2. 西北农林科技大学水利与建筑工程学院, 杨凌 712100
2. College of Water Resources and Architectural Engineering, Northwest A & F University, Yangling 712100, China
土壤生态系统扮演着碳源和碳汇的双重角色, 其中土地利用类型已成为碳固定与排放的重要影响因素.受水资源、气候变化及人类活动的影响[1, 2], 干旱半干旱区土地利用类型呈现复杂多变的特征.准确量化干旱半干旱区域不同土地利用方式下土壤碳储量变化对于理解区域碳循环过程是必不可少的[3, 4].全球土壤碳库在0~1 m土壤层内的土壤有机碳(SOC)储量大约含有1 600 Pg, 而土壤无机碳(SIC)库在0~1 m土层内的储量为695~748 Pg[5~8].中国SOC和SIC储量分别为83.8 Pg和77.9 Pg, SIC主要分布于西北干旱半干旱地区和华北地区[9~11].大量研究表明, 深层土壤具有相当高的碳储量, 在1~3 m土层碳储量为0~1 m的60%左右[5, 9, 12].因此, 仅利用0~1 m土层的SOC和SIC含量将大大低估土壤碳储量, 尤其是SIC储量[13].
目前, 有关不同土地利用方式下土壤碳的研究主要集中在0~1 m, 且主要集中于SOC的研究, 而对深层SOC和SIC的研究相对较少. SIC多以碳酸盐的形式存在于土壤中, 而且游离的CaCO3会影响土壤团聚体状况、微生物活性以及土壤有机碳含量, 进而影响SOC库和碳循环的过程[14].此外, 随着植被根系区域生物地球化学过程的进行, 根系产生的分泌物以及根系脱落物会增加SOC含量[15~17].大量的研究表明, 在干旱半干旱黄土高原地区, 农业发展历史和土地利用变化已对土壤碳循环产生重要影响.土地利用变化既有利于土壤碳汇的形成, 但也可能会造成土壤碳的排放, 从而对深层SOC和SIC分布产生一定的影响[18~21].在干旱半干旱黄土高原地区, 研究不同土地利用方式对SOC和SIC垂直分布的影响程度, 以期为该地区深层土壤储存, 并为干旱半干旱黄土丘陵区植被恢复及其合理配置提供依据.
1 材料与方法 1.1 研究区概况研究区位于陕西省北部的黄土丘陵区(图 1), 属温带半干旱大陆性季风气候, 年均降雨量在400~460 mm, 7~9月降雨量占全年降水量的55%~78%;年均气温7.9~8.9℃.黄土丘陵区覆盖着深厚的黄土层, 黄土厚度在50~80 m之间.自北向南分别选择神木县退耕还林(草)、榆林市榆阳区防风固沙林和米脂县孟岔湾高产人工经济林这3个代表性区域的典型植被类型下的土壤作为研究对象.神木六道沟位于神木县以西14 km处, 北依长城, 地处毛乌素沙地的边缘, 流域面积为6.886 km2, 主要植被类型有人工林(柠条林等)和退化人工草地(苜蓿地退化形成以长芒草为主的草地)等; 榆林(榆阳区)土壤类型主要为风沙土, 表土疏松, 区域性植被稀少, 主要的植被类型为人工樟子松林和荒草地等; 米脂县孟岔湾属于典型的黄土高原丘陵沟壑区, 气候干燥, 蒸发强烈, 土层深厚, 土质均一, 主要土地利用类型为人工经济林(枣树).
