邢文黎，王臣，熊靜，成向榮*，虞木奎

1. 華東沿海防護(hù)林生態(tài)系統(tǒng)國(guó)家定位觀測(cè)研究站//中國(guó)林業(yè)科學(xué)研究院亞熱帶林業(yè)研究所，浙江 杭州 311400；2. 乳山市林業(yè)局， 山東 乳山 264500

濕地是一種重要的多功能生態(tài)系統(tǒng)，它在區(qū)域乃至全球的生態(tài)平衡中都扮演著極其重要的角色，尤其對(duì)全球碳平衡具有重要作用。同時(shí)，濱海濕地作為潛在的土地資源，為沿海地區(qū)經(jīng)濟(jì)發(fā)展及土地資源利用方式的動(dòng)態(tài)平衡做出了重要貢獻(xiàn)（毛志剛等，2010）。濕地圍墾是人類(lèi)對(duì)濱海河口灘地普遍的干擾活動(dòng)，濕地圍墾和利用改變了土壤物質(zhì)和能量的循環(huán)過(guò)程，進(jìn)而改變了土壤中碳、氮元素含量和儲(chǔ)量，且對(duì)土壤生物學(xué)現(xiàn)狀和氣候都也有一定的影響（Wang et al.，2016）。灘涂圍墾后，隨著圍墾年限增加及土地利用方式的改變，土壤含水量顯著下降且土壤含鹽量大幅降低，促進(jìn)了土壤有機(jī)沉積物的礦化分解作用，從而對(duì)土壤碳、氮儲(chǔ)量及土壤酶活性產(chǎn)生了影響。研究發(fā)現(xiàn)，在圍墾初期，土壤有機(jī)碳含量隨有機(jī)質(zhì)礦化分解作用逐年加強(qiáng)而顯著下降，釋放CO2，隨圍墾時(shí)間延長(zhǎng)，土壤中外源有機(jī)質(zhì)不斷積累，土壤有機(jī)碳含量逐步上升（周學(xué)峰，2010）。此外，圍墾后土壤水溶性有機(jī)氮等含量明顯增加，氮素淋溶風(fēng)險(xiǎn)增加，且除銨態(tài)氮外，全氮、硝態(tài)氮、有機(jī)碳均與氮轉(zhuǎn)化速率指標(biāo)顯著相關(guān)，說(shuō)明灘涂墾殖會(huì)引起各土壤氮總轉(zhuǎn)化速率指標(biāo)發(fā)生相應(yīng)的改變，進(jìn)而改變了土壤氮轉(zhuǎn)化和循環(huán)過(guò)程，使得土壤氮生態(tài)系統(tǒng)平衡在一定程度上遭到破壞（趙新新等，2015）。圍墾影響了土壤微生物的活動(dòng)、植物根系分泌物及動(dòng)植物殘?bào)w腐解過(guò)程中釋放的酶的活性，植被類(lèi)型、林木覆蓋度及土壤含鹽量也造成了土壤酶活性的差異，土壤酶活性的改變，對(duì)土壤理化性質(zhì)的改變具有重要意義（Aon et al.，2001）。

盡管已開(kāi)展了一些沿海灘涂圍墾和土地利用對(duì)土壤質(zhì)量和碳循環(huán)影響的研究，但多數(shù)研究集中在農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)（林黎等，2014；候曉靜等，2015；林凡等，2014；邵學(xué)新等，2011），而有關(guān)灘涂濕地圍墾后土壤質(zhì)量的演變以及人工林發(fā)展對(duì)土壤碳氮循環(huán)的影響尚缺乏深入研究。近年來(lái)，隨著沿海防護(hù)林的大力發(fā)展，沿海地區(qū)植被和生態(tài)環(huán)境得到顯著改善，灘涂圍墾后人工林的營(yíng)造如何影響土壤養(yǎng)分及生物學(xué)性狀尚缺乏系統(tǒng)的研究。為此，本研究選擇上海浦東東灘濕地不同圍墾期營(yíng)造的林地和自然演替的草地，開(kāi)展了不同土地利用方式下土壤碳、氮儲(chǔ)量及土壤酶活性的研究，旨在揭示濕地圍墾后圍墾時(shí)間和土地利用方式對(duì)土壤C、N庫(kù)的影響，為科學(xué)評(píng)價(jià)濱海濕地開(kāi)發(fā)利用對(duì)土壤碳循環(huán)和土壤質(zhì)量的演變提供依據(jù)。

