不同生态恢复模式对巢湖湖滨湿地土壤活性碳库及其管理指数的影响

滕臻，曹小青，孙孟瑶，李培玺，徐小牛

安徽农业大学林学与园林学院，安徽 合肥 230036

湿地生态系统土壤碳库的周转及碳源/汇过程对全球气候变化起着极其重要的作用，而土壤碳库中的活性碳组分对环境因子变化响应最为敏感（万忠梅等，2011），能及时地反映人为原因所导致的土壤细微变化，是土壤碳循环的驱动力（王莹等，2014）。近年来生态文明建设促进了环保意识的提升，湿地环境变化备受关注。有研究表明，湿地开垦为耕作农田可导致土壤可溶性有机碳含量显著降低（Wang et al.，2010），农田弃耕还湿或弃耕后人工造林的土壤微生物量都有显著的增长趋势（黄靖宇等，2008）。严登华等（2010）对滦河流域土壤微生物量碳的研究表明，河滩地、林草地的含量明显高于水稻田和旱田土壤。张晓东等（2017）在对新疆艾比湖地区的研究中发现，林地和草地土壤易氧化碳占总有机碳的比例显著低于耕地和未利用地，说明林地和草地转变成耕地后降低了土壤有机碳的稳定性。生态恢复过程中，生物和非生物因素共同影响了湿地环境中固、液和气三相的比例，改变了土壤团聚结构及理化性质、植被组成和群落结构，影响了凋落物的数量和质量、土壤微生物量和活性以及营养物质的存在形式和可利用性（Kara et al.，2014），因而在不同程度上改变了土壤碳稳定性和活性有机碳组分的含量和分布特征。

巢湖是中国五大淡水湖泊之一，随着城市的发展和环境污染的加剧，巢湖湖滨湿地成为受人类活动影响最剧烈的湿地区域之一，生态恢复的迫切性已经引起人们的关注。目前，有关该区域的研究主要集中于湖滨带植被特征（丁丰，2009；郝贝贝等，2013）、湿地生态修复工程（郑西强等，2015；余婷等，2016）、沉积物和重金属污染（余秀娟等，2013；秦先燕等，2017）等，对于巢湖湿地土壤碳蓄积的研究相对缺乏，对选择适宜指标以评价生态恢复对湿地环境和土壤质量提升作用依然模糊。为此，本研究以生态恢复为切入点，采集巢湖湖滨退耕湿地不同恢复模式的土壤样品，测定并分析土壤有机碳及其活性组分的含量和分布变化，揭示土壤活性碳库变化规律及其与总有机碳之间的关系，旨在为选择适宜的评价指标和生态恢复模式、理解土壤活性碳库组分变化趋势及其指示作用提供依据，同时也为巢湖湿地管理和环境保护建设提供参考。

1 材料与方法

1.1 研究区概况

巢湖湖区（30°25′28″－31°43′28″N，117°16′54″－117°51′46″E）位于合肥市南 15 km，为长江下游的左岸水系，西靠大别山山脉，东北邻滁河流域，北贴江淮分水岭，东南濒临长江，是中国第五大淡水湖（孟祥华，2010）。本研究范围为巢湖派河至南淝河区间湖滨带（图1），年平均降雨量为1100 mm，年平均气温为15－16 ℃，气候温和，四季分明，热量条件丰富，无霜期长，属于亚热带季风气候。土壤类型主要是水稻土、黄褐土，棕壤等。

图1 巢湖西北岸湖滨带研究区位置示意图Fig. 1 Sketch map of study area in the northwest Chaohu lakeside wetland

