黃土高原呂梁山不同撂荒年限土壤團聚體穩定性及有機碳分布特征①

陳 曦，王改玲*，劉煥煥，殷海善，樊文華

(1山西農業大學資源環境學院，山西太谷 030801；2山西省農業科學院農業資源與經濟研究所，太原 030006)

呂梁山區處于黃河中游晉陜峽谷地帶，水土流失狀況嚴重，是國家和省級限制開發的黃土高原丘陵溝壑水土保持生態功能區。多年以來，呂梁山晉陜峽谷沿黃河兩岸發展了約400萬畝的紅棗經濟林，為呂梁山區的經濟建設做出了重要貢獻[1]。然而當地棗園清耕管理制度使地表裸露，土壤受雨水沖刷后更易流失，土壤結構遭受嚴重破環。自20世紀90年代退耕還林還草工程實施以來，該地區植被覆蓋度增加，水土流失狀況明顯改善[2]，對推動黃河流域生態保護和高質量發展起到了積極作用。因此，在黃土高原地區推行退耕還林還草是提高土壤質量與水土保持能力的有效方法。

團聚體是土壤組成的基本結構單元[3]，其數量與質量不僅反映土壤結構狀況，而且影響著土壤的肥力、抗蝕性以及土壤有機碳的固持和分解[4]。撂荒恢復對土壤團聚體粒級分布及穩定性有重要影響，同一類型土壤的團聚體特征會因恢復方式與植被類型不同而產生不同效果。如，張超等[5]研究認為，黃土丘陵區天然草地恢復對土壤團聚體團聚能力的改善作用優于人工灌木和人工草地；徐紅偉等[6]研究表明，植被恢復后土壤大團聚體(>0.25 mm團聚體)含量及團聚體平均重量直徑(MWD)、幾何平均直徑(GMD)均表現為：森林帶>森林草原帶>草原帶。植被恢復年限對土壤團聚體的影響同樣顯著，如，土壤水穩性大團聚體含量與有機碳含量會隨著植被恢復年限的延長不斷增加[7]，團聚體結構破壞率(PAD)則不斷減小[8]。因此，研究植被恢復年限對增強土壤團聚體穩定性與抗蝕性有重要意義。

關于黃土高原區植被恢復對土壤結構及穩定性影響的研究表明，長期植被恢復能增強土壤固碳能力，增加土壤大團聚體含量。然而目前該研究大多集中于人工林地、草地恢復土壤團聚體的研究[9]，而對于自然撂荒草地土壤團聚體穩定性及其有機碳分布特征研究較少。因此對上述問題提出假設：自然撂荒后植被的演替能改善土壤結構，提高土壤有機碳含量，增強土壤的抗侵蝕能力。為驗證該假設，本研究選取黃土高原呂梁山不同撂荒年限土壤為研究對象，探討不同撂荒年限對土壤團聚體穩定性及有機碳分布的影響，旨在為該地區撂荒恢復工程對土壤結構及質量的影響過程提供科學依據。

1 材料與方法

1.1 研究區概況

研究區位于山西省呂梁市臨縣呂梁山區，地處黃河中游山西省西部，是典型的黃土丘陵溝壑區，地理坐標為38.0180° ~ 38.0867° N，110.5320° ~ 111.1680° E，屬于溫帶半干旱大陸性氣候區。年平均氣溫8.8 ℃，年均無霜期160 d，年均降水量518.8 mm，主要集中于夏季，年均蒸發量2 149.8 mm，是降水的4倍。研究區土壤是由黃土母質發育而成的黃綿土，土壤貧瘠，抗侵蝕能力較差。研究區自實行撂荒恢復之后，植被類型均由清耕棗園轉化為撂荒棗園，撂荒初期主導草本類型主要以狗尾巴草、地錦草、牽牛花等葉鞘松弛、根莖細小的一年生草本植物為主，在撂荒3 a后開始出現黃蒿、迷迭香、艾草、尖草等主根明顯、根莖粗壯、多分枝的多年生草本植物(表1)。

