楊文煥，王銘浩，李衛(wèi)平，樊愛萍，苗春林，于玲紅*

土壤碳庫一般分為易分解的活性有機(jī)碳和穩(wěn)定的惰性有機(jī)碳（張俊華等，2012）。土壤碳庫中的活性碳組分對環(huán)境因子變化響應(yīng)最為敏感，雖然活性有機(jī)碳只占土壤有機(jī)碳總量的一小部分，卻是反映土壤碳庫周轉(zhuǎn)的靈敏指標(biāo)（萬忠梅等，2011），也是最能反映土壤碳庫穩(wěn)定性的指標(biāo)（李太魁等，2013；肖燁等，2015；張帥等，2015）。濕地由于長期處于淹水或水分過飽和狀態(tài)，積累了更多的活性有機(jī)碳，對氣候變化更為敏感（Dodla et al.，2012；Abril et al.，2014），因此，利用活性有機(jī)碳研究土壤碳庫穩(wěn)定性已成為研究熱點(diǎn)（鐘春棋等，2010）。張文敏等（2014）研究表明，在0～30 cm土層范圍內(nèi)活性有機(jī)碳含量占總有機(jī)碳含量的 32.74%～33.07%，互花米草（Spartina alterniflora）的入侵增強(qiáng)了灘涂濕地的固碳能力，有機(jī)碳活性組分能夠反映有機(jī)碳庫的變化。

土地利用與土地覆被變化是影響地球環(huán)境系統(tǒng)的最主要的人類活動方式（邰繼承等，2011；房飛等，2013），它可以影響植被凋落物和殘余量，影響土壤微生物的活動（王洪杰等，2003），引起土壤活性碳庫的變化（Zou et al.，2005；Sun et al.，2011；趙鑫等，2006），且表層土壤有機(jī)碳對土地利用方式的響應(yīng)和敏感程度極其顯著。將濕地轉(zhuǎn)變?yōu)楦厥浅Ｒ姷耐恋乩妙愋娃D(zhuǎn)變方式之一（Armentano et al.，1986；Bridgham et al.，2006），然而開墾卻降低了濕地土壤有機(jī)碳含量和有機(jī)碳密度，碳庫穩(wěn)定性下降（鐘春棋，2009）。目前，人類開墾活動的加劇，使得濕地成為受人類活動威脅最為嚴(yán)重的生態(tài)系統(tǒng)之一（Lemly et al.，2000），通過土地利用方式變化對濕地進(jìn)行保護(hù)和管理成為重中之重，國內(nèi)外關(guān)于土地利用方式對土壤有機(jī)碳的研究日趨增多（Yang et al.，2013；Bae et al.，2015；王麗麗等，2009；吳江琪等，2017），但大都集中在濱海濕地、沼澤濕地，而關(guān)于城市周邊濕地的研究較少。

南海濕地為黃河濕地包頭段重要組成，也是內(nèi)蒙古重要濕地之一，2006年，南海濕地自然保護(hù)區(qū)被列入國家濕地保護(hù)工程規(guī)劃的重點(diǎn)保護(hù)名錄。南海濕地有黑鸛（Ciconia nigra）、遺鷗（Larus relictus）、大天鵝（Cygnus cygnuscygnus）等珍稀鳥類，在調(diào)蓄洪水、涵養(yǎng)水源、凈化環(huán)境、促淤護(hù)岸、維護(hù)生物多樣性等方面具有十分重要的作用。為了更好地保護(hù)包頭南海濕地，滿足生物多樣性保護(hù)和區(qū)域社會經(jīng)濟(jì)可持續(xù)發(fā)展的需要，對南海濕地土地利用方式進(jìn)行管理和對南海濕地生態(tài)系統(tǒng)進(jìn)行保護(hù)，本研究以黃河濕地包頭段——南海濕地土壤為研究對象，采集不同地被類型——裸地、蘆葦（Phragmites australis）、旱柳（Salix matsudana）、玉米（Zea mays)、向日葵（Helianthus annuus）下的土壤樣品，分析土壤有機(jī)碳組分的空間分布特征，探討不同地被類型下土壤有機(jī)碳庫穩(wěn)定性及有機(jī)碳含量差異的原因，提出針對性的保護(hù)對策，旨在使南海濕地的功能效益得到提高。

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)概況

黃河濕地包頭段——南海濕地（40°30′8″N～40°33′32″N，109°59′2″E～110°2′26″E）位于包頭市東河區(qū)南側(cè)，黃河北岸，是黃河改道南移后形成的湖泊和灘涂，擁有開闊的水面和大面積的疏林草地（解一凡等，2006）。因特殊的地理位置、氣候特征和水文地質(zhì)條件，其成為了高緯度寒旱區(qū)獨(dú)特的河流濕地生態(tài)系統(tǒng)（于玲紅等，2016）。該濕地南部與黃河相接，相接部分的黃河段長度為7.0 km，東至東河槽，西與包頭市高新技術(shù)開發(fā)區(qū)接壤（高靜湉等，2017）。南海濕地總面積為2104.6 hm2，其中保護(hù)區(qū)面積為1664.4 hm2。南海濕地主體地貌為黃河沖積平原，平均海拔為1020 m，地勢呈階梯形，北高南低，保護(hù)區(qū)內(nèi)的地表水主要來源于黃河水，其次為地下水和大氣降水。該區(qū)域?qū)儆诎敫珊抵袦貛Т箨懶约撅L(fēng)氣候，年平均氣溫為8.5 ℃，日照充足，光能資源豐富，年日照時數(shù)為3177 h；年降水量為307.4 mm，年水面蒸發(fā)量為2343 mm；全年無霜期為148 d。南海濕地土壤類型分為草甸土、鹽土和風(fēng)沙土三類。草甸土主要分布在湖區(qū)及外圍的沼澤地帶，為南海濕地面積最大的一個土類，鹽土呈斑狀塊散布于沼澤的外圍，風(fēng)沙土大多分布于黃河岸邊的沙灘地。南海濕地成土母質(zhì)主要是黃土狀沉積物及沙質(zhì)風(fēng)積物，還有冰磧物和冰水沉積物，土壤質(zhì)地以細(xì)沙和粉砂為主（李衛(wèi)平等，2017）。