表1 試驗(yàn)地植被概況Table1 Growth status of reclaimed forest land in 1994 and 2000

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)概況

研究區(qū)位于上海市浦東新區(qū)書(shū)院鎮(zhèn)（30°58′N(xiāo)，121°55′E），屬于東灘濕地一部分，東臨東海，南靠杭州灣，地處長(zhǎng)江和錢(qián)塘江入?？诘慕粎R處，平均海拔2～3 m。年平均氣溫為15.6 ℃，年平均降水量1137.1 mm，4—10月為全年豐水期，從11月—翌年3月為全年的枯水期。年日照時(shí)數(shù)為1993.4 h，無(wú)霜期 223 d，屬北亞熱帶海洋性季風(fēng)氣候。受長(zhǎng)江徑流和外海潮流的影響，東灘濕地附近的水文條件變化明顯，季節(jié)性較強(qiáng)。潮汐為非正規(guī)的淺海半日潮，多年平均潮差為2.43～3.08 m，潮差界于2～4 m之間，屬于中潮岸段。潮汐日不等現(xiàn)象特別明顯，一般從春分到秋分，夜潮大于日潮，從秋分到翌年春分則反之。一般1月潮差變化最小，8—9月變化最大。樣地土壤類(lèi)型為濱海鹽土。

1.2 植被調(diào)查

2015年7月，按照自西向東的方向（從陸地向大海），分別在書(shū)院鎮(zhèn)的濱海森林公園內(nèi)人工林（1994年圍墾），2000年圍墾地營(yíng)造的防護(hù)林和自然演替草地，以及現(xiàn)有潮間帶光灘分別設(shè)置臨時(shí)樣地。在濱海森林公園內(nèi)，選擇 2003年?duì)I造的防護(hù)林（塊狀混交）隨機(jī)設(shè)置3個(gè)30 m×30 m樣方進(jìn)行林木生長(zhǎng)調(diào)查。2000年圍墾后自然演替的草地也隨機(jī)設(shè)置3個(gè)30 m×30 m樣方進(jìn)行植被生長(zhǎng)調(diào)查。2000年圍墾和2008年?duì)I造的防護(hù)林帶（塊狀混交）分別設(shè)置3個(gè)面積為20 m×50 m樣帶進(jìn)行林木調(diào)查。各樣地植被狀況見(jiàn)表1。

1.3 土壤樣品采集與分析

在每塊樣地內(nèi)按照“S”形隨機(jī)選取 6～8個(gè)樣點(diǎn)，使用土鉆采集土樣，采樣深度分別為 0～15、15～30、30～50 cm，同一樣地相同土層的土樣混合為1個(gè)樣品。土壤自然風(fēng)干后，研磨分別過(guò)2 mm和0.15 mm土壤篩，用于土壤碳、氮和酶活性等的測(cè)定。土壤總氮（TN）含量采用凱氏定氮法測(cè)定，水解氮（AN）采用堿解擴(kuò)散吸收法測(cè)定，土壤有機(jī)碳（SOC）采用重鉻酸鉀氧化-外加熱法測(cè)定，土壤總可溶性鹽含量采用殘?jiān)娓?質(zhì)量法測(cè)定，土壤易氧化有機(jī)碳（ROC）采用高錳酸鉀氧化法測(cè)定（鮑士旦，2000）。

土壤脲酶活性采用靛酚藍(lán)比色法進(jìn)行測(cè)定，土壤過(guò)氧化氫酶活性采用紫外分光光度法進(jìn)行測(cè)定，土壤蔗糖酶的活性采用 3, 5-二硝基水楊酸比色法測(cè)定，土壤纖維素酶活性采用硝基水楊酸比色法（關(guān)松蔭，1986）測(cè)定。同時(shí)，采用環(huán)刀法（胡慧蓉，2012）27-33取原狀土，測(cè)定土壤容重。土壤有機(jī)碳儲(chǔ)量（SCM，Mg·hm-2）和氮儲(chǔ)量（SNM，Mg·hm-2）計(jì)算公式為：