土壤样品采集于2014年8月下旬, 选择不同区域具有代表性的土地利用方式为研究对象, 且每种土地利用类型的种植年限在30年左右; 矮化枣树、非矮化枣树、柠条林和退化人工草地每块样地采集一个土壤深剖面的样品, 采样深度为20.0 m.樟子松林和荒草地由于沙土的上层土壤含水量较低, 沙层流动性较大, 深层土壤样品极难采集, 采样深度分别为8.0 m和8.4 m.为减少地形(海拔、坡度、坡向等)差异对植被生长的影响, 同时尽可能减小空间位置差异造成的空间变异误差, 本实验选取同一区域相近地形条件下相距不超过200 m的两块样地作为样品采集点.每个剖面每间隔20 cm采集一个土样, 带回室内风干过0.25 mm筛, 用于测定SOC.土壤含水量采用105℃烘干24 h至恒重来进行测定; SOC采用重铬酸钾-外加热法; SIC采用气量法测定, 在干旱和半干旱区域SIC主要以碳酸盐的形式存在, 利用碳酸盐与HCl反应, 产生CO2, 在气量管中收集并记录体积, 根据当时的大气压计算无机碳的含量[22].
为了探讨土壤剖面SOC和SIC的分布及影响因素, 分别测定土壤机械组成、根系密度和土壤容重.土壤机械组成采用吸管法测定, 每50 cm测定一个样品.根系分布主要分析人工经济林和退耕还林区土壤剖面中的根系分布, 采用直径6 cm根钻每20 cm采集一个样品, 用水冲洗, 使用ESPON Prefection V700扫描成像, 并用WinRHIZO软件分析根系密度.土壤容重采用了一个替代的办法, 即用土钻获取的20 cm高度土柱中, 截取中间一段受干扰最小的5 cm土壤样品, 烘干称重利用公式(1)计算土壤容重.理论上, 无论采用何种取样方式都存在外力对土壤体积的影响, 如果处理得当(土钻取样旋转时用力均匀, 截取土壤样品时体积准确), 在缺乏其它有效测定土壤深层容重的前提下, 根据笔者的测试, 这种方法尚可接受.本研究在防风固沙林地的深层土壤容重均按照表层5~10 cm的容重计算, 樟子松林和荒草地5~10 cm的土壤容重分别为1.62 g·cm-3和1.60 g·cm-3.不同土地利用方式土壤基本性质见表 1.
SOC和SIC密度的计算公式为:
(1) |
式中, γi为土壤容重, g·cm-3; ωi为每层土壤质量含水量, %; mi为每层土壤质量, g; V为土壤样品体积, cm3.
(2) |
式中, SOC Di为土壤有机碳密度, kg·m-2; SIC Di为土壤无机碳密度, kg·m-2; δ为砾石的含量, %(采样区砾石含量为0); Ci为每层SOC或SIC含量, g·kg-1; h为土层厚度, cm; γi为土壤容重, g·cm-3; 100为转换系数[23, 24].
采用Excel 2013和SPSS 18.0软件对数据进行统计分析.采用单因素(one-way ANOVA)和LSD法进行方差分析和多重比较(α=0.05), 用Pearson法对SOC、SIC和土壤理化性状进行相关分析.利用OriginLab2016软件作图.
2 结果与分析 2.1 不同土地利用方式下SOC剖面分布不同土地利用方式下各剖面SOC含量均为表层最高(图 2). 0~2.0 m土层内随着剖面深度加深SOC含量逐渐降低, 在2.0 m以下各剖面趋于稳定, 但矮化枣树与未矮化枣树在11.0 m以下趋于稳定.各剖面土壤平均SOC含量大小为:矮化枣树(2.00 g·kg-1)>未矮化枣树(1.54 g·kg-1)>柠条林(0.97 g·kg-1)>退化人工草地(0.81 g·kg-1)>樟子松林(0.70 g·kg-1)>荒草地(0.45 g·kg-1), 且在P < 0.05水平, 土壤有机碳之间存在显著性差异(图 3).在人工经济林区, 2 m以下土层矮化枣树与未矮化枣树在4.0~11.0 m之间变化较大; 矮化枣树在此土层的SOC含量的平均值是2.14 g·kg-1, 高于11.0 m以下的1.69 g·kg-1.未矮化枣树在此土层SOC的含量的平均值是1.40 g·kg-1, 略低于下层SOC含量.在退耕还林(草)区, 柠条林地剖面SOC含量与退化人工草地存在明显差异; 在防风固沙林地中, 樟子松林土壤剖面SOC含量在2.0 m以下明显升高, 2.0 m以下土层平均SOC是0~2.0 m土层的1.5倍; 荒草地8 m土层SOC无明显变化.
