土壤有机碳(soil organic carbon，SOC)是陆地生态系统的重要组成部分，其变化不仅影响土壤N、 P、 S等元素生物地球化学循环，而且影响大气中温室气体浓度变化、 水分循环、 土地生产力和生态系统服务^{[1, 2, 3]}. 随着人口激增，陆地生态系统中SOC变化对人类活动(化石燃料焚烧、 毁林，土地利用方式变化等)的响应极其敏感.

大量研究显示，土地利用方式变化是导致陆地生态系统土壤碳循环变化的重要驱动力^{[4, 5, 6]}. 土地利用方式的变化，通过改变土壤有机物的输入输出数量、 质量和转化过程，强烈影响SOC的积累和消耗，如天然林变成草地^[7]、 天然林变成农田^[8]、 农田变成人工林^[9]、 农田变成草地^[10]等. 小流域综合治理是黄土高原地区治理水土流失、 提高区域经济水平的重要措施，而土地利用方式变化是小流域综合治理的核心^{[11, 12, 13]}. 退耕还果和退耕还林是高原沟壑区小流域综合治理中两种主要措施，各自发挥着不同生态和经济效益，共同促进了流域综合治理和生态环境建设. 坡耕地改为刺槐林后，水土流失得到遏制，单位面积土地的固碳释氧功能得到发挥. 退耕还果，则显著提高了当地农民的经济收入，促进了当地经济结构的发展. 基于不同服务功能，果园和刺槐作为两种生态系统，其管理方式也存在显著不同：刺槐林生态系统服务于水土保持，采用近自然的管理方式，树叶等凋落物自然积累在地表，种植后很少进行翻耕、 砍伐、 放牧等人类活动的干预； 而果园生态系统，服务于当地群众经济收入，施肥、 土壤翻耕与除草、 果树修剪、 清地表落叶等人类活动强烈. 同一流域内，两种陆地生态系统的管理方式都强烈地影响着土壤有机物的输入和矿化分解. 目前，单一治理措施对SOC含量的影响已有大量的研究^{[14, 15, 16, 17]}，然而针对两种治理措施下小流域陆地生态系统土壤固碳功能变化的对比研究相对较少.

本试验以黄土高原沟壑区的典型治理小流域为对象，选取流域梁坡地上不同生长年限苹果园和刺槐林生态系统，分析两种治理措施条件下陆地生态系统土壤固碳功能随时间的变化趋势及其与有机物输入量的关系，以深入了解水土流失区陆地生态系统中碳循环的地球生物化学循环过程.

试验位于陕西省长武县王东沟小流域(东经 107°40′~107°42′，北纬 35°12′~35°16′)，为 “中国科学院长武黄土高原农业生态试验站” 所在地，是我国重点水土流失治理小流域. 土地面积8.3 km²，塬、 沟、 坡各占土地面积的 1/3，沟壑密度为2 178条 ·km^-2，属典型的黄土高原沟壑类型区. 海拔1 220 m，从塬面到沟底的最大高差280 m，属大陆季风气候. 1984~2013年平均降雨量为560 mm，但季节性分布不均，7~9月降水占年降水总量的57%，年平均气温为9.2℃，大于等于10℃ 积温为3 029℃，年日照时数为2 230 h，年辐射总量484 kJ ·cm^-2，无霜期171 d.

流域内，梁坡地土壤(黄绵土，母质为深厚的中壤质马兰黄土)侵蚀严重，为水土流失的主要治理地段. 早在20世纪五六十年代，当地居民就开始自发在立地条件较差的农田上栽植刺槐等耐旱、 成活率高的树种. 80年代，造林工程推进的同时，苹果园也开始发展，其经济效益逐步显现，以此为导向，立地条件较好的农田先后改建为果园. 因此，流域内分布着不同生长年限的刺槐林和果园，且二者立地条件差异较大. 据此，选取梁坡地不同生长年限的苹果园 [3年(幼树期)、 8年 (盛果前期)、 12年 (盛果期)、 18年 (盛果后期)]和刺槐林[12年 (中龄期)、 18年 (近熟期)、 25年 (成熟期)]，与苹果园、 刺槐林立地条件相近的农地各一组(果园对照农地组： 对照1、 刺槐对照农地组： 对照2)，采用空间序列代替时间序列的方法，探讨两种水土流失治理模式下土壤固碳功能随时间的变化特征及影响因素.

