植草恢復對侵蝕紅壤重組有機質的影響*

羅旭輝,詹杰,李秀峰,鄭仲登,王義祥,黃毅斌

(1.福建省農科院 農業生態研究所/福建省山地草業工程技術研究中心,福州350013;2.福建農林大學林學院,福州350002)

我國亞熱帶山地丘陵紅壤區植被受人為破壞嚴重,表土易遭受侵蝕,是我國僅次于黃土高原的嚴重侵蝕區[1]。該區開展了許多生態恢復與重建的研究與實踐,其中有關水土保持的研究主要集中于土壤基本理化性質、土壤酶、土壤水分、土壤溫度等方面[2-8],但對土壤有機質尤其是重組有機質的深入研究報道較少見。土壤有機質是土壤質量與健康的重要指標,對維持土壤生產力具重要作用[1],利用密度分組技術,將土壤有機質分為輕組和重組,重組有機質為主要存在于有機-無機復合體中,主要成分是腐殖質,在土壤水分、養分的保持及供應能力方面發揮重要的作用[9-10]。本文分析福建中亞熱帶紅壤侵蝕區人工植草與自然恢復11 a對土壤重組有機質的變化,為生態恢復實踐提供理論依據。

1 材料與方法

1.1 供試材料

1996年起在福建省尤溪縣西城鎮玉池村水土保持科教基地后山坡頂(北緯 26°25′,東經 117°57′),分別設立人工植草、自然恢復樣地,人工植草樣地種植威恩圓葉決明(Chamaecrista rotundifolia cv.Wynn)+百喜草(Paspalum notatum),每年定期清除雜草,自然恢復樣地進行封禁。試驗區屬中亞熱帶季風性濕潤氣候,全年實有日照時間1 781.7 h,占全年可照時間的40%,年降雨量1 600～1 800 mm,年均溫19.2℃,7月均溫26.6～28.9℃,1月均溫 8.0～12.0℃,無霜期312 d以上。土壤為第四紀山地紅壤,質地為黏土,樣地試驗前為油茶(Camelia oleif era)林,樣地周邊植被類型主要有以馬尾松(Pinusmassoniana Lamb.)、杉 木 (Cunninghamia lanceolata Hook.)為建群種的針葉林,針、闊、竹混交林,以及毛竹(Phyllostachysheterocycla cv.Pubescens)林。

1.2 取樣方法

2007年7月,在2個樣地開挖土壤剖面,進行剖面調查,人工恢復區A、B、C層分別為 0-15 cm、15-30 cm、30 cm 以下;自然恢復區A 、B、C層分別為0-10 cm、10-25 cm、25 cm以下土層。在A、B、C層取土壤環刀測定土壤容重、常規水分常數,并取250 g以上土樣,帶回試驗室,風干、磨樣,一部分供基本理化性質測定,另一部分供有機無機復合狀況及腐殖質結合形態測定。

1.3 測定項目與方法

1.3.1 土壤基本理化性質的測定[11]土壤含水量用烘干法,土壤容重及其他常規水分常數用環刀法,堿解氮用堿解擴散法,有效磷用鹽酸-鉬酸銨法,速效鉀用醋酸銨火焰光度計法,p H用pH計測定,有機碳用重鉻酸鉀氧化-外加熱法。

1.3.2 土壤有機無機復合狀況測定[12]采用傅積平修改法,首先測定全土有機碳含量,用密度為1.80的溴仿-乙醇混合液提取重組(分離2次),測定重組質量及有機碳含量,項目測定設3個重復。土壤復合量及原土復合度分別通過(1)、(2)式計算而得：

式中：H C——重組有機碳含量(g/kg);HW——重組質量(g);SC——全土有機碳含量(g/kg);SW——全土質量(g)。

1.3.3 腐殖質結合形態測定[13]按1.3.2中分離所得重組,用0.1 mol/L的NaOH(pH=12.4)淋洗重組分離所得上清液為松結合態組分,用0.1 mol/L的Na4P2O7(p H=13.0)繼續淋洗所得上清液為穩結合態組分,殘渣為緊結合態組分,最后用重鉻酸鉀氧化-外加熱法分別測定3個組分含碳量,項目測定設3個重復。

2 結果與分析

2.1 土壤剖面及性質

經11 a恢復,調查土壤剖面并測定部分理化性狀,結果表明(表1)：受定期除草的人工攏動影響,人工植草區土壤的A、B、C層均較自然恢復區下降5 cm,與植被凋落物及其分解情況,土壤流失淋溶作用相關的土壤p H和有效養分的分析結果表明,有效磷基本為痕量,堿解氮、速效鉀含隨土層加深而減少,但p H則呈增加趨勢。不同恢復措施間比較,上述化學性質指標無本質區別。