不同土地利用方式下除矮化枣树和荒草地外, 其他土地利用类型SIC分布变化较为剧烈(图 4).各剖面中平均SIC含量大小为:矮化枣树(11.66 g·kg-1)≥未矮化枣树(11.59 g·kg-1)>柠条林(9.62 g·kg-1)>退化人工草地(8.07 g·kg-1)>樟子松林(4.32 g·kg-1)>荒草地(0.47 g·kg-1), 在P < 0.05水平, 人工经济林区和退耕还林(草)区剖面SIC含量之间无显著性差异; 而人工经济林和退耕还林(草)与防风固沙林地各剖面之间存在显著性差异(图 3).人工经济林区, 矮化枣树SIC含量在整个剖面无较大波动, 而未矮化枣树SIC在剖面0~5.0 m和17.0 m以下存在明显波动, 在0~2.2 m SIC存在一个峰值, 最高达到18.21 g·kg-1; 在剖面3.6~4.8 m土层中出现一个低值区, 最低达到0.63 g·kg-1; 在5.0~17.0 m之间, 土壤剖面中SIC含量趋于稳定[图 4(a)].退耕还林(草)区, 柠条林和退化人工草地土壤剖面SIC有明显的波动; 柠条林地分别在剖面0.1、2.5、5.8、8.7和15.0 m处出现峰值, 其SIC峰值含量是整个剖面平均SIC的3~4倍; 最大和最小值分别是34.22 g·kg-1和0.51 g·kg-1.退化人工草地在0~1.4 m剖面SIC含量较低, 而分别在剖面3.8、7.8、10.5、14.0和17.0 m左右出现峰值,其SIC峰值含量是整个剖面平均SIC的1.5~4.3倍; 最大和最小值分别是34.58 g·kg-1和0.28 g·kg-1[图 4(b)].防风固沙林区, 樟子松林0~2.0 m土壤剖面中SIC的含量为0.57 g·kg-1, 在2.0 m处显著增大后逐渐趋于稳定, 且稳定于5.56 g·kg-1左右; 2.0 m以下SIC含量是上层的9.75倍; 而荒草地剖面SIC的含量无明显的变化[图 4(c)].
如图 5(a)所示, 不同土地利用方式下SOC密度分布存在明显的差异.不同剖面20.0 m的SOC密度大小依次为:矮化枣树(53.54 kg·m-2)>未矮化枣树(43.51 kg·m-2)>柠条林(26.88 kg·m-2)>退化人工草地(25.35 kg·m-2); 8.0 m剖面中SOC密度大小依次为樟子松林(9.26kg·m-2)>荒草地(6.13 kg·m-2). 图 5(b)中不同土地利用方式下0~1.0 m和0~5.0 m的SIC密度存在明显的差异; 0~20.0 m的SIC密度差异较小.不同剖面20.0 m的SIC密度大小依次为:未矮化枣树(335.52 kg·m-2)>矮化枣树(331.60 kg·m-2)>柠条林(290.26kg·m-2)>退化人工草地(273.28kg·m-2); 8.0 m剖面中SIC密度大小依次为樟子松林(55.94kg·m-2)>荒草地(6.56kg·m-2).在每个剖面当中, SOC与SIC密度之间存在非常显著的差异(图 6).矮化枣树、未矮化枣树、柠条林、退化人工草地、樟子松林和荒草地中每个剖面中SIC密度分别是SOC密度的6.19、7.71、10.80、10.78、5.91和1.03倍, 仅在荒草地中两者之间无较大差异.