农地以玉米为主，为一年一熟制，人工表层撒施肥料，一般与播种前的土壤耕翻(20 cm)结合进行； 苹果园内设置株行距为3 m×4 m，人工挖沟撒施肥料后掩埋，每年11月施用基肥，次年7月追施，一般春秋两次修剪，春季实施疏花疏果，全年深翻(50 cm)两次； 刺槐林内设置株行距为1.5 m×1.5 m，自然生长，无人为管理措施.

样地采用 “ S ” 型布点取样，用直径为 3 cm 的土钻多点采集表层 (0~20 cm)土壤，混合为一个样品. 共采集样品51个(图 1)，其中苹果园21个样品(3年3个，8年6个，12年7个，18年5个)，刺槐林地18个样品 (12年5个，18年6个，25年7个)，对照农地2组，每组6个，共计12个样品. 采样时间为 2004 年5月.

图 1

Fig. 1

图 1 土壤采样点分布示意 Fig. 1 Schematic diagram of sampling points in Wangdonggou watershed

在各苹果园和刺槐林样地内，分别选取3棵长势良好无病虫害的样树，进行根系生物量的调查. 利用根钻 (d=9 cm)，以树干为中心，每120°沿半径方向，距离树干0.5 m、 2 m处，钻取0~20 cm样品，混合为一个样品，共计39个样品. 在各农地内，选取6块植株生长均匀，株行距较一致的小样方，每个小样方钻取1个0~20 cm样品，混合为一个样品，共计12个样品. 采样时间为2004年7月.

在各刺槐林样地内设3个1 m×1 m样方，每个样方上距地表 50 cm处布设孔径为0.2 mm×0.2 mm的收集器. 每两个月收集一次. 2004年5月到2005年5月，共收集子样品324个，总样品54个. 农作物成熟后，被全部收割，作物残茬量较少，而果园生态系统中，为了防止病虫害，地表凋落物全部被移出，故凋落物量均计为零.

将新鲜土样混合均匀，风干，磨细过0.149 mm筛，采用H₂SO₄-K₂Cr₂O₇ 外加热法测定SOC、 凯氏定氮法测定TN. 利用游标卡尺将根系生物量样品中d<2 mm的细根拣出，冲洗，80℃烘干至恒重，计算细根生物量. 凋落物样品，在80℃烘72 h，称重，估算单位面积上凋落物量.

利用Excel 软件进行数据的预处理，数据方差分析采用SAS软件(SAS 6.12)，当F检验显著时，进行均值间LSD显著性检验，所有方差分析的α=0.05. 用SigmaPlot软件绘制土壤表层SOC、 TN含量分布图.

图 2显示，3年、 8年、 12年、 18年苹果园SOC含量分别为6.51、 6.02、 5.51、 5.21 g ·kg^-1，TN含量分别为0.82、 0.77、 0.72、 0.63 g ·kg^-1，随生长年限的增加，SOC含量明显下降. 与对照1(6.73 g ·kg^-1)相比，12年、 18年苹果园SOC含量降幅达18.08%和22.55%，差异极显著(α =0.01). 相较于3年苹果园，12年苹果园显著下降达15.36%，18年苹果园极显著下降，降幅达19.97%. TN含量则呈略微上升，而后逐步下降的趋势. 改建果园初期，前期肥料的大量投入，导致与对照1(0.76 g ·kg^-1)相比，3年苹果园TN含量要高出8.08%，8年苹果园TN含量基本与农地持平. 而18年TN含量下降明显，与3年苹果园相比，下降达23.17%，差异极显著(α =0.01)，与对照1、 8年苹果园差异也达到显著水平(α =0.05)，降幅分别为16.91%、 18.18%. 表明农田改建为果园后，人类管理措施及土壤有机质输入输出方面有较大的差异，使得苹果园表层SOC、 TN含量随退耕年限的增加呈下降趋势.

图 2

Fig. 2

图中不同字母表示处理间存在显著差异，否则无显著差异，下同图 2 坡地不同年限苹果园土壤表层(0~20 cm) SOC、TN含量 Fig. 2 SOC and TN in topsoil (0-20 cm) in different plantation age apple orchards in slope land

图 3显示，12年、 18年、 25年刺槐林SOC含量分别为5.97、 7.50、 8.17 g ·kg^-1，TN含量分别为0.71、 0.80、 0.86 g ·kg^-1. 12年刺槐林SOC和TN含量增幅较小，而18年、 25年刺槐林则增加显著. 与对照2(5.67 g ·kg^-1)相比，18年、 25年刺槐林SOC含量极显著增加，增幅达32.36%、44.13%. 相较于12年刺槐林，18年、 25年刺槐林SOC含量分别增加了25.63%、 36.85%，差异均达到极显著水平(α=0.01). TN含量，相较对照2(0.69 g ·kg^-1)，18年刺槐林显著增加达15.75%； 25年刺槐林则增加了24.22%，差异极显著 (α=0.01). 相较18年刺槐林，25年刺槐林也极显著增加达21.13%. 表明，刺槐林生长前期，自身同化作用强烈，消耗SOC较多，随着进一步生长形成稳定的乔-灌-草结构，加之人类干扰较少，SOC、 TN逐步积累.

