白洋淀濕地區土壤有機碳密度及儲量的空間分布特征

李瑾璞,于秀波,夏少霞,*,趙 瑋,王樹濤,許 策

1 中國科學院地理科學與資源研究所生態系統網絡觀測與模擬重點實驗室, 北京 100101 2 河北農業大學資源與環境科學學院, 保定 071001 3 河北農業大學國土資源學院, 保定 071001

土壤碳庫是碳循環與全球變化研究的重要環節[1],作為碳移動和流通的轉換媒介,土壤碳儲量變化常常作為評價土壤質量的指標。而濕地土壤有機碳含量占到整個陸地碳庫的10%[2]。因其積水厭氧的環境而在土壤中積累大量有機碳,起著“碳匯”的功能[3- 4]。因此,準確估算濕地碳儲量對于認識碳循環過程,制定科學合理的生態系統碳管理措施具有重要意義[5- 6]。

目前,各國的學者針對土壤有機碳儲量開展了大量研究,我國對土壤碳儲量研究自20世紀90年代初,主要方法包括結合土壤類型、植被分布圖等對有機碳含量進行加權平均法估算[7]以及根據土壤有機碳與容重的關系進行碳密度估算[8],從而確定不同類型土壤中的碳儲量,根據估算中國1m深的土壤碳儲量在70—90 Pg范圍[9- 10]。隨著3S技術的發展,遙感與模型擬合的方法為全球土壤碳儲量的估算提供了新的手段[11],但系統的土壤監測數據的缺失是導致土壤碳儲量估算結果存在較大不確定性的重要原因,因此開展實地調查研究非常必要[12]。土地利用方式變化是引起土壤碳儲量變化的關鍵因素之一,不同土地覆被類型的碳儲存能力不同,同時,由一種土地覆被類型轉換為另一種類型過程中往往會導致碳儲量的變化[13]。在黑河流域的研究表明,由灌木林和草地向農田等土地類型的轉化,導致了土壤有機碳儲量的降低[11]。對中國森林、草地、農田和濕地等不同生態系統土壤有機碳儲量的變化,發現濕地有機碳儲量呈減小的趨勢[12]。

濕地是受人類活動干擾強度較大的區域之一,其碳儲量變化動態也是全球變化科學中的前沿與熱點。濕地生態系統類型多樣,沼澤濕地[14]、河口三角洲濕地[15]、湖泊濕地[16-18]、海岸濕地[19]、紅樹林濕地[20]等類型的碳儲量具有較大的差異。而隨水文和高程梯度變化,在同一濕地區,碳儲量也具有較大的變異性[16]。因此,濕地生態系統碳儲量測算也是濕地生態系統研究的難點。白洋淀濕地作為華北平原唯一的淡水湖泊濕地,是雄安新區的核心水系。近幾十年來,白洋淀濕地面積不斷縮減,對濕地的生態功能產生了不利的影響。白洋淀的生態修復和保護是雄安新區總體規劃中的重要組成部分,開展白洋淀濕地區域土壤碳儲量的調查與初步研究,將為白洋淀濕地恢復提供本底數據。研究在白洋淀濕地區采集了7種地類的105個土壤剖面,并對其有機碳含量進行分層測定,估算了濕地區總碳儲量,初步揭示了白洋淀濕地區土壤碳儲量的時空特征規律,將為白洋淀濕地及雄安新區的生態修復及碳庫管理提供科學支撐。

1 研究方法

1.1 研究區概況

白洋淀濕地是典型的水陸交錯帶濕地生態系統,處于華北平原中部(38°43′—39°02′N, 115°38 —116°07′E), 隸屬大清河水系, 有九條河流或渠道流入白洋淀。該區域位于暖溫帶半干旱氣候區, 多年平均氣溫為7.3—12.7℃,多年平均降水量僅563.9 mm,80 %的降水集中在6—8 月,年均蒸發量為1369 mm。白洋淀濕地主要由水域、蘆葦沼澤、臺田以及淺灘湖濱帶等多種濕地類型組成,主要植被類型為蘆葦[21]。研究以白洋淀水域邊界為基礎,通過ArcGIS緩沖區分析的工具建立2 km緩沖區作為研究區,即白洋淀濕地區,進行實驗設計和采樣工作。