1.2 取樣點(diǎn)的布設(shè)

對包頭南海濕地進(jìn)行實(shí)地勘察，根據(jù)濕地植被區(qū)域劃分（裸地、蘆葦、玉米、向日葵、旱柳）進(jìn)行樣品采集。由于南海濕地水域較廣，一些區(qū)域不能進(jìn)行土樣采集，故選取具有代表性的區(qū)域劃分點(diǎn)位進(jìn)行樣品采集。其中，蘆葦為自然生長，旱柳、向日葵和玉米均為人工種植，種植年限分別為 10 a、17 a和29 a，旱柳為不施肥狀態(tài)，向日葵和玉米均為人工施肥。各取樣點(diǎn)位置見圖1。

各取樣點(diǎn)布設(shè)說明見表1。其中，編號為1、2、3、6和10的點(diǎn)位分別為裸地、樹林、玉米、蘆葦和向日葵取樣區(qū)域點(diǎn)；編號為 4、5、7、8和9的點(diǎn)位分別為樹林、蘆葦、玉米、裸地和向日葵的對照區(qū)域點(diǎn)位，每個區(qū)域點(diǎn)位設(shè)置3個平行樣方。

表1 包頭南海濕地取樣點(diǎn)布設(shè)說明Table 1 Baotou Nanhai wetland sampling site layout instructions

1.3 樣品采集

由于濕地各類植被區(qū)域劃分較散，每種地被類型選取一個區(qū)域進(jìn)行取樣恐不具有代表性，為了確保精確性，每種地被類型另選取1個對照點(diǎn)位進(jìn)行取樣，之后進(jìn)行數(shù)據(jù)對比，如數(shù)據(jù)相差不大，再取平均值進(jìn)行數(shù)據(jù)分析。每種地被類型研究區(qū)域內(nèi)的每個取樣點(diǎn)，根據(jù)實(shí)際情況選取3個2 m×2 m樣方進(jìn)行取樣，共設(shè)置30個樣方。在每個樣方4個頂點(diǎn)及樣方中心點(diǎn)上用土鉆采集0～10、10～20、20～30、30～40、40～50、50～60 cm 共 6 個層次的土樣，將同一樣方的土樣進(jìn)行同層混合。土樣裝入自封袋中帶回實(shí)驗(yàn)室自然風(fēng)干，除去石塊、動植物殘體等雜物，研磨后用四分法取樣并過100目（0.15 mm）篩備用。

圖1 包頭南海濕地取樣布點(diǎn)圖Fig. 1 Baotou South China Sea wetland sampling layout

1.4 實(shí)驗(yàn)方法

有機(jī)碳總量采用重鉻酸鉀氧化法-硫酸外加熱法測定（中國科學(xué)院南京土壤研究所，1978），活性有機(jī)碳含量采用333 mmol?L-1高錳酸鉀氧化法測定（Logninow et al.，1987；Lefroy et al.，1993），惰性有機(jī)碳取總有機(jī)碳與活性有機(jī)碳平均值的差值（張俊華等，2012）。

1.5 數(shù)據(jù)分析

運(yùn)用Excel 2010對實(shí)驗(yàn)數(shù)據(jù)進(jìn)行初步整理；運(yùn)用Origin 9.0進(jìn)行繪圖；運(yùn)用ArcGIS 10.2進(jìn)行空間插值并制圖。

2 結(jié)果與分析

2.1 土壤有機(jī)碳含量垂直分布特征

由表2可知，不同地被類型0～60 cm不同土層總有機(jī)碳含量的變異系數(shù)為14.42%～32.52%，平均為 19.68%；活性有機(jī)碳含量的變異系數(shù)為16.87%～30.26%，平均為 24.01%。根據(jù)雷志棟等（1985）和Nielsen et al（.1985）通過變異系數(shù)（CV）對空間變異性進(jìn)行劃分：CV＜10%為弱變異性，10%～100%為中等變異性，CV＞100%為強(qiáng)變異性。由此可知，南海濕地總有機(jī)碳和活性有機(jī)碳均屬于中等變異。在0～10 cm層變異系數(shù)均為最大，表層受人為干擾和植被覆蓋（枯枝爛葉腐爛分解使得有機(jī)碳含量增加）影響較大，隨著土壤深度增加，變異系數(shù)逐漸減小，碳庫穩(wěn)定性越發(fā)趨于穩(wěn)定。

