靳振江,賈遠(yuǎn)航,潘復(fù)靜1,2,,程躍揚(yáng),袁 武,梁錦桃,邱江梅,劉德深1,2,

1 桂林理工大學(xué)廣西環(huán)境污染控制理論與技術(shù)重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室,桂林 541004 2 桂林理工大學(xué)巖溶地區(qū)水污染控制與用水安全保障協(xié)同創(chuàng)新中心,桂林 541004 3 桂林理工大學(xué)環(huán)境科學(xué)與工程學(xué)院,桂林 541004

濕地系統(tǒng)是由陸地和水體相互作用形成的自然綜合系統(tǒng),其碳循環(huán)模式的變化對(duì)全球氣候變化和濕地生態(tài)服務(wù)功能有著極為重要的意義[1]。反過來,全球氣候變化和人類活動(dòng)能夠顯著影響濕地碳循環(huán)關(guān)鍵過程,從而改變濕地土壤碳的源匯功能[2]。在我國歷史上,許多稻田來源于濕地的墾殖；但是,最近幾年,少部分稻田又被撂荒[3],因而顯著改變了濕地的水分環(huán)境,也致使?jié)竦鼐坝^破碎化。這種人為干擾帶來的水分管理和覆被變化對(duì)濕地的生物地球化學(xué)循環(huán)模式的影響較大,并因此影響濕地的生態(tài)服務(wù)功能[4]。

植被的根系能夠有效地促進(jìn)土壤發(fā)育、提高土壤肥力和增強(qiáng)土壤微生物活性,進(jìn)而影響土壤的養(yǎng)分循環(huán)[5]。在濕地土壤中,覆被、土地利用和水分管理對(duì)土壤有機(jī)碳密度及儲(chǔ)量產(chǎn)生較大的影響[6- 8]。我國南方地區(qū)的高溫高濕的時(shí)間較長(zhǎng),水熱循環(huán)較快。在南方不同的濕地系統(tǒng)中,天然濕地利用為稻田后土壤有機(jī)碳的變化規(guī)律并不一致[9-12]；但是,土壤有機(jī)碳較高的土壤中微生物生物量[10- 11]和土壤酶活性[11- 12]也均顯著較高。在南方地區(qū),與附近的稻田相比,稻田撂荒地的土壤有機(jī)碳含量較低[13- 14],也有較高[9]的報(bào)道；但是,土壤有機(jī)碳較高的稻田中土壤酶活性也顯著較高[14]。以上這些研究結(jié)果說明在南方濕地系統(tǒng)中,土壤有機(jī)碳可能是影響稻田撂荒以后土壤酶生物生物量和土壤酶活性變化趨勢(shì)的關(guān)鍵生態(tài)因子。

位于廣西桂林的會(huì)仙巖溶濕地是我國最大的巖溶濕地[15],在這個(gè)濕地系統(tǒng)中,蘆葦(Phragmitescommunis)和華科拉莎草(Cyperusrotundus)等植物是重要的代表植物。依靠寶貴的水源條件,當(dāng)?shù)鼐用裨谄渲写罅糠N植水稻,從而形成了孤峰和峰叢背景下稻田濕地和天然濕地錯(cuò)落排列的獨(dú)特巖溶濕地景觀。但是,近幾年來的稻田撂荒地逐漸增多,改變了濕地的水分環(huán)境,不僅浪費(fèi)了寶貴的耕地資源,也導(dǎo)致濕地面積減小和濕地景觀破碎化。農(nóng)業(yè)利用顯著改變了會(huì)仙濕地土壤的有機(jī)碳、土壤酶活性和微生物量[16-17]；但是,濕地系統(tǒng)中,稻田在被撂荒以后,土壤有機(jī)碳-酶活性-微生物生物量之間的關(guān)系發(fā)生了怎樣的演變,還未見報(bào)道。因此,本文以桂林會(huì)仙巖溶濕地中蘆葦(Phragmitescommunis)濕地(PW)、華科拉莎草(Cyperusrotundus)濕地(CW)、稻田撂荒地[以雙穗雀稗(Paspalumdistichum)和蓮子草(Alternantherasessilis)為優(yōu)勢(shì)植被](AF)和稻田(種植Oryzasativa)(RF)為研究對(duì)象,采用空間代替時(shí)間序列的研究方法,研究稻田撂荒后土壤有機(jī)碳、土壤酶活性和微生物生物量之間關(guān)系的變化,探討濕地土壤生物地球化學(xué)循環(huán)演變的過程和機(jī)制,為會(huì)仙濕地系統(tǒng)的保護(hù)和農(nóng)業(yè)的可持續(xù)性發(fā)展提供參考依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)域和采樣點(diǎn)概況