1.2 样地设置与样品采集

依据巢湖湖滨退耕湿地生态恢复的不同模式设立样地，分别为围垦退耕的荒草滩地（对照，GL）、自然湿地恢复模式（芦苇Phragmites australis滩地，RL）、人工林地恢复模式（森林湿地，PL）（图1）。GL位于牛角大圩生态农业园范围，地势平坦，自弃耕后无人为经营管理和植被栽植，仅有荒草生长。RL临近巢湖，湿生和陆生植物以禾本科（Poaceae）为主，蓼科（Polygonaceae）植物次之。PL位于合肥滨湖湿地森林公园范围，自2003年退耕还湿后，除人工造林外没有人为干扰，处于自然恢复状态。森林湿地内沟壑纵横，乔木以杨树（Populus euramevicana）为主，灌木以乌桕（Sapium sebiferum）、香樟（Cinnamomum camphora）、桑树（Morus alba）为主；林下植被有菊科（Asteraceae）、禾本科（Poaceae）、豆科（Leguminosae）等（表 1）。其中，杨树人工林面积超过6000 hm2，以69杨（Populus deltoidescv.‘I-69'）和 214 杨（Populus euramevicanacv. ‘I-214'）为主，仅在造林初期为保证造林成功，进行了幼林除草抚育，此后没有人为管理行为。

根据现场环境状况，于2017年10月在巢湖西北岸湖滨带、滨湖湿地森林公园以及牛角大圩生态农业园区域内选取植被面积较大、植物长势较一致且无人为干扰的区域作为研究地，分别设置芦苇滩地（RL）、森林湿地（PL）和荒草滩地（GL）3种模式，每种模式各设置3个重复样地，且样地间隔不小于100 m，共计9个样地。考虑到植物残体返回地表后，经土壤微生物分解释放的养分主要集中在土壤表层，因此选取0－10 cm和10－20 cm土层进行土壤样品采集。每个样地按S形随机选取5个采样点，去除土壤表层覆盖的未分解枯落物后，利用土壤钻分别采集两层土壤样品共计 90份，装入自封袋带回实验室用于土壤理化指标测定。

1.3 分析项目与测定方法

土壤含水率（SWC）于105 ℃下烘干至恒重后，计算烘干前后土壤质量差；土壤pH（H2O）用pH计测定。土壤总有机碳（SOC）和土壤全氮（TN）采用元素分析仪（EA3000元素分析仪，意大利）测定。溶解性有机碳（DOC）采用K2SO4浸提-Multi C/N 3100分析仪（Jena Analytik，Germany）测定。微生物生物量碳（MBC）采用氯仿熏蒸-K2SO4浸提-总有机碳分析仪法（Haynes et al.，1993）测定。热水溶性有机碳（HWC）使用JENA公司的Multi C/N 3100测定（Sparling et al.，1998），样品先于70 ℃条件下培养18 h，再通过0.45 µL滤膜进行抽滤，测定滤液中的碳。易氧化碳（EOC）采用KMnO4氧化法测定（Blair et al.，1995）；土壤EOC含量为333 mmol·L-1KMnO4氧化的碳，并根据 167 mmol·L-1和 33 mmol·L-1KMnO4氧化的碳数量将EOC分成不同活性的组分（Loginow et al.，1987）：能被 33 mmol·L-1KMnO4氧化的为高活性有机碳（HLOC），能被 33－167 mmol·L-1KMnO4氧化的为中等活性有机碳（MLOC），能被 167－333 mmol·L-1KMnO4氧化的为低活性有机碳（LLOC）。活性有机碳（LOC）含量以EOC含量计算，非活性有机碳含量（NLOC）为SOC和LOC含量之差（徐明岗等，2000）。颗粒有机碳（POC）的测定（Franzluebbers et al.，1997）：预处理土样加入六偏磷酸钠溶液振荡15 h，过0.053 mm钢筛反复冲洗，收集所有留在筛中的物质，烘干后用元素分析仪测定。