表2 有機(jī)碳含量標(biāo)準(zhǔn)方差和變異系數(shù)Table 2 Standard deviation and coefficient of variation of organic carbon content

2.1.1 土壤總有機(jī)碳垂直分布特征

南海濕地0～10 cm、10～20 cm土層總有機(jī)碳含量較高，各地被類型有機(jī)碳含量峰值均出現(xiàn)在表層0～10 cm范圍內(nèi)，5種地被類型在30～60 cm的總有機(jī)碳含量均小于 10 g?kg-1。除裸地有機(jī)碳含量從0～10 cm、10～20 cm下降趨勢不太明顯外，其他四類區(qū)域下降趨勢都較大，呈現(xiàn)總有機(jī)碳含量隨深度增加而減小的趨勢（如圖2），這種變化趨勢與其他濕地土壤有機(jī)碳的研究結(jié)果（Mao et al.，2009）相似。王勇輝等（2016）研究發(fā)現(xiàn)艾比湖濕地7種主要類型土壤有機(jī)碳含量垂直分異規(guī)律很明顯，即隨剖面深度的增加，含量依次遞減，但是減少的程度有所差異。其中鹽化草甸覆蓋下的土層自上而下，土壤有機(jī)碳含量減少的幅度最大，由 57.77 g?kg-1減少到37.24 g?kg-1；小喬木荒漠土壤有機(jī)碳含量由19.44 g?kg-1減少到 11.93 g?kg-1，其變化幅度較大；其他幾種類型土壤有機(jī)碳含量隨土層深度的增加而減少，其變化趨勢基本一致，變幅不明顯。

圖2 5種地被類型下土壤總有機(jī)碳含量隨深度的變化Fig. 2 Changes of soil total organic carbon (TOC) content with depth under five ground cover types

由圖2可知，裸地、玉米、向日葵、旱柳、蘆葦有機(jī)碳質(zhì)量分?jǐn)?shù)垂直變化范圍分別為4.25～6.67、5.86～10.26、5.86～11.58、5.31～14.60、6.57～16.71 g?kg-1。濕地開墾為不同地被類型后，玉米0～10 cm土層總有機(jī)碳含量降低39%，向日葵降低31%，旱柳降低13%，隨著剖面深度的增加，差異變小，在其他分層無顯著差異。這說明不同地被類型對濕地總有機(jī)碳含量的影響差別主要體現(xiàn)于 0～10 cm 土層。玉米和向日葵由于受人為耕作活動的擾動，有機(jī)碳含量在表層土（0～20 cm）中無顯著差異。

2.1.2 土壤有機(jī)碳組分含量垂直分布特征

土壤碳庫中的活性碳組分對環(huán)境因子變化響應(yīng)最為敏感，作為能夠反映土壤碳庫穩(wěn)定性的一個重要指標(biāo)，活性有機(jī)碳是有效性較高、易被微生物分解利用部分有機(jī)質(zhì)（Blair et al.，1995；Janzen et al.，1992），易受到外界干擾，不利于碳庫的穩(wěn)定；惰性有機(jī)碳的生物活性相對較低，很難被微生物利用，為穩(wěn)定碳庫。因此，把土壤有機(jī)碳分為總有機(jī)碳、活性有機(jī)碳和惰性有機(jī)碳來進(jìn)行南海濕地土壤碳穩(wěn)定性的研究。

由表3可知，南海濕地土壤活性有機(jī)碳質(zhì)量分?jǐn)?shù)在 1.22～6.17 g?kg-1之間，平均值為 2.66 g?kg-1，總有機(jī)碳質(zhì)量分?jǐn)?shù)在4.25～16.71 g?kg-1之間，平均值為7.58 g?kg-1，活性有機(jī)碳質(zhì)量分?jǐn)?shù)占總有機(jī)碳含量的30.73%～39.23%。張文敏等（2014）研究表明，在 0～30 cm 范圍內(nèi)，總有機(jī)碳質(zhì)量分?jǐn)?shù)在3.87～6.78 g?kg-1之間，平均值為 5.33 g?kg-1；活性有機(jī)碳質(zhì)量分?jǐn)?shù)在1.28～2.22 g?kg-1之間，平均值為1.75 g?kg-1，活性有機(jī)碳質(zhì)量分?jǐn)?shù)占總有機(jī)碳質(zhì)量分?jǐn)?shù)的32.74%～33.07%。對比可知，南海濕地與杭州灣濕地有機(jī)碳含量較高，但活性有機(jī)碳含量所占比重相差不大，碳庫穩(wěn)定性較為相似，屬中等變異。黃昕琦等（2015）研究表明，在0～40 cm范圍內(nèi)總有機(jī)碳質(zhì)量分?jǐn)?shù)在2.55～16.00 g?kg-1之間，平均值為 9.28 g?kg-1；活性有機(jī)碳質(zhì)量分?jǐn)?shù)在 0.28～6.96 g?kg-1之間，平均值為 3.62 g?kg-1，活性有機(jī)碳質(zhì)量分?jǐn)?shù)占總有機(jī)碳質(zhì)量分?jǐn)?shù)的 10.98%～43.5%。南海濕地與烏梁素海濕地土壤總有機(jī)碳含量相差不大，但南海濕地活性有機(jī)碳整體所占比重較烏梁素海濕地大，碳庫穩(wěn)定性也相對較差。

