蘇北灘涂圍墾區(qū)土壤碳氮磷含量及其生態(tài)化學(xué)計(jì)量特征

朱鳳武，徐彩瑤，濮勵(lì)杰，陳一銘，王小涵

（1.江蘇省土地勘測(cè)規(guī)劃院，江蘇 南京 210024；2.國(guó)土資源部海岸帶開發(fā)與保護(hù)重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，江蘇 南京 210023；3.南京大學(xué)地理與海洋科學(xué)學(xué)院，江蘇 南京 210023）

1 引言

生態(tài)化學(xué)計(jì)量學(xué)是近年來新興的生態(tài)學(xué)研究領(lǐng)域，是生態(tài)學(xué)與生物化學(xué)、土壤化學(xué)研究領(lǐng)域的新方向。目前，碳（C）、氮（N）、磷（P）生態(tài)化學(xué)計(jì)量（C∶N∶P）特征的研究受到國(guó)內(nèi)外學(xué)者的廣泛關(guān)注，是研究土壤—植物相互作用與碳、氮、磷循環(huán)的新思路[1]。Redfield早在1934年關(guān)注浮游生物和海水中的有機(jī)衍生物，后于1958年刊文表明浮游生物和海水中C∶N∶P均接近106∶16∶1，這一比例被稱為“Redfield 比值（Redfield ratio）”[2-3]。2002年出版的Ecological stoichiometry:The biology of elements from molecules to the biosphere，正式標(biāo)志著生態(tài)化學(xué)計(jì)量學(xué)理論的建立，成為聯(lián)系分子水平化學(xué)過程與生態(tài)系統(tǒng)水平生態(tài)過程的有效工具[4]。隨后，許多學(xué)者開展了一系列碳氮磷生態(tài)化學(xué)計(jì)量特征研究，試圖分析陸地生態(tài)系統(tǒng)中生物和土壤的C∶N∶P是否存在與海洋生態(tài)系統(tǒng)相似的規(guī)律[5-7]。Cleveland和Liptzin總結(jié)了全球土壤碳氮磷的化學(xué)計(jì)量特征[8]；Tian等研究發(fā)現(xiàn)中國(guó)整體土壤的C∶N、C∶P、N∶P的平均比值為11.9、61和5.2，C∶N∶P基本在60∶5∶1[9]；張仲勝等分析了中國(guó)濕地土壤C∶N、C∶P和N∶P的質(zhì)量比為15.62、94.92和6.14，高于中國(guó)及世界土壤中C∶N、C∶P和N∶P的平均值[10]。土壤C∶N∶P研究可以揭示土壤C、N、P的循環(huán)和平衡機(jī)制，從而對(duì)揭示生態(tài)系統(tǒng)過程影響因素及其作用機(jī)制，加深對(duì)生態(tài)系統(tǒng)碳匯潛力及其對(duì)氣候變化的響應(yīng)的認(rèn)識(shí)，具有重要的生態(tài)指示作用[11]。

沿海圍墾區(qū)處于海陸交錯(cuò)帶，經(jīng)歷著以自然景觀為主的自然濕地生態(tài)系統(tǒng)演變?yōu)橐匀斯ぞ坝^為主的人工陸地生態(tài)系統(tǒng)的過程，是一個(gè)系統(tǒng)平衡被打破后逐漸再重塑的生態(tài)敏感區(qū)。灘涂濕地的圍墾有助于緩解人地矛盾，促進(jìn)區(qū)域經(jīng)濟(jì)發(fā)展，同時(shí)會(huì)嚴(yán)重破壞濱海濕地的生態(tài)結(jié)構(gòu)和功能及其生態(tài)平衡。江蘇省海岸線綿延954 km，濱海濕地面積約占中國(guó)濕地面積的1/4，面積約為9.97×103 km2[12]，是中國(guó)集中連片面積最大、生態(tài)類型最為齊全且淤長(zhǎng)速度最快的灘涂[13]，且每年以較快的速度向外淤長(zhǎng)[14]。2009年國(guó)務(wù)院通過的《江蘇沿海地區(qū)發(fā)展規(guī)劃》計(jì)劃到2020年圍墾江蘇沿海濕地面積近1800 km2，主要圍墾區(qū)域集中在射陽、大豐、東臺(tái)和如東，其中東臺(tái)市是圍墾規(guī)模最大的區(qū)域[15]。高強(qiáng)度、大規(guī)模的圍墾活動(dòng)導(dǎo)致沿海灘涂地區(qū)土地利用方式發(fā)生劇烈變化，而土地利用方式的改變將打破原有的碳氮磷平衡，從而顯著地影響灘涂濕地生態(tài)系統(tǒng)的生物地球化學(xué)循環(huán)過程。本文以江蘇省東臺(tái)圍墾區(qū)為例，分析圍墾區(qū)土壤C∶N∶P特征變化特征，以期深入理解人類圍墾活動(dòng)對(duì)土壤性質(zhì)演變過程的影響，這不僅有助于揭示圍墾對(duì)土壤性質(zhì)的影響，也為今后開展圍墾活動(dòng)影響下土壤碳固定、養(yǎng)分循環(huán)等研究以及沿海土地資源的可持續(xù)開發(fā)利用管理模式的制定提供參考。

