2016, Vol. 36
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2. 中国气象影视制作中心, 北京 100081
2. Meteorological Film and Television Production Center in China, Beijing 100081
土壤溶解性有机碳(DOC)是由一系列大小、结构不同的分子组成，且能通过0.45 μm微孔滤膜，溶于水的有机物总称(Kalbitz et al.， 2000) .虽然DOC占土壤有机碳的比例很小，它却是有机碳库中最活跃的组成部分，参与土壤中很多物理化学和生物过程，其大小和周转对全球生态系统碳循环具有重要意义(Ghani et al.， 2003) .一方面，土壤中DOC的变化与CO2排放有着密切的联系.DOC作为微生物生长和分解活动的重要能量来源，直接影响微生物活性和温室气体排放(Stutter et al.， 2007; Höll et al.， 2009) .另一方面，全球每年经河流输送到海洋的有机碳为0.45×1015 g，其中溶解性有机碳占55%，因此DOC是陆地生态系统中碳和养分向水域系统传输的主要形式.
目前，国内外针对土壤DOC已经开展了很多研究，主要集中在不同时间和空间尺度上土壤DOC的影响因子(Nelson et al.， 2000；柳敏等，2007)、动态变化(Chu Ying et al.， 2013；Freeman et al.， 2004) 以及测定方法和应用(吕国红等，2006；银莲等，2015；Gielen et al.， 2011) ，关于不同土地利用方式下土壤DOC的研究也多集中在天然的森林生态系统、农田、裸地以及荒地(Sanderman et al.， 2008；卫东等，2011；宇万太等，2007)，而对于土壤DOC的生物降解特性和淋溶动态的研究很少且多集中于农田生态系统(汪景宽，2008；高忠霞，2010).小兴安岭是我国寒区森林湿地的集中分布区，固碳潜力巨大，其平均碳密度高于黑龙江省天然林碳密度及全国森林植被碳密度水平(李婉姝等，2010).20世纪70年代以来，小兴安岭森林湿地深受人类活动的影响，其中排水造林是湿地遭受到的主要干扰方式.湿地排水后，土壤的温度、水文条件和氧化还原特征发生显著改变，进而会影响到土壤DOC的变化.本文选择小兴安岭具有代表性的天然落叶松苔草沼泽湿地、不同年代排水造林后的人工落叶松沼泽湿地为对象，研究不同类型和深度下土壤DOC的含量变化趋势，明确土壤DOC的生物降解和结构特征对排水造林时间的响应，揭示不同排水造林时间对土壤DOC淋失率的影响，以期为深入理解DOC在湿地生态系统碳循环中的作用提供科学依据.
2 材料与方法(Materials and methods) 2.1 研究区概况研究地点位于小兴安岭中段，黑龙江省东北部伊春市友好林业局永青林场，地理坐标为48°03′53″~48°17′11″N，128°30′36″~128°45′00″E.平均海拔为260~500 m，属温带大陆性湿润季风气候，受海洋气团和西伯利亚寒流影响，气温波动较大，冬季干冷而漫长，夏季多雨且短暂.年平均气温约0.4 ℃，年积温为2000~2500 ℃，年平均降雨量为630 mm.全年有两个降水高峰期，一个是冬季降雪，另一个是每年7到8月间的降雨，高峰期降水占全年降雨量的70%.无霜期约为110 d，最早霜期在九月上旬，最晚霜期在次年的5月中旬结束，霜期长达6个月.研究区有沼泽湿地4302 hm2，占林业用地的25.6%，包括天然沼泽湿地和人工沼泽湿地两大部分，天然沼泽湿地包括森林沼泽、灌丛沼泽、草丛沼泽、藓类沼泽和泥炭沼泽等，而人工沼泽湿地主要包括20世纪70年代开展湿地排水造林后，以栽植兴安落叶松为主的森林沼泽湿地.
