劉旭陽，王純，郭萍萍，方云英，沈李東，胡世文，黑杰，王亞非，胥佳憶，王維奇

1. 福建師范大學(xué)濕潤亞熱帶生態(tài)-地理過程教育部重點實驗室，福州 350117

2. 福建閩江河口濕地生態(tài)系統(tǒng)國家定位觀測研究站（國家林業(yè)和草原局），福州 350215

3. 福建閩江河口濕地國家級自然保護區(qū)管理處，福州 350200

4. 格里菲斯大學(xué)澳大利亞河流研究所和環(huán)境與科學(xué)學(xué)院，南森校區(qū)，昆士蘭 4111

5. 南京信息工程大學(xué)應(yīng)用氣象學(xué)院，南京 210044

6. 廣東省科學(xué)院生態(tài)環(huán)境與土壤研究所，廣州 510650

濕地是主要的自然碳匯，也是對外界響應(yīng)較為敏感的生態(tài)系統(tǒng)類型，在調(diào)節(jié)全球碳平衡方面發(fā)揮著重要作用[1]。雖然濕地僅占陸地表面的6%，但卻儲存著世界上三分之一的土壤有機碳[2-3]。然而，《Nature》的最新研究表明，將其開墾為耕地已造成62%的濕地損失，其中將濕地轉(zhuǎn)化為稻田是重要的因素[4]。土地利用變化是驅(qū)動濕地碳損失的主要驅(qū)動力[5-6]，土地的耕作以及濕地圍墾措施，會導(dǎo)致土壤物理和化學(xué)性質(zhì)的變化[7]，從而深刻影響土壤有機碳循環(huán)。中國濱海濕地1 m 土壤的總碳庫為57×106Mg C，在世界濱海濕地“藍碳”儲存中占有重要地位[8]。Tan等[9]通過對全球的綜合分析研究表明，濱海濕地、河岸濕地和泥炭地轉(zhuǎn)化為其他土地利用類型降低了土壤碳儲量，減少了（17.8±10.3）%，Krause 等[2]研究發(fā)現(xiàn)圍墾會造成有機碳的損失，Sasmito 等[1]亦發(fā)現(xiàn)紅樹林濕地經(jīng)過人為開墾后有機碳減少，張鑫磊等[10]研究發(fā)現(xiàn)崇明東灘濕地圍墾植稻造成產(chǎn)甲烷菌相對豐度明顯增加，這促使甲烷產(chǎn)生速率也大幅度增加，但Wang 等[11]通過對杭州灣濕地研究發(fā)現(xiàn)，隨著開墾時間的增加，pH 和電導(dǎo)率顯著降低，同時，隨著開墾時間的延長，土壤固存有機碳的能力也隨之增加，這表明土壤有機碳對濕地圍墾的響應(yīng)存在差異性，而且對于濕地圍墾稻田后土壤綜合碳固持的研究尚鮮見報道。因此，探究圍墾對濕地土壤碳固持的影響可為濕地有機碳固存能力增強提供重要理論支撐。

鐵（Fe）作為氧化還原特性最為敏感的元素，在有機碳固持中具有重要作用[12]。土壤中的二價鐵[Fe(Ⅱ)] 一般在土壤中很快會被氧化成三價鐵[Fe(Ⅲ)]，然后發(fā)生水解反應(yīng)形成鐵氧化物，根據(jù)鐵氧化物在土壤中的存在形式，通常包括游離態(tài)氧化鐵（Fed）、無定形態(tài)鐵（Feo）和絡(luò)合態(tài)鐵（Fep）[12]。游離態(tài)氧化鐵主要指存在于土壤黏粒中且能夠被連二亞硫酸鈉提取的鐵；活性鐵包括無定形鐵和晶質(zhì)鐵，無定形鐵具有比表面積大、吸附能力強以及高反應(yīng)活性等特點，能夠被草酸提??；絡(luò)合態(tài)鐵是指與土壤腐殖質(zhì)結(jié)合的鐵，可用焦磷酸鈉提取[12-13]。鐵氧化物已經(jīng)被眾多研究證明是一種十分有效的“銹匯”，它可以通過有機-礦物絡(luò)合物形成鐵結(jié)合態(tài)有機碳（Fe-OC），這是促進有機碳穩(wěn)定的重要機制[14-15]。當(dāng)前對于鐵結(jié)合態(tài)有機碳的研究主要集中在農(nóng)田、森林、草地，探究其結(jié)合機制以及對有機碳固持的貢獻已經(jīng)成為熱點問題[16-17]，而關(guān)于河口濕地圍墾稻田后有關(guān)鐵結(jié)合態(tài)有機碳的研究尚鮮見報道。