1.2 樣地選擇及土壤樣品采集

經過查閱資料、野外走訪和調查詢問，于2019年8月在山西省呂梁市臨縣呂梁山區選擇土壤及質地類型相同、坡度相近、管理模式相似的地塊，選取撂荒年限分別為1、2、3、5、10、20 a(分別記作AL1、AL2、AL3、AL5、AL10、AL15、AL20)的棗園土壤作為研究樣地，以清耕作業下的棗園土壤為對照(CK)，樣地基本情況見表1。清耕區一年3 ~ 4次耕作，去除地表雜草及其他覆蓋物；撂荒區自撂荒之后，無人為耕作及其他管理措施，任野生植被自然生長。在各撂荒年限草地以及清耕對照區分別布設3個采樣小區(20 m×20 m)，每個采樣小區內隨機取3個采樣點，在3個采樣點內分別采集0 ~ 20 cm土層的原狀土壤保存至已標記好的大鋁盒(22.5 cm×13 cm×7 cm)與容積為200 cm3的環刀中，防止土壤結構發生斷裂；同時在3個采樣小區中按“S”型5點采樣法采集0 ~ 20 cm土層的混合土樣保存至自封袋中。其中，大鋁盒中土樣用于團聚體相關指標測定；環刀內土樣用于測定土壤容重及孔隙度；自封袋中混合土樣用于測定土壤總養分含量。將大鋁盒中原狀土樣在陰涼處自然風干，風干過程中沿其自然斷裂面輕輕掰成直徑為1 cm左右的小土塊，并去除植物根系殘體與小石塊。將自封袋中混合土樣除去石塊、根系等，風干、磨細、過篩(0.149 mm)后備用。

表1 樣地基本情況Table 1 Basic information of sampling plots

1.3 測定指標及方法

土壤機械穩定性團聚體含量測定采用干篩法[10]。將大鋁盒中風干土樣置于一套孔徑為5、2、1、0.5、0.25 mm的套篩上，沿套篩水平方向用手搖動進行篩分，將土樣分成 >5、5 ~ 2、2 ~ 1、1 ~ 0.25、<0.25 mm五個粒級，收集各粒徑土壤，稱重，并計算機械穩定性大團聚體含量(>0.25 mm團聚體含量，R>0.25)、團聚體平均重量直徑(MWD)和幾何平均直徑(GMD)[11]。

土壤水穩性團聚體含量測定采用濕篩法[10]。按照干篩后的粒徑分布比例，配取50 g干土土樣。將套篩(由上至下為5、2、1、0.5、0.25 mm)放入TPF-100土壤團粒結構分析儀的沉降桶中，給桶內加水至套篩內最大粒徑篩子的中心位置。將已稱好的50 g土樣放入套篩內，水中靜置3 min，啟動馬達，使套篩在水中上下振蕩5 min，振蕩速度為每分鐘30次，上下移動距離為3 ~ 4 cm。振蕩完成后將套篩小心拿出，待水稍干后，將留在各級篩子上的團聚體用蒸餾水洗至已編號的蒸發皿中，將土樣按照套篩粒級分為 >5、5 ~ 2、2 ~ 1、1 ~ 0.25、<0.25 mm五個粒級，隨后烘干、稱重，并計算水穩性大團聚體含量(R>0.25)、團聚體MWD和GMD[11]。

取部分混合土樣用于測定土壤總有機碳含量，取干篩后各粒級土樣用于測定機械穩定性團聚體有機碳含量，取濕篩后各粒級土樣用于測定水穩性團聚體有機碳含量，并計算各級團聚體有機碳對土壤有機碳的貢獻率[12]。以上土樣均過0.149 mm篩后采用重鉻酸鉀容量法–外加熱法測定[13]。

1.4 數據處理

采用Excel 2010進行數據初步整理與繪制圖形，采用SPSS 22軟件進行單因素方差分析和相關分析，不同參數之間多重比較采用LSD法。

2 結果與分析

2.1 不同撂荒年限對土壤機械穩定性團聚體粒級分布的影響

由表2可知，隨撂荒年限的增加，土壤機械穩定性大團聚體數量由大到小表現為AL20>AL1>AL15>AL3>AL5>AL2>AL10>CK，各 撂 荒 樣 地>5、5 ~ 2、2 ~ 1、1 ~ 0.25 mm團聚體所占比例較CK均顯著增加，提高范圍分別為15.6 ~ 51.3、6.6 ~14.0、2.7 ~ 6.8、0.1 ~ 5.3個百分點。除撂荒10 a樣地外，其余撂荒樣地均以大團聚體在土壤團粒結構中占主導地位，且在撂荒初期(1 ~ 5 a)以及撂荒15 a后效果較顯著。顯著性分析表明，CK與各撂荒樣地機械穩定性團聚體含量之間在5個粒徑中均表現出顯著性差異(P<0.05)。