2.2 样品采集与处理2 015年5月，在伊春市友好林业局永青林场进行采样，分别选取以兴安落叶松苔草为主要植被类型的天然沼泽湿地，以2003年、1992年、1985年排水造林后的兴安落叶松为主要植被类型的人工沼泽湿地以及农田5种不同类型的土壤进行采集.设置采样点(图 1)，去掉表面的枯枝落叶后，分别按0~10 cm、10~20 cm、20~40 cm分层采集土壤，用样品袋装好，密封.取回样品后，新鲜土壤过2 mm孔径筛，剔除草根及其他杂物后均匀混合，一部分放置于4 ℃保鲜柜中冷藏，用于DOC、铵态氮(NH4+-N)及硝态氮(NO3--N)的测定，一部分风干后用于测定理化性状，每个采样点每个处理设置3个重复.供试土壤的基本理化性质见表 1.
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| 图 1 研究区和采样点位置图 Fig. 1 Study area and sampling point locations |
| 表 1 土壤基本理化性质 Table 1 Basic physicochemical properties of soils |
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土壤DOC的提取和测定：称取10 g各类型各层新鲜土壤放置于250 mL的三角瓶中，加入50 mL重蒸馏水，常温下震荡30 min，用高速离心机以4000 r·min-1离心15 min，上清液过0.45 μm滤膜(上海市新亚净化器件厂生产，使用前用重蒸馏水淋洗滤膜，以淋洗滤膜上可能残留的有机组分)，用Multi N/C 2100 TOC仪(德国耶拿)测定，通过浸提液中总碳浓度和无机碳浓度的差值计算土壤DOC浓度(孔范龙等，2013).
土壤DOC的生物降解特性：①称取10 g各类型0～10 cm表层土壤，按水土比5∶1浸提，充分振荡，制备好接种液，25 ℃条件下培养24 h，接种前将悬液静置30 min.②称取过2 mm筛各类型0~10 cm表层土壤50 g，按水土比5∶1加入重蒸馏水，振荡提取30 min，离心后过0.45 μm滤膜获得滤液，将150 mL滤液置于250 mL三角瓶中，并加入上述土壤悬液2 mL进行接种.在25 ℃条件下培养42 d，并在1、2、7、21、35、42 d取样测定DOC含量，并用Lammbda35型紫外/可见分光光度计(美国帕金埃尔默)测定滤液在280nm处紫外光的吸收值(汪景宽等，2008).
土壤DOC的淋溶动态变化：称取50 g各类型0~10 cm表层土壤，装入直径为7 cm、高为20 cm的PVC管中，管的下端设有可调节开关的阀门，用于收集淋出液.土层底部铺有4层玻璃丝网，其上覆盖100 g石英砂，为减少淋溶过程中淋洗液对土柱表面的冲刷，土柱表面上覆2层密孔玻璃丝网.装置所用材料事先均经过10%稀盐酸处理，以除去材料表面所附的可溶性有机物质.淋溶开始前，将管下端的阀门设置为关闭状态，将200 mL重蒸馏水小心注入各土柱中，静置24 h，然后打开阀门收集淋出液，分别在淋溶开始后的1、2、7、21、35、42 d淋洗土柱，收集到的淋出液过0.45 μm滤膜后，测定DOC、NH4+-N、NO3--N含量(焦坤等，2005)
2.4 数据处理分析采用SPSS18.0软件进行数据的统计分析，用Excel2010和origin7.0软件制作图表
3 结果与分析(Results and analyses) 3.1 土壤DOC含量变化特征未排水造林的天然兴安落叶松苔草湿地，2003、1992、1985年排水造林后的人工兴安落叶松湿地及农田土壤DOC含量差异显著(p＜0.05) .其中，2003、1992、1985年排水造林后的人工兴安落叶松湿地土壤DOC平均含量比未排水造林的天然兴安落叶松苔草湿地分别减少18.03%、31.37%、48.23%，但森林沼泽湿地土壤DOC含量均高于农田.未排水造林的天然兴安落叶松苔草湿地，2003、1992、1985年排水造林后的人工兴安落叶松湿地土壤DOC平均含量比农田分别高129.58%、88.17%、57.55%、18.84%.此外，方差结果也表明，不同森林沼泽湿地和农田的土壤DOC含量剖面分布也存在明显差异(p＜0.05) ，其中天然兴安落叶松苔草湿地，2003年、1992年、1985年排水造林后的人工兴安落叶松湿地及农田底层(20~40 cm)土壤DOC含量比表层(0~10 cm)分别减少45.11%、48.42%、45.93%、31.25%、24.97%，表明土层深度越深，土壤DOC含量越少(图 2).