福建省位于中國東南沿海，是中國海岸線長度第二、曲折率第一的省份，形成了廣泛分布的河口和海岸濕地。閩江是福建省最大的入海河流，其河口區(qū)形成了諸多濕地，在過去，當(dāng)?shù)鼐用駷榱藵M足生產(chǎn)和生活需要，很多天然濕地被圍墾成稻田。在河口濕地圍墾成稻田后，河流徑流帶來的鐵與有機碳輸入會部分減少，植被的改變也會導(dǎo)致植物來源碳輸入的降低，這些變化是否會改變鐵結(jié)合態(tài)有機碳形成途徑？進而降低土壤鐵結(jié)合態(tài)有機碳含量及其對總有機碳的貢獻？圍墾成稻田后環(huán)境因子改變又將如何調(diào)節(jié)鐵結(jié)合態(tài)有機碳？為此，本研究擬基于亞熱帶河口濕地鐵氧化物含量豐富的特點，針對鐵碳結(jié)合特征開展相關(guān)研究，預(yù)期可為河口濕地有機碳的可持續(xù)管理提供理論參考。

1 研究區(qū)概況

閩江河口區(qū)屬亞熱帶海洋性季風(fēng)氣候，年平均氣溫19.6 ℃，年平均降水量1 346 mm[18]。本研究以該區(qū)天然蘆葦濕地及其圍墾稻田（圍墾年限＞30 a）作為研究對象。其中，天然蘆葦濕地主要受到正規(guī)半日潮影響，稻田為水旱輪作，水稻種植時期為5 月中旬至8 月中旬，水稻收獲后種植蔬菜。水稻返青期和分蘗旺盛期實行水淹管理，分蘗后期排干約一周后實行淹水-烤田-濕潤灌溉相結(jié)合水分管理，直至收獲前兩周排干，蔬菜種植期間根據(jù)水分需求進行水分管理。水稻和蔬菜種植期間施肥主要以復(fù)合肥（N∶P2O5∶K2O 為15∶15∶15）為主，氮（N）、磷（P2O5）、鉀（K2O）肥施加量分別為155、80、105 kg·hm-2和160、45、105 kg·hm-2。

2 材料與方法

2.1 樣品采集與處理

分別于2021 年春季（5 月）和冬季（12 月），采集0～10、10～20 和20～30 cm 的土壤樣品，本試驗采用完全隨機設(shè)計，每個深度對蘆葦濕地和稻田各隨機采4 個樣品。為了減少每次取樣時的人為干擾，搭設(shè)棧橋進入樣地。考慮到天然濕地的潮汐過程，野外采樣時間選在小潮日。采集樣品放入便攜式冷藏箱中，帶回實驗室，樣品分成兩份，一份置于4 ℃冰箱保存；另一份自然風(fēng)干后，用攝子挑出土壤中的根和雜質(zhì)，過100 mm 篩，而后將土樣分成若干份進行不同指標(biāo)的測定。

2.2 樣品測定與分析

2.2.1 土壤理化性質(zhì)、養(yǎng)分與碳組分指標(biāo)的測定

土壤容重（BD）采用環(huán)刀法測定，土壤含水量（WC）采用烘干法測定[19]，土壤pH 和溫度（ST）采用PHS-3C pH 計（SI400, USA）測定，土壤電導(dǎo)率（EC）采用2265FS 電導(dǎo)儀（ Spectrum Technologies Inc,USA）測定，土壤有機碳（SOC）和全氮（TN）采用CN 元素分析儀（ Elementar Vario MAX CN,Germany）測定，全磷（TP）采用硫酸-高氯酸消解，并用連續(xù)流動分析儀（ Skalar Analytical SAN++,Netherlands）測定[20]；土壤微生物生物量碳（MBC）經(jīng)過氯仿熏蒸-K2SO4浸提，土壤溶解性有機碳（DOC）使用去離子水浸提[21]，并用連續(xù)流動分析儀（Skalar Analytical SAN++, Netherlands）測定，土壤活性有機碳（LOC）使用333 mmol·L-1高錳酸鉀氧化法[22]提取之后，用總有機碳分析儀（Shimadzu TOC-VCPH,Japan）測定。

