土地利用方式改变对湿地土壤总有机碳与可溶性有机碳的影响

简 兴，翟晓钰，王 喻，蔡阳阳

(1.安徽科技学院 建筑学院，安徽 蚌埠 233030； 2.农业农村部生物有机肥创制重点实验室，安徽 蚌埠 233030； 3.安徽科技学院 生命与健康科学学院，安徽 蚌埠 233030)

湿地是陆地生态系统的重要碳库。虽然湿地只占地球陆地面积的5%～8%[1]，但其土壤中固存的碳却占到全球土壤总碳库的20%～30%[2]。湿地土壤碳对环境变化具有较高的敏感性，人类活动的干扰是造成湿地土壤碳储量降低的重要原因[3]。鉴于湿地生态系统在碳循环中的重要作用，人类活动造成的土地利用变化如何影响湿地土壤碳的固存，现已成为全球气候变化研究的热点之一。作为土壤有机质中移动性最强的组分，土壤可溶性有机质(DOM)对生态系统内和生态系统间碳及相关养分的循环、分布有着重要的影响。已有的研究显示，DOM既可成为大气中CO2的源[4-5]，一定条件下也可以成为CO2的汇[6]。因此，有必要了解土地利用方式的改变对土壤DOM会产生怎样的影响。

土壤中DOM的量对土壤理化性质具有重要作用[7]。可溶性有机碳(DOC)是DOM的主要组成成分，其含量通常被用来表征DOM的量。DOC是土壤碳较为活跃的组分之一，对碳、氮、磷元素的生物地球化学循环过程具有重要的影响，还是陆地生态系统中的碳和养分向水生生态系统传输的主要形式。因此，了解土地利用改变后土壤DOC含量的变化，对于理解人类活动对土壤固碳的影响和土壤养分的损失机制具有重要意义。

目前，关于湿地土壤DOC含量的研究主要集中在植物群落、环境因素、人为干扰等方面，研究区域主要集中在滨海、三江平原、西北干旱区，关于土地利用方式改变对湿地土壤DOC含量影响的研究还相对较少。淮河流域是我国中东部重要的湿地分布区，同时也是我国社会经济发展较快的区域，湿地受到的人为干扰在形式和强度上多样且剧烈。目前，涉及淮河流域湿地在转变为其他土地利用类型后土壤DOC变化的研究在检索范围内尚未见报道。为此，本研究以淮河中游天然湿地和由湿地转变而成的几种典型土地利用类型为对象，采用空间替代时间的方法，研究土地利用方式改变对湿地土壤总有机碳(TOC)和DOC的影响，以期为揭示土地利用变化对湿地土壤碳库的影响提供数据积累，同时也可为当地的湿地资源保护与开发提供科学依据。

1 材料与方法

1.1 研究区概况

淮河是我国中东部地区的重要河流，其干流在安徽境内全长约420 km，流域面积6.69万km2，占淮河流域面积的24.8%，占安徽省总面积的47.8%。淮河流域水系复杂，水体众多，湿地类型丰富，特别是在淮河两岸分布着数量众多的天然与人工湿地，是安徽省，乃至华东地区重要的湿地分布区之一。选择该区域较为典型的三汊河湿地作为研究区。三汊河湿地系国家湿地公园，地处蚌埠市淮上区曹老集镇与梅桥镇交界处(117°18′E，33°02′N)，南距淮河11 km，湿地南北长7.0 km，东西宽0.2～2.0 km，面积约5.3 km2。湿地主要部分为老淝河故道，现与北淝河、清沟河和青二截水沟相通，属河迹洼地型湖泊湿地。研究区属暖温带半湿润季风气候，年日照时长2 168 h，年均降水量为900～1 000 mm，土壤类型为潮土。

