黄河三角洲滨海湿地土壤有机碳矿化过程模拟研究❋

罗先香， 张 贺， 贾红丽， 郑 浩， 樊玉清(中国海洋大学海洋环境与生态教育部重点实验室，山东 青岛 266100)

黄河三角洲滨海湿地土壤有机碳矿化过程模拟研究❋

罗先香， 张 贺， 贾红丽， 郑 浩， 樊玉清❋❋
(中国海洋大学海洋环境与生态教育部重点实验室，山东 青岛 266100)

黄河三角洲；芦苇湿地；有机碳矿化；多因素方差分析

滨海湿地是陆地生态系统和海洋生态系统的生态过渡带，作为有机碳的储存库以及河流有机碳的重要来源，是联系陆地和海洋全球碳循环的重要通道[1]，特别是具有较高的净初级生产力和固碳能力的盐沼湿地[2]在全球碳循环中扮演着重要角色，同时，盐沼湿地土壤有机碳含量的变化对全球碳循环影响显著[3]。但在经济发展、土地利用方式改变和外来物种入侵等压力下，世界范围内的滨海湿地正在消失和退化[4]。全球气候变化以及人为干扰下滨海湿地土壤碳库变化剧烈，湿地退化和围垦导致土壤碳库损失严重[5]，因此，加强滨海湿地的碳循环过程，特别是对湿地土壤碳储存有重要影响的有机碳矿化过程的研究对准确评估滨海湿地生态系统碳库及其动态变化特征，对正确认识滨海湿地在区域碳循环中的作用，开展退化湿地的生态恢复重建技术有重要意义。土壤有机碳矿化是微生物利用和降解土壤有机质的生物化学过程[6]，其矿化速率受温度、湿度、有机碳含量及土壤理化性质的影响[7]。有研究者已经开展了黄河三角洲湿地不同季节土壤CO2通量的野外原位观测及影响因素研究，温度是影响土壤呼吸CO2释放通量的季节变化的主要因素[8-9]，相同季节影响滨海湿地土壤呼吸CO2释放通量的主要因素有土壤有机碳含量、水分含量及盐渍化程度[9-11]。野外原位测定能真实反映土壤碳通量的变化，但土壤呼吸通量受多种因素共同作用的影响，很难区分具体影响因素对碳矿化的影响机理。矿化过程模拟研究是在室内条件下进行的正交培养实验，通过控制某一变量，来探讨对土壤有机碳矿化的主控因子，填补了野外观测的不足。本文以中国北方重要滨海湿地黄河三角洲自然保护区内的自然湿地为例，通过室内模拟实验研究了在不同水分、盐渍化程度及有机碳含量条件下土壤有机碳的矿化过程及主控因素，以期为制定退化滨海湿地修复措施及提高湿地固碳能力提供基础理论指导。

1 研究区域概况

黄河三角洲滨海湿地地处渤海之滨，山东省东营市境内。室内培养实验土壤样品采自黄河三角洲国家级自然保护区内(37°49′N，118°59′E)，该自然保护区是近百年来黄河携带的大量泥沙形成的海相沉积平原，地势平坦宽广，土壤以潮土和盐土为主，是中国最大的新生湿地生态系统。该区域属暖温带大陆性季风气候，年均降水量仅为蒸发量的三分之一，干旱化指数达3.56[12]，具有明显干旱半干旱气候特点。其成陆年代晚，潜水位高且矿化度大，蒸发强烈，加上黄河淡水补给不足，海水入侵和潮汐作用等，导致黄河三角洲土壤盐渍化日趋加剧，自然湿地萎缩和退化严重[12-14]。自然湿地土壤板结严重，有机碳、氮等营养要素含量较低[15]。

2 材料和方法

2.1 土壤样品的采集及测定

在黄河三角洲自然保护区芦苇湿地内以梅花采样法采集土壤样品，在每个样方采集表层(0～20 cm)土样，混合后作为一个样品。土壤样品在12 h之内运回实验室后混匀去除植物根系及石块碎屑。一份土壤样品过2 mm筛储存在4℃冰箱中供室内模拟实验使用，另一份样品用于土壤基本理化参数的测定。采用环刀法测定土壤田间持水量(WHC)，土壤粒度测定采用质量-比重计法，土壤总有机碳(TOC)采用元素分析仪(flash 2000)进行测定，土壤pH、电导率(EC1：5)、可溶性盐(WS)、总氮(TN)、总磷(TP)采用常规方法进行测定[16]。土壤基本理化性质见表1。

