2014, Vol. 34文章信息
- 杭子清, 王国祥, 刘金娥, 王刚, 王会
- HANG Ziqing, WANG Guoxiang, LIU Jin'e, WANG Gang, WANG Hui
- 互花米草盐沼土壤有机碳库组分及结构特征
- Characterization of soil organic carbon fractions at Spartina alterniflora saltmarsh in North Jiangsu
- 生态学报, 2014, 34(15): 4175-4182
- Acta Ecologica Sinica, 2014, 34(15): 4175-4182
- http://dx.doi.org/10.5846/stxb201212141802
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文章历史
- 收稿日期：2012-12-14
- 修订日期：2014-5-10
2. 盐城师范学院城市与资源环境学院, 盐城 224002;
3. 盐城国家级珍禽自然保护区, 盐城 224057
2. College of Urban and Resource Environment, Yancheng Teachers University, Yancheng 224002, China;
3. Yancheng National Nature Reserve, Yancheng 224057, China
湿地土壤有机碳(SOC)是全球陆地最大的碳库之一，其碳含量是大气中CO2碳含量的2—3倍[1, 2]，兼有“碳源”与“碳汇”的双重功能，其碳循环对大气全球碳收支以及与之有关的全球气候变化有重要影响。盐城海滨湿地是我国面积最大、生态类型最齐全、冲淤演变最复杂的典型淤泥质海滨湿地[3]。自1982年引种互花米草以来，迅速海向扩张，形成大面积的盐沼，和本地种碱蓬产生了种间竞争，未来有可能取代碱蓬[4]，植物种类的更替改变了生态系统结构和物质转化过程，影响土壤有机碳库的大小和结构[5]。互花米草具有较长的生长季、较高的净光合作用速率以及较大的生物量，固碳作用非常显著[6]，相关研究结果亦表明互花米草的生长导致土壤有机碳含量显著增加[7, 8]，随着入侵时间的增长，互花米草来源有机碳的输入显著改变了土壤有机碳组分，提高了土壤碳汇能力[9]，然而有关互花米草对土壤碳库中不同组分结构有机碳影响的研究鲜见报道。由于盐城海滨湿地滩面沉积环境以及互花米草建群时间存在差异，土壤中有机碳在化学组成、降解难易程度以及转化速率等方面也会有所不同[10, 11, 12]。目前分析有机碳组成结构的方法有很多种，红外光谱法可以根据红外吸收曲线的峰位、峰强及峰形来判断化合物的结构组成[13]，荧光光谱法则依据胶团中各种荧光团的综合表现推测出腐殖质中可能存在的官能团[14]，电子自旋共振谱法可以通过谱图的不同线形和峰宽反映其内部结构[14]，其中核磁共振技术(NMR)是一种非破坏性的分析方法，在研究土壤有机碳库的化学组成结构上优势明显[15]。因此，本研究以江苏盐城海滨湿地作为研究区域，借助核磁共振技术判别土壤中有机碳库组成和结构，分析互花米草在入侵过程中对土壤的生物地球化学循环过程的作用，以期为科学评价互花米草对有机碳库的影响提供支持。
1 研究地区与研究方法 1.1 研究区概况研究区位于江苏盐城新洋港潮滩湿地(32°34′—34°28′N，119°48′—120°56′E)，该区受海洋性与大陆性气候的共同影响，属于典型季风气候区，年平均气温13.7—14.6 ℃，日光辐射总量为485—506 kJ/cm2，年降水量为980—1070 mm。研究范围内人类干扰较少，植被带分布明显，由海向陆依次分布有：光滩、互花米草(Spartina alterniflora)盐沼、碱蓬(Suaeda salsa)盐沼以及芦苇(Phragmites australis)盐沼。