由表3可知，撂荒恢復后，機械穩定性團聚體MWD、GMD隨撂荒年限的增加均表現出先降低后增加的特點，在AL20下達到最高值；與CK相比，撂荒恢復后機械穩定性團聚體MWD、GMD提高范圍分別為0.98 ~ 2.69 mm和0.21 ~ 1.23 mm。機械穩定性團聚體的MWD與GMD 除撂荒2、5 a樣地間差異性不顯著外，其余撂荒年限樣地間MWD、GMD差異性均達顯著水平(P<0.05)。

表2 土壤機械穩定性團聚體粒級分布Table 2 The distribution of different size of soil mechanical-stable aggregates

表3 不同撂荒年限土壤團聚體MWD與GMDTable 3 MWDs and GMDs of aggregates with different fallow years

2.2 不同撂荒年限對土壤水穩性團聚體粒級分布的影響

土壤水穩性團聚體既是保持土壤結構穩定的主要因素，也是評估土壤抗蝕能力的重要指標。土壤經過濕篩后，不穩定的大團聚體遇水后分散，形成大量<0.25 mm的微團聚體。由表4可知，隨撂荒年限的增加，水穩性大團聚體數量表現為AL20>AL15>AL10>AL5>AL1>AL2>CK>AL3。除AL3樣地外，其他撂荒年限樣地水穩性大團聚體所占比例較CK均顯著增加，其中 >5、5 ~ 2、2 ~ 1 mm團聚體較CK增加范圍分別為0.1 ~ 44.0、0.6 ~ 9.1、0.5 ~ 3.4個百分點，而1 ~ 0.25 mm與<0.25 mm團聚體之和所占比例較CK均顯著降低，降低范圍為1.1 ~ 56.4個百分點。對5 ~ 2 mm團聚體，AL2和AL10樣地差異性不顯著，其余撂荒年限樣地均呈現出顯著性差異(P<0.05)。>5、2 ~ 1、1 ~ 0.25與<0.25 mm各粒徑水穩性團聚體數量各撂荒年限樣地間差異性均達顯著水平(P<0.05)。

由表3可知，撂荒3 a后，水穩性團聚體MWD、GMD值隨撂荒年限延長均呈逐步增加的趨勢；與CK相比，水穩性團聚體MWD、GMD值在撂荒3 a時顯著下降；而在其他撂荒年限中均顯著提高。各撂荒年限樣地水穩性團聚體MWD均顯示出差異顯著性(P<0.05)，水穩性團聚體GMD中，除了撂荒1、2 a樣地間差異性不顯著外，其余撂荒年限樣地GMD的差異性均達顯著水平(P<0.05)。

2.3 不同撂荒年限對土壤有機碳含量和分布的影響

2.3.1 對土壤總有機碳含量的影響 如圖1所示，撂荒恢復后土壤總有機碳含量較CK均顯著增加，增加范圍為1.72 ~ 7.12 g/kg。不同撂荒年限中，土壤總有機碳含量隨撂荒年限的延長呈現出先減少后增加的趨勢，其中在AL3樣地達最小值2.48 g/kg，在AL20樣地達最大值7.88 g/kg。不同樣地間差異性均達顯著水平(P<0.05)。

表4 土壤水穩性團聚體粒級分布Table 4 The distribution of different size of soil water-stable aggregates