2 材料與方法

2.1 研究區(qū)概況

江蘇省東臺(tái)灘涂圍墾區(qū)（32°40′00″—32°52′00″N，120°45′00″—120°57′00″E），位于長(zhǎng)江和黃河入?？谥g，擁有豐富的泥沙沉積物來源，屬于亞熱帶海洋性季風(fēng)氣候，降雨主要集中在6—8月，雨熱同季，四季分明，年均降水量為1051.0 mm，年均氣溫14.6℃。圍墾后土地主要用于農(nóng)、漁業(yè)開發(fā)，以及少量林業(yè)和工業(yè)。耕地主要種植作物有水稻、小麥、大豆、油菜和玉米，采用一年兩季輪作模式。

2.2 樣品采集與測(cè)定

基于“時(shí)空替代法”，按照圍墾時(shí)間序列選擇蹲門墾區(qū)（1956年完成圍墾）、長(zhǎng)三角墾區(qū)（1971年完成圍墾）、新東墾區(qū)（1980年完成圍墾）、三倉(cāng)片墾區(qū)（1997年完成圍墾）、梁南墾區(qū)和弶東墾區(qū)（2009年完成圍墾）、方南墾區(qū)（2001年完成圍墾）、條子泥墾區(qū)（2013年完成圍墾）7個(gè)墾區(qū)以及堤外未圍墾的自然灘涂（光灘，CK）為研究對(duì)象，土地利用類型包括林地和耕地（大豆—小麥輪作）。野外采樣于2016年1月進(jìn)行，采樣前后天氣晴朗無雨，在各墾區(qū)內(nèi)不同土地利用類型內(nèi)選取3個(gè)樣點(diǎn)并重復(fù)取樣，各樣點(diǎn)去除表層覆被，利用內(nèi)徑為50 mm的土鉆采集兩個(gè)0—100 cm的土柱，按照20 cm間隔進(jìn)行現(xiàn)場(chǎng)分層切割，兩個(gè)土柱同層混合后，分別裝入編號(hào)的自封袋中，并記錄土壤剖面狀況及周圍植被狀況。所有土樣經(jīng)自然風(fēng)干后過2 mm篩，裝入自封袋保存?zhèn)溆谩?/p>

土壤全氮（TN）的測(cè)定使用CHN-O-Rapid元素分析儀（德國(guó)Heraeus公司），精密度CN≤±0.3%。土壤有機(jī)碳（TOC）的測(cè)定采用低溫外熱重鉻酸鉀氧化—比色法，土壤全磷（TP）的測(cè)定采用濃硫酸—高氯酸消煮，鉬銻抗比色法。