表1 不同恢復措施土壤部分理化性狀

2.2 有機無機復合狀況

對試驗樣地土壤剖面A、B、C層的土壤有機質分析結果表明(表2-3),土壤有機質呈明顯垂直差異,表現為A層＞B層＞C層,其中人工植草區的A層有機質含量比自然恢復下降2.64 g/kg,差異極顯著(P＜0.01)。有機無機復合狀況的分析結果表明,重組有機碳、土壤復合量亦表現為A層＞B層＞C層,原土復合度則呈相反變化趨勢,這與表層、亞表層凋落物較多,尚未分解的有機物質比例較高有關。

不同恢復措施間比較,人工植草區A、B、C層重組有機碳含量分別為18.19 g/kg、11.96 g/kg、7.11 g/kg,較自然恢復區無明顯差異;土壤復合量分別為17.58 g/kg 、11.71 g/kg 、6.84 g/kg,較后者略有提升,增幅為0.25～0.67 g/kg;原土復合度分別為85.93%、89.64%、95.09%,較后者提升 3.35～7.30%,但差異均未達顯著水平。

表2 不同恢復措施土壤有機碳含量

表3 不同恢復措施土壤復合量及原土復合度

2.3 腐殖質結合形態

分析測定試驗樣地土壤剖面A、B、C層的松、穩、緊結合態腐殖質的有機碳含量,用以表征有機質與土壤黏粒的結合態情況,結果表明松、穩、緊結合態腐殖質有機碳含量呈明顯垂直差異,表現為A層＞B層＞C層,與原土、重組有機碳含量變化趨勢一致。基于不同恢復措施的重組有機碳無差異(即腐殖質總量無差異)為基礎,進行腐殖質的不同結合態組成進行比較,結果表明(表4),不同結合態腐殖質所占比例存在差異,其中緊結合態有機無機復合體比例最高,占總結合態的 46.26%～59.79%,松結合態次高,占30.88%～45.05%,穩結合態最低,占 6.75%～11.61%;不同土層腐殖質在不同結合態的分配也有所差異,與A、B層比較,C層的松結合態腐殖質比例下降9.06%～14.17%,緊結合態則上升6.62%～13.53%,松緊比值下降0.292～0.457個單位,土壤腐殖質呈松結合態向緊結合態轉變的趨勢。

不同恢復措施間差異則主要體現在B層腐殖質不同結合態的變化以及C層腐殖質由松結合態向緊結合態轉變的幅度。在自然恢復區(表4),B層松結合態有機無機復合體比例下降5.11%,穩、緊結合態比例分別上升2.93%,2.18%,松/緊比值下降0.149個單位,而在人工植草區A、B土層有機無機復合體結合態組成則基本無變化。C層土壤有機無機復合體松/緊比值在自然恢復區下降0.308～0.457個單位,在人工植草區則僅下降0.292～0.328個單位,表現為人工植草區優于自然恢復區的趨勢。

表4 不同恢復措施的結合態腐殖質百分比及其松/緊比值

3 結論與討論

(1)在福建中亞熱帶紅壤山地,將侵蝕經濟林(油茶)改造成人工草地(人工植草)、封山育林(自然恢復)進行生態恢復,11 a后,A-C層土壤pH值為4.30～4.84,堿解氮達 78.92～173.00 mg/kg、有效磷＜1.0 mg/kg、速效鉀為15.20～35.10 mg/kg,對照福建省園地土壤養分的分級指標(試行)[13],磷、鉀素仍較缺乏,不同恢復措施基本無差異。土壤有機質含量10.28～33.31 g/kg,重組有機碳含量6.27～18.19 g/kg,不同土層的土壤理化性質、有機無機復合狀況呈明顯分異,其中速效養分、有機質隨土層加深呈下降趨勢,土壤復合量亦呈相同變化趨勢,與史吉平等在旱地紅壤的研究結果相符[14],土壤原土復合度隨土層加深則呈上升趨勢,與表層、亞表層凋落物較多,有機質總量高且未分解或半分解的輕組有機質比例較高有關,與熊毅的“高復合度的土壤,其有機質含量往往較低”觀點及彭新華等山地紅壤研究結果相符[15-16]。