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| 图 2 不同深度土层DOC的浓度 Fig. 2 Concentration of dissolved organic carbon in different depths |
无论是天然兴安落叶松苔草湿地还是排水造林后的人工兴安落叶松湿地或是农田，在整个生物降解培养过程中，土壤DOC的变化趋势均表现为初期降解速率较快，而后逐渐减慢并趋于稳定(图 3)，其平均降解率表现为PS92>NT>XATC>PS03>PS85.降解前，未排水造林的天然兴安落叶松苔草湿地，2003年、1992年、1985年排水造林后的人工兴安落叶松湿地及农田表层土壤DOC含量分别为297.21、255.04、203.96、142.05、113.87 mg·kg-1.降解1 d后，其土壤DOC含量明显减少，分别为233.69、199.39、150.36、118.56、88.17 mg·kg-1，但降解42 d后，其含量相比降解1 d后的DOC变化并不明显(图 4).此外，土壤DOC的生物降解数据符合一个双指数衰变模型：剩余的溶解性有机碳%=[(100-b)e-k1t]+be-k2t(Gregorich et al.， 2003) ，其中周转时间为1 d的易降解DOC所占比重表现为：NT>PS92>PS03>XATC>>PS85(表 2).
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| 图 3 生物降解过程中土壤剩余DOC Fig. 3 Amount of dissolved organic carbon in biodegradation |
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| 图 4 生物降解过程中DOC的浓度 Fig. 4 Concentration of dissolved organic carbon in biodegradation |
| 表 2 不同土壤类型的溶解性有机碳降解常数 Table 2 Parameters of dissolved organic carbon biodegradation in different types of soil |
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DOC对280 nm紫外光的吸收值(即UV280值)是评价土壤DOC结构复杂程度的重要指标.培养初期，UV280值呈现逐渐上升的趋势，在培养7 d后，森林沼泽湿地的UV280值均达到峰值，而农田则在培养35 d后达到最大值并趋于稳定，但总体上均呈现先增加后稳定的变化趋势(图 5).此外，相关分析显示，不同年代排水造林的森林沼泽湿地及农田的土壤DOC平均降解率与初始UV280值存在显著的负相关关系(r=-0.905，p＜0.05)
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| 图 5 生物降解过程中土壤溶液的UV280值 Fig. 5 UV280 of dissolved organic carbon degradation in soil solution |
在整个淋溶过程中，随着淋溶次数的增加，未排水造林的天然兴安落叶松苔草湿地，2003、1992、1985年排水造林后的人工兴安落叶松湿地及农田淋出液中DOC含量差异显著(p＜0.05) ，呈现为先增加后减小的趋势(图 6).淋溶1 d后，不同年代排水造林的森林沼泽湿地土壤DOC的平均淋失率表现为：PS85>PS92>PS03>XATC，且农田的DOC淋失率高于森林沼泽湿地.淋溶21 d后，淋出液中DOC含量出现最大值，分别为35.13、26.84、23.76、16.39、14.04 mg·L-1.