1.2 土壤樣品的采集及預處理

在白洋淀濕地區范圍內選取5個典型樣區,每個樣區選取7種典型的地類(落葉闊葉林、常綠針葉林、喬木園地、旱地、水田、臺田蘆葦、淹水蘆葦),在2019年5—6月對每種地類進行了3次重復采樣,共設土壤剖面105個。鑒于土壤有機碳主要分布在100 cm以內,因此,本研究以100 cm作為本次研究的采樣深度[9]。使用土鉆及環刀、容重鉆等工具,按0—20、20—40、40—60、60—80、80—100 cm 5個深度分層采集土樣,每層約2 kg,帶回實驗室分析[16]。采樣同時利用軟件進行GPS 定位,并詳細記錄采樣點的地類、經緯度坐標及高程等相關信息。野外采回的土樣經自然風干、研磨、過篩后進行土壤有機碳含量的測定。

圖1 研究區示意圖Fig.1 Location map of Baiyangdian wetland底圖為哨兵2號影像,獲取日期為2019年5月13日

1.3 樣品的測定方法及數據處理

有機碳測定采用重鉻酸鉀外加熱法,土壤容重的測定采用環刀法[22],土壤有機碳密度及有機碳儲量參考了王勇輝[23]等人研究中的計算方法：

土壤有機碳密度計算公式如下：

SOCDi=Ci×Pi×Hi×10-2

(1)

式中,SOCDi為第i層土壤有機碳密度(kg/m2)；Ci為第i層土壤有機碳含量(g/kg)；Pi為第i層土壤容重(g/cm3)；Hi為剖面深度(cm)；10-2為單位轉換系數。

土壤有機碳儲量計算公式如下：

(2)

式中,SOCstorage代表某種植被類型的土壤有機碳儲量；S代表某種植被類型面積。

采樣數據進行錄入后,用SPSS 22.0進行單因素方差分析,選擇Duncan新復極差法和t檢驗(α=0.05)對不同處理的差異性進行比較,用Origin 2016進行制圖。

2 研究結果

2.1 不同植被類型土壤有機碳含量變化

白洋淀濕地區不同植被類型的土壤有機碳含量存在較為明顯的差異(如圖2所示),其中尤以60—80 cm土壤的差異大。在各層土壤中,淹水蘆葦的土壤有機碳含量均與其他植被類型的土壤有機碳含量顯著高于其他植被類型(P<0.05),其中,土壤機碳含量約為其他植被類型的3倍左右。具體來看,在0—20 cm層(表層土)中,土壤有機碳含量表現為：喬木園地(8.53 g/kg)<臺田蘆葦(8.72 g/kg)<常綠針葉林(9.62 g/kg)<落葉闊葉林(10.16 g/kg)<水田(10.33 g/kg)<旱地(10.76 g/kg)<淹水蘆葦(17.70 g/kg),最大值與最小值相差2倍；在20—40cm層(上層土)中,喬木園地(5.12 g/kg)<常綠針葉林(5.79 g/kg)<落葉闊葉林(6.06 g/kg)<蘆葦(6.60 g/kg)<旱地(7.12 g/kg)<水田(8.18 g/kg)<淹水蘆葦(14.38 g/kg),最大值與最小值相差2.8倍；在40—60cm土層(中層土)中,喬木園地(4.73 g/kg)<旱地(5.21 g/kg)<落葉闊葉林(5.84 g/kg)<常綠針葉林(6.12 g/kg)<水田(7.07 g/kg)<蘆葦(7.28 g/kg)<淹水蘆葦(12.67 g/kg),最大值與最小值相差2.73倍；在60—80cm土層(下層土)中,喬木園地(3.55 g/kg)<旱地(4.49 g/kg)<水田(5.43 g/kg)<常綠針葉林(6.31 g/kg)<蘆葦(6.55 g/kg)<落葉闊葉林(6.57 g/kg)<淹水蘆葦(11.59 g/kg),最大值與最小值相差3.26倍；80—100cm土層(下層土)中,旱地(3.94 g/kg)<喬木園地(4.12 g/kg)<水田(5.40 g/kg)<蘆葦(5.57 g/kg)<常綠針葉林(5.59 g/kg)<落葉闊葉林(6.15 g/kg)<淹水蘆葦(11.67 g/kg),最大值與最小值相差2.96倍。