2.2 室内矿化模拟实验

室内模拟实验探讨了有机碳、含水率和盐度3种关键要素对该区域土壤有机碳矿化的影响。通过添加芦苇植物碎屑，模拟3种有机碳梯度(0.8、9.5和23 g·kg-1)，分别代表低、中、高有机碳含量的芦苇湿地；通过添加从研究区土壤中提取的可溶盐模拟中度盐渍化、强度盐渍化、低盐土和高盐土4种盐渍化环境(3、6、10和14 g·kg-1)，培养过程中控制体系土壤含水率分别为土壤田间持水量的45%、75%、125%和250 %模拟湿地的干旱、无旱、半淹水和淹水环境。取相当于30 g风干样品的土壤置于250 mL玻璃容器中，设置好梯度，在恒温(25±0.5)℃条件下进行为期70 d的土壤有机碳矿化模拟试验，正交实验设计如表2所示。每个处理3个重复，在1、2、3、4、5、6、8、10、12、15、18、23、35、50和70 d采用碱液吸收-盐酸滴定的方法测定培养体系土壤CO2的释放量。采用称重法保持土壤水分含量。

培养过程中同时测定土壤溶解有机碳(DOC)和溶解无机碳(DIC)。DOC采用K2SO4浸提TOC-VCPH分析仪测定，DIC采用无CO2蒸馏水浸提后TOC-VCPH分析仪测定。

2.3 数据处理

2.3.1 培养期间CO2的累计释放量：

式中n为CO2释放量测定次数。

2.3.2 数据分析 采用Origin 8.0进行绘图，使用多因素方差分析研究不同梯度有机碳、含水率、盐度及它们交互作用对土壤有机碳矿化过程影响差异。

3 结论与讨论

3.1 土壤累积矿化量和累积矿化率

图1是不同处理条件下土壤累积矿化量随时间的变化。土壤累积矿化量随时间呈指数增长趋势。培养前期(0～10 d)土壤累积矿化量约占整个培养周期总累积矿化量的50%左右(见图1)。在4种盐渍化条件下，土壤累积矿化量都表现为O3 >O2>O1，且不同有机碳含量处理之间土壤累积矿化量差异显著(P<0.05)。当土壤有机碳含量相同时，随盐渍化程度的增强，培养体系土壤累积矿化量呈下降趋势，这说明土壤盐渍化程度越高越不利于土壤有机碳的矿化分解[17]。当土壤有机碳含量和盐渍化程度相同时，半淹水条件的M3处理组土壤矿化速率最大，干旱条件的M1处理的土壤矿化速率最小。土壤有机碳含量相同的处理，不同含水率和盐度条件下土壤累积矿化量差异不显著(P>0.05)。培养中期(11～35 d)土壤矿化速率明显下降，前35天土壤累积矿化量约占整个培养周期(70 d)的85%(见图1)，培养后期(36～70 d)，土壤矿化速率变化缓慢。在培养周期内，中度盐渍化处理组S1中土壤累计矿化量的变化范围为11.91～ 805.71 mg·kg-1；强度盐渍化处理组S2中土壤累积矿化量为7.15～721.87 mg·kg-1；低盐土处理组S3中土壤累积矿化量为-4.37～687.99 mg·kg-1；高盐土处理组S4中土壤累积矿化量为-2.88～673.46 mg·kg-1。4种盐渍化处理组土壤累积矿化量的平均值分别为：374.81、312.28、292.87和267.42 mg·kg-1。不同盐渍化条件下，土壤累积矿化量的最大值均出现在O3～M3处理组，最小值均出现在O1～M1处理组。

注：O1、O2和O3分别代表低、中和高有机碳含量处理；S1、S2、S3和S4分别代表中度盐渍化、强度盐渍化、低盐土和高盐土四种盐渍化处理；M1、M2、M3和M4分别代表土壤干旱、无旱、半淹水和淹水处理。 O1, O2, and O3 represent low, medium and high organic carbon contents, respectively; S1, S2, S3 and S4 represent four kinds of salinization treatments: moderate salinization, intensive salinization, low salinity and high salinity; M1, M2, M3 and M4 represent soil drought, no drought, semi-flooded and flooded treatment, respectively.

