互花米草海向入侵對土壤有機(jī)碳組分、來源和分布的影響

王 剛，楊文斌，王國祥，劉金娥，* ，杭子清

(1.安徽師范大學(xué)環(huán)境科學(xué)學(xué)院，蕪湖 241003;2.南京師范大學(xué)地理科學(xué)學(xué)院江蘇省環(huán)境演變與生態(tài)建設(shè)重點實驗室，南京 210046;3.鹽城師范學(xué)院城市與資源環(huán)境學(xué)院，鹽城 224002)

濕地土壤有機(jī)碳(SOC)是全球陸地碳庫的重要組成部分，對全球碳循環(huán)有重要影響。SOC中各種成分形態(tài)復(fù)雜，從生化頑固性方面可以分為頑固性有機(jī)碳(RC)和活性有機(jī)碳(LC)兩部分［1］。一般而言，RC占SOC比重大，能長期留存于土壤中，對土壤碳庫的長期固存以及土壤質(zhì)量意義重大;LC占SOC比重小，但具有較高的生物活性，土壤碳庫的最初變化主要發(fā)生在這一部分［2-4］。對土壤LC和RC的研究是濕地土壤碳庫動態(tài)及調(diào)控機(jī)理研究的重要方面。鹽城海濱濕地是我國面積最大、生態(tài)類型最齊全、沖淤演變最復(fù)雜的典型淤泥質(zhì)海濱濕地［5-6］。出于促淤護(hù)灘的目的，1989年鹽城海濱濕地引種了互花米草，該物種最初僅在光灘小面積種植，之后隨著灘面的淤長迅速擴(kuò)張形成大面積的互花米草鹽沼，并對鹽沼生態(tài)系統(tǒng)產(chǎn)生了重要影響［7-10］。其中關(guān)于互花米草入侵后土壤總有機(jī)質(zhì)碳含量變化以及季節(jié)動態(tài)等方面的影響國內(nèi)外已有大量文獻(xiàn)報道［11-17］;對于互花米草對鹽沼濕地微生物量C、N的影響也開展了一些相關(guān)研究［10，12，18］。但是關(guān)于互花米草在海向入侵過程中對土壤有機(jī)碳庫各組分的貢獻(xiàn)比率以及變化趨勢，尚缺乏深入研究。本試驗選擇海向入侵不同年限的互花米草鹽沼作為研究對象，探討鹽城海濱濕地互花米草海向入侵過程中，表土SOC、RC、LC和碳庫的空間分布特征及影響因素，利用13C示蹤法探討互花米草對SOC、RC、LC的貢獻(xiàn)，為深入理解互花米草入侵對鹽沼土壤碳庫生物地球化學(xué)循環(huán)過程的影響提供支持。

1 研究地區(qū)與研究方法

1.1 研究區(qū)概況

選擇鹽城新洋港地區(qū)海向入侵的互花米草鹽沼(33°35'—33°38'N，120°30'—120°40'E)作為研究區(qū)域?；セ撞莺Ｏ蛉肭謪^(qū)域原為光灘，無植被生長，互花米草入侵后形成了大面積單一的互花米草鹽沼。本區(qū)位于亞熱帶向暖溫帶過渡地帶，屬典型的季風(fēng)氣候區(qū)，年平均氣溫介于13.7—14.8℃之間，年降水量為900—1100 mm，日光輻射總量487—508 kJ/cm2。區(qū)內(nèi)人為干擾極小，海岸帶植被演替序列由海向陸依次為:光灘-互花米草(Spartina alterniflora)灘-鹽地堿蓬(Suaeda salsa)灘-蘆葦(Phragmites australis)灘。

1.2 研究方法

1.2.1 樣地選擇與采樣方法

采樣于2011年6月進(jìn)行，根據(jù)互花米草群落海向入侵時間建立5個樣地:光灘、2011年米草入侵處、2009年米草入侵處、2007年米草入侵處、2000年米草入侵處，入侵時間分別為0、1、3、5、12 a，分別用MF(mudflat)、SAF-1(S.alterniflora flat of 1-year)、SAF-3(S.alterniflora flat of 3-year)、SAF-5(S.alterniflora flat of 5-year)、SAF-12(S.alterniflora flat of 12-year)表示(圖1，表1)。入侵時間根據(jù)不同時期遙感圖像疊加和往年研究設(shè)立的人工標(biāo)志物確定。每個樣地隨機(jī)設(shè)3個1 m×1 m的樣方，用多點混合法采集0—20 cm深度的土壤樣品作為代表性樣品，用環(huán)刀法采集土樣帶回實驗室測容重，同時采集樣方內(nèi)互花米草全株及枯落物。