1.2 土壤样品采集与测定

在研究区内按典型性、代表性原则，确定5种土地利用类型：(1)天然芦苇湿地(WL)，主要覆被植物为芦苇(Phragmitesaustralis)，地块未受到明显的人为干扰；(2)3 a前由湿地转变而成的新开垦耕地(CL1)，主要种植大豆(Glycinemax)、花生(Arachishypogaea)，地块上筑圩排水，翻耕土壤，采用常规田间管理措施，施用少量化肥；(3)30 a前由湿地转变而成的耕地(CL2)，主要种植小麦(Triticumaestivum)、玉米(Zeamays)，种植制度为冬小麦、夏玉米两熟制，管理措施包括灌溉、施肥、病虫害防治、中耕除草；(4)30 a前由湿地转变为耕地，3 a前再由耕地转变而成的果园(OL)，主要种植李(Prunussalicina)、桃(Amygdaluspersica)，管理措施包括土壤翻耕，除草，有机肥环施；(5)20 a前由湿地转变而成的林地(FL)，主要栽植大叶杨(Populuslasiocarpa)，地块内无明显人为干扰痕迹，林内草本和灌木较少。各土地利用类型的土壤基本理化性质见表1。

在每种土地利用类型的代表性地段内随机布设3块10 m×10 m的样地，在每块样地内采用5点取样法，用直径5 cm的不锈钢土钻分别采集0～10、10～20、20～30、30～50 cm深度的土壤样品，每块样地同层土样混合为一个样本。样品装入自封袋，放入装有冰块的冷藏箱带回实验室，部分鲜土立即用于测定DOC含量，其余土样自然风干后用于测定TOC含量。

DOC的提取、测定：称取10 g鲜土，装入盛有50 mL去离子水的100 mL塑料离心管中，室温下于往复式振荡机上200 r·min-1振荡浸提30 min，之后4 000 r·min-1离心10 min，过0.45 μm玻璃纤维滤膜。用总有机碳分析仪(岛津TOC-LCPH)测定滤液中的碳含量。

TOC采用外加热重铬酸钾容量法测定[8]。

1.3 数据分析

使用SPSS 16.0 软件对试验数据进行单因素方差分析和皮尔逊(Pearson)相关性分析。对有显著差异的处理，采用新复极差检测(SSR)进行多重比较。

2 结果与分析

2.1 不同土地利用类型土壤的TOC含量

WL 0～30 cm土层的TOC含量无显著差异(图1-A)，平均值为14.90 g·kg-1，显著(P<0.05)高于30～50 cm土层的6.97 g·kg-1。CL2、OL、FL的TOC含量在0～10 cm土层最高，随土层加深逐渐降低，10～20 cm土层的TOC含量较0～10 cm土层分别降低了61.7%、45.8%和39.0%，但20～30 cm与30～50 cm土层的TOC含量无显著差异，表明上述3种土地利用类型的TOC含量在20 cm以下土层趋于稳定。CL1的TOC含量在0～30 cm土层无显著差异，平均值为5.57 g·kg-1，但在30～50 cm土层显著(P<0.05)升高，达到13.51 g·kg-1。另外，CL1在0～10 cm土层的TOC含量显著(P<0.05)低于其他土地利用类型。

对各土地利用类型相同土层的TOC含量进行横向比较(图2-A)，图中以WL为起点，向左为FL，表示湿地转变为林地；向右为CL1、CL2和OL，表示土地利用方式依次转变为新开垦耕地、开垦30 a后的耕地，以及由耕地再转变为果园。结果显示，WL与CL2的0～10 cm土层TOC含量分别为16.99 g·kg-1和19.22 g·kg-1，无显著差异，但显著(P<0.05)高于OL的12.31 g·kg-1和FL的12.64 g·kg-1，CL1的0～10 cm土层TOC含量在几种土地利用类型中最低，仅6.31 g·kg-1。在10～20 cm和20～30 cm土层中，WL的TOC含量分别为14.80 g·kg-1和12.93 g·kg-1，显著(P<0.05)高于同一土层的其他土地利用类型。除WL外，其他土地利用类型的TOC含量在10～20 cm土层无显著差异。20～30 cm土层中，FL的TOC含量显著(P<0.05)高于CL2和OL。30～50 cm土层中，CL1的TOC含量显著(P<0.05)高于其他土地利用类型，WL与FL的TOC含量无显著差异，二者均显著(P<0.05)高于CL2与OL。

