變了土壤微生物功能群。江蘇海濱濕地土壤含鹽量達到1.17%，大大抑制了非耐鹽微生物的生長與繁殖，且營養(yǎng)元素的普遍缺乏是限制潮間帶濕地植被生長的一個重要因素。因此，互花米草在潮灘濕地擴張生長，為該處土壤微生物提供了種類不同的碳源，改變了土壤微生物群落生理功能結構，對海濱濕地生態(tài)系統(tǒng)的碳循環(huán)具有重要意義。本研究中，各樣地MBC含量介于8.92—70.34 mg/kg之間，顯著高于DOC含量(P<0.05)，且兩者增加趨勢相同，MBC增加的原因在于互花米草適應能力強，擁有發(fā)達的根系，而地下根系是微生物活動的能源機制，改變了土壤理化性質以及根系分泌物，從而可以影響微生物的數(shù)量和活性[10]。

3.2 互花米草對土壤有機碳庫組成結構特征的影響

土壤有機碳是由具有不同保留時間的組分形成的復雜系統(tǒng)[25]，研究表明，土壤有機碳主要是由可識別的生物分子組成，其中71%—79%是以碳水化合物、氨基化合物、脂類、酚類的結構形式存在的[26]。脂肪族碳/芳香碳的比值可以用來表示物質分子結構的復雜程度，該比值越高反應物質中芳香結構越少、脂肪族側鏈越多、縮合程度越低、分子結構越簡單。本研究中SAF2007樣地比值最低，為1.04，SAF2011、 SAF2000、SAF1989這3個樣地比值分別為1.24、1.29、1.27，4個樣地差異并不顯著(P>0.05)，這說明互花米草隨著定居時間的增長，有機碳組分的分子結構變化有限。

Mathers等[27]研究表明，土壤有機碳中烷基碳所占的比例最大；商素云等[28]報道，天然灌木林改造成板栗林后土壤有機碳中的烷氧碳和羰基碳比例顯著下降，而烷基碳和芳香碳比例顯著增加。從本試驗結果來看，互花米草鹽沼土壤中的有機碳以芳香碳(35.85%)和烷氧碳(32.83%)為主，互花米草建群5a后，土壤中烷基碳含量達到11.84，而烷氧碳含量在建群23a后達到37.73，不同研究中各種不同形態(tài)的有機碳所占比例差別較大，這與植物種類、土壤類型以及水文氣候等因素有關。

烷基碳/烷氧碳比值反應了物質烷基化程度的高低。一般認為，烷基碳來自于微生物代謝產(chǎn)物和木栓質、角質等植物生物聚合物[29-30]，難以降解，較為穩(wěn)定。烷氧碳則相對易于分解，因此烷基碳/烷氧碳的比值可以反映土壤有機碳庫穩(wěn)定性。由結果可知SAF2007樣地最高，這表明互花米草入侵5a后，土壤烷基化程度增加，難分解有機碳的比例增多，其原因可能在于互花米草入侵樣地后，凋落物殘體以及互花米草自身的固碳作用使得大量的有機碳進入土壤，提高了土壤微生物對土壤中活性有機碳的利用程度，對土壤中烷氧碳的利用程度增加，使烷基碳相對富集，導致烷基碳/烷氧碳比值增加，從而有助于提高土壤有機碳的穩(wěn)定性。SSF1989樣點比值達到0.43，高于SAF1989樣點的0.22，這說明堿蓬鹽沼土壤有機碳穩(wěn)定程度高于附近的互花米草鹽沼。

另外有研究表明，疏水碳和親水碳的比值能夠反映土壤有機碳和團聚體結合的穩(wěn)定性。本研究中兩者比值在0.81—0.97之間，且在SAF2007樣點出現(xiàn)最大值0.97，這說明該樣點有機碳穩(wěn)定性較高，也與上述分析一致。

4 結論

(1)互花米草建群后，鹽沼表層土壤有機碳、活性碳庫含量顯著增加(P<0.05)，各樣地表層土壤有機碳、可溶性有機碳以及微生物量碳含量均表現(xiàn)為互花米草灘>堿蓬灘>光灘。

(2)互花米草土壤有機碳結構以烷氧碳和芳香碳為主，其中芳香碳的平均比例最高，烷基碳的平均比例最低；建群5a的互花米草樣地土壤芳香碳、烷氧碳、烷基碳含量最高，建群23a的互花米草樣地土壤羧基碳含量最高。

(3)在建群5a后，互花米草鹽沼土壤中烷基碳/烷氧碳和疏水碳/親水碳均達到最高值；土壤有機碳烷基化程度和土壤碳庫穩(wěn)定性高于其它樣地。

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