2.2.2 土壤鐵含量及鐵氧化物含量的測定

土壤不同價態(tài)活性鐵：土壤活性二價鐵-Fe(Ⅱ)和總鐵-HCl-Fet的測定采用鹽酸浸提[23]，使用UV-2450 紫外分光光度計（Shimadzu Scientific Instruments, Japan）測定，并通過總鐵和二價鐵含量的差值，計算三價鐵含量[23]：

土壤鐵氧化物：土壤中游離態(tài)氧化鐵（Fed）、無定型氧化鐵（Feo）和絡(luò)合態(tài)鐵（Fep）分別采用DCB、草酸銨和焦磷酸鈉方法提取[12]。上述各形態(tài)氧化鐵的提取液均采用鄰菲羅啉比色法，用UV-2450紫外分光光度計（Shimadzu Scientific Instruments,Japan）測定，并根據(jù)以下公式計算氧化鐵的特征參數(shù)[12]：

式中，F(xiàn)ed為游離態(tài)氧化鐵含量，F(xiàn)eo為無定形氧化鐵含量，F(xiàn)ep為絡(luò)合態(tài)氧化鐵含量，活化度和絡(luò)合度單位為%。

2.2.3 鐵結(jié)合態(tài)有機碳含量、形成途徑及其對土壤總有機碳貢獻的測定與分析

土壤鐵結(jié)合態(tài)有機碳含量：采用DCB 還原溶解提取法測定[14]。將上述經(jīng)DCB 處理和NaCl 處理后的殘渣中的有機碳采用CN 元素分析儀（Elementar Vario MAX CN, Germany）測定，鐵結(jié)合態(tài)有機碳含量為對照的有機碳含量減去DCB 處理的有機碳含量的差值[15]：

鐵結(jié)合態(tài)有機碳形成途徑：通過前面測定的鐵結(jié)合態(tài)有機碳含量和總的鐵氧化物含量轉(zhuǎn)換計算鐵結(jié)合態(tài)有機碳中的OC/Fe[15]，并以此判斷鐵結(jié)合態(tài)有機碳形成的共沉淀和吸附途徑。

土壤鐵結(jié)合態(tài)有機碳對總有機碳的貢獻分析：土壤總有機碳采用CN 元素分析儀（Elementar Vario MAX CN, Germany）測定，并通過結(jié)合已測定的鐵結(jié)合態(tài)有機碳含量和總的有機碳含量計算土壤鐵結(jié)合態(tài)有機碳占總有機碳的比例[15]。

式中，F(xiàn)e-OC 表示鐵結(jié)合態(tài)有機碳，OCNaCl和OCDCB分別表示經(jīng)過NaCl 處理和DCB 處理后固體殘渣中的有機碳含量，fFe-OC表示鐵結(jié)合態(tài)有機碳占總有機碳的比值，OC/Fe（摩爾比）表示鐵結(jié)合態(tài)有機碳的碳鐵摩爾比，mFed表示游離態(tài)氧化鐵含量，MC和MFe分別表示碳和鐵的摩爾質(zhì)量。

2.3 數(shù)據(jù)處理

運用Excel 2016、SPSS 20.0、Origin 2019b、Adobe Illustrator 2020、R 語言和Canoco 5 等軟件對測定數(shù)據(jù)進行整理、分析和繪圖。原始數(shù)據(jù)的平均值及標(biāo)準(zhǔn)偏差的計算采用Excel 2016 分析；采用Origin 2019b 軟件繪制土壤不同價態(tài)鐵、氧化鐵、鐵碳結(jié)合特征等指標(biāo)含量圖；采用Excel 2016 制作土壤氧化鐵參數(shù)特征表格；基于SPSS 20.0 的單因素方差分析比較濕地圍墾前后土壤不同價態(tài)鐵、氧化鐵、鐵碳結(jié)合特征等指標(biāo)之間的差異性；土壤鐵結(jié)合態(tài)有機碳的影響因子的Pearson 相關(guān)性分析通過R 語言中的corrplot 包進行；土壤鐵碳結(jié)合特征的RDA 分析通過Canoco 5 軟件進行；論文概念圖通過Adobe Illustrator 2020 繪制。