表3 總有機(jī)碳和活性有機(jī)碳含量Table 3 Total organic carbon and active organic carbon content

在不同土地利用方式下，由于植被類型不同，土壤有機(jī)物質(zhì)數(shù)量和質(zhì)量的返還程度不同，同時不同土地利用方式下，土壤環(huán)境差異較大，土壤有機(jī)碳的分解轉(zhuǎn)化程度不同，因此土壤的活性有機(jī)碳也存在巨大差異。由圖3可知，5種地被類型下，活性有機(jī)碳質(zhì)量分?jǐn)?shù)垂直變化范圍分別為1.22～2.47、2.02～5.32、2.10～6.08、1.97～6.12、1.52～6.17 g?kg-1，活性有機(jī)碳含量都要小于惰性有機(jī)碳含量，南海濕地碳庫總體呈現(xiàn)穩(wěn)定現(xiàn)象。

在不同土層，由于植被土壤環(huán)境、根系分布、生物活動、人工擾動等影響因子不同，不同類型土壤的活性有機(jī)碳在剖面的分布規(guī)律不同。本研究中，表層土壤活性有機(jī)碳含量明顯高于中下層，0～10 cm層活性有機(jī)碳含量較大，各地被類型下活性有機(jī)碳質(zhì)量分?jǐn)?shù)范圍為2.47～6.17 g?kg-1，總有機(jī)碳質(zhì)量分?jǐn)?shù)范圍為 6.67～16.71 g?kg-1，活性有機(jī)碳質(zhì)量分?jǐn)?shù)占總有機(jī)碳含量的 36.91%～52.50%。其中，玉米和向日葵0～10 cm層活性有機(jī)碳含量最大，蘆葦總有機(jī)碳含量較大，但活性有機(jī)碳含量所占的比例較少，低于裸地，因此，把濕地蘆葦開發(fā)為玉米和向日葵降低了總有機(jī)碳含量，增加了活性有機(jī)碳所占比例，使得碳庫趨于不穩(wěn)定。而旱柳活性有機(jī)碳含量所占比重小于玉米和向日葵，又大于蘆葦，同樣也使得碳庫趨于不穩(wěn)定，但優(yōu)于玉米和向日葵。由此可知，濕地蘆葦碳庫最為穩(wěn)定。南海濕地北靠景觀大道公路，南鄰黃河，南海濕地土壤含水率較高，0～10 cm層土壤活性有機(jī)碳所占比例相對較高，玉米和向日葵尤其突出，受耕作影響，0～10 cm層活性有機(jī)碳含量高于惰性有機(jī)碳，隨著植物生長，植物根系對碳進(jìn)行吸收和穩(wěn)定，隨深度增加活性有機(jī)碳含量下降幅度很大，以惰性有機(jī)碳為主，碳庫整體呈現(xiàn)穩(wěn)定狀態(tài)。

圖3 5種地被類型下土壤有機(jī)碳組分含量隨深度的變化Fig. 3 Changes in soil organic carbon composition with depth under five ground cover types

2.2 土壤有機(jī)碳含量水平分布特征

2.2.1 土壤總有機(jī)碳含量水平分布特征

由圖4可知，0～10 cm層土壤總有機(jī)碳以蘆葦（點(diǎn)位5和6）為最高，隨著深度的增加，玉米、向日葵和旱柳土壤總有機(jī)碳含量逐漸與蘆葦持平。濕地轉(zhuǎn)化為耕地導(dǎo)致表層有機(jī)碳含量下降，向日葵總有機(jī)碳含量稍大于玉米，因向日葵區(qū)靠近路邊且處于淹漬狀態(tài)的時間長于玉米區(qū)，土壤內(nèi)部缺氧或厭氧，有機(jī)碳分解緩慢，通過枝葉和根系等枯萎凋落向土壤中輸入有機(jī)質(zhì)（邵學(xué)新等，2011），使得向日葵總有機(jī)碳含量高于玉米。旱柳受人為影響相對較少，且表層土壤生有較多草類植物，其對土壤總有機(jī)碳也具有吸附作用，使得旱柳土壤總有機(jī)碳高于玉米區(qū)和向日葵區(qū)。裸地受人為踩踏影響較為嚴(yán)重，不利于土壤總有機(jī)碳積累（Bae et al.，2015），含量最低。

包頭南海濕地與其他類型濕地相比，閩江口濕地、三江平原濕地和艾比湖濕地土壤總有機(jī)碳含量都高于包頭南海濕地，原因是南海濕地土壤pH較高，植被種類和數(shù)量等生物量均少于其他類型濕地，有機(jī)碳的補(bǔ)充和累積有限（李衛(wèi)平等，2015；金寶石等，2016）。另外，區(qū)域氣候、成土年齡、土壤潛育化程度等存在差異，如泥炭沼澤廣布的三江平原，因其特殊的形成過程，有機(jī)碳含量遠(yuǎn)高于其他濕地；青海湖高寒濕地低溫條件下，有機(jī)碳分解困難等，也是造成包頭南海濕地土壤有機(jī)碳低于其他類型濕地的原因（訾園園等，2016）。

2.2.2 土壤活性有機(jī)碳含量水平分布特征

圖4 5種地被類型下土壤總有機(jī)碳含量水平分布Fig. 4 Distribution of total organic carbon (TOC) content in soil under five ground cover types

