黃土丘陵區草地表層土壤固碳特征及影響因素

王瓊芳， 陳云明， 曹 揚， 崔 靜， 張 婷

(1.張家川回族自治縣水務局， 甘肅 天水 741500； 2.西北農林科技大學, 黃土高原土壤侵蝕與旱地農業國家重點實驗室， 陜西 楊凌 712100； 3.西北農林科技大學 資源環境學院， 陜西 楊凌 712100)

草地植被恢復是影響SOC積累的重要因素，其通過面積的增加，提高植被生物量生產，從而增加SOC含量[1]。黃土丘陵區是中國生態環境脆弱、水土流失嚴重地區之一，是進行生態環境建設和水土流失治理的重點區域[2]。自1998年國家在這一地區實施坡耕地“退耕還林還草”以來，形成了不同年限的退耕荒地，不僅在水土流失治理、改善生態環境等方面起著十分重要的作用，同時也對區域植被碳匯做出了重要貢獻。長芒草和白羊草是黃土丘陵半干旱區退耕地植被演替的優勢物種和主要伴生種，構成了不同恢復階段的植物群落，分布廣泛且具有代表性，在該區草地碳儲存中占據重要位置[3]。黃土高原丘陵溝壑區退耕地植被恢復過程中，演替進程依次經歷豬毛蒿群落—賴草群落—長芒草群落、鐵桿蒿群落、達烏里胡枝子群落—白羊草群落[4]，長芒草群落、白羊草群落是其自然恢復過程中的重要階段，因此，研究該區長芒草群落、白羊草群落土壤有機碳庫特征在黃土高原地區最具代表性。近年來，關于白羊草的研究主要集中在自然群落特性、生產力及水分利用特征方面[5-7]，白羊草植株所含生物活性成分也有一些研究[8]，對長芒草則主要從種群特征、水分效應等方面進行了研究[9-10]，而對二者自然恢復過程中表層土壤固碳特征及影響因子的相關性研究則少見報道。本研究以黃土丘陵區不同退耕年限白羊草群落和長芒草群落為對象，采用野外調查與室內分析相結合的方法，揭示黃土丘陵區草地恢復過程中土壤固碳特征，闡述草地土壤固碳的影響因子，豐富黃土丘陵區草地生態系統土壤固碳增匯相關研究成果，為其經營管理提供理論依據。

1 研究區概況

研究區設在典型的黃土丘陵溝壑區陜西省安塞縣中國科學院安塞水土保持試驗站的示范推廣區，地理坐標為105°51′44″—109°26′18″E，36°22′40″—36°32′16″N，海拔997～1 731 m。氣候屬暖溫帶半干旱季風氣候，多年平均降水量505.3 mm，且存在年際變化大，年內分布不均的特點，主要集中在6—8月；全年無霜期160～180 d，年日照時數2 352～2 573 h，日照百分率達54%左右；年平均氣溫8.9 ℃，≥10 ℃積溫2 866 ℃，干燥度為1.5～2.5，年總輻射量為552.68 kJ/cm2。土壤以黃綿土為主，水土流失面積約占總面積的96%，屬典型的生態環境脆弱區。植被區劃為森林草原區，天然林已全遭破壞，水分條件較好的溝谷僅生長一些散生喬木和灌木組成的林分，如小葉楊(Populussimonii)、臭椿(Ailanthusaltissima)、狼牙刺(Sophoradavidii)、土莊繡線菊(Spiraeapubescens)等；草本植被多分布在梁峁坡，主要為長芒草(Stipabungeana)、白羊草(Bothriochloaischaemum)、茭蒿(Artemisiagiraldii)、興安胡枝子(Lespedezadaurica)等優勢種。

2 材料與方法

2.1 野外調查

于2012年7月在全面踏查的基礎上，根據植物群落結構特征和物種組成及撂荒年限，在安塞縣的紙坊溝和縣南溝流域，選定人為干擾較少且群落以天然更新為主、面積為30 m×30 m的白羊草群落樣地9塊、長芒草群落樣地11塊，樣地基本情況見表1。