2.3 數(shù)據(jù)處理與分析

土壤碳氮磷生態(tài)化學(xué)計(jì)量特征包括TOC∶TN（C∶N），TOC∶TP（C∶P）和TN∶TP（N∶P）。借助SPSS 18.0統(tǒng)計(jì)軟件對(duì)單一要素間進(jìn)行單因素方差分析，然后對(duì)整體結(jié)果進(jìn)行多因素方差分析，利用SNK法（或Games-Howell法，方差非齊性時(shí)采用）檢驗(yàn)比較不同土壤深度、圍墾時(shí)間和土地利用方式對(duì)土壤TOC、TN和TP及其生態(tài)化學(xué)計(jì)量特征影響的顯著性?；谝话憔€性模型 （General Linear Models，GLM），引入偏Eta平方值（Partial Eta Squared，pη2）來分析圍墾時(shí)間、土地利用方式和土壤深度及其交互作用對(duì)土壤碳氮磷及其生態(tài)化學(xué)計(jì)量特征變異的貢獻(xiàn)率大小，當(dāng)1%＜pη2＜6%表示低度影響效應(yīng)，6%＜pη2＜14%表示中度影響效應(yīng)，pη2＞14%表示高度影響效應(yīng)；將pη2轉(zhuǎn)換為百分率后即為變異貢獻(xiàn)率[16-17]。利用R語言（R version 3.4.0，R Core Team）進(jìn)行Pearson相關(guān)分析。

3 結(jié)果與分析

3.1 沿海灘涂圍墾區(qū)土壤碳氮磷含量變化特征

圍墾活動(dòng)影響下土壤TOC和TN逐漸升高且在圍墾后7—15年，土壤TOC和TN增長(zhǎng)幅度加大，而TP含量出現(xiàn)下降的趨勢(shì)。土壤深度、圍墾年限和土地利用方式均對(duì)土壤TOC含量產(chǎn)生極顯著的高度影響效應(yīng)（P＜0.001），貢獻(xiàn)率分別是63.03%、35.71%和34.69%（表1）。經(jīng)過60年的圍墾開發(fā)，0—100 cm土壤TOC含量由光灘的0.764 g/kg升至3.66 g/kg，其中0—20 cm土壤TOC含量由0.718 g/kg升至8.083 g/kg，且圍墾后45年內(nèi)40—100 cm土壤TOC仍維持在較低水平。不同土地利用方式下土壤TOC的總體趨勢(shì)為林地＞耕地＞草地＞光灘，同一圍墾年限下土壤TOC含量表現(xiàn)為林地高于耕地。

不同土壤深度、圍墾年限和土地利用方式下土壤TN含量均呈現(xiàn)極顯著差異（P＜0.001），三大影響因素的貢獻(xiàn)率分別是63.69%、46.54%和9.6%；圍墾年限和土地利用方式的交互作用具有極顯著的高度影響效應(yīng)（P＜0.001）（表1）。圍墾60年后，0—100 cm土壤TN含量從光灘的0.152 g/kg增至0.534 g/kg，其中0—20 cm土壤TN含量由0.127 g/kg升至1.052 g/kg。不同土地利用方式下，0—100 cm土壤TN含量排序?yàn)榱值兀靖兀静莸兀竟鉃?/p>

土壤TP含量在不同土壤深度下呈現(xiàn)極顯著差異（P＜0.001），且土壤深度對(duì)其影響的貢獻(xiàn)率為15.3%，而土地利用方式和圍墾年限對(duì)其無顯著影響（P＞0.05），圍墾年限和土地利用方式的交互作用具有高度影響效應(yīng)（P＜0.05）（表1）。圍墾活動(dòng)影響下，0—100 cm土壤TP含量呈現(xiàn)小幅度波動(dòng)變化，由光灘的0.739 g/kg先減后增至最大值（圍墾后35年，0.762 g/kg）最后在圍墾后60年降至最低值0.681 g/kg，其中0—20 cm土壤TP含量也經(jīng)歷了先增后減的變化趨勢(shì)，由0.676 g/kg升至最高值（圍墾45年的耕地土壤，1.044 g/kg）后于圍墾后60年降至0.865 g/kg。

表1 圍墾年限、土地利用方式和土壤深度對(duì)土壤碳氮磷及其生態(tài)化學(xué)計(jì)量特征的影響和貢獻(xiàn)率Tab.1 Effects of reclamation year, land use/cover type and soil depth on soil TOC, TN, TP and C∶N∶P