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| 图 6 淋溶过程中淋出液的DOC含量 Fig. 6 Contents of DOC of leaching solution in eluviation |
此外，淋出液中无机氮含量的变化趋势与DOC相似，也表现为先增加后稳定的趋势，淋溶21 d天后达到最大值，分别为2.47、2.33、2.59、2.47、2.07 mg·L-1.但整个淋溶过程中，不同年代排水造林的森林沼泽湿地土壤无机氮的平均淋失率表现为PS85>PS92>XATC>PS03，且1985年和1992年排水造林后的人工兴安落叶松湿地土壤无机氮的淋失率明显高于其他森林沼泽湿地.结果还表明，不同森林沼泽湿地及农田土壤淋出液的DOC与无机氮含量间存在着高度正相关关系(r=0.928，p＜0.01) ，经线性回归拟合得到Y(DOC含量)=12.27X(无机氮含量)-7.3933，其中R2=0.8618(图 7).
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| 图 7 淋溶过程中DOC和无机氮的线性拟合 Fig. 7 Linear fitting relationship between DOC and inorganic nitrogen |
排水造林时间对土壤DOC含量变化影响显著(p＜0.05) .排水造林后的人工兴安落叶松湿地土壤DOC含量均低于未排水造林的天然兴安落叶松苔草湿地，原因可能是在排水造林过程中，整地、筑垄造成土壤发生强烈扰动，原有的植被类型发生变化，造成了向地被层和土壤层输入有机物质的类型、数量和化学特性发生改变，进而引发土壤肥力和动物区系活性的变化，从而影响土壤DOC的形成和转化，降低土壤DOC的含量.同时，挖沟排水过程不仅会造成大量的DOC向沟渠迁移，使得不同沟渠沉积物中DOC的含量和分布产生明显的差异，而且长期排水将使得带入沟渠中的DOC埋藏于沉积物底层，造成DOC的永久性丧失(郗敏等，2008).
由于不同森林沼泽湿地进行排水造林时间长短的差异，其土壤DOC含量也呈现一定的规律性，表现为排水造林时间越长，土壤DOC含量越少，可能与不同年代排水造林后土壤理化性质的改变相关.例如，在高PH条件下，DOC中的酸性部分很容易与其他物质如钙镁化合物发生中和反应，进而导致土壤中DOC含量减少(黄黎英等，2007).温度的升高能够加速土壤微生物的生物周转，促进土壤碳的分解，导致土壤有机碳的矿化速率上升，从而也对土壤DOC的动态变化造成一定的影响.在氧化环境下，大量好氧微生物将大量含磷有机物分解为PO3-4离子，使土壤中PO3-4质量浓度升高，而土壤的DOC浓度和PO3-4呈负相关关系，从而导致土壤中DOC浓度迅速降低(郗敏等，2006).此外，随着土壤淋溶作用和流失作用逐渐加剧，排水造林时间越长，其表面残留的凋落物数量越少、质量越小，死亡的微生物释放出的有机质也越少，因此土壤DOC含量越少
4.2 排水造林对土壤DOC生物降解及结构特征的影响DOC的生物降解特性可以有效地反映土壤溶解性有机物的稳定性及其在物质能量代谢中的作用.在本研究中，未排水造林的天然兴安落叶松苔草湿地，2003、1992、1985年排水造林后的人工兴安落叶松湿地及农田的平均降解率为21.16%~33.14%，表明其溶解性有机质中有相当一部分具有生物有效性，与Boyer等研究结果相似(Boyer et al.， 1996) .其中，1985年排水造林后的兴安落叶松湿地土壤平均降解率明显低于其他森林沼泽湿地，可能是由于排水造林时间的延长，导致土壤的通透性、疏松程度受到显著影响，进而改变了微生物分解有机质的环境，降低了土壤有机物的分解和转化.此外，周转时间为1 d的易降解DOC所占比重表现为：NT>PS92>PS03>XATC>>PS85，表明排水时间达到一定阈值后，易降解DOC部分显著降低，可能会转化为难降解部分.