1.2 研究方法 1.2.1 样地选择与采样方法新洋港潮滩湿地的互花米草引种于1989年，此地建有永久性标志。本研究组使用手持GPS/GIS数据采集器对盐城海滨湿地互花米草扩张动态进行多年野外定位调查，并从2003年起，在互花米草扩张边缘建立永久性标志，记录互花米草种群定居时间和扩张过程。2011年6月，在研究区内自海向陆选择一个剖面，根据已建立的永久性标志确定互花米草种群定居时间，按照互花米草的不同定居时间设置6个样地，光滩(Mudflat)、建群1a互花米草盐沼(S.alterniflora flat 2011)、5a互花米草盐沼(S.alterniflora flat 2007)、12a互花米草盐沼(S.alterniflora flat 2000)、23a互花米草盐沼(S.alterniflora flat 1989)以及碱蓬盐沼(S.salsa flat 1989)，每处设3个1 m×1 m的样方，采集表层0—20 cm的土壤样品，将所采集的3份土壤混合，作为该样地的土壤样品，分别用MF、SAF2011、SAF2007、SAF2000、SAF1989、SSF1989表示(图 1)，装入标有编号的塑料自封袋中，带回实验室后过2 mm筛分成2份土样，一份鲜土在4 ℃下冷藏，另一份自然风干处理后待测。
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| 图 1 研究区域位置及采样点分布 Fig. 1 Location of study area and sampling sites |
(1)可溶性有机碳(DOC)的测定[16]称取20 g鲜土置于盛有100 mL蒸馏水的三角瓶中，做3个重复，按照水土比2 : 1在恒温摇床振荡浸提30 min(25 ℃，100 r/min)后离心10 min(5500 r/min)，将上清液过0.45 μm滤膜后直接上机(TOC-LCSH,岛津公司)测定浸提液中的有机碳含量。
(2)微生物量碳(MBC)的测定[17] 采用氯仿熏蒸提取法提取土壤微生物量碳，称取20 g鲜土两份，一份置于100 mL离心管中，另一份置于100 mL烧杯中，做3个重复，熏蒸和未熏蒸的土壤样品分别用0.5 mol/L的K2SO4浸提30 min，TOC仪(TOC-LCSH,岛津公司)测定浸提液中的有机碳含量。最后用以下公式计算MBC:
式中,E1和E2分别为熏蒸和未熏蒸土样提取液中的有机碳含量，0.45为浸提系数。
土壤有机碳(SOC)直接采用有机碳分析仪(TOC-LCSH,岛津公司)进行测定。
可溶性有机碳、微生物量碳以及土壤有机碳的实际测定过程中每个土样均做3个重复，控制相对标准偏差≤10%。
核磁共振样品预处理与波谱分析：为了提高固体核磁共振测定的精确度，土壤样品在进行核磁共振分析前先用氢氟酸(HF)进行预处理，预处理方法如下[18]：称量8 g土壤样品于100 mL塑料离心管中，加50 mL HF(体积分数10%)溶液，摇床上振荡1 h(25 ℃，100 r/min)，离心机上3000 r/min离心10 min，弃去上清液，残余物继续用HF溶液处理。共重复处理8次，摇床时间依次是：第1—4次1 h，第5—7次12 h，最后1次24 h。处理过后的残余物用蒸馏水清洗后以除去其中的HF溶液，方法如下：加50 mL蒸馏水，振荡10 min，离心10 min(3000 r/min)，去掉上清液，整个过程重复4次。残余物在40 ℃的烘箱中烘干，过60目筛后置于密实袋中，备NMR上机测定。
处理后的样品用固体核磁共振仪(AVANCE III 400MHz，布鲁克公司)进行测定，采用交叉极化魔角自旋(CPMAS)技术，测定参数分别是：光谱频率为100.63 MHz，魔角自旋频率为5 kHz，接触时间为2 ms，迟滞时间为0.5 s，采样时间为0.01 s，扫描次数为140000次，各类型碳相对含量用该区间化学位移积分面积的百分数表示，由机器自动给出。