圖1 研究區(qū)和采樣點分布圖Fig.1 Location of study area and sampling plots

表1 樣地描述Table 1 Descriptions of the plots

1.2.2 樣品處理與指標(biāo)測定

植物樣品50℃烘干至恒重，稱重法測互花米草全株生物量，植物葉、根、枯落物分別用球磨儀(Restch-RM200)研磨過100目篩。

利用便攜式土壤水分測量儀(TRIME-PICO64)現(xiàn)場測土壤水分。環(huán)刀法測容重。混合土樣50℃烘干至恒重，研磨過100目篩。激光粒度儀(Malvern 2000)測土壤原樣粒度。電導(dǎo)率法測鹽度。凱氏定氮法測總氮(Total nitrogen，TN)含量。

酸解法［4］分離頑固性庫(RP)和活性庫(LP):以HCl溶液(1 mol/L)浸泡處理24 h得到土壤有機(jī)質(zhì)(SOM)，稱取500 mg SOM放入試管，加入20 mL H2SO4溶液(5 mol/L)，密封后在105℃條件下酸解30 min，離心、傾析提取酸解產(chǎn)物后，殘渣用20 mL蒸餾水清洗，清洗液加入酸解產(chǎn)物中得到LPⅠ。剩余殘渣60℃烘干后再用2 mL H2SO4溶液(26 mol/L)室溫下振蕩酸解12 h。然后加入蒸餾水稀釋H2SO4溶液至2 mol/L，105℃條件下再酸解3 h。離心、傾析提取酸解產(chǎn)物后的殘渣再用20 mL蒸餾水清洗，清洗液離心、傾析加入酸解產(chǎn)物中，得到LPⅡ。LPⅠ加入LPⅡ中，得到LP。剩余殘渣用蒸餾水漂洗兩次，轉(zhuǎn)移到預(yù)先稱重的坩堝中，60℃烘干，得到RP樣品。

同位素質(zhì)譜儀(Sercon intergra CN)測植物樣品δ13C，SOM樣品δ13C和SOC，RP樣品δ13C和RC。

1.2.3 數(shù)據(jù)統(tǒng)計分析

試驗數(shù)據(jù)采用統(tǒng)計軟件SPSS16.0進(jìn)行差異顯著性檢驗和相關(guān)性分析。

2 結(jié)果與分析

2.1 互花米草鹽沼表土各形態(tài)碳、有機(jī)碳儲量和碳氮比分布特征

SOC、RC、LC 含量分別介于 0.82—7.60 mg/g、0.58—4.02 mg/g、0.23—3.58 mg/g，含量高低順序為:SAF-5＞SAF-12＞SAF-3＞MF＞SAF-1，基本呈現(xiàn)由陸向海遞減分布的特征(表2)。SAF-5樣地SOC、RC、LC 值最大，顯著高于其他樣地(P＜0.05)。SAF-1樣地SOC、RC、LC含量最低，與MF差異不顯著(P＞0.05)，顯著低于其他樣地(P＜0.05)。

SOC 儲量介于3.820—21.715 t/hm2，大小順序為:SAF-12＞SAF-5＞SAF-3＞MF＞SAF-1，同樣呈由陸向海遞減分布的特征(表2)。SAF-12樣地SOC儲量最高，為21.715 t/hm2，SAF-1樣地SOC儲量最低，為3.820 t/hm2。SAF-12樣地與SAF-5樣地，SAF-1樣地與MF樣地差異不顯著(P＞0.05)，其他樣地兩兩之間差異顯著(P＜0.05)。

C/N介于5.80—8.80，大小順序為:SAF-5＞SAF-12＞SAF-3＞MF＞SAF-1，由陸向海呈下降趨勢(表2)。SAF-5樣地C/N最高，為8.80;MF樣地C/N最低，為5.80，SAF-5和SAF-12，MF和SAF-1之間差異不顯著(P＞0.05)，其他樣地兩兩之間差異顯著(P＜0.05)。

表2 土壤有機(jī)碳、頑固性碳、活性碳含量、有機(jī)碳儲量、總氮和碳氮比Table 2 SOC，RC and LC concentration，SOC storage，TN and C/N ratio in soil

2.2 互花米草來源各形態(tài)碳分析

C3植物的 δ13C為-36‰—-23‰，C4植物的 δ13C 為-18‰—-10‰［17］，互花米草是典型的 C4植物，本研究測得互花米草δ13C值介于-12.15‰—-11.52‰。從互花米草不同部分中δ13C差異來看:葉中δ13C顯著小于根和枯落物(P＜0.05)，根與枯落物之間δ13C差異不顯著。以葉、根、莖δ13C平均值-11.82‰作為互花米草植株δ13C代表值。