2.3.2 對土壤機械穩定性團聚體有機碳含量的影響 由圖2可知，不同撂荒年限土壤 >5、5 ~ 2、2 ~ 1、1 ~0.25、<0.25 mm機械穩定性團聚體有機碳含量變化范圍分別為1.55 ~ 8.13、1.75 ~ 9.26、2.12 ~ 9.19、3.57 ~ 21.38、2.05 ~ 9.79 g/kg，土壤機械穩定性團聚體有機碳含量隨著撂荒年限的增加呈現出先減少后增加的趨勢。其中，AL3樣地在大團聚體各粒徑中有機碳含量均為最小值，撂荒3 a后，土壤機械穩定性團聚體有機碳含量逐年遞增，各粒徑團聚體有機碳含量在AL20樣地中均達最大值，變化范圍為8.13 ~21.38 g/kg。隨團聚體粒徑的逐漸減小，各撂荒年限土壤機械穩定性團聚體有機碳含量均呈現出先增后減的趨勢，以1 ~ 0.25 mm團聚體有機碳含量最高，平均達8.43 g/kg，而 >5 mm團聚體有機碳含量最低，平均為3.33 g/kg。除 >5 mm團聚體有機碳含量在AL2與AL5樣地間差異不顯著外，其余粒徑團聚體在CK及各撂荒年限樣地間差異性均達顯著水平(P<0.05)。

2.3.3 對土壤水穩性團聚體有機碳含量的影響 由圖3可知，土壤水穩性團聚體有機碳含量隨撂荒年限的延長均呈現出先增后減再逐步增加的趨勢，其中AL2樣地水穩性團聚體有機碳含量較CK 和AL1樣地顯著增加，而AL3與CK相比顯著降低，除 AL2樣地 >5 mm水穩性團聚體有機碳含量高于AL20樣地外，其余粒徑團聚體中有機碳含量均以AL20樣地最高。各粒徑水穩性團聚體有機碳含量變化范圍分別為1.27 ~ 6.93、1.66 ~ 8.56、1.53 ~ 10.19、2.67 ~ 19.46、0.23 ~ 8.24 g/kg。各樣地水穩性團聚體有機碳含量隨粒徑的減小呈現出先增加后減少的趨勢，以1 ~0.25 mm水穩性團聚體有機碳含量最高，其中AL20樣地達最大值19.46 g/kg。除了1 ~ 0.25 mm與 <0.25 mm水穩性團聚體有機碳含量在CK與AL10樣地間差異不顯著，其余粒徑團聚體在CK及各撂荒年限樣地間差異性均達顯著水平(P<0.05)。

2.3.4 不同粒級土壤團聚體有機碳對土壤總有機碳的貢獻率 由表5可知，撂荒恢復后，各粒徑機械穩定性大團聚體有機碳對土壤總有機碳的貢獻率均隨撂荒年限的延長呈現出先減后增的特點，且主要集中于大團聚體中，為54.3% ~ 82.2%，較CK提高了25.0 ~ 52.9個百分點。除AL20樣地外，其他撂荒年限樣地水穩性團聚體有機碳對土壤總有機碳貢獻率主要集中于微團聚體中，為50.7% ~ 81.1%，且隨撂荒年限的增加表現出先增后減的趨勢，撂荒3 a后，水穩性團聚體有機碳對土壤總有機碳的貢獻率逐步向大團聚體轉移，在撂荒20 a后達到最大值71.8%。不同粒徑團聚體中，各樣地機械穩定性團聚體有機碳對土壤總有機碳貢獻率的差異性均達顯著水平(P<0.05)。水穩性團聚體有機碳對土壤總有機碳的貢獻率，在 >5 mm團聚體中CK和AL1樣地間差異不顯著，其余樣地間差異性均達顯著水平；在2 ~ 1 mm團聚體中AL1和AL5、AL2和AL15樣地間差異不顯著，其余樣地間差異性均達顯著水平；在5 ~ 2、1 ~ 0.25、<0.25 mm團聚體中各樣地間差異性均達顯著水平。