式中，n為土壤剖面分割的層數(shù)；SCi和 SNi分別為第i層土壤碳、氮含量；Bi和Hi分別為第i層土壤容重（g·cm-3）和土層厚度（cm）。

1.4 數(shù)據(jù)處理

利用Microsoft Excel 2013軟件進(jìn)行數(shù)據(jù)統(tǒng)計(jì)分析，運(yùn)用SPSS 16.0單因素方差分析（one-way ANOVA）檢驗(yàn)不同處理之間各指標(biāo)的差異，并進(jìn)行 Turkey多重比較；采用Pearson相關(guān)性分析土壤碳氮和酶活性的關(guān)系，不同處理之間的顯著性分析在 P＜0.05水平下進(jìn)行。圖表中數(shù)據(jù)為平均值±標(biāo)準(zhǔn)差。

2 結(jié)果與分析

2.1 土壤碳、氮含量及儲(chǔ)量

從表2可知，隨圍墾年限增加，各土層有機(jī)碳含量顯著提高（P＜0.05）。1994年圍墾林地（Ⅳ）和 2000年圍墾林地（Ⅲ）及草地（Ⅱ）整個(gè)剖面平均有機(jī)碳含量分別為光灘的10.5、5.9和5.4倍，尤其是淺層（0～30 cm）有機(jī)碳含量增幅較大。光灘地30～50 cm土層土壤有機(jī)碳含量高于淺層土壤（P＜0.05），但1994年圍墾林地（Ⅳ）土壤剖面有機(jī)碳的分布模式正好相反，2000年圍墾林地和草地不同土層之間有機(jī)碳含量的變異較小（P＞0.05）。

土壤易氧化有機(jī)碳含量隨圍墾年限的變化趨勢(shì)與總有機(jī)碳類(lèi)似。1994年圍墾林地（Ⅳ）和2000年圍墾林地（Ⅲ）及草地（Ⅱ）整個(gè)剖面平均土壤易氧化有機(jī)碳含量分別為光灘的20.1、9.1和7.5倍。圍墾后不同土地利用方式各土層之間的土壤易氧化有機(jī)碳含量差異較?。≒＞0.05），僅光灘30～50 cm土層土壤易氧化有機(jī)碳含量高于淺層土壤（P＜0.05）。

圍墾后林地和草地各土層土壤總氮含量顯著高于灘涂（P＜0.05），且隨著圍墾年限增加，各土層土壤總氮含量呈增加趨勢(shì)（表2）。1994年圍墾林地（Ⅳ）和2000年圍墾林地（Ⅲ）及草地（Ⅱ）整個(gè)剖面平均土壤總氮含量分別為光灘的 2.8、2.2和1.1倍。整個(gè)剖面僅1994年圍墾后的造林地總氮含量隨土壤深度增加而顯著降低（P＜0.05），其他樣地土壤總氮含量隨深度沒(méi)有顯著變化。

隨圍墾年限增加，土壤水解氮含量也呈增加趨勢(shì)，但2000年和1994年圍墾地各土地利用方式之間土壤水解氮含量沒(méi)有顯著差異（表 2）。此外，圍墾后林草地和未圍墾灘涂各土層之間土壤水解性氮含量也均沒(méi)有顯著性差異（P＞0.05）。

1994年圍墾后的造林地土壤總有機(jī)碳儲(chǔ)量最高，為64.18 t·hm-2，2000年圍墾的草地和林地次之，光灘最低，為6.18 t·hm-2。4種土地利用方式中1994年圍墾的林地（Ⅳ）和 2000年圍墾的林地（Ⅲ）土壤總氮儲(chǔ)量最高，分別為 4.92 t·hm-2和 4.13 t·hm-2，2000 年圍墾的草地（Ⅱ）次之，為 3.05t·hm-2，光灘（Ⅰ）的土壤總氮儲(chǔ)量最低，為1.28 t·hm-2。由此可見(jiàn)，圍墾后植被自然恢復(fù)或者造林均顯著提高了土壤碳氮儲(chǔ)量。