3.2 沿海灘涂圍墾區(qū)土壤碳氮磷生態(tài)化學(xué)計(jì)量特征變化

隨著圍墾年限的增加，土壤C∶N呈現(xiàn)波動(dòng)變化（林地和草地要高于耕地和光灘），但整體相對(duì)較為穩(wěn)定；土壤C∶P和N∶P的變化趨勢(shì)相似，隨著圍墾年限的增加而升高。多因素方差分析表明，土壤C∶N受土地利用方式的極顯著影響（P＜0.001），圍墾年限和土壤深度對(duì)其產(chǎn)生顯著影響（P＜0.01）；土地利用方式、圍墾年限和土壤深度的貢獻(xiàn)率分別是63.28%、12.23%和11.87%，土壤深度和土地利用方式的交互作用亦具有極顯著的高度影響效應(yīng)（P＜0.001）（表1）?？傮w看來，0—100 cm土壤C∶N先升高后降低，在圍墾15年達(dá)到最大（均值為7.123），比值總體在6.67左右波動(dòng)：隨著圍墾年限的增加，土壤C∶N由5.115變?yōu)?.225；林地與草地的C∶N值（均值在8左右）高于耕地和光灘的C∶N（均值在5左右），且林地和草地之間差異不顯著（P＞0.05）。光灘和耕地土壤C∶N隨著土壤深度的增加而減少，草地和林地土壤C∶N常表現(xiàn)為20—100 cm高于0—20 cm。0—20 cm土壤C∶N經(jīng)過60年的圍墾活動(dòng)由5.581增至7.675。

土壤C∶P受土壤深度、圍墾年限和土地利用方式的高度影響（P＜0.001），三大影響因素的貢獻(xiàn)率分別為55.76%、41.04%和35.27%；土壤深度及圍墾年限和土地利用方式的交互作用亦具有顯著影響效應(yīng)（P＜0.05），其中土壤深度與土地利用方式的交互效應(yīng)更大（表1）。隨著圍墾年限的增加，土壤C∶P由1.041升至5.082。不同土地利用方式下土壤C∶P趨勢(shì)為林地＞耕地＞草地＞光灘，且隨著土壤深度的增加而減少。0—20 cm土壤C∶P在60年的人類圍墾活動(dòng)影響下由1.052增至9.440（林地為11.601）。

土壤N∶P受土壤深度、圍墾年限和土地利用方式的影響（P＜0.001），三者的貢獻(xiàn)率分別為55.19%、51.55%和10.64%（表1），圍墾年限和土地利用方式的交互作用有極顯著的高度影響效應(yīng)（P＜0.001）。隨著圍墾年限的增加，土壤N∶P從0.206增至0.752，不同土地利用方式下的趨勢(shì)為林地＞耕地＞草地＞光灘。0—20 cm土壤N∶P在60年的人類圍墾活動(dòng)影響下由0.188增至1.221。

4 討論與結(jié)論

4.1 沿海灘涂圍墾活動(dòng)對(duì)土壤碳氮磷含量的影響

土壤養(yǎng)分元素的來源決定了其影響因素：土壤碳和氮主要來源于植物地上地下凋落物的分解，其含量受植被、氣候、人為活動(dòng)等影響較大；土壤磷主要來源于巖石風(fēng)化，其含量大小更大程度上取決于土壤母質(zhì)，受人為影響較小[18]。在60年的圍墾開發(fā)活動(dòng)影響下，0—100 cm灘涂土壤TOC和TN逐漸升高，這主要是由于人類耕作活動(dòng)（如秸稈還田、化肥施用等）使得碳氮的輸入量大于流失量。隨著圍墾年限的增加，灘涂表層土壤碳氮含量不斷增加的情況在其他研究者的分析中得到驗(yàn)證，如江蘇省如東圍墾區(qū)耕地土壤[13]、江蘇省東臺(tái)圍墾區(qū)耕地土壤[19]、西班牙北部的比斯開灣[20]。圍墾活動(dòng)下0—100 cm土壤TP含量出現(xiàn)輕微下降的總體趨勢(shì)，這一結(jié)果與高建華等[21]的研究一致，這主要是在小尺度的研究區(qū)內(nèi)，土壤母質(zhì)可能相同，磷素由于人類擾動(dòng)加速土壤有機(jī)磷的分解并隨著地表徑流而流失，甚至流向光灘，使得光灘TP含量高于圍墾后土壤。同一圍墾年限下林地土壤TOC和TN含量高于耕地，這主要是由于林地內(nèi)凋落物豐富且人類干擾較小，而人類耕作活動(dòng)對(duì)耕地土壤的擾動(dòng)使得耕地土壤碳氮損失。此外，有學(xué)者針對(duì)圍墾活動(dòng)下土壤質(zhì)量變化軌跡進(jìn)行刻畫得出，圍墾60年來土壤質(zhì)量經(jīng)歷急劇提高（10年）—相對(duì)穩(wěn)定（10—30年）—持續(xù)提高（40—60年）的過程[22]。同時(shí)張晶等亦指出圍墾10年是土壤養(yǎng)分變化的轉(zhuǎn)折點(diǎn)[13]，本文中土壤TOC和TN在圍墾后7—15年增長(zhǎng)幅度加大也印證了這一點(diǎn)。