图 3

Fig. 3

图 3 坡地不同年限刺槐林土壤表层(0~20 cm) SOC、TN含量 Fig. 3 SOC and TN in topsoil (0-20 cm) in different plantation age black locusts in slope land

随生长年限的延长，苹果园和刺槐林细根生物量均显著增加(表 1). 但3年苹果园根系量仅为对照1(77 g ·m^-2)的25.97%，8年、 12年、 18年苹果园分别为农地的66.23%、 85.71%、 96.10%. 可见，苹果树生长近20年后，细根生物量才能恢复到建立前农地水平. 而12年、 18年、 25年刺槐林细根生物量分别为84、 122、 175 g ·m^-2，较对照2(68 g ·m^-2) 极显著增加，增幅分别达 23.53%、 79.41%、 157.35%. 退耕12年后，刺槐林细根生物量已经恢复到对照农地水平，退耕25年后，增加到农地的2.57倍.

表 1(Table 1)

表 1 苹果园和刺槐林细根生物量和地表凋落物含量1) Table 1 Fine root biomass and above-ground litter amounts in orchards and black locusts 生态系统 年限 细根生物量 /g·m-2 地表凋落物 /g·(m2·a)-1 对照1 — 77A 0 苹果园 3年 20D 0 8年 51C 0 12年 66B 0 18年 74AB 0 对照2 — 68 d 0 刺槐林 12年 84c 194c 18年 122b 298b 25年 175a 433a 1)表中不同大、 小写字母分别表示苹果园和刺槐林的不同处理间有显著差异，否则无显著差异； “—”表示无

表 1 苹果园和刺槐林细根生物量和地表凋落物含量1) Table 1 Fine root biomass and above-ground litter amounts in orchards and black locusts

农作物成熟后，被全部收割，而苹果园枝条、 落叶等也全部被移出，故无凋落物累积情况； 而还林后，地表凋落物大幅度增加，12年，18年、 25年刺槐林年凋落物积累量分别为194、 298、 433 g ·m^-2，25年刺槐林相较12年刺槐林也增加了近1.23倍. 此结果表明，苹果园和刺槐林生态系统相较各自对照组农地，在有机物输入方面存在显著差异.

目前，国内针对苹果园SOC随时间的变化趋势出现了增加^[18]、 降低^[19]、 基本保持不变^[15]这3种观点，而对于刺槐林多数研究^{[17, 20, 21]}支持增加的观点.

本研究中，农地转变为果园后，SOC含量呈下降趋势. 18年苹果园较对照1，极显著下降达19.97%[-0.07 g ·(kg ·a)^-1]. 此结论与杨雨林等^[19]、 曹裕等^[22]报道一致，但薛萐等^[23]发现，30年苹果园SOC含量为对照梯田的1.98倍[0.08 g ·(kg ·a)^-1]，陈磊等^[18]指出，与1年果园相比，17年苹果园SOC含量提高了24.39%[0.09 g ·(kg ·a)^-1]. 上述不同结果产生的原因可能为：王东沟坡地苹果园由修筑的梯田地改建而来，由于之前遭受水土流失，无地表覆盖，加之受地形和地理位置的限制有机、 无机肥料投入相对较少，有机碳积累困难. 而刺槐林SOC含量随种植年限的增加，上升趋势明显. 相较对照2，25年刺槐林SOC含量极显著增加达44.13%[0.10 g ·(kg ·a)^-1]. 此结论与多数前人研究结果一致，如薛萐等^[20]发现，50年刺槐林SOC含量增加到10.18 g ·kg^-1，为对照农田的3.72倍[0.15 g ·(kg ·a)^-1]，Li等^[24]研究也指出，20年刺槐林相较对照农地增加近4.95倍[0.44 g ·(kg ·a)^-1]. 随林龄的增长，刺槐林逐渐形成稳定的乔-灌-草结构，且其林下凋落物大量积累，根系生物量逐年增加，加之根瘤固氮，都促进了SOC的积累.