1.3 数据统计分析试验数据的计算与分析工作在Excel 2003、Origin 8.0上进行，使用统计软件SPSS17.0单因素方差分析法对数据进行显著性检验和相关性分析。
2 结果与分析 2.1 互花米草盐沼土壤有机碳库组分分析土壤可溶性有机碳(DOC)是指能溶解于水，并且能通过0.45μm滤膜的含碳有机物，它们极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]。各样地表层土壤可溶性有机碳含量(图 2)表现为SAF2007> SAF1989> SAF2000> SSF1989> SAF2011> MF，平均值分别为50.67、46.22、39.12、17.43、8.31、6.92 mg/kg。相关性分析表明，土壤可溶性有机碳与土壤有机碳极显著相关(P<0.01)(图 3)，这说明土壤有机碳很有可能决定了土壤中可溶性有机碳的含量。各样地(MF、SAF2011、SAF2007、SAF2000、SAF1989)的DOC/SOC比值分别为0.66%、1.01%、0.67%、0.62%、0.61%，互花米草建群该比值没有明显变化。
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| 图 2 土壤DOC、MBC及SOC含量 Fig. 2 Concentration of DOC、MBC and SOC |
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| 图 3 土壤DOC、MBC与SOC的关系 Fig. 3 The relationship among DOC、MBC and SOC |
土壤微生物量碳(MBC)是土壤有机碳库中活性很强的一部分，尽管占总有机碳的比例很小，但常被作为评价土壤有机碳库周转速率的指标之一[20]。各样地表层土壤微生物量碳含量(图 2)表现为SAF2007> SAF1989> SAF2000> SSF1989> SAF2011> MF，平均值为70.34、69.24、61.55、18.27、13.56、8.92 mg/kg。相关性分析表明，土壤微生物量碳与土壤有机碳极显著相关(P<0.01)(图 3)。
由互花米草盐沼土壤有机碳的含量(图 2)变化可知，在建群初期，随着互花米草建群时间的增加，土壤有机碳含量显著增加(P<0.01)，在SAF2007处达到最大，对照样点MF仅为其13.8%。但是随着互花米草盐沼进一步的扩张发育，滩面高程增加，盐沼内水分盐度等环境条件变化梯度更加显著，影响土壤有机碳积累和分解过程，土壤有机碳含量有波动。互花米草盐沼各样点含量为0.82—7.60 g/kg，平均值为4.29 g/kg，总体高于碱蓬盐沼和光滩。不同植被类型表层土壤有机碳含量表现为：互花米草盐沼滩(5.57 g/kg)＞碱蓬盐沼(2.40 g/kg)＞光滩(1.05 g/kg)。
2.2 土壤有机碳组成结构特征分析土壤有机碳固态NMR碳谱主要可划分为以下4个共振区域[17]，烷基碳(Alkyl C)区，0—45 μmol/mol；烷氧碳区(Alcoxyl C)区，45—110 μmol/mol；芳香碳(Aromatic C)区，110—160 μmol/mol；羧基碳(Carboxyl C)区，160—200 μmol/mol。根据已有的研究报道[10,17,19-20]，烷基碳区内，可以在δ21—22、25—26、31、33和43—44μmol/mol等处观察到吸收峰，其中δ30处的吸收峰最为明显；烷氧碳区内，δ50—60处的吸收峰为甲氧基碳，δ60—110处的吸收峰为碳水化合物碳；芳香碳区内，δ110—145处的吸收峰是芳香碳，δ145—160处的吸收峰为被O取代的酚基碳；羧基碳区内，δ172—174处的吸收峰为羧基、酰胺和脂碳。