退耕年限通過訪問當地居民獲取。調查取樣時，按對角線法在每塊樣地內設置面積為1 m×1 m的3個樣方，調查群落植物種類、蓋度、高度、株叢數、地上生物量、地下生物量等。樣地地理位置、坡向、海拔采用手持GPS測定，坡度采用坡度儀測定，具體操作為：選擇代表性的坡面位置，將坡度儀直面靠在斜坡上，旋轉刻度盤，當水平氣泡處于水平位置時讀取刻度盤上的刻度值為斜坡的坡度。

群落蓋度采用目測法測定。地上生物量測定采用收獲法：分優勢種和其他種齊地面刈割，分別野外稱鮮重后取一定比列的鮮樣帶回實驗室經殺青以后，在80 ℃恒溫烘至恒重，以獲取生物量干重。地下生物量測定與地上調查同步進行，采用土鉆法，鉆頭直徑10 cm，長15 cm，在群落調查的樣方內取樣，深度為20 cm，只取一層樣。將取的根樣帶回實驗室分別用1，0.5 mm孔徑的篩子組成的沖洗設備進行沖洗，然后用鑷子將根系從2個篩子中挑出，以確保根系挑揀完全，將挑出的根系置于80 ℃烘箱恒溫烘干至恒重后，用精確度為0.000 1的天平稱干重并記錄。

土壤容重采用環刀法，分0—10和10—20 cm兩個土層進行測定，3個重復。土壤養分取樣方法與土壤容重相同，將土樣在風干后，磨碎分別過1，0.25 mm篩，然后裝入塑封袋中。

表1 樣地基本情況

2.2 土壤樣品分析及計算方法

土壤樣品：用重鉻酸鉀容量法—外加熱法(GB7857—87)測定有機質，半微量開氏法(GB7173—87)測定全氮，硫酸—高氯酸消煮—鉬銻抗比色法(GB7852—87)分析全磷[4]。

土壤有機碳密度(SOCdensity)是指單位面積一定深度的土層中有機碳的儲量，一般用t/hm2或kg/m2表示。本研究采用的第i層土壤有機碳密度計算公式[11]為:

SOCdensity=Ci·θi·Di·(1-δi)/100

(1)

式中：i——第i土層；Ci——第i層土壤有機碳的平均含量(g/kg)；θi——第i層土壤容重(g/cm3)；Di——第i層土壤厚度(cm)；δi——第i層中直徑大于2 mm石礫所占的體積百分比(%)。下同。根據土壤石質度級別與δ的關系，鑒于黃土高原土壤特性，幾乎沒有粒徑大于2 mm的礫石，取δ值為0.5%[12]。如果某一土壤剖面由m層組成,那么該剖面的有機碳密度(DSOC，kg/m2)為[11]:

(2)

式中：m——土壤剖面的總土層數。

2.3 數據處理

應用單因素方差分析(one-way ANOVA)和最小顯著差異法(LSD)比較SOC含量差異顯著性；利用相關性分析SOC含量和各因子的關系，所有的統計分析均用SPSS 13.0軟件完成。

3 結果與討論

3.1 不同恢復年限長芒草和白羊草群落表層SOC含量

3.1.1 長芒草群落SOC含量 黃土丘陵區不同恢復年限長芒草群落土壤表層(0—20 cm)SOC平均含量表現為先增加后減小再增加的趨勢(圖1)，26 a出現最大值(5.600 g/kg)。隨著退耕年限的增加，14～18 a SOC平均含量顯著增加，年均增加量為0.295 g/kg；18～26 a增加平緩，年均增加量為0.186 g/kg，相鄰年限間差異不顯著；26～45 a略微下降，33，45 a SOC平均含量分別低于26 a的8.92%，3.18%，差異均不顯著。0—10 cm土層SOC含量變化趨勢為先增加后減小再增加，45 a出現最大值(6.948 g/kg)；10—20 cm土層SOC含量變化趨勢為先增加后減小，33 a出現最大值(5.634 g/kg)。0—10 cm土層，14～18 a SOC含量顯著增加，年均增加量為0.424 g/kg；18～22 a增加平緩，22～26 a顯著增加，年均增加量為0.317 g/kg；26～45 a SOC含量先減小再增加，33 a SOC含量分別低于26，45 a 31.32%，34.28%，均達到顯著性水平(p<0.05)。10—20 cm土層，14～45 a增加平緩，相鄰年限間差異不顯著，表明10—20 cm受綜合因子的干擾較0—10 cm小，SOC含量較0—10 cm穩定。不同剖面土層，除33 a外SOC含量均表現為土層0—10>土層10—20 cm，且14 a減幅最小為0.863 g/kg，45 a減幅最大為3.053 g/kg。