會(huì)仙巖溶濕地(25°01′30″—25°11′15″N,110°08′15″—110°18′00″E)位于廣西桂林市臨桂區(qū)會(huì)仙鎮(zhèn)[15]。桂林市地處低緯度,為亞熱帶季風(fēng)氣候。平均海拔150 m,年平均氣溫18 ℃,年降水量為1915.2 mm[17]。在本次采樣區(qū)內(nèi),濕地優(yōu)勢(shì)植物為蘆葦和華科拉莎草,位于會(huì)仙濕地的核心景區(qū)內(nèi),多為叢生,植被群落相對(duì)分散,覆蓋度較低,面積均不超過100 m2。采樣時(shí)蘆葦濕地和華科拉莎草的土壤均位于水面約10—25 cm之上,地上部遭到不同程度的刈割。稻田為單季稻,位置靠近居民生活區(qū)(村莊),種植歷史均在30年以上,8月中旬水稻收割前排水,采樣時(shí)水分近于飽和；稻田荒地位于核心景區(qū)和居民生活區(qū)之間,撂荒年限均在3—7年,其優(yōu)勢(shì)植物為雙穗雀稗和蓮子草,水分補(bǔ)給以自然降雨為主。水稻為農(nóng)戶分散種植和管理,施肥以無機(jī)肥為主,根茬還田,秸稈不還田。稻田和稻田撂荒地的面積也約在100—200 m2之間。

1.2 樣品采集與預(yù)處理

2017年8月下旬,每種覆被類型選取3個(gè)樣地,每個(gè)樣地間隔在300 m以上。在每塊樣地中隨機(jī)選取3個(gè)采樣點(diǎn),采集耕層土壤(0—20 cm),等量均勻混合為1個(gè)樣本。為避免植物叢生根系(或地下部)的影響,采樣點(diǎn)距離叢生植株30 cm(相當(dāng)于根際與非根際的混合樣品)。樣品帶回實(shí)驗(yàn)室后,去除植物根系和小石塊等雜物,一部分研磨過2 mm篩,放置于4℃冰箱內(nèi)短暫儲(chǔ)存,以測(cè)定土壤微生物生物量和土壤酶活性；另一部分自然風(fēng)干后研磨,用于測(cè)定土壤理化性質(zhì)。

1.3 理化性質(zhì)的測(cè)定

pH值采用無CO2蒸餾水作為浸提劑,按照土水1∶2.5的比例浸提,用精密pH計(jì)(IS128C)直接測(cè)定；交換性Ca2+和Mg2+采用電感耦合等離子體發(fā)射光譜儀(ICP-OES)測(cè)定。以下土壤理化指標(biāo)的分析方法參照文獻(xiàn)[18]進(jìn)行,其中,土壤含水量采用烘干法；土壤有機(jī)碳(SOC)采用濃硫酸-重鉻酸鉀外加熱法；溶解性有機(jī)碳(DOC)采用熱水浸提法；土壤總氮(TN)采用濃硫酸消煮-凱氏定氮法；堿解氮(AN)采用堿解擴(kuò)散法；陽離子交換量(CEC)采用EDTA-銨鹽快速法；土壤速效磷(AP)采用鹽酸-氟化銨法；土壤總磷(TP)采用碳酸鈉熔融法。