圖2 不同植被類型的土壤有機碳含量特征Fig.2 Soil organic carbon (SOC) stock in indifferent vegetation types不同小寫字母表示相同土壤深度的不同植被類型間的土壤有機碳含量差異顯著(P<0.05)；DEF: Deciduous broad-leaved forest; ECF: Evergreen coniferous forest; GP: Garden plot; DL: Dry land; PF: Paddy field;OR: Ota reeds; FR: Flooded reeds

2.2 土壤有機碳含量的空間分異特征

2.2.1土壤有機碳含量垂直分布特征

總體而言,不同植被類型中,土壤有機碳含量的垂直分布規律幾乎一致,即0—20 cm表層土壤有 機碳水平均為最高值,隨著土壤剖面深度增加,土壤中有機碳的含量呈現減少趨勢,但逐漸趨于穩定。旱地的有機碳含量自表層至深層減少幅度最大,自10.76 g/kg減少至3.94 g/kg,有機碳含量共減少6.81 g/kg；其次為淹水蘆葦,其有機碳含量自17.70 g/kg減少至11.07 g/kg,有機碳含量共減少6.03 g/kg。土壤有機碳含量自表層至深層減少量最小的為落葉闊葉林及常綠針葉林,分別為4.01 g/kg和4.02 g/kg。

2.2.2不同土層深度的土壤有機碳分配

由圖4可以看出,不同植被類型的土壤在各土層深度的分配比例略有差異,但均以表層(0—20 cm)最高,該層有機碳含量分配比例均集中在30%左右,自40 cm以下,分配比例變幅相對較小。其中,落葉闊葉林、常綠針葉林與喬木園地的分配比例各有不同,落葉闊葉林在40—60 cm層的分配比例最小,常綠針葉林在80—100 cm層的分配比例最小,喬木園地在60—80 cm層的分配比例最小；旱地、水田及淹水蘆葦的分配比例表現一致,從表層到深層分配比例依次減少。

圖3 不同植被類型的土壤有機碳垂直分布特征 Fig.3 Vertical distribution pattern of soil organic carbon indifferent vegetation types

2.3 不同植被類型土壤有機碳密度比較

本研究結合土壤容重參數,估算了白洋淀濕地區不同植被類型的土壤有機碳密度(圖5)。不同植被類型的土壤有機碳密度間存在差異,各土層深度中,淹水蘆葦的土壤有機碳密度顯著高于其他植被類型(P<0.05),各植被類型的總土壤有機碳密度分布規律為：喬木園地<旱地<常綠針葉林<落葉闊葉林<水田<臺田蘆葦<淹水蘆葦。總體而言,土壤有機碳密度的變化是隨土壤剖面深度的增加而減少的趨勢,這與土壤有機碳含量的垂直分布特征一致,這種趨勢在旱地、臺田蘆葦與淹水蘆葦3種植被類型中尤為明顯。

2.4 白洋淀濕地土壤有機碳儲量估算

本研究估算了白洋淀濕地區不同植被類型的土壤有機碳儲量(表1)。其中,旱地土壤有機碳儲量最大,不同土層深度的土壤有機碳范圍為(323.73—775.97)×103MgC,總儲量為2462.41×103MgC。其次是淹水蘆葦,不同土層深度的土壤有機碳儲量范圍為(344.96—503.72)×103MgC,總儲量為1998.47×103MgC。喬木園地土壤有機碳儲量最低,不同土層深度的范圍為(8.98—20.64)×103MgC,總儲量為63.27×103MgC。白洋淀濕地的土壤有機碳儲量總計為5816.77×103MgC。