表1 各土地利用类型的土壤基本性质

Table1Basic soil properties of different land use types

土地利用类型Land usetype全氮Totalnitrogen/(g·kg-1)铵态氮Ammoniumnitrogen/(mg·kg-1)全磷Totalphosphorus/(g·kg-1)有效磷Availablephosphorus/(mg·kg-1)速效钾Availablepotassium/(mg·kg-1)pH土壤容重Soil bulkdensity/(g·cm-3)土壤含水量Soilmoisturecontent/%WL3.5918.110.5514.95195.616.800.66112.91CL11.227.910.4919.94162.727.831.0512.32CL21.6210.630.6418.01142.347.550.9728.06OL1.438.930.5820.2090.307.671.205.03FL1.047.550.285.67119.268.061.2112.47

图1 不同土地利用类型土壤TOC、DOC含量及DOC分配比例的垂直分布Fig.1 Vertical distribution of TOC， DOC content and DOC/TOC in soils of different land use types

图2 湿地转变为其他土地利用类型后TOC、DOC含量及DOC分配比例的变化Fig.2 Changes of TOC， DOC content and DOC/TOC after wetland conversion to other land use types

2.2 不同土地利用类型的DOC含量与DOC分配比例

各土地利用类型的DOC含量见图1-B。WL、CL1与FL的DOC含量在土壤垂直剖面上差异不显著。CL2的0～10 cm土层DOC含量为84.78 mg·kg-1，显著(P<0.05)高于下层土壤，10 cm以下各土层的DOC含量差异不显著。OL的0～10 cm与10～20 cm土层DOC含量无显著差异，但显著(P<0.05)高于下层土壤，20～30 cm和30～50 cm土层的DOC含量差异不显著。

对不同土地利用类型同层土壤的DOC含量进行比较，结果见图2-B。WL各土层的DOC含量均显著(P<0.05)高于其他土地利用类型同层土壤。CL2的0～10 cm土层DOC含量显著(P<0.05)高于OL、FL和CL1，OL与FL差异不显著，但均显著(P<0.05)高于CL1。10～20 cm土层，CL2、OL与FL的DOC含量无显著差异，但均显著(P<0.05)高于CL1。20～30 cm和30～50 cm土层中，CL2与FL的DOC含量无显著差异，但均显著(P<0.05)高于OL和CL1。CL1的DOC含量显著(P<0.05)低于同土层的其他土地利用类型。

有研究表明，土壤TOC是影响DOC含量的一个决定因素[9]，二者之间存在显著的相关性[10]。本研究也显示(图3)，TOC与DOC之间存在极显著相关性(P<0.01)。为消除TOC总量差异对研究结果的影响，有学者提出，利用有机碳组分与总有机碳的比值(TOC/DOC)，即DOC分配比例，来反映有机碳组分的相对数量更为合适[11]。

本研究显示，在垂直方向上，除CL1外，其他土地利用类型的DOC分配比例均表现为随土层深度增加逐步升高的趋势(图1-C)。DOC分配比例横向比较(图2-C)显示，0～10 cm和10～20 cm土层的DOC分配比例在各土地利用类型相同土层间差异不显著。20～30 cm土层中，除CL1外，其余土地利用类型的DOC分配比例差异不显著，CL1的DOC分配比例显著(P<0.05)低于其他土地利用类型。30～50 cm土层中，CL2的DOC分配比例显著(P<0.05)高于其他土地利用类型，WL、OL、FL的DOC分配比例无显著差异，CL1的DOC分配比例最低。从以上结果可以看出，0～20 cm的上层土壤DOC分配比例与土地利用方式无密切联系。随着土层深度增加，DOC分配比例在各土地利用类型中出现了分异。湿地在转变为耕地初期，20 cm以下的2个土层的DOC分配比例急剧下降，平均值从1.47%降至0.20%；耕作30 a的耕地20 cm以下2个土层的DOC分配比例升至1.43%和2.49%，其中，20～30 cm土层的DOC分配比例与同层次的湿地相当，30～50 cm土层，耕作30 a的耕地DOC分配比例显著(P<0.05)高于湿地。耕地转变为果园3 a后，0～30 cm的3个土层DOC分配比例未出现显著差异，但30～50 cm土层果园却显著(P<0.05)低于耕地。湿地在转变为林地后，各土层DOC分配比例未表现出显著差异。