由圖5可知，5種地被類型下活性有機(jī)碳質(zhì)量分?jǐn)?shù)在1.22～6.17 g?kg-1之間，總有機(jī)碳質(zhì)量分?jǐn)?shù)在4.25～16.71 g?kg-1之間，活性有機(jī)碳質(zhì)量分?jǐn)?shù)占總有機(jī)碳質(zhì)量分?jǐn)?shù)的30.73%～39.23%，整體以惰性有機(jī)碳為主，南海濕地土壤有機(jī)碳屬穩(wěn)定碳庫。0～10 cm層除裸地外，其他四類地被類型土壤活性有機(jī)碳含量基本持平，隨著深度增加，蘆葦土壤活性有機(jī)碳含量減小幅度大于玉米、向日葵和旱柳，而土壤活性有機(jī)碳含量低于這三類土地利用方式區(qū)域，總體土壤活性有機(jī)碳含量表現(xiàn)為向日葵＞玉米＞旱柳＞蘆葦＞裸地?；钚杂袡C(jī)碳占總有機(jī)碳含量的比例分別為：裸地 28.73%～37%，平均值為 32.06%；玉米34.53%～51.85%，平均值為42.41%；向日葵35.86%～52.5%，平均值為43.26%；旱柳31.22%～41.92%，平均值為35.08%；蘆葦23.14%～36.91%，平均值為28.08%，表現(xiàn)為向日葵＞玉米＞旱柳＞裸地＞蘆葦，向日葵和玉米平均值最高，碳庫穩(wěn)定性最低，蘆葦碳庫穩(wěn)定性最高，故土壤有機(jī)碳穩(wěn)定性表現(xiàn)為向日葵＜玉米＜旱柳＜裸地＜蘆葦。

圖5 5種地被類型下土壤活性有機(jī)碳含量水平分布Fig. 5 Distribution of soil active organic carbon (AOC) content in five land cover types

相比于玉米和向日葵，雖同屬于耕作地區(qū)，但向日葵區(qū)含水率較高，土壤容重較低，故向日葵區(qū)表層土壤活性有機(jī)碳稍高于玉米區(qū)。旱柳受人為影響相對較少，且表層土壤生有較多草類植物，枯枝落葉的腐爛分解使得旱柳表層土壤活性有機(jī)碳含量較高，但隨著深度增加，活性有機(jī)碳含量下降速度較大，其10～20 cm層活性有機(jī)碳含量小于玉米區(qū)和向日葵區(qū)。蘆葦大面積種植且表層土壤蘆葦殘枝落葉較多，此外，蘆葦含水量較高，更有利于微生物生長，故其表層土壤活性有機(jī)碳含量也較高，隨著深度增加，蘆葦根系對有機(jī)碳的吸附作用使得活性有機(jī)碳含量大幅降低，從10～20 cm層開始小于樹林區(qū)。結(jié)合圖 4可知，，蘆葦區(qū)具有較高的總有機(jī)碳含量，較低的活性有機(jī)碳含量，說明種植蘆葦對土壤碳庫穩(wěn)定性的影響高于其他幾個區(qū)域，蘆葦區(qū)土壤碳庫穩(wěn)定性較好；而旱柳土壤碳庫穩(wěn)定性高于玉米和向日葵，又低于蘆葦，故旱柳對土壤碳庫穩(wěn)定性也有較大影響，但稍低于蘆葦。

3 討論

土壤有機(jī)碳在剖面上的垂直分布規(guī)律主要與植被凋落物和根系分布有關(guān)，地表大量的枯枝落葉，經(jīng)腐殖質(zhì)化及淋溶過程由表層向深層機(jī)械遷移。土壤表層是植被根系分布的重要區(qū)域（Liu et al.，2003；Kong et al.，2013），特別是旱柳和蘆葦，表層凋落物較多，根系發(fā)達(dá)，植物根系隨土壤深度增加而減少，死根腐解為土壤提供了豐富的碳源，因此旱柳和蘆葦表層總有機(jī)碳含量較高，隨著土壤深度增加，總有機(jī)碳含量下降幅度較大。旱柳因其大量的凋落物能夠?yàn)楸韺油寥捞峁┴S富的有機(jī)碳來源，另外，旱柳土壤沒有耕作等人為干擾，土壤大團(tuán)聚體受外力破碎的幾率較低，使得大團(tuán)聚體對有機(jī)碳的保護(hù)作用相對較強(qiáng)，有機(jī)碳含量較高（王浩等，2017）。蘆葦種植密度高，植被覆蓋率較大，植被凋落物及根系分泌物能夠?yàn)橥寥捞峁└嗟挠袡C(jī)質(zhì)，土壤有機(jī)碳含量升高（覃靈華等，2016），此外，植被根系的分布直接影響了土壤有機(jī)碳的分布，因其大量的死根腐解，為土壤提供了豐富的碳源（Esteban et al.，2000），使得蘆葦區(qū)總有機(jī)碳含量最高。