3 結(jié)果與分析

3.1 土壤鐵相變化特征

從均值來看，在春季和冬季，蘆葦濕地土壤Fe(Ⅱ)含量、Fe(Ⅲ)含量、HCl-Fet含量以及Fe(Ⅲ)/Fe(Ⅱ)明顯高于稻田土壤（P＜0.05，圖1），分別比稻田土壤增加了47.06%和21.54%、 95.94%和125.93%、 92.57%和 119.27%、 26.68%和 86.51%。在0～30 cm 土壤深度上，蘆葦濕地土壤Fe(Ⅱ)含量隨深度增加而升高，稻田土壤Fe(Ⅱ)含量隨深度增加而降低（P＜0.05）；蘆葦濕地土壤Fe(Ⅲ)含量隨深度增加而降低（P＜0.05），稻田土壤Fe(Ⅲ)含量以及HCl-Fet含量隨著深度變化差異不顯著；蘆葦濕地土壤Fe(Ⅲ)/Fe(Ⅱ)隨深度增加而降低（P＜0.05），稻田土壤Fe(Ⅲ)/Fe(Ⅱ)隨深度增加而增加（P＜0.05）。

圖1 蘆葦濕地與稻田土壤鐵含量特征圖中不同小寫字母表示不同采樣點土壤同一深度間存在顯著性差異（P＜0.05），不同大寫字母表示同一采樣點土壤不同深度存在顯著差異性（P＜0.05）。Fig.1 Characteristics of Fe contents in soil of P. australis wetland and paddy fieldDifferent lowercase letters in the figure indicate that there is a significant difference between the same depth of soil at different sampling points (P＜0.05), and different uppercase letters indicate that there is a significant difference between different depths of soil at the same sampling point (P＜0.05).

從均值來看，在春季和冬季，蘆葦濕地土壤Fed與Feo含量明顯高于稻田土壤（P＜0.05，圖2a、c），分別增加了17.73%和30.25%、35.69%和49.80%；而蘆葦濕地土壤Fep含量低于稻田土壤（圖2b），分別降低了5.13%和6.25%。在0～30 cm 土壤深度上，蘆葦濕地與稻田土壤Fed含量變化不顯著，蘆葦濕地土壤Feo含量隨深度增加而增加（P＜0.05），稻田土壤Feo含量隨深度增加而降低（P＜0.05），F(xiàn)ep含量隨深度增加而降低（P＜0.05）。

圖2 蘆葦濕地與稻田土壤氧化鐵含量特征圖中不同小寫字母表示不同采樣點土壤同一深度間存在顯著性差異（P＜0.05），不同大寫字母表示同一采樣點土壤不同深度存在顯著差異性（P＜0.05）。Fig.2 Characteristics of Fe oxide content in soil of P. australis wetland and paddy field Different lowercase letters in the figure indicate that there is a significant difference between the same depth of soil at different sampling points(P＜0.05), and different uppercase letters indicate that there is a significant difference between different depths of soil at the same sampling point(P＜0.05).

從均值來看，在春季和冬季，蘆葦濕地土壤活化度明顯高于稻田土壤（P＜0.05，表1），分別增加了14.36%和17.15%；在0～20 cm，蘆葦濕地土壤絡(luò)合度和晶膠率明顯低于稻田土壤（P＜0.05，表1），分別降低了17.21%和13.96%、30.77%和28.36%；蘆葦濕地土壤晶質(zhì)氧化鐵含量與稻田土壤相比，在春季降低了16.10%，但在冬季增加了13.18%（P＜0.05，表1）。在0～30 cm 土壤深度上，蘆葦濕地土壤活化度隨深度增加而升高，稻田土壤活化度隨深度增加而降低（P＜0.05）；蘆葦濕地土壤絡(luò)合度、晶質(zhì)氧化鐵含量、晶膠率隨深度增加而降低（P＜0.05）；稻田土壤絡(luò)合度隨深度增加而降低（P＜0.05），土壤晶質(zhì)氧化鐵含量和晶膠率隨深度增加而增加（P＜0.05）。

表1 蘆葦濕地與稻田土壤氧化鐵參數(shù)特征Table 1 Characteristics of parameters of Fe oxide in soil in P.australis wetland and paddy field