表2 不同土地利用方式、不同土層中的土壤C、N含量及儲(chǔ)量Table2 The content of total nitrogen ,total organic carbon and C, N storage in different land use types

2.2 土壤鹽分及其酶活性的變化

隨圍墾年限增加，土壤含鹽量顯著降低（圖1）。1994年圍墾林地（Ⅳ）和2000年圍墾林地（Ⅲ）及草地（Ⅱ）平均土壤含鹽量分別比光灘降低了311%、82.68%、42.52%。相對(duì)于圍墾后自然演替草地，林地土壤鹽分含量降低了23%，可見(jiàn)，發(fā)展人工林有利于降低土壤鹽分含量。除光灘外，圍墾后林草地各土層土壤含鹽量沒(méi)有顯著差異（P＞0.05）。

1994年圍墾的林地（Ⅳ）、2000年圍墾的草地（Ⅱ）和林地（Ⅲ）各土層過(guò)氧化氫酶活性顯著高于光灘（Ⅰ），除2000年圍墾的草地（Ⅱ）0～15 cm的土壤過(guò)氧化氫酶活性顯著低于其他兩者外，Ⅱ、Ⅲ、Ⅳ各土層間土壤過(guò)氧化氫酶活性均沒(méi)有顯著差異（圖2A）。光灘（Ⅰ）和2000年圍墾林地（Ⅲ）沒(méi)有顯著差異（P＞0.05），但1994年圍墾的林地（Ⅳ）30～50 cm土層和2000年圍墾的草地（Ⅱ）0～15 cm土層顯著低于其他兩層（P＜0.05）。整體而言，圍墾區(qū)林地和草地各土層土壤過(guò)氧化氫酶活性均顯著高于光灘（Ⅰ）（P＜0.05）。

圖1 不同土地利用方式、不同土層中的土壤鹽分含量Fig.1 The content of salt in different land-using types and soil depth n=3

圖2 不同土地利用方式的土壤過(guò)氧化氫酶活性（A）、脲酶活性（B）、蔗糖酶活性（C）、纖維素酶活性（D）Fig.2 The activity of catalase (A), urease (B), invertase (C) and cellulose (D) in different land use types n=3

1994年圍墾的林地（Ⅳ）各土層土壤脲酶活性顯著高于灘涂（Ⅰ）、草地（Ⅱ）和 2000年圍墾的林地（Ⅲ）；林地（Ⅲ）高于草地（Ⅱ），且除0～15 cm 土層土壤脲酶活性差異不明顯外，15～30 cm 土層和 30～50 cm 土層均具有顯著性的差異（P＜0.05）；灘涂（Ⅰ）的各土層土壤脲酶活性依然為最低（圖2B）。以土地植被為對(duì)象進(jìn)行分析后發(fā)現(xiàn)，1994年圍墾的林地（Ⅳ）隨著土層的加深，其脲酶活性顯著的下降，而2000年圍墾的林地（Ⅲ）各土層間脲酶活性沒(méi)有顯著變化，草地（Ⅱ）0～15 cm土層脲酶活性顯著高于15～30 cm和30～50 cm土層。

1994年圍墾的林地（Ⅳ）中0～15 cm和15～30 cm土層土壤蔗糖酶活性顯著高于2000年圍墾的草地、林地和光灘，除2000年圍墾的草地（Ⅱ）30～50 cm土層的土壤蔗糖酶活性顯著小于1994年圍墾的林地（Ⅳ）和 2000年圍墾的草地（Ⅱ）外，1994年圍墾的林地（Ⅳ）和 2000年圍墾的林地（Ⅲ）之間無(wú)明顯差異（圖2C）。從1994年圍墾的林地（Ⅳ）和2000年圍墾的草地（Ⅱ）的剖面來(lái)看，土壤蔗糖酶的活性隨著土層的加深而呈降低趨勢(shì)，但除30～50 cm土層顯著低于0～15 cm和15～30 cm外，后兩者并沒(méi)有明顯差異，光灘（Ⅰ）和 2000年圍墾林地（Ⅲ）中各土層間土壤蔗糖酶活性并無(wú)明顯變化（P＞0.05）。總體而言，1994年圍墾的林地（Ⅳ）土壤蔗糖酶活性最高，2000年圍墾的草地（Ⅱ）和林地（Ⅲ）次之，光灘（Ⅰ）最低。