濕地轉(zhuǎn)化為耕地不僅導(dǎo)致表層有機(jī)碳含量下降，而且使得表層有機(jī)碳變化幅度縮小，改變了表層有機(jī)碳的分布結(jié)構(gòu)特征（陳伏生等，2004），這可能是耕作措施使下層土壤不斷翻至表層造成稀釋的結(jié)果（李月梅等，2005），導(dǎo)致土壤底層呼吸顯著降低，有機(jī)碳含量下降（宮超等，2015）。濕地開墾為玉米和向日葵后，植物殘體向土壤輸入的有機(jī)碳減少（霍莉莉，2013），土壤總有機(jī)碳含量下降，雖然長期施肥能增加土壤有機(jī)碳含量，但南海濕地每年僅種一茬玉米和向日葵，施肥量較少，土壤有機(jī)碳含量增加較為有限（吳瑞娟等，2018）。另外，耕作導(dǎo)致有機(jī)碳礦化分解也是原因之一，耕作使得土壤團(tuán)聚體結(jié)構(gòu)受到破壞，導(dǎo)致包裹在團(tuán)聚體中的有機(jī)質(zhì)遭到人為破壞，加快了有機(jī)碳礦化分解速度，使土壤有機(jī)碳含量降低（李英等，2017），故玉米和向日葵土壤總有機(jī)碳含量低于旱柳和蘆葦。

土壤活性有機(jī)碳主要來源于植物凋落物、土壤腐殖質(zhì)和根系及根系分泌物，旱柳和蘆葦因其表層凋落物及根系分泌物較多，使得表層活性有機(jī)碳含量較高，然而隨著土壤深度增加，土壤容重增大，有機(jī)碳含量下降幅度較大，地下生物量也隨之減少，因而土壤活性有機(jī)碳含量降低較為明顯（沈玉娟等，2011）；且旱柳和蘆葦以凋落物輸入土壤的有機(jī)碳除滿足自身生長的需要外，大部分以穩(wěn)定的惰性有機(jī)碳形態(tài)貯存下來（王義祥等，2014），故旱柳和蘆葦活性有機(jī)碳占總有機(jī)碳含量比例較低。濕地開墾為玉米和向日葵后，因其翻耕和其他耕作措施改變了土壤溫度、空隙狀況和土壤微生物活性，相對旱柳和蘆葦而言，玉米和向日葵土壤更加疏松，更適合微生物活動，加速了土壤總有機(jī)碳的分解，使其總有機(jī)碳含量下降，活性有機(jī)碳含量升高（唐國勇等，2010），故玉米和向日葵活性有機(jī)碳占總有機(jī)碳含量比例較高。

4 結(jié)論

（1）在垂直方向上，5種地被類型下濕地土壤有機(jī)碳組分含量隨土壤深度增加而減小，不同地被類型對濕地有機(jī)碳含量的影響差別主要體現(xiàn)于0～10 cm層；各分層總有機(jī)碳和活性有機(jī)碳變異系數(shù)均在10%～100%之間，屬中等變異，南海濕地碳庫穩(wěn)定性不高。

（2）旱柳和蘆葦因其表層凋落物以及根系分泌物較多，總有機(jī)碳含量較高，隨著土壤深度增加，根系的固碳和地下生物量減少，活性有機(jī)碳降低較為明顯；而玉米和向日葵受耕作措施影響較大，土壤疏松，更適合微生物活動，加速了總有機(jī)碳的分解，使總有機(jī)碳含量下降，活性有機(jī)碳含量升高。在水平方向上，活性有機(jī)碳占總有機(jī)碳含量比例表現(xiàn)為向日葵＞玉米＞旱柳＞裸地＞蘆葦，土壤有機(jī)碳穩(wěn)定性表現(xiàn)為蘆葦＞裸地＞旱柳＞玉米＞向日葵。

（3）人類活動使得南海濕地土壤總有機(jī)碳含量流失，活性有機(jī)碳比例增加，碳庫穩(wěn)定性下降。

ABRIL G, MARTINEZ J M, ARTIGAS L F, et al. 2014. Amazon River carbon dioxide outgassing fuelled by wetlands [J]. Nature, 505(7483): 395-398.

ARMENTANO T V, MENGES E S. 1986. Patterns of change in the carbon balance of organic soil-wetlands of the temperate zone [J]. Journal of Ecology, 74(3): 755-774.

BAE J, RYU Y. 2015. Land use and land cover changes explain spatial and temporal variations of the soil organic carbon stocks in a constructed urban park [J]. Landscape & Urban Planning, 136(136): 57-67.

BLAIR G J, LEFROY R, LISLE L. 1995. Soil carbon fractions based on their degree of oxidation, and the development of a carbon management index for agricultural systems [J]. Australian Journal of Agricultural Research, 46(7): 393-406.

BRIDGHAM S D, MEGONIGAL J P, KELLER J K, et al. 2006. The carbon balance of North American wetlands [J]. Wetlands, 26(4):889-916.

DODLA S K, WANG J J, DELAUNE R D. 2012. Characterization of labile organic carbon in coastal wetland soils of the Mississippi River deltaic plain: Relationships to carbon functionalities [J]. Science of the Total Environment, 435-436: 151-158.

ESTEBAN G. J, JACKSON R B. 2000. The vertical distribution of soil or ganic carbon and its relation to climate and vegetation [J]. Ecological Applications, 10(2): 423-436.

JANZEN H H, CAMPBELL C A, BRANDT S A, et al. 1992. Light-fraction organic matter in soils from long-term crop rotations [J]. Soil Science Society of America Journal, 56(6): 1799-1806.