圖1 不同恢復年限長芒草群落SOC含量

3.1.2 長芒草群落SOC密度 黃土丘陵區不同恢復年限長芒草群落土壤表層總SOC密度變化趨勢與SOC平均含量相同(圖2)，26 a出現最大值(1.353 kg/m2)。隨著退耕年限的增加，14～26 a總SOC密度平緩增加，年均增加量為0.054 kg/m2，相鄰年限差異不顯著；26～45 a略微下降，33，45 a總SOC密度分別低于26 a 5.91%，2.10%，差異均不顯著。0—10，10—20 cm土層SOC密度變化趨勢分別與0—10，10—20 cm土層SOC含量相同，分別在45，33 a出現最大值(0.831，0.731 kg/m2)。0—10 cm土層，14～18 a SOC密度顯著增加，年均增加量為0.048 kg/m2，18～26 a增加平緩，年均增加量為0.025 kg/m2，26～45 a SOC密度減小再增加，33 a SOC密度分別低于26，45 a 30.25%，34.80%，達到顯著性水平(p<0.05)。10—20 cm土層，14～45 a增加平緩，相鄰年限間差異不顯著。不同剖面土層，除33 a外SOC密度均表現為土層0—10>土層10—20 cm，且14 a減幅最小為0.075 kg/m2，45 a減幅最大0.338 kg/m2。

3.1.3 白羊草群落SOC含量 黃土丘陵區不同恢復年限白羊草群落土壤表層(0—20 cm)SOC平均含量表現為先增加后減小再增加的趨勢(圖3)，45 a以上出現最大值(6.875 g/kg)。隨著退耕年限的增加，25～40 a SOC平均含量平緩增加，年均增加量為0.054 g/kg；40～45 a以上顯著增加，40 a SOC平均含量低于45 a以上29.38%，差異顯著(p<0.05)。0—10，10—20 cm土層SOC含量均表現為先增加后減小再增加的趨勢，且均在45 a以上出現最大值(7.781，5.968 g/kg)。0—10 cm土層25～40 a SOC含量平緩增加，年均增加量為0.040 g/kg，40～45 a以上顯著增加，40 a SOC含量低于45 a以上26.01%，差異顯著(p<0.05)。10—20 cm土層25～30 a SOC含量顯著增加，年均增加量為0.226 g/kg，30～40 a平緩增加，40～45 a以上顯著增加，40 a SOC含量低于45 a以上33.77%，差異顯著(p<0.05)。不同剖面土層，SOC含量表現為土層0—10>土層10—20 cm，40 a SOC含量減幅最小為1.804 g/kg；30 a減幅最大為2.443 g/kg。

圖2 不同恢復年限長芒草群落SOC密度

圖3 不同恢復年限白羊草群落SOC含量

3.1.4 白羊草群落SOC密度 黃土丘陵區不同恢復年限白羊草群落土壤表層總SOC密度變化趨勢與SOC平均含量相同(圖4)，45 a以上出現最大值(1.766 kg/m2)。隨著退耕年限的增加，25～30 a總SOC密度顯著增加，年均增加量為0.061 kg/m2；30～40 a增加平緩，40～45 a以上顯著增加，40 a總SOC密度低于45 a以上38.89%，差異顯著(p<0.05)。0—10，10—20 cm土層SOC密度分別與0—10，10—20 cm SOC含量變化趨勢相同，均在45 a以上出現最大值(1.000，0.766 kg/m2)。0—10 cm土層25～40 a SOC密度平緩增加，年均增加量為0.007 kg/m2；40～45 a以上顯著增加，40 a SOC密度低于45 a以上的30.21%，差異顯著(p<0.05)。10—20 cm土層，25～30 a SOC密度顯著增加，年均增加量為0.030 kg/m2，30～40 a平緩增加，40～45 a以上顯著增加，40 a SOC密度低于45 a以上38.89%，差異顯著(p<0.05)。不同剖面土層，SOC密度表現為土層0—10>土層10—20 cm，34 aSOC密度減幅最小為0.209 kg/m2，30 a減幅最大為0.278 kg/m2。