O代表土壤有机碳含量；S代表盐渍化等级；M代表含水率梯度。O：soil organic carbon content; S：salinity level; M： water content gradient.)

图1 土壤有机碳累积矿化量

Fig.1 Acumulatived mineralization amount of soil organic carbon

土壤的累积矿化率(累积矿化量/总有机碳量×100%)用来表示土壤有机碳矿化分解作用消耗土壤中有机碳的比例[18]，能反映出微生物对有机碳的利用率[19]。图2是不同处理情况下土壤累积矿化量(CO2-C)与累积矿化率(CO2-C/TOC)的对比，由图可知，有机碳含量最高的O3处理组虽然累积矿化量最大，但与O1和O2处理组相比其累计矿化率并无显著差异(P>0.05)，甚至小于一些有机碳含量最低的O1处理组。O1处理组中土壤处于半淹水M3、淹水M4和强度盐渍化S2条件，其土壤累积矿化率远高于土壤有机碳含量高的各O3处理组。因此，滨海湿地土壤有机碳含量较低、盐渍化程度较高的退化湿地土壤的CO2释放问题应被关注。

(空心柱状表示不同梯度土壤有机碳的累积矿化量，条纹柱状表示不同梯度土壤的累积矿化率，O1、O2和O3分别代表低、中和高有机碳含量处理组。The hollow cylindrical represent different gradient the accumulation of soil organic carbon mineralization. The striped column represent different gradient cumulative mineralization rate of soil. O1, O2, O3 represent the low, medium, high organic carbon content in treatment group, respectivly.)

图2 土壤有机碳累积矿化量及累积矿化率
Fig.2 Accumulation and amount of proportion of soil organic carbon cumulative mineralization

3.2 土壤有机碳矿化作用的多因素方差分析

多因素方差分析是利用数学模型的可分解性，从组内(条件差异)和组间(随机差异)的角度共同分析因素总变异，从而找到影响试验结果主要因素的一种数学分析方法[20]。本文应用SPSS统计分析软件中的多因素方差分析模块，分析了土壤有机碳含量(O)、盐渍化程度(S)、含水率(M)及其彼此之间的交互作用对土壤有机碳矿化作用的影响，分析结果如表3所示。在a=0.05检验水平上，土壤有机碳(O)、盐渍化程度(S)、含水率(M)的P值均小于0.05，表明这三种因素对土壤有机碳的矿化作用均有显著影响。其中，有机碳是影响土壤有机碳矿化的最主要因素，其次为含水率，盐渍化程度影响最小(OF>MF>SF)。含水率(M)与有机碳的交互作用、盐渍化程度与有机碳的交互作用对土壤矿化作用的影响显著(P<0.05)，而水分和盐度的交互作用及三因素共同交互作用对土壤矿化作用的影响不显著(P>0.10)。

土壤有机碳含量对矿化作用的影响远大于水分和盐渍化程度的影响，因此，作者在相同有机碳梯度下分别讨论了土壤含水率与盐渍化程度对土壤有机碳矿化作用的影响，结果见图4和5。相同土壤有机碳含量条件下，干旱环境最不利于土壤有机碳的矿化，而半淹水环境(M3)的土壤累积矿化量最大，两种水分条件下土壤累积矿化量差异显著(见图4)。半淹水环境有利于土壤中溶解有机碳的溶出，增加微生物的可利用碳源。同时，土壤复水作用在一段时间内对微生物产生“激发效应”，加速土壤有机碳矿化作用。而且在盐渍土壤中水分含量的增加在一定程度上能缓解盐对微生物的抑制作用[22]。相同土壤有机碳含量条件下，土壤盐渍化程度的差异对土壤累积矿化量的影响无显著性差异(见图5)，但土壤的累计矿化量和土壤溶液的电导率(EC1：5)呈现显著的负相关关系(P<0.001)。这是因为在盐渍土壤中，盐度对矿化作用的影响主要表现在土壤溶液中高盐度产生的较低渗透势对微生物数量和活性的抑制作用[23]，从而抑制了土壤有机碳的矿化作用。