流域内农作物收获后根系以及少量作物残茬直接进入土壤，成为有机质的来源. 但农地改建为苹果园后，根系生物量、 凋落物量输入大幅度降低. 尽管苹果园根系生物量逐年增加，18年苹果园较3年苹果园提高了近2.70倍，仅恢复到对照农地的96.10%，并且苹果园根系集中，分布不均匀，根系残体以较难分解的木质素构成为主，不易转化为土壤腐殖质^[25]. 加之，果品的大量产出、 修剪的枯枝落叶被移出，导致有机物输入量大幅度减少，是造成果园SOC含量降低的主要原因之一. 再者，改建为果园后，土壤耕作次数增加，耕作深度也由表层20 cm增加到50 cm，对土壤扰动更强烈，尽管改善了土壤通气性，但使得土体破碎，有机质暴露充分，微生物活动加强，促进了SOC的矿化分解^{[26, 27]}. 此外，除草，清园等活动导致果园地表裸露，深翻又使得土壤结构疏松，雨滴打击及雨水的直接冲刷更强烈，土壤流失量增加，加剧了SOC的流失^{[28, 29]}.

林地SOC的补充和累积主要来自凋落物、 根系残体及其分泌物等^{[5, 30]}. 周国模等^[31]认为植物凋落物和根系分泌物等作用使17年杉木林较9年杉木林表层SOC增加了2.19倍，这与本研究结果一致. 退耕10年后，刺槐林形成较稳定的乔-灌-草结构，每年向林下提供大量的凋落物. 赵勇等^[32]运用Olson分解模式，得到刺槐林年内凋落物完全分解需要29个月，凋落物存在明显的积累现象. 本研究中，25年刺槐林较12年刺槐林凋落物量增加了近1.23倍. 通过分析发现，刺槐林SOC含量与凋落物量呈线性正相关关系(ysoc=0.009 x+4.438 5，R2=0.913 7). 刺槐林根系生物量也逐年增加，25年刺槐林已经增加到对照农地的2.57倍，其根系量与SOC含量也存在线性正相关关系(y_soc=0.023 5 x+4.235 8，R2=0.902 1). 凋落物及细根生物量的大量投入，较少的人类干扰，是刺槐林SOC逐渐积累的主要原因. 已有研究表明土壤呼吸与温度呈幂函数^[33]、 指数^[34]等正相关关系. 而刺槐林郁闭度、 地表覆盖度高，无砍伐、 放牧等干扰，土体扰动少，不仅使得土壤温度降低^[35]，而且水土流失也得到遏制，这都在一定程度上促进了SOC的积累. 此外，刺槐根瘤固氮，不仅使土壤TN含量升高，而且减弱了新老有机碳的分解，使得有机碳固存量增加^[36].

SOC固存，在调节和维持正常的生态系统服务中有着重要的作用^[37]. 刺槐林随林龄的增加，SOC固存量显著增加，这对减缓大气CO₂浓度升高，缓解温室效应具有重要意义. 但是，对经济利益的追求，导致人们对生态系统过分的干预，使得生态系统服务的持续供给能力受到损害^[38]. 苹果园较高的经济效益促使人们的管理方式只注重提高土壤生产力，却造成苹果园土壤固碳能力逐年下降. 已有研究表明，SOC低于某一临界值就难以保持土壤团聚体的稳定性，进而影响土壤生产力^[39]. 今后的管理中，可以通过适当的粮果间作、 生草栽培、 麦秆覆盖等措施^{[40, 41]}，来提高苹果园有机物的输入量和地表覆盖度，以此来逐步增加果园SOC含量. 刺槐林生长迅速，萌蘖力强，可以通过合理的间伐，逐步提高其经济效益^[42]. 在黄土区，流域综合治理条件下，寻找到退耕还果和退耕还林土地利用比例平衡点，在维持流域综合效益的同时，实现生态经济的可持续发展是未来需要关注的课题.

随生长年限的增加，苹果园和刺槐林生态系统，土壤固碳功能变化趋势出现显著差异，苹果园显著下降，刺槐林则显著上升. 相较农地(对照)，耕作、 施肥等人类管理方式的不同，是导致苹果园和刺槐林生态系统生物量碳投入量和土壤SOC积累、 消耗速率变化的主要因素，最终造成了二者固碳功能随时间的不同变化.