谷思玉，蔡越桐，張會慧，郭興軍，張澤慧，吳 帥

（東北農業(yè)大學資源與環(huán)境學院，哈爾濱 150030）

生態(tài)化學計量學（Ecological stoichiometry）是綜合生物學、化學和物理學等學科基本原理，研究生物系統(tǒng)能量平衡和多重化學元素（主要是C、N、P）平衡的學科[1]。C、N、P作為植物基本化學元素，在植物生長和生理代謝中發(fā)揮作用[2]。C是反映土壤質量重要指標，N和P對生物生長、發(fā)育和行為起重要作用。

生態(tài)化學計量研究大部分集中在生態(tài)系統(tǒng)類型[3-4]、演替階段對植物化學計量特征影響[5-6]、物種間和物種內不同器官之間計量特征關聯[7-8]等。針對土壤團聚體生態(tài)化學計量特征研究較少。土壤團聚體是土壤結構重要物質基礎和肥力重要載體，其組成和穩(wěn)定性直接影響土壤理化性質[9]，不同粒級團聚體在養(yǎng)分保持、供應及轉化能力等方面發(fā)揮不同作用[10]。夏建強等研究表明土壤中C、N和P以不同形態(tài)存在于不同土壤組分中[11]。不同組分中C、N和P穩(wěn)定性不同，在土壤肥力演變中變化趨勢不同。因此，了解土壤團聚體C、N、P生態(tài)化學計量特征，對掌握土壤全效養(yǎng)分供應和保持能力具有重要指示作用。

濕地是陸地生態(tài)系統(tǒng)重要組成部分和碳儲庫。雖然濕地面積占陸地面積6%，但卻儲存全球近1/3土壤碳[12]。近年來由于氣候變暖及人為干擾活動（排水造林、放牧和開墾農田等），濕地成為受人類活動威脅最嚴重生態(tài)系統(tǒng)之一[13]。不同土地利用方式是人類干預土壤肥力最重要、最直接活動，通過改變土地利用方式，土壤營養(yǎng)循環(huán)強度、總量及路徑、土壤供應作物營養(yǎng)水平、土壤肥力狀況發(fā)生變化[14]。本文在黑龍江省三江平原濕地保護區(qū)內選擇典型濕地及濕地不同利用類型（水田、旱田及人工林地）為研究對象，研究不同利用類型對濕地土壤水穩(wěn)定性團聚體及團聚體中碳氮磷含量、儲量及化學計量特征影響，分析人為干擾濕地后土壤團聚體穩(wěn)定性及其養(yǎng)分循環(huán)變化，為濕地保護提供理論論據。

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)概況及樣品采集

試驗地為黑龍江省三江濕地-洪河保護區(qū)（47°45′39″N，133°37′04″E），地屬溫帶濕潤半濕潤季風氣候，海拔55～65 m，年平均降雨量550～600 mm，主要集中在夏秋季，年平均氣溫1.9℃，無霜期約125 d[15]，濕地采樣區(qū)位于洪河濕地保護區(qū)核心區(qū)域，優(yōu)勢植物有小葉樟（Deyeuxia angusti?folia）和漂筏苔草（Carexpseudocuraica），伴有狹葉甜茅（Glyceriaspiculosa）、毛果苔草（Carexlasiocarpa）、塊根老鸛草（Geranium transversale(Kar.&Kir.)Vved.ex Pavlov）、蘆葦（Phragmites communis Trin.）、毛水蘇（Stachys baicalensis Fisch.ex Benth.）和小白花地榆（Sanguisorba tenuifolia var.alba）等。分別在典型沼澤化濕地和草甸化濕地各設2個100 m×100 m樣方，樣區(qū)隨機設置，間隔100 m以上，樣方內按“S型”各取5個點混合，采樣深度0～20 cm，沼澤化濕地排除水平下0～20 cm取樣。為保證土壤團聚體在采集和運輸中不被破壞，采樣時盡量保證土壤原狀，取樣后放入保鮮盒中帶回實驗室。濕地不同利用類型樣地均在濕地核心區(qū)域邊緣，其中水田和旱田開墾年限在50年以上，旱田主要作物為玉米和大豆，人工林種植樹種為白樺，樹齡在30年以上，每個不同利用類型隨機設置4個采樣區(qū)，采樣區(qū)和采樣點設置及采樣方法與濕地相同。

