全 文 ：洞庭湖湿地土壤碳、氮、磷及其与土壤
物理性状的关系 3
彭佩钦1 ,2 3 3 　张文菊2 ,3 　童成立2 　仇少君1 ,2 　张文超1 ,2
(1 湖南农业大学资源环境学院 ,长沙 410128 ;2 中国科学院亚热带农业生态研究所亚热带农业生态重点实验室 ,长沙 410125 ;
3 华中农业大学资源环境学院 ,武汉 430070)
【摘要】　以洞庭湖 3 类典型湿地的 8 个土壤剖面为代表 ,研究了土壤碳、氮、磷 ,微生物量碳、氮、磷和土壤
物理性状的分布特征. 结果表明 ,土壤表层有机碳含量为 19163～50120 g·kg - 1 ,微生物量碳为 424163～
1 597136 mg·kg - 1 ,微生物量碳占有机碳的比例为 3117 %～4182 % ;土壤表层全氮 1185～4145 g·kg - 1 ,微
生物量氮 57190～259147 mg·kg - 1 ,微生物量氮占全氮的比例 3113 %～6142 % ;土壤表层微生物量磷含量
顺序为 :湖草洲滩地 (200199 mg·kg - 1) > 垦殖水田 (163127 mg·kg - 1) > 芦苇洲滩地 (24116 mg·kg - 1) ,微
生物量磷占全磷的比例为 1109 %～11120 % ;土壤表层容重 0165～1104 g·cm - 3 ;土壤表层粘粒 ( < 01001
mm) 26124 %～39148 %. 土壤表层有机碳、全氮、微生物量氮、微生物量磷的含量 ,湖草洲滩地 > 垦殖水田
> 芦苇洲滩地. 土壤表层微生物量碳 ,垦殖水田和湖草洲滩地接近 ,而大于芦苇湿地 ;土壤表层容重 ,芦苇
洲滩地 > 垦殖水田 > 湖草洲滩地 ;土壤表层 < 0101 mm、< 01001 mm 粘粒 ,湖草洲滩地、芦苇洲滩地 > 垦
殖水田. 湿地土壤剖面中有机碳、微生物量碳、全氮、微生物量氮、微生物量磷、容重以及微生物量碳占有机
碳的比例、微生物量氮占全氮的比例、微生物量磷占全磷的比例均随深度的增加而降低 ,至一定深度稳定 ,
而土壤全磷在剖面上下的差异很小. 湿地土壤微生物量碳、氮、磷之间呈极显著的正相关关系 ;土壤容重与
有机碳、全氮、微生物量碳、氮、磷之间呈极显著指数负相关关系. 湿地土壤 < 01001 mm 粘粒与有机碳、全
氮、微生物量碳、氮、磷含量呈极显著对数正相关关系.
关键词 　湿地 　土壤微生物量碳氮磷 　容重 　粘粒 　土壤剖面
文章编号 　1001 - 9332 (2005) 10 - 1872 - 07 　中图分类号 　S15316 　文献标识码 　A
Soil C, N and P contents and their relationships with soil physical properties in wetlands of Dongting Lake
floodplain. PEN G Peiqin1 ,2 , ZHAN G Wenju2 ,3 , TON G Chengli2 , Q IU Shaojun1 ,2 , ZHAN G Wenchao1 ,2
(1 College of Resource and Envi ronment , Hunan A gricultural U niversity , Changsha 410128 , China ;2 Key L ab2
oratory of S ubt ropical A gro2ecology , Institute of S ubt ropical A griculture , Chinese Academy of Sciences , Chang2
sha 410125 , China ; 3 College of Resource and Envi ronment , Huaz hong A gricultural U niversity , W uhan
430070 , China) . 2Chin. J . A ppl . Ecol . ,2005 ,16 (10) :1872～1878.