土地利用變化是人類活動(dòng)在地球表層系統(tǒng)最直接的體現(xiàn)。圍墾年限和土地利用方式是圍墾活動(dòng)在陸海梯度上的時(shí)空表征：隨著圍墾年限的增加，人類活動(dòng)強(qiáng)度加大，土地利用方式發(fā)生著相應(yīng)的變化；兩者之間密切相關(guān)，是引起土壤養(yǎng)分變化的主要因子。土壤深度是影響土壤養(yǎng)分垂直分布的重要因素。本文分析了圍墾年限、土地利用方式以及土壤深度對(duì)TOC、TN和TP含量變化的影響及貢獻(xiàn)率表明，土壤深度在灘涂圍墾區(qū)的影響最大。土壤深度對(duì)碳氮磷儲(chǔ)量的影響適用于多種地貌類型或地理環(huán)境，多數(shù)養(yǎng)分含量隨著土壤深度的增加而減少[23]，有學(xué)者對(duì)黃土丘陵區(qū)[24]和黃河三角洲區(qū)域[25]的研究亦指出，土壤TOC和TN隨著土壤深度的增加而降低，而土壤TP變化較為穩(wěn)定，與本文結(jié)果一致，但人類活動(dòng)（圍墾年限和土地利用方式）對(duì)土壤碳、氮、磷元素的儲(chǔ)量及其循環(huán)過程也有著深刻影響。邵學(xué)新等[26]和吳明等[27]指出土地利用方式的變化是影響杭州灣濕地土壤TOC的主要原因；許鑫王豪等[28]表明鹽城濱海濕地光灘的TOC為0.69 g/kg，與本文結(jié)果接近，其研究還指出，光灘TOC含量明顯低于其他有植被覆蓋的潮灘，且互花米草灘最大（10.34 g/kg），可以看出土地利用與覆被變化對(duì)土壤TOC含量產(chǎn)生較大影響。對(duì)不同土地利用方式下土壤TOC、TN和TP進(jìn)行相關(guān)分析表明，TOC和TN在各土地利用方式下均表現(xiàn)出極顯著的正相關(guān)，Yang等[29]也指出這種關(guān)系存在于其他的生態(tài)系統(tǒng)和不同的演替階段中；TN與TP以及TOC和TP在耕地和林地下才表現(xiàn)出極顯著的正相關(guān)，且相關(guān)系數(shù)較低，這一點(diǎn)與王維奇等[30]在閩江河口的研究一致。