图3 TOC与DOC的相关性分析Fig.3 Correlation analysis between TOC and DOC

3 结论与讨论

3.1 土地利用变化对湿地土壤有机碳的影响

本研究显示，研究区湿地土壤剖面上，TOC的分布在0～30 cm土层呈聚集状态，30 cm以下土层TOC含量显著降低。这与前人的相关研究结论一致[12-13]。研究区湿地受人为干扰较少，植物凋落物得以大部分归还土壤，使得土壤有机碳得到累积，含量较高。除此之外，植物根系代谢产物和根系残体也是TOC的重要来源[14-16]。研究区湿地主要植物为芦苇。已有研究表明，芦苇根系的生物量在0～30 cm土层最大[17]。因此，地上芦苇残体和地下芦苇根系残体及其分泌物是导致湿地土壤TOC在0～30 cm土层积聚的重要原因。

围垦是湿地受到人为干扰的主要形式之一。本研究显示，湿地在转变为耕地后3 a，TOC显著降低，其中，0～30 cm的3层土壤分别降低了62.84%、66.58%和57.87%，平均降幅为62.43%。这与前人得出的垦殖措施会在短期内迅速降低土壤TOC含量的结论一致[18]。TOC含量的下降与围垦打破湿地土壤原有的碳循环平衡过程有密切关系。一方面，植被被铲除，使得碳输入土壤的途径被切断。另一方面，湿地在转变为耕地时，首先通过人工垒坝筑圩的方式切断水的供给，造成土壤水分和质地的变化，之后耕作措施使得土壤水热条件改变，增强了土壤呼吸，从而导致碳的输出增加[19]。因此，围垦后土壤碳输入减少、输出增加，不利于碳的固存。但也有研究发现，随着开垦年限延长，耕地会因为人为有机肥源的输入，TOC呈逐步升高的趋势[20]。Iost等[21]的研究表明，围垦形成的耕地在经过20 a的耕作之后，TOC会开始出现明显的积累。蔡家艳等[22]的研究表明，围垦形成的耕地TOC的积累甚至会超过某些未开垦的湖滩地。本研究中，湿地土壤经过30 a的开垦后，土壤0～10 cm表层TOC恢复到与湿地相同的水平，可能就是这个原因。至于由湿地新开垦而成的耕地，其30～50 cm土层TOC含量陡增，显著高于30 cm以上土层，同时也显著高于同层的湿地土壤，可能是因为围垦造成原来湿地水分丧失后，土壤产生板结，采取的翻耕等措施扰乱了原有土层结构所导致的结果。在土壤样品采集时也发现，新生耕地下层土壤与湿地上层土壤具有较为相似的表观特征。