表1 典型样地基本情况Table 1 Characteristics of experimental stands

1.4 数据处理与统计分析

土壤碳库管理指数计算方法如下（以GL为参考）（Blair et al.，1995；徐明岗等，2006）：

式中，CPI为碳库指数；ω(SOC)为样品全碳质量分数；ω(SOCGL)为参考土壤全碳质量分数；A为碳库活度；ω(LOC)为活性碳质量分数；ω(NLOC)为非活性碳质量分数；AI为碳库活度指数；AGL为参考土壤碳库活度；CPMI碳库管理指数。

运用SPSS 22.0进行数据统计分析，采用单因素方差分析（One-way ANOVA）和 LSD（P=0.05或0.01）多重比较法检验不同生态恢复阶段土壤中总有机碳及各活性有机碳组分含量之间的差异显著性，并以各个土层的SOC、DOC、MBC、HWC、EOC和POC数据进行Pearson相关分析。

2 结果分析

2.1 不同生态恢复模式下土壤有机碳含量变化

3种湿地类型土壤SOC的含量变化范围是2.24－19.80 g·kg-1，在垂直剖面上均表现为表层0－10 cm土壤SOC含量高于下层10－20 cm土壤（图2a）。在表层土壤中，GL和PL的有机碳含量均高于RL，且PL土壤有机碳含量最高，分别为GL的5.5倍和RL的5.7倍。在下层土壤中，PL湿地类型土壤SOC含量显著高于GL和RL（P＜0.05），分别为GL的4.1倍和RL的4.5倍。此外，各个土层之间SOC含量差异在GL模式中不显著，但在RL和PL模式下表层土壤SOC含量均显著高于下层。

2.2 不同生态恢复模式下土壤活性有机碳组分变化特征

3种生态恢复类型土壤 DOC含量为 13.59－25.16 mg·kg-1，在垂直剖面上各湿地类型土壤DOC含量在两层土壤之间差异均不显著（图2b）。在0－10 cm和10－20 cm土层中，土壤DOC含量变化趋势均表现为RL＞PL＞GL，其中RL类型土壤DOC含量均显著高于GL（P＜0.05），但与PL之间差异不显著。

3种生态恢复类型土壤 MBC含量变化范围是28.75－202.81 mg·kg-1，在垂直剖面上均表现为表层土壤MBC含量高于下层，且在PL模式下差异达到显著水平（P＜0.05）（图2c）。各个土层中，PL类型的MBC含量均显著高于其他两个类型，表现为 PL＞RL＞GL。

3种生态恢复类型土壤HWC的含量变化范围是12.39－150.48 mg·kg-1，在垂直剖面上均表现为表层土壤HWC含量高于下层（图2d），且各土层中土壤HWC含量变化趋势均为PL＞RL＞GL。在0－10 cm土层中，PL类型土壤HWC含量最高，显著大于 RL和 GL（P＜0.05），RL类型土壤 HWC含量次之，且显著大于GL。在10－20 cm土层，PL类型土壤HWC含量显著大于GL，但PL与RL以及RL与GL之间均无显著性差异。此外，PL类型在表层0－10 cm土壤中的HWC含量显著高于下层，但在RL和GL类型中差异不显著。

3种生态恢复类型土壤 POC含量变化范围是0.96－14.37 g·kg-1，在垂直剖面上均表现为表层土壤POC含量高于下层（图2e），但仅在RL类型中差异达到显著水平（P＜0.05）。在各个土层中，PL类型的 POC含量均显著高于其他两个类型，表现为 PL＞GL＞RL。

3种生态恢复类型土壤EOC的含量变化范围是1.21－12.70 g·kg-1，在垂直剖面上均表现为表层土壤 EOC含量显著高于下层（P＜0.05）（图 2f）。各个土层中，PL类型的EOC含量均显著高于其他两个类型。在0－10 cm土层，土壤EOC含量变化趋势为PL＞RL＞GL；在10－20 cm土层，土壤EOC含量变化趋势为PL＞GL＞RL。