Eight representative soil profiles were installed on three types of wetland (two profiles on Carex spp.2dominated
floodplain ,four on Phragmites2dominated floodplain ,and two on paddy soil) in Dongting Lake floodplain of Chi2
na in 2004 ,and their C ,N and P contents ,microbial biomass C ,N and P , < 01001 mm clay particles ,and bulk
density were measured. The results indicated the spatial distribution of soil C and N and soil microbial biomass C ,
N ,and P were very similar in the profiles (0～100 cm) of three types of wetland ,being decreased gradually with
depth ,except for soil TP which was constant in the profiles. The percentages of soil microbial biomass C ,N and P
to soil organic C ,total nitrogen and total phosphorus decreased gradually with depth. In top layer (0～10 cm) ,
the contents of soil organic C and microbial biomass C and the percentage of soil microbial biomass C to organic C
were 19163～50120 g·kg21 ,424163～1 597136 mg·kg - 1 ,and 3117 %～4182 % ,respectively ,the contents of
soil total N and microbial biomass N and the percentage of soil microbial biomass N to total N were 1185～4145
g·kg - 1 ,57190～259147 mg·kg - 1 ,and 3113 %～6142 % ,respectively ,and the content of soil microbial biomass
P and the percentage of soil microbial biomass P to soil total P was 24116～200199 mg·kg - 1 and 1109 %～
11120 % ,respectively. The bulk density of soil top layer (0～10 cm) was 0165～1104 g·cm - 3 ,and the content
of < 01001 mm clay particles was 26124 %～39148 %. The contents of soil organic C and N and microbial
biomass N and P in 0～10 cm layer were the highest in Carex spp.2dominated floodplain ,followed by paddy
soil ,and Phragmites2dominated floodplain. Also in 0～10 cm layer ,the soil microbial biomass C in Carex spp.2
dominated floodplain and paddy soil was higher than that in Phragmites2dominated floodplain ,while the soil bulk
density in Phragmites2dominated floodplain was higher than that in paddy soil ,and much higher than that in
Carex spp.2dominated floodplain. The amount of soil < 01001 mm clay particles in Carex spp.2dominated flood2
plain and Phragmites2dominated floodplain was higher than that in paddy soil. In these three types of wetland ,
soil organic C and N and microbial biomass C ,N and P had a significant logarithm correlation ( P < 0101) with
< 01001 mm clay particles ,and a significant index correlation ( P < 0101) with bulk density.
Key words 　Wetland , Soil microbial biomass C ,N ,and P , Bulk density , Soil clay granule , Profiles.3 中国科学院知识创新工程项目 ( KZCX32SW2426、KZCX12SW201214) 、国家重点基础研究发展规划项目 (2002CB415203) 和中国科学院知识
创新领域前沿资助项目 (02200220020223) .3 3 通讯联系人.
2004 - 12 - 07 收稿 ,2005 - 04 - 04 接受.
应 用 生 态 学 报 　2005 年 10 月 　第 16 卷 　第 10 期 　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　
CHIN ESE JOURNAL OF APPL IED ECOLO GY ,Oct . 2005 ,16 (10)∶1872～1878
1 　引 　　言
湿地是陆地和水生生态系统间的过渡带 ,是地
球上具有多种功能的独特生态系统 ,其面积达 8156
×108 hm2 ,占陆地总面积的 4 %～5 %[17 ] . 湿地作为
一种重要的自然资源 ,可调控区域内的水分循环和
C、N 等元素的生物地球化学循环[21 ] ;其生物生产力
可为人类提供食物和商品 ,还能过滤和分解所吸纳
的污染物. 湿地土壤中物质含量变化显著影响着湿
地生态系统的生产力[18 ] . 湿地土壤有机碳是气候变
化的一种敏感指示物 ,能用来指示对气候变化的响
应[30 ] ;而氮素则是一种湿地营养水平指示物[32 ] . 因
此 ,湿地生态系统营养元素物质循环研究已经成为
现代湿地生态学研究的热点[10 ,16 ,25 ,26 ] . 我国此类研
究多集中在北方湿地[4 ,13 ,14 ,31 ,33 ] .
洞庭湖是我国第二大淡水湖泊 ,位于湖南省北
部 ,是承纳湘、资、沅、澧四水 ,吞吐长江的洪道型湖
泊. 由于泥沙淤积 ,湖床不断淤积抬高 ,形成了大面
积的湖洲湿地 ,而围湖造田和退田还湖等人类活动
也给洞庭湖湿地环境造成了一定影响. 关于洞庭湖
湿地的研究主要集中在湿地洪涝灾害[29 ] 、围垦[11 ]
及其对湿地演变[9 ]的影响以及湖洲的利用[8 ]等 ,对
于湿地土壤的形成、营养元素的特征及其分布和相
互关系研究不多. 本文目的是以洞庭湖区自然湿地
和垦殖水田为研究对象 ,选择代表性样点 ,研究湖洲
湿地生态系统土壤营养元素和土壤物理性状的分布
特征及其相互关系 ,为洞庭湖湿地生态系统和环境
研究提供科学数据.
2 　研究地区与研究方法
211 　研究地区概况
洞庭湖区位于长江中游荆江南岸 ,110°50′～113°45′E ,
27°55′～30°23′N ,属亚热带季风性气候. 春夏冷暖气流交替
频繁 ,夏秋晴热少雨 ,秋寒偏早. 多年平均气温 1615～17 ℃,
月平均气温 318～417 ℃,7 月平均气温 29 ℃左右. 年平均
降水量 1 250～1 450 mm. 无霜期 258～275 d.