由于不同有机物所含的基团对不同类型和长度的光波具有各自的吸收特性，因此UV280值通过反映芳环物质的含量状况，进而反映土壤DOC的结构复杂程度.在降解培养过程中，UV280值先增大后趋于稳定，原因可能是DOC主要由碳水化合物、脂肪、羧基化合物、芳环物质等组成，不同组分物质被微生物利用的难易程度有显著不同，碳水化合物最先被微生物利用，因此，分解前期芳环物质比例增高，当其它容易分解的物质被分解完后，芳环物质比例达到峰值，随后微生物开始利用芳环物质，但其分解速率较慢，芳环物质比例趋于稳定(焦坤等，2005).而农田较其他森林沼泽湿地峰值出现滞后性，主要是由于农田耕作施用的有机肥料提供了一定数量的DOC(汪景宽等，2008)，使得DOC中可供微生物利用的易降解组分更高.此外，结构较复杂的芳环物质比例越大，生物有效性越低，降解率也越小，因此UV280值也可以作为间接地反映其生物降解特性的一个指标
4.3 排水造林对土壤DOC及无机氮淋溶动态的影响淋溶过程中，土壤中DOC既是微生物的分解产物，也是微生物可利用的反应基质，土壤DOC的不断淋失影响了微生物对土壤DOC的吸收和利用，进一步影响了微生物降解产生的DOC数量.由于土壤DOC在固液相态以及剖面之间迁移转化过程中的吸附-解吸状况是影响其含量变化的主要因素(焦坤等，2005)，在淋溶初期，淋洗液自上而下经过土柱时，淋洗液中的DOC可能被下层土壤吸附，但随着淋溶次数的增加，土壤中的DOC开始出现解吸附，淋出液中的DOC含量逐渐增大，随后溶解出来的DOC逐渐减少并趋于稳定，因此，淋溶过程中的DOC含量呈现为倒U型的变化趋势.但淋溶1 d后，不同年代排水造林的森林沼泽湿地土壤DOC的淋失率表现为：PS85>PS92>PS03>XATC，可能是由于长时间的排水导致溶液的化学性质和土壤矿物组分受到显著影响，土壤的生物和化学条件发生改变(Brookes et al.，1999) ，土壤吸附可溶性有机质的能力逐渐减弱，因此在淋溶初期，排水造林时间越长，土壤DOC淋失率越大.
此外，未排水造林的天然兴安落叶松苔草湿地，2003、1992、1985年排水造林后的人工兴安落叶松湿地及农田淋出液中无机氮含量变化趋势与DOC相似，也表现为先增加后稳定的趋势，表明土壤DOC的变化可能会间接影响到其他养分离子的释放，但揭示其迁移、淋失特性及影响机制仍需进一步深入研究不同形态氮及DOC与土壤介质的相互作用机理
5 结论(Conclusions)1) 排水造林时间对土壤DOC含量变化影响显著(p＜0.05) .排水造林后的人工兴安落叶松湿地土壤DOC含量均低于未排水造林的天然兴安落叶松苔草湿地，且排水造林时间越长，土壤DOC含量越少.
2 ) 在生物降解过程中，不同年代排水造林的森林沼泽湿地土壤易降解DOC所占比重表现为：PS92>PS03>XATC>>PS85，表明排水时间达到一定阈值后，土壤DOC的生物有效性会显著降低，其中的易降解DOC可能会转化成难降解部分.
3) 淋溶1 d后，不同年代排水造林的森林沼泽湿地土壤DOC的淋失率表现为：PS85>PS92>PS03>XATC，表明在淋溶初期，排水造林时间越长，土壤DOC淋失率越大，其土壤无机氮的淋失率表现为：PS85>PS92>XATC>PS03，因此长时间的排水造林可能进一步更大范围地影响土壤中C元素的生物地球化学循环以及养分的贮量及其有效性.
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