互花米草盐沼土壤中的有机碳形态以烷氧碳和芳香碳为主(图 4)，芳香碳的平均比例(35.85%)最高，其次为烷氧碳(32.83%)和羧基碳(20.62%)，烷基碳的平均比例(10.36%)最低。互花米草建群初期，土壤有机碳中烷基碳有增加趋势，在SAF2007处出现最大值(11.84%)后逐渐下降，低于碱蓬盐沼(SSF1989处)土壤烷基碳含量(12.2%)。烷氧碳与烷基碳的变化趋势相反，在SAF2007处出现最小值27.2%后逐渐增加至SAF1989处的37.73%。有机碳中芳香碳含量变化不大，碱蓬盐沼(SSF1989处)的芳香碳含量低于互花米草盐沼；羧基碳与烷基碳的变化趋势一致，在SAF2007处出现最大值(23.45%)，普遍低于碱蓬盐沼(SSF1989处)土壤的羧基碳含量(25.13%)。
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| 图 4 土壤有机碳中不同类型C含量分布 Fig. 4 Concentration of different organic carbon types |
脂肪族碳(烷基碳+烷氧碳)与芳香碳比值表现为SAF2000 (1.29)＞SAF1989 (1.27)＞SAF2011 (1.24)＞SSF1989 (1.19)＞SAF2007 (1.04)，该比值在互花米草建群12a(SAF2000处)达到最大值1.29后下降，高于碱蓬盐沼(SSF1989处)；烷基碳与烷氧碳的比值在SAF2007处达到最大值，和碱蓬盐沼(SSF1989处)相近。
烷基碳与烷氧碳的比值表现为SAF2007 (0.44) ＞SSF1989 (0.43)＞SAF2000 (0.28)＞SAF2011(0.27)＞SAF1989 (0.22)，呈先上升后下降的趋势，其中SAF2007样地比值最高。
烷基碳+芳香基碳为疏水碳，烷氧碳+羧基碳为亲水碳。各样地疏水碳含量/亲水碳含量表现为：SAF2007 (0.97)＞SSF1989 (0.87)＞SAF2000 (0.85)＞SAF2011 (0.83)＞SAF1989 (0.81)。
3 讨论 3.1 互花米草对土壤有机碳库组分的影响有机碳是土壤的重要组成部分，其含量大小可以反映土壤肥力及初级生产力[21]。相关研究表明互花米草海向扩张提高了SOC含量，这是海源输入、植物输入以及潮沟、洼地、水分等因素共同作用于分解过程的结果，随着建群时间的增长，有机碳库周转率降低，生物可利用性减小，SOC质量提高[7, 11, 22]。王刚等[9]研究表明，入侵12 a的互花米草样地表土年均碳汇积累速率为1.8 t/hm2，如此多的有机物输入到土壤中是土壤有机碳增加的主要原因。本研究中，在互花米草定居盐城海滨湿地1—23a后，表层土壤的有机碳含量与光滩相比显著增加(P<0.05)，这说明互花米草入侵盐城海滨湿地促进了土壤碳汇。
土壤可溶性有机碳(DOC)和微生物量碳(MBC)是用来表征土壤活性碳库的重要指标，尽管它们只在土壤碳库中占很小的部分，却在土壤物质转化和养分循环中发挥着重要作用[4]。土壤可溶性有机碳(DOC)主要来源于光合产物、表层有机质的淋溶或分解和土壤有机质的微生物过程。植被变化首先改变了土壤的植被条件、理化性质等，从而影响土壤微生物活性的变化，引起土壤各组分一系列的连锁变化[18]。江苏大丰王港口湿地互花米草滩可溶性有机碳的含量介于20.3—27.2 mg/kg之间[7]，DOC与SOC呈显著正相关(P<0.05)，本研究也表明，DOC有与SOC相同的变化趋势，究其原因可能有：1)互花米草样地凋落物和根系分泌物较多，有机碳含量较大，淋溶作用以及分解形成的DOC含量也较多；2)互花米草样地DOC中的富啡酸和酚类物质较多，可以抑制土壤微生物的活动[18]，使得微生物可利用的DOC减少，土壤中的DOC含量增加。