212 　样品采集
采集了洞庭湖区 3 种湿地类型的土壤剖面 :1) 湖草洲滩
地. 在洪水季节淹水 4～6 个月 ,水深 2～6 m 不等 ,植株完全
被水淹没. 2)芦苇洲滩地. 在洪水季节淹水 1～3 个月 ,水深
2～4 m 不等. 因芦苇植株高 3～5 m ,最高可达 6 m 左右 ,多
数植株没有完全被水淹没. 3) 垦殖水田. 垦殖水田起源于湖
洲的人工围垦[20 ] ,耕作制度为稻2稻2冬闲 ,已经耕作 70 年 ,
生产力水平中等. 剖面样采集在枯水期 (2004 年 3 月上旬)
进行. 剖面深度根据地下水位的情况而定 ,同一类型分别挖
取 2 个以上剖面 ,2 个剖面相距最少 4 km. 由于土壤潮湿 ,剖
面样品的采集自上而下分层进行 ,每层 10 cm ,在每层分别
采集 3～4 个环刀样和 1 kg 左右土壤样品供室内分析测定.
采样点基本情况见表 1.
表 1 　洞庭湖湿地样点基本情况
Table 1 Description of the sampling sites at Dongting Lake
湿地类型
Wetland
样点号
No. of
sample
地理坐标
Geographical
position
水文状况
Hydrology
state
植被
Vegetation
取样
层数
(n)
地下水位
Water table
(cm)
垦殖水田
Paddy soils
A1 N 28°58′56″
E 112°44′05″
间歇性淹水
Briefly waterlogged
水稻
Rice 8 80
A2 N 29°02′22″
E 112°38′37″
间歇性淹水
Briefly waterlogged
水稻
Rice 10 100
湖草洲滩地
Carex spp.
B1 N 29°06′06″
E 112°42′50″
季节性淹水
Seasonally waterlogged
苔草
Carex spp. 10 1002dominated
floodplain
B2 N 29°02′15″
E 112°43′26″
季节性淹水
Seasonally waterlogged
苔草
Carex spp. 9 90
芦苇洲滩地
Phragmites2 C1 N 29°05′49″E 112°50′11″季节性淹水Seasonally waterlogged 芦苇Phragmites 10 120
dominated
floodplain
C2 N 29°03′22″
E 112°51′19″
季节性淹水
Seasonally waterlogged
芦苇
Phragmites 7 70
C3 N 28°55′04″
E 112°29′07″
季节性淹水
Seasonally waterlogged
芦苇、枫杨
Phragmites
and Populus
10 > 100
C4 N 29°54′47″
E 112°33′12″
季节性淹水
Seasonally waterlogged
芦苇、枫杨
Phragmites
and Populus
10 > 100
213 　分析方法
土壤样品放入 4 ℃冰箱中保存. 用于测定土壤微生物量
C、N、P 的样品除去可见动、植物残体 ,过孔径 2 mm 筛 ,混匀
并在室温下风干至土壤含水量大约相当于 40 %的土壤饱和
持水量. 在标准条件下 (25 ℃,100 %空气湿度的容器内) 预
培养 10 d. 用于测定基本理化性质的样品在室温下完全风
干 ,碾磨并过孔径 100 目筛.
土壤微生物量 C、N 采用氯仿熏蒸2K2 SO4 提取方法测
定[7 ,27 ] .称取 4 份预培养土样 , 每份土壤 25 g (烘干基) ,其
中 2 份直接用 015 mol·L - 1 K2 SO4 提取 (300 r·min - 1振荡 30
min) . 另 2 份在真空干燥器内用氯仿熏蒸 (24 h) ,熏蒸土样
除去氯仿后立即提取. 取 10 ml 提取液与 10 ml 2 %六偏磷酸
钠混后以碳自动分析仪 ( Phoenix28000) 分析提取有机 C[27 ] .
另取 20 ml 提取液 ,加 CuSO4 和浓硫酸消化后采用流动注射
仪分析提取 N [7 ] . 以熏蒸土样与不熏蒸土样提取的有机 C、N
的差值分别乘以转换系数 KC (2122) 或 KN (2122) 计算土壤
微生物量 C、N.
土壤微生物 P 采用熏蒸培养2NaHCO3 提取方法测
定[5 ] .称取 4 份预培养土样 ,每份土壤 410 g (烘干基) ,2 份
直接用 015 mol·L - 1 NaHCO3 (p H 815) 提取 ,另外 2 份熏蒸
提取. 采用比色法测定分析提取液中的 P[19 ] . 同时用外加无
机 P 的方法测定 P 的提取回收率. 以熏蒸土样与不熏蒸土样
提取的 P 的差值并校正提取回收率后 ,乘以转换系数 KP
(215)计算土壤微生物生物量 P[5 ] .
样品有机碳、全氮含量采用元素分析仪 ( Vario MAX
CN ,Elementar ,德国)测定. 土壤机械组成采用土壤颗粒分析
吸管法测定[24 ] ,土壤容重测定采用烘干法 [24 ] ,全 P、速效磷
测定按参考文献 [24 ]方法进行 ,其中速效磷测定用鲜样进行.