1.4 微生物生物量與微生物熵

微生物生物量碳(MBC)和微生物生物量氮(MBN)的測(cè)定參考文獻(xiàn)[18]進(jìn)行。主要步驟如下,將過篩的新鮮土壤樣品調(diào)節(jié)到40%左右的田間持水量,放入培養(yǎng)箱室溫預(yù)培養(yǎng)一周后,用氯仿熏蒸培養(yǎng)法對(duì)土壤熏蒸24 h處理,用87.13 g/L的硫酸鉀進(jìn)行提取,利用總有機(jī)碳分析儀測(cè)定微生物生物量碳和微生物生物量氮。土壤微生物DNA采用Mo BIO 公司的DNA 快速提取試劑盒(Power Soil)按操作說明進(jìn)行,采用Q5000超微量核酸蛋白測(cè)定儀測(cè)定DNA的濃度。微生物熵以MBC與SOC的比值表征。

1.5 土壤微生物酶活性

1.6 數(shù)據(jù)分析和繪圖

利用EXCEL 2003軟件進(jìn)行基礎(chǔ)數(shù)據(jù)處理,利用SPSS 13.0對(duì)數(shù)據(jù)進(jìn)行差異顯著性分析和相關(guān)性分析,利用SPSS 13.0處理數(shù)據(jù)后再用Origin 9.5繪制主成分分析圖與土壤酶活性和微生物生物量的直方圖。

2 結(jié)果與分析

2.1 土壤養(yǎng)分和理化性質(zhì)

4種覆被下的土壤養(yǎng)分和理化性質(zhì)見表1。從表1可以看出,稻田土壤的SOC、TN和AN 均顯著高于其余3種覆被類型下土壤的這3個(gè)指標(biāo)；C/N和DOC在稻田撂荒地、蘆葦濕地和華科拉莎草濕地土壤三者之間無顯著差異,但C/N顯著高于稻田土壤,而這三者的DOC則顯著低于稻田土壤；TP在4種覆被類型土壤之間均無顯著差異。

表1 土壤理化性質(zhì)

4種覆被下的土壤pH、陽離子交換量和特征元素?cái)?shù)值見表2。從表2 可以看出,pH在蘆葦濕地、華科拉莎草濕地和稻田土壤三者之間沒有顯著差異,但顯著高于稻田撂荒地土壤；4種覆被類型下土壤的CEC和交換性Ca2+沒有顯著差異；稻田土壤交換性Mg2+顯著高于其它3種覆被類型下的土壤。

表2 土壤pH、陽離子交換量和特征元素

2.2 土壤微生物量與微生物熵

4種覆被下的土壤生物量與微生物熵的數(shù)值見圖1。從圖1可以看出,蘆葦濕地和華科拉莎草濕地土壤之間的MBC沒有顯著差異,但顯著低于稻田土壤,而高于稻田撂荒地土壤；稻田土壤的MBN顯著高于其余3種覆被類型下的土壤；華科拉莎草濕地土壤的MBC/MBN顯著高于其余3種覆被類型下的土壤；在稻田中,土壤微生物DNA顯著較高,而微生物熵顯著較低。表明蘆葦濕地和華科拉莎草濕地之間的微生物量指標(biāo)總體差異較?。欢咎镌诹袒暮笪⑸锏纳锪堪l(fā)生了較大改變。

圖1 微生物生物量與微生物熵Fig.1 Microbial biomasses and quotientsMBC：微生物生物量碳Micro-biomass carbon；MBN：微生物生物量氮Micro-biomass nitrogen；不同小寫字母表示4種覆被之間數(shù)據(jù)的差異顯著(P<0.5)

2.4 土壤微生物酶活性

4種覆被下的土壤微生物酶活性值見圖2。從圖2可以看出,稻田土壤的蔗糖酶活性顯著高于蘆葦濕地和稻田撂荒地土壤；華科拉莎草濕地土壤的脲酶活性顯著低于其余3種覆被類型下的土壤；稻田土壤的堿性磷酸酶活性最高；蘆葦濕地和華科拉莎草之間歸一化的酶活性也沒有顯著差異,而顯著低于稻田和稻田撂荒地；表明蘆葦濕地和華科拉莎草濕地之間的土壤酶活性指標(biāo)總體差異較??；而稻田在撂荒后土壤酶活性總體減小。