3.2 土壤鐵結(jié)合態(tài)有機碳含量、OC/Fe 以及fFe-OC特征

從均值來看，在春季和冬季，蘆葦濕地土壤Fe-OC 含量和SOC 含量明顯高于稻田土壤（P＜0.05，圖3a、b），分別為45.40%和4.78%、75.03%和75.03%；蘆葦濕地土壤fFe-OC明顯低于稻田土壤（P＜0.05，圖3c），分別降低了20.84%和32.10%；蘆葦濕地與稻田土壤OC/Fe 在春季無明顯差異，在冬季，蘆葦濕地OC/Fe 顯著低于稻田土壤12.36%（P＜0.05）。在0～30 cm 土壤深度上，蘆葦濕地土壤Fe-OC、SOC 含量以及fFe-OC隨深度變化不明顯，稻田土壤Fe-OC、SOC 含量以及OC/Fe 隨深度加深而降低（P＜0.05），fFe-OC隨深度加深而升高（P＜0.05）。

圖3 蘆葦濕地與稻田土壤鐵結(jié)合態(tài)有機碳及碳鐵比特征圖中不同小寫字母表示不同采樣點土壤同一深度間存在顯著性差異（P＜0.05），不同大寫字母表示同一采樣點土壤不同深度存在顯著差異性（P＜0.05）。Fig.3 Characteristics of Fe-organic-carbon in soil and organic-carbon/Fe ratio in P. australis wetland and paddy field Different lowercase letters in the figure indicate that there is a significant difference between the same depth of soil at different sampling points (P＜0.05), and different uppercase letters indicate that there is a significant difference between different depths of soil at the same sampling point (P＜0.05).

3.3 土壤鐵結(jié)合態(tài)有機碳的環(huán)境影響因素分析

如圖4 所示，F(xiàn)e-OC 與鐵相均呈正相關(guān)，其中與Fe(Ⅱ)呈極顯著正相關(guān)（P＜0.01），與Fep呈顯著正相關(guān)（P＜0.05），且與SOC、DOC、LOC、EC、WC 和TN 均呈極顯著正相關(guān)（P＜0.01）。從土壤理化性質(zhì)與鐵結(jié)合態(tài)有機碳、不同價態(tài)鐵以及鐵氧化物的關(guān)系來看，RDA 1 軸和2 軸累積解釋了鐵結(jié)合態(tài)有機碳，不同價態(tài)鐵以及鐵氧化物72.9%，其中WC 和EC 是主要解釋因子，貢獻率分別達到了86.70%和7.00%（圖5），表明WC 和EC 是影響Fe-OC 的重要環(huán)境因子。

圖4 蘆葦濕地與稻田土壤鐵結(jié)合態(tài)有機碳與其影響因子相關(guān)性*代表在0.05 水平上差異性顯著，**代表在0.01 水平上差異性顯著。Fig.4 Correlation between iron-organic-carbon binding in soil and its influencing factors in P. australis wetland and paddy field*: significant difference at 0.05 level; **: significant difference at 0.01 level.

圖5 蘆葦濕地與稻田土壤鐵碳結(jié)合特征的RDA 分析WC 的貢獻率為86.70%，P＜0.01；EC 的貢獻率為7.00%，P＜0.01。Fig.5 RDA analysis on characteristics of iron-carbon binding in soil of P. australis wetland and paddy field The contribution rate of WC is 86.70% , P＜0.01; The contribution rate of EC is 7.00% , P＜0.01.