互花米草海向入侵后，由于互花米草植物本身重碳的影響，各樣地表土中SOC、RC的δ13C值隨互花米草入侵時間的增長均呈顯著增加趨勢(表4)。以光灘作為對照，假設(shè)堿蓬植物對互花米草海向擴(kuò)張區(qū)域影響較小可以忽略，根據(jù)雙端元混合模型［19-20］(式1)可計算互花米草植物向表土中貢獻(xiàn)的SOC、RC比例f(式2)，雙端元取值分別為米草植物(表3)和光灘對照沉積物δ13C值(表4)。

式中，f表示互花米草貢獻(xiàn)土壤有機(jī)碳SOC、頑固性有機(jī)碳RC比例，δ13Cnew和δ13Cold分別為互花米草鹽沼和光灘對照表土SOC、RC的δ13C值(表4)，δ13Cmix取互花米草植株葉、根、枯落物δ13C平均值-11.82‰(表3)。

根據(jù)質(zhì)量平衡模型(式3)，可計算出LC中互花米草貢獻(xiàn)的比例:

式中，fLC、fRC、fSOC分別表示 LC、RC、SOC 中互花米草貢獻(xiàn)的比例，θRC、θSOC分別表示活性有機(jī)碳 RC、SOC含量。

由海向陸互花米草貢獻(xiàn)的SOC、RC、LC均呈上升趨勢(圖2):入侵1 a的SAF-1樣地互花米草貢獻(xiàn)的SOC、RC、LC 分別為0.06、0.04、0.03 mg/g，各占 5.75%、6.77%、3.20%，隨著群落入侵時間的增長，互花米草的貢獻(xiàn)不斷提高，入侵12 a的SAF-12樣地SOC、RC、LC中互花米草貢獻(xiàn)分別高達(dá)3.01、1.06、2.00 mg/g，各占47.40%、31.77%、64.40%。

表3 互花米草δ13C值Table 3 δ13C values of S.alterniflora

表4 土壤有機(jī)碳SOC、頑固性碳RC的δ13C值和RICTable 4 δ13C value of SOC and RC，RICin soil

2.3 各形態(tài)有機(jī)碳的影響因素分析

互花米草生物量和沉積物粒徑是影響土壤各形態(tài)有機(jī)碳含量的主要因子(表5)，但互花米草來源SOC、RC、LC與米草生物量均無顯著相關(guān)關(guān)系(P＞0.05)。土壤含水量、鹽度與各形態(tài)有機(jī)碳含量之間無顯著相關(guān)關(guān)系(P＞0.05)。在互花米草海向入侵的過程中，隨著入侵時間的增長，互花米草貢獻(xiàn)有機(jī)碳含量及其占土壤有機(jī)碳的比例均呈上升趨勢，兩者與入侵時間顯著正相關(guān)(圖3，P＜0.05)。SOC、RC、LC中互花米草的每年貢獻(xiàn)為0.27、0.09、0.17 mg/g，貢獻(xiàn)比例每年上升3.85%、2.45%、5.46%。

2.4 土壤頑固性碳指數(shù)

根據(jù)公式4計算頑固性碳指數(shù)(RIC)［4］:

式中，θRC、θSOC分別表示RC、SOC含量。用RICW表示SOC的RIC值，RICS表示互花米草來源SOC的RIC值。MF、SAF-1、SAF-3樣地之間，SAF-5、SAF-12樣地之間 RICW無顯著差異，且 MF、SAF-1、SAF-3樣地 RICW顯著高于SAF-5、SAF-12(表4，P＜0.01)。各樣地RICS值差異極顯著(P＜0.01)，隨著互花米草入侵時間增加，RICS值不斷降低。RICW和RICS之間存在極顯著正相關(guān)關(guān)系(P＜0.01)。

圖2 互花米草來源和其他來源土壤有機(jī)碳SOC、頑固性有機(jī)碳RC、活性有機(jī)碳LC含量Fig.2 Concentration of SOC，RC and LC derived from S.alterniflora and other sources

表5 土壤碳含量與影響因子的相關(guān)系數(shù)Table 5 Correlation between C concentration and parameter in soil