圖2 土壤酶活性Fig.2 Soil enzyme activities不同小寫字母表示4種覆被之間數(shù)據(jù)的差異顯著性(P<0.5)

圖3 會(huì)仙巖溶濕地系統(tǒng)土壤養(yǎng)分、微生物生物量和土壤酶活性的主成分分析Fig.3 Principal component analysis based soil nutrients, microbial biomasses and enzyme activities in Huixian karst wetland system

會(huì)仙巖溶濕地系統(tǒng)土壤養(yǎng)分、微生物生物量和土壤酶活性的主成分分析結(jié)果見圖3。從圖3可以看出,蘆葦濕地、華科拉莎草濕地和稻田撂荒地之間不能很好的分開,但它們與稻田之間能夠很好地分開。這表明稻田的土壤性質(zhì)、微生物生物量和土壤酶活性之間的關(guān)系與另外3種覆被下的這3個(gè)指標(biāo)之間的關(guān)系有較大差異。這個(gè)結(jié)果與表1、表2、圖1和圖2的數(shù)據(jù)差異性分析結(jié)果大致是一致的。

土壤因子與微生物生物量和土壤酶活性之間的相關(guān)性分析見表3。從表3可以看出,在會(huì)仙巖溶濕地系統(tǒng)中,MBC與pH呈顯著正相關(guān)關(guān)系,MBN與SOC呈顯著正相關(guān)關(guān)系,土壤微生物DNA與SOC、TN和AN等因子呈顯著正相關(guān)關(guān)系；蔗糖酶活性與SOC之間呈顯著正相關(guān)關(guān)系,堿性磷酸酶活性與pH和SOC之間呈顯著正相關(guān)關(guān)系,歸一化的酶活性與SOC之間也呈顯著正相關(guān)關(guān)系。這些正相關(guān)關(guān)系表明在會(huì)仙巖溶濕地系統(tǒng)不同覆被覆蓋和土地利用條件下,土壤微生物生物量和酶活性受pH、SOC、TN和AN等主要因子的敏感調(diào)節(jié)。

3 討論

3.1 會(huì)仙濕地覆被對(duì)土壤有機(jī)碳、微生物生物量和土壤酶活性的影響

濕地植被在濕地碳積累過程中具有重要的作用[20-22],并因此影響整個(gè)濕地系統(tǒng)的生物地球化學(xué)循環(huán)過程。在本研究中,蘆葦和華科拉莎草二者之間土壤有機(jī)碳和養(yǎng)分的大部分指標(biāo)均無顯著差異。這其中的原因可能是,蘆葦和華科拉莎草均為大型的水生植物,具有較高的生物量；但是二者生物量的變異均較大[23],且二者的生長(zhǎng)速率有差異[24],其地上部掉落物的歸還和根系死亡后對(duì)土壤有機(jī)碳和養(yǎng)分的積累的影響也會(huì)產(chǎn)生較大的變異,這種較大變異性帶來的結(jié)果是二者的土壤有機(jī)碳含量沒有顯著差異。其次,兩者根系常年處于淹水環(huán)境,周圍的水位基本相同,相似的濕地水分環(huán)境下土壤有機(jī)碳的積累水平相近[25-26]。再者,巖溶水淹和頻繁的水流沖刷與攪動(dòng),植被掉落和外源水帶來有機(jī)質(zhì)輸入迅速被稀釋,土壤養(yǎng)分環(huán)境趨于均質(zhì)化,因此蘆葦和華科拉莎草濕地土壤的pH、SOC和養(yǎng)分之間均沒有顯著差異。但是,二者根際范圍有機(jī)碳及其余養(yǎng)分之間的差異有待進(jìn)一步的研究?？傊?會(huì)仙巖溶濕地中水系的正常運(yùn)移對(duì)維持天然濕地植被較高的生產(chǎn)力十分關(guān)鍵，從而有利于會(huì)仙濕地土壤有機(jī)碳和養(yǎng)分量的固持。