KONG F L, XI M, LI Y, et al. 2013. Distribution and storage of DOC in a typical annular wetland of Sanjiang Plain [J]. Bulletin of Soil & Water Conservation, 33(5): 176-179.

LEFROY R D B, BLAIR G J, STRONG W M. 1993. Changes in soil organic matter with crop-ping asmeasured by organic carbon fractionsand 13C naturaliso-tope abundance [J]. Plant and Soil, 155(1):399-402.

LEMLY A D, KINGSFORD R T, THOMPSON J R. 2000. Irrigated agriculture and wildlife conservation: conflict on a global scale [J].Environmental Management, 25(5): 485-512.

LIU J S, YANG J S, YU J B, et al. 2003. Study on vertical distributon of soil organic carbon in Wetlands Sanjiang Plain [J]. Journal of Soil Water Conservation, 17(3): 5-8.

LOGNINOW W, WISNIEWSKI W, STRONY W M, et al. 1987.Fractionation of organic carbon based on susceptibility to oxidation[J]. Polish Journal of Soil Science, 20(1): 47-52.

MAO Z G, WANG G X, LIU J E, et al. 2009. [Influence of salt marsh vegetation on spatial distribution of soil carbon and nitrogen in Yancheng coastal wetland] [J]. Ying Yong Sheng Tai Xue Bao, 20(2):293-297.

NIELSEN D R, BOUMA J. 1985. Soil spatial variability: proceedings of a workshop of the ISSS and the SSSA, Las Vegas, USA, 30 November-1 December, 1984 [M]. Wageningen(Netherlands): Pudoc.

SUN B, HALLETT P D, CAUL S, et al. 2011. Distribution of soil carbon and microbial biomass in arable soils under different tillage regimes[J]. Plant & Soil, 338(1-2): 17-25.

YANG J S, LIU J S, HU X J, et al. 2013. Changes of soil organic carbon,nitrogen and phosphorus concentrations under different land uses in marshes of Sanjiang Plain [J]. Acta Ecologica Sinica, 33(6): 332-337.

ZOU X M, RUAN H H, FU Y, et al. 2005. Estimating soil labile organic carbon and potential turnover rates using a sequential fumigation-incubation procedure [J]. Soil Biology & Biochemistry,37(10): 1923-1928.

陳伏生, 曾德慧, 陳廣生, 等. 2004. 開墾對草甸土有機(jī)碳的影響[J]. 土壤通報, 35(4): 413-419.

房飛, 唐海萍, 李濱勇. 2013. 不同土地利用方式對土壤有機(jī)碳及其組分影響研究[J]. 生態(tài)環(huán)境學(xué)報, 22(11): 1774-1779.

高靜湉, 王曉云, 李衛(wèi)平, 等. 2017. 包頭南海濕地生態(tài)系統(tǒng)健康評價[J]. 濕地科學(xué), 15(2): 207-213.

宮超, 宋長春, 譚穩(wěn)穩(wěn), 等. 2015. 三江平原沼澤濕地墾殖對土壤微生物學(xué)性質(zhì)影響研究[J]. 生態(tài)環(huán)境學(xué)報, 24(6): 972-977.

黃昕琦, 李琳, 呂燁, 等. 2015. 內(nèi)蒙古烏梁素海濕地土壤有機(jī)碳組成與碳儲量[J]. 濕地科學(xué), 13(2): 252-257.

霍莉莉. 2013. 沼澤濕地墾殖前后土壤有機(jī)碳垂直分布及其穩(wěn)定性特征研究[D]. 長春: 中國科學(xué)院研究生院(東北地理與農(nóng)業(yè)生態(tài)研究所).

解一凡, 李建平, 董俊鮮. 2006. 南海子濕地對包頭地區(qū)生態(tài)環(huán)境的作用[J]. 內(nèi)蒙古林業(yè), (10): 28-29.

金寶石, 閆鴻遠(yuǎn), 張林海, 等. 2016. 中國濱?；セ撞轁竦赝寥烙袡C(jī)碳時空變化及其影響因素[J]. 生態(tài)環(huán)境學(xué)報, 25(12): 2021-2027.

雷志棟, 楊詩秀, 許志榮, 等. 1985. 土壤特性空間變異性初步研究[J].水利學(xué)報, (9): 12-23.

李太魁, 朱波, 王小國, 等. 2013. 土地利用方式對土壤活性有機(jī)碳含量影響的初步研究[J]. 土壤通報, 44(1): 46-51.

李衛(wèi)平, 劉建龍, 鮑交琦, 等. 2015. 包頭黃河濕地生態(tài)恢復(fù)植物類型的選擇[J]. 濕地科學(xué), 13(2): 211-216.

李衛(wèi)平, 王非, 楊文煥, 等. 2017. 包頭市南海濕地土壤重金屬污染評價及來源解析[J]. 生態(tài)環(huán)境學(xué)報, 26(11): 1977-1984.

李英, 韓紅艷, 王文娟, 等. 2017. 黃淮海平原不同土地利用方式對土壤有機(jī)碳及微生物呼吸的影響[J]. 生態(tài)環(huán)境學(xué)報, 26(1): 62-66.

李月梅, 王躍思, 曹廣民, 等. 2005. 開墾對高寒草甸土壤有機(jī)碳影響的初步研究[J]. 地理科學(xué)進(jìn)展, 24(6): 59-65.