3 討論

3.1 SOC、RC、LC及SOC儲量分布特征

入侵植物可以改變生態(tài)系統(tǒng)的碳循環(huán)過程。本研究結(jié)果顯示，表土SOC、RC、LC含量分別介于0.82—7.60 mg/g、0.58—4.02 mg/g和0.23—3.58 mg/g。相比光灘，互花米草入侵1a后，SOC、RC和LC未發(fā)生顯著變化(P＞0.05)，入侵3 a、5 a和12 a的互花米草樣地中，SOC增長47.6%、623.8%和504.8%，RC增長52.2%、500.0%和401.5%，LC增長39.5%、842.1%和689.5%，這表明入侵種互花米草可以有效提高表土各形態(tài)有機(jī)碳的含量，與前人研究相似［11，15，17，21］。SAF-5樣地 SOC、RC和 LC含量最高，表明在適宜條件下，互花米草海向入侵5—12 a，表土SOC、RC和LC含量即可達(dá)飽和。另外，各樣地SOC、RC和LC含量時間變化趨勢相同，說明SOC的增長同時受到RC和LC增長的影響。

圖3 互花米草來源碳的比例、含量與入侵時間的關(guān)系Fig.3 Relation between percent and concentration of S.alterniflora-derived organic carbon and invasion time

入侵12 a的SAF-12樣地表土SOC儲量為21.7 t/hm2，年均碳匯速率為1.8 t/hm2，是中國農(nóng)田碳匯速率的12倍［22］，這表明在中國沿海濕地，海向入侵的互花米草鹽沼具有重要的固碳作用。從表土SOC儲量的分布特征來看，入侵12 a的SAF-12樣地SOC儲量最高，但與SAF-5樣地?zé)o顯著差異。這表明在互花米草海向入侵5 a后，表土SOC碳儲量即達(dá)最高值。這與前人研究結(jié)果存在差異，江蘇王港地區(qū)的研究［23］顯示互花米草入侵14 a后，表土碳匯能力尚未飽和。這可能是因為不同研究區(qū)內(nèi)影響有機(jī)碳輸入分解的沉積條件(如潮侵頻率、潮水有機(jī)質(zhì)含量)、環(huán)境因子(如土壤水分、氧化還原電位、熱量狀況、生物擾動等多種耦合因素)，以及種群發(fā)育特征有關(guān)，但其具體機(jī)理還需更多研究加以探討，這也是后續(xù)工作需要進(jìn)一步深入的方向。

3.2 互花米草來源SOC、RC、LC的分布特征

地表植被是制約土壤有機(jī)質(zhì)δ13C值的重要因素，土壤各形態(tài)有機(jī)碳的δ13C值受到上覆植被δ13C值的強(qiáng)烈影響。隨著互花米草入侵時間的增長，SOC、RC的δ13C值趨于偏重(表4)，表明互花米草的生長對土壤有機(jī)碳的貢獻(xiàn)趨于增加。互花米草海向入侵區(qū)域原為光灘，無堿蓬等土著植被生長。有研究表明蘇北近海海底沉積物主要來自于廢黃河等河流泥沙輸入，海底沉積物和懸沙的δ13C值約為-25‰—-23‰，沉積有機(jī)質(zhì)陸源貢獻(xiàn)約占50%［24-25］。本研究區(qū)光灘沉積物主要由海底沉積物再懸浮產(chǎn)生的懸沙淤積而成，這可能是光灘沉積物δ13C值-23.93‰與堿蓬等陸地C3植物較為接近的原因。野外調(diào)查結(jié)果顯示堿蓬群落位于研究樣地1—2 km以外，生物量為183.88 g/m2，雖高于SAF-1樣地新生互花米草生物量，但僅為SAF-3、SAF-5、SAF-12樣地互花米草生物量的7%、18%、24%。再考慮到互花米草發(fā)達(dá)的根系所產(chǎn)生的殘體和根系碳沉淀可能也是土壤有機(jī)質(zhì)的重要來源，而堿蓬凋落物大部分都被分解或被潮水帶至外海，只有少量殘留在沉積物中［16］。因此，本研究假設(shè)堿蓬等土著植物對互花米草海向擴(kuò)張區(qū)域沉積物有機(jī)碳的影響較小可以忽略。