2000年圍墾的草地（Ⅱ）和林地（Ⅲ）各土層土壤纖維素酶活性沒(méi)有顯著差異（P＞0.05）；1994年圍墾的林地（Ⅳ）15～30 cm土層土壤纖維素酶活性顯著低于0～15 cm和30～50 cm（P＜0.05），光灘（Ⅰ）0～15、15～30和30～50 cm土層土壤纖維素酶活性間無(wú)顯著性差異（P＞0.05）（圖2D）?？傮w而言，1994年圍墾的林地（Ⅳ）0～15 cm土層土壤纖維素酶活性顯著高于其他利用方式的圍墾土地（P＜0.05），林地、草地的30～50 cm土層土壤纖維素酶活性無(wú)顯著變化（P＞0.05），且林地、草地的纖維素酶活性均顯著高于光灘（P＜0.05）。

表3 土壤養(yǎng)分與土壤酶活性相關(guān)系數(shù)Table3 Correlation coefficient between soil nutrient and soil enzyme activity

2.3 土壤碳氮與鹽分和酶活性的相關(guān)性

對(duì)土壤碳、氮含量與土壤鹽分及酶活性進(jìn)行相關(guān)性分析，發(fā)現(xiàn)土壤易氧化性有機(jī)碳與土壤脲酶存在極顯著正相關(guān)（P＜0.01），而與其他酶及養(yǎng)分間沒(méi)有顯著相關(guān)性（P＞0.01）；土壤總有機(jī)碳、總氮、水解性氮與過(guò)氧化氫酶、脲酶、蔗糖酶和纖維素酶活性均呈極顯著正相關(guān)（P＜0.01），但與土壤鹽分呈極顯著負(fù)相關(guān)（P＜0.01）（表 3）?？梢?jiàn)，土壤鹽分含量的降低、酶活性的增強(qiáng)促進(jìn)了土壤碳氮積累，而土壤碳、氮和不同酶之間具有一定的協(xié)同促進(jìn)作用。