邵學(xué)新, 楊文英, 吳明, 等. 2011. 杭州灣濱海濕地土壤有機(jī)碳含量及其分布格局[J]. 應(yīng)用生態(tài)學(xué)報, 22(3): 658-664.

沈玉娟, 趙琦齊, 馮育青, 等. 2011. 太湖湖濱帶土壤活性有機(jī)碳沿水分梯度的變化特征[J]. 生態(tài)學(xué)雜志, 30(6): 1119-1124.

邰繼承, 靳振江, 崔立強(qiáng), 等. 2011. 不同土地利用下湖北江漢平原濕地起源土壤有機(jī)碳組分的變化[J]. 水土保持學(xué)報, 25(6):124-128.

覃靈華, 徐祥明, 冷雄, 等. 2016. 贛南不同母質(zhì)及植被覆蓋紅壤有機(jī)碳礦化研究[J]. 生態(tài)環(huán)境學(xué)報, 25(9): 1453-1460.

唐國勇, 李昆, 孫永玉, 等. 2010. 干熱河谷不同利用方式下土壤活性有機(jī)碳含量及其分配特征[J]. 環(huán)境科學(xué), 31(5): 1365-1371.

萬忠梅, 郭岳, 郭躍東. 2011. 土地利用對濕地土壤活性有機(jī)碳的影響研究進(jìn)展[J]. 生態(tài)環(huán)境學(xué)報, 20(3): 567-570.

王浩, 姚昕, 楊慧, 等. 2017. 巖溶區(qū)不同土地覆被方式對土壤團(tuán)聚體有機(jī)碳的影響[J]. 生態(tài)環(huán)境學(xué)報, 26(9): 1506-1513.

王洪杰, 李憲文, 史學(xué)正, 等. 2003. 不同土地利用方式下土壤養(yǎng)分的分布及其與土壤顆粒組成關(guān)系[J]. 水土保持學(xué)報, 17(2): 44-46.

王麗麗, 宋長春, 葛瑞娟, 等. 2009. 三江平原濕地不同土地利用方式下土壤有機(jī)碳儲量研究[J]. 中國環(huán)境科學(xué), 29(6): 656-660.

王義祥, 葉菁, 王成己, 等. 2014. 不同經(jīng)營年限對柑橘果園土壤有機(jī)碳及其組分的影響[J]. 生態(tài)環(huán)境學(xué)報, 23(10): 1574-1580.

王勇輝, 焦黎. 2016. 艾比湖濕地土壤有機(jī)碳及儲量空間分布特征[J].生態(tài)學(xué)報, 36(18): 5893-5901.

吳江琪, 馬維偉, 李廣, 等. 2017. 尕海濕地沼澤化草甸中不同積水區(qū)土壤活性有機(jī)碳含量[J]. 濕地科學(xué), 15(1): 137-143.

吳瑞娟, 王迎春, 朱平, 等. 2018. 長期施肥對東北中部春玉米農(nóng)田土壤呼吸的影響[J]. 植物營養(yǎng)與肥料學(xué)報, 24(1): 44-52.

肖燁, 黃志剛, 武海濤, 等. 2015. 三江平原不同濕地類型土壤活性有機(jī)碳組分及含量差異[J]. 生態(tài)學(xué)報, 35(23): 7625-7633.

于玲紅, 王曉云, 李衛(wèi)平, 等. 2016. 包頭南海濕地冰封期水質(zhì)特征[J].濕地科學(xué), 14(6): 810-815.

于榮, 徐明崗, 王伯仁. 2005. 土壤活性有機(jī)質(zhì)測定方法的比較[J]. 中國土壤與肥料, (2): 49-52.

張俊華, 李國棟, 南忠仁, 等. 2012. 黑河綠洲區(qū)耕作影響下的土壤粒徑分布及其與有機(jī)碳的關(guān)系[J]. 地理研究, 31(4): 608-618.

張帥, 許明祥, 張亞鋒, 等. 2015. 黃土丘陵區(qū)土地利用變化對深層土壤活性碳組分的影響[J]. 環(huán)境科學(xué), 36(2): 661-668.

張文敏, 吳明, 王蒙, 等. 2014. 杭州灣濕地不同植被類型下土壤有機(jī)碳及其組分分布特征[J]. 土壤學(xué)報, 51(6): 1351-1360.

趙鑫, 宇萬太, 李建東, 等. 2006. 不同經(jīng)營管理?xiàng)l件下土壤有機(jī)碳及其組分研究進(jìn)展[J]. 應(yīng)用生態(tài)學(xué)報, 17(11): 2203-2209.

中國科學(xué)院南京土壤研究所. 1978. 土壤理化分析[M]. 上海: 上?？茖W(xué)技術(shù)出版社.

鐘春棋, 曾從盛, 仝川. 2010. 不同土地利用方式對閩江口濕地土壤活性有機(jī)碳的影響[J]. 亞熱帶資源與環(huán)境學(xué)報, 5(4): 64-70.

鐘春棋. 2009. 土地利用變化對閩江口濕地土壤有機(jī)碳的影響研究[D].福州: 福建師范大學(xué).

訾園園, 郗敏, 孔范龍, 等. 2016. 膠州灣濱海濕地土壤有機(jī)碳時空分布及儲量[J]. 應(yīng)用生態(tài)學(xué)報, 27(7): 2075-2083.