378110 期 　　　　　　　　　　彭佩钦等 :洞庭湖湿地土壤碳、氮、磷及其与土壤物理性状的关系 　　　　　　　　　　　
3 　结果与讨论
311 　不同湿地生态系统土壤碳和微生物量碳
由图 1 可见 ,湿地表层土壤 (0～10 cm) 有机碳
存在明显差异. 湖草洲滩地 (50120 g·kg - 1) > 垦殖
水田 ( 31170 g ·kg - 1 ) > 芦苇洲滩地 ( 19163 g ·
kg - 1) ;而土壤微生物量碳 ,垦殖水田 (1 532106 mg·
kg - 1)和湖草洲滩地 (1 597136 mg·kg - 1)接近 ,远大
于芦苇洲滩地 (424163 mg·kg - 1) . 湿地土壤剖面中
土壤有机碳、微生物量碳、微生物量碳占有机碳的比
例均随深度的增加而降低 ,至 40 cm 基本稳定.
湖草洲滩地海拔 25～27 m ,每年淹水时间在
100～200 d 之间. 由于淹水带来的沉积物养分丰
富 ,湖草植被生长良好 ,年生物量一般达 0199～
2192 t·hm - 2 . 这类湿地在洞庭湖区受人类干预活动
较少 ,每年净同化积累的生物量几乎全部投入该生
态系统 ,有机碳的输入量较大 ,因此湖草洲滩地表层
(0～10 cm)碳含量较高. 0～30 cm 内有机碳含量随
深度的增加而降低 ,30 cm 以下 ,2 个样点各层次有
机碳含量的变异较小 ,基本稳定 (图 1 B) . 芦苇洲滩
地多在海拔 27 m 以上. 芦苇为多年生植物 ,根系可
达地下 10 m ,年生物量一般可达 4177～9135 t ·
hm - 21 每年秋冬季人工收割 ,以植物残体的形式从
系统移走大量有机碳 ,有机碳投入量明显低于湖草
洲滩地 ,其表层 0～10 cm 有机碳含量明显低于湖草
洲滩地 (图 1C) . 垦殖水田不仅受垦殖前含量变异性
的影响 ,而且垦殖后耕作和施肥及管理措施也对碳
周转产生了重要影响 (图 1A) .
洞庭湖区土壤表层 (0～10 cm)微生物量碳占有
机碳的比例 :水田为 4182 % ,湖草洲滩地 3117 % ,芦
苇洲滩地 2138 %. 李世清等[12 ]对森林、草原、草甸
和农田土壤的研究表明 ,微生物量碳是有机碳的
6104 %～8191 %. 洞庭湖不同湿地生态系统微生物
量碳占有机碳的比例低于李世清等[12 ]的研究结果 ,
可能与土壤类型、气候条件和采样时期不同有关.
土壤有机碳、微生物量碳主要集中在 0～40
cm ,且以 0～10 cm 含量最高 ,这与土壤表层微生物
的活动旺盛有关. 湿地土壤微生物量碳与土壤有机
碳的相关分析表明 ,湿地土壤微生物量碳与土壤有
机碳的相关关系达到了极显著水平 ( R2 = 016924 , n
= 74) . 吴金水[28 ]认为 ,在同一土壤中 ,微生物量碳
变化与土壤有机碳含量变化密切相关 ,因而土壤微
生物量 C 变化可敏感地指示土壤有机 C 含量变化.
本研究表明这一结论亦适合于水田和湖洲湿地.
312 　不同湿地生态系统的土壤氮和微生物量氮
由图 2 可见 ,湿地土壤表层 (0～10 cm) 全氮和
微生物量氮也存在明显差异 ,但其差异没有碳的差
异大 . 其顺序为 :湖草洲滩地 ( TN : 4 14 5 g·kg - 1 ,
图 1 　洞庭湖湿地土壤有机碳和微生物量碳的垂直分布
Fig. 1 Vertical distribution of organic carbon and microbial biomass carbon of profiles in three types of wetland of Dongting Lake floodplain.
A :水田 Paddy soils ;B :湖草洲滩地 Carex spp .2dominated floodplain ;C :芦苇洲滩地 Phragamites2dominated floodplain. 下同 The same below.
4781　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　应 　用 　生 　态 　学 　报 　　　　　　　　　　　　　　　　　　16 卷
图 2 　洞庭湖湿地土壤氮、微生物量氮的垂直分布
Fig. 2 Vertical distribution of soil nitrogen and microbial biomass nitrogen of profiles in three tyeps of wetland of Dongting Lake floodplain.