3 討論

土壤碳、氮元素作為重要的生態(tài)因子和土壤肥力的物質(zhì)基礎(chǔ)，土壤中碳、氮的長(zhǎng)期積累和循環(huán)影響整個(gè)生態(tài)系統(tǒng)的平衡和穩(wěn)定。濱海濕地土壤有機(jī)碳的積累主要有陸源和海源兩種補(bǔ)充途徑，陸源主要包括潮灘植物、腐殖化產(chǎn)物等，海源則主要包括水體攜帶的有機(jī)碳及浮游生物等（張騫等，2017）。本研究表明，土壤有機(jī)碳和總氮含量及儲(chǔ)量隨圍墾時(shí)間延長(zhǎng)而持續(xù)增加，這主要與圍墾后地表植被密度及發(fā)育年限增加，陸源有機(jī)物輸入增多有關(guān)。其次，圍墾前期土壤鹽分較高，植物生長(zhǎng)不良，限制了土壤有機(jī)碳的輸入和積累；微生物活性受到抑制，有機(jī)質(zhì)的分解速率變緩，灘面的抬升削弱了潮汐的沖刷和淹水脅迫作用，促進(jìn)了圍墾區(qū)植被的生長(zhǎng)和生物量的積累。上海書(shū)院鎮(zhèn)灘涂發(fā)育初期主要以蘆葦、加拿大一枝黃花、堿蓬等先鋒植物為主，隨著防護(hù)林帶的建設(shè)，植被積累了更多生物量，增加了輸入土壤的有機(jī)質(zhì)，土壤的固氮能力隨之加強(qiáng)。楊帆等（2016）認(rèn)為林地土壤具有較高的總氮和有機(jī)碳儲(chǔ)量的原因在于林地植被蓋度較大，枯落物來(lái)源豐富，使得其土壤有機(jī)碳和總氮含量普遍較高，且林地在秋冬季節(jié)被大量枯落物覆被，土壤處于被保護(hù)狀態(tài)，進(jìn)而減少了碳氮的喪失。2000年圍墾后營(yíng)造的林地土壤碳、氮含量和儲(chǔ)量與草地沒(méi)有顯著差異，可能是林木尚處于幼林期，其對(duì)土壤環(huán)境的影響較小。因此，立地條件和林木生長(zhǎng)階段對(duì)土壤碳、氮儲(chǔ)量有重要影響。土壤易氧化有機(jī)碳是土壤有機(jī)碳的活性組分，對(duì)土壤養(yǎng)分有效性具有重要作用，易受土地利用變化的影響，隨著圍墾時(shí)間延長(zhǎng)，土壤易氧化有機(jī)碳含量也顯著增加，林地土壤易氧化有機(jī)碳含量持續(xù)增大，這與圍墾后土壤凋落物等有機(jī)物的不斷輸入和富集有關(guān)。林地和草地土壤水解性氮含量也顯著高于光灘，其中林地土壤氮素有效性高于草地，表明圍墾地造林加速了土壤氮素的輸入和轉(zhuǎn)化，由于土壤中的水解性氮占全氮量的 1%，與有機(jī)質(zhì)含量及熟化程度有著密切關(guān)系（胡慧蓉，2012）68，所以防護(hù)林帶的營(yíng)建對(duì)改善土壤理化性質(zhì)，促進(jìn)土壤熟化有著重要的貢獻(xiàn)。同時(shí)，有研究表明，濱海濕地植物能夠?yàn)辂}沼土壤帶來(lái)豐富的養(yǎng)分內(nèi)源輸入，在增加土壤有機(jī)質(zhì)含量的同時(shí)，為高等植物根際微生物的同化作用提供新氮源。鹽沼土壤營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)內(nèi)源輸入的物種差異是造成鹽沼土壤有機(jī)質(zhì)、氮等時(shí)空差異的重要原因（王進(jìn)欣等，2016）。由于圍墾區(qū)植被帶下土壤富集的有機(jī)質(zhì)較多，土壤微生物數(shù)量多，活性強(qiáng)，固氮菌等微生物較為活躍，從而使得林地（Ⅳ）土壤易氧化性有機(jī)碳和水解性氮水平高于草地和光灘，但圍墾地林木尚處幼年，碳、氮富集程度不甚明顯，因此在植被覆蓋地帶，土壤有機(jī)碳和水解性氮含量差別不大。