图2 不同生态恢复模式下不同土层土壤有机碳及活性有机碳组分含量变化Fig. 2 Changes of concentrations of soil SOC and active organic carbon components in soil depths under different ecological restoration patterns

在不同的生态恢复模式下，土壤 EOC不同组分的含量也表现出一定的差异（表 2）。分析不同类型样地的 EOC组分含量的分配关系可知：在 0－10 cm土层，GL和RL类型的活性组分以HLOC占优势，平均质量分数分别为 1.49 g·kg-1、1.35 g·kg-1，表现为 HLOC＞MLOC＞LLOC；而 PL 类型以LLOC占优势，平均质量分数为7.15 g·kg-1，表现为LLOC＞HLOC＞MLOC；在10－20 cm土层，3种类型活性组分均以HLOC占优势，平均质量分数为是 0.73－1.95 g·kg-1，表现为 HLOC＞MLOC＞LLOC。在不同土层之间，表层土壤中GL和RL类型的HLOC含量均显著高于下层，RL类型的MLOC含量显著高于下层，以及PL类型的LLOC含量显著高于下层（P＜0.05）。

表2 不同生态恢复模式土壤易氧化碳各组分含量及比例Table 2 Content and proportion of various fractions of EOC in different restoration patterns

GL：荒草滩地；RL：芦苇滩地；PL：森林湿地。表中数据为平均值±标准误（n=3）。大写字母表示同一模式不同土层之间的差异显著性；小写字母表示同一土层不同模式之间的差异显著性（P＜0.05）。下同

GL: weed shoaly land; RL: reed shoaly land; PL: forested wetland. Values are Means±SE (n=3). Capital letters indicate the significance among different soil depths of the same pattern; lowercase letters indicate the significance among different patterns in the same soil depth (P＜0.05). The same below

2.3 不同湿地类型土壤养分与活性有机碳之间的关系

由表3可知，在0－10 cm土层，土壤MBC、HWC和 EOC含量两两之间具有极显著正相关性（P＜0.01），且均与土壤 SOC、TN、GLOC 以及 LLOC含量之间呈显著或极显著正相关性（P＜0.05或P＜0.01）；土壤DOC仅与TP呈极显著正相关性；土壤EOC与MLOC呈显著正相关性。在10－20 cm土层，土壤 DOC与其他活性碳组分及土壤养分因子的差异均未达到显著水平；土壤MBC、HWC和EOC与土壤SOC、TN及GLOC呈显著或极显著正相关性；此外土壤HWC含量与MBC、EOC、LLOC含量均呈显著正相关性；土壤EOC含量与MBC、MLOC之间呈极显著正相关性。综合分析表明，土壤MBC、HWC、EOC含量两两之间具有极显著的正相关关系，土壤DOC含量与TP之间具有极显著正相关性，土壤MBC、HWC、EOC和土壤SOC、TN、GLOC、MLOC、LLOC之间均具有显著或极显著的正相关关系。

2.4 不同生态恢复模式土壤碳库活度和碳库管理指数的变化

本研究结果表明，两种生态恢复模式均提高了土壤碳库管理指数（表4）。在0－10 cm土层，RL类型土壤CPMI比参照（GL类型）提高了10.6%，但差异不显著；PL类型 CPMI比参照提高了490.39%，且与 GL和 RL类型相比均差异显著（P＜0.05）。在10－20 cm土层，RL类型土壤CPMI比参照提高了6.73%，但差异不显著；PL类型CPMI比参照提高了110.16%，且与GL和RL类型相比均差异显著。两个土层综合来看，RL类型 CPMI在土层之间差异不显著；PL类型的CPMI在土层之间差异显著，表现为表层土壤CPMI显著高于下层。

表3 土壤活性有机碳各组分与土壤养分的相关分析Table 3 Correlation analysis between soil active organic carbon components and soil nutrients

表4 不同生态恢复模式不同土层土壤活性有机碳含量及碳库管理指数Table 4 Content of soil labile organic carbon and CPMI in different soil depths in different restoration patterns