4.2 沿海灘涂圍墾活動(dòng)對(duì)土壤碳氮磷生態(tài)化學(xué)計(jì)量特征的影響

土壤 C、N、P 三者之間相互平衡、相互制約，土壤C∶N∶P生態(tài)化學(xué)計(jì)量比值差異能反映并影響這種關(guān)系。土壤C∶N主要通過影響微生物繁殖和活動(dòng)來影響有機(jī)質(zhì)分解速率，從而影響土壤C、N循環(huán)，是評(píng)價(jià)土壤質(zhì)量的重要指標(biāo)[10]；土壤N∶P可作為N飽和的診斷指標(biāo)，并被用于確定養(yǎng)分的閾值。微生物需要C∶N約為25∶1的底物來滿足它們的需氮量[18]，且當(dāng)C∶N在15—25時(shí)，有機(jī)質(zhì)供肥狀況優(yōu)越，C∶N較小時(shí)，微生物分解活動(dòng)能力增強(qiáng)而使土壤有效養(yǎng)分增加[31]。經(jīng)過60年的圍墾開發(fā)，研究區(qū)土壤C∶N總體在6.797左右，表明土壤有機(jī)質(zhì)供肥狀況較差，但微生物分解活動(dòng)能力較強(qiáng)而使土壤有效養(yǎng)分增加。此外，多數(shù)情況下，土壤C∶N波動(dòng)不大，且在不同土壤深度無顯著差異，主要是因?yàn)镃、N具有極顯著的正相關(guān)關(guān)系，對(duì)環(huán)境變化的響應(yīng)幾乎同步，研究[8，22，29]指出這種關(guān)系存在于不同生態(tài)系統(tǒng)和演替階段中。同時(shí)，光灘和耕地土壤C∶N隨著土壤深度的增加而減少，草地和林地土壤C∶N常表現(xiàn)為20—100 cm高于0—20 cm。研究表明土壤C∶N與有機(jī)質(zhì)分解速率成反比[32]，基于此，本文中光灘和耕地深層土壤具有較高的碳固存能力，而草地和林地表層土壤碳固存高于深層。土壤N∶P和C∶P在不同土壤深度、土地利用方式以及圍墾年限下的變化趨勢(shì)較為一致，且均表現(xiàn)為隨著土壤深度的增加而減少，這主要?dú)w因于土壤TOC和TN含量之間的高度協(xié)同關(guān)系。同一圍墾年限下林地土壤C∶P和N∶P要高于耕地，說明林地土壤更易受到磷素的限制，而耕地常由于人為施肥等耕作管理措施為其提供了更多的磷素來源。

土壤C∶N∶P主要受區(qū)域水熱條件和成土作用特征的控制，由于氣候、地貌、植被、母質(zhì)、年代、土壤動(dòng)物等土壤形成因子和人類活動(dòng)的影響，土壤C、N、P總量變化大，使得土壤C∶N∶P的空間變異性較大[32]。本文以土地利用方式和圍墾年限來表征人類活動(dòng)強(qiáng)度，比較了土地利用方式、圍墾年限和土壤深度之間對(duì)土壤C∶N∶P變異的貢獻(xiàn)大小，其中，土地利用方式對(duì)土壤C∶N的影響最大，說明C∶N對(duì)土地利用變化的響應(yīng)較敏感。周正虎等[11]對(duì)東北溫帶幼齡林的研究指出，N∶P作為土地利用變化的敏感指標(biāo)要優(yōu)于C∶N和C∶P，造成這種差異的原因可能是研究區(qū)的不同。土壤深度對(duì)土壤N∶P和C∶P的影響最大，均超過了55%，主要是因?yàn)橥寥郎疃葘?duì)TOC、TN和TP都產(chǎn)生了最大的影響。本文僅分析了圍墾活動(dòng)下土壤TOC、TN和TP含量以及C∶N∶P的變化，對(duì)影響這一變化的外在因子（如氣候、植被、土壤其他物理化學(xué)性質(zhì)等）均未涉及，為更加深刻揭示這一區(qū)域土壤C∶N∶P特征變化機(jī)制，后續(xù)應(yīng)結(jié)合多種物理、化學(xué)和生物因素加以分析。

4.3 結(jié)論

（1）人類圍墾活動(dòng)促進(jìn)灘涂土壤TOC和TN的積累，對(duì)TP的影響較小。在60年的圍墾開發(fā)影響下，0—100 cm土壤TOC含量由0.764 g/kg升至3.66 g/kg，TN含量從0.152 g/kg增至0.534 g/kg，TP含量由0.739 g/kg降至0.681 g/kg，而0—20 cm土壤中TOC、TN和TP含量分別從0.718 g/kg、0.127 g/kg和0.676 g/kg升至8.083 g/kg、1.052 g/kg和0.865 g/kg。不同土地利用方式下土壤TOC和TN含量的總體趨勢(shì)為林地＞耕地＞草地＞光灘。

（2）經(jīng)過60年的圍墾活動(dòng)，0—100 cm灘涂土壤C∶N先升高后降低，總體在6.797左右波動(dòng)，C∶P由1.041升至5.082，N∶P從0.206增至0.752，0—20 cm土壤C∶N、C∶P和N∶P經(jīng)過60年的圍墾活動(dòng)分別由5.581增至7.675，由1.052增至9.440，由0.188增至1.221。不同土地利用方式下土壤C∶N、C∶P和N∶P的總體趨勢(shì)為林地＞耕地＞草地＞光灘。