表3 土壤因子與微生物生物量和土壤酶活性之間的相關(guān)性

濕地覆被的不同能夠顯著影響土壤微生物的群落結(jié)構(gòu)和豐度[27],不同優(yōu)勢(shì)植被覆蓋下的微生物生物量和酶活性也有所差異,并因此影響整個(gè)濕地系統(tǒng)的生物地球化學(xué)循環(huán)過程。綜合分析表明,土壤有機(jī)碳、總氮和堿解氮等因子是影響其變化的重要生態(tài)因子[8,22-23,28]。在本研究中,蘆葦和華科拉莎草二者之間土壤微生物數(shù)量和生物量以及土壤酶活性(脲酶活性除外)之間均無顯著差異,表明這兩種植被覆蓋下的土壤微生物生物量和微生物功能比較相似,而主成分分析的結(jié)果也證實(shí)了這一點(diǎn)。與蘆葦濕地相比,華科拉莎草濕地的脲酶活性顯著較低,而MBC/MBN顯著較高,表明兩者在氮素轉(zhuǎn)化能力方面有著較大的差異,而這種差異很可能與兩者的微生物群落結(jié)構(gòu)有關(guān)系,這種差異性以及對(duì)土壤氮素循環(huán)的影響需要進(jìn)一步的研究。除此之外,蘆葦濕地和華科拉莎草濕地之間的微生物生物量和土壤酶活性等多個(gè)指標(biāo)之間均無顯著差異,表明會(huì)仙濕地系統(tǒng)相似的淹水環(huán)境、養(yǎng)分環(huán)境和較高的生物量使得蘆葦和華科拉莎草濕地之間的土壤微生物生物量和活性總體上也比較相似。兩者之間這種總體上的相似性表現(xiàn)出兩者對(duì)巖溶濕地環(huán)境的長(zhǎng)期適應(yīng)性；同時(shí),少數(shù)指標(biāo)之間的差異性又表現(xiàn)了不同植物種群孕育下的微生物群落在一定程度上的多樣性,植物群落與相似和多樣化的微生物群落共同作用,維持了會(huì)仙天然巖溶濕地系統(tǒng)生物地球化學(xué)過程的正常運(yùn)行。