(2)一般認為土壤有機質的含量與土壤質量存在正相關,因此恢復措施對侵蝕地土壤質量的影響也將反映土壤有機質的水平與質量。土壤有機質包括腐殖質類、非腐殖質類、有機殘體、土壤微生物體,其中由漫長的腐殖化過程而形成的土壤腐殖質是作物吸收養分的主要來源,亦是當前國內外土壤界研究重點[10]。研究表明長期恢復措施對土壤的培肥效果在腐殖化程度的提高,以及松、穩結合態腐殖質含量的增加上均有所體現[2,17-18],但不同的恢復措施對上述指標的貢獻有所差別,尤其是在有多種恢復措施可供選擇的熱帶、亞熱帶區。楊玉盛等[2]研究表明封禁育林措施較植草措施有利于侵蝕區土壤腐殖化程度提高,黃炎和等[18]研究表明,日本草(Borreria latisolia)等5種綠肥翻埋均可提高土壤腐殖質松/緊結合態比值,其中日本草作用最大。在本試驗中人工植草(圓葉決明+百喜草)與自然恢復(封禁)的土壤腐殖質總量基本無差異,且前者B、C土層的松/緊結合態比值較后者分別提高 0.108,0.040個單位,這與楊玉盛等[2]研究結果不一致,與他們試驗中植草效果不佳有關。恢復過程中,植被凋落物是影響土壤腐殖化過程的重要因素,自然恢復區凋落物以芒萁(Dicranopteris d ichotoma(Thunb.)Bernh)、珍珠茅(Scleria hebecarpa Nees)枯枝落葉為主,輔以少量油茶枯枝落葉,生物量較大,木質素含量較高;而人工植草區凋落物量主要為圓葉決明、百喜草枯枝落葉雖凋生物量較低,但其中易分解的纖維素、半纖維素含量較高,有利于加速其腐殖化過程。

[1] 謝錦升,楊玉盛,解明曙,等.植被恢復對退化紅壤輕組有機質的影響[J].土壤學報,2008,45(1)：170-175.

[2] 楊玉盛,何宗明,林光耀,等.退化紅壤治理模式對土壤肥力的影響[J].土壤學報,1998,35(2)：276-282.

[3] 謝錦升,楊玉盛,陳光水,等.侵蝕紅壤人工恢復的馬尾松林水源涵養功能[J].北京林業大學學報,2002,24(2)：48-51.

[4] 黃炎和,盧程隆,楊學震,等.侵蝕劣地果園套種綠肥對土壤肥力的影響[J].福建農業大學學報,1996,25(2)：204-207.

[5] 李發林,黃炎和,劉長全,等.土壤管理模式對幼齡果園根際土壤養分和酶活性的影響[J].福建農業學報,2002,17(2)：112-115.

[6] 鄭仲登,黃毅斌,翁伯琦,等.福建山地綜合開發中紅壤保育研究：I.不同墾殖方式對果園生態系統的影響[J].中國生態農業學報,2003,11(3)：149-151.

[7] 向佐湘,肖潤林,王久榮,等.間種白三葉草對亞熱帶茶園土壤生態系統的影響[J].草業學報,2008,17(1)：29-35.

[8] 徐明崗,文石林,高菊生.紅壤丘陵區不同種草模式的水土保持效果與生態環境效應[J].水土保持學報,2001,15(1)：77-80.

[9] 熊毅,陳家坊.土壤膠體：土壤膠體的性質[M].北京：科學出版社,1990：2-11.

[10] 武天云,Jeff J,李鳳民.土壤有機質概念和分組技術研究進展[J].應用生態學報,2004,15(4)：717-722.

[11] 中國科學院南京土壤研究所.土壤理化分析[M].上海：上海科技出版社,1978.

[12] 傅積平,張紹德,褚金海.土壤有機無機復合度測定法[J].土壤肥料,1978(4)：40-42.

[13] 傅積平.土壤結合態腐殖質分組測定[J].土壤通報,1983(2)：36-37.

[13] 福建省土肥站.我省耕地、園地土壤養分分級指標初步確定[EB].2009-06-22[2009-07-14]http：//www.fjagri.gov.cn/html/2009/06/22/38683.html

[14] 史吉平,張夫道,林葆.長期定位施肥對土壤有機無機復合狀況的影響[J].植物營養與肥料學報,2002,8(2)：131-136.

[15] 熊毅.土壤有機無機復合與土壤肥力[J].土壤,1982(5)：161-167.

[16] 彭新華,李元沅,趙其國.我國中亞熱帶山地土壤有機質研究[J].山地學報,2001,19(6)：489-496.

[17] 馬興旺,趙成義,李寧.退化草場恢復時土壤有機礦質復合體中結合態腐殖質變化[J].水土保持學報,2000,14(3)：22-26.

[18] 黃炎和,盧程隆,楊學震.有機物料對閩南侵蝕劣地土壤有機質的影響[J].福建農業大學學報,1994,23(4)：440-445.