土壤過(guò)氧化氫酶在土壤中廣泛分布，具有分解土壤中對(duì)植物有害的過(guò)氧化氫的作用，在一定程度上反映了土壤生物化學(xué)過(guò)程的強(qiáng)度（徐曉燕等，2011）。土壤蔗糖酶和纖維素酶均為重要的水解酶，其酶促作用產(chǎn)物——葡萄糖是植物、微生物的營(yíng)養(yǎng)源，直接關(guān)系到作物的生長(zhǎng)，土壤蔗糖酶和纖維素酶的強(qiáng)弱反映了土壤的熟化程度和肥力水平（陳紅軍等，2008；耿玉清等，2012）。脲酶是唯一對(duì)尿素在土壤中的轉(zhuǎn)化及作用有著重大影響的酶，與土壤生物地球化學(xué)循環(huán)中的氮循環(huán)密切相關(guān)，直接影響氮的積累（杜琳倩等，2013）。本研究發(fā)現(xiàn)，圍墾后林地、草地的土壤過(guò)氧化氫酶和纖維素酶活性顯著高于光灘。土壤脲酶和蔗糖酶活性均為 1994年圍墾林地顯著高于其他三者，且隨土層的加深而降低，這說(shuō)明肥力水平和熟化程度較高的土壤剖面酶活性的層次性明顯，土壤酶活性隨土層深度加深而逐漸減小的規(guī)律更顯著（孫慧等，2016）。灘涂圍墾前大多屬于粉砂淤泥質(zhì)土壤，隨著圍墾時(shí)間增加，土壤逐漸熟化，砂粒減少、粉粒和粘粒也隨之增加，土壤團(tuán)聚體不斷豐富，圍墾后地表升高，灘涂土壤含水量也逐步呈現(xiàn)下降趨勢(shì)，而容重呈增加趨勢(shì)，從而使得土壤孔隙度增大、呼吸強(qiáng)度增強(qiáng)，同時(shí)為微生物的活動(dòng)提供了適宜的場(chǎng)所，加速了各種酶促反應(yīng)的進(jìn)行（徐彩瑤等，2018）。濱海濕地在圍墾后，微生物數(shù)量的變化、土壤微生物酶的活性等都與土壤養(yǎng)分等營(yíng)養(yǎng)含量間均存在極顯著相關(guān)，這顯示了土壤圍墾及演替過(guò)程中微生物與土壤肥力間的緊密關(guān)系。土壤鹽分含量高低影響著土壤酶活性的變化。本研究也發(fā)現(xiàn)，隨圍墾時(shí)間延長(zhǎng)，土壤鹽分含量降低，土壤酶活性增強(qiáng)。四種利用方式下，林地的微生物數(shù)量及多樣性指數(shù)均較高，這一方面可能與收獲剩余物的存在、分解，為微生物的生長(zhǎng)提供了豐富的碳源和氮源有關(guān)，另外土壤理化性質(zhì)的改善在很大程度上提高了微生物的繁育條件。土壤過(guò)氧化氫酶、脲酶、蔗糖酶和纖維素酶與土壤碳、氮都存在極顯著的正相關(guān)（除土壤易氧化性有機(jī)碳），土壤酶活性直接影響到林地土壤中養(yǎng)分的循環(huán)（劉琛等，2013）。此外，因?yàn)榱值靥峁┝溯^多的枯枝落葉和營(yíng)養(yǎng)元素等物質(zhì)，改善了土壤理化性質(zhì)，為微生物提供了充足的碳源，在增加微生物數(shù)量的同時(shí)也促進(jìn)了微生物生理代謝活動(dòng)，從而使林地土壤酶活性較高，且林地凋落物及有機(jī)質(zhì)主要積累于土壤表層，加之表層水熱條件和通氣狀況好，使得微生物生長(zhǎng)旺盛、代謝活躍、呼吸強(qiáng)度加大，從而使表層的土壤酶活性較高。隨土層加深，土壤密度增大，孔隙度減小，有機(jī)質(zhì)也隨著土壤深度增加逐漸降低，土壤微生物活動(dòng)會(huì)減弱，限制了生物代謝的強(qiáng)度，生物產(chǎn)酶能力隨之下降（劉云等，2013；安韶山等，2005）。

4 結(jié)論

隨著圍墾年限延長(zhǎng)，土壤碳氮含量及儲(chǔ)量均顯著增加，土壤活性碳庫(kù)和氮庫(kù)也顯著增大，盡管造林有利于土壤碳氮的積累，但幼林期林地土壤碳氮儲(chǔ)量與草地沒(méi)有顯著差異。圍墾后土壤酶活性也顯著增強(qiáng)，其中土壤尿酶和蔗糖酶活性隨林齡增加呈增大趨勢(shì)，相同圍墾期幼林地和自然演替草地之間4種土壤酶活性沒(méi)有顯著差異。土壤碳氮含量與土壤酶活性呈顯著正相關(guān)，但與土壤含鹽量呈顯著負(fù)相關(guān)，表明土壤含鹽量的降低是增加土壤酶活性，促進(jìn)土壤碳氮積累的重要環(huán)境因素之一。由此可見(jiàn)，圍墾后土壤碳氮含量及儲(chǔ)量的增加一方面與植被恢復(fù)促進(jìn)有機(jī)物輸入，改善土壤微生物活性有關(guān)。另外，土壤含鹽量降低也是促進(jìn)土壤碳氮積累的重要環(huán)境因素之一。因此，沿海地區(qū)圍墾后的灘涂發(fā)展人工林有利于土壤質(zhì)量改善和土壤碳匯功能提升。

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