青海湖2种高寒湿地土壤碳氮化学计量特征研究

刘 英，曹生奎,2，曹广超,2，陈克龙,2，兰 垚，汉光昭，杨羽帆，雷义珍

(1. 青海师范大学地理科学学院，青海 西宁 810008；2. 青海师范大学青海省自然地理与环境过程重点实验室，青海 西宁 810008)

【研究意义】湿地是一个特殊的生态系统，介于陆地生态系统与水生生态系统之间，具有多样的生态系统服务功能，湿地土壤作为碳氮的重要源汇，是全球最重要的生态系统，称之为“地球之肾”[1-2]。湿地土壤碳含量及分布直接影响湿地生态系统的生产力及碳循环，氮素含量的高低与分布特征可以反映湿地的养分供给情况，影响着湿地生态系统的化学循环过程[3-4]。青藏高原海拔高、气压低、气候变化复杂多样，孕育着草甸、湿地等多种高寒生态系统[5-6]。随着全球变暖对高寒区域的影响，各个生态系统土壤中所含碳、氮等元素含量将随之发生改变，它对于全球变暖的响应、区域乃至全球的碳氮循环和气候变化至关重要[7-10]。高寒湿地生态系统土壤退化、恢复与演替主要与土壤养分中的元素含量、环境因素之间的相关性有关[11-14]。青海湖高寒湿地生态系统因为其独特的地理位置与复杂的环境条件，生态系统比较脆弱，且对于区域气候变化与人类活动响应敏感[15-18]。【前人研究进展】近年来对于高寒湿地土壤碳氮分布特征及其循环过程研究已成为热点，其中青海湖流域土壤养分的变化特征分析是众学者研究的重点。曹生奎等[19-20]分析了青海湖高寒湿地土壤有机碳含量的变化特征以及草地退化对土壤碳密度的影响；刘文玲等[21]通过对青海湖流域定点采样分析，揭示了高原鼠兔扰动对土壤养分及微生物量碳氮的影响；陈懂懂等[22]对青海湖农场退耕还林后的土壤碳氮进行研究。但以上研究中研究区选取多在非禁牧区域，不能排除人为干扰因素，研究重点是有机碳、氮分布特征和原因分析，而对全碳、全氮及其与土壤属性之间相关性的研究较少。【本研究切入点】基于此，本研究选取禁牧区域作为研究区，在研究土壤碳氮分布特征的基础上，分析了土壤碳氮与有机碳(SOC)、pH值、电导率(EC)、土壤含水量(SWC)、土壤容重和土层深度的相关性，以确定影响土壤碳氮最主要影响因子。【拟解决的关键问题】湿地是青海湖地区生态系统中的一个重要部分，而有关青海湖高寒湿地土壤碳氮计量特征鲜有研究，本研究以青海湖湖滨和河源两种高寒湿地土壤为研究对象，对不同湿地土壤碳氮计量特征进行分析，揭示不同高寒湿地土壤碳氮分布及其计量特点。其研究结果可为湿地生态系统功能评价提供一定基础，并对高寒湿地结构与功能、保护与管理具有重要意义。

1 研究区概况

本文选择青海湖流域东部的湖滨湿地与北部的河源湿地作为研究对象。湖滨湿地位于青海湖湖东种羊场以北约10 km处的小泊湖，采样点选择在地形平坦的高寒湿地生态系统中(36°42′N，100°46′E，3228 m)，2017年年均气温2.60 ℃，年降水量275.59 mm，植被以多年生草本植物为主，主要优势植物种为藏嵩草(Kobresiatibetica)。土壤成土母质主要是湖积物及风成沙，土壤类型主要以沼泽土和草甸土为主，土壤发育年轻，土层浅薄，有机质含量较高。河源湿地位于青海湖北部沙柳河河源区瓦颜山，采样点选取距离刚察县45 km的高寒湿地中(37°44′N，100°05′E，3753 m)，2017年年均气温-3.02 ℃，年降水量540.26 mm，植被以小嵩草植物为主，土壤为沼泽土和草甸土。该湿地生态系统表层广泛分布有季节性冻土，深层为永久性冻土。