2.4 土壤團聚體穩定性與土壤有機碳含量的相關性

由表6可知，各樣地土壤機械穩定性、水穩性大團聚體含量與其穩定性指標MWD、GMD間有極顯著相關性(P<0.01)。土壤總有機碳含量與>5、5 ~ 2、2 ~ 1、<0.25 mm機械穩定性團聚體有機碳含量均有顯著相關性(P<0.05)，與1 ~ 0.25 mm機械穩定性團聚體有機碳含量有極顯著相關性。機械穩定性大團聚體含量和土壤總有機碳含量存在顯著相關性(P<0.05)。水穩性團聚體MWD與5 ~ 2、2 ~ 1 mm水穩性團聚體有機碳含量存在顯著相關性(P<0.05)，與1 ~0.25、<0.25 mm水穩性團聚體有機碳含量存在極顯著相關性(P<0.01)；水穩性團聚體GMD與5 ~ 2、2 ~1、1 ~ 0.25和<0.25 mm團聚體有機碳含量存在極顯著相關性(P<0.01)；水穩性大團聚體含量與2 ~ 1、1 ~0.25和<0.25 mm水穩性團聚體有機碳含量存在極顯著相關性(P<0.01)，與5 ~ 2 mm團聚體有機碳含量存在顯著相關性(P<0.05)；5 ~ 2、2 ~ 1、1 ~ 0.25和<0.25 mm水穩性團聚體有機碳含量與土壤總有機碳含量存在顯著相關性(P<0.05)。水穩性團聚體MWD、大團聚體含量與土壤總有機碳含量均呈極顯著相關性(P<0.01)，水穩性團聚體GMD與土壤總有機碳含量間存在顯著相關性(P<0.05)。

表5 土壤團聚體有機碳對土壤總有機碳的貢獻率Table 5 Contribution rates of organic carbon in aggregates to soil total organic carbon

表6 團聚體穩定性參數與團聚體有機碳及土壤總有機碳含量的相關性Table 6 Correlation coefficients of aggregate stability parameters with organic carbon contents in soil and aggregates

3 討論

3.1 不同撂荒年限對土壤團聚體組成及穩定性的影響

土壤團聚體大小與數量影響土壤的結構穩定性，通常認為，>0.25 mm粒級水穩性團聚體的數量與土壤穩定性呈正相關[14]。已有研究表明，撂荒恢復能顯著提高 >0.25 mm團聚體數量，且撂荒年限越長，改善效果越好[15-16]。本研究結果表明，自然撂荒恢復后，土壤機械穩定性與水穩性大團聚體所占比例顯著高于對照，且隨撂荒年限的延長均呈現出先降低后增加的趨勢，這與王月玲等[15]對寧南黃土丘陵區棄耕撂荒地的研究結果相似。說明撂荒恢復后，植被覆蓋率增加，其根系分泌出大量有機物質使微團聚體相互膠結從而形成大團聚體。本研究還發現，撂荒1 a后機械穩定性大團聚體數量及其穩定性顯著高于對照且僅次于撂荒20 a樣地的最大值，但其水穩性大團聚體所占比例非常低，這可能是由于撂荒1 a后土壤表層生長出較多短莖、根細小的1 ~ 2 a生草本植物，使機械穩定性微團聚體聚合膠結為大團聚體，但由于1 ~ 2 a生草本植物質脆、莖細的特點，還未形成較強的抗水蝕能力，因此大團聚體遇水后發生分散，形成大量微團聚體。

MWD、GMD是評價土壤團聚體穩定性的重要指標。本試驗表明，機械穩定性團聚體MWD、GMD隨撂荒年限的延長呈現出先降低后增加的趨勢，水穩性團聚體MWD、GMD在撂荒前3 a較低，之后隨撂荒年限的延長而顯著增加，較對照顯著提高了土壤穩定性，與前人研究結果相似[17-18]。說明長期撂荒有利于土壤大團聚體的形成，結構穩定性的增強。本試驗中撂荒3 a土壤水穩性大團聚體含量及其MWD、GMD最低，可能與1 ~ 2 a生草本植物生長周期結束，而多年生草本植物還未生長成熟有關。而撂荒3 a后，隨地表植被恢復，土壤中根系密度增加，根系的穿插積壓使土壤的團聚能力增強；逐漸增加的植物殘體及凋落物增加了土壤有機物質輸入，加速了土壤腐殖質及腐殖酸的形成，有機膠體的膠結作用增強。同時，人為耕作對表層土壤大團聚體的擾動降低，土壤團聚體顆粒逐漸形成大團聚體[19]，土壤的穩定性與抗蝕能力逐漸增強。