以光灘為對照，忽略堿蓬等土著植物影響，采用雙端元模型計算互花米草對表土有機(jī)碳的貢獻(xiàn)，結(jié)果顯示:隨著互花米草海向入侵時間的增長，互花米草對土壤SOC、RC、LC貢獻(xiàn)量和比例均呈上升趨勢(圖3)。上海九段沙濕地的研究表明，海向擴(kuò)張的互花米草入侵海三棱藨草(Scirpus triqueter)群落8 a后，對表土SOC、RC、LC的貢獻(xiàn)介于5%—10%［15］。江蘇省王港潮灘濕地的研究表明，向陸擴(kuò)張的互花米草入侵堿蓬群落14 a后，對表土SOC的貢獻(xiàn)率為18.7%［23］。本研究結(jié)果顯示入侵12 a的SAF-12樣地SOC、RC、LC中互花米草的貢獻(xiàn)比例分別高達(dá)47.40%、31.77%、64.40%，高于前人的研究結(jié)果，其主要原因可能是本研究中互花米草海向入侵區(qū)域原為無植物生長的光灘，而其他研究區(qū)域內(nèi)三棱藨草和堿蓬等土著植物對表土有機(jī)碳亦有一定貢獻(xiàn)。SAF-5樣地SOC、RC、LC含量為各樣地最高，但互花米草對SOC、RC、LC的貢獻(xiàn)量和貢獻(xiàn)率均顯著低于SAF-12樣地(P＜0.05)，這說明表土中互花米草來源SOC、RC、LC的積累可能是輸入輸出長期作用的結(jié)果。

C/N也可用來指示有機(jī)質(zhì)的來源，通常陸源有機(jī)質(zhì)C/N＞12而海源有機(jī)質(zhì)C/N介于6—9［26］。本研究中各樣地C/N介于5.80—8.80，均小于12，說明海源輸入對沉積物有機(jī)質(zhì)的來源有重要影響。從空間分布特征來看，由陸向海方向C/N呈遞減趨勢，基本可以反映出潮灘沉積物中陸源和海源有機(jī)質(zhì)分配的變化，即隨著互花米草入侵時間的增長，互花米草來源有機(jī)質(zhì)的比例越來越大，而海源有機(jī)質(zhì)的比例越來越小，這與δ13C的研究結(jié)果基本相符，但也存在一定差異:SAF-5樣地C/N最大，但δ13C分析表明該樣地互花米草來源的有機(jī)碳只占19.99%，這可能是由于C/N受微生物活動和植物吸收等多種作用的影響，而在潮灘濕地這些作用的空間差異性較大［27-28］。

3.3 互花米草對SOC、RC、LC的影響分析

互花米草主要通過以下兩方面作用對有機(jī)碳輸入產(chǎn)生影響:首先，互花米草具有較高的初級生產(chǎn)力，在生長過程中吸收固定大氣和周圍環(huán)境中的碳，然后通過凋落物和根系分泌物進(jìn)入土壤，從而直接影響有機(jī)碳含量［14，29］;其次，互花米草還能通過發(fā)達(dá)的根系減弱潮水動力，固結(jié)灘面沉積物，使海水中粒徑小的顆粒物大量沉積，由于細(xì)顆粒物比表面積大，更易吸附有機(jī)質(zhì)，因此增加了土壤中有機(jī)碳含量［30］。本研究結(jié)果顯示互花米草生物量和沉積物粒徑是影響土壤有機(jī)碳含量的主要因素(表5)，這與前人研究結(jié)果一致。此外，結(jié)果顯示互花米草來源SOC、RC、LC含量與互花米草生物量均無顯著相關(guān)關(guān)系(P＞0.05)，但互花米草來源SOC、RC含量與粒徑φ值顯著正相關(guān)(P＜0.05)，這表明有機(jī)碳從互花米草植物進(jìn)入土壤可能存在復(fù)雜的周轉(zhuǎn)過程，而土壤質(zhì)地對其有重要影響。

互花米草海向入侵過程中，互花米草植物來源SOC、RC、LC含量和比例均與入侵時間呈極顯著正相關(guān)關(guān)系(P＜0.01)，說明在12 a內(nèi)，互花米草植物向表土中貢獻(xiàn)的有機(jī)碳隨時間增長而持續(xù)增加。

LC比RC更易受土地利用、植被演替等活動的影響［31］。研究結(jié)果表明，表土中互花米草來源LC的年積累量和年積累比例均高于RC，這說明互花米草入侵對LC的影響較大，而對RC的影響較小。