2 材料与方法

2.1 样品采集及预处理

在研究区设置面积为20 m×20 m的标准样地，在布设好的样地中随机设置0.5×0.5 m样框，用直径为5 cm的土钻自表层向下采集土样，0～30 cm每隔5 cm逐层采样，30～50 cm每隔10 cm逐层采样，采样深度为50 cm，将采集好的土样装入自封袋，并记录日期、鲜重及深度。采样时间为2017年6-9月，共采集土壤样品132个。将所采集的土样带回实验室自然风干，除去草根及其他杂质并研磨，过200目筛，装入自封袋标记备用。

2.2 方法与数据处理

测定采集样品中的土壤全碳(TC)、全氮(TN)、有机碳(SOC)、pH值、电导率(EC)，并计算土壤含水量(SWC)、土壤容重。测定土壤TC、TN时用高精度天平称取土样重量，每个样品重量为15.000 mg(误差<0.003 mg)，TC、TN用元素分析仪(Costech ECS4010/4024，USA)测定，测定时需要用5个标准样品(蛋氨酸Methionine)和两个空白样品进行校准。土壤有机质含量测定方法为油浴加热——重铬酸钾容量法，然后除以“Van Bemmelen”换算系数1.724，得到土壤有机碳含量[23-24]。土壤pH值测定用台式pH计(PHS-3C)测定，每个土样重复测量3次取其平均值。土壤电导率用电导率快速测定仪(Direct·Soil·EC·Meter-2265FS)测定，测试精度为EC：±0.1 %，温度：±0.5 ℃，在表盘数值保持不变时读取数据。以上实验均在青海省自然地理与环境过程重点实验室完成。

本研究利用Microsoft Excel 2011、Origin Pro9.0软件对全碳(TC)、全氮(TN)、土壤含水量(SWC)、容重、pH值、电导率(EC)数据进行前期处理和作图，运用IBM SPSS Statistics 22对土壤化学计量特征与有机碳(SOC)、pH值、电导率(EC)、土壤含水量(SWC)、土壤容重和土层深度进行相关性分析。

3 结果与分析

3.1 不同季节的土壤全碳和全氮含量的垂直分布特征

湖滨湿地0～20 cm土层中TN含量7月呈递减趋势，其余月份变化趋势基本一致；20～40 cm土层中，7和8月减小，6和9月增大(图1a)；40～50 cm土层中8月增加，其余月份减少；从月份变化分析，6和9月的变化一致，7和8月变化一致。河源湿地(图1b) 0～10 cm土层中，7-9月TN含量变化趋势为递减，但7月含量相对其余月份较低；10～20 cm土层中TN含量7月递增，其余月份总体呈递减趋势；20～40 cm土层中，7月先增后减，8月与之相反；同一深度上，7、8月TN含量大于6、9月，8月为最低值。2种高寒湿地土壤TN含量在深度与月份上的变化特征基本相似，即随深度的增加土壤TN含量递减，湖滨湿地7、8月变化较河源湿地明显且波动较大，9与6月变化趋势较稳定。

土壤TC含量随土层深度总体变化趋势和TN有相似性。湖滨湿地(图2a)0～15 cm土层中土壤TC含量变化趋势基本一致，都为先增后减，6和7月含量较8和9月高；15～30 cm土层中土壤TC含量7月减小，其余月份增加；30～50 cm土层中变化趋势为先增后减，其中9月含量最高；同一深度不同月份土壤TC相比较，7和8月土壤TC含量较高且变化较为平缓，6和9月波动较大。河源湿地土壤TC含量(图2b)在0～15 cm土层中7月明显低于6、8、9月；15～50 cm土层总体为递减趋势，其中8月TC含量在30 cm土层下减小幅度较大。两种高寒湿地土壤TN含量变化趋势随土层深度递减，但湖滨湿地在月上的变化特征比河源湿地明显，且波动较大。

综上，湖滨湿地与河源湿地在0～50 cm土层中TN、TC含量垂直变化特征一致，即随着土层深度的增加呈递减趋势变化。0～10 cm土层中TN、TC含量最大，比较2种高寒湿地同一深度不同月份土壤TN、TC含量可知，湖滨湿地变化比河源湿地明显，7和8月变化幅度较大。

图1 2种高寒湿地土壤TN含量随深度的变化Fig.1 Variation of TN content with depth in two alpine wetland soils

图2 2种高寒湿地土壤TC含量随深度的变化Fig.2 Variation of TC content with depth in two alpine wetland soils

表1 2种高寒湿地6-9月不同深度土壤全氮和全碳含量

注：土壤全氮(TN)，土壤全碳(TC)。

Note： Soil total nitrogen (TN), Soil total carbon (TC).