SMB2N : 259147 mg·kg - 1 ) > 垦殖水田 ( 3125 g·
kg - 1 ,208153 mg·kg - 1 ) > 芦苇洲滩地 ( 1185 g·
kg - 1 ,57190 mg·kg - 1 ) ;而 3 类湿地 015 mol·L - 1
K2SO4 提取的氮差别不大. 湿地表层 (0～10 cm) 土
壤微生物量氮占全氮的比例 ,垦殖水田 (6142 %) >
湖草洲滩地 (5183 %) > 芦苇洲滩地 (3113 %) . 湿地
土壤剖面中土壤全氮、微生物量氮以及微生物量氮
占全氮的比例均随深度的增加而降低 ,至 40 cm 基
本稳定.
由此可以看出 ,土壤氮、微生物量氮含量顺序与
土壤有机碳的顺序一致. 相关分析表明 ,土壤全氮、
微生物量氮与有机碳之间具有良好的线性相关关系
( R2 分别为 018210、019283 , n = 74) . 土壤微生物具
有一定的 C/ N ,当土壤 C/ N 达到平衡时 ,土壤氮素
含量大体上决定了土壤有机碳水平 ,这与刘景双[15 ]
在三江平原的研究结果一致.
洞庭湖湿地表层 (0～10 cm)土壤微生物量氮占
全氮的比例 , 垦殖水田 ( 6142 %) > 湖草洲滩地
(5183 %) > 芦苇洲滩地 (3113 %) . Ross 等[22 ]研究发
现 ,在新西兰不同林地土壤微生物体氮占全氮的
318～1410 %. Anderson 等[2 ]对 26 个农业土壤的研
究发现 , 土壤微生物量氮占土壤全氮的比例在
015 %～1513 % ,平均约 5 % ;Azam 等[3 ]发现 ,微生
物体氮占土壤全氮的比例为 216 %～1418 % ,平均
约 614 %. Zhou 等[34 ]研究 ,黄土高原土壤微生物量
氮为土壤全氮的 0120 %～5165 % ,平均 3136 %. 均
与我们的研究结果相近 ,进一步说明土壤微生物的
活动主要集中在土壤表层.
313 　不同湿地生态系统的土壤磷和微生物量磷
由图 3 可知 ,不同样点土壤全磷差异不大 ,且不
随土壤剖面深度的增加而降低 ,说明形成 3 种类型
土壤的泥沙来源在一定时间内相对稳定. 土壤表层
(0～10 cm) 速效磷 ,垦殖水田 (11103 mg·kg - 1) 与
芦苇洲滩地 (11110 mg·kg - 1) 相近 ,而以湖草洲滩
地 (22128 mg·kg - 1) 最高. 土壤表层 (0～10 cm) 土
壤微生物量磷含量顺序为 :湖草洲滩地 (200199 mg
·kg - 1) > 垦殖水田 (163127mg·kg - 1) > 芦苇洲滩地
(24116 mg·kg - 1) .
微生 物 量 磷 占 全 磷 的 比 例 为 1109 % ～
11120 % ,其顺序为 :湖草洲滩地 (4164 %) > 垦殖水
田 (3133 %) > 芦苇洲滩地 (0181 %) . 湿地土壤剖面
中微生物量磷以及微生物量磷占全磷的比例均随深
度的增加而降低 ,至一定深度稳定. 3 种类型土壤的
微生物量的 C/ P 为 719～1213. 有研究表明 ,微生物
量的 C/ P 一般变化在 7～30 之间 ,土壤微生物量磷
通常占全磷量的 214 %～2313 %[23 ] ,与我们的研究
结果相近. 土壤微生物量 C/ P 比值被认为可以作为
578110 期 　　　　　　　　　　彭佩钦等 :洞庭湖湿地土壤碳、氮、磷及其与土壤物理性状的关系 　　　　　　　　　　　
图 3 　洞庭湖湿地土壤磷、微生物量磷的垂直分布
Fig. 3 Vertical distribution of soil phosphorus and microbial biomass phosphorus of profiles in three types of wetland of Dongting Lake floodplain.
一种衡量微生物矿化土壤有机物质释放磷或从环境
中吸收固持磷素潜力的一种指标. C/ P 比值小说明
微生物在矿化土壤有机质中释放磷的潜力较大 ,土
壤微生物量磷对土壤有效磷库有补充作用 ;C/ P 比
值高则说明土壤微生物对土壤中有效磷有同化趋
势 ,易出现微生物与作物竞争性吸收土壤有效磷的
现象 ,具有较强的固磷潜力.
相关分析表明 ,土壤微生物量磷一般与有机碳、
微生物量碳、微生物量氮、速效磷之间有很好的相关
性 ( R2 分别为 015995、04594、014578、013920 , n =
74) ,与 Brookes 等[6 ]研究结果一致. 微生物量磷是
有机磷中活性较高的部分 ,它不仅是土壤有效磷的
重要来源 ,而且与土壤有效磷直接相平衡. 研究结果
显示 ,土壤微生物量磷与有效磷之间呈高度正相关 ,
表明土壤微生物量磷一方面可以指示土壤磷素供应
能力 ,可作为衡量土壤供磷能力的一个重要指标 ;另
一方面说明通过提高土壤微生物量磷含量可提高磷
素的有效性.