3.4 互花米草對有機(jī)碳組分的影響

RC組分包括木質(zhì)素，軟木脂以及脂肪酸等難以酸解的化合物，LC組分包括單糖，多聚糖等易被酸解的化合物，土壤中各形態(tài)有機(jī)碳存在復(fù)雜的輸入、輸出以及相互轉(zhuǎn)化關(guān)系。本項研究結(jié)果表明:不同入侵時間互花米草群落土壤RICW約為53%—71%，這與其他海濱濕地的研究結(jié)果接近［20］，高于陸地生態(tài)系統(tǒng)的研究結(jié)果［32-33］，原因可能是濕地土壤中的低氧環(huán)境限制了纖維素酶的活動［34］，因此導(dǎo)致LC積累，表現(xiàn)出RIC的低值。隨著互花米草入侵時間的增長，土壤RICW、RICS呈下降趨勢，且RICW、RICS呈極顯著正相關(guān)(P＜0.01)。這說明互花米草群落發(fā)育可以提高SOC中LC的相對比重，隨著入侵時間的增長，互花米草來源SOC的輸入顯著改變了土壤SOC組分。

4 結(jié)論與展望

綜上所述，得出以下結(jié)論:(1)表土SOC、RC、LC含量由海向陸基本呈遞增變化趨勢:SAF-5＞SAF-12＞SAF-3＞MF＞SAF-1。入侵12 a的SAF-12樣地表土SOC儲量最大，是中國農(nóng)田碳匯速率的12倍。(2)表土互花米草來源SOC、RC、LC由海向陸均呈遞增趨勢:SAF-12＞SAF-5＞SAF-3＞SAF-1＞MF。(3)互花米草生物量和沉積物粒徑是影響土壤各形態(tài)有機(jī)碳含量的主要因素?；セ撞葜参飦碓碨OC、RC、LC含量、比例與入侵時間顯著正相關(guān)(P＜0.01)。互花米草入侵對LC的影響較大，對RC的影響較小。(4)隨著入侵時間的增長，互花米草來源SOC的輸入顯著改變了土壤SOC組分。

互花米草入侵對海濱濕地土壤有機(jī)碳庫周轉(zhuǎn)的影響機(jī)理復(fù)雜，后續(xù)研究需要關(guān)注互花米草入侵本地種群對有機(jī)碳庫周轉(zhuǎn)的影響，加強(qiáng)凋落物降解的研究以及植物根系對機(jī)碳庫作用機(jī)理的研究，同時應(yīng)用更多手段如正構(gòu)烷烴單體碳同位素、核磁共振進(jìn)行分析。

致謝:南京師范大學(xué)孟天竹同學(xué)參加了野外采樣，徐偉偉、劉波、楊飛、趙凱、吳曉東等同學(xué)幫助修改，特此致謝。

［1］Rovira P，Vallejo V R.Labile and recalcitrant pools of carbon and nitrogen in organic matter decomposing at different depths in soil:an acid hydrolysis approach.Geoderma，2002，107(1/2):109-141.

［2］Belay-Tedla A，Zhou X H，Su B，Wan S Q，Luo Y Q.Labile，recalcitrant，and microbial carbon and nitrogen pools of a tallgrass prairie soil in the US Great Plains subjected to experimental warming and clipping.Soil Biology and Biochemistry，2009，41(1):110-116.

［3］Huang Z Q，Clinton P W，Davis M R.Post-harvest residue management effects on recalcitrant carbon pools and plant biomarkers within the soil heavy fraction in Pinus radiate plantations.Soil Biology and Biochemistry，2011，43(2):404-412.

［4］Casalsa P，Garcia-Pausas J，Montané F，Romanyà J，Rovira P.Root decomposition in grazed and abandoned dry Mediterranean dehesa and mesic mountain grasslands estimated by standard labelled roots.Agriculture，Ecosystems and Environment，2010，139(4):759-765.

［5］Wang Y，Zhang Z K，Zhu D K，Yang J H，Mao L J，Li S H.River-sea interaction and the north Jiangsu plain formation.Quaternary Sciences，2006，26(3):301-320.

［6］Wang Y P，Gao S，Jia J J，Thompson C E L，Gao J H，Yang Y.Sediment transport over an accretional intertidal flat with influences of reclamation，Jiangsu coast，China.Marine Geology，2012，291-294:147-161.

［7］Wan S W，Qin P，Liu J，Zhou H X.The positive and negative effects of exotic Spartina alterniflora in China.Ecological Engineering，2009，35(4):444-452.

［8］Zhang H B，Liu H Y，Hao J F，Li Y F.Spatiotemporal characteristics of landscape change in the coastal wetlands of Yancheng caused by natural processes and human activities.Acta Ecologica Sinica，2012，32(1):101-110.

［9］Xie W J，Gao S.The macrobenthos in Spartina alterniflora salt marshes of the Wanggang tidal-flat，Jiangsu coast，China.Ecological Engineering，2009，35(8):1158-1166.