由表1可知，在0～50 cm土层中湖滨湿地与河源湿地土壤TN、TC平均含量分别为7.07、10.48和115.08、137.47 g·kg-1。6-9月湖滨湿地土壤TN、TC含量在月份上的变化特征为6月>9月>7月>8月，河源湿地为9月>6月>7月>8月。0～10、10～20 cm土层中湖滨湿地土壤TN含量最大值、最小值均在6和8月，最大值分别为9.74、8.79 g·kg-1，最小值为7.20、6.39 g·kg-1；河源湿地0～10 cm土层中TN含量最大值、最小值在9、7月，分别为16.76、7.00 g·kg-1，10～20 cm土层中最大值、最小值在8与6月；2种高寒湿地0～10 cm土层中TC、TN含量最高。

3.2 2种高寒湿地土壤C/N垂直分布特征

2种高寒湿地土壤C/N为递增变化趋势，在20 cm土层增幅加快，达到一定深度后趋于稳定。湖滨湿地(图3a)7-9月0～20、40～50 cm土层土壤C/N稳定递增且没有明显差异；20～40 cm土层土壤C/N 7、8月明显增大，至40 cm后趋于稳定；7月土壤C/N变化较大，最大值和最小值均出现在7月。河源湿地土壤C/N(图3b)变化趋势为递增；20～40 cm增幅加快，6月土壤C/N在20 cm后明显增大并高于7、8、9月；6-9月土壤C/N在40 cm处达到最大值，其中6月土壤C/N最大。下文对影响土壤C/N的主要因子进行了相关性分析，并解释了土壤C/N垂直方向的变化规律。

对2种高寒湿地在垂直方向土壤C/N变化特征和显著性分析(表2)中可知：0～50 cm土层土壤C/N的差异性不显著；以30 cm为界，上下土层之间差异性显著，相邻深度之间土壤C/N湖滨湿地差异性不显著，河源湿地相对显著；0～10 cm土层两种湿地差异性对比显著。随深度增加土壤C/N含量递增，湖滨湿地明显高于河源湿地，其中湖滨湿地土壤C/N均值为17.82±1.19，河源湿地土壤C/N均值为13.42±0.62。

3.3 2种高寒湿地碳氮计量特征与土壤环境属性的相关性

3.3.1 湖滨湿地土壤理化性质与土壤环境属性的相关性分析 由表3可知，湖滨湿地土壤碳氮化学计量特征之间，土壤TC、TN、SOC与C/N之间皆为极显著的负相关性(P<0.01)，其中土壤TN与土壤C/N之间的负相关性最高，为-0.9。TC、TN与SOC、TN之间具有极显著正相关性(P<0.01)，与土壤C/N之间具有极显著负相关性(P<0.01)；SOC与TC、TN之间具有极显著正相关性(P<0.01)，与土壤C/N之间具有极显著负相关性(P<0.01)。

图3 2种高寒湿地土壤C/N垂直变化Fig.3 Vertical change of carbon to nitrogen ratio in two alpine wetland soils

表2 研究区2种高寒湿地土壤C/N值分析

注：表中数据为均值±标准差，同行不同字母表示差异显著。

Note： The data in the table is the mean ± standard deviation, and the different letters in the peer indicate significant difference.

碳氮化学计量特征与实验样地环境属性间也具有一定的相关性。土壤TC、TN、SOC与土层深度、土壤容重之间相关性为极显著负相关性(P<0.01)，而土壤C/N与土层深度、土壤容重呈极显著正相关性(P<0.01)；土壤TC、TN与SWC之间为极显著正相关性(P<0.01)，土壤C/N与SWC之间为极显著负相关性(P<0.01)；土壤TC、TN、C/N与土壤pH之间无相关性(P>0.05)，土壤TC、C/N与EC之间为负相关性(P<0.05)，而土壤TN与EC之间为正相关性(P<0.05)。

3.3.2 河源湿地土壤C/N与土壤环境属性的相关性分析 由表4可知，河源湿地土壤化学计量特征之间的相关性分析中知，土壤TC、TN与C/N之间皆为极显著的负相关(P<0.01)，与土壤SOC之间为极显著的正相关(P<0.01)，土壤TN与土壤C/N之间的负相关性最高，为-0.64；土壤SOC与TN、TC之间具有极显著正相关性(P<0.01)，而与土壤C/N之间无相关性(P>0.05)。

表3 湖滨湿地土壤碳氮化学计量特征与土壤环境属性相关性分析

注：*表示2种因子的相关性达到显著水平(P<0.05)；**表示2种因子的相关性达到极显著水平(P<0.01)。

Note：*indicates significant correlation (P<0.05); ** indicates very significant correlation (P<0.01).