SOC在深层土壤剖面中的分布与土地利用方式、土壤理化性质、土地管理措施以及剖面中古土壤的分布等有关.在本研究中, 干旱半干旱黄土丘陵区不同土地利用方式是SOC垂直分布的一个主要的影响因素; 在不同土地利用方式下SOC含量存在很大差异, 在P < 0.05的水平存在显著的差异(图 3)[25]; 这是因人工经济林区、退耕还林(草)区和防风固沙区SOC含量之间的差异主要是因为土壤质地有着明显的差异, 土壤类型分别属于粉壤土、壤土和砂土; SOC含量与土壤中黏粒和粉粒含量呈正相关关系, 与沙粒呈负相关关系(表 2).不同的土层SOC也存在一定差异, SOC含量在表层最高, 随着剖面深度的增加SOC含量逐渐减少(图 4), 这与Wang等[26]的研究结果相似.这主要是因表层积累大量的枯枝落叶及植物残体提高了表层SOC含量, 柠条林、退化人工草地和荒草地尤为明显.
在2.0 m以下深层剖面中, 图 2(a)矮化枣树SOC含量高于未矮化枣树, 且在4.0~11.0 m之间的差异更大, 这是矮化枣树在前期灌过水, 引起土壤剖面中SOC含量的提高, 而且灌溉的同时也会造成上层可溶性SOC的淋溶[27]; 11.0 m以下两者之间存在很较小的差异.这表明矮化枣树冠幅的减少并未影响SOC含量, 主要是灌溉水引起的差异. 图 2(b)中, 柠条林和和退化人工草地土壤剖面中SOC无显著性差异(图 3), 这主要是退化人工草地在退化演替之前主要是苜蓿, 因其生物量大根系发达, 导致柠条林和退化人工草地之间无较大差异; 但在剖面4.6~11.0 m存在一定的差异, 这主要是柠条林根系持续生长产生的分泌物以及根系脱落物造成的差异[28]; 这表明柠条林的持续生长提高了土壤剖面中SOC密度(图 5). 图 2(c)中樟子松林和荒草地之间存在显著性差异, 2.0 m以下樟子松林地的SOC含量是荒草地1.67倍, 是樟子松林上层0~2.0 m的1.41倍, 这主要原因是2.0 m以下剖面中SOC与土壤粉粒和黏粒含量增加呈正相关; 其次是樟子松根系生长提高了土层中的SOC含量.荒草地在表层0~0.4 m SOC含量高于樟子松林是因表层存在大量的枯枝落叶, 造成表层SOC快速升高.
3.2 不同土地利用方式对SIC的影响在干旱半干旱地区, SIC在土壤剖面中的分布主要受土壤母质、气候因素和土壤理化性质等因素影响[29, 30].在本研究中, 不同土地利用方式下人工经济林区域和退耕还林(草)区域剖面SIC含量之间无显著性差异; 而人工经济林和退耕还林(草)与防风固沙林地各剖面之间存在显著性差异(图 3); 采样点各剖面中SIC的变化范围是0.28~34.58 g·kg-1.人工经济林区和退耕还林(草)区域平均SIC含量与高于防风固沙林区荒草地, 这主要是因为人工经济林区和退耕还林(区)土壤母质中含有大量的碳酸盐使整个剖面中SIC含量较高.而在土壤表层0~0.4 m剖面中SIC整个含量较低是由于降水和植被生长的共同作用使表层碳酸盐发生淋溶, SIC的含量低于0.4 m以下土层.