表1 白洋淀濕地區土壤有機碳儲量

3 結論與討論

(1)白洋淀濕地土壤有機碳含量整體偏低,低于其他湖泊濕地和沼澤濕地。

濕地生態系統的土壤有機碳含量受諸多條件影響,如地形、水文、溫度、土壤質地、植物群落類型、pH等[23]。本研究估算的白洋淀濕地土壤表層有機碳含量為8.53—17.70 g/kg,遠低于長江中下游區的鄱陽湖湖泊濕地(21.90—29.21 g/kg)[16]以及三江平原沼澤濕地(37.32—55.07 g/kg)[14]。這主要與白洋淀濕地水文條件和濕地優勢植被分布有關。白洋淀濕地區域受上游水庫給水影響較大,水位降低導致濕地面積縮減,進而造成植被群落退化[24-25],間接致使進入土壤的植物殘體及根系分泌物減少[25]。同時,蓄水量變化致使土壤干濕交替作用明顯,造成土壤微生物呼吸強度提高,致使有機碳分解速率加快[5],這使得白洋淀濕地土壤有機碳密度水平低于其他濕地。本研究還發現,淹水蘆葦的土壤有機碳含量顯著高于其他植被類型。其一,枯落物是蘆葦群落中土壤有機碳的主要來源,長期無人管理的蘆葦在生長期在水中立枯,有機質通過水體流向土壤中,且蘆葦的厚壁組織相較于其他植被類型的植物枯落物更難分解[26]；其二,淹水蘆葦處于長期淹水的狀態,土壤水分始終處于飽和狀態,土壤處于厭氧還原條件下有機質不易被分解,土壤有機碳含量呈現最高值[27]。這意味在白洋淀濕地蘆葦對其碳庫的維持具有重要作用。

(2)白洋淀濕地的土壤有機碳分布呈現隨著土層深度增加而減少的垂直分布特征。

研究表明,表層土壤(0—20 cm)有機碳含量顯著高于其他土層,分配比例達30%左右,中下層土壤有機碳含量則相對穩定。這與之前研究中濕地土壤有機碳的分布特征類型一致[17—23]。有機碳含量垂直分布特征受到植物群落初級生產力、枯落物產量及分解速率等原因的影響[28]。研究表明,植物通過光合作用對大氣中的二氧化碳進行固定,植物在生長期中,根系能夠將光合作用產物以分泌物的形式傳輸給土壤,在生長結束后,植物通過枯落物的形式向土壤傳輸有機物[17]。植物的根系主要存在于表層土壤中,隨著土層剖面深度增加,植物根系的數量逐漸減少,同時,植物殘體凋落后首先進入表層土壤中參與分解,因此表層土壤的有機碳含量水平最高。

(3)土地利用/植被類型是導致白洋淀區土壤碳密度變化的關鍵影響因子之一。

研究表明不同濕地植被類型中土壤有機碳密度和含量具有顯著差異,具體表現為淹水蘆葦的有機碳密度最高,約為其他土壤類型的3倍左右,這與在鄱陽湖濕地的研究結果類似[27]。濕地的土壤有機碳含量、容重及剖面深度三個因子是土壤有機碳密度估算的基本參數,剖面深度一定的情況下,土壤碳密度的變異則是有機碳含量和容重變異性的綜合反映[17]。土壤性質作為影響土壤容重主要原因,不同的土地利用方式能夠使土壤理化性質發生較大的變化[23],具體表現為：相較于自然土壤,翻耕等農業管理措施使得表層土壤充分混合,土壤通氣性變好,導致土壤容重減小；同時耕作能夠導致土壤侵蝕增加,使土層變薄,加劇有機質分解流失[25],這是導致喬木園地與旱地兩種受人為干擾較大的類型中土壤有機碳密度較低的原因。

(4)雄安新區建設將對白洋淀濕地區土壤碳庫具有重要影響,整體而言,隨著濕地恢復及植被覆蓋率的增加,雄安新區的固碳功能將會呈現較好發展態勢。

研究估算白洋淀濕地區土壤有機碳儲量累計為5816.77×103MgC,而旱地土壤有機碳儲量最大,約占研究區總儲量的42.33%,這主要是因為旱地是當前研究區的重要土地利用類型。然而,旱地的土壤碳密度則是相對較低的,低于淹水蘆葦和臺田蘆葦,也低于落葉闊葉林和常綠針葉林。而隨著雄安新區規劃的逐步落實,退耕還林、退塘還濕等將改變未來白洋淀濕地區的地類分布格局,使得濕地和林地面積增加,固碳能力將進一步提升。但雄安新區尚在建設之初,生態系統固碳受外界環境影響較大,在調整土地利用結構時應以經濟與生態并重[29]。同時,注重發揮土地的多種功能,實現單一土地功能向生產—生態復合功能的轉變[30],這對穩定區域碳循環具有重要意義。此外,建設用地固碳能力相較于濕地、林地等生態用地相差甚多[10],因此,合理規劃建設用地面積的增加是城市發展過程中亟需關注的[31],應結合生態恢復以及土地布局優化,盡量減少雄安新區建設中土地之間的流轉帶來的碳排放影響,提高區域生態效益。