3.2 不同撂荒年限對土壤有機碳含量及分布的影響

土壤中的有機碳通過有機無機膠結作用參與團聚體形成，團聚體則為土壤有機碳提供物理保護[20]。已有研究發現，撂荒恢復能提高土壤團聚體有機碳含量[21-22]。本研究表明，土壤總有機碳含量隨撂荒年限的延長呈先減后增的特點，且均顯著高于對照，與前人研究結果相似[23]，即土壤有機碳含量相對于植物生長具有一定遲滯性，本研究中撂荒3 a后土壤有機碳含量顯著降低，可能是由于撂荒初期1 ~ 2 a生植物生長周期結束，而多年生植物剛進入生長初期，覆蓋率還較低。土壤機械穩定性與水穩性團聚體有機碳含量隨撂荒恢復年限的延長呈現出先增后減然后再逐步增加的趨勢，且撂荒20 a時達最大值；各撂荒年限的團聚體有機碳含量均主要集中于大團聚體內，且以1 ~ 0.25 mm團聚體含量為最高，這與王興等[18]、程曼等[24]研究結果相似。撂荒恢復后，地表植被恢復，植物在成長發育過程中產生大量的枯枝落葉，這些植物殘體進入土壤后形成腐殖質，從而使有機碳含量增加[25]，同時由于表層覆蓋物增加，有效防止了外力對土壤團聚結構的沖擊，利于形成大團聚體[26]，為大團聚體中有機碳提供了穩定的積碳空間。

團聚體對有機碳的貢獻率由團聚體有機碳含量和團聚體粒級組成共同決定[27]。本試驗結果表明，各撂荒年限下土壤機械穩定性團聚體有機碳對土壤總有機碳貢獻率主要集中于大團聚體中，除撂荒20 a樣地外，水穩性團聚體有機碳對土壤總有機碳貢獻率主要集中于微團聚體中，這與濕篩后大團聚體遇水崩解形成大量微團聚體有關。在撂荒20 a樣地中，機械穩定性和水穩性大團聚體有機碳的貢獻率均達到最大值，分別為82.2% 和71.8%，這與長期撂荒后植物覆蓋度增加，大團聚體含量比例增加有關。

3.3 土壤團聚體穩定性與土壤有機碳含量的相關性

研究發現，大團聚體特別是水穩性大團聚體含量的多少可反映土壤結構的好壞以及團聚能力的強弱，其含量越高，土壤結構穩定性越好[28]。本試驗結果表明，機械穩定性和水穩性大團聚體含量與團聚體MWD、GMD間均存在極顯著相關性(P<0.01)。撂荒恢復后，植物覆蓋率增加，根系密度和面積也逐步增大，根系分泌出黏性易膠結物質，將土壤中微團聚體聚合為比表面積大的團聚體，從而提高了團聚體穩定性[29]。機械穩定性大團聚體含量與土壤總有機碳含量存在顯著相關性(P<0.05)，水穩性大團聚體含量與土壤總有機碳含量存在極顯著相關性(P<0.01)。說明土壤有機碳能夠增強土壤團聚體的穩定性[30]，這是因為根系有機物不僅能提高土壤團聚能力，還能在團聚體外層形成疏水層，因而提高團聚體抗侵蝕能力，提高其穩定性[31]。

4 結論

1)撂荒恢復年限明顯影響了各粒級土壤團聚體數量及團聚體穩定性。撂荒初期，土壤團聚體含量呈波動變化趨勢；3 a后，土壤水穩性大團聚體數量及穩定性隨撂荒年限的增加逐步提高。

2)隨著撂荒年限增加，土壤總有機碳和各級團聚體有機碳含量呈先降低后增加的趨勢。不同撂荒年限機械穩定性大團聚體有機碳對土壤總有機碳的貢獻率為54.3% ~ 82.2%；水穩性大團聚體有機碳對土壤總有機碳的貢獻率為17.7% ~ 71.8%，且呈現隨撂荒年限延長向大團聚體分配的特點。

3)水穩性團聚體MWD、大團聚體含量與土壤總有機碳含量極顯著相關，GMD與土壤總有機碳顯著相關，土壤有機碳含量提高對提高團聚體穩定性具有重要作用。