［10］Zhou H X，Liu J E，Qin P.Impacts of an alien species(Spartina alterniflora)on the macrobenthos community of Jiangsu coastal inter-tidal ecosystem.Ecological Engineering，2009，35(4):521-528.

［11］Mao Z G，Wang G X，Liu J E，Ren L J.Influence of salt marsh vegetation on spatial distribution of soil carbon and nitrogen in Yancheng coastal wetland.Chinese Journal of Applied Ecology，2009，20(2):293-297.

［12］Mao Z G，Gu X H，Liu J E，Ren L J，Wang G X.Evolvement of soil quality in salt marshes and reclaimed farmlands in Yancheng coastal wetland.Chinese Journal of Applied Ecology，2010，21(8):1986-1992.

［13］Ren L J，Wang G X，He D，Mao Z G，Liu J E.Spatial distributions of soil organic matter in different vegetation zones of the Yancheng tidal flat.Advances in Marine Science，2011，29(1):54-62.

［14］Liu J E，Zhou H X，Qin P，Zhou J.Effects of Spartina alterniflora salt marshes on organic carbon acquisition in intertidal zones of Jiangsu Province，China.Ecological Engineering，2007，30(3):240-249.

［15］Cheng X L，Chen J Q，Luo Y Q，Henderson R，An S Q，Zhang Q F，Chen J K，Li B.Assessing the effects of short-term Spartina alterniflora invasion on labile and recalcitrant C and N pools by means of soil fractionation and stable C and N isotopes.Geoderma，2008，145(3/4):177-184.

［16］Gao J H，Yang G S，Ou W X.Analysizing and quantitatively evaluating the organic matter source at different ecologic zones of tidal salt marsh，North Jiangsu province.Chinese Journal of Environmental Science，2005，26(6):51-56.

［17］Gao J H，Bai F L，Yang G S，Ou W X.Distribution characteristics of organic carbon，nitrogen，and phosphor in sediments from different ecologic zones of tidal flats in north Jiangsu province.Quaternary Sciences，2007，27(5):756-765.

［18］Zhang Y H，Wang Y L，Li R Y，Zhu H X，Zhang F C，Huang B B，Peng X D.Effects of Spartina alterniflora invasion on active soil organic carbon in the coastal marshes.Chinese Journal of Soil Science，2012，43(1):102-106.

［19］Kong A Y Y，F(xiàn)onte S J，van Kessel C，Six J.Transitioning from standard to minimum tillage:trade-offs between soil organic matter stabilization，nitrous oxide emissions，and N availability in irrigated cropping systems.Soil and Tillage Research，2009，104(2):256-262.

［20］Kong A Y Y，Scow K M，Córdova-Kreylos A L，Holmes W E，Six J.Microbial community composition and carbon cycling within soil microenvironments of conventional，low-input，and organic cropping systems.Soil Biology and Biochemistry，2011，43(1):20-30.

［21］Wang B X，Zeng C S，Chen D，Wang W Q，Zhang L H.Effects of Spartina alterniflora invasion on soil organic carbon in the Phragmites australis estuary wetlands of Minjiang River.Science of Soil and Water Conservation，2010，8(5):114-118.

［22］Xie Z B，Zhu J G，Liu G，Cadisch G，Hasegawa T，Chen C M，Sun H F，Tang H Y，Zeng Q.Soil organic carbon stocks in China and changes from 1980s to 2000s.Global Change Biology，2007，13(9):1989-2007.

［23］Zhang Y H，Ding W X，Luo J F，Donnison A.Changes in soil organic carbon dynamics in an Eastern Chinese coastal wetland following invasion by a C4plant spartina alterniflora.Soil Biology and Biochemistry，2010，42(10):1712-1720.

［24］Cai D L，Shi X F，Zhou W J，Liu W G，Zhang S F，Cao Y N，Han Y B.Sources and transportation of suspended matter and sediment in the southern Yellow Sea:Evidence from stable carbon isotopes.SCIENCE CHINA Physics，Mechanics ＆ Astronomy，2003，48(S1):21-29.

［25］Xing F，Wang Y P，Gao J H，Zhou X Q.Seasonal distributions of the concentrations of suspended sediment along Jiangsu coastal sea.Oceanologia Et Limnologia Sinica，2010，41(3):459-468.

［26］Cifuentes L A，Coffins R B，Solorzano L，Cardenas W，Espinoza J，Twilley R R.Isotopic and elemental variations of carbon and nitrogen in a mangrove estuary.Estuarine，Coastal and Shelf Science，1996，43(6):781-800.