314 　不同湿地生态系统的土壤机械组成与容重
从图 4 可以看出 ,表层 (0～10 cm)土壤容重 :芦
苇洲滩地 > 垦殖水田 > 湖草洲滩地. 湖草洲滩地容
重较小 ,平均为 0165 ±0108 g·cm - 3 ,垦殖水田 0184
±0104 g·cm - 3 ,芦苇洲滩地最大 ,为 1104 ±0113 g·
cm - 313 类湿地土壤剖面中容重均随剖面深度的增
加而增加 ,10 cm 以下的层次 ,土壤容重基本在 110
g·cm - 3以上 ,与长期淹水或流水条件下自然沉积的
土壤容重基本相当.
湖草洲滩地表层土壤 (0～10cm) < 0101 mm、
图 4 　洞庭湖湿地土壤容重的垂直分布
Fig. 4 Vertical distribution of soil bluk densit y of profiles in three types of wetland of Dognting Lake floodplain.
6781　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　应 　用 　生 　态 　学 　报 　　　　　　　　　　　　　　　　　　16 卷
< 01001 mm 粘粒 ,分别为 82189 ±2154、35199 ±
19147 ( %) ,与芦苇洲滩地表层相近 (87177 ±9199、
39148 ±7194 %) ,均高于垦殖水田 (69155 ±10178、
26124 ±13152 %) . 而垦殖水田由于人为耕作 ,改善
了土壤物理结构和通气性能 ,土壤团聚体增加 ,粘粒
含量下降. 而湖草洲滩地、芦苇洲滩地粘粒含量决定
于泥沙来源及淤积时洪水的流速. 3 种类型土壤粘
粒含量均较高 ,其原因可能与造成湖滩湿地发育的
长江三口与湖南四水来的泥沙有关. 而泥沙来源及
不均匀淤积也必然引起湖洲湿地发育与演替的差
异 ,这也是造成湿地土机械组成和土壤养分变异的
主要原因. 土壤中养分状况和它对各养分吸附能力
的强弱都与土壤粒级组成有关.
315 　湿地表层土壤物理性状与土壤碳、氮、磷的相
关关系
湿地土壤 < 01001 mm 粘粒与土壤有机碳、土
壤全氮、土壤微生物量碳、氮、磷含量呈极显著对数
正相关关系 ( P < 0101 ,表 2) . 大量研究表明 ,土壤有
机碳与粘粒含量有显著正相关关系. 粘粒含量与土
壤微生物量碳、氮存在显著的正相关关系 ,与吴金
水[28 ]的研究结果一致. 土壤粘粒含量高 ,土壤有机
质难分解 ,土壤有机碳倾向于积累. 土壤质地对微生
物生物量的影响 ,可能是影响土壤微生物量碳、氮、
磷的周转时间 ,土壤粘粒含量高 ,周转时间长 ,土壤
微生物量碳、氮、磷积累增加. 湿地土壤容重与土壤
有机碳、全氮、微生物量碳、氮、磷之间呈极显著指数
负相关关系 ( P < 0101 ,表 2) . 这与 Avnimelech 等[1 ]
的研究结果基本一致.
表 2 　土壤物理性状与有机碳、全氮、微生物量 C、N、P 的相关关系
( R2 , P < 0101)
Table 2 Correlations bet ween organic carbon , soil N, soil microbial
biomass C, N, P and soil physical properties
有机碳
Organic C
微生物量 C
Microbial
biomass C
全氮
Total N
微生物量 N
Microbial
biomass N
微生物量 P
Microbial
biomass P
样品数
n
　
土壤容重
Bulk density 014297 016680 016740 016672 013758 74
< 01001 mm粘粒 3
Clay granules 013449 014657 015976 015012 014999 203 < 01001 mm粘粒只测定了剖面表层 20 个样 < 01001 mm clay granules :Only determine 20
samples of soil top layer.
　　土壤容重与土壤质地是反映土壤物理性状的重
要指标 ,它与土壤的水、热状况密切相关. 对于湿地
土壤而言 ,土壤物理性状不仅能反映出土壤的结构
状况 ,而且也是湿地植被及土壤持水、蓄水性能的重
要指标之一 ,因而也会影响到湖洲演替和发展.
4 　结 　　论
411 　洞庭湖不同湿地土壤表层有机碳含量顺序为 :
湖草洲滩地 > 垦殖水田 > 芦苇洲滩地. 土壤微生物
量碳垦殖水田和湖草洲滩地接近 ,而远大于芦苇湿
地 ;土壤有机碳、微生物量碳、微生物量碳占有机碳
的比例随剖面深度的增加而降低.