1.2 測定方法

土壤基礎理化性質測定：土壤含水量用烘箱法測定；土壤全氮用凱氏定氮法；土壤全磷用H2SO4-HClO3消煮，鉬銻抗比色法；土壤速效磷用0.5 mol·L-1NaHCO3浸提，鉬銻抗比色法；土壤速效鉀用1 mol·L-1NH4AC浸提，火焰光度法[16]。

土壤水穩(wěn)性團聚體及團聚體化學計量特征值測定：按Six等[17]和Puget等[18]濕篩法并加以改進，具體方法如下：稱取200 g風干土放入孔徑2 mm篩子中，緩慢加蒸餾水濕潤后，浸入盛有一定量蒸餾水水盆中，以50次·min-1上下振蕩5 min，留存篩子上即＞2 mm團聚體，用蒸餾水轉移到小燒杯中；將盆中土壤溶液全部倒入孔徑1 mm篩子中，獲得1～2 mm團聚體，然后依次按此方法獲得0.251 mm和0.053～0.25 mm團聚體，＜0.053 mm團聚體轉移到3 L大燒杯中，自然沉降24 h后用注射器小心取上清，將不同粒級團聚體分別50℃烘干、稱重。每個處理土壤5次重復。

烘干后不同粒級團聚體研磨過0.25 mm篩，用于總有機碳（SOC）、全氮（TN）和全磷（TP）含量測定，土壤SOC測定采用K2Cr2O7-H2SO4——外加熱法，TN測定采用半微量凱氏法，TP測定采用HClO4-H2SO4消煮——鉬銻抗比色法，并分別計算不同處理土壤水穩(wěn)性團聚體中TC/TN、TC/TP和TN/TP[19]。

1.3 數據分析

以Excel 2007和DPS 9.50軟件對試驗數據統(tǒng)計分析，數據為5次重復平均值±標準差（SE），單因素方差（One～way ANOVA）和最小顯著差異法（LSD）比較不同數據組間差異。

2 結果與分析

2.1 三江濕地不同利用方式土壤基本理化性質

由表1可知，不同利用方式下土壤含水率顯著降低，土壤容重則顯著增加，但3種利用方式間土壤容重差異不顯著。濕地土壤pH表現為酸性，其中水田土壤pH較濕地稍有降低，而旱田和人工林土壤則明顯增加。不同利用方式顯著改變濕地土壤養(yǎng)分含量，3種利用方式土壤全氮、全磷、堿解氮和速效鉀含量均顯著降低，其中水田土壤全氮、全磷和堿解氮含量降低幅度顯著低于旱田和人工林，而旱田和人工林2種利用方式下土壤全氮、全磷和堿解氮含量均無顯著差異，速效鉀變化趨勢則表現為濕地＞旱田＞水田＞人工林。水田利用方式下土壤速效磷含量較濕地顯著增加，但旱田和人工林2種利用方式下土壤速效磷含量則均顯著降低。由圖1可知，濕地不同利用方式土壤水穩(wěn)性團聚體組成發(fā)生顯著變化，表現為粉-粘團聚體（＜0.053 mm）比例最大，微團聚體（0.053～0.250 mm）次之，大團聚體（＞0.25 mm）最小。與濕地土壤相比，水田土壤1～2 mm團聚體相對大幅度降低，其中0.053～0.25 mm和＜0.053 mm團聚體較濕地顯著增加，比例也顯著高于旱田和人工林，分別增加143.89%和112.63%；旱田土壤＜0.053 mm團聚體較濕地土壤增加85.43%，＞2 mm和1～2 mm團聚體相對濕地降低，其他粒級團聚體比例變化較??；人工林土壤各粒級團聚體比例與濕地相比變化不明顯。不同利用方式對濕地土壤平均重量直徑MWD影響不同，其中水田和旱田土壤MWD有所降低，水田土壤MWD較濕地土壤降低74.94%，人工林土壤MWD則較濕地稍有增加。

2.2 三江濕地不同利用方式土壤水穩(wěn)性團聚體有機碳分布

結果見圖2。

表1 三江濕地不同利用方式下土壤基礎理化性質Table 1 Basic physical and chemical properties in soil under different land uses in wetland of Sanjiang plain

圖1 三江濕地不同利用方式下土壤團聚體組成Fig.1 Composition of soil aggregates under different land uses in wetland of Sanjiang plain

圖2 三江濕地不同利用方式下土壤團聚體中有機碳影響Fig.2 Effects of organic carbon in soil aggregates under different land uses in wetland of Sanjiang plain