3 讨论

3.1 不同生态恢复模式下土壤有机碳库变化

本研究中，芦苇滩地各土层土壤有机碳含量均显著低于森林湿地，且表层土壤有机碳含量均显著高于下层土壤（图2a），这主要是由于两种生态恢复模式的植被组成差异。植被通常被认为是土壤具有较高碳密度的重要原因（周玉燕等，2011）。森林湿地中乔木层为人工栽植的杨树，林下灌木和草本地被自然生长，林地层次结构丰富，地上部和地下部凋落物量高，从而提高了土壤有机物的输入；另一方面杨树林地外围与道路有水渠相隔，受到的人为干扰较小，控制了人为因素导致的土壤有机质加速分解的过程，进而减少了土壤有机碳的损失。简兴等（2016）研究城市湿地周边不同土地利用方式下土壤有机碳变化时也发现土壤有机碳呈显著的土层表聚性，湿地转变为林地后具有更强的碳截存能力。而刘刚等（2011）研究洪湖湿地生态系统土壤有机碳及养分含量特征发现林地湿地类型中土壤有机碳含量较少，与本研究结果相反。造成这种差异的原因可能与取样点选择有关，洪湖湿地林地取样点临近道路、湖滨，样地受到的人为干扰较多，生物循环旺盛，多种因素加速了林地凋落物的分解和有机物的代谢过程，因而不利于土壤有机碳的积累。

3.2 不同生态恢复模式土壤活性有机碳组分含量的差异

土壤 DOC含量的影响因素主要包括凋落物的数量和组成、分解者群落等生物因素，还有土壤pH、环境温度、土壤水分及土地利用方式等非生物因素（Kalbitz et al.，2000），而土壤中的DOC输入与输出之间的平衡是决定其含量的关键（王纯等，2017）。本研究中，芦苇滩地和森林湿地均处于季节性水淹地带，干湿交替的环境促进了土壤 DOC的释放，增加了微生物可利用的碳源，造成其DOC含量在各个土层均高于荒草滩地。这与李忠佩等（2004）的研究结果一致，其认为淹水可提高土壤有机碳的溶出，导致团聚体的分散进而增加 DOC含量。郭岳等（2017）在三江平原的研究中发现小叶樟（Deyeuxia angustifolia）湿地的土壤DOC含量高于人工森林湿地，这与本研究中森林湿地土壤DOC含量低于芦苇滩地的结果相似，可能原因一方面是水文条件的差异，森林湿地内沟壑纵横而芦苇滩地地势平缓且与湖区相接，导致水淹时长和频率不同；另一方面森林湿地生物群落丰富，土壤MBC含量高表明其微生物活性较高，使得 DOC通过微生物矿化成CO2释放到大气中的比例较大，可能导致森林湿地土壤 DOC的输出量大于芦苇滩地，从而影响林地土壤DOC含量。