由于果树带来的经济效益要高于农作物，因此，耕地转变为果园近年来在一些地方比较普遍。本研究发现，湿地围垦形成的耕地在经过接近30 a的开垦再转变为果园后3 a，TOC降低主要发生在0～10 cm的土层，TOC下降35.98%。由于农田与果园耕作措施存在差异，因此耕地在转变为果园后TOC常会呈下降趋势[23]。本研究中耕地转变为果园的时间尚短，随着时间的推移，果园土壤TOC含量是否会在下层土壤降低，还需进一步研究。湿地在转变为林地后，0～30 cm土层的TOC含量下降显著，但30 cm以下土层TOC含量与湿地相当。0～50 cm土层中，土壤TOC平均含量林地仅次于湿地。这与关于湿地转变为其他土地利用类型后，林地较其他土地利用类型有更强的碳截存能力的研究结论一致[24]。林地相对于其他土地利用类型土壤TOC含量较高的原因可能与树木枝叶凋落物和根系代谢物、凋落物返还土壤有一定关系。

3.2 土地利用变化对土壤可溶性有机碳含量的影响

本研究显示，湿地转变为耕地初期，DOC含量下降幅度较大，各土层降幅达79.14%～88.15%。土壤DOC的主要来源是植物凋落物[25]。在水的浸泡下，地表凋落物层中有大量的DOC被淋溶释放[26]；因此，丰富的植物残体和充足的水分条件是湿地较其他土地利用类型拥有较高的DOC含量的主要原因。本研究显示，湿地各土层土壤DOC含量均显著高于其他土地利用类型的同层土壤。这与前人关于持续的水分饱和条件下土壤具有较高可溶性有机碳含量的结论一致[27]。当湿地转变为其他土地利用类型后，上述的2个条件丧失，从而造成土壤DOC含量急剧下降。相比较而言，耕地转变为果园初期，各土层DOC的降幅为11.31%～48.19%，要小于湿地转变为耕地初期。这可能是因为相对于湿地转变为耕地，耕地转变为果园后，地表凋落物和土壤水分的变化幅度不大。

一般情况下，DOC含量随着土层深度增加会逐渐降低[28]。但孔范龙等[29]认为，DOC含量随着土层深度增加而不断减小，主要原因是随着土壤深度增加，土壤总有机碳逐渐降低。鉴于DOC与TOC之间这种极显著的相关性，研究中常用DOC分配比例表征DOC的实际变化情况。本研究结果显示，DOC分配比例在除新生耕地外的几种土地利用类型中均表现为随土层增加逐渐递增的趋势，与杨继松等[30]在三江平原小叶章湿地中的研究结论一致。这可能与下层土壤对DOC有较强的吸附能力有关[31]。本研究显示，5种土地利用类型0～20 cm土层的DOC分配比例无显著差异，说明土地利用方式的改变未引起土壤上层DOC分配比例的变化，这与Sun等[32]的研究结论一致。另外，一些学者的研究也发现，不同土地利用类型之间DOC分配比例无显著差异[33-34]。但至于是何因素导致这一现象，还有待进一步研究。

3.3 结论

(1)湿地开垦为耕地初期，TOC含量在0～30 cm土层显著下降，经过30 a的垦殖，TOC在0～10 cm土壤表层得到积累。TOC的损失与积累2个过程在时间和空间上存在不对等性，碳损失发生在短时间内，且主要发生在0～30 cm土层，而碳的积累所需时间较长，且主要发生在0～10 cm的表层。由湿地转变而来的耕地再转变为果园的初期，土壤有机碳含量下降主要发生在0～10 cm土层。湿地转变为林地后20 a，0～50 cm土层中，林地土壤有机碳含量仅次于湿地。

(2)湿地、由湿地转变而成的新生耕地、林地DOC含量在土壤剖面上未表现出随土层增加而变化的趋势。DOC分配比例在除新生耕地外的4种土地利用类型中均表现为随土层增加而逐渐升高，说明DOC分配比例较DOC含量对土层深度的变化更敏感，更适于表征DOC在土壤剖面方向上的变化。

(3)0～20 cm土壤DOC分配比例与土地利用方式无关。湿地在转变为耕地初期，20 cm以下土层DOC分配比例下降，耕作30 a后显著升高。耕地再转变为果园的3 a后，DOC分配比例在30～50 cm土层显著降低。湿地在转变为林地后，各土层DOC分配比例未表现出显著差异。