［27］Kirkby C A，Kirkegaard J A，Richardson A E，Wade L J，Blanchard C，Batten G.Stable soil organic matter:a comparison of C:N:P:S ratios in Australian and other world soils.Geoderma，2011，163(3/4):197-208.

［28］Gao J H，Yang G S，Ou W X.Influence of tidal flat plant on contents of nitrogen and phosphorus in North Jiangsu Province.Scientia Geographica Sinica，2006，26(2):224-230.

［29］Li B，Liao C Z，Zhang X D，Chen H L，Wang Q，Chen Z Y，Gan X J，Wu J H，Zhao B，Ma Z J，Cheng X L，Jiang L F，Chen J K.Spartina alterniflora invasions in the Yangtze River estuary，China:an overview of current status and ecosystem effects.Ecological Engineering，2009，35(4):511-520.

［30］Chen Q Q，Zhou J Z，Meng Yi，Gu J H，Hu K L.Trends of soil organic matter turnover in the salt marsh of the Yangtze River estuary.Acta Geographica Sinica，2007，62(1):72-80.

［31］Biasi C，Rusalimova O，Meyer H，Kaiser C，Wanek W，Barsukov P，Junger H，Richter A.Temperature-dependent shift from labile to recalcitrant carbon sources of arctic heterotrophs.Rapid Communications in Mass Spectrometry，2005，19(11):1401-1408.

［32］Hu S，Coleman D C，Carroll C R，Hendrix P F，Beare M H.Labile soil carbon pools in subtropical forest and agricultural ecosystems as influenced by management practices and vegetation types.Agriculture Ecosystems and Environment，1997，65(1):69-78.

［33］Gu L H，Post W M，King A W.Fast labile carbon turnover obscures sensitivity of heterotrophic respiration from soil to temperature:a model analysis.Global Biogeochemical Cycles，2004，18(1):1022-1032.

［34］Freeman C，Ostle N，Kang H.An enzymic“l(fā)atch”on a global carbon store.Nature，2001，409(6817):149-149.

參考文獻(xiàn):

［5］王穎，張振克，朱大奎，楊競紅，毛龍江，李書恒.河海交互作用與蘇北平原成因.第四紀(jì)研究，2006，26(3):301-320.

［8］張華兵，劉紅玉，郝敬鋒，李玉鳳.自然和人工管理驅(qū)動下鹽城海濱濕地景觀格局演變特征與空間差異.生態(tài)學(xué)報，2012，32(1):101-110.

［11］毛志剛，王國祥，劉金娥，任麗娟.鹽城海濱濕地鹽沼植被對土壤碳氮分布特征的影響.應(yīng)用生態(tài)學(xué)報，2009，20(2):293-297.

［12］毛志剛，谷孝鴻，劉金娥，任麗娟，王國祥.鹽城海濱鹽沼濕地及圍墾農(nóng)田的土壤質(zhì)量演變.應(yīng)用生態(tài)學(xué)報，2010，21(8):1986-1992.

［13］任麗娟，王國祥，何聃，毛志剛，劉金娥.鹽城潮灘濕地不同植被帶土壤有機(jī)質(zhì)空間分布特征.海洋科學(xué)進(jìn)展，2011，29(1):54-62.

［16］高建華，楊桂山，歐維新.蘇北潮灘濕地不同生態(tài)帶有機(jī)質(zhì)來源辨析與定量估算.環(huán)境科學(xué)，2005，26(6):51-56.

［17］高建華，白鳳龍，楊桂山，歐維新.蘇北潮灘濕地不同生態(tài)帶碳、氮、磷分布特征.第四紀(jì)研究，2007，27(5):756-765.

［18］張耀鴻，王艷玲，李仁英，朱紅霞，張富存，黃賓賓，彭曉丹.互花米草入侵對潮灘土壤活性有機(jī)碳組分的影響.土壤通報，2012，43(1):102-106.

［21］王寶霞，曾從盛，陳丹，王維奇，張林海.互花米草入侵對閩江河口蘆葦濕地土壤有機(jī)碳的影響.中國水土保持科學(xué)，2010，8(5):114-118.

［25］邢飛，汪亞平，高建華，鄒欣慶.江蘇近岸海域懸沙濃度的時空分布特征.海洋與湖沼，2010，41(3):459-468.

［28］高建華，楊桂山，歐維新.蘇北潮灘濕地植被對沉積物N、P含量的影響.地理科學(xué)，2006，26(2):224-230.

［30］陳慶強(qiáng)，周菊珍，孟翊，顧靖華，胡克林.長江口鹽沼土壤有機(jī)質(zhì)更新特征的灘面趨勢.地理學(xué)報，2007，62(1):72-80.