（3）圍墾后60年土壤碳氮含量仍低于全國(guó)和全球的平均水平，土壤有機(jī)質(zhì)供肥狀況較差。土壤深度對(duì)TOC、TN和TP含量變化的影響及貢獻(xiàn)率高于圍墾年限和土地利用方式；圍墾年限和土地利用方式對(duì)土壤TOC和TN含量產(chǎn)生極顯著的高度影響效應(yīng)，但對(duì)TP含量無顯著影響。

（References）：

［1］ H. A. Mooney, P. M. Vitousek, P. A. Matson. Exchange of Materials between Terrestrial Ecosystems and the Atmosphere［J］ . Science，1987，238（4829）：926 - 932.

［2］ A. C. Redfield. The Biological Control of Chemical Factors in the Environment［J］ . Science Progress，1960，11（11）：150.

［3］ A. C. Redfield. On the proportions of organic derivatives in a sea water and their relation to the composition of plankton［M］ . Livepool:Livepoor University Press，1934：177 - 192.

［4］ R. W. Sterner, J. J. Elser. Ecological stoichiometry: the biology of elements from molecules to the biosphere［M］ . United kingdom:Princeton University Press，2002.

［5］ R. L. Sinsabaugh, B. H. Hill, J. J. F. Shah. Ecoenzymatic stoichiometry of microbial organic nutrient acquisition in soil and sediment［J］ .Nature，2009，462（7274）：795 - 798.

［6］ M. E. McGroddy, T. Daufresne, L. O. Hedin. Scaling of C∶N∶P Stoichiometry in Forests Worldwide: Implications of Terrestrial Redfield-type Ratios［J］ . Ecology，2004，85（9）：2390 - 2401.

［7］ J. J. Elser, D. R. Dobberfuhl, N. A. MacKay, et al. Organism size, life history, and N: P stoichiometry toward a unified view of cellular and ecosystem processes［J］ . BioScience，1996，4（69）：674 - 684.

［8］ C. C. Cleveland, D. Liptzin. C: N: P stoichiometry in soil: is there a“ Redfield ratio” for the microbial biomass?［J］ . Biogeochemistry，2007，8（53）：235 - 252.

［9］ H. Tian, G. Chen, C. Zhang, et al. Pattern and variation of C∶N:P ratios in China’s soils: a synthesis of observational data［J］ .Biogeochemistry，2010，9（81）：139 - 151.

［10］ 張仲勝，呂憲國(guó)，薛振山，等. 中國(guó)濕地土壤碳氮磷生態(tài)化學(xué)計(jì)量學(xué)特征研究［J］ . 土壤學(xué)報(bào)，2016（，5）：1160 - 1169.

［11］ 周正虎，王傳寬，張全智. 土地利用變化對(duì)東北溫帶幼齡林土壤碳氮磷含量及其化學(xué)計(jì)量特征的影響［J］ . 生態(tài)學(xué)報(bào)，2015，（20）：6694 - 6702.

［12］ 李建國(guó)，濮勵(lì)杰，徐彩瑤，等. 1977—2014年江蘇中部濱海濕地演化與圍墾空間演變趨勢(shì)［J］ . 地理學(xué)報(bào)，2015，7（01）：17 - 28.［13］ 張晶，濮勵(lì)杰，朱明，等. 如東縣不同年限灘涂圍墾區(qū)土壤pH與養(yǎng)分相關(guān)性研究［J］ . 長(zhǎng)江流域資源與環(huán)境，2014，2（32）：225 -230.

［14］ 張曉祥，嚴(yán)長(zhǎng)清，徐盼，等. 近代以來江蘇沿海灘涂圍墾歷史演變研究［J］ . 地理學(xué)報(bào)，2013，6（811）：1549 - 1558.

［15］ 國(guó)家發(fā)展改革委. 江蘇沿海地區(qū)發(fā)展規(guī)劃［Z］ . 2009.

［16］ J. Cohen. Statistical power analysis for the behavioral sciences（ revised ed.）［M］ . New York: Academic Press，1977.