3.2 農(nóng)業(yè)利用和稻田撂荒對(duì)濕地土壤有機(jī)碳、微生物生物量、微生物熵和土壤酶活性的影響

在本研究中,稻田的土壤有機(jī)碳、總氮和堿解氮均顯著高于蘆葦濕地、華科拉莎草濕地和稻田撂荒地這3個(gè)指標(biāo),表明天然濕地在改為稻田以后,隨著耕作年限的增加,精準(zhǔn)的施肥措施、合理的水分管理與根系和稻茬死亡后對(duì)土壤養(yǎng)分歸還均能夠促進(jìn)稻田土壤有機(jī)碳和養(yǎng)分的積累[29-30]。原因有以下幾點(diǎn)，第一，土壤有機(jī)碳和養(yǎng)分是土壤微生物生存重要的物質(zhì)基礎(chǔ),這些指標(biāo)增加能夠促進(jìn)微生物的生長(zhǎng),微生物的生物量因此提高；同時(shí),稻田土壤中較高的Mg2+含量是微生物體內(nèi)諸多酶的激活劑,能夠促進(jìn)微生物DNA 的合成,提高土壤酶的活性。但是,稻田在撂荒以后,濕地植被逐漸以雙穗雀稗和蓮子草占據(jù)優(yōu)勢(shì)。無論是與水稻相比,還是與華科拉莎草和蘆葦相比,雙穗雀稗和蓮子草的地上生物量均相對(duì)較小,因此對(duì)土壤的歸還也較少；第二,降雨造成土壤Mg2+的淋溶因而含量顯著降低,土壤pH顯著降低,破壞了無機(jī)物-有機(jī)質(zhì)之間的相互作用,降低了土壤有機(jī)質(zhì)的量和穩(wěn)定性[13]。由于缺乏巖溶水的灌溉和施肥措施,稻田撂荒地的土壤團(tuán)聚體被破壞,土壤有機(jī)碳分解加速,土壤有機(jī)碳也降低；第三,土壤微生物生物量碳是土壤最重要的活性有機(jī)碳指標(biāo)[31],占土壤有機(jī)碳來源的一半以上[32]；土壤微生物生物量碳在巖溶區(qū)稻田中的周轉(zhuǎn)時(shí)間比紅壤的3倍還長(zhǎng),是土壤有機(jī)碳穩(wěn)定重要原因[33],表明會(huì)仙濕地系統(tǒng)的稻田撂荒以后,土壤微生物生物量的周轉(zhuǎn)速率加快,穩(wěn)定性降低；第四,在稻田土壤中,較高的有機(jī)碳、總氮和堿解氮支持了更多的微生物生長(zhǎng),提高了微生物生物量,由于微生物生物量的周轉(zhuǎn)速率降低,提高了微生物熵。PCA分析結(jié)果顯示,稻田撂荒地與稻田能夠顯著分開,而與蘆葦濕地和華科拉莎草濕地有所交叉,表明稻田撂荒以后,重要土壤因子-微生物生物量-土壤酶活性三者之間的關(guān)系發(fā)生了較大變化,向著天然濕地的方向演化。因此,這反證了稻田利用可以提高會(huì)仙天然濕地的土壤有機(jī)碳、微生物生物量和土壤酶活性,這是稻作農(nóng)業(yè)可持續(xù)性的土壤特質(zhì)基礎(chǔ)[33]。而稻田一旦被撂荒以后,土壤養(yǎng)分出現(xiàn)不同程度的降低[34],直接致使微生物生物量和土壤酶活性降低。盡管土壤生態(tài)因子、微生物生物量和土壤酶活性等指標(biāo)總體上接近于天然濕地,但是不利的影響更為明顯。從宏觀上來看,這是因?yàn)?首先,稻田撂荒不僅造成了濕地水系連通性和濕地聚集度的降低[35],濕地面積減少；而且,缺乏巖溶水的灌溉,植被最終會(huì)向旱生型演替,獨(dú)特的濕地景觀破碎化；再者,植被生物量的降低,直接降低了會(huì)仙濕地生態(tài)系統(tǒng)的碳儲(chǔ)量,降低了濕地的碳匯功能。從微觀上來講,濕地土壤pH和交換性Mg2+、微生物生物量與兩種土壤酶活性的降低,降低了土壤微生物的總體活性,不利于濕地土壤生物地球化學(xué)循環(huán)的進(jìn)行。

綜合本文的研究結(jié)果,我們認(rèn)為,在會(huì)仙巖溶濕地中,維持巖溶濕地水系的貫通和濕地水分的正常運(yùn)移對(duì)濕地植被生態(tài)功能維持具有重要的作用。稻田是會(huì)仙濕地景觀中的重要組成部分,因而,對(duì)于稻田撂荒地來說,應(yīng)該重新種植水稻,合理灌溉,以維持或強(qiáng)化獨(dú)特的會(huì)仙巖溶濕地景觀。加快稻田撂荒土壤-植被-巖溶水體三者之間的相互作用,從而有利于維持濕地系統(tǒng)中較高的土壤有機(jī)碳、土壤微生物生物量、土壤酶活性和植被生產(chǎn)力,維持濕地水系連通性和濕地聚集度,加快會(huì)仙濕地的景觀恢復(fù)過程,保護(hù)會(huì)仙巖溶濕地和實(shí)現(xiàn)稻作農(nóng)業(yè)的持續(xù)性。

4 結(jié)論

(1)稻田土壤微生物生物量碳、微生物生物量氮、微生物DNA均顯著高于其它3種覆被下土壤。稻田的蔗糖酶活性顯著高于3種覆被下的土壤,堿性磷酸酶活性顯著高于撂荒地和蘆葦濕地土壤；

(2)會(huì)仙濕地系統(tǒng)中,影響微生物生物量和土壤酶活性變化的主要因素是pH、土壤總有機(jī)碳、總氮、堿解氮和Mg2+。

(3)對(duì)于稻田撂荒地而言,重新種植水稻以加快會(huì)仙濕地的恢復(fù)過程。