箱形图最下端和最上端的横线分别表示累积矿化量的最小值和最大值，箱体的中间实线代表平均值。字母a1、b1、c1代表O1处理组，不同含水率(M)的土壤累积矿化量在0.05水平上的差异，字母完全不同表示有显著差异；字母a2、b2、c2代表O2处理组，不同含水率(M)的土壤累积矿化量在0.05水平上的差异，字母完全不同表示有显著差异；字母a3、b3、c3代表O3处理组，不同含水率(M)的土壤累积矿化量在0.05水平上的差异，字母完全不同表示有显著差异。O1*、O2**和O3***表示土壤三种有机碳处理组之间的土壤累积矿化量在0.05水平上的差异，星号数不同表示有显著差异。

箱形图最下端和最上端的横线分别表示累积矿化量的最小值和最大值，箱体的中间实线代表平均值。字母a1代表O1处理组，不同盐渍化程度(S)的土壤累积矿化量在0.05水平上的差异，字母完全不同表示有显著差异；字母a2代表O2处理组，不同盐渍化程度(S)的土壤累积矿化量在0.05水平上的差异，字母完全不同表示有显著差异；字母a3代表O3处理组，不同盐渍化程度(S)的土壤累积矿化量在0.05水平上的差异，字母完全不同表示有显著差异。O1*、O2**和O3***表示土壤三种有机碳处理组之间的土壤累积矿化量在0.05水平上的差异，星号数不同表示有显著差异。

在室内恒温培养条件下，黄河三角洲滨海湿地土壤有机碳含量是影响土壤有机碳矿化的最主要因素，水分增加在一定程度上加速土壤有机碳的矿化，但完全淹水环境土壤有机碳的矿化作用受抑制，盐渍化程度的提高会抑制土壤有机碳的矿化作用。因此，通过模拟实验获得的数据进行多元线性回归，得到土壤有机碳、含水率和盐渍化共同作用时，土壤累积矿化量(F)与三者之间的回归方程：

F=26.56SOC-0.003 9M2+
1.41M-9.06S(P<0.001，R2=0.964)。

其中：F是土壤累积矿化量(mg·kg-1)；SOC为土壤有机碳含量(mg·kg-1)，M是土壤含水率(%WHC)，S是土壤盐度。

4 结语

3种土壤有机碳、4种水分含量和4种盐渍化程度处理的正交矿化培养实验结果显示，在培养的前10天和前35天土壤的累积矿化量分别占整个培养周期总累积矿化量的50%和85%，累积矿化量与时间呈现指数增长的趋势。

不同水分和盐渍化处理组，土壤累积矿化量都表现为O3 >O2>O1，且不同有机碳含量处理之间土壤累积矿化量差异显著(P<0.05)。半淹水环境条件下土壤矿化速率最大，干旱环境土壤矿化速率最小。土壤盐渍化程度越高越不利于土壤有机碳的矿化分解，从低到高4种盐渍化处理组土壤累积矿化量的平均值分别为：374.81、312.28、292.87和267.42 mg·kg-1。但强盐渍化低有机碳的土壤在半淹水和淹水的环境下土壤的累积矿化率最高，因此，盐渍化程度高有机碳含量低的退化湿地土壤碳的固持应该引起足够的重视。

多因素方差分析表明，在黄河三角洲滨海湿地土壤SOC是影响土壤有机碳矿化的最主要因素，其次为含水率，盐渍化程度影响最小(OF> MF> SF)，含水率与有机碳的交互作用、盐渍化程度与有机碳的交互作用对土壤矿化作用的影响显著(P<0.05)。

[1] Song C C, Wang L L, Guo Y D, et al. Impacts of natural wetland degradation on dissolved carbon dynamics in the Sanjiang Plain, Northeastern China[J]. Journal of Hydrology, 2011, 398(1): 26-32.

[2] Chmura G L, Anisfeld S C, Cahoon D R, et al. Global carbon sequestration in tidal, saline wetland soils[J]. Global Biogeochemical Cycles, 2003, 17(4)： 48-54.