［17］ 鄧小華，謝鵬飛，彭新輝，等. 土壤和氣候及其互作對(duì)湖南烤煙部分中性揮發(fā)性香氣物質(zhì)含量的影響［J］ . 應(yīng)用生態(tài)學(xué)報(bào)，2010（，8）：2063 - 2071.

［18］ F. S. Chapin III, P. A. Matson, P. Vitousek. Principles of terrestrial ecosystem ecology［M］ . New York: Springer Science & Business Media，2011.

［19］ 張濛，濮勵(lì)杰，王小涵，等. 長(zhǎng)期耕種對(duì)江蘇沿海圍墾區(qū)濱海鹽土理化性質(zhì)和小麥產(chǎn)量的影響［J］ . 生態(tài)學(xué)報(bào)，2016，36（16）：5088 - 5097.

［20］ S. Fern á ndez, C. San ít n, J. Marq uí nez, et al. Saltmarsh soil evolution after land reclamation in Atlantic estuaries（ Bay of Biscay, North coast of Spain）［J］ . Geomorphology，2010，11（44）：497 - 507.

［21］ 高建華，白鳳龍，楊桂山，等. 蘇北潮灘濕地不同生態(tài)帶碳、氮、磷分布特征［J］ . 第四紀(jì)研究，2007，2（75）：756 - 765.

［22］ 王琪琪，濮勵(lì)杰，朱明，等. 沿海灘涂圍墾區(qū)土壤質(zhì)量演變研究——以江蘇省如東縣為例［J］ . 地理科學(xué)，2016，3（62）：256 - 264.

［23］ E. G. Jobbágy, R. B. Jackson. The distribution of soil nutrients with depth: Global patterns and the imprint of plants［J］ .Biogeochemistry，2001，5（31）：51 - 77.

［24］ 呂金林，閆美杰，宋變蘭，等. 黃土丘陵區(qū)刺槐、遼東櫟林地土壤碳、氮、磷生態(tài)化學(xué)計(jì)量特征［J］ . 生態(tài)學(xué)報(bào)，2017，3（710）：1 - 9.

［25］ 劉興華，陳為峰，段存國(guó)，等. 黃河三角洲未利用地開發(fā)對(duì)植物與土壤碳、氮、磷化學(xué)計(jì)量特征的影響［J］ . 水土保持學(xué)報(bào)，2013（，2）：204 - 208.

［26］ 邵學(xué)新，楊文英，吳明，等. 杭州灣濱海濕地土壤有機(jī)碳含量及其分布格局［J］ . 應(yīng)用生態(tài)學(xué)報(bào)，2011，2（23）：658 - 664.

［27］ 吳明，邵學(xué)新，胡鋒，等. 圍墾對(duì)杭州灣南岸濱海濕地土壤養(yǎng)分分布的影響［J］ . 土壤，2008，4（05）：760 - 764.

［28］ 許鑫王豪，趙一飛，鄒欣慶，等. 鹽城濱海濕地表層沉積物有機(jī)碳特征［J］ . 自然資源學(xué)報(bào)，2014，2（911）：1957 - 1967.

［29］ Y. H. Yang, J. Y. Fang, D. L. Guo, et al. Vertical patterns of soil carbon, nitrogen and carbon: nitrogen stoichiometry in Tibetan grasslands［J］ . Biogeosciences Discuss.，2010，（71）：1 - 24.

［30］ 王維奇，曾從盛，鐘春棋，等. 人類干擾對(duì)閩江河口濕地土壤碳、氮、磷生態(tài)化學(xué)計(jì)量學(xué)特征的影響［J］ . 環(huán)境科學(xué)，2010，（10）：2411 - 2416.

［31］ 秦曉佳，丁貴杰. 不同林齡馬尾松人工林土壤有機(jī)碳特征及其與養(yǎng)分的關(guān)系［J］ . 浙江林業(yè)科技，2012，3（22）：12 - 17.

［32］ 王紹強(qiáng)，于貴瑞. 生態(tài)系統(tǒng)碳氮磷元素的生態(tài)化學(xué)計(jì)量學(xué)特征［J］ . 生態(tài)學(xué)報(bào)，2008，2（88）：3937 - 3947.