圖4 不同恢復年限白羊草群落SOC密度

3.2 長芒草、白羊草群落表層SOC平均含量與各影響因子的關系

3.2.1 表層SOC平均含量與地形因子、恢復年限的關系 表2為長芒草、白羊草群落表層SOC平均含量與地形因子、恢復年限的相關性分析結果，結果表明海拔分別與長芒草、白羊草群落SOC平均含量呈顯著負相關、極顯著負相關；恢復年限與長芒草、白羊草群落SOC平均含量呈顯著正相關(坡度、坡位對長芒草、白羊草群落總SOC平均含量的影響不顯著)，表明長芒草、白羊草群落總SOC平均含量隨著海拔的降低而增加，隨著恢復年限的增加而增加。海拔、恢復年限是長芒草、白羊草群落SOC平均含量的顯著影響因素。

表2 長芒草、白羊草群落的SOC平均含量與地形因子、恢復年限關系

3.2.2 表層SOC平均含量與植被因子的關系 表3為長芒草、白羊草群落表層SOC平均含量與植被因子的相關性分析結果，結果表明地上、地下生物量與長芒草、白羊草群落SOC平均含量分別呈顯著正相關、極顯著正相關(平均高度、平均蓋度對長芒草、白羊草群落SOC平均含量影響不顯著)。表明長芒草、白羊草群落SOC平均含量隨著地上生物量、地下生物量的增加而增加。地上、地下生物量是長芒草、白羊草群落SOC平均含量的顯著影響因素。

表3 長芒草、白羊草群落SOC平均含量與植被因子關系

3.2.3 表層SOC平均含量與土壤理化因子的關系 表4為長芒草、白羊草群落表層SOC平均含量與土壤理化因子的相關性分析結果。結果表明，0—10，10—20 cm全氮與長芒草、白羊草群落SOC平均含量呈極顯著正相關，0—10 cm容重與長芒草、白羊草群落SOC平均含量分別呈極顯著負相關、顯著負相關；10—20 cm容重與白羊草群落SOC平均含量顯著負相關(0—10，10—20 cm全磷對長芒草、白羊草群落SOC平均含量影響不顯著)，10—20 cm容重對長芒草群落SOC平均含量影響不顯著。表明長芒草、白羊草群落SOC平均含量隨著0—10，10—20 cm全氮的增加而增加，隨著0—10，10—20 cm容重的減小而增加。0—10，10—20 cm全氮、0—10 cm容重是長芒草、白羊草群落SOC平均含量的顯著影響因子，10—20 cm容重是白羊草群落SOC平均含量的另一顯著影響因子。

表4 長芒草、白羊草群落SOC平均含量與土壤理化因子的關系

3.3 討 論

退耕地植被恢復，以改良土壤為基礎，通過植被枯枝落葉層、根系和固氮作用，對地表生物種類、豐度和組成產生重大影響，改善土壤物理性質，改變地表特征，從而促進土壤碳的固定[13]。黃土丘陵區長芒草、白羊草群落自然恢復過程中，土壤表層SOC平均含量均表現為先增加后減小再增加的趨勢。已有研究結果表明，植被恢復后，SOC含量隨植被群落的演替呈先增加后減少再增加的趨勢[14]，本研究中黃土丘陵區不同恢復年限長芒草、白羊草群落SOC平均含量的變化趨勢與前人研究結果一致。表明植被的恢復和重建有利于土壤有機碳的積累。

土壤有機碳密度是計算土壤有機碳儲量的關鍵因子，是評價和衡量土壤中有機碳儲量的重要指標[15]，本研究得出，長芒草、白羊草群落土壤總SOC密度隨著恢復年限總體上呈增加的趨勢。黃土丘陵區，合理的植被恢復措施，不僅可有效地保持水土，避免土壤侵蝕，而且可有效地提高土壤固碳增匯潛力。