[3] Bai J, Zhang G, Zhao Q, et al. Depth-distribution patterns and control of soil organic carbon in coastal salt marshes with different plant covers[J]. Scientific Reports, 2016, 6. doi: 10. 1038/srep34835.

[4] Zedler J B, Kercher S. Wetlandresources: status, trends, ecosystem services, and restorability[J]. Annual review of Environment and Resources, 2005, 30: 39-74.

[5] Piao S L, FangJ Y, Ciais P L, et al. The carbon balance of terrestrial ecosystems inChina[J]. Nature， 2009, 458(7241): 1009-1013.

[6] Luo X X, Xing Z Q. Comparative study on characteristics and influencing factors of soil respiration of reed wetlands in Yellow River Estuary and Liaohe River Estuary[J]. Procedia Environmental Sciences, 2010, 2: 888-895.

[7] Trivedi P, Anderson I C, Singh B K. Microbial modulators of soil carbon storage: Integrating genomic and metabolic knowledge for global prediction[J]. Trends in Microbiology, 2013, 21(12): 641-651.

[8] 杨继松, 刘景双，孙丽娜. 温度、水分对湿地土壤有机碳矿化的影响[J]. 生态学杂志, 2008, 27(1): 38-42. Yang J S, Liu J S, Sun L N. Effects of temperature and soil moisture on wetland soil organic carbon mineralization[J]. Chinese Journal of Ecology, 2008, 27(1): 38-42.

[9] 陈亮, 刘子亭, 韩广轩, 等. 环境因子和生物因子对黄河三角洲滨海湿地土壤呼吸的影响[J]. 应用生态学报, 2016, 27(6): 1795-1803. Chen L, Liu Z T, Han G X, et al. Effects of environmental and biotic factors on soil respiration in a coastal wetlands in the Yellow River Delta, China [J]. Chinese Journal of Applied Ecology, 2016, 27(6): 1795-1803.

[10] Han G X, Xing Q H, Yu J B, et al. Agricultural reclamation effects on ecosystem CO2exchange of a coastal wetland in the Yellow River Delta[J]. Agriculture, Ecosystems & Environment, 2014, 196: 187-198.

[11] 朱敏, 张振华, 于君宝, 等. 氮沉降对黄河三角洲芦苇湿地土壤呼吸的影响[J]. 植物生态学报, 2013, 37(6): 517-529. Zhu M, Zhang Z H, Yu J B, et al. Effects of nitrogen deposition on soil respiration in Phragmites australis wetland in the Yellow River Delta, China[J]. Chinese Journal of Plant Ecology, 2013, 37(6): 517-529.

[12] Cui B, Yang Q, Yang Z, et al. Evaluating the ecological performance of wetland restoration in the Yellow River Delta, China[J]. Ecological Engineering, 2009, 35(7): 1090-1103.

[13] Ye Q, Liu G, Tian G, et al. Geospatial-temporal analysis of land-use changes in the Yellow River Delta during the last 40 years[J]. Science in China Series D: Earth Sciences, 2004, 47(11): 1008-1024.

[14] Zhang T T, Zeng S L, Gao Y, et al. Assessing impact of land uses on land salinization in the Yellow River Delta, China using an integrated and spatial statistical model[J]. Land Use Policy, 2011, 28(4): 857-866.

[15] Luo X X, Wang L Y, Dun M, et al. The accumulation and seasonal dynamic of the soil organic carbon in wetland of the Yellow River estuary, China[J]. Journal of Chemistry, 2014, 2014. http://dx.doi.org/10.1155/2014/408923.

[16] 鲁如坤. 土壤农业化学分析方法[M]. 北京: 中国农业科技出版社, 2000: 42-79 Lu R K. Soil and Agricultural Chemistry Analysis[M]. Beijing: China Agricultural Science and Technology Press, 2000: 42-79.

[17] Al-Busaidi K T S, Buerkert A, Joergensen R G. Carbon and nitrogen mineralization at different salinity levels in Omani low organic matter soils[J]. Journal of Arid Environments, 2014, 100: 106-110.

[18] 王嫒华, 苏以荣, 李杨, 等. 稻草还田条件下水田和旱地土壤有机碳矿化特征与差异[J]. 土壤学报, 2011, 48(5): 979-987. Wang Y H, Su Y R, Li Y, et al. Characteristics of mineralization of soil organic carbon in paddy and upland with rice straw incorporated and differences between the two [J] . Acta Pedologica Sinica, 2011, 48 (5): 979-987.