由圖2可知，3種利用方式有機碳含量相對于濕地均有顯著變化，表現為濕地＞水田＞旱田＞人工林，但不同利用方式有機碳含量＜0.053 mm粒徑下土壤有機碳含量相差不大。其中水田土壤、人工林土壤與濕地變化趨勢一致，即隨粒級減小有機碳含量明顯降低，除水田土壤＞2 mm團聚體以外。三江濕地不同利用方式有機碳貯量變化趨勢與有機碳含量變化趨勢相反，即隨粒徑遞減有機碳貯量逐漸升高，在大團聚體（＞0.25 mm）下濕地土壤有機碳貯量顯著大于其他方式，其中水田土壤有機碳貯量最低，微團聚體（＜0.25 mm）下水田有機碳貯量最高且顯著大于濕地。

2.3 三江濕地不同利用方式土壤水穩(wěn)性團聚體全磷和全氮分布

根據三江濕地不同利用方式土壤水穩(wěn)性團聚體全磷與全氮含量變化（見圖3～4）。

圖4 三江濕地不同利用方式土壤水穩(wěn)性團聚體全氮影響Fig.4 Effects of total nitrogen in soil aggregates under different land uses in wetland of Sanjiang plain

由圖3～4可知，全磷和全氮含量變化趨勢與有機碳相同，為濕地＞水田＞旱田＞人工林，在＜0.053 mm粒級下變化趨勢與有機碳相同，且相差值不大。旱田土壤、人工林土壤大團聚體（＞0.25 mm）中全磷和全氮含量為人工林高于旱田，微團聚體（＜0.25 mm）表現為旱田高于人工林，但隨粒級變小旱田與人工林全磷、全氮含量值均相差不大。三江濕地不同利用方式全磷貯量和全氮貯量變化與有機碳貯量變化一致，在大團聚體（＞0.25 mm）下濕地土壤全磷、全氮貯量顯著大于其他方式，其中水田土壤全磷、全氮貯量最低，微團聚體（＜0.25 mm）下水田全磷、全氮貯量最高且顯著大于濕地。

2.4 三江濕地不同利用方式土壤水穩(wěn)性團聚體化學計量特征

土壤水穩(wěn)性團聚體有機碳、全氮、全磷化學計量特征見圖5。

圖5 土壤水穩(wěn)性團聚體有機碳、全氮、全磷化學計量特征Fig.5 Stoichiometric characteristics of organic carbon,total nitrogen,total phosphorus in soil water-stable aggregates

由圖5可知，濕地土壤C/N隨粒級減小大體呈下降趨勢，水田和旱田土壤C/N變化呈上升趨勢，人工林C/N為17.45～20.90，各粒級間差異不顯著。水田各粒級中C/N大于濕地土壤且兩者差異不顯著，旱田、人工林土壤在各粒級C/N顯著低于濕地土壤，且在微團聚體（＜0.25 mm）中兩者差異不顯著。

濕地土壤、人工林土壤C/P變化趨勢相同，隨粒級減小呈下降趨勢；水田土壤、旱田土壤C/P呈上升趨勢。在各粒級中水田C/P大于濕地土壤，兩者差異不顯著，旱田與人工林土壤各粒級C/P顯著小于濕地土壤，微團聚體（＜0.053 mm）除外。

由圖5可知，不同利用方式土壤水穩(wěn)性團聚體N/P無明顯變化。濕地土壤大團聚體（＞0.25 mm）N/P大于其他利用方式，差異不顯著；在0.25～1 mm團聚體N/P濕地土壤顯著大于其他3種土壤；濕地土壤N/P在微團聚體（＜0.25 mm）上小于其他利用方式，尤其在＜0.053 mm團聚體上表現明顯，濕地土壤顯著小于其他利用方式。

3 討 論

3.1 三江濕地不同利用方式對土壤團聚體組成影響

本研究中所有利用方式土壤水穩(wěn)性團聚體比例均表現為粉-粘團聚體（＜0.053 mm）比例最大，微團聚體（0.053～0.250 mm）次之，大團聚體（＞0.25 mm）最小。竇森等研究團聚體發(fā)現濕篩法處理會破壞其內物理黏結作用，導致土壤中＜0.053 mm粉粒和黏粒經過膠結作用進入團聚體，獲得細小土壤顆粒[20]。平均重量直徑作為土壤團聚體穩(wěn)定性重要指標，與團聚體穩(wěn)定性呈正相關關系[21-22]。MWD值越大，穩(wěn)定性越好，粒級＞0.25 mm水穩(wěn)性大團聚體含量越高。水田土壤MWD有所降低，0.053～0.25 mm和＜0.053 mm團聚體較濕地顯著增加，因為水田長期處于積水條件下，經過濕篩大團聚體中非穩(wěn)定性團聚體破碎成小團聚體土壤團聚體。