海拔作為環境因子的綜合體現，其對SOC的影響具有復雜性，通過對植被類型和植被生產力的制約直接影響輸入土壤的有機物質量，通過對土壤溫度和水分等條件的改變影響微生物對有機質的分解和轉化[16]。本研究得出長芒草、白羊草群落SOC平均含量與海拔呈顯著負相關。劉偉等[17]在黃土高原草地土壤有機碳的影響因素分析研究中得出黃土高原土壤有機碳含量與海拔高度呈顯著正相關(p<0.01)，孫文義等[18]得出黃土丘陵區小流域不同深度SOC含量的空間分布特征隨海拔升高而降低，充分說明了海拔對SOC影響的復雜性。本研究中長芒草、白羊草群落SOC平均含量與恢復年限呈正相關，這與郭志彬[19]在半干旱黃土高原地區不同干預方式下撂荒地演替植被生物量與土壤理化性質變化研究中得出的土壤表層0—20 cm的SOC與自然恢復年限成正相關的結果一致。SOC是由碳的輸入和輸出共同決定的[20]，有機質來源的匱乏是其含量較低的主要原因。土壤中的有機碳都來源于植物，其根或枝條的死亡殘體通過腐殖化過程形成土壤有機質，植物生長過程中向根際釋放的根系分泌物或脫離物，如根毛和代謝的細根，植被自然恢復過程中，主要是通過改變二者的數量和質量及其環境條件，從而影響有機碳的儲存量、組成和穩定性[21]。黃土丘陵區不同恢復年限長芒草、白羊草群落SOC平均含量與地上、地下生物量呈顯著正相關，表明植被是SOC的顯著影響因子，這與田玉強等[22]在青藏高原樣帶高寒生態系統植被恢復過程得出的SOC與生物量的關系一致。

本研究還得出0—10 cm全氮含量、10—20 cm全氮含量、0—10 cm容重、10—20 cm容重也是SOC含量顯著影響因素。碳、氮循環是兩個緊密聯系的生物過程，土壤碳庫與氮庫緊密相關，土壤全氮的增加促進SOC的固定[23]。李明峰等[24]經過研究得出草原SOC和氮含量呈正相關，在對高寒農牧交錯帶植被恢復研究中張平良等[25]得出了同樣的結果。李曉東[26]通過對土地利用方式對隴中黃土高原土壤碳素影響的研究，得出了草地SOC與土壤容重呈負相關，曹麗花等[27]在退化高寒草甸SOC分布特征及與土壤理化性質的關系的研究中得出SOC與土壤容重呈顯著負相關。

4 結 論

(1)不同恢復年限長芒草群落土壤表層SOC平均含量14～18 a顯著增加，年均增加量為0.295 g/kg；18～26 a增加平緩，年均增加量為0.186 g/kg；26～45 a略微下降，33，45 a SOC平均含量分別低于26 a 8.92%，3.18%。白羊草群落則為25～40 a平緩增加，年均增加量為0.054 g/kg，40～45 a以上顯著增加，40 a SOC平均含量低于45 a以上29.38%，差異顯著(p<0.05)。植被恢復過程中SOC平均含量存在明顯的固存效應。

(2)不同恢復年限長芒草群落土壤表層總SOC密度14～26 a平緩增加，年均增加量為0.054 kg/m2，26～45 a略微下降，33，45 a總SOC密度分別低于26 a 5.91%，2.10%。白羊草群落土壤表層總SOC密度25～30 a顯著增加，年均增加量為0.061 kg/m2；30～40 a增加平緩， 40～45 a以上顯著增加，40 a總SOC密度低于45 a以上38.89%，差異顯著(p<0.05)。長芒草、白羊草群落的演替過程有助于提高土壤的固碳能力。

(3)長芒草、白羊草群落SOC平均含量隨著恢復年限、地上生物量、地下生物量、全氮的增加而增加，隨著海拔、0—10 cm全氮的增加而減小，白羊草群落SOC平均含量隨著10—20 cm全氮的增加而減小。海拔、恢復年限、地上生物量、地下生物量、全氮、0—10 cm容重為長芒草、白羊草群落SOC平均含量顯著影響因子，10—20 cm全氮為白羊草群落SOC平均含量另一顯著影響因子。

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