4 討論

4.1 濕地圍墾稻田對土壤鐵的影響

濕地土壤鐵對圍墾響應(yīng)較為敏感，F(xiàn)e(Ⅲ)/Fe(Ⅱ)的變化可以很好的表征土壤氧化還原條件，河口濕地圍墾稻田后Fe(Ⅲ)/Fe(Ⅱ)顯著下降（圖1），因為濕地圍墾改變了水文條件，對天然濕地土壤的原生環(huán)境有所擾動[24]。圍墾后Fe(Ⅱ)、Fe(Ⅲ)及HCl-Fet顯著下降（圖1），這與圍墾后土壤含水量和鹽度的變化密切相關(guān)。濕地圍墾后由于人為灌溉而引起的土壤水分狀況變化會誘導(dǎo)土壤鐵流失[25]，在排水良好的條件下，鐵主要以溶解性極低的Fe(Ⅲ)形式存在，而在淹水條件下，F(xiàn)e(Ⅲ)可作為厭氧還原細菌呼吸的電子受體，發(fā)生還原反應(yīng)形成高溶解性的Fe(Ⅱ)[15]，圍墾稻田在水稻分蘗后期和成熟收獲期，伴隨著排水過程，活性鐵亦隨之流失。此外，圍墾后土壤EC 的降低會促進鐵的活化、遷移與淋溶損失[25]，本研究中EC 與鐵呈極顯著正相關(guān)亦印證了這一原因（圖4）。圍墾會深刻影響濕地土壤鐵異化還原反應(yīng)過程，蘆葦與水稻等濕地植物具有較為發(fā)達的通氣組織來適應(yīng)淹水環(huán)境，促進根系供氧，有利于植物根系表面處Fe(Ⅱ)氧化為Fe(Ⅲ)形成“鐵膜”[15]。但相較于河口濕地長期淹水而造成的鐵異化還原環(huán)境，圍墾后稻田的間歇性淹水管理措施明顯改變了土壤厭氧環(huán)境，影響鐵還原菌繁衍，從而改變了鐵異化還原過程，導(dǎo)致土壤活性鐵進一步損失。土壤較低的有機質(zhì)含量也是引起鐵降低的主要原因[26]，本研究中土壤活性鐵與土壤SOC 顯著相關(guān)（圖4），這表明相較于圍墾后有機碳的降低，河口濕地捕獲大量的有機質(zhì)促進了鐵的固存[27-28]。

河口濕地圍墾稻田后Fed與Feo含量顯著下降，F(xiàn)ep含量顯著上升（圖2），這是由于河口濕地具有豐富的鐵氧化物來源，特別是對于亞熱帶和熱帶土壤鐵富集，在強降水及河流沖刷作用下，其鐵氧化物隨著河流徑流遷移，被河口濕地截獲[27,29]。而當(dāng)河口濕地圍墾成稻田后，阻斷河流徑流氧化鐵的來源，且水稻吸收的鐵在收獲時被帶走，進一步減少了土壤鐵含量[30-31]。稻田水旱輪作特征亦影響著土壤中Fe 的轉(zhuǎn)化和穩(wěn)定，導(dǎo)致Fed和Feo含量顯著下降[32]。Fep含量顯著上升（圖2）是由于水稻根系分泌物對鐵的絡(luò)合能力較強[33]。作為土壤熟化標(biāo)志之一的鐵活化度[12]，在蘆葦濕地圍墾稻田后有所降低（表1），這主要與稻田長期耕作使得土壤經(jīng)歷著水耕熟化的過程有關(guān)，但蘆葦濕地絡(luò)合度、晶質(zhì)氧化鐵與晶膠率低于稻田，這與稻田管理中的干濕交替過程有關(guān)[34]。

4.2 濕地圍墾稻田對土壤鐵碳結(jié)合特征的影響

Fe-OC 在固碳中扮演著重要角色，其對土壤總有機碳的貢獻也已得到廣泛認可[27,32]。蘆葦濕地圍墾稻田后Fe-OC 含量下降，SOC 也下降（圖3），這表明濕地圍墾削弱了其碳匯功能，在Wang 等[35]的研究中也得出了相似的規(guī)律。鐵與碳的耦合作用是促進Fe-OC 形成的重要原因[27]。本研究中SOC與Fe-OC 呈極顯著正相關(guān)（圖4），說明圍墾前的高有機碳含量是促進Fe-OC 形成的重要原因。相較于圍墾稻田而言，蘆葦濕地具有較高的有機碳截獲能力，一方面，蘆葦可以通過光合作用，將其固定碳輸入到土壤中，同時也可將其產(chǎn)生的植物殘體分解釋放的有機碳輸入到土壤中，另一方面，可截獲來自河流、潮水等帶來的外源碳[36]，促進有機碳在土壤中的累積。圍墾稻田后，土壤碳來源較少，水稻成熟期的收獲、稻田排干期大量的DOC 的流失以及頻繁的人為耕作增加碳排放等環(huán)節(jié)，都會導(dǎo)致稻田土壤有機碳低于天然蘆葦濕地。與此同時，本研究中DOC 與Fe-OC 呈顯著正相關(guān)（圖4）， Button 等[37]研究結(jié)果表明，土壤DOC 是鐵較為容易吸附結(jié)合的有機碳，濕地圍墾后DOC 的損失，也是導(dǎo)致其土壤中Fe-OC 含量較低的原因之一。此外，河口濕地圍墾前土壤Fe-OC 含量較高與有機碳穩(wěn)定性較高密切相關(guān)[27,38]。最近的研究結(jié)果表明濕地土壤中存在較為豐富且具有穩(wěn)定結(jié)構(gòu)的惰性有機碳，并處于較高的鹽度環(huán)境中，通過抑制微生物活性和自身較強的穩(wěn)定性維持著較低的有機碳分解速率，使得Fe-OC 也可以在很長時間內(nèi)保持穩(wěn)定[39-40]，這也有利于濕地Fe-OC 固存。綜上所述，河口蘆葦濕地較高的鐵和碳截獲潛力，是導(dǎo)致Fe-OC 形成和積聚的重要原因（圖6），正如本研究中土壤鐵和SOC 均與Fe-OC 呈顯著正相關(guān)的結(jié)果（圖4），也支持了這一觀點。