表4 河源湿地土壤碳氮化学计量特征与土壤环境属性相关性分析

注：*表示2种因子的相关性达到显著水平(P<0.05)；**表示2种因子的相关性达到极显著水平(P<0.01)。

Note：*indicate significant correlation (P<0.05);** indicate very significant correlation (P<0.01).

碳氮化学计量特征与土壤环境之间也具有一定相关性，土壤TC、TN与SWC之间为极显著正相关性(P<0.01)，与EC之间无相关性(P>0.05)，土层深度、土壤pH值、土壤容重之间的相关性皆为极显著负相关性(P<0.01)；土壤C/N与土层深度之间相关性为极显著正相关性(P<0.01)，与SWC、pH值之间为显著正相关性(P<0.05)，而与EC、土壤容重之间无相关性(P>0.05)。即土壤C/N与土层深度、土壤含水量、土壤pH值有关，碳氮化学计量特征与EC之间均无相关性。

4 讨 论

根据土壤化学计量特征与土壤环境属性(深度、容重、SWC、EC与pH值)之间相关性分析，土层深度、容重、SWC是影响土壤碳氮含量垂直变化的因子，这与王建林、陈格君、王维奇等人研究结果一致[30-32]。土壤含水量会影响植被的生长状况，从而直接或间接地影响微生物分解碳的速率，最终会影响土壤碳含量。土壤含水量高，土壤中的动植物残体分解速度慢，碳含量较高[33]。水分含量的多少是土壤碳氮获取的一个主要途径，土壤中有部分碳是水溶性碳，氮也可以通过水分来输入，所以SWC是影响土壤碳氮含量的主要因素。湖滨湿地土壤为碱性土；河源湿地土壤为中性土，土壤pH值通过影响土壤微生物的活性而显著影响着土壤对碳氮的固定和累积能力，其中中性范围内最适合微生物活动[34-36]，本研究pH值与河源湿地土壤碳氮有极显著负相关性，这一结果与白军红等在研究霍林河流域湿地时得到的结果一致[34]。

湖滨湿地土壤平均C/N为17.82±1.19，河源湿地土壤平均C/N为13.42±0.62，均高于我国土壤平均C/N(11.9±0.1)，低于我国湿地土壤平均C/N(18.22±7.51)[37-39]，表明青海湖两种高寒湿地微生物分解速率和土壤矿化速率均小于我国湿地，其中湖滨湿地微生物分解速率与土壤矿化速率小于河源湿地。一般来说，土壤中C/N的高低与土壤矿化速率的快慢、微生物分解速度成反比关系[40]。比较两种高寒湿地，河源湿地土壤的C/N更接近于青藏高原典型高寒草甸区土壤C/N(14.3±0.5)和草地生态系统土壤C/N(13.8±0.4)[41]。

土壤碳氮化学计量特征既受气候、海拔、植被等结构性因素的影响，也受人类活动等随机性因素的影响，由于采样区已禁牧故本研究未考虑人类活动的影响。本研究对青海湖两种高寒湿地土壤碳氮化学计量特征影响因子的研究更多是从土壤属性方面进行分析，而气候、海拔、植被等因素对其的影响有待进一步探讨、研究。

5 结 论

本文对青海湖2种高寒湿地土壤碳氮化学计量特征性进行了研究，主要结论如下。

(1)湖滨湿地与河源湿地土壤TC含量、TN含量随土层深度增加土壤TC、TN递减，土壤TC、TN最大值均出现表层土壤中。C/N变化趋势与之相反，土壤C/N上层与下层之间差异性显著。两种高寒湿地土壤有碳多氮少的特征。

(2)湖滨湿地与河源湿地土壤TC平均含量分别为115.08和137.47 g·kg-1，土壤TN平均含量分别为7.07和10.48 g·kg-1，土壤C/N分别为16.95和13.42，湖滨湿地C、N略高于河源湿地。

(3)土层深度、土壤含水量、容重显著影响着青海湖两种高寒湿地土壤TC、TN、C/N，pH值对河源湿地碳氮含量有显著影响，但对湖滨湿地影响较弱。