和其他自然湿地生态系统相比较而言，盐沼湿地土壤的微生物量碳(MBC)含量相对较小，虽然互花米草的生长可以促进土壤微生物量碳增加，但是与淡水湿地土壤微生物量碳相比仍要小一个数量级[23]，如三江平原湿地的土壤MBC含量分别达到2035.5、1729.8、1035.2 mg/kg[23]，与本研究的测定结果差异很大，这可能主要是与海滨潮滩湿地的特殊生境有关。相关研究表明[24]，互花米草在滨海潮间带的大面积生长，为土壤微生物提供了不同的碳源，改变了土壤微生物功能群。江苏海滨湿地土壤含盐量达到1.17%，大大抑制了非耐盐微生物的生长与繁殖，且营养元素的普遍缺乏是限制潮间带湿地植被生长的一个重要因素。因此，互花米草在潮滩湿地扩张生长，为该处土壤微生物提供了种类不同的碳源，改变了土壤微生物群落生理功能结构，对海滨湿地生态系统的碳循环具有重要意义。本研究中，各样地MBC含量介于8.92—70.34 mg/kg之间，显著高于DOC含量(P<0.05)，且两者增加趋势相同，MBC增加的原因在于互花米草适应能力强，拥有发达的根系，而地下根系是微生物活动的能源机制，改变了土壤理化性质以及根系分泌物，从而可以影响微生物的数量和活性[10]。
3.2 互花米草对土壤有机碳库组成结构特征的影响土壤有机碳是由具有不同保留时间的组分形成的复杂系统[25]，研究表明，土壤有机碳主要是由可识别的生物分子组成，其中71%—79%是以碳水化合物、氨基化合物、脂类、酚类的结构形式存在的[26]。脂肪族碳/芳香碳的比值可以用来表示物质分子结构的复杂程度，该比值越高反应物质中芳香结构越少、脂肪族侧链越多、缩合程度越低、分子结构越简单。本研究中SAF2007样地比值最低，为1.04，SAF2011、 SAF2000、SAF1989这3个样地比值分别为1.24、1.29、1.27，4个样地差异并不显著(P>0.05)，这说明互花米草随着定居时间的增长，有机碳组分的分子结构变化有限。
Mathers等[27]研究表明，土壤有机碳中烷基碳所占的比例最大；商素云等[28]报道，天然灌木林改造成板栗林后土壤有机碳中的烷氧碳和羰基碳比例显著下降，而烷基碳和芳香碳比例显著增加。从本试验结果来看，互花米草盐沼土壤中的有机碳以芳香碳(35.85%)和烷氧碳(32.83%)为主，互花米草建群5a后，土壤中烷基碳含量达到11.84，而烷氧碳含量在建群23a后达到37.73，不同研究中各种不同形态的有机碳所占比例差别较大，这与植物种类、土壤类型以及水文气候等因素有关。
烷基碳/烷氧碳比值反应了物质烷基化程度的高低。一般认为，烷基碳来自于微生物代谢产物和木栓质、角质等植物生物聚合物[29, 30]，难以降解，较为稳定。烷氧碳则相对易于分解，因此烷基碳/烷氧碳的比值可以反映土壤有机碳库稳定性。由结果可知SAF2007样地最高，这表明互花米草入侵5a后，土壤烷基化程度增加，难分解有机碳的比例增多，其原因可能在于互花米草入侵样地后，凋落物残体以及互花米草自身的固碳作用使得大量的有机碳进入土壤，提高了土壤微生物对土壤中活性有机碳的利用程度，对土壤中烷氧碳的利用程度增加，使烷基碳相对富集，导致烷基碳/烷氧碳比值增加，从而有助于提高土壤有机碳的稳定性。SSF1989样点比值达到0.43，高于SAF1989样点的0.22，这说明碱蓬盐沼土壤有机碳稳定程度高于附近的互花米草盐沼。
另外有研究表明，疏水碳和亲水碳的比值能够反映土壤有机碳和团聚体结合的稳定性。本研究中两者比值在0.81—0.97之间，且在SAF2007样点出现最大值0.97，这说明该样点有机碳稳定性较高，也与上述分析一致。
4 结论(1)互花米草建群后，盐沼表层土壤有机碳、活性碳库含量显著增加(P<0.05)，各样地表层土壤有机碳、可溶性有机碳以及微生物量碳含量均表现为互花米草滩＞碱蓬滩＞光滩。
(2)互花米草土壤有机碳结构以烷氧碳和芳香碳为主，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的互花米草样地土壤芳香碳、烷氧碳、烷基碳含量最高，建群23a的互花米草样地土壤羧基碳含量最高。
(3)在建群5a后，互花米草盐沼土壤中烷基碳/烷氧碳和疏水碳/亲水碳均达到最高值；土壤有机碳烷基化程度和土壤碳库稳定性高于其它样地。
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