氧化鐵可以與有機碳吸附或者共沉淀形成Fe-OC，其形成途徑受到土壤類型、氣候條件、有機質(zhì)組成及pH 和鹽度等的影響[34]。OC/Fe 可以判斷兩者的結(jié)合途徑，吸附和共沉淀作用下土壤OC/Fe 分別為＜1 以及6～10 之間，1～6 之間則界定為二者的共同作用[41-43]。本研究中圍墾前后土壤OC/Fe 總體＜1（圖3），這表明本次采樣期內(nèi)，吸附可能是Fe-OC 形成的主要途徑。在過去關(guān)于天然濕地退塘還濕的研究也得出天然濕地土壤OC/Fe＜1，以吸附途徑形成Fe-OC 為主[44]。fFe-OC指示了Fe-OC 在SOC中的占比，由于Fe-OC 含量在不同生態(tài)系統(tǒng)中存在一定差異，fFe-OC也不相同（表2）。本研究表明，蘆葦濕地與稻田土壤fFe-OC分別為6.44%～21.70%和12.29%～26.13%（圖3）。雖然圍墾后稻田土壤Fe-OC 以及SOC 含量較低，但稻田土壤fFe-OC要高于蘆葦濕地，蘆葦濕地土壤fFe-OC與表2 中濱海濕地土壤fFe-OC相一致，稻田土壤fFe-OC介于表2 中農(nóng)田土壤與輪作農(nóng)田土壤fFe-OC之間。不同生態(tài)系統(tǒng)土壤fFe-OC差異主要是由于其氣候、植被、土壤類型的不同導(dǎo)致土壤好氧程度、鐵形態(tài)的轉(zhuǎn)化及有機碳積累速率發(fā)生改變，從而影響土壤鐵碳結(jié)合特征[50]?？傮w而言，本研究中，在河口濕地圍墾稻田后，相對于其他組分的有機碳而言，土壤Fe-OC 相對穩(wěn)定且損失相對較慢，是維持圍墾稻田有機碳固持的關(guān)鍵機制。

表2 不同生境下鐵結(jié)合態(tài)有機碳對總有機碳的貢獻Table 2 Contribution of iron-bound organic carbon to total organic carbon in different habitats

5 結(jié)論

（1） 河口濕地圍墾稻田后隨著氧化還原過程的頻繁變化，F(xiàn)e(Ⅱ)、Fe(Ⅲ)、HCl-Fet含量、Fe(Ⅲ)/Fe(Ⅱ)、Fed與Feo含量均顯著下降（P＜0.05）。

（2） 河口濕地圍墾稻田顯著降低了土壤Fe-OC和SOC 含量（P＜0.05），蘆葦濕地與稻田土壤Fe-OC 均以吸附途徑形成為主，稻田土壤fFe-OC高于蘆葦濕地。

（3）土壤有機碳及鐵均與Fe-OC 呈顯著的正相關(guān)（P＜0.01），RDA 分析結(jié)果表明土壤含水量與EC 均對Fe-OC 含量產(chǎn)生顯著影響。

致謝：本研究在野外采樣與室內(nèi)分析過程中得到福建師范大學(xué)地理科學(xué)學(xué)院、碳中和未來技術(shù)學(xué)院金強、林少穎、尹曉雷、陽祥、黃莊、侯寧和謝楊陽等同學(xué)的幫助，在此一并表示感謝！