[19] Saviozzi A, Vanni G, Cardelli R. Carbon mineralization kinetics in soils under urban environment[J]. Applied Soil Ecology, 2014, 73: 64-69.

[20] 赵翠平, 陈岩, 孙运海, 等. 邛海流域不同环境因素与土壤侵蚀相互关系研究[J]. 环境保护科学, 2016, 42 (3): 119-124. Zhao C P, Chen Y, Sun Y H, et al. Research of relationship between different environment factors and soil erosion in Qionghai Basin[J]. Environmental Protection Science, 2016, 42(3): 119-124.

[21] Yakovchenko V P, Sikora L J, Millner P D. Carbon and nitrogen mineralization of added particulate and macroorganic matter[J]. Soil Biology and Biochemistry, 1998, 30(14): 2139-2146.

[22] Davidson E, Verchot L, Cattanio J, et al. Effects of soil water content on soil respiration in forests and cattle pastures of eastern Amazonia[J]. Biogeochemistry, 2000, 48(1): 53-69.

[23] Rietz D N, Haynes R J. Effects of irrigation-induced salinity and sodicity on soil microbial activity[J]. Soil Biology and Biochemistry, 2003, 35(6): 845-854.

责任编辑 庞 旻

The Simulation Study of Soil Organic Carbon Mineralization in Yellow River Delta Wetlands, China

LUO Xian-Xiang， ZHANG He， JIA Hong-Li， ZHENG Hao， FAN Yu-Qing

(The Key Laboratory of Marine Environment and Ecology, Ministry of Education, Ocean University of China, Qingdao 266100, China)

In this study, the reed wetlands in the Yellow River Delta selected as the study sites.The dynamic characteristics of soil organic carbon (SOC) mineralization were investigated through the laboratory simulation test, and the influencing factors (e.g., SOC content, soil moisture and salinity) for the SOC mineralization were also analyzed. The results showed that the cumulative SOC mineralization increased exponentially with the increasing incubation time, and the amount of mineralized SOC in the initial period (0～10 d) of incubation accounted for 50% of the total cumulative SOC mineralization. Afterwards, the SOC mineralization rate sharply declined in the middle incubation period (11～35 d). Till the 35 day, the cumulative SOC mineralization was about 85% of the total amount of SOC mineralization in the whole incubation. And the SOC mineralization rate presented a slow trend in the later period (36～70 d) of incubation. Multi-factor variance analyses indicated that the content of SOC was aprimary factorinfluencing SOC mineralization (F0.05=3711,P< 0.001), which was confirmed by the significant positive correlation between them (P< 0.05). Moreover, the soil moisture and salinity also obviously affected SOC mineralization (P< 0.001) and theF0.05value was 71.31 and 33.58, respectively.Above all, a soil C pool loss from SOC mineralization in the coastal wetlands should be paid more attention, especially in the degraded wetland soils with low organic carbon content and highly salt-affected degree.

Yellow River Delta; reed wetland; SOC mineralization; multi-factor variance analysis

国家自然科学基金项目(41573089)；国家自然基金委-山东省人民政府联合资助海洋科学研究中心项目(U1406404)资助 Supported by the National Natural Science Foundation of China (41573089 )；the National Natural Science Foundation of China-Shandong Joint Fund for Marine Science Research Centers under contract (U1406404)

2016-12-10；

2017-01-15

罗先香(1972-)，女，博士，教授。E-mail:lxx81875@ouc.edu.cn

❋❋ 通讯作者：E-mail:yuqing@ouc.edu.cn

X171

A

1672-5174(2017)06-001-07

10.16441/j.cnki.hdxb.20160406

罗先香，张贺，贾红丽，等.黄河三角洲滨海湿地土壤有机碳矿化过程模拟研究[J].中国海洋大学学报(自然科学版), 2017, 47(6): 1-7.

LUO Xian-Xiang，ZHANG He，JIA Hong-Li，et al.The simulation study of soil organic carbon mineralization in Yellow River Delta wetlands, China[J].Periodical of Ocean University of China, 2017, 47(6): 1-7.