本研究结果表明，在不同土层中森林湿地的土壤MBC和EOC含量均显著高于荒草滩地和芦苇滩地，且表层土壤MBC和EOC含量均显著高于下层（图2c、图2f）。MBC含量是衡量土壤生物肥力的重要指标，而地上植被类型是影响土壤微生物活动的重要因子（孙波等，1999），森林湿地植被生长茂盛，地上凋落物和地下根系及其分泌物较多，能为土壤微生物提供大量碳源物质，促进了微生物的繁殖和底物代谢能力，提高了碳循环和周转的速率，从而促进土壤质量和肥力的提升。此外，本研究中土壤EOC各组分含量在表层0－10 cm土壤中表现出明显的差异性，荒草滩地和芦苇滩地的EOC主要以 HLOC形式存在，且芦苇滩地中的 MLOC含量占比高于荒草滩地；森林湿地 EOC则主要以LLOC形式存在，表明土壤EOC在不同的生态恢复模式中受到氧化的稳定性不同，表现为森林湿地＞芦苇滩地＞荒草滩地。这个结果与钟春棋等（2010）对闽江口湿地土壤活性有机碳的研究部分一致，即芦苇滩地的 EOC稳定性高于荒草滩地，但钟春棋的研究中芦苇沼泽地以LLOC为主。闽江口芦苇沼泽湿地属于滨海潮土类和滨海盐土类土壤，本底土壤有机质含量和稳定性均较高，因而 EOC以相对较高稳定性的LLOC形式存在。本研究中，森林湿地表层0－10 cm土壤中HWC和POC含量显著高于荒草滩地和芦苇滩地（图 2d、e），由于 HWC和POC含量均与生物输入特别是根系输入有关（邰继承等，2011），人工恢复模式下的森林湿地植被群落结构相比其他模式复杂，受到的风雨侵蚀以及地表蒸发较少，改变了土壤环境气热条件；同时大量的植物根系分泌物及凋落物为土壤微生物提供了可利用底物，减少了有机质的流失，从而改善了土壤结构并提升了土壤质量。

土壤活性碳组分与土壤养分的相关分析表明：在活性有机碳组分中，除了 DOC含量外，其他组分含量（MBC、HWC、EOC、POC）两两之间的相关性均达到了极显著水平，且各组分与 SOC含量之间的相关性也达到了极显著水平（P＜0.01），这说明土壤活性碳组分含量与土壤总有机碳含量密切相关。此外，MBC、HWC、EOC、POC含量均与土壤全氮含量呈极显著相关，与曾从盛等（2011）的研究结果一致，这可能与土壤氮的转化以及土壤微生物的利用有关，含氮量高的有机质容易被土壤微生物分解和利用，有机质迁移和转化的速率较快，从而影响土壤有机碳的含量。本研究中土壤易氧化碳各组分含量与土壤MBC、HWC、EOC和 POC含量均呈显著或极显著的正相关关系（表2），说明不同的生态恢复模式下土壤易氧化碳各组分含量与土壤活性有机碳组分之间相互依赖，反映土壤易氧化有机碳的氧化稳定性差异，从而更敏感地反映土壤活性有机碳库的变化。

3.3 不同生态恢复模式土壤活性有机碳及碳库管理指数对土壤质量的表征作用

Lefroy et al.（1993）提出的土壤碳库管理指数可以作为评价土壤有机碳质量的指标，反映有机碳被微生物和植物利用的难易程度，其值越大表示越容易被利用，同时碳库活度和质量也越高（韩新辉等，2012）。本研究显示，自然恢复和人工恢复的湿地类型CPMI指数均有所提高，其中森林湿地的CPMI指数显著高于荒草滩地和芦苇滩地，且森林湿地表层土壤的CPMI显著高于下层土壤，表明人工林地恢复模式能够显著改善土壤有机碳质量，提高土壤碳固持能力，从而增加湿地土壤有机碳汇的功能。

4 结论

巢湖湖滨湿地生态恢复过程中各模式土壤有机碳含量与土壤微生物量碳、热水溶性有机碳、易氧化碳、颗粒性有机碳呈极显著的正相关关系，说明活性组分在很大程度上依赖于土壤有机碳含量；这些指标能够从不同角度反映生态恢复对土壤活性碳库的影响，对湿地土壤碳汇功能也具有一定的指示作用。土壤易氧化碳不同组分含量的差异性说明不同生态恢复模式下土壤有机碳的氧化稳定性不同，人工林地恢复模式的稳定性高，芦苇滩地和荒草滩地的稳定性较低，容易流失。人工林地恢复模式下表层土壤中的CPMI显著高于下层土壤，并且两层土壤中的CPMI和土壤有机碳含量均显著高于对照样地和自然湿地恢复模式，说明人工林地恢复模式能够显著提高土壤碳库管理指数，提升土壤固碳潜力。