人工经济林区矮化枣树和未矮化枣树具有较高的SIC含量, 未矮化枣树在4.0 m左右的土层中出现大的波动可能是因为此土层中古气候较为湿润或者母质的原因, 使其含量低于剖面其他部位[31].在5.0~17.0 m剖面中, 两个土壤剖面中SIC含量无明显差异, 而在17.0 m以下波动增大, 这是因母质的差异引起的变化.退耕还林(草)样地中, 柠条林和退化人工草地SIC含量在剖面中具有剧烈的波动, 这可能与古气候变化有关.在气候湿润的时期发生碳酸盐的淋溶和累积, 在土壤剖面中形成“料浆层”.而“料浆层”的碳酸盐含量高于剖面其他部位, 导致剖面中出现SIC含量突然增加的现象; 在0~4.0 m柠条林和退化人工草地SIC含量整体较低, 这可能与采样点古气候湿润程度有关, 降水增加土壤表层的碳酸盐溶解, 形成易溶的重碳酸盐, 随着土壤水分向下淋溶, 当土壤中水分被植物利用后, 重碳酸盐累积转化为碳酸盐沉积形成钙积层, 提高土壤下层SIC含量[32].在防风固沙区, 樟子松林和荒草地土壤剖面SIC含量有显著差异(图 3).在2.0 m以下, 樟子松林中SIC含量突然增大, 是2.0 m以上层的9.75倍, 这主要是樟子松林地SIC含量的增加主要与土壤粉粒和SOC含量的增加有关.根据皮尔逊相关系数表明SIC与砂粒、粉粒、黏粒和SOC之间的相关系数分别是-0.858、0.870、0.490和0.613(P < 0.01)(表 2).在荒草地剖面中SIC含量较低且无较大的波动, 这主要是荒草地属于沙土不利于无机碳颗粒的保存.这表明土壤质地在土壤碳存储过程中起到重要的作用.
3.3 陕北黄土丘陵区不同土地利用方式对土壤碳密度的影响在干旱半干旱地区土壤碳储量对于生物圈以及碳循环过程具有重要意义.不同的土地利用方式对土壤碳储量有很大的影响.从研究区的土壤碳密度可知, 在不同土地利用方式下20.0 m剖面中土壤碳密度达到344.98 kg·m-2, 因此之前学者对干旱半干旱地区的土壤碳的研究严重低估了该地区土壤碳储量, 因为大多数的研究集中于土壤表层SOC, 而忽视了SIC的含量及深层剖面的碳储量[10].土壤碳库的微小变化, 都可引起大气CO2剧烈变化.干旱半干旱区SIC密度远大于SOC密度, 在人工经济林区域、退耕还林(草)区域以及防风固沙林区域的樟子松林SIC密度是SOC密度的6.19~10.80倍, 这与Wu等[32]的研究结果相一致, 这主要是因为土壤母质中含有的大量的无机碳提高了土壤碳密度.荒草地整个土壤剖面中砂粒含量在75%以上, 土壤质地较粗, 土壤颗粒对于SOC和SIC没有保护和固定作用, 导致SOC和SIC含量都很低.在干旱半干旱地区SIC储量是SOC储量的1~11倍, 不同土地利用方式对于土壤碳库影响, 即可能变成向大气输送CO2, 也可能会变成为吸收大气中CO2.土壤碳酸盐的转化周期较长, 因而SIC在土壤中的累积是一个重要的碳汇, 也是一个稳定的土壤碳库.不合理的土地利用造成土壤退化, 引起有机碳含量下降, 使土壤由碳汇变成碳源, 影响区域内气候的变化以及碳循环的过程.根据不同土地利用方式下土壤有机碳的累积和对无机碳含量的影响, 矮化枣树, 退化人工草地和樟子松林在3个采样点对于黄土丘陵区的植被恢复以及生态建设是较合理的措施.
4 结论(1) 不同土地利用方式下, 3个采样点各剖面平均SOC含量之间存在显著性差异(P < 0.05); SIC在人工经济林和退耕还林(草)样地内两点剖面平均SIC含量之间无显著性差异, 人工经济林、退耕还林(草)和防风固沙林样地以及防风固沙林样地之间平均SIC含量存在显著性差异(P < 0.05).
(2) 不同利用方式土壤碳密度之间差异性显著, 矮化枣树、未矮化枣树、柠条林、退化人工草地、樟子松林和荒草地中每个剖面中SIC密度分别是有机碳密度的6.19、7.71、10.80、10.78、5.91和1.03倍.从长远来看, 矮化枣树, 退化人工草地和樟子松林在3个采样点对于黄土丘陵区的植被恢复以及生态建设是较合理的措施.
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