3.2 三江濕地不同利用方式對土壤團聚體有機碳影響

不同圍墾方式有機碳含量在大團聚體上明顯大于小團聚體。Jastrow等利用13C示蹤法證實大團聚體比微團聚體含更多有機碳[23]。濕地開墾為水田、旱田和人工林后，3種利用方式團聚體有機碳較濕地顯著變化，表現為濕地＞水田＞旱田＞人工林，且差距多表現在大團聚體中。由于大團聚體由微團聚體和有機質膠結而成[24]，故土壤大團聚體富含新鮮有機質且比微團聚體具有更快周轉時間[25]。濕地土壤團聚體有機碳含量高是因長期淹水，穩(wěn)定水能條件可固定更多有機碳[26]，厭氧環(huán)境微生物活動弱，有機碳礦化量少，積累有機碳含量多[27]。宮超等研究發(fā)現濕地墾殖為水田后土壤基礎呼吸顯著下降，僅為開墾前46.24%，有機質周轉強度較低，水田土壤團聚體有機碳含量僅次于濕地土壤；旱田土壤團聚體有機碳含量較低，旱田通常也經歷較多干-濕交替現象，加速有機質礦化過程；不受人為干擾人工林土壤有機質氧化度較低，由于不受機械擾動，林地枯枝落葉與土壤結合程度較低，呼吸作用減緩，有機碳含量最低[28]。

3.3 三江濕地不同利用方式對土壤團聚體全氮和全磷及其貯量影響

土壤氮素含量決定有機碳含量，土壤碳保持在很大程度上決定于土壤氮素水平[29]，土壤水穩(wěn)性團聚體全氮含量變化與有機碳變化一致。閆金龍研究表明，有機質有較強吸附能力，全磷含量變化趨勢與有機碳含量變化一致[30]。土壤各粒級團聚體有機碳貯量是不同粒級團聚體有機碳含量與一定質量土壤中相應粒級團聚體質量乘積，反映土壤碳庫在不同粒級團聚體中真實貯量[31]。微團聚體有機碳儲量大于大團聚體，由于微團聚體比例較大，碳損失較小。微團聚體下水田有機碳貯量大于濕地，主要因水田生態(tài)系統(tǒng)特殊水熱條件限制分解活動，有機碳大量積累[32]。

3.3 三江濕地不同利用方式土壤水穩(wěn)性團聚體化學計量特征影響

土壤團聚體C/N、C/P反映有機質腐殖化程度及其對土壤養(yǎng)分貢獻能力，水田在各粒徑下C/N和C/P比值高于濕地，說明水田由于水熱條件影響限制分解活動，有機碳大量積累，C/N、C/P越高表明有機質腐殖化程度越低，全氮、全磷含量增加緩慢[33]。土壤N/P可作為植物群落養(yǎng)分限制指示性指標，濕地土壤在大團聚體（＞0.25 mm）N/P值高于其他利用方式，相對較低土壤N/P說明氮素對植物群落制約作用[34]。濕地土壤和人工林土壤大團聚體（＞0.25 mm）C/N、C/P高于微團聚體（＜0.25 mm），由于土壤團聚體有機質是土壤微生物生存來源[35]，較大粒徑土壤團聚體有機質含量高于微團聚體，C/N高于微團聚體[36]。水田和旱田土壤C/N、C/P隨粒徑降低呈上升趨勢，由于水田和旱田粒徑隨減小氮素損失量相對較高，土壤C/N升高，濕地墾殖為后土壤質量下降[37]。

4 結 論

a.隨土壤粒徑減小，3種利用方式有機碳、全磷、全氮含量及C/N、C/P降低，且表現為大團聚體大于微團聚體，N/P變化不顯著。

b.相同土壤粒徑下，旱田和人工林土壤與濕地土壤相比，有機碳、全磷、全氮含量及C/P、N/P較低。

c.旱田和人工林土壤退化嚴重，1～2 mm粒徑下碳氮損失量較大，化學計量不平衡。

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