412 　洞庭湖不同湿地土壤表层全氮、微生物量氮含
量顺序为 :湖草洲滩地 > 垦殖水田 > 芦苇洲滩地. 土
壤全氮、微生物量氮和土壤微生物量氮占全氮比例
随剖面深度的增加而降低.
413 　洞庭湖不同湿地土壤表层全磷在土壤剖面的
上下差异很小. 土壤微生物量磷含量顺序为 :湖草洲
滩地 > 垦殖水田 > 芦苇洲滩地.
414 　洞庭湖不同湿地土壤表层容重的顺序为 :芦苇
洲滩地 > 垦殖水田 > 湖草洲滩地 ; < 0101 mm、<
01001 mm 粘粒的顺序为 :湖草洲滩地、芦苇洲滩地
> 垦殖水田.
415 　洞庭湖不同湿地土壤 < 01001 mm 粘粒与土
壤有机碳、全氮、微生物量碳、氮、磷含量呈极显著对
数正相关关系 ,土壤容重与有机碳、全氮、微生物量
C、N、P 之间呈极显著指数负相关关系.
参考文献
1 　Avnimelech Y , Gad R ,Leon EM , et al . 2001. Water content ,or2
ganic carbon and dry bulk density in flooded sediments. A quacult
Eng ,25 :25～33
2 　Anderson J PE ,Domash KH. 1980. Quantities of plant nutrients in
the microbial biomass of selected soils. Soil Sci ,130 :211～216
3 　Azam F , Yousaf M , Hussain F , et al . 1989. Determination of
biomass N in some agricultural soils of Punjab. Pakistan Plant
Soil ,113 :223～228
4 　Bai J2H(白军红) ,Deng W (邓 　伟) , Zhu Y2M (朱颜明) , et al .
2003. Spatial distribution characteristics and ecological effects of
carbon and nitrogen of soil in Huolin River catchment wetland.
Chin J A ppl Ecol (应用生态学报) ,14 (9) :1494～1498 (in Chi2
nese)
5 　Brookes PC ,Powlson DS ,Jenkinson DS. 1982. Measurement of mi2
crobial biomass phosphorus in soil. Soil Biol Biochem , 14 : 319～
329
6 　Brookes PC , Powlson DS ,Jenkinson DS. 1984. Phosphorus in the
soil microbial biomass. Soil Biol Biochem ,16 (2) :169～175
7 　Brookes PC ,Landman A ,Pruden G , et al . 1985. Chloroform fumi2
gation and the release of soil nitrogen , a rapid direct extraction
method to measure microbial biomass nitrogen in soil. Soil Biol
Biochem ,17 :837～842
8 　He J2L (贺建林) ,Cao M2D(曹明德) . 1998. Ecological construction
of the lake beach in Dongting region :An example from Yuanjiang
city ,Hunan Province. L ake Sci (湖泊科学) , 10 ( 4) : 77～82 (in
Chinese)
9 　Huang J2L (黄进良) . 1999. The area change and succession of
Dongting Lake wetland. Geogr Res (地理研究) ,18 (3) :297～304
(in Chinese)
10 　J udith M ,Stribling ,Jeffery C. 2001. Cornwell nitrogen ,phosphorus
and sulfur dynamics in a low salinity marsh system dominated by
S parti na alternif lora. Wetland ,21 (4) :629～638
11 　Li J2B(李景保) ,Deng L2J (邓铬金) . 1993. Environmental impacts
of land reclamation in the Dongting Lake area. Resour Envi ron
Yangtze Basin (长江流域资源与环境) ,2 (4) :340～346 (in Chi2
nese)
778110 期 　　　　　　　　　　彭佩钦等 :洞庭湖湿地土壤碳、氮、磷及其与土壤物理性状的关系 　　　　　　　　　　　
12 　Li S2Q (李世清) ,Li S2X (李生秀) , Zhang X2C (张兴昌) . 1999.
Difference of soil microbial biomass nitrogen under different ecologi2
cal systems. J Soil W ater Cons (水土保持学报) ,5 (1) :69～73 (in
Chinese)
13 　Liu X2T(刘兴土) ,Ma X2H(马学慧) . 2002. Natural Environmen2
tal Changes and Ecological Protection in the Sanjiang Plain. Beijing :
Science Press. 8～42 (in Chinese)
14 　Liu J2S(刘景双) ,Sun X2L (孙雪利) , Yu J2B (于君宝) . 2000. Ni2
trogen content variation in litters of Deyeuxia angustif olia and
Carex lasiocarpa in Sanjing Plain. Chin J A ppl Ecol (应用生态学
报) ,11 (6) :898～902 (in Chinese)
15 　Liu J2S (刘景双) , Yang J2S (杨继松) , Yu J2B (于君宝) , et al .
2003. Study on vertical distribution of soil organic carbon in wet2
lands Sanjiang plain. J Soil W ater Cons (水土保持学报) ,17 (3) :5
～8 (in Chinese)
16 　Liu M2G(刘明国) ,Han H2Y(韩洪云) ,Liu X2Y(刘孝义) . 1998.
Soil conditions of forest2fitting land along river banks in semiarid re2
gion. Chin J A ppl Ecol (应用生态学报) ,9 (4) :371～375 (in Chi2
nese)
17 　Matthews E ,Fung IY. 1987. Methane emissions from natural wet2
lands : Global distribution ,area ,and environmental characteristics of
sources. Global Biogeo Cycle ,1 :61～86
18 　Mitsch WJ . 1986. Wetlands. New York : van Nostrand Reinhold
Company Inc. 89～125
19 　Murphy J , Riley J P. 1962. A modified single solution method for
the determination of phosphate in natural waters. A nal Chem Ac2
ta ,27 :31～36
20 　Peng P2Q (彭佩钦) ,Zhao Q2C(赵青春) ,Cai C2A(蔡长安) . 2004.
Countermeasure of sustainable agricultural development in the em2
bankment regions of Dongting Lake. Eco2Envi ron (生态环境) ,13
(1) :139～141 (in Chinese)
21 　Peng S2L (彭少麟) ,Ren H(任　海) ,Zhang Q2M (张倩媚) . 2003.
Theories and techniques of degraded wetland ecosystem restora2
tion. Chin J A ppl Ecol (应用生态学报) ,14 (11) :2026～2030 (in
Chinese)
22 　Ross DJ ,Cairn A. 1981. Nitrogen availability and microbial biomass
in stockpiled topsoils in southland. New Zealand J Sci ,24 : 137～
143
23 　Smith JL ,Paul EA. 1991. The significance of soil microbial biomass
estimations. In :Bollag J M , Stotzky G ,eds. Soil Biochemistry. New
York :Marcel Dekker Inc. 359～396
24 　The Institute of Soil Science ,Chinese Academy of Sciences(中国科
学院土壤研究所) . 1978. Soil Physics and Chemistry Analysis.
Shanghai :Shanghai Science and Technology Press. (in Chinese)
25 　Willium J M ,James GGJ . 1993. Wetland. New York :van Nostrand
Reinhold. 3～24
26 　Woodmansce RG ,Duncan DA. 1980. Nitrogen and phosphorus dy2
namics and bodges in annual greenlands. Ecology ,61 (4) :893～904
27 　Wu J ,Joergensen RG , Pommerening B , et al . 1990. Measurement
of soil microbial biomass by fumigation2extraction —An automated
procedure. Soil Biol Biochem ,20 :1167～1169
28 　Wu J2S (吴金水) . 1994. Soil organic matter and turnover dynam2
ics. In : He D2Y(何电源) ,eds. Soil Fertilit y and Fertilizing of the
Cultivating Crops in Southern China. Beijing :Science Press. 37～46
(in Chinese)
29　Xiang W2S (向万胜) ,Li W2H (李卫红) . 2001. Spatial2temporal
distribution of flood and water2logging disasters in Dongting Lake
area and control strategies. Chin J Ecol (生态学杂志) ,20 (2) :48
～51 (in Chinese)
30 　Xiao H2L (肖辉林) . 1999. Climate change in relation to soil organic
matter. Soil Envi ron Sci (土壤与环境) ,8 (4) :300～304 (in Chi2
nese)
31 　Yang Y2X (杨永兴) , Wang S2Y (王世岩) , He T2R (何太蓉) .
2001. Distribution characteristics and seasonal dynamics of phos2
phorus and potassium in wetland ecosystem in the Sanjiang Plain.
Chin J A ppl Ecol (应用生态学报) ,12 (4) :522～526 (in Chinese)
32 　Yin C2Q (尹澄清) . 1995. The ecological function ,protection and u2
tilization of land/ inland water ecotones. Acta Ecol S in (生态学
报) ,15 (3) :331～335 (in Chinese)
33 　Yu J2B (于君宝) , Wang J2D (王金达) ,Liu J2S (刘景双) . 2004.
Vertical distribution character of nutrients in peat of Sanjiang plain.
Chin J A ppl Ecol (应用生态学报) ,15 (2) :265～268 (in Chinese)
34 　Zhou JB ,Li SX. 1998. Relationships between soil microbial biomass
C and N and mineralizable nitrogen in some arable soils on Loess
Plateau. Pedosphere ,8 (4) :349～354
作者简介 　彭佩钦 ,男 ,1965 年生 ,副研究员 ,在职博士生.
主要从事土壤与环境生态方面的研究 ,发表论文 40 篇. E2
mail :pqpeng @isa. ac. cn
8781　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　应 　用 　生 　态 　学 　报 　　　　